Luận án Tiến sĩ Môi trường: Nghiên cứu môi trường đất, nước và đa dạng cá của các mô hình sản xuất tại U Minh Hạ tỉnh Cà Mau

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO TRƯỜNG ĐẠI HỌC CẦN THƠ LÊ VĂN DŨ

NGHIÊN CỨU MÔI TRƯỜNG ĐẤT, NƯỚC VÀ ĐA DẠNG CÁ CỦA CÁC MÔ HÌNH SẢN XUẤT

TẠI U MINH HẠ TỈNH CÀ MAU

LUẬN ÁN TIẾN SĨ NGÀNH MÔI TRƯỜNG ĐẤT VÀ NƯỚC MÃ SỐ: 62 44 03 03

NĂM 2022

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO TRƯỜNG ĐẠI HỌC CẦN THƠ

NGHIÊN CỨU MÔI TRƯỜNG ĐẤT, NƯỚC VÀ ĐA DẠNG CÁ CỦA CÁC MÔ HÌNH SẢN XUẤT

TẠI U MINH HẠ TỈNH CÀ MAU

LUẬN ÁN TIẾN SĨ NGÀNH MÔI TRƯỜNG ĐẤT VÀ NƯỚC MÃ SỐ: 62 44 03 03

NGƯỜI HƯỚNG DẪN PGS. TS. TRƯƠNG HOÀNG ĐAN

NĂM 2022

CHẤP THUẬN CỦA HỘI ĐỒNG

Luận án này với đề tựa là “Nghiên cứu đánh giá chất lượng đất, nước và đa dạng cá ở các mô hình sản xuất tại U Minh Hạ - tỉnh Cà Mau”, do nghiên cứu sinh Lê Văn Dũ thực hiện theo sự hướng dẫn của PGS.TS. Trương Hoàng Đan. Luận án đã báo cáo và được Hội đồng đánh giá luận án tiến sĩ thông qua ngày: …/…/2022. Luận án đã được chỉnh sửa theo góp ý và được Hội đồng đánh giá luận án xem lại.

Thư ký (ký tên)

Uỷ viên (ký tên)

Uỷ viên (ký tên)

Phản biện 3 (ký tên)

Phản biện 2 (ký tên)

Phản biện 1 (ký tên)

Người hướng dẫn (ký tên)

Chủ tịch Hội đồng (ký tên)

I

LỜI CẢM ƠN

Xin chân thành gửi lời cảm ơn sâu sắc đến PGS.TS. Trương Hoàng Đan, đã tận tình hướng dẫn về chuyên môn và đóng góp những ý kiến quý báu trong suốt quá trình thực hiện luận án.

Xin gửi lời cảm ơn chân thành đến các cán bộ Vườn quốc gia U Minh Hạ, tỉnh Cà Mau. Xin cám ơn gia đình anh Nguyễn Minh Truyền đã tận tình giúp đỡ trong suốt quá trình thực hiện luận án tại vùng nghiên cứu.

Xin cảm ơn gia đình và đồng nghiệp đã hết lòng động viên, giúp đỡ tôi trong quá

trình học tập và thực hiện luận án.

Trong quá trình thực hiện luận án mặc dù đã cố gắng nhưng không tránh khỏi thiếu

sót. Vì vậy rất mong được sự đóng góp ý kiến cũng như bổ sung của quý Thầy Cô.

Tôi xin chân thành cảm ơn!

II

TÓM TẮT Nghiên cứu được thực hiện nhằm khảo sát kỹ thuật của các mô hình sản xuất Tràm tự nhiên, Tràm trồng (Melaleuca cajuputi), Keo lai (Acacia hybrid) và Lúa hai vụ tại VQG U Minh Hạ - Cà Mau; đồng thời, đánh giá tác động của các mô hình đến chất lượng môi trường đất, môi trường nước và sự đa dạng cá trong giai đoạn 2017 – 2020 và đề xuất một số giải pháp phù hợp hỗ trợ cho công tác quản lý tại đây. Nghiên cứu đã tiến hành phỏng vấn về kỹ thuật canh tác và đánh giá sự biến động môi trường đất, nước và đa dạng cá ở các cấp tuổi khác nhau trên hai tầng phèn (phèn nông và phèn sâu) vào mùa mưa (8/2018) và mùa khô (4/2019) sử dụng 6 thông số chất lượng đất và 9 thông số chất lượng nước. Các phân tích thống kê đa biến cũng đã được áp dụng nhằm đánh giá mối tương quan, sự biến đổi chất lượng nước và đất theo không gian và thời gian. Kết quả cho thấy chất lượng đất tại các mô hình Tràm tự nhiên ở mức nghèo và mức trung bình đối với Tràm trồng, Keo lai và Lúa 2 vụ. Chất lượng nước được xác định không phù hợp cho mục đích bảo tồn động thực vật thuỷ sinh. Chất lượng đất phèn nông có thành phần các chất dinh dưỡng cao hơn đất phèn sâu; trong khi đó, chất lượng nước vào mùa mưa có xu hướng ô nhiễm hơn so với mùa khô, phèn nông ô nhiễm hơn phèn sâu. Phân tích cụm và phân tích thành phần chính cho thấy sự biến động được xác định chủ yếu là các quá trình lý-hoá trong tự nhiên, yếu tố thuỷ văn và sự tác động của con người. Phân tích biệt số chỉ ra rằng sự biến động theo mùa và theo tầng được phân biệt bởi các thông số chính bao gồm pH, tỷ trọng, chất hữu cơ và TP (theo tầng), tỷ trọng và ẩm độ (theo mùa) đối với môi trường đất. Đối với môi trường nước, pH, EC, BOD, COD, N-NH₄⁺, N- NO₃ˉ va Fe³⁺ được xác định để phân biệt mùa và pH, EC, DO, COD và N-NH₄⁺ giữa hai tầng với mức độ chính xác 76,76 - 100% cho các trường hợp phân biệt. Đa dạng thành phần loài cá tại các mô hình được phát hiện giảm, thuỷ vực thuộc phèn nông đa dạng kém hơn so với phèn sâu và mô hình Tràm tự nhiên có cấu trúc thành phần loài thấp hơn Keo lai, Tràm trồng và Lúa hai vụ. Thông số pH, EC, BOD, N-NO₃ˉ, N-NH₄⁺, Fe³⁺ và Al³⁺ được xác định có ý nghĩa giải thích sự biến động cá thông qua phân tích BIO-ENV. Từ kết quả của nghiên cứu, việc hạn chế quá trình phèn hoá, xử lý chất lượng nước mặt tại khu vực Tràm trồng và Keo lai là cần thiết để đảm bảo môi trường sống và sự phát triển của cá trong các mô hình. Từ khoá: Đa dạng cá, mô hình sản xuất, môi trường đất, môi trường nước, U Minh Hạ - Cà Mau,

III

ABSTRACT The study was carried out to investigate the techniques of production models (Melaleuca cajuputi, Acacia hybrid and 2-crop rice) in U Minh Ha National Park – Ca Mau, assess the impact of the models on environmental quality of soil, water and fish diversity and propose suitable solutions for management. The study conducted interviews on farming techniques and assessed the changes in soil environment, water environment and fish diversity at different age levels on two acid sulfate soil layers (shallow (S-ASS) and deep (D-ASS)) in the rainy season (August 2018) and dry season (April 2019) using six soil quality parameters and nine water quality parameters. Multivariate statistical analyses were applied to evaluate the correlation and spatial and temporal variations in the soil and water quality. The results for soil quality in the natural Melaleuca models were poor and moderate for planted Melaleuca, Acacia hybrid and 2-crop rice. The water quality was determined to be unsuitable for conservation purposes of aquatic flora and fauna. The quality of S-ASS has a higher nutrient composition than D-ASS; meanwhile, water quality in the rainy season tended to be more polluted than in the dry season, and S-ASS was more polluted than D-ASS. Cluster analysis and principal component analysis showed that the variability was mainly determined by physico- chemical processes in nature, hydrological factors and human impacts. Discriminant analysis showed that seasonal and layers variation were distinguished by the main parameters, including pH, density, organic matter and TP (by layers), density and moisture (by seasonal) for with the soil environment. For water quality, pH, EC, BOD, COD, N-NH₄⁺, N-NO₃ˉ and Fe³⁺ were detected to distinguish the seasons and pH, EC, DO, COD and N-NH₄⁺ (between the two acid sulfate soil layers) with an accuracy level of 76.76 - 100% for discriminant cases. The diversity of fish species composition in the models was found to be reduced, the water bodies of S-ASS were less diverse than those of D-ASS, and the species in natural Melaleuca model had a lower species composition than Acacia hybrid, planted Melaleuca and 2-crop rice. pH, EC, BOD, N-NO₃ˉ, N-NH₄⁺, Fe³⁺ and Al³⁺ were determined to be significant in explaining fish fluctuations through BIO-ENV analysis. From the results of the study, limiting the oxidation in the soil, treating surface water quality in the area of Melaleuca and Acacia hybrid are necessary to ensure the habitat and growth of fish in the models. Keywords: Fish diversity, soil environment, water environment, production model, U Minh Ha National park – Ca Mau

IV

LỜI CAM ĐOAN

Tôi tên là Lê Văn Dũ, là nghiên cứu sinh ngành Môi trường đất và nước, khóa 2017 – 2020. Tôi xin cam đoan luận án này là công trình nghiên cứu khoa học thực sự của bản thân tôi được sự hướng dẫn của PGS.TS. Trương Hoàng Đan.

Các thông tin được sử dụng tham khảo trong đề tài luận án được thu thập từ các nguồn đáng tin cậy, đã được kiểm chứng, được công bố rộng rãi và được tôi trích dẫn nguồn gốc rõ ràng ở phần Danh mục Tài liệu tham khảo. Các kết quả nghiên cứu được trình bày trong luận án này là do chính tôi thực hiện một cách nghiêm túc, trung thực và không trùng lắp với các đề tài khác đã được công bố trước đây.

Tôi xin lấy danh dự và uy tín của bản thân để đảm bảo cho lời cam đoan này.

Cần Thơ, ngày 19 tháng 9 năm 2022

Tác giả thực hiện (ký tên)

Người hướng dẫn (ký tên)

Lê Văn Dũ

PGS. TS Trương Hoàng Đan

V

MỤC LỤC LỜI CẢM ƠN ............................................................................................................... ii TÓM TẮT .................................................................................................................... iii ABSTRACT ................................................................................................................. iv LỜI CAM ĐOAN .......................................................................................................... v DANH SÁCH HÌNH ...................................................................................................... x DANH SÁCH BẢNG .................................................................................................. xii DANH SÁCH TỪ VIẾT TẮT .................................................................................. xiv CHƯƠNG 1 .................................................................................................................... 1 GIỚI THIỆU .................................................................................................................. 1 1.1 Tính cấp thiết của đề tài .............................................................................. 1

1.2 Mục tiêu của đề tài ...................................................................................... 2

1.2.1 Mục tiêu tổng quát ............................................................................... 2

1.2.2 Mục tiêu cụ thể ..................................................................................... 2

1.3 Giới hạn đề tài ............................................................................................. 2

1.4 Nội dung nghiên cứu ................................................................................... 2

1.5 Ý nghĩa khoa học và thực tiễn của đề tài .................................................... 3

1.5.1 Ý nghĩa khoa học ................................................................................. 3

1.5.2 Ý nghĩa thực tiễn của đề tài .................................................................. 3

1.6 Đối tượng và phạm vi nghiên cứu ............................................................... 3

1.6.1 Đối tượng nghiên cứu ........................................................................... 3

1.6.2 Phạm vi nghiên cứu .............................................................................. 3

1.7 Điểm mới của luận án ................................................................................. 4

1.8 Cơ sở chọn nghiên cứu ................................................................................ 4

1.9 Giả thuyết nghiên cứu ................................................................................. 5

CHƯƠNG 2 .................................................................................................................... 6 TỔNG QUAN TÀI LIỆU .............................................................................................. 6 2.1 Các chỉ tiêu lý hóa đánh giá chất lượng môi trường đất và nước ............... 6

2.1.1 Các chỉ tiêu phổ biến trong đánh giá chất lượng môi trường đất ...... 20

2.1.2 Các chỉ tiêu phổ biến trong đánh giá chất lượng nước ...................... 23

2.2 Mối quan hệ giữa các thành phần môi trường trong điều kiện đất phèn .... 6

2.2.1 Đất ........................................................................................................ 6

2.2.2 Nước ..................................................................................................... 8

2.2.3 Cá.......................................................................................................... 9

VI

2.3 Các phương pháp nâng cao trong đánh giá chất lượng môi trường và đa dạng sinh học ................................................................................................... 24

2.3.1 Ứng dụng thống kê đa biến trong đánh giá chất lượng môi trường ... 24

2.3.2 Phân tích mối liên hệ giữa chất lượng môi trường và sinh vật (BIO- ENV) ........................................................................................................... 26

2.4 Vườn Quốc gia U Minh Hạ ....................................................................... 12

2.4.1 Giới thiệu ............................................................................................ 12

2.4.2 Điều kiện tự nhiên .............................................................................. 13

2.4.3 Đặc điểm kinh tế-xã hội ..................................................................... 16

2.5 Chính sách chuyển đổi canh tác ở VQG U Minh Hạ ................................ 17

2.5.1 Cây Tràm ............................................................................................ 17

2.5.2 Keo lai ................................................................................................ 18

2.5.3 Chính sách chuyển đổi cây trồng ở VQG U Minh Hạ ....................... 18

2.5.4 Hoạt động kê liếp trồng Tràm và Keo lai.......................................... 19

2.6 Nghiên cứu về chất lượng môi trường và đa dạng sinh học ở VQG U Minh Hạ ........................................................................................................... 10

CHƯƠNG 3 .................................................................................................................. 28 PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU .............................................................................. 28 3.1 Thời gian và nội dung nghiên cứu ............................................................ 28

3.1.1 Thời gian nghiên cứu ......................................................................... 28

3.1.2 Nội dung nghiên cứu .......................................................................... 28

3.2 Phương tiện nghiên cứu ............................................................................ 29

3.2.1 Phạm vi nghiên cứu ............................................................................ 29

3.2.2 Đối tượng nghiên cứu ......................................................................... 29

3.2.3 Phương tiện nghiên cứu ngoài thực địa ............................................. 29

3.3 Phương pháp nghiên cứu ........................................................................... 30

3.3.1 Thu thập số liệu thứ cấp ..................................................................... 30

3.3.2 Phương pháp khảo sát ........................................................................ 30

3.3.3 Phương pháp xử lý số liệu .................................................................. 35

CHƯƠNG 4 .................................................................................................................. 39 KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN ..................................................................................... 39 4.1 Khảo sát cấu trúc, kỹ thuật trồng rừng Keo lai, Tràm và lúa 2 vụ tác động của chúng đến môi trường đất, nước và cá tự nhiên ở vùng nghiên cứu ........ 39

4.1.1 Khảo sát cấu trúc, kỹ thuật lên liếp trồng Keo lai và Tràm ............... 39

VII

4.1.2 Khảo sát hiện trạng canh tác lúa 2 vụ ................................................ 42

4.2 Đánh giá chất lượng môi trường đất ......................................................... 44

4.2.1 Biến động chất lượng đất theo cấp tuổi ............................................. 44

4.2.2 Biến động chất lượng đất theo tầng phèn ........................................... 46

4.2.3 Biến động chất lượng đất theo mùa ................................................... 50

4.2.4 Mối tương quan của các thông số chất lượng đất trong các mô hình 52

4.2.5 Đánh giá sự tương đồng chất lượng đất tại các mô hình ................... 54

4.2.6 Xác định các yếu tố ảnh hưởng đến chất lượng đất ........................... 57

4.2.7 Xác định thông số gây ra sự biến động chất lượng đất các mô hình . 60

4.3 Đánh giá chất lượng môi trường nước ...................................................... 62

4.3.1 Biến động chất lượng nước theo tầng phèn ....................................... 62

4.3.2 Biến động chất lượng nước theo mùa ................................................ 67

4.3.3 Mối tương quan của các thông số chất lượng nước trong các mô hình ..................................................................................................................... 72

4.3.4 Đánh giá sự tương đồng chất lượng nước tại các mô hình ................ 74

4.3.5 Xác định các yếu tố ảnh hưởng đến chất lượng nước ........................ 77

4.3.6 Xác định thông số gây ra sự biến động chất lượng nước các mô hình ..................................................................................................................... 80

4.4 Đánh giá đa dạng thành phần loài cá ........................................................ 82

4.4.1 Đa dạng thành phần loài tại khu vực nghiên cứu ............................... 82

4.4.2 Đa dạng thành phần loài theo tầng phèn ............................................ 84

4.4.3 Đa dạng thành phần loài theo mùa ..................................................... 88

4.4.4 Đa dạng thành phần loài theo cấp tuổi ở các mô hình ....................... 91

4.5 Phân tích mối liên hệ giữa chất lượng môi trường đất, nước và đa dạng cá tại các mô hình ................................................................................................ 92

4.5.1 Mối liên hệ giữa chất lượng đất và nước ........................................... 92

4.5.2 Mối liên hệ giữa đa dạng thành phần loài cá và chất lượng môi trường ..................................................................................................................... 95

4.6 Đề xuất giải pháp quản lý môi trường đất, nước và đa dạng cá tại các mô hình ................................................................................................................ 101

CHƯƠNG 5 ................................................................................................................ 105 KẾT LUẬN VÀ ĐỀ XUẤT ....................................................................................... 105 5.1 Kết luận ................................................................................................... 105

5.2 Đề xuất .................................................................................................... 106

VIII

TÀI LIỆU THAM KHẢO ......................................................................................... 107 DANH MỤC CÁC BÀI BÁO ĐÃ CÔNG BỐ ......................................................... 115 PHỤ LỤC ................................................................................................................... 116

IX

DANH SÁCH HÌNH

Hình 2.1 Biểu đồ Eh/pH cho S và Fe áp dụng cho đất phèn tiềm tàng và hoạt động (Fanning và ctv., 1993) .................................................................................................... 7 Hình 2.2 Sơ đồ phương pháp phân tích BIO-ENV (Clarke et al ., 2008) ..................... 27 Hình 3.1 Cơ cấu phân bố mẫu đất, nước tại các mô hình trong nghiên cứu ................. 31 Hình 3.2 Sơ đồ bố trí không gian vị trí thu mẫu ............................................................ 32 Hình 4.1 Lịch thời vụ canh tác lúa 2 vụ (dương lịch) tại khu vực nghiên cứu ............. 42 Hình 4.2 Biến động các thông số vật lý đất theo tầng phèn .......................................... 47 Hình 4.3 Biến động hàm lượng chất hữu cơ và dinh dưỡng theo tầng phèn ................. 48 Hình 4.4 Biến động các thông số vật lý đất theo mùa ................................................... 51 Hình 4.5 Biến động hàm lượng chất hữu cơ và dinh dưỡng theo mùa ......................... 52 Hình 4.6 Sự tương đồng chất lượng đất của các mô hình trong tầng phèn nông .......... 55 Hình 4.7 Sự tương đồng chất lượng đất của các mô hình trong tầng phèn sâu ............. 56 Hình 4.8 Sự tương đồng chất lượng đất của các mô hình vào mùa khô ....................... 56 Hình 4.9 Sự tương đồng chất lượng đất của các mô hình vào mùa mưa ...................... 57 Hình 4.10 Các yếu tố ảnh hưởng đến chất lượng đất phèn nông .................................. 58 Hình 4.11 Các yếu tố ảnh hưởng đến chất lượng đất phèn sâu ..................................... 59 Hình 4.12 Các yếu tố ảnh hưởng đến chất lượng đất vào mùa khô .............................. 60 Hình 4.13 Các yếu tố ảnh hưởng đến chất lượng đất vào mùa mưa ............................. 60 Hình 4.14 Biến động giá trị pH và EC theo tầng phèn .................................................. 63 Hình 4.15 Biến động hàm lượng DO và hữu cơ trong nước theo tầng phèn ................ 65 Hình 4.16 Biến động giá trị dinh dưỡng trong nước theo tầng phèn ............................ 66 Hình 4.17 Biến động giá trị Fe³⁺ và Al³⁺ trong nước theo tầng phèn ............................ 67 Hình 4.18 Biến động giá trị pH và EC theo mùa .......................................................... 68 Hình 4.19 Biến động hàm lượng DO và hữu cơ trong nước theo mùa ......................... 70 Hình 4.20 Biến động giá trị dinh dưỡng trong nước theo mùa ..................................... 71 Hình 4.21 Biến động giá trị Fe³⁺ và Al³⁺ trong nước theo mùa ..................................... 72 Hình 4.22 Sự tương đồng chất lượng nước của các mô hình trong tầng phèn nông ..... 75 Hình 4.23 Sự tương đồng chất lượng nước của các mô hình trong tầng phèn sâu ....... 76 Hình 4.24 Sự tương đồng chất lượng nước của các mô hình vào mùa khô .................. 76 Hình 4.25 Sự tương đồng chất lượng nước của các mô hình vào mùa mưa ................. 77 Hình 4.26 Các yếu tố ảnh hưởng đến chất lượng nước trong tầng phèn nông .............. 78 Hình 4.27 Các yếu tố ảnh hưởng đến chất lượng nước trong tầng phèn sâu ................ 78 Hình 4.28 Các yếu tố ảnh hưởng đến chất lượng nước vào mùa khô ........................... 79 Hình 4.29 Các yếu tố ảnh hưởng đến chất lượng nước vào mùa mưa .......................... 80 Hình 4.30 Số lượng loài và họ cá trong các Bộ tại khu vực nghiên cứu ....................... 83 Hình 4.31 Tỷ lệ thành phần loài (a) và họ (b) theo Bộ cá tại khu vực nghiên cứu ....... 83 Hình 4.32 Đa dạng thành phần loài trong các mô hình tại khu vực nghiên cứu ........... 84 Hình 4.33 Biến động thành phần loài theo tầng phèn giữa hai mô hình Tràm trồng và Keo lai ............................................................................................................................ 88

X

Hình 4.34 Biến động thành phần loài theo mùa ở mô hình Tràm trồng và Keo lai ...... 91 Hình 4.35 Mức độ ảnh hưởng theo kiểu sử dụng đất .................................................... 97 Hình 4.36 Mức độ tác động của môi trường đối với hai mô hình canh tác ................... 99 Hình 4.37 Mục đích đánh bắt cá .................................................................................... 99 Hình 4.38 Các loại ngư cụ đánh bắt thường dùng ....................................................... 100 Hình 4. 39 Mức độ ảnh hưởng từ việc đánh bắt đến đa dạng loài cá .......................... 101

XI

DANH SÁCH BẢNG

Bảng 2.1 Các nghiên cứu về chất lượng nước tại khu vực đất phèn ............................... 9 Bảng 2.2 Thống kê các loại đất chủ yếu ở vùng U Minh Hạ ........................................ 14 Bảng 2.3 Thống kê số loài thực vật thuộc VQG U Minh Hạ ........................................ 15 Bảng 2.4 Động vật ở VQG U Minh Hạ ......................................................................... 16 Bảng 2.5 Xếp loại phản ứng của đất (theo pHH2O, tỷ lệ đất : nước = 1:2,5) ................. 20 Bảng 2.6 Đánh giá hàm lượng chất hữu cơ trong đất .................................................... 21 Bảng 2.7 Hàm lượng Nitơ trong đất .............................................................................. 22 Bảng 2.8 Đánh giá mức độ phốt pho trong đất .............................................................. 22 Bảng 3.1 Phương pháp phân tích các thông số chất lượng nước .................................. 33 Bảng 3.2 Phương pháp phân tích các thông số chất lượng đất...................................... 34 Bảng 3.3 Giá trị giới hạn của một số thông số đánh giá chất lượng môi trường nước . 36 Bảng 4.1 Kích thước mặt liếp và kênh mương ở mô hình Tràm ................................... 39 Bảng 4.2 Kích thước mặt liếp và kênh mương ở mô hình Keo lai ................................ 40 Bảng 4.3 Thời gian lên liếp và cải tạo lại liếp ............................................................... 41 Bảng 4.4 Tỉ lệ canh tác vụ đông xuân và hè thu ........................................................... 43 Bảng 4.5 Kích thước mương bao trong mô hình canh tác lúa 2 vụ ............................... 43 Bảng 4.6 Biến động chất lượng đất dựa trên cấp tuổi tại các mô hình (Đơn vị: năm tuổi) ................................................................................................................................ 45 Bảng 4.7 Mức độ tương quan giữa các thông số chất lượng đất tại các mô hình ......... 54 Bảng 4.8 Các thông số gây ra sự biến động chất lượng đất giữa hai tầng phèn trong mùa khô và mưa ............................................................................................................ 61 Bảng 4.9 Các thông số gây ra sự biến động chất lượng đất giữa hai mùa trong tầng phèn nông và sâu ........................................................................................................... 62 Bảng 4.10 Mức độ tương quan giữa các thông số chất lượng nước tại các mô hình .... 73 Bảng 4.11 Thông số gây ra sự biến động chất lượng nước giữa hai tầng phèn trong mùa khô và mưa ............................................................................................................ 81 Bảng 4.12 Thông số gây ra sự biến động chất lượng nước giữa hai mùa trong tầng phèn nông và sâu ........................................................................................................... 82 Bảng 4.13 Đa dạng thành phần loài theo tầng phèn tại hai mô hình Tràm trồng và Keo lai ................................................................................................................................... 85 Bảng 4.14 So sánh thành phần loài theo bộ tại mô hình Tràm trồng và Keo lai trong hai tầng phèn .................................................................................................................. 87 Bảng 4.15 Đa dạng thành phần loài theo mùa tại hai mô hình Tràm trồng và Keo lai . 88 Bảng 4.16 So sánh thành phần loài theo bộ tại mô hình Tràm trồng và Keo lai theo mùa ................................................................................................................................ 90 Bảng 4.17 Thành phần các loài cá theo Bộ, Họ, Loài trong các mô hình theo cấp tuổi ....................................................................................................................................... 92 Bảng 4.18 Hệ số tương quan giữa chất lượng đất và nước tại mô hình Tràm tự nhiên 93

XII

Bảng 4.19 Hệ số tương quan giữa chất lượng đất và nước tại mô hình Tràm trồng ..... 93 Bảng 4.20 Hệ số tương quan giữa chất lượng đất và nước tại mô hình Keo lai ........... 94 Bảng 4.21 Hệ số tương quan giữa chất lượng đất và nước tại mô hình Lúa ................. 95 Bảng 4.22 Nguyên nhân của việc thay đổi môi trường đất canh tác đối với cá ............ 96 Bảng 4.23 Tác động của môi trường đất đến cá ............................................................ 96 Bảng 4.24 Kết quả phân tích BIO-ENV giữa thành phần loài cá và chất lượng nước trong mô hình Tràm trồng ............................................................................................. 97 Bảng 4.25 Kết quả phân tích BIO-ENV giữa thành phần loài cá và chất lượng nước trong mô hình Keo lai .................................................................................................... 98 Bảng 4.26 Tần suất đánh bắt cá tại khu vực nghiên cứu ............................................. 100

XIII

DANH SÁCH TỪ VIẾT TẮT

Thuật ngữ tiếng Anh

Hiệp hội Y tế Công cộng Hoa Kỳ American Public Health Association Nhu cầu oxy sinh học Bộ Tài nguyên và Môi trường Phân tích Cụm Chất hữu cơ Nhu cầu oxy hoá học Đất phèn Phân tích biệt số Đồng bằng sông Cửu Long Oxy hoà tan Thành phần chính Phân tích thành phần chính Quy chuẩn Việt Nam Phân tích tương quan Tiêu chuẩn Việt Nam Tổng đạm Tổng lân U Minh Hạ Vườn Quốc Gia

Biological Oxygen Demand Cluster Analysis Organic matter Chemical Oxygen Demand Acid sulfate soil Discriminate analysis - Dissolved Oxygen Principal Component Principal Component Analysis - Pearson Correlation - Total nitrogen Total phosphorus

Từ viết tắt Thuật ngữ tiếng Việt APHA BOD BTNMT CA CHC COD ASS DA ĐBSCL DO PC PCA QCVN R TCVN TN TP UMH VQG

XIV

CHƯƠNG 1 GIỚI THIỆU

1.1 Tính cấp thiết của đề tài

Đất ngập nước là yếu tố quan trọng trong đa dạng sinh học và chức năng của hệ sinh thái. Nhiều nghiên cứu trước đó cũng đã nhận định rằng hệ sinh thái đất ngập nước rất hữu ích trong việc điều hoà khí hậu, lọc các chất độc hại, đảm bảo đa dạng sinh học, nguồn thức ăn và tạo sinh kế cho cộng đồng xung quanh (Malthby & Barker, 2009; Triet et al, 2018; Oujidi et al., 2020; Yetis & Akyuz, 2021). Tuy nhiên, những lợi ích mà các vùng đất ngập nước mang lại cũng đã gây ra áp lực đối với khu vực do phát triển của các hoạt động kinh tế - xã hội khác (Scholte et al., 2016; Yetis & Akyuz, 2021), điều này dẫn đến tổng diện tích đất ngập nước trên thế giới đang giảm dần qua từng năm (Hu et al., 2017). Sự suy giảm này được ghi nhận là kết quả của việc gia tăng nuôi tôm, việc chuyển đổi đất ngập nước sang đất nông nghiệp và đất xây dựng, và việc khai thác gỗ nhiên liệu quá mức (Patino and Estupinan-Suarez, 2016; Cui et al., 2016; Tuboi et al., 2018). Song song đó, các tác động này có khả năng làm giảm chất lượng nước và ảnh hưởng ngược lại đối với các điều kiện hệ sinh thái (chức năng và dịch vụ của hệ sinh thái), điều này cũng đã được báo cáo trong các vùng đất ngập nước khác trên thế giới (Cui et al., 2020). Hệ sinh thái đất ngập nước rất nhạy cảm với các nguồn ô nhiễm và do đó có thể dễ dàng bị ô nhiễm khi tiếp xúc với các tác động (Yetis et al., 2014). Chất lượng nước trong hệ sinh thái đất ngập nước được xem là quyết định chủ yếu đến môi trường sống của các sinh vật đất ngập nước khác nhau.

Tại vùng đồng bằng sông Cửu Long, đất ngập nước chủ yếu là hệ sinh thái rừng Tràm trên đất phèn/đất than bùn, điển hình như Vườn Quốc gia Tràm Chim, Vườn Quốc gia U Minh Thượng, VQG U Minh Hạ, Khu bảo tồn thiên nhiên Lung Ngọc Hoàng. Tuy nhiên, các vùng do chi Tràm (Melaleuca) chiếm ưu thế có hai đặc điểm (1) hầu hết đã bị xáo trộn đáng kể bởi hoạt động của con người; (2) hầu hết đều bị tổn thương do biến đổi khí hậu (Tran et al., 2013; Triet et al., 2018). Hiện nay, với chính sách chuyển đổi cơ cấu, quy hoạch lại đối tượng rừng trồng, khuyến khích trồng Keo lai trên đất trồng Tràm truyền thống nhằm thúc đẩy, phát triển kinh tế địa phương cũng như tăng nguồn thu nhập người dân trồng rừng (Lợi & Nguyên, 2015). Với lợi nhuận trồng Keo lai cao gấp 3 - 4 lần so với Tràm bản địa đã đặt ra nhiều thách thức về mức độ xáo trộn hiện trạng mặt đất tự nhiên, ngay cả đất ở tầng sâu vốn là tầng phèn tiềm tàng cũng được đào lên để tôn liếp trồng Keo lai, Tràm trồng có thể làm tăng quá trình sinh phèn, phóng 2-), nhôm (Al), sắt (Fe) vào trong môi trường gây ô thích nhiều độc tố như sulfate (SO4 nhiễm nước và ảnh hưởng đến đa dạng sinh học, đặc biệt là cá. Thêm vào đó, việc phát triển kinh tế rừng cũng cần nguồn lao động, thu hút nhiều dân cư nên tình trạng khai thác cá tự nhiên càng nhiều cũng là nguyên làm suy giảm các nguồn tài nguyên tự nhiên ở khu vực nghiên cứu. Trước đây, nhiều nghiên cứu đã thực hiện ở các khía cạnh khác nhau tại VQG U Minh Hạ, chủ yếu nghiên cứu về thảm thực vật, đa dạng sinh học và

1

đất than bùn (Hồng và ctv ., 2015; Quoi et al., 2016; Khanh & Subasinghe, 2017). Bên cạnh đó, một số nghiên cứu cũng đã nghiên cứu về đặc tính môi trường nước (Haidary et al., 2017; Bé và ctv., 2017). Thế nhưng, các nghiên cứu về tác động của mô hình canh tác như Keo lai, Tràm trồng đến chất lượng môi trường đất, nước và đa dạng cá vẫn chưa được thực hiện tại khu vực này. Nghiên cứu đánh giá chất lượng đất, nước và đa dạng cá ở các mô hình sản xuất tại U Minh Hạ - tỉnh Cà Mau được thực hiện nhằm cung cấp thông tin về đặc tính môi trường đất, nước, và đa dạng cá chịu ảnh hưởng bởi các mô hình canh tác bao gồm Tràm tự nhiên, Keo lai, Tràm trồng, Lúa hai vụ phục vụ phát triển bền vững vùng đệm VQG U Minh Hạ, tỉnh Cà Mau. Kết quả nghiên cứu cung cấp thông tin khoa học phục vụ quản lý và phát triển bền vững vùng đệm tại khu vực nghiên cứu.

1.2 Mục tiêu của đề tài

1.2.1 Mục tiêu tổng quát

Đánh giá hiện trạng canh tác và tác động các mô hình Tràm tự nhiên, Tràm trồng (Melaleuca cajuputi), Keo lai (Acacia hybrid) và Lúa 2 vụ nhằm xác định các yếu tố ảnh hưởng đến chất lượng môi trường đất, nước và đa dạng cá. Từ đó, đề xuất các giải pháp phù hợp trong công tác quản lý Vườn Quốc gia U Minh Hạ.

1.2.2 Mục tiêu cụ thể

- Khảo sát hiện trạng kỹ thuật lên liếp canh tác Tràm trồng, Keo lai và tác động đến môi trường đất, nước để đánh giá mức độ tác động đến chất lượng môi trường;

- Đánh giá diễn biến chất lượng môi trường đất, nước; hiện trạng đa dạng cá và ảnh hưởng của môi trường đến đa dạng cá tại các mô hình Tràm tự nhiên, Tràm trồng, Keo lai và Lúa 2 vụ để xác định nguyên nhân ô nhiễm môi trường đất, nước và đa dạng cá;

- Đề xuất giải pháp quản lý chất lượng môi trường đất, nước và đa dạng cá tại VQG

U Minh Hạ.

1.3 Giới hạn đề tài

Đề tài được thực hiện tại vùng đệm và vùng lõi VQG U Minh Hạ thuộc 2 huyện

Trần Văn Thời và huyện U Minh, tỉnh Cà Mau.

1.4 Nội dung nghiên cứu

Nghiên cứu này tập trung vào ba nội dung chính sau đây:

Nội dung 1: Phân tích và đánh giá kỹ thuật lên liếp canh tác Tràm, Keo lai tại khu

vực nghiên cứu.

Nội dung 2: Đánh giá tính chất, sự biến động của môi trường đất và nước tại các mô hình khác nhau theo không gian (các mô hình và tầng phèn) và thời gian (theo mùa và cấp tuổi).

2

Nội dung 3: Đề xuất giải pháp quản lý chất lượng môi trường đất, nước và đa

dạng cá tại VQG U Minh Hạ.

1.5 Ý nghĩa khoa học và thực tiễn của đề tài

1.5.1 Ý nghĩa khoa học

Nghiên cứu đã sử dụng phương pháp khảo sát thực địa kết hợp với phân tích thống kê đa biến xác định được hiện trạng canh tác Keo lai, Tràm, lúa hai vụ theo độ sâu tầng phèn đến môi trường đất, nước và đa dạng cá tại vùng đệm vườn quốc gia U Minh Hạ, tỉnh Cà Mau. Kết quả nghiên cứu cung cấp thông tin khoa học về mối quan hệ giữa kiểu sử dụng đất, các vấn đề môi trường tác động đến đa dạng cá thông qua các nhân tố nhân tố chính, phân tích tác động và nguyên nhân ảnh hưởng đến chất lượng đất, nước. Kết quả nghiên cứu này sẽ làm tài liệu tham khảo hay cơ sở khoa học cho các nghiên cứu tiếp theo trong lĩnh vực quản lý chất lượng môi trường, bảo vệ nguồn lợi cá và các lĩnh vực liên quan khác.

1.5.2 Ý nghĩa thực tiễn của đề tài

Việc chuyển đổi mô hình canh tác có thể dẫn đến các tác động môi trường và đa dạng sinh học. Nghiên cứu này đã xác định hoạt động chuyển đất tự nhiên sang đất liếp trồng Keo lai và Tràm trồng dẫn đến thay đổi tính chất đất và nước từ đó góp phần tác động đến đa dạng cá. Từ ý nghĩa trên cho thấy thực tiễn nhu cầu phát triển kinh tế rừng đã được qui hoạch nên cần thiết ưu tiên trồng Tràm, hạn chế trồng Keo lai, hoặc thay đổi luân phiên chu kỳ sử dụng đất giữa Tràm trồng và Keo lai để hạn chế tối thiểu tác động đến môi trường nước và đa dạng cá tại vùng đệm VQG U Minh Hạ, tỉnh Cà Mau. Kết quả này có thể sử dụng vào thực tiễn quản lý, phát triển bền vững vùng đệm vườn quốc gia U Minh Hạ và các khu bảo tồn có vùng đệm có tính chất tương tự. Ngoài ra, kết quả nghiên cứu còn phục vụ hiệu quả cho việc lựa chọn yếu tố môi trường đưa vào quan trắc định kỳ tại các kiểu sử dụng đất như lên liếp trồng Keo lai, trồng Tràm và Lúa hai vụ.

1.6 Đối tượng và phạm vi nghiên cứu

1.6.1 Đối tượng nghiên cứu

- Môi trường đất, nước mùa mưa và mùa khô tại tầng phèn khác nhau ở khu vực

trồng Keo lai, Tràm và khu vực canh tác lúa 2 vụ, VQG U Minh Hạ, tỉnh Cà Mau.

- Đa dạng cá tự nhiên vào mùa mưa và mùa khô tại tầng phèn khác nhau ở khu vực

trồng Keo lai, Tràm và khu vực canh tác lúa 2 vụ, VQG U Minh Hạ, tỉnh Cà Mau.

1.6.2 Phạm vi nghiên cứu

Vùng đệm và vùng lõi VQG U Minh Hạ thuộc huyện Trần Văn Thời, và huyện U

Minh, tỉnh Cà Mau.

3

1.7 Điểm mới của luận án

Điểm mới của luận án là tập trung sử dụng các phương pháp, kỹ thuật xử lý thống kê để suy luận, tìm ra mối liên hệ giữa các kiểu sử dụng đất (lên liếp trồng Keo lai và Tràm trồng) đến môi trường nước. Đồng thời các nhân tố chính ảnh hưởng đến chất lượng môi trường đất, nước cũng được nhận biết nhờ vào việc ứng dụng các phương pháp này. Với phương pháp phân tích biệt số được sử dụng để nhận biết chỉ tiêu chính ảnh hưởng đến môi trường đất theo tầng phèn bao gồm: pH, tỷ trọng, CHC và TP. Các chỉ tiêu chính ảnh hưởng đến môi trường nước là pH, EC, DO, COD và N-NH₄⁺. Như vậy pH là nhân tố quan trọng làm biến động chất lượng môi trường ở các mô hình. Phương pháp phân tích thành phần chính (PCA) sẽ giúp nhận biết các nguồn gây ra tác động đến chất lượng môi trường nước; với 2 PCs gây biến động chất lượng nước theo tầng phèn và 4 PCs theo mùa.

Bio-Env là phương pháp hiệu quả để xác định rõ yếu tố quan trọng ảnh hưởng đến đa dạng cá với các chỉ tiêu chất lượng nước pH, EC, BOD, N-NO₃ˉ, N-NH₄⁺, Fe³⁺ và Al³⁺. Vì vậy, có thể dựa vào kết quả đề tài để đưa ra các giải pháp quản lý phù hợp về môi trường đất, nước và cá tại vùng nghiên cứu.

Bên cạnh đó, chất lượng môi trường đất, nước ở các mô hình sản xuất khá biến động. Xu hướng ở mô hình lúa 2 vụ và Tràm tự nhiên có hàm lượng chất hữu cơ, đạm và lân cao hơn so với mô hình Tràm trồng và Keo lai. Điều này cho thấy ở mô hình sản xuất bị tác động thì chất lượng môi trường sẽ bị suy giảm, vì vậy cần phải có giải pháp quản lý phù hợp để đảm bảo chất lượng môi trường đất, nước, từ đó đảm bào chất lượng môi trường sống cho cá tự nhiên.

Nghiên cứu đã chỉ ra, tại khu vực Tràm trồng và Keo lai, bộ cá Vược và cá Chép chiếm ưu thế, cho thấy đây là loài cá thích nghi với điều kiện môi trường bị tác động, cần nghiên cứu tiếp tục để phát triển mô hình cá nuôi, tạo nguồn sinh kế phù hợp cho vùng nghiên cứu.

1.8 Cơ sở chọn nghiên cứu

Trong những năm gần đây, để cải thiện sinh kế cho cộng đồng dân cư tại vùng đệm VQG U Minh Hạ, Ủy Ban Nhân Dân tỉnh Cà Mau đã cho phép đưa cây Keo lai vào trồng trên những khu Tràm truyền thống. Cả Keo lai và Tràm đều có đặc tính thích nghi trên cạn nên trong quá trình trồng cần lên liếp. Đất tại vùng đệm vườn quốc gia là vùng đất phèn nên khi lên liếp có thể dẫn đến các vấn đề môi trường do quá trình lên liếp có thể chuyển phèn tiềm tàng sang phèn hoạt động, phóng thích nhiều độc tố như sulfate 2-), nhôm (Al), sắt (Fe) vào trong môi trường gây ô nhiễm nước và ảnh hưởng đến (SO4 đa dạng sinh học, đặc biệt là cá. Nhiều nghiên cứu đã được thực hiện tại vùng đệm vườn quốc gia U Minh Hạ; tuy nhiên, các nghiên cứu chỉ tập trung vào hiệu quả kinh tế của các mô hình canh tác, hoặc có ít nghiên cứu về chất lượng nước và phiêu sinh tách biệt không thể hiện được mối tương quan giữa yếu tố môi trường nước và thủy sinh vật. Các nghiên cứu về tác động của mô hình canh tác đến chất lượng môi trường nước và đa dạng cá vẫn chưa được thực hiện tại khu vực này. Để cung cấp thông tin về khía cạnh môi trường, giúp cơ quan quản lý vườn quốc gia, quản lý môi trường phát triển bền vững, 4

nghiên cứu “Nghiên cứu đánh giá chất lượng đất, nước và đa dạng cá ở các mô hình sản xuất tại U Minh Hạ - tỉnh Cà Mau” cần được thực hiện.

1.9 Giả thuyết nghiên cứu

Việc lên liếp trồng Keo lai và Tràm trồng có thể làm xáo trộn đất và tạo điều kiện thuận lợi cho phèn tiềm tàng trở thành phèn hoạt động dẫn đến pH trong nước thấp nồng độ các hợp chất đặc trưng của đất phèn hoạt động như EC, Al3+, Fe3+ cao.

Chất lượng môi trường nước vào mùa mưa có xu hướng thấp hơn so với mùa khô

do sự rửa trôi của các hợp chất H+, Al3+, Fe3+ vào môi trường nước.

Chất lượng nước ở vùng phèn nông ô nhiễm hơn so với phèn sâu do phèn nông

dễ bị tác động bởi quá trình lên liếp.

Đa dạng cá chịu tác động của ô nhiễm môi trường nước do các kiểu sử dụng đất khác nhau như trồng Tràm, trồng Keo lai, canh tác Lúa hai vụ, trong đó ở vùng phèn nông đa dạng cá sẽ chịu tác động nhiều hơn so với vùng phèn sâu.

5

CHƯƠNG 2 TỔNG QUAN TÀI LIỆU

2.1 Mối quan hệ giữa các thành phần môi trường trong điều kiện đất phèn

2.1.1 Đất

Theo ước tính sự phân bố của đất phèn ở đồng bằng ven biển và đầm lầy trên thế giới là từ 14 đến 24 triệu ha (Andriesse & Mensvoort, 2006). Đã được tìm thấy ở Úc, châu Phi, Trung và Nam Mỹ, Scandinavia, Tây Âu và các quốc gia ở Nam Á và Đông Nam Á. Ở Úc, xấp xỉ 6 triệu ha đất phèn được tìm thấy dọc ven biển trong môi trường cận nhiệt đới và ôn đới (Fitzpatrick et al., 2010). Ở châu Âu đất phèn xuất hiện nhiều nhất ở Phần Lan (160.000 – 300.000 ha) và Thụy Điển (50.000-140.000 ha) (Faltmarsch et al, 2008). Những loại đất này được coi là một trong những loại đất xấu nhất trên thế giới vì năng suất nông nghiệp thấp do có tính axit mạnh do quá trình oxy hóa các vật liệu sinh phèn và nồng độ độc hại của kim loại (Van Mensvoort & Dent, 1998; ). Các vấn đề nảy sinh bất cứ khi nào tốc độ sản xuất axit từ quá trình oxy hóa sunfua vượt quá khả năng đệm của đất. Trong đất phèn, độ chua mạnh được tạo ra do quá trình oxy hóa các vật liệu sulfidic (chủ yếu là pyrit) thông qua hệ thống thoát nước của đất để quản lý nước nông nghiệp hoặc mực nước ngầm tăng cao trong mùa khô.

Fe3+ (trong trầm tích đại dương, khoáng chất)  Fe2+

2- (từ nước biển)  S2-

SO4

2-

-

Fe2O3r + 4SO4

l + 8CH2Os + ½ O2k  2FeS2r + 8HCO3

l +4H2O

Hình 2.1 trình bày sự ổn định của các khoáng chất Fe-S khác nhau trong các điều kiện Eh/pH khác nhau. Màu sắc đặc trưng của các loại đất phèn cũng được thể hiện trong hình. Đất được đặc trưng bởi độ pH thấp và sự hiện diện chủ yếu là pyrite (FeS2). Pyrite này dễ bị ôxy hóa khi đất bị rút cạn nước để thúc đẩy phát triển nông nghiệp, các hoạt động chuyển đổi canh tác trong lâm nghiệp hay tác động bởi điều kiện tự nhiên như hạn hán. Trong quá trình oxy hóa pyrite, một loại khoáng chất màu vàng rơm gọi là jarosite được hình thành ở điều kiện pH < 3,6 và Eh > 400.

6

Hình 2.1 Biểu đồ Eh/pH cho S và Fe áp dụng cho đất phèn tiềm tàng và hoạt động (Fanning và ctv., 1993)

Quá trình oxy hóa pyrite trong đất phèn đã diễn ra ở nhiều khu vực trên thế giới và ảnh hưởng đến đặc tính lý hóa học của đất. Theo Shamshuddin et al. (2014), khoảng 1000 ha đất phèn ở Malaysia đã bị tiêu úng vào năm 1967, điều này đã dẫn đến đất cực kỳ chua với độ pH của đất ở độ sâu 107 cm vẫn là 4,2 – 2,5 sau 8 năm. Điều này cũng 2- và Fe trong đất cao. Bằng cách tính toán độ axit ròng đồng nghĩa với hàm lượng SO4 dựa trên độ axit giữ lại bên cạnh độ axit sulfidic thực tế và tiềm tàng, kết quả nghiên cứu của Vithana et al. (2022) ở Muthurajawela – một đầm lầy đất than bùn nhiệt đới ở Sri Lanka, độ chua của đất nằm trong khoảng 23 – 4000 mmol H+/t cao hơn giá trị quy định đối với than bùn và sét trung bình và giá trị này có thể tăng hơn trong tương lai. Đây là kết quả của các hoạt động phát triển khu vực xung quanh. Giá trị pH của đất phèn thấp nhất được đo ở Thụy Điển là 2,8 ở độ sâu 1,2 m tính từ bề mặt (Lindgren et al., 2022).

Đồng bằng sông Cửu Long có khoảng 1,6 triệu ha đất phèn, chiếm 40% diện tích đất ở Đồng bằng sông Cửu Long ở Việt Nam (Husson et al., 2000). Đất phèn ở đây có nguồn gốc từ đầm lầy sông hay biển tạo ra trên nền trầm tích đồng ngập lụt và đầm mặn cổ. Các trầm tích liên quan đến đất phèn đều gắn liền với đầm lầy sông hay biển. Đất phèn ở Đồng bằng sông Cửu Long gồm bốn vùng chính: Đồng Tháp Mười, Tứ Giác Long Xuyên, bán đảo Cà Mau và vùng Tây sông Hậu. Ở Đồng Tháp Mười có vùng đất phèn rộng khoảng 400.000 ha được đánh giá là hàm lượng sunfat, nhôm và EC tăng theo độ cao, trong khi sắt và pH giảm khi độ cao tăng lên (Husson et al., 2000). Đất phèn ở Đồng bằng sông Cửu Long đã phát triển qua quá trình ngập nước do nước lợ và quá 7

trình tiến hóa ven biển, cung cấp một lượng lớn sunfat và chất hữu cơ từ nước biển và rừng ngập mặn. Đất phèn ở Đồng bằng sông Cửu Long có khả năng bị chua hóa mạnh, giải phóng các kim loại độc hại và thiếu hụt chất dinh dưỡng thực vật do làm khô không khí (Kawahigashi et al., 2008). Mặc dù có diện tích nhỏ và điều kiện bất lợi về dinh dưỡng cho cây trồng, đồng bằng sông Cửu Long đóng một vai trò quan trọng trong năng suất nông nghiệp ở Việt Nam. Khu vực này cung cấp hơn 50% lương thực chính và 60% thủy sản của Việt Nam (Nguyen et al., 1998).

Có thể thấy vấn đề oxit pyrite do tác động phát triển kinh tế xã hội xảy ra nhiều vùng đất phèn trên thế giới. Quá trình này dẫn đến sự thay đổi đặc tính lý học của đất ảnh hưởng đến hoạt động nông nghiệp ở những khu vực này. Không chỉ dừng lại đó, nó có tiềm năng ảnh hưởng đến môi trường xung quanh và sự đa dạng sinh học của khu vực. Những ảnh hưởng này được trình bày cụ thể ở những phần sau:

2.1.2 Nước

Thông qua quá trình oxy hóa, đất phèn tiềm tàng trở thành đất phèn hoạt động. Sulfua sắt bị oxy hóa thành axit sulfuric (H2SO4), làm tăng nghiêm trọng độ chua của đất như đã trình bày phía trên. Một hệ quả khác nữa của độ pH thấp là Fe3+ vẫn hòa tan và do đó làm tăng độ chua của đất. Môi trường axit được tạo ra bởi sự hình thành axit sulfuric cho phép hòa tan các kim loại có hại khác trong đất và ảnh hưởng tới vùng nước tiếp nhận. Các kim loại thường có khả năng gây hại bị rửa trôi từ đất phèn là Al, Cd, Co, Cu, Li, Mn, Ni, stronti [Sr] và Zn.

Bảng 2.1 trình bày các nghiên cứu về đặc điểm lý hóa của môi trường nước trong khu vực đất phèn của một số khu vực trên thế giới. Vấn đề ô nhiễm kim loại nặng như là Al, Fe, As, Mn, và Ni trong nước mặt liên quan đến đất phèn được ghi nhận ở nhiều khu vực (Vehanen et al., 2022; Lindgren et al., 2022). Ví dụ như ở sông Sungai Raya, nồng độ pH trung bình đo được là 3,9 có liên quan đến vùng đất phèn ở bờ biển phía tây của bán đảo Malaysia (Karananidi et al., 2022). Ở Thụy Điển, tác động của oxy hóa pyrite trong đất phèn lên nước mặt thay đổi theo mùa (Lindgren et al., 2022).

8

Bảng 2.1 Các nghiên cứu về chất lượng nước tại khu vực đất phèn

STT Địa điểm

Chất lượng nước

Môi trường nước

Tài liệu tham khảo

1

Phần Lan Nước sông

Các chỉ tiêu quan trắc Al, As, Cd, Co, Cr, Cu, Pb, Na, Ni, Fe, Zn, độ dẫn điện, pH, độ chua, độ đục và độ màu

Vehanen et al., (2022)

2

Thụy Điển

pH, EC, Al, As, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb, V, Zn

Lindgren et al. (2022)

Hệ thống thoát nước và con kênh nhân tạo chảy ra biển

3

Malaysia Nước sông

pH, Na, Cl-, Mn, 2-, Fe, Al Br-, SO4

- pH thấp - hàm lượng kim loại nặng cao liên quan đến đất phèn - hàm lượng sắt cao và màu nước cao tương quan với diện tích rừng trong lưu vực - giá trị màu nước thấp hơn và nồng độ asen, crom và sắt cao hơn có liên quan đến đất ngập nước - nghiên cứu đầu tiên chứng minh sự tồn tại của đất phèn ở bờ biển phía tây Thụy Điển - độ pH thấp kết hợp với độ dẫn điện cao và tăng nồng độ kim loại - pH thấp (3,9), nồng độ sulfate hòa tan, Al, và Fe cao có thể ảnh hưởng tới hạ lưu

Karananidi et al. (2022)

2.1.3 Cá

Độ pH thấp kết hợp với sự hiện diện của kim loại có nồng độ cao trong các thủy vực làm suy yếu đời sống thủy sinh bằng cách cản trở quá trình sinh trưởng và sinh sản của chúng (Ghosh et al., 2019; Hudd, 2000). Hơn nữa, sự tích tụ các kim loại độc hại trong hệ thực vật và động vật thủy sinh cũng có thể gây ra các tác động có hại cho con người thông qua chuỗi thức ăn (Ljung et al., 2009). Các nghiên cứu của Ahmed & Khan 2-) là những thành phần chính (2010) phát hiện ra rằng nhôm (Al), sắt (Fe) và sunfat (SO4 trong dòng chảy đất phèn. Ở Phần Lan trên sông Kyronjoki, cá chết liên quan đến đất phèn đã được báo cáo sớm nhất là vào năm 1834.

Al là một nguyên tố tự nhiên và là kim loại phổ biến nhất trong vỏ trái đất. Nó được tìm thấy trong hầu hết các loại đất và đá. Nhôm có thể đi vào nước thông qua các quá trình tự nhiên cũng như nhân tạo. Al là một kim loại có thể ảnh hưởng nghiêm trọng đến mật độ cá và động vật không xương sống ở nồng độ lớn hơn 0,5 mg/L (Nystrand & Osterholm, 2013). Nồng độ nhôm cao có thể ảnh hưởng đến khả năng điều hòa ion như muối của một số loài, và ức chế các chức năng hô hấp. Nhôm có thể tích tụ trên bề mặt mang cá, dẫn đến rối loạn chức năng hô hấp và dẫn đến tử vong. Kết hợp với giá trị pH thấp, điều này có thể dẫn đến một trong những tác động trực tiếp rõ ràng nhất của nước rỉ từ đất phèn lên hệ sinh thái thủy sinh như làm cá chết. Sinh khả dụng của nhôm phụ thuộc vào đặc tính lý học của nước ở từng khu vực. Nhôm càng có tính khả dụng sinh học cao thì càng có nhiều khả năng gây ra tác dụng độc hại cho sinh vật. Các thông số

9

chính nước có ảnh hưởng ảnh hưởng đến quá trình này là pH, cacbon hữu cơ hòa tan (DOC) và độ cứng.

Sắt là một nguyên tố thiết yếu trong nhiều quá trình sinh lý. Trong các hệ thống sinh học, sắt tồn tại ở ba trạng thái oxy hóa (II, III và IV) và phần lớn được liên kết với hemoglobin, transferrin, ferritin và các enzym chứa sắt, với sắt tự do tồn tại ở lượng nhỏ (Valko et al., 2005). Hấp thu quá nhiều sắt, hoặc rối loạn cơ chế điều hòa, gây ra tổn thương tế bào liên quan đến xúc tác sắt (Orino et al., 2001). Sắt được tìm thấy trong trầm tích ở nhiều dạng khác nhau. Tương tự với Al, nó được giải phóng vào nước từ các trầm tích thông qua quá trình khử hóa chất ở pH nhỏ hơn 6 (Pitter, 2009). Khả năng hòa tan của sắt trong nước phụ thuộc vào độ pH, thế oxy hóa-khử, nhiệt độ, oxy và sự hiện diện của các chất mà nó sẽ liên kết như OH–, SO4 2-, Cl-, và các chất humic. Trong nước có pH thấp, sắt không hòa tan (Fe3+) chiếm ưu thế hơn so với dạng hóa trị hai (Fe2+) là chất độc đối với động vật thủy sinh.

Như vậy, trong bối cảnh gia tăng dân số và nhu cầu phát triển nông nghiệp và lâm nghiệp không ngừng gia tăng đã tăng cường thoát nước cho những khu vực phèn tiềm tàng trở nên hoạt động. Điều này sẽ dẫn đến nhiều mối đe dọa cho chất lượng môi trường nước và cũng như đời sống của động thực vật thủy sinh. Đặc biệt hơn, dưới tác động của biến đổi khí hậu toàn cầu với những thay đổi lượng mưa, thay đổi mùa của quá trình bổ sung nước ngầm và tăng mực nước ngầm, những vùng đất phèn có thể trở thành nguồn tăng tải trọng của kim loại vào nước ngầm. Và điều này có thể ảnh hưởng trực tiếp đến sức khỏe con người.

2.2 Nghiên cứu về chất lượng môi trường và đa dạng sinh học ở VQG U Minh Hạ

+ và N-NO3

Công tác đánh giá chất lượng môi trường rất quan trọng trong việc bảo tồn đa dạng sinh học của VQG. Nghiên cứu trước đó của Hồng (2017) cho thấy pH của nước trên đất than bùn ở VQG U Minh Hạ dao động từ 4,21 – 4,83 và có sự khác biệt giữa 2 mùa, trong đó pH mùa mưa thấp hơn mùa khô. Lượng oxy hòa tan (DO) trong nước rất thấp dao động trong khoảng 1,33 - 3 mg/L và chỉ tiêu BOD5 có khoảng dao động khá lớn ở - trong nước rừng Tràm các ô tiêu chuẩn (từ 8 – 53,2 mg/L). Nồng độ N-NH4 lần lượt dao động từ 0,12 - 3,13 mg/L và 0,02 - 0,43 mg/l (Hồng, 2017). Hơn thế nữa, có sự khác biệt trong chất lượng nước giữa các khu vực phèn nông và phèn sâu. Chất lượng nước mương liếp giữa khu vực trồng Tràm và Keo lai trong VQG U Minh Hạ, giá trị pH (2,35 – 2,85) và EC (3,26 – 5,45 mS/cm) ở phèn nông thấp hơn so với pH (6,85 - 7,05) và EC (4,75 - 5,36 mS/cm) ở khu vực phèn sâu. Tuy nhiên nồng độ Fe ở phèn nông dao động từ 38,55 – 420 mg/L cao hơn so với phèn sâu (1,05 – 2,57 mg/L). Tương tự như Fe, nồng độ Al ở phèn nông được xác định cao hơn so với phèn sâu nhưng hàm lượng rất thấp so với Fe. Kết quả nghiên cứu này cũng đã chỉ ra sự khác biệt chất lượng nước giữa khu vực trồng Tràm và Keo lai. Cụ thể là, giá trị pH tại khu vực trồng Keo lai thấp hơn trồng Tràm, nhưng EC và Fe có xu hướng ngược lại. Nồng độ DO trong nghiên cứu này cũng thấp tương tự như nghiên cứu của Hồng (2017) dao động từ

10

0,78 – 1,4 mg/L. Giá trị COD ở khu vực trồng Keo lai và Tràm lần lượt là 295 và 105 mg/L. Ngoài ra, mương liếp ở khu vực trồng Keo lai có dấu hiệu bị ô nhiễm hữu cơ với + cao do quá trình phân hủy xác bã thực vật thủy sinh ở các kênh mương nồng độ NH4 trong điều kiện môi trường nghèo oxy. Đặc biệt vào những tháng mùa khô, mực nước + bị hạ thấp cùng với quá trình oxy hóa vật chất hữu cơ diễn ra làm cho hàm lượng NH4 tăng cao. Ngoài ra, một số khu vực ít có sự hiện diện của oxy (do vật chất hữu cơ nhiều) dẫn đến sự sản sinh H2S vào môi trường.

Tính chất hóa học của đất ở vùng đệm và vùng lõi của VQG U Minh Hạ phụ thuộc vào tình trạng khô ngập của khu vực và biện pháp quản lý. pH tươi vật liệu than bùn đạt cao vào cuối mùa mưa, đầu mùa khô, giảm nhẹ vào đầu mưa và tăng nhẹ sau đó đến cuối mùa mưa. Hàm lượng các độc chất Fe, Al, Mn trong đất tươi có khuynh hướng tăng cao vào đầu mùa mưa và giảm dần đến cuối mùa mưa. Việc giữ nước nhằm phòng chống cháy rừng ở vùng lõi làm giảm hàm lượng Fe, Mn trong tầng than bùn so vùng đệm là vùng thoát nước tự nhiên có cùng độ dày tầng than bùn. pH và EC đất tươi ở vùng đệm lần lượt là 4,9 ± 0,1 và 0,18 ± 0,03 mS/cm. Tương tự ở vùng lõi là 4,8 ± 0,06 và 0,15 ± 0,02 mS/cm.

Theo nghiên cứu của Lợi và ctv. (2020), thành phần loài thực vật nổi ở khu vực trồng Keo lai của VQG U Minh Hạ dao động từ 8,9 đến 10,3 loài với số lượng cá thể từ 1.478,9 đến 5.010 cá thể/L thấp hơn so với khu vực trồng Tràm (15,8-19,5 loài và 1.750- 6.186 cá thể/L). Sự suy giảm đa dạng thực vật nổi ở khu vực trồng Keo lai là minh chứng cho việc chuyển đổi mô hình này làm cho hệ thống thuỷ vực nơi đây bị ô nhiễm phèn ảnh hưởng tới sự phát triển của các loài và số cá thể của từng loài thực vật nổi. Điều này, dự báo ảnh hưởng trực tiếp đến cá trong khu vực. Đây là bậc dinh dưỡng sơ cấp của thuỷ vực, sự suy giảm đa dạng phiêu sinh thực vật có thể dẫn đến suy giảm đa dạng ở bậc dinh dưỡng cao hơn, ví dụ như đa dạng cá.

2.3 Nghiên cứu giải pháp về cải tạo đất phèn cho phát triển các mô hình sản xuất

Theo nghiên cứu của Dũng & Đạt (2014), thử nghiệm sử dụng sản phầm Agri- stabi (ổn định trong nông nghiệp) đối với trồng Tràm trên đất phèn tỉnh Long An từ 2002 đã tăng tốc độ sinh trưởng rừng Tràm nhưng cũng đồng thời giảm độ phèn của đất, giảm độ pH của nước và điều này hy vọng có lợi cho sự phát triển của các loài thủy sinh vật. Tuy nhiên, để đảm bảo tính khả thi nên có thể áp dụng thử nghiệm trên qui mô cấp nông hộ. Một số nghiên cứu khác đã tìm thấy vi khuẩn ở vùng đất nhiễm phèn có khả năng phân hủy Al³⁺ và Fe²⁺. Ví dụ, một nghiên cứu được thực hiện ở phía nam Thái Lan và đồng bằng sông Cửu Long, Rhodopseudomonas spp. chủng VNW64 và VNS89 có khả năng xử lý Al³⁺ và Fe²⁺ trong đất một cách hiệu quả ở pH thấp dao động từ 4 – 5. Khả năng xử lý của các vi khuẩn này có thể đạt tới hơn 63% ở điều kiện tối ưu (Khuong và ctv., 2017). Để tăng cường hiệu quả hoạt động của các vi sinh vật này, các vật liệu hấp phụ có nguồn gốc từ thực vật cũng có khả năng giữa lại các chất ô nhiễm này và hạn chế sự rò rỉ vào môi trường nước xung quanh. Vật liệu được làm từ bã cà phê đã

11

qua sử dụng đã cho thấy hiệu quả cao trong việc loại bỏ các chất ô nhiễm: 97,2% đối với Al³⁺ và 96,2% đối với Fe²⁺ (Vicente et al., 2022).

Nghiên cứu trước đó bởi Keith & Bolton (1999) đã chỉ ra rằng khu vực đất ngập nước có sự hiện diện của Tràm có thể xử lý hiệu quả TSS lên đến 98%, BOD5 và độ đục có mức độ loại bỏ cao tương ứng lên đến 93% và 97%, lượng coliform đã giảm 100%, loại bỏ nitơ lên đến 84%. Các hợp chất Fe, Al và SO₄²ˉ cũng được giữ lại trong hệ thống của rừng Tràm tự nhiên dưới tác động của các phản ứng oxy hoá khử và tác dụng của vi sinh vật. Bằng cách bố trí vùng đất ngập nước có sự phát triển của Tràm gần khu vực lên liếp trồng Tràm và Keo lai, nước ô nhiễm từ hệ thống này có thể được dẫn vào vùng đất ngập nước để xử lý. Chất lượng nước đầu ra có thể đạt mức độ cho sử dụng cho sinh hoạt và mục đích tưới tiêu (Ni et al., 2001). Các chất ô nhiễm có thể cung cấp chất dinh dưỡng để Tràm phát triển sinh khối từ đó cung cấp các lợi ích như lọc nước, bổ cập nước ngầm, cung cấp sinh khối Tràm, cải thiện đa dạng sinh học, cân bằng khí quyển khu vực thông qua thải O₂ hấp thụ CO₂. Bên cạnh đó, rừng còn cung cấp nơi để có thể thu mật ong với giá trị kinh tế cao (Bé, 2021).

2.4 Vườn Quốc gia U Minh Hạ

2.4.1 Giới thiệu

Ngày 20/01/2006, vườn quốc gia U Minh hạ được thành lập theo Quyết định số 112/QĐ-TTg của Thủ tướng Chính phủ trên cơ sở nâng cấp khu bảo tồn thiên nhiên Vồ Dơi. VQG nằm trên địa bàn các xã Khánh Lâm, Khánh An thuộc huyện U Minh và các xã Trần Hợi, Khánh Bình Tây Bắc thuộc huyện Trần Văn Thời. Vị trí VQG U Minh Hạ được xác định bởi toạ độ địa lý từ 9°12’30” đến 9°17’41” vĩ độ Bắc và từ 104°54’11” đến 104°59’16” kinh độ Đông với tổng diện tích 8.528 ha. VQG có địa hình tương đối bằng phẳng, độ cao trung bình 1,5–2,0 m so với mực nước biển, thấp dần từ Tây Bắc xuống Đông Nam. VQG bao gồm ba phân khu: bảo tồn hệ sinh thái trên đất than bùn (2.592,6 ha), phục hồi và sử dụng bền vững hệ sinh thái rừng ngập nước (5.134,2 ha) và dịch vụ hành chính (801 ha). Ngoài ra, VQG U Minh Hạ còn có hơn 25.000 ha vùng đệm thuộc Công ty TNHH một thành viên Lâm nghiệp U Minh Hạ, Trại giam K1 Cái Tàu và Trung tâm nghiên cứu ứng dụng rừng ngập Minh Hải. VQG U Minh Hạ là một trong ba điểm bảo tồn đất ngập nước tại ĐBSCL và được UNESCO công nhận là một trong ba vũng lõi của Khu Dự trữ Sinh quyển Thế Giới Mũi Cà Mau vào ngày 25/06/2009 (Vườn Quốc Gia U Minh Hạ, 2019).

Thực vật ở VQG U Minh Hạ khá phong phú, với 79 loài thuộc 65 chi, 36 họ, trong đó có 11 loài cây gỗ, phổ biến nhất là loài cây Tràm. Động vật rừng đa dạng, với 32 loài thú, 74 loài chim, 36 loài bò sát và hàng chục loài lưỡng cư, thuỷ sản, trong đó có nhiều loài nằm trong Sách đỏ Việt Nam và thế giới cần được bảo vệ như: rắn mái gầm, tê tê, diệc lửa, rùa răng, dơi ngựa, rắn hổ mang chúa, rái cá lông mũi, cá còm... Vườn Quốc gia U Minh Hạ còn có diện tích đất than bùn 2.658 ha, với độ dày của tầng than bùn từ

12

0,5 - 1,5 m, trữ lượng khoảng 14 triệu tấn. Đất than bùn ở đây hình thành hàng trăm năm qua do sự phân huỷ của xác thực vật trong điều kiện yếm khí tạo thành. Hiện nay, đất than bùn không những có giá trị kinh tế rất lớn mà nó còn có tầm quan trọng đặc biệt đối với môi trường sinh thái và có ý nghĩa lớn trong nghiên cứu khoa học.

2.4.2 Điều kiện tự nhiên

2.4.2.1 Đất

Tính chất ở khu vực nghiên cứu rất đa dạng do vị trí ven biển, quá trình kiến tạo đất rất phức tạp. Bảng 2.2 trình bày các loại đất chủ yếu ở vùng U Minh Hạ. VGQ U Minh Hạ có hai loại đất đặc trưng là đất phèn có lớp than bùn và đất phèn không có lớp than bùn (Hưng, 2013; Lợi & Nguyên, 2015; Lê, 2017). Đất phèn có lớp than bùn có độ dầy từ 0,5 -1,5m chiếm khoảng 30%, và phần lớn là đất phèn không có lớp than bùn chiếm khoảng 70% diện tích khu vực (Lợi & Nguyên, 2015; Hồng, 2017).

Đất than bùn: Theo Hồng (2017), đất than bùn ở VQG U Minh Hạ là loại đất có độ xốp cao, dung trọng thấp dao động trong khoảng 0,19 - 0,37 g/cm3. Loại đất này này được hình thành do xác thực vật tích lũy ở điều kiện khử trong khoảng thời gian dài với độ dày khoảng 1-2 m. Hàm lượng chất hữu cơ cao (83,71 - 94,00%), đất giàu đạm (0,58 - 1,23%N) nhưng lân chỉ đạt ở mức trung bình (0,03 - 0,12 %P2O5). Than bùn có độ nén dẽ thấp trong điều kiện tự nhiên, với dung trọng khoảng 0,05 – 0,1 mg/m3. Hầu hết các đất than bùn đều có tính acid (pH 3 – 4,5) và chứa ít hơn 5% vật liệu khoáng. Tầng than bùn này có vai trò quan trọng trong điều tiết chế độ thủy văn, bổ cập nguồn nước ngầm, hạn chế lũ lụt, hạn chế xói mòn, ngăn chặn quá trình phèn hóa và giữ cho mực nước ngầm không bị hạ thấp trong mùa khô (Bá, 2003).

Đất phèn có lớp than bùn: Loại đất này phân bố chủ yếu ở phía Tây Bắc và khu trung tâm VQG (Hồng, 2017; Lợi & Nguyên, 2015). Loại đất này còn rừng tự nhiên lớn tuổi chưa xảy ra cháy rừng hoặc rừng bị cháy lướt qua không đáng kể. Bên dưới than bùn là tầng phèn hoạt động xuất hiện từ 50 cm trở xuống. Tiếp theo là tầng phèn tiềm tàng chứa vật liệu sinh phèn. Nước không bị nhiễm mặn, có độ pH dưới 5 do sự hiện diện của đất phèn trong khu vực xung quanh và đất phèn tiềm tàng ở VQG bị oxy hóa ở những nơi than bùn đã bị đốt cháy (Minh & Trí, 2006; Anh, 2013).

Đất phèn không có lớp than bùn: phân bố ở phía Đông và dọc theo các tuyến kênh Minh Hà, kênh 19 và một phần kênh Đứng (Minh & Trí, 2006; Hồng, 2017). Đất này do đã bị khai phá rừng làm nông nghiệp hoặc do hậu quả của các trận cháy rừng gây nên. Hiện nay loại đất này không có tầng than bùn, tầng sét, đất bị nhiễm phèn, độ pH từ 3,5 - 4. Có thể ước tính rằng loại đất này hiện nay chiếm 70% diện tích khu vực (Gương, 2009; Hồng, 2017).

13

Bảng 2.2 Thống kê các loại đất chủ yếu ở vùng U Minh Hạ

Huyện U Minh

Huyện Trần Văn Thời

STT

Nhóm đất

Diện tích (ha)

Tỷ lệ so đất tự nhiên (%)

Diện tích (ha)

Tỷ lệ so đất tự nhiên (%)

1

41.259,57

53,26

20.363

28,43

2

Gleysols

12.038,95

15,54

13.763

19,22

3

Fluvisols

29.220,62

37,72

6600

9,21

4

27.065

34,94

45.806

63,94

5

1124,14

1,45

2910

0,41

6

25.941,00

33,49

33.485

46,74

7

6821,24

8,81

1771

2,47

Đất phèn (Thionic fluvisol (FLT) Đất phèn tiềm tàng (Protothionic (FLtp)) Đất phèn hoạt động (Orthithionic (FLto)) Đất mặn (Salic Fluvisol (M)) Đất mặn thường xuyên (nặng) (Hyper Salic Fluvisols) Đất mặn ít (Molli Salic Fluvisols) Đất than bùn (Hs) Histosols 8 Đất sông rạch

2280,03

2,96

3609

5,11

(Nguồn: UBND tỉnh Cà Mau, 2016)

2.4.2.2 Khí hậu

Khu vực VQG U Minh Hạ nằm trong vùng bán đảo Cà Mau có khí hậu nhiệt đới gió mùa, thời tiết khí hậu mang tính chất vùng và ẩm theo mùa. Nhiệt độ không khí dao động từ 15,3°C-38,3°C với nhiệt độ trung bình năm là khoảng 26,5°C. Lượng mưa trung bình năm là 2.360 mm với tổng bình quân ngày mưa trong năm là 165 ngày. Ẩm độ không khí bình quân năm là 85,6%, mùa khô độ ẩm bình quân là 82,8% (trong tháng 3,4 còn 86%). Lượng bốc hơi hàng năm bình quân là 1.004,7 mm và bình quân một ngày là 2,8 mm, bốc hơi nhiều và mạnh nhất vào tháng 3 và tháng 4. Khí hậu chia làm 2 mùa rõ rệt: mùa mưa và mùa khô. Mùa mưa từ tháng 5 đến tháng 10, lượng mưa kéo dài trong 6 tháng phân bố tương đối đều, mưa nhiều, bốc hơi ít nên mặt đất rừng trong toàn khu vực đều bị ngập nước. Mùa khô kéo dài từ tháng 11 tới tháng tháng 4 năm sau.

2.4.2.3 Nước

Toàn bộ khu vực VQG U Minh Hạ cách bờ biển Vịnh Thái Lan 15 km, nằm trong vùng chịu ảnh hưởng của chế độ nhật triều của Vịnh Thái Lan. Việc đắp các đê bao xung quanh khu vực rừng đặc dụng để cách biệt khu lõi với các khu vực khác cũng như vấn đề giữ nước phục vụ công tác quản lý bảo vệ rừng, phòng chống cháy rừng trong mùa khô, do đó đã làm cho khu vực vùng lõi VQG U Minh Hạ không còn chịu ảnh hưởng bởi thuỷ triều của Vịnh Thái Lan. Hàng năm toàn bộ khu vực này chỉ bị ngập bởi lượng

14

nước mưa bị giữ lại, thời gian bắt đầu từ tháng 6 đối với những khu vực đất sét và tháng 8, 9 đối với khu vực đất than bùn. Độ ngập trung bình 0,7 - 0,8 m, nơi ngập sâu nhất là khu vực đất sét 1,2 m, nơi ngập ít nhất là khu vực đất than bùn 0,2 m - 0,3 m. Chế độ ngập giảm dần vào mùa khô và khô kiệt vào tháng 3, 4. Kênh mương trên toàn bộ lâm phần khu vực VQG U Minh Hạ có tổng chiều dài hơn 70 km, bao gồm hệ thống kênh bao một phần khu vực và hệ thống phân chia khu chức năng, hệ thống kênh đào phân chia các tiểu khu, khu cấm nghiêm ngặt và vùng đệm. Các đoạn kênh này thông nhau đảm bảo đi lại phục vụ cho việc tuần tra, kiểm tra trên khu vực.

2.4.2.4 Hệ sinh thái rừng Tràm trên đất than bùn

Vườn quốc gia U Minh Hạ là một trong những nơi có hệ sinh thái rừng trên đất than bùn còn lại ở Việt Nam. Nơi đây đã được công nhận là một trong ba địa điểm ưu tiên cao nhất về bảo tồn đất ngập nước ở Đồng bằng sông Cửu Long (ĐBSCL). Diện tích có rừng là 7.639 ha, chiếm 89% tổng diện tích VQG bao gồm 1.100,6 ha rừng tự nhiên và 6.538,4 ha rừng trồng. Rừng ở VQG U Minh Hạ chủ yếu là rừng Tràm và trong số đất có rừng thì diện tích rừng trên đất than bùn chiếm khoảng 31% và diện tích rừng trên đất sét chiếm khoảng 69% (VQG U Minh Hạ, 2014). VQG U Minh Hạ đặc trưng bởi sự đa dạng sinh học của vùng đất ngập nước trên lớp than bùn do xác thực vật tích tụ lâu năm tạo thành. Bảng 2.3 trình bày một số loài thực vật thuộc VQG U Minh Hạ. Hệ thực vật bao gồm 176 loài phân thành 4 nhóm chính: nhóm cây gỗ (Tràm (Melaleuca cajuputi), Bùi (Lex thorelli Pierre), Móp (Alsbiuia spathulata), Trâm sẽ (Eugenia zeylanica), Trâm khê (Eugenia famlolana)), nhóm cây bụi (Mua lông-Melastoma polyanthium), Mật cật gai (Licuala spinosa), Bòng bòng (Lygodium microphyllym), Đầu đấu 3 lá (Euodia lepta), Bí bái (Actonychia laurifollia)), nhóm thảm tươi (Sậy- Phragmites karka), Mây nước (Flagellaria indica), Choại (Stenochlaena palustris), Dớn (Diplazium esculentu), Cỏ đuôi lợn (Machaerina falcata), Năng ngọt (Eleocharis dulcis)) và nhóm thủy sinh (Lục bình-Eichhornia crassipes), Bèo cái (Pistia stratiotes), Bèo tai chuột (Salvinia cucullata), Rau muống (Ipomoea aquatica), Cỏ sướt (Centro stachys aquatica).

Bảng 2.3 Thống kê số loài thực vật thuộc VQG U Minh Hạ

Họ

STT 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11

Cói (Cyperaceae) Cỏ (Poaceae) Cúc (Asteraceae) Cà phê (Rubiaceae) Dền (Amaranthaceae) Thầu dầu (Euphorbiaceae) Sim (Myrtaceae) Bìm bìm (Convolvulaceae) Bầu bí (Cucurbitaceae) Ô rô (Acanthaceae) 72 họ khác

Số lượng (loài) 29 27 19 10 8 6 6 5 5 5 129

15

(Thanh và ctv., 2020)

VQG U Minh Hạ có hệ động vật đa dạng và phong phú với 23 loài thú, 91 loài chim, 36 loài bò sát và 11 loài lưỡng cư (Bảng 2.4). Có 36 loài bò sát thuộc 2 họ: Squamata và Testudinata.

Bảng 2.4 Động vật ở VQG U Minh Hạ

Lớp

Thú Chim Bò sát Lưỡng cư Tổng

Số lượng bộ 7 15 3 2 27

Số lượng họ 12 33 16 5 66

Số lượng loài 23 91 36 11 161

(Thanh và ctv., 2020)

Với đặc tính đa dạng sinh học cao, VQG U Minh Hạ có vai trò quan trọng trong việc bảo tồn, phục hồi các giá trị tự nhiên liên quan đến hệ sinh thái đất ngập nước đặc thù, rừng Tràm trên đất than bùn. Thêm vào đó, VQG có nhiệm vụ bảo tồn và phát triển nguồn gene đa dạng sinh học phục vụ nghiên cứu khoa học, văn hóa-giáo dục và du lịch sinh thái góp phần mang lại lợi ích kinh tế-xã hội cho người dân nơi đây.

2.4.3 Đặc điểm kinh tế-xã hội

Vùng đệm của VQG U Minh Hạ có diện tích khoảng 25.085 ha, bao gồm 05 xã thuộc 02 huyện U Minh và Trần Văn Thời, là nơi định cư của dân tộc Kinh, Khơme và các dân tộc khác, trong đó chủ yếu là dân tộc Kinh (chiếm tới 44,3%) (VQG U Minh Hạ, 2014). Trong báo cáo kinh tế hộ gia đình các ấp ven VQG U Minh Hạ thì tính đến năm 2013, 06 ấp giáp ranh với VQG U Minh Hạ có 1.252 hộ dân sinh sống, với số khẩu là 5.959. Hầu hết dân số ở đây là nông dân nghèo đến từ huyện U Minh, Trần Văn Thời, Cái Nước, Cà Mau một số đến từ các tỉnh An Giang, Kiên Giang, được giao đất khoán rừng, sinh sống và thu nhập chỉ dựa vào nông nghiệp. Theo nghiên cứu được thực hiện bởi Trung và ctv. (2012), do địa hình đồng bằng trũng ven biển, thấp và ngập triều của U Minh Hạ các mô hình canh tác chủ yếu là chuyên tôm, lúa-màu, lúa 2 vụ, lúa 3 vụ và rừng-tôm.

Bên cạnh công tác bảo vệ các hệ sinh thái rừng theo quy định của nhà nước, việc bảo đảm sinh kế cho cộng đồng người dân vùng đệm là rất quan trọng. Bởi vì, các hoạt động phát triển kinh tế của cộng đồng có tác động trực tiếp đến hiệu quả của công tác bảo tồn các tài nguyên của VQG. Một khi, cuộc sống của người dân không được đảm bảo, nghèo đói, thu nhập thấp, nhận thức kém là nguyên nhân dẫn đến việc khai thác tài nguyên trái phép. Ví dụ như, một trong những nguyên nhân dẫn đến cháy rừng ở VQG U Minh Hạ là do người dân vào rừng khai thác mật ong trái phép (Khải, 2021). Ngoài ra, các hoạt động kinh tế trong vùng đệm cũng có thể ảnh hưởng trực tiếp đến chất lượng môi trường bên trong vùng lõi và ảnh hưởng tới sự đa dạng sinh học của VQG.

16

2.4 Chính sách chuyển đổi canh tác ở VQG U Minh Hạ

2.5.1 Cây Tràm

Cây Tràm là tên Việt Nam dùng để gọi chung các loài trong chi thực vật Melaleuca thuộc họ Sim (Myrtaceae). Cây Tràm ở Việt Nam hay ở đồng bằng sông Cửu Long thuộc loài nào và có nguồn gốc từ đâu thì đã có rất nhiều nghiên cứu về vấn đề này. Cường và ctv. (2004) trong bài Một số ý kiến về cây Tràm Melaleuca cajuputi Powell ở Việt Nam đã đề cập Crevost và Lecomte đã giám định tên khoa học của loài Tràm phân bố tự nhiên ở Việt Nam năm 1927 là Melaleuca leucadendra L. Đến 1988, John Brock viết về Tràm mọc ở Đông Dương gọi loài này là Melaleuca cajuputi Powell, còn Melaleuca leucadendra L phân bố ở Australia và Malaysia. Phòng tiêu bản thực vật quốc gia Camberra (Australia) thì giám định loài Tràm ở đồng bằng sông Cửu Long là Melaleuca cajuputi.

Cây Tràm có khả năng thích nghi với môi trường đất phèn có lớp than bùn dày, ngập nước định kỳ, thiếu oxy trong thời gian ngập nước và cả nơi địa hình thoát khỏi ngập nước, nhiễm mặn trong mùa khô hoặc khô hạn quá lâu trong mùa nắng nóng (Serbesoff-King, 2003). Cây có khả năng chịu được môi trường chua mạnh (pH = 3,0 – 4,5), đất có nhiều độc tố chứa Al3+, Fe3+, Fe2+, H2S (Tuong & Van Mensvoort, 1998; Thiệp, 2002).

Giống Tràm có khoảng 260 loài phân bố trên khoảng 9 triệu hecta trên trái đất và phân bố chủ yếu ở Australia, có khoảng 200 loài một phần ở Đông Nam Châu Á, miền Nam nước Mỹ và vùng Caribbean (Serbesoff-King, 2003). Ở Việt Nam, Tràm chủ yếu là Melaleuca cajuputi. Diện tích rừng Tràm ở nước ta năm 1960 có khoảng 250.000 ha, nhưng cho đến năm 2000 diện tích chỉ còn lại 10.662 ha (Thiệp, 2002). Đến năm 2006, theo Quý (2009) thì diện tích rừng Tràm là 176.295 ha. Ở ĐBSCL, theo Trừng (1998) thì cây Tràm phân bố chủ yếu ở 3 vùng: Đồng Tháp Mười, Tứ Giác Long Xuyên và U Minh, Cà Mau. Cây Tràm chịu được điều kiện đất phèn nhưng không ưa phèn, không chịu được độ mặn cao. Nếu mực nước ngập càng sâu và thời gian ngập càng dài thì sinh trưởng của Tràm càng kém (Dũng, 2005). Cây Tràm có khả năng chịu đựng được điều kiện khắc nghiệt của môi trường và sự tiến hóa của giống Tràm đã bắt đầu từ 38 triệu năm về trước và chúng đã thay đổi nhiều điều kiện sống khác nhau đặc biệt là trong điều kiện khí hậu nóng hoặc lạnh kéo dài (Tuong & Van Mensvoort, 1998; Thiệp, 2002).

Về sinh trưởng của rừng Tràm thì cây Tràm đặc biệt thích nghi ở những nơi đất sét, có điều kiện thoát nước, rửa phèn tốt. Do đó, thân cây thẳng đẹp và tăng trưởng nhanh. Ngược lại, rừng Tràm mọc ở những nơi thấp trũng, úng nước thì chậm lớn nhưng gỗ chắc hơn. Do khả năng chịu được điều kiện ngập úng và đất phèn nên trong tự nhiên các rừng Tràm thường được gặp ở nơi ẩm – ngập nước theo triều hay theo mùa. Đất ở nơi này thường là đất phèn có độ chua cao (pH = 3.5 – 4.5) và độ mặn dưới 1 phần ngàn trong mùa khô. Tràm Melaleuca cajuputi Powell có thể tái triển tốt ở vùng đất phèn,

17

thậm chí ở vùng phèn nặng có pH dưới 3.5 (Osaki et al., 1998; Nakabayashi et al., 2001; Tahara et al, 2005). Cây Tràm Melaleuca cajuputi Powell tăng trưởng từ hạt chịu đựng được nồng độ nhôm cao, không bị ảnh hưởng khi nồng độ nhôm là 0.56 mM (Osaki et al., 1997) hoặc 0,38 Mm (Tahara et al., 2005).

2.5.2 Keo lai

Keo lai là tên gọi tắt để chỉ giống lai tự nhiên, là sự kết hợp giữa 2 loài: Keo lá Tràm (Acacia Auriculiformis) và Keo tai tượng (Acacia Mangium) được tuyển chọn từ những cây đầu dòng có năng suất cao. Giống lai này được phát hiện ở Malaysia, Úc, Papua New Guinea và được trồng thí nghiệm ở một số nước như Thái Lan, Đài Loan, Indonesia và một số nước Đông Nam Á (Khả, 2006).

Ở Việt Nam, giống Keo lai tự nhiên giữa Keo tai tượng và Keo lá Tràm được phát hiện từ năm 1992 tại các vùng như Tân Tạo, Sông Mây, Trị An. Các nghiên cứu về Keo lai đã khẳng định được ưu thế vượt trội về tăng trưởng, về dạng thân cây, tính chất lý hóa tính của gỗ so với các thế hệ bố mẹ. Keo lai thích hợp với khí hậu nhiệt đới ẩm, lượng mưa từ 1500 mm – 2500 mm/năm. Độ chua pH từ 3 - 7, cây cao từ 25 – 30 m, đường kính có thể đạt tới 60 – 80 cm. Keo lai là loài cây mọc nhanh, sinh trưởng nhanh, có khả năng tái sinh hạt và tái sinh chồi tốt, đặc biệt là khả năng cải tạo đất, chống xói mòn, chống cháy rừng, dùng làm nguyên liệu giấy (Khả, 2006).

Đặc tính sinh trưởng nhanh về đường kính, chiều cao và sinh khối với thân cây thẳng đứng, cành nhánh nhỏ, khả năng chống chịu tốt. Keo lai có biên độ sinh thái rộng được trồng nhiều ở vùng sinh thái của nước ta: Đông Bắc, Tây Bắc, Tây Nguyên, Bắc Trung Bộ, Duyên hải Miền Trung và Đông Nam Bộ. Khả năng sinh trưởng, chống chịu sâu bệnh hại tốt, có khả năng thích ứng với nhiều điều kiện và các loại đất khác nhau, có tác dụng cải tạo đất, cải tạo môi trường thông qua khả năng cố định đạm, hấp thụ carbon và lượng cành khô rụng hàng năm trả lại cho đất lượng hữu cơ đáng kể. Hơn thế nữa, rừng trồng Keo lai cũng được đánh giá là cây trồng mang lại hiệu quả kinh tế cao, nhanh thu hồi vốn, thời gian sinh trưởng ngắn hơn các loài cây trồng rừng khác, dao động từ 5 đến 7 năm đã khai thác được (Khả, 2006; Lợi & Nguyên, 2015).

2.5.3 Chính sách chuyển đổi cây trồng ở VQG U Minh Hạ

Trong “Đề án tái cơ cấu ngành nông nghiệp theo hướng nâng cao giá trị gia tăng và phát triển bền vững” số 899/QĐ-TTg ngày 10/06/2013, việc thúc đẩy tái cơ cấu ngành lâm nghiệp và cải thiện sinh kế có người dân là một trong những nội dung quan trọng (Thủ tướng chỉnh phủ, 2013). Theo đó, tỉnh Cà Mau mà cụ thể là công ty TNHH MTV Lâm nghiệp U Minh Hạ đã tiến hành triển khai trồng thí điểm Keo lai kê liếp và Tràm trồng trên đất rừng U Minh từ năm 2015 nhằm tăng thu nhập cho người dân sống dưới tán rừng. Với đặc tính của cây Keo lai được trình bày trước đó như là dễ trồng, mau lớn, thích nghi tốt với đặc điểm đất nơi đây, trồng cây Keo lai giúp nâng giá trị kinh tế lên gấp 4 lần so với cây Tràm bản địa. Trong khoảng 4-5 năm, rừng Keo lai sẽ đem lại thu

18

nhập cho người dân từ 150 đến 250 triệu đồng/ha/vụ với trữ lượng khai thác gỗ dao động từ 80-100 m3 (Anh, 2015), tỉnh Cà Mau đã trồng được trên 4.000 ha cây Keo lai. Diện tích các mô hình này có xu hướng được mở rộng thêm. Theo Cổng Thông tin điện tử tỉnh Cà Mau (2020), ở khu vực U Minh Hạ đã trồng thâm canh khoảng 16.000 ha với khoảng 8.000 ha rừng Keo lai và 8.500 ha rừng Tràm. Mô hình này được đánh giá là mang lại hiệu quả tích cực, góp phần nâng cao hiệu quả kinh tế cho người dân và phát triển ngành lâm nghiệp trong khu vực. Do đó, theo chiến lược của tỉnh Cà Mau nhằm đẩy mạnh phát triển lâm nghiệp bền vững, tăng tỷ trọng ngành lâm nghiệp, tỉnh sẽ triển khai trồng khoảng 25.000 ha rừng chủ yếu là Keo lai và Tràm cừ (Cổng Thông tin Điện tử tỉnh Cà Mau, 2020). Tuy nhiên, việc chuyển đổi này đã phát sinh một số vấn đề môi trường có tiềm năng ảnh hưởng đến sự đa dạng sinh học của VQG. Khi chuyển đổi mô hình trồng Keo lai và Tràm, người dân cần cải tạo đất, đào đất tầng sâu để lên liếp và điều này đã vô tình tạo điều kiện cho quá trình sản sinh phèn diễn ra nhanh hơn và nghiêm trọng hơn. Bởi vì, đất ở tầng sâu của VQG U Minh hạ là tầng phèn tiềm tàng. Bên cạnh đó, sự điều tiết nguồn nước mặt trong khu vực cho hoạt động canh tác lúa hay lúa-tôm trong vùng đệm có thể làm cho vấn đề nhiễm phèn nghiêm trọng hơn. Điều này có thể ảnh hưởng đến chất lượng môi trường đất và nước và đời sống của động thực vật thuỷ sinh ở VQG – nơi mà có nhiệm vụ bảo tồn hệ sinh thái đặc trưng và hạn chế những tác động từ yếu tố bên ngoài. Việc triển khai mô hình trồng Keo lai và Tràm đã triển khai từ năm 2015, tuy nhiên vẫn chưa có một nghiên cứu hoàn chỉnh về tác động của các mô hình này đối với chất lượng môi trường đất, nước và cá ở VQG U Minh Hạ.

2.5.4 Hoạt động kê liếp trồng Tràm và Keo lai

2.5.4.1 Hiện trạng kê liếp ở Đồng bằng sông Cửu Long và VQG U Minh

Hạ

Phần lớn đất phèn ở Đồng bằng sông Cửu Long bị ngập lũ hàng năm trong giai đoạn mùa mưa nên cần phải kê liếp để có thể canh tác hoa màu. Hoạt động này diễn ra ngay cả trên trên cả vùng đất phèn tiềm tàng và phèn hoạt động của khu vực. Đất lên liếp ở Đồng bằng sông Cửu Long không chỉ được sử dụng cho việc trồng các loại hoa nông sản như khoai lang, sắn, dưa hấu mà còn để trồng cây lâu năm. Phương pháp này nhằm mục đích tránh ngập úng vào mùa mưa cho cây trồng và cung cấp nước trong mương phụ để có thể phục vụ cho hoạt động tưới tiêu vào mùa khô (Nakabayashi và ctv., 2001; Nguyen et al., 2003).

Hiện nay có hai phương thức trồng rừng Tràm chính là trồng Tràm có kê liếp và trồng Tràm không kê liếp. Tràm được nông dân ở ĐBSCL canh tác trực tiếp trên mặt ruộng khoảng 10 năm trước đây. Nhưng để chống cháy vào mùa khô, tránh ngập lũ cũng như chọn được loại Tràm với thời gian canh tác ngắn, nông dân xây dựng những bờ liếp với bề rộng mặt mương giữa các liếp canh tác khoảng từ 4 - 5 m và độ sâu của mương khoảng 1,5 m tùy thuộc vào điều kiện đất (Xuân, 1993). Ở VQG U Minh Hạ, kỹ thuật kê liếp này đã được áp dụng cho việc trồng cây Keo lai và Tràm. Tuy nhiên, với đặc

19

điểm tự nhiên của khu vực, hoạt động kê liếp đã gây ra sự xáo trộn các tầng đất, cụ thể là đưa đất phèn tiềm tàng từ các tầng bên dưới lên trên bề mặt đất (Trung, 2015).

2.5.4.2 Tác động của hoạt động kê liếp

Khi tầng đất phèn ở sâu được đưa lên làm liếp thì tầng pyrite (FeS2) trong đất phèn có cơ hội tiếp xúc với oxy sẽ bị oxy hóa tạo ra acid sulfuric (H2SO4) làm đất bị chua và gây bất lợi cho sự phát triển của cây trồng (. Thêm vào đó, hàm lượng canxi (Ca), magiê (Mg) và lân (P) hữu dụng thấp, nhưng hàm lượng sắt và nhôm tự do lại cao (Gương và ctv., 2009). Bởi vì địa hình cao của đất liếp làm cho dưỡng chất theo nước trực di xuống sâu, nhất là các nguyên tố như Ca, Mg, K làm giảm độ bảo hòa base tự nhiên của đất. Ở điều kiện nhiệt độ và ẩm độ cao và liếp không bị ngập úng, vi sinh vật đẩy nhanh tốc độ phân hủy chất hữu cơ của đất liếp. Nguồn bổ sung chất hữu cơ lại bị hạn chế do xác bã thực vật có trên mặt liếp dễ bị rửa trôi xuống mương. Lâu dần liếp có thể bị hạ thấp do hoạt động rửa trôi vào mùa mưa và trở nên kém màu mỡ. Không chỉ dừng lại ở đó, hàm lượng các chất này được sinh ra từ đất này có thể rò rỉ vào môi trường nước lân cận. Khi đó, hàm lượng nhôm (Al) và các nguyên tố độc khác làm cho thủy sinh vật chết hoặc nếu ở liều lượng dưới ngưỡng gây chết sẽ làm cho nhiều loài chậm phát triển và bị bệnh. Bên cạnh đó, những dự án thoát nước cho các vùng đất phèn tiềm tàng như vùng đất ngập nước ven biển đã dẫn đến sự hạ thấp mực nước đột ngột trong tầng sulfidic tạo ra tính chua nặng và thải ra một lượng acid khổng lồ không thể trung hòa tại chỗ. Không chỉ những người dân trong vùng cải tạo chịu tác động trực tiếp, mà sự ô nhiễm nước và thiệt hại cho thủy sản còn lan rộng ra những vùng lớn hơn (Dent & Pons, 1995).

2.5 Các chỉ tiêu lý hóa đánh giá chất lượng môi trường đất và nước

2.5.1 Các chỉ tiêu phổ biến trong đánh giá chất lượng môi trường đất

2.5.1.1 pH

pH đất là một trong những chỉ tiêu quan trọng để đánh giá tính chất hóa lý của đất. Phân loại đất dựa trên độ pH được trình bày trong Bảng 2.5. pH trong đất có thể dao động từ 2,8 đến 10. Ví dụ, đất sodic có pH dao động từ 8,5 – 11, và pH đất kiềm nhiều vôi có thể dao động từ 7 – 8,2. pH đất thấp gây ảnh hưởng trực tiếp đến sự hấp thu các dưỡng chất của cây trồng để sinh trưởng. Thêm vào đó, pH đất thấp dẫn đến nồng độ Fe, Al và Mn rất cao gây độc cho cây trồng và làm giảm đáng kể độ hữu dụng của N, P, Ca, Mg trong đất, gây thiếu dinh dưỡng trong đất.

Bảng 2.5 Xếp loại phản ứng của đất (theo pHH2O, tỷ lệ đất : nước = 1:2,5)

Phản ứng đất Cực kỳ chua Rất chua Chua mạnh Chua trung bình Chua nhẹ

pH < 4,5 4,5 - 5,0 5,1 - 5,5 5,6 - 6,0 6,1 - 6,5

Phản ứng đất Trung tính Hơi kiềm Kiềm trung bình Kiềm mạnh Rất kiềm

pH 6,6 - 7,3 7,4 - 7,8 7,9 - 8,4 8,5 - 9,0 > 9,1

(Nguồn: Agricultural Compendium, 1989 trích trong Trần Văn Chính, 2006)

20

2.5.1.2 Chất hữu cơ

Chất hữu cơ là phần quý nhất của đất, nó không chỉ là kho dinh dưỡng cho cây trồng, cung cấp thức ăn thường xuyên cho cây mà còn có thể điều tiết nhiều tính chất đất theo hướng tốt như: cải thiện trạng thái kết cấu đất, cải thiện điều kiện oxy hóa, làm tăng khả năng hấp thụ của đất, giữ được các chất dinh dưỡng, đồng thời làm tăng tính đệm của đất. Theo Chính (2006) đất khác nhau có hàm lượng chất hữu cơ khác nhau. Ở đất đen, đất mùn núi cao hàm lượng chất hữu cơ có thể đến 10% hoặc hơn nữa, song ở đất bạc màu, đất cát lượng hữu cơ lại chỉ 1% hoặc thấp hơn. Số lượng, đặc điểm hình thái, tính chất của chất hữu cơ của đất rừng và đất trồng trọt rất khác nhau.

Chỉ tiêu cơ bản nhất để đánh giá số lượng chất hữu cơ là tỷ lệ phần trăm cacbon

hữu cơ tổng số (%OC) hoặc tỷ lệ phần trăm mùn (%OM).

Chất hữu cơ tổng số = OC × 1,72

Giá trị các chỉ tiêu này càng cao thì đất càng tốt (Chính, 2006) đã đánh giá hàm

lượng chất hữu cơ trong đất theo tiêu chuẩn trong Bảng 2.6.

Bảng 2.6 Đánh giá hàm lượng chất hữu cơ trong đất

Mức độ Rất giàu Giàu Trung bình Nghèo Rất nghèo

OC (%) > 3,50 2,51 - 3,50 1,26 - 2,51 0,60 - 1,26 < 0,60

OM (%) > 6,0 4,3 - 6,0 2,2 - 4,3 1,0 - 2,2 < 1,0

(Nguồn: Ngô Ngọc Hưng, 2004)

2.5.1.3 Tỷ trọng của đất

Tỷ trọng của đất (D, g/cm3) là tỷ số khối lượng của một đơn vị thể tích đất ở trạng thái rắn, khô kiệt với các hạt đất xếp sít vào nhau so với khối lượng nước cùng thể tích ở điều kiện nhiệt độ 4°C. Tỷ trọng đất được ứng dụng nhiều trong tính toán độ xốp, tính độ chìm lắng của các cấp hạt trong phân tích thành phần cơ giới. Thông qua tỷ trọng đất có thể nhận xét sơ bộ về hàm lượng chất hữu cơ, tỷ lệ sét của một loại đất nào đó (Chi, 2001; Tấu, 2005).

Tỷ trọng của đất được tính theo công thức sau:

𝑃

D=

𝑃1 Trong đó, D là tỷ trọng thể rắn của đất (g/cm3); P là trọng lượng thể rắn của đất trong thể tích cố định không có khoảng hổng không khí; P1 là trọng lượng nước cùng thể tích ở 4°C.

Tỷ trọng của đất chủ yếu phụ thuộc vào thành phần khoáng vật và thành phần hóa học của đất. Hàm lượng chất hữu cơ thường có ảnh hưởng không đáng kể. Tỷ trọng thể rắn của những đất nghèo mùn trên các tầng mặt thay đổi từ 2,5 - 2,74. Ở những tầng tích tụ sâu hơn, tỷ trọng thường tăng, có trường hợp đạt đến 2,75 - 2,80. Ngược lại ở những 21

đất giàu mùn tỉ trọng của chúng giảm đến 2,40 - 2,30. Đất càng nhỏ mịn thì tỷ trọng của chúng càng lớn và nếu trong đất có nhiều chất hữu cơ và mùn thì tỷ trọng càng nhỏ (Tấu, 2005).

2.5.1.4 Tổng Nitơ

Nitơ là nguyên tố cần tương đối nhiều cho các loại cây nhưng trong đất thường chứa ít nitơ. Nitơ trong đất phụ thuộc vào thực bì, khí hậu, thành phần cơ giới, địa hình, chế độ canh tác. Nitơ trong đất tồn tại ở hai dạng chính bao gồm vô cơ và hữu cơ Mức độ đánh giá hàm lượng nitơ tổng số trong đất được trình bày trong Bảng 2.7.

Bảng 2.7 Hàm lượng Nitơ trong đất

N tổng số (%) < 0,08 0,081 – 0,1 0,11 – 0,15 0,16 – 0,2 > 0,2

Đánh giá Rất nghèo Nghèo Trung bình Khá Giàu

(Nguồn: Ngô Ngọc Hưng, 2004)

- trong đó chủ yếu là NH4

+, NO3

-, NO2

Lượng đạm vô cơ trong đất mặt rất ít chỉ chiếm 1 - 2% của N tổng số. Ở tầng dưới N vô cơ có thể chiếm tới 30% của N tổng số. Đạm vô cơ trong đất tồn tại dưới dạng -, đây là dạng nitơ mà cây có khả + và NO3 NH4 năng lấy trực tiếp và sử dụng dễ dàng (Chính, 2006).

2.5.1.5 Tổng lân (P)

Tương tự như nitơ, phốt pho trong đất được tìm thấy ở hai dạng, cụ thể là hữu cơ và vô cơ. Hai dạng phốt pho này tạo nên tổng lượng P trong đất. Mặc dù P trong đất nói chung là cao, 80% lượng này là cố định và cây không thể trực tiếp hấp thụ. Khoảng 30 đến 65% tổng lượng P trong đất là ở dạng hữu cơ mà thực vật không thể hấp thu, trong khi 35 đến 70% còn lại là ở dạng vô cơ. Các dạng hữu cơ của phốt pho bao gồm xác thực vật, động vật chết và các vi sinh vật trong đất. Các vi sinh vật trong đất đóng vai trò quan trọng trong việc xử lý và chuyển hóa các dạng lân hữu cơ này thành các dạng cây trồng có thể hấp thụ. Các dạng P vô cơ có thể được phân loại thành ba nhóm như sau: P thực vật có thể hấp thụ, P hấp thụ, và P khoáng. Thang đánh giá mức độ của phốt pho trong môi trường đất được trình bày trong Bảng 2.8.

Bảng 2.8 Đánh giá mức độ phốt pho trong đất

P tổng (%) < 0,4 0,4 – 0,6 0,6 – 0,8 0,8 – 1 > 1

Đánh giá Rất nghèo Nghèo Trung bình Khá Giàu

(Nguồn: Ngô Ngọc Hưng, 2004)

22

2.5.2 Các chỉ tiêu phổ biến trong đánh giá chất lượng nước

2.5.2.1 pH và EC

EC và pH của nước là các thông số thường được sử dụng khi đánh giá ảnh hưởng tiềm tàng của đất phèn đối với các vùng nước. pH của nước có liên quan đến sự hiện diện của một số kim loại và khí hòa tan trong nước. Ở giá trị pH < 5, nước có thể chứa Fe, Mn, Al ở dạng hòa tan và một số loại khí như CO2, H2S tồn tại dưới dạng tự do trong nước. Khi tăng pH có thêm tác nhân oxy hóa, các kim loại hòa tan trong nước chuyển thành dạng kết tủa ra khỏi nước bằng biện pháp lắng lọc (Chi, 1999, 2001). Độ dẫn điện (Electric Conductivity, EC) là cách biểu thị bằng số khả năng dẫn điện của dung dịch. Dung dịch của các hợp chất vô cơ thì dẫn điện tốt, ngược lại những hợp chất hữu cơ không hòa tan trong nước dẫn điện kém. Các đơn vị thường được sử dụng để đo độ dẫn điện của nước là: μS/cm (microSiemens/cm) hoặc là dS/m (deciSiemens/m), trong đó 1000 μs/cm bằng với 1 dS/m.

2.5.2.2 DO, BOD5 và COD

Oxi hòa tan (Dissolved oxygen, DO) là lượng oxy hoà tan trong nước cần thiết cho sự hô hấp của các sinh vật nước thường được tạo ra do sự hoà tan từ khí quyển hoặc do quang hợp của tảo. Oxy hòa tan trong nước rất cần cho sinh vật hiếu khí. Bình thường oxy hòa tan trong nước khoảng 8 – 10 mg/L, chiếm 70 – 85% khí oxy bão hòa. Mức oxy hòa tan trong nước tự nhiên và nước thải phụ thuộc vào mức độ ô nhiễm chất hữu cơ, vào hoạt động của thế giới thủy sinh, các hoạt động hóa sinh, hóa học và vật lý của nước. Trong môi trường nước bị ô nhiễm nặng, oxy được dùng nhiều cho các quá trình hóa sinh và xuất hiện hiện tượng thiếu oxy trầm trọng. Phân tích chỉ tiêu oxy hòa tan là một trong những chỉ tiêu quan trọng đánh giá sự ô nhiễm hữu cơ của nước (Chi, 1999, 2001).

Nhu cầu oxy sinh hóa hay nhu cầu oxy sinh học (Biological oxygen demand, BOD) là lượng oxy cần thiết cho quá trình oxy hóa các chất hữu cơ trong nước bởi vi sinh vật có trong nước. BOD5 là lượng oxy cần thiết trong 5 ngày đầu ở nhiệt độ 20°C trong buồng tối để tránh ảnh hưởng của các quá trình quang hợp. Giá trị BOD cao hay thấp sẽ biểu thị mức độ ô nhiễm các hợp chất hữu cơ dễ phân huỷ sinh học trong môi trường nước (Chi, 1999, 2001).

Nhu cầu oxy hóa học (Chemical oxygen demand, COD) được dùng rộng rãi để biểu thị hàm lượng chất hữu cơ (bao gồm dễ và khó phân huỷ sinh học) có trong nước và mức độ ô nhiễm nước tự nhiên. COD được định nghĩa là lượng oxy cần thiết cho quá trình oxy hóa học các chất hữu cơ trong mẫu nước thành CO2 và H2O (Chi, 1999, 2001). Chỉ số này biểu thị cả lượng chất hữu cơ không thể bị oxy hóa bằng vi sinh vật, do đó giá trị COD cao hơn BOD. Phép phân tích COD có ưu điểm là kết quả nhanh (khoảng 3 giờ) nên đã khắc phục được nhược điểm của phép đo BOD. Tỉ lệ giữa BOD và COD thường xấp xỉ từ 0,5 đến 0,7 (Chi, 1999, 2001). Tỷ lệ BOD/COD càng thấp, nước có chứa càng nhiều chất hữu cơ khó phân huỷ sinh học.

23

-

2.5.2.3 NH4

+ và NO3

Amoni (NH4

+) là chất gây nhiễm độc cho sinh vật trong nước. Sự hiện diện của amoni trong nước mặt hay nước ngầm bắt nguồn từ hoạt động phân hủy hữu cơ do các + trong nước vi sinh vật trong điều kiện yếm khí (Chi, 1999, 2001). Sự tồn tại của NH4 +, rất cần thiết cho phụ thuộc vào pH, khi pH bằng 7 hầu hết các nitơ đều ở dạng ion NH4 + quá cao sẽ làm cho thực vật sự phát triển của các sinh vật, nhưng nếu hàm lượng NH4 phù du phát triển quá mức, gây phú dưỡng, hậu quả là gây ô nhiễm môi trường nước -) ngày càng tăng đã trở thành một vấn đề môi gây bất lợi cho cá. Ô nhiễm nitrat (NO3 trường chung trên toàn thế giới. Các chất dinh dưỡng ngày càng gia tăng trong các con sông là yếu tố thay đổi chính của chất lượng nước toàn cầu và đa dạng sinh học. Dữ liệu từ Hệ thống Giám sát Môi trường Toàn cầu cho thấy nồng độ nitrat cao gấp bảy lần nồng độ chất ô nhiễm tối đa cho phép (45 mg/L) ở hầu hết các con sông. Lượng nitrat quá mức trong nước mặt không chỉ dẫn đến hiện tượng phú dưỡng của thủy vực mà còn đe dọa trực tiếp đến sức khỏe con người.

2.5.2.4 Al3+ và Fe3+

Al3+ và Fe3+ là hai thông số quan trọng trong quan trắc chất lượng môi trường nước ở những vùng đất phèn. Trong môi trường axit (H2SO4), Al3+ có khả năng di động mạnh. Nhôm trong đất phèn, một phần là sản phẩm của sự rửa trôi tích tụ, trong quá trình Feralit, chủ yếu do quá trình phèn hoá, sau khi đã có H2SO4 trong đất, H2SO4 liền tác dụng vào keo đất đã giải phóng ra Al3+ tự do. Trong điều kiện đó pH giảm xuống 2 - 3,5 trong dung dịch, tồn tại ở dạng Al3+ tự do, cũng có thể liên kết với sắt, kali, và sunphat, tạo nên những sunphat sắt II và sunphat sắt III. Với những độc tính và sự phổ biến của hai nguyên tố này trong môi trường nước ở vùng đất phèn, các nghiên cứu đánh giá chất lượng nước cần phân tích các thông số này.

2.6 Các phương pháp nâng cao trong đánh giá chất lượng môi trường và đa dạng sinh học

2.6.1 Ứng dụng thống kê đa biến trong đánh giá chất lượng môi trường

Phân tích thống kê đa biến là một nhánh được phát triển từ thống kê cổ điển và là một phương pháp phân tích toàn diện. Phương pháp này có thể phân tích các quy luật thống kê của nhiều đối tượng và nhiều chỉ số khi chúng có liên quan với nhau, bao gồm phân tích cụm (cluster analysis, CA), phân tích phân biệt (discriminant analysis, DA), phân tích thành phần chính (principal component analysis, PCA). Các phương pháp này cho phép giải thích các ma trận dữ liệu phức tạp để có thêm các thông tin về chất lượng môi trường (Li et al., 2011; Chounlamany et al., 2017; Ojok et al., 2017).

Phân tích thành phần chính (PCA) được sử dụng để xác định các thông số chính của nước trong sự thay đổi của tập dữ liệu. Phương pháp này cho phép giảm các thông số cơ sở không đóng góp đáng kể vào sự thay đổi dữ liệu trong khi tạo một bộ thông số mới được gọi là thành phần hoặc yếu tố chính (PC). Giá trị eigenvalue của mỗi yếu tố 24

được sử dụng để quyết định các thành phần chính. Giá trị này càng lớn có nghĩ là mức đóng góp của PC vào việc giải thích sự biến đổi của tập dữ liệu gốc càng lớn. Phương pháp phân tích thành phần chính giúp chỉ ra chỉ tiêu chính và nguồn gây biến động chất lượng môi trường (Shrestha and Kazama, 2008; Chounlamany et al., 2017).

Phân tích cụm hay đơn giản là phân cụm là quá trình phân vùng một tập hợp các đối tượng dữ liệu thành các tập con. Mỗi tập hợp con là một cụm, sao cho các đối tượng trong một cụm tương tự với nhau, nhưng không giống với các đối tượng trong các cụm khác. Tập hợp các cụm kết quả từ phân tích cụm có thể được gọi là phân cụm. Trong bối cảnh này, các phương pháp phân cụm khác nhau có thể tạo ra các chuỗi khác nhau trên cùng một tập dữ liệu. Việc phân vùng không phải do con người thực hiện mà do thuật toán phân cụm. Do đó, phân cụm hữu ích ở chỗ nó có thể dẫn đến việc phát hiện ra các nhóm chưa biết trước đó trong dữ liệu. Phân tích cụm đã được sử dụng rộng rãi trong nhiều ứng dụng như kinh doanh thông minh, nhận dạng mẫu hình ảnh, tìm kiếm web, sinh học và bảo mật, và môi trường. Theo phương pháp phân cụm của Ward thì giá trị trung bình tất cả các biến được tính cho từng cụm một. Sau đó khoảng cách Euclide bình phương giữa các phần tử trong cụm với giá trị trung bình của cụm được tính và tính tổng tất cả các khoảng cách bình phương này. Theo đó, hai cụm có phần tăng trong tổng các khoảng cách bình phương trong một cụm nếu kết hợp với nhau có giá trị nhỏ nhất sẽ được kết hợp. Ví dụ như khoảng cách hoặc sự giống nhau giữa 2 nhóm A và B được xem là khoảng cách nhỏ nhất giữa 2 điểm A và B:

D(A,B) = Range{d(xi,xj),với xi є A và xj є B}

Trong đó, d(xi,xj) là khoảng cách Euclide bình phương trong công thức. Tại mỗi bước khoảng cách được tìm thấy từng cặp nhóm và 2 nhóm có khoảng cách nhỏ nhất được gộp lại. Sau đó, khoảng cách giữa tất cả các cặp nhóm được tính lại lần nữa, và cặp có khoảng cách ngắn nhất được gộp vào nhóm đơn. Kết quả của việc phân nhóm cấu trúc được biểu diễn bằng biểu đồ hình cây. Phương pháp phân tích cụm gom nhóm chất lượng thành phần môi trường dựa vào tính tương đồng của chúng theo không gian và thời gian và vì thế có thể sử dụng để đánh độ tương đồng về chất lượng môi trường, đánh giá vị trí và tần suất thu mẫu môi trường (Chounlamany et al., 2017; Mama et al., 2021).

Phân tích phân biệt là phương pháp phân tích dữ liệu trong điều kiện biến phụ thuộc là biến phân loại và biến độc lập là biến định lượng. Phương pháp này yêu cầu phải xác định trước số nhóm và các đối tượng trong mỗi nhóm. Xây dựng hàm phân tích phân biệt, nghiên cứu sự tồn tại khác biệt có ý nghĩa giữa các nhóm, xác định biến độc lập là nguyên nhân chủ yếu gây ra sự khác biệt giữa các nhóm. Đồng thời cũng phân loại các biến phụ thuộc vào một nhóm nhất định dựa vào giá trị của các biến độc lập. Mục tiêu của phân tích biệt số là việc xây dựng các hàm phân tích phân biệt sao cho phân biệt rõ các biểu hiện của biến phụ thuộc cũng như nghiên cứu sự tồn tại khác biệt

25

có ý nghĩa giữa các nhóm xét theo biến độc lập. Mô hình phân tích biệt số có dạng tuyến tính như sau:

D = b0 + b1X1 + b2X2 + …+ bkXk

Trong đó, D là biệt số, b là hệ số hay trọng số phân biệt và X là biến độc lập. Các hệ số hay trọng số được tính toán sao cho các nhóm có các giá trị của hàm phân biệt (biệt số D) khác nhau càng nhiều càng tốt. Điều này xảy ra khi tỉ lệ của tổng các độ lệch bình phương của biệt số giữa các nhóm so với tổng các độ lệch bình phương của biệt số trong nội bộ nhóm đạt cực đại. Phương pháp phân tích biệt số (DA) được sử dụng để đánh giá sự biến động theo thời gian của các thông số chất lượng môi trường. Kết quả phân tích DA có thể xác định được các thông số chính dẫn đến sự khác biệt có ý nghĩa thống kê theo mùa tại tất cả các vị trí nghiên cứu về chất lượng môi trường (Thu et al., 2017; Chounlamany et al., 2017; Mama et al., 2021).

2.6.2 Phân tích mối liên hệ giữa chất lượng môi trường và sinh vật (BIO-ENV)

Phân tích BIO-ENV đầu tiên được giới thiệu bởi Clarke & Ainsworth., 1993. (Hình 2.2). Phương pháp này cho phép so sánh các ma trận khoảng cách hoặc đồng dạng giữa hai bộ dữ liệu có chung mẫu hoặc biến. Thường trong việc khám phá mối tương quan giữa các biến môi trường và các chỉ tiêu sinh học. Trong trường hợp này, ma trận đồng dạng của số liệu sinh học là cố định, trong khi các tập hợp con của các biến môi trường được sử dụng để tính toán ma trận đồng dạng môi trường. Sau đó, một hệ số tương quan (hệ số tương quan Spearman) được tính giữa hai ma trận và tập hợp con tốt nhất (BEST) của các biến môi trường sau đó có thể được xác định và tiếp tục kiểm tra hoán vị để xác định tầm quan trọng của các biến môi trường đối với các chỉ tiêu sinh học. Phân tích BEST (BIO-ENV) đã được sử dụng để điều tra mối quan hệ giữa các cộng đồng động vật không xương sống dưới nước và các biến số môi trường tại 11 vùng đất ngập nước. Phân tích gợi ý rằng sự kết hợp của biến số môi trường (độ mặn, % K, chất hữu cơ) giải thích tốt nhất mô hình thành phần cộng đồng động vật không xương sống ở Walyarta (Quinlan et al., 2016).

26

Hình 2.2 Sơ đồ phương pháp phân tích BIO-ENV (Clarke et al ., 2008)

Qua kết quả tổng quan tài liệu cho thấy đã có một số nghiên cứu về chất lượng môi trường đất, nước tuy nhiên việc đánh giá còn rời rạc, đơn giản chỉ so sánh với giá trị giới hạn cho phép. Chất lượng môi trường và phiêu sinh vật được đánh giá riêng. Cách đánh giá này không khai thác hết các ý nghĩa hàm ý trong bộ số liệu. Bên cạnh đó, các nghiên cứu về giá trị kinh tế, giá trị sinh thái của rừng Tràm, Keo lai, rừng trồng cũng đã được một vài nhà khoa học thực hiện. Tuy nhiên, việc áp dụng các phương pháp thống kê nâng cao như thống kê đa biến, BIO-ENV để thiết lập mối liên hệ giữa hoạt động canh tác, chất lượng môi trường và đa dạng cá vẫn chưa có nghiên cứu nào thực hiện. Do đó, nghiên cứu này sẽ cung cấp thông tin khoa học, giúp xác định rõ các nguyên nhân dẫn đến biến động đa dạng cá, để từ đó có giải pháp quản lý hiệu quả.

27

CHƯƠNG 3

PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

3.1 Thời gian và nội dung nghiên cứu

3.1.1 Thời gian nghiên cứu

Thời gian nghiên cứu được thực hiện từ tháng 10/2017 đến tháng 10/2020. Các đợt khảo sát cụ thể đợt 1 vào giữa mùa mưa (tháng 9/2018) và đợt 2 vào giữa mùa khô (tháng 2/2019).

3.1.2 Nội dung nghiên cứu

Nội dung 1: Phân tích và đánh giá kỹ thuật lên liếp canh tác Tràm, Keo lai tại khu

vực nghiên cứu. Trong nội dung 1, các công việc sau đây được thực hiện:

- Đo độ sâu kênh, mương và độ cao bờ liếp trồng Keo lai, Tràm ở khu vực có độ

sâu tầng phèn khác nhau;

- Đo độ sâu kênh, mương bao ở mô hình trồng Lúa 2 vụ.

- Phân tích các ảnh hưởng của việc lên liếp trồng Keo lai, Tràm, và canh tác lúa đến môi trường đất, nước và đa dạng cá. Xác định mối liên quan giữa độ cao liếp, độ rộng và sâu của mương và độ sâu tầng phèn cũng như khả năng xáo trộn tầng phèn tiềm tàng, đưa tầng phèn tiềm tàng lên bề mặt dẫn đến ôxy hóa, kết hợp quá chảy tràn, gây nhiễm phèn nước và gây chết cá.

Nội dung 2: Đánh giá tính chất, sự biến động của môi trường đất và nước tại các mô hình khác nhau theo không gian (các mô hình và tầng phèn) và thời gian (theo mùa và cấp tuổi)

Đối với nội dung 2, nghiên cứu đã tiến hành thu và phân tích mẫu đất và nước trong hai mùa và 2 tầng phèn khác nhau tại khu vực nghiên cứu. Có tổng cộng 6 thông số đánh giá chất lượng môi trường đất đã được phân tích, bao gồm pH, tỷ trọng, ẩm độ, chất hữu cơ, tổng đạm (TN, %) và tổng lân (TP, %P2O5). Đối với mẫu nước, 9 thông số được sử dụng để đánh giá chất lượng môi trường nước tại khu vực nghiên cứu, bao gồm pH, EC, DO, BOD, COD, N-NH₄⁺, N-NO₃ˉ, Al³⁺ và Fe³⁺. Ngoài ra, mẫu cá cũng được thu và định danh đến cấp loài trong các mô hình tại khu vực nghiên cứu.

Từ các số liệu phân tích, nghiên cứu tiến hành đánh giá sự biến động của chất lượng môi trường đất và nước theo không gian và theo mùa. Bên cạnh đó, nghiên cứu cũng đã ứng dụng các phương pháp phân tích thống kê đa biến để tìm thấy cơ sở khoa học trong việc ghi nhận sự khác biệt giữa mùa, tầng phèn và các mô hình với nhau. Hơn nữa, nghiên cứu đã đánh giá đa dạng thành phần loài cá và phân tích mối liên hệ với chất lượng môi trường đất và nước tại các mô hình canh tác. Cụ thể, nghiên cứu tiến hành đánh giá đa dạng thành phần loài cá, phân tích mối tương quan giữa các yếu tố chất lượng môi trường đất và nước, đa dạng cá và yếu tố chất lượng môi trường nước

28

tại khu vực nghiên cứu. Ngoài ra, nội dung này còn kết hợp với kết quả phỏng vấn từ nội dung 1 để có thể đánh giá các yếu tố tác động đến đa dạng thành phần loài cá có liên quan. Từ đó, xác định những nhân tố ảnh hưởng đến chất lượng môi trường đất, nước cũng như môi trường sống của các loài. Bên cạnh đó, nội dung này cũng phục vụ cho công tác quản lý chất lượng môi trường đất, nước và đa dạng cá được tốt hơn.

Nội dung 3: Đề xuất giải pháp quản lý chất lượng môi trường đất, nước và đa

dạng cá tại VQG U Minh Hạ.

Trên cơ sở phân tích tác động của các mô hình canh tác đến tính chất môi trường đất, nước và đa dạng cá. Xác định kỹ thuật và cấu trúc liếp trồng Keo lai, Tràm và lúa 2 vụ theo độ sâu tầng phèn, kết hợp kiểm chứng lại thông qua kết quả các chỉ tiêu chất lượng đất, nước và đa dạng cá. Từ đó, nghiên cứu sẽ đề xuất một số giải pháp quản lý môi trường và đa dạng cá phù hợp tại khu vực nghiên cứu.

3.2 Phương tiện nghiên cứu

3.2.1 Phạm vi nghiên cứu

Nghiên cứu được thực hiện tại VQG U Minh Hạ thuộc ba xã Trần Hợi, xã Nguyễn Phích, xã Khánh Lâm thuộc hai huyện Trần Văn Thời và huyện U Minh, tỉnh Cà Mau. Số liệu khảo sát và thu thập tại khu vực có tầng phèn nông (25 – 45 cm) và tầng phèn sâu (60 – 65 cm) thuộc vùng đệm và vùng lõi VQG U Minh Hạ, tỉnh Cà Mau.

3.2.2 Đối tượng nghiên cứu

- Đất, nước và cá tự nhiên ở các khu vực có tầng phèn khác nhau theo mùa tại

VQG U Minh Hạ, tỉnh Cà Mau;

- Cây Tràm (Melaleuca cajuputi Powell) và Keo lai (Acacia hybrid) và Lúa ở các

khu vực có tầng phèn khác nhau theo mùa tại VQG U Minh Hạ, tỉnh Cà Mau.

3.2.3 Phương tiện nghiên cứu ngoài thực địa

Đối với nội dung thu mẫu nước, các dụng cụ cần thiết trong quá trình khảo sát thực địa bao gồm chai nhựa 2 lít, máy đo pH, máy đo EC. Dụng cụ thu mẫu đất bao gồm khoan đất, túi nilong, và giấy bạc. Thêm vào đó, một loạt các dụng cụ thu mẫu cá cần thiết sử dụng trong quá trình thu mẫu như lưới giăng, lưới kéo, lợp, lờ, lú, dớn, bát quái, 12 cửa ngục, khay đựng, thước kẹp, thước thẳng có phân chia đến mm.

Ngoài ra, nghiên cứu còn sử dụng một số dụng cụ khác trong quá trình khảo sát thực địa như: máy định vị GPS, máy ảnh kỹ thuật số, bút lông, sổ ghi chép, các trang bị cho cá nhân đi rừng.

29

3.3 Phương pháp nghiên cứu

3.3.1 Thu thập số liệu thứ cấp

Nghiên cứu đã thu thập các dữ liệu từ nhiều nghiên cứu và báo cáo khoa học có

liên quan đến đề tài nghiên cứu.

- Thu thập các tài liệu liên quan đến đề tài: điều kiện tự nhiên, tình hình dân sinh,

kinh tế, xã hộị, khí tượng thủy văn;

- Thu thập số liệu về hiện trạng rừng trồng (Keo lai và Tràm) và rừng Tràm tự nhiên: qui mô diện tích, phân bố rừng, tuổi rừng, hình thức đất canh tác, mùa vụ trồng và khai thác trong khu vực nghiên cứu;

- Thu thập các bản đồ có liên quan: Tổng hợp dữ liệu bản đồ hiện trạng sử dụng

đất, phân bố độ sâu tầng phèn.

Các số liệu thứ cấp được thu thập từ nhiều nguồn khác nhau bao gồm tạp chí khoa học, dữ liệu của cơ quan quản lý vườn quốc gia U Minh Hạ tỉnh Cà Mau và các nguồn khác trên các trang thông tin điện tử và thư viện. Cơ sở khoa học và tính minh bạch của các nguồn dữ liệu thu thập được thừa nhận bởi cơ quan ban hành/nơi xuất bản của các bài báo/báo cáo.

3.3.2 Phương pháp khảo sát

3.3.2.1 Bố trí thu mẫu ngoài thực địa

Hình 3.1 và Hình 3.2 trình bày chi tiết phân bố mẫu và vị trí thu mẫu tại các mô hình trong khu vực nghiên cứu. Các vị trí thu mẫu đất và nước được thu tại cùng vị trí trong đất phèn nông, phèn sâu ở các mô hình canh tác. Đối với mô hình trồng Keo lai mẫu được thu vào hai mùa (mùa mưa và mùa khô) ở hai tầng phèn (phèn nông từ 25 – 45 cm và phèn sâu từ 60 – 65 cm) và hai cấp độ tuổi, khoảng giữa chu kỳ trồng phổ biến (có thời gian bắt đầu trồng < 3 và > 3 năm). Đối với mô hình Tràm trồng, cách bố trí theo mùa và theo độ sâu tầng phèn cũng giống như mô hình trồng Keo lai, tuy nhiên cấp độ tuổi của Tràm khác nhau (khoảng giữa chu kỳ trồng phổ biến) đó là có thời gian bắt đầu trồng < 5 và > 5 năm. Đối với mô hình Tràm tự nhiên, mẫu cũng được thu ở mùa mưa và mùa khô, phèn nông và phèn sâu, tuy nhiên cấp độ tuổi của Tràm > 10 năm. Đối với mỗi cấp tuổi nghiên cứu đã tiến hành thu 3 lần lặp lại để đảm bảo tính đại diện cho khu vực nghiên cứu. Riêng đối với mô hình trồng lúa (2 vụ) thì mẫu chỉ được thu ở hai mùa nhưng chỉ ở một tầng phèn sâu.

30

Hình 3.1 Cơ cấu phân bố mẫu đất, nước tại các mô hình trong nghiên cứu

Từ sơ đồ Hình 3.1 có thể thấy số lượng mẫu nước được thu tại khu vực nghiên cứu

như sau: + 2 đợt * 3 mẫu ở vùng trồng keo lai < 3 năm, 3 mẫu > 3 năm ở tầng PN + 2 đợt * 3 mẫu ở vùng trồng keo lai < 3 năm, 3 mẫu > 3 năm ở tầng PS + 2 đợt * 3 mẫu ở vùng tràm trồng < 5 năm, 3 mẫu > 5 năm ở tầng PN + 2 đợt * 3 mẫu ở vùng tràm trồng < 5 năm, 3 mẫu > 5 năm ở tầng PS + 2 đợt * 3 mẫu ở vùng tràm tự nhiên > 10 năm ở tầng PN + 2 đợt * 3 mẫu ở vùng tràm tự nhiên > 10 năm ở tầng PS + 2 đợt * 3 mẫu ở vùng lúa 2 vụ ở tầng PS Số lượng mẫu đất, mẫu nước được thu ở các kiểu sử dụng đất như tràm trồng, tràm tự nhiên, keo lai, lúa hai vụ được lặp lại theo mùa, theo từng kiểu sử dụng đất và theo độ sâu, cấp tuổi nên đảm bảo tính đại diện. Do lúa không trồng được ở tầng phèn nông, nên mẫu chỉ được thu ở tầng phèn sâu và là khu vực phân bố trồng lúa 2 vụ ở vùng nghiên cứu. Thời điểm khảo sát giữa mùa khô và mùa mưa nên các yếu tố môi trường đất, nước và sinh học đã dần ổn định và biểu hiện tính chất đặc trưng của khu vực nghiên cứu so với thời điểm giao mùa. Mẫu cá được thu tại các vị trí thu mẫu đất, mẫu nước nên có thể sử dụng để đánh giá mối liên hệ giữa kiểu sử dụng đất, môi trường đất và nước và đa dạng cá.

31

Ghi chú

Điểm thu mẫu Đất than bùn Đất mặn Đất phèn hoạt động tầng nông Đất phèn hoạt động tầng sâu Đất phèn tiềm tàng tầng nông Đất phèn tiềm tàng tầng sâu

Hình 3.2 Sơ đồ bố trí không gian vị trí thu mẫu

+, N-NO3

+), nitrate (N-NO3

+, N-NO3

3.3.2.2 Phương pháp thu và phân tích mẫu nước Mẫu nước mặt được thu theo hướng dẫn của TCVN 6663-6:2018 chất lượng nước – lấy mẫu. Các mẫu nước được thu theo hướng dẫn của TCVN 6663-6:2018 (ISO 5667- 6:2014) - hướng dẫn thu mẫu đối với nước mặt. Tại mỗi vị trí, ba mẫu đơn được trộn đều và tiến hành thu mẫu gộp. Dụng cụ thu mẫu bao gồm chai nhựa 2 lít có nút vặn và tráng ít nhất 3 lần bằng nguồn nước tại vị trí thu mẫu trước khi tiến hành thu mẫu. Sau khi thu được gắn nhãn ghi các thông tin như: địa điểm thu mẫu, thời gian, hiện trạng khu vực thu mẫu. Mẫu sau khi thu sẽ được trữ lạnh và vận chuyển về phòng thí nghiệm Chất lượng môi trường, Đại học Cần Thơ trong thời gian sớm nhất. Cụ thể, mẫu được bao quản ở nhiệt độ 40C tối đa là 24h đối với các chỉ tiêu như BOD, N-NH4 — N và 5 ngày đối với COD, riêng đối với chai nhựa 1 lít được cố định mẫu bằng HNO3 1M và bảo quản tối đa 1 tháng. Các thông số chất lượng nước bao gồm pH, oxy hòa tan (DO), độ dẫn điện (EC), nhu cầu oxy sinh hóa (BOD5), nhu cầu oxy hoá học (COD), -), Al3+ và Fe3+ hòa tan được sử dụng để đánh giá đạm amoni (N-NH4 đặc tính chất lượng môi trường nước tại khu vực nghiên cứu. Đối với chỉ tiêu pH, độ dẫn điện và oxy hòa tan sẽ được đo trực tiếp tại hiện trường, khi tiến hành đo cần ghi rõ các điều kiện như thời tiết, nhiệt độ và các điều khác. Trong khi các chỉ tiêu còn lại -, Al3+và Fe3+ được đo bằng các phương pháp chuẩn BOD5, COD, N-NH4 (APHA, 1998). Chi tiết các phương pháp phân tích mẫu nước tại khu vực nghiên cứu được trình bày trong Bảng 3.1.

32

Bảng 3.1 Phương pháp phân tích các thông số chất lượng nước

+

Số hiệu tiêu chuẩn, phương pháp Đo tại hiện trường Đo tại hiện trường APHA-4500-NH3.F APHA 3500.Al

STT Thông số pH 1 2 EC 3 N-NH4 4 Al3+ Fe3+ 5

TCVN 6177:1996 (ISO 6332:1988); APHA 3500-Fe.B

6

COD

Phương pháp xác định pH HM - 3IP - DKK TOA (Nhật) Máy EC Hi309 Phương pháp Salicylate Phương pháp Eriochromcianin Phương pháp trắc phổ dùng 1.10- Phenantrolin Xác định trên máy quang phổ hấp thu nguyên tử và quang kế ngọn lửa Phương pháp Closed Reflux Method (K2Cr2O7)

7

BOD5

Sử dụng tủ úm, đầu oxiTop

TCVN 6491:1999 (ISO 6060:1989); APHA-5220C/D TCVN 6001-1:2008 (ISO 5815-1:2003); TCVN 6001-2:2008 (ISO 5815-2:2003); APHA-5210.B

8 DO

-

Đo trực tiếp tại các điểm lấy mẫu bằng máy WQC- 22A Khử Cd và Diazonium

-.E ; EPA 352.1

9 N-NO3

APHA-4500 NO3

3.3.2.3 Phương pháp thu và phân tích mẫu đất

Mẫu đất sẽ được thu tại các vị trí đại diện và được thu theo TCVN 7538-2:2005 (ISO 10381-2:2002). Mẫu đất phân tích được lấy ở tầng thứ nhất và tầng thứ hai. Sử dụng khoan lấy mẫu đất, ấn khoan xuống đất với độ sâu khoảng 80 cm theo hướng thẳng đứng. Lấy khoan ra khỏi mặt đất sẽ thu được một lõi đất, cắt bỏ phần đất thừa trên bề mặt khoan đất, sao cho chiều cao của lớp đất trong lõi ngang bằng với mép khoan đất. Tại vị trí chính giữa tầng đất thứ nhất và thứ hai, cắt lấy 5 cm đất (tổng khối lượng 1 kg đất cho mỗi mẫu) cho vào túi đựng mẫu, dán nhãn và vận chuyển về phòng thí nghiệm. Mẫu sau đó được vận chuyển về phòng thí nghiệm và chuyển toàn bộ mẫu đất vào các khay nhựa để khô ở nhiệt độ phòng, không phơi trực tiếp dưới ánh nắng mặt trời. Mẫu trước khi phân tích cần loại bỏ sỏi đá, xác bã hữu cơ (rễ cây, lá,…), sau đó được nghiền nhỏ, đồng nhất, và sàng qua rây có kích thước lỗ 0,5 mm đối với những mấu đất phân tích đặc tính lý hóa. Đất sau khi nghiền trộn đều và đựng trong các túi nhựa có dán nhãn và ghi rõ các kí hiệu. Mẫu sau khi tiền xử lý được sử dụng để phân tích pH, tỷ trọng (công thức tính tỷ trọng được trình bày ở phần tài liệu tham khảo), ẩm độ, chất hữu cơ (CHC), tổng đạm (TN) và tổng (TP). Chất hữu cơ được phân tích theo phương pháp Walkley-Black dichromate (Walkley-Black dichromate wet oxidation method), tổng đạm (TN) được phân tích bằng phương pháp Kjeldahl, và tổng lân (TP) được phân tích bằng phương pháp so màu sau khi đã vô cơ hóa mẫu bằng hỗn hợp H2SO4 và HClO4. Chi tiết các phương pháp phân tích các chỉ tiêu được trình bày trong Bảng 3.2.

33

Bảng 3.2 Phương pháp phân tích các thông số chất lượng đất

STT Thông số Đơn vị

Phương pháp xác định

Số hiệu tiêu chuẩn, phương pháp

1

Tỉ trọng

g/cm3

2

Ẩm độ

%

3

pH

Sấy ở 105oC cho đến khi mẫu đất không còn thay đổi trọng lượng, cân khối lượng khô Sấy ở 105oC cho đến khi mẫu đất không còn thay đổi trọng lượng, cân khối lượng khô Trích bằng nước cất theo tỷ lệ 1:2.5 (đất: nước). sử dụng máy đo pH WalkLAB TI9000

4

CHC

%

Phương pháp Walkley Black

5

TN

mg/L

Phương pháp Kjeldahl

6

TP

mg/L

TCVN 5979:2007 (ISO 10390:2005); TCVN 4402:1987; TCVN 4401:1987 TCVN 6642:2000; TCVN 6644:2000 TCVN 6645:2000 (ISO 13878:1998) TCVN 8940:2011

Phương pháp so màu

3.3.2.4 Phương pháp thu mẫu và phân tích các chỉ tiêu về cá

a. Phương pháp thu mẫu cá

Việc lựa chọn phương pháp khảo sát, thu mẫu cũng như xử lý mẫu được thực hiện theo “Hướng dẫn điều tra đa dạng sinh học cá” được ban hành kèm theo Công văn 2149/TCMTBTĐDSH ngày 14 tháng 9 năm 2016 của Tổng cục Môi trường.

Tuyến/điểm thu mẫu: Đặt ngư cụ, tổ chức đánh bắt cá theo cấp kênh đối với vùng trồng Tràm, Keo lai và thu cá trên các kênh bao, gần vị trí các cống tiêu thoát nước ở vùng đệm cũng như vùng lõi.

- Dùng ngư cụ đánh bắt chủ động: Dùng lưới cước chặn hay khoanh vùng đoạn kênh 30 – 50 m sau đó dùng lưới kéo (lưới cước và lưới chày) để kéo cá trên toàn bộ diện tích kênh được khoanh vùng với sự hỗ trợ của ngư dân, ngư cụ này bắt được cá mồi, cá thương phẩm ở cả phân bố ở 3 tầng nước.

- Dùng ngư cụ đánh bắt thụ động: Dùng lưới quế (cở mắc 3 cm), lưới 3 màng và lưới 1 màng (4,5 cm) bắt được cá thương phẩm với nhiều loại kích cở khác nhau ở cả 3 tầng nước; ma trận (lú) được đặt cắt ngang toàn bộ bề mặt đáy kênh và chạy dọc đáy kênh, chủ yếu bắt cả tầng đáy với độ cao lưới khoảng 28 – 30 cm tính từ đáy kênh.

b. Phương pháp xử lý mẫu cá

- Đối với mẫu cá có kích thước lớn có thể định danh và xác định khối lượng được

tại hiện trường sau đó thả cá về tự nhiên.

- Đối với mẫu cần phân tích lại: mẫu sau khi thu được rửa sạch bằng nước ngọt để mẫu được sạch, đồng thời loại bỏ các vi sinh vật bám vào mẫu. Sau đó mẫu được phân biệt theo từng loài khác nhau và mẫu thu được ghi nhãn để đánh dấu.

34

- Mẫu thu được giữ trong nước sạch có sục khí để giữ sống và giữ lạnh đối với cá

thể chết để đưa về phân tích.

- Mẫu sau khi thu được phân loại sơ bộ và chụp ảnh tại thủy vực thu mẫu. Sau đó, cố định mẫu trong dung dịch formol 5 - 10% và đưa về phân tích tại phòng thí nghiệm đa dạng sinh học, Khoa Môi trường & TNTN, Trường Đại học Cần Thơ.

Sau khi phân tích, mẫu được bảo quản trong cồn 70% để lưu trữ tại phòng thí nghiệm (Đa dạng sinh học) của Bộ môn Quản lý môi trường & TNTN, khoa Môi Trường & TNTN, trường Đại học Cần Thơ như là mẫu để đối chiếu.

c. Phương pháp định danh

Tất cả những mẫu vật thu thực tế được xử lý, định danh tên và sắp xếp hệ thống phân loại theo Fishbase (Froese & Pauly, 2019). Bên cạnh đó, việc định danh loài còn được dựa trên các tài liệu ở các nghiên cứu trước về thành phần loài cá ở lưu vực sông Mekong hay ở Đồng bằng sông Cửu Long như Khoa & Hương. (1993), Định và ctv. (2013) và Yên và ctv. (1992).

3.3.2.5 Phương pháp phỏng vấn nông hộ

Nghiên cứu tiến hành phỏng vấn ngẫu nhiên 90 hộ dân đại diện cho các mô hình canh tác (Keo lai, Tràm và Lúa 2 vụ) để thu thập các thông tin cần thiết liên quan. Cụ thể, có 30 hộ dân trên một mô hình canh tác và được lặp lại trên 03 mô hình. Biểu mẫu phiếu phỏng vấn với các nội dung chính như thông tin chung nông hộ, hiện trạng canh tác, kĩ thuật canh tác, đa dạng cá và nguyên nhân biến động nguồn lợi cá.

3.3.3 Phương pháp xử lý số liệu

3.3.3.1 Phương pháp so sánh

Các kết quả sau khi phân tích được lưu trữ trong phần mềm Microsoft Excel (Microsoft Crop., Washington, USA), điều này có thể tạo điều kiện thuận lợi cho việc phân tích thống kê. Dữ liệu chất lượng đất và nước được so sánh và phân tích theo cấp tuổi, tầng phèn và mùa do lượng mưa có thể dẫn đến sự thay đổi lớn trong quá trình nghiên cứu.

Đối với mẫu đất: Các chỉ tiêu sau khi phân tích được so sánh đối chiếu với các thang đánh giá chất lượng đất. Thang đánh giá này được trình bày chi tiết trong Chương 2. Tổng quan tài liệu.

Đối với mẫu nước: Các chỉ tiêu chất lượng môi trường nước sau khi phân tích được so sánh với quy chuẩn chất lượng môi trường nước mặt QCVN 08-MT:2015/BTNMT cột A1 và A2 (Bộ Tài nguyên và Môi trường, 2015) đối với chất lượng nước sử dụng cho mục đích cấp nước sinh hoạt (sau khi áp dụng xử lý thông thường), bảo tồn động thực vật thủy sinh và các mục đích khác. Giá trị giới hạn của các chỉ tiêu phân tích được trình bày trong Bảng 3.3. Các chỉ tiêu chất lượng môi trường nước vượt giới hạn cho

35

phép ở cột A1, A2 được xem là không còn phù hợp cho đời sống thủy sinh vật và có thể ảnh hưởng bất lợi đến cá tại khu vực nghiên cứu.

Bảng 3.3 Giá trị giới hạn của một số thông số đánh giá chất lượng môi trường nước

Thông số

+

STT 1 2 3 4 5 6 7 8 9

-

Đơn vị - mS/cm mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L

Giá trị giới hạn A1 6 - 8,5 - 0,3 - 0,5 10 4 ≥ 6 2

Giá trị giới hạn A2 6 - 8,5 - 0,3 - 1 15 6 ≥ 5 5

pH EC N-NH4 Al3+ Fe3+ COD BOD5 DO N-NO3

3.3.3.2 Phương pháp phân tích thống kê đa biến

a. Phân tích sự khác biệt

Sự khác biệt trung bình về đặc tính môi trường đất, nước và cá ở các mô hình theo mùa (mùa mưa và mùa khô), theo tầng phèn (phèn nông và phèn sâu), và theo cấp độ tuổi được đánh giá sử dụng phương pháp thống kê Independent Sample T-Test và phân tích phương sai một nhân tố (One - way ANOVA). Trong đó, thử nghiệm của Duncan được sử dụng để xác định sự khác biệt đáng kể về chất lượng đất và nước giữa các mô hình trên cùng một tầng phèn hoặc trong cùng một mùa với độ tin cậy 95% (mức ý nghĩa p < 0,05). Bên cạnh đó, phân tích tương quan (Pearson) được sử dụng để mô tả mối quan hệ và sự phụ thuộc lẫn nhau giữa các chỉ tiêu chất lượng môi trường đất, nước và đa đạng cá tại khu vực nghiên cứu. Kết quả tương quan có thể cho biết mối liên hệ giữa các thông số chất lượng đất, nước tại các mô hình, tương quan của các thông số môi trường đất với các thông số chất lượng môi trường nước. Các mối tương quan được coi là có ý nghĩa khi p < 0,05 và hệ số tương quan (r) chỉ ra mức độ tương quan của các thông số. Hệ số tương quan Pearson (r) thể hiện mối liên hệ giữa các biến, có giá trị trong khoảng từ -1 đến +1. Tương quan thuận là hai biến tăng hoặc giảm cùng nhau (r > 0); và tương quan nghịch là một biến giảm, một biến tăng (r < 0) (Gazzaz và ctv., 2012). Những mối tương quan được quan tâm khi giá trị tuyệt đối của hệ số tương quan r > 0,5 và mức ý nghĩa thống kê p < 0,05 (Feher và ctv., 2016). Tất cả phân tích trên được thực hiện bằng phần mềm thống kê IBM SPSS 20.0 Windows và Statgraphics Centurion XVI (Statgraphics Technologies,Virginia, USA). Công thức sau được sử dụng để tính toán mối tương quan Pearson.

36

∑ (Xi − X̅) × (Yi − Y̅)

n i=1

r =

√∑ (Xi − X̅)2

n i=1

× √∑ (Yi − Y̅)2 n i=1

Trong đó:

r = hệ số tương quan Pearson giữa tham số X và tham số Y.

n = số lần quan sát.

Xi = giá trị của X (cho lần quan sát thứ i).

Yi = giá trị của Y (cho lần quan sát thứ i).

b. Phân tích cụm

Phân tích cụm (Cluster analysis, CA) được ứng dụng để phân nhóm nguồn nước theo không gian và thời gian (Feher et al., 2016; Chounlamany et al., 2017). Có tổng cộng 9 thông số chất lượng nước và 6 thông số chất lượng đất được sử dụng trong phân tích cụm; các thông số này được sử dụng tích hợp để xem xét tính tương đồng chất lượng đất và nước tại một vị trí nhất định so với một vị trí khác. Những vị trí thu mẫu có đặc tính ô nhiễm tương đồng sẽ được nhóm vào cùng một nhóm, các đặc tính ô nhiễm khác nhau sẽ được nhóm vào một nhóm khác. Việc phân tích cụm được tiến hành theo phương pháp của Ward (Salah et al., 2006) và được trình bày dưới dạng cây cấu trúc hay dendogram (Feher et al., 2016; Chounlamany et al., 2017). Các sơ đồ có thể giúp xác định được số lượng nhóm vị trí có đặc điểm tương đồng. Trong nghiên cứu này, phân tích cụm được sử dụng để gom nhóm những vị trí có chất lượng nước, đất ở các nghiệm thức tại khu vực nghiên cứu.

c. Phân tích thành phần chính

Tương tự phân tích cụm, các biến đầu vào của phân tích cũng được sử dụng tương tự, với 9 thông số chất lượng nước và 6 thông số chất lượng đất. Phân tích nhân tố chính (Principal Component Analysis, PCA) dùng để rút trích thông tin quan trọng từ bộ số liệu ban đầu (Feher et al., 2016; Chounlamany et al., 2017). Phương pháp xoay trục được sử dụng trong PCA là Varimax, mỗi biến số liệu ban đầu sẽ được xếp vào một thành phần chính (PC) và mỗi PC sẽ đại diện cho một nhóm nhỏ các biến ban đầu (Feher et al., 2016). Kết quả của PCA là giảm bớt những biến số liệu ban đầu không có đóng góp quan trọng vào sự biến động của số liệu. Tương quan giữa PCs và các biến số liệu ban đầu được thể hiện thông qua hệ số tương quan gia trọng (loading) (Feher et al., 2016). Trị tuyệt đối của hệ số tương quan gia trọng lớn hơn 0.75 có nghĩa là mối tương quan chặt giữa thành phần chính và thông số chất lượng nước. từ 0.75-0.50 là tương quan trung bình và 0.5-0.3 là tương quan yếu. Kết quả phân tích thành phần chính giúp xác định yếu tố chính gây ảnh hưởng đến chất lượng đất, nước và dự đoán các ảnh hưởng đến cá tại khu vực nghiên cứu. Phân tích CA và PCA được tiến hành bằng cách sử dụng

37

phần mềm Statgraphics Centurion XVI (Statgraphics Technologies,Virginia, USA). Việc tính toán PC có thể được dựa theo công thức sau:

Zij = ai1x1j + ai2x2j + ai3x3j + … … … . . + aimxmj

Trong đó z là của điểm thành phần, a là tải thành phần, x biểu thị giá trị đo được

của biến, i là số thành phần, j là số mẫu và m là tổng số biến.

d. Phân tích biệt số

Phương pháp phân tích sự khác biệt (Discriminant Analysis - DA) là kỹ thuật phân tích dữ liệu khi biến phụ thuộc là biến phân loại và biến độc lập là biến định lượng. Giúp xác định biến độc lập nào là nguyên nhân chính gây ra sự khác biệt giữa các nhóm. Chính vì vậy, nghiên cứu đã sử dụng phân tích biệt số đã được áp dụng nhằm xác định các thông số có ý nghĩa và quan trọng nhất góp phần vào sự biến đổi chất lượng nước và đất giữa hai mùa và hai tầng phèn trong nghiên cứu (Samsudin et al., 2019). Trong nghiên cứu này, biến phụ thuộc là mùa và tầng phèn; trong khi, biến độc lập là các chỉ tiêu chất lượng nước (9 thông số) và đất (6 thông số). Từ đó, tìm ra thông số chính và có ý nghĩa dẫn đế sự sự khác biệt nhất giữa hai mùa mưa và mùa khô, tầng phèn nông và phèn sâu (Samsudin et al., 2019). Phân tích DA được thực hiện bằng phần mềm thống kê mềm Statgraphics Centurion XVI (Statgraphics Technologies,Virginia, USA).

e. Phân tích mối liên hệ môi trường và đa dạng cá

Phân tích BIO-ENV: Cho phép so sánh các ma trận khoảng cách hoặc đồng dạng giữa hai bộ dữ liệu có chung mẫu hoặc biến. Thường trong việc khám phá mối tương quan giữa các biến môi trường và các chỉ tiêu sinh học. Trong trường hợp này, ma trận đồng dạng của số liệu sinh học là cố định, trong khi các tập hợp con của các biến môi trường được sử dụng để tính toán ma trận đồng dạng môi trường. Sau đó, một hệ số tương quan (hệ số tương quan Spearman) được tính giữa hai ma trận và tập hợp con tốt nhất (BEST) của các biến môi trường sau đó có thể được xác định và tiếp tục kiểm tra hoán vị để xác định tầm quan trọng của các biến môi trường (nước) đối với các chỉ tiêu sinh học. Cụ thể, 9 thông số chất lượng nước và cấu trúc thành phần loài cá đã được sử dụng để thực hiện phân tích trong nghiên cứu hiện tại. Phân tích BIO-ENV được tiến hành bằng cách sử dụng phần mềm Primer 5.2 for Windows (PRIMER-E Ltd, Plymouth, UK).

38

CHƯƠNG 4 KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN

4.1 Khảo sát cấu trúc, kỹ thuật trồng rừng Keo lai, Tràm và lúa 2 vụ tác động của chúng đến môi trường đất, nước và cá tự nhiên ở vùng nghiên cứu

4.1.1 Khảo sát cấu trúc, kỹ thuật lên liếp trồng Keo lai và Tràm

Các thông số liên quan đến việc thiết kế và cải tạo khu vực trồng Keo lai và Tràm được trình bày trong Bảng 4.1 và Bảng 4.2. Kết quả cho thấy khu vực trồng Tràm tại VQG U Minh Hạ có chiều dài liếp nhỏ nhất 300 m, lớn nhất 1000 m; trung bình 827,3 m. Chiều rộng liếp nhỏ nhất được ghi nhận khoảng 4 m, lớn nhất 18 m; trung bình 11,3 m; chiều cao liếp thấp nhất 0,3 m, lớn nhất 1,5 m; trung bình 0,6 m. Chiều dài mương có kích thước trung bình bằng với chiều dài liếp, trung bình khoảng 834 m. Trong khi đó, chiều rộng mương nhỏ nhất 0,6 m, lớn nhất 15 m; trung bình 3,6 m. Theo báo cáo của Xuân (1993) chiều rộng mặt mương giữa các liếp canh tác khoảng 4 – 5 m đối với mô hình trồng Tràm tại vùng Đồng bằng sông Cửu Long; điều này có thể thấy kỹ thuật trồng có sự chênh lệch đáng kể.

Bảng 4.1 Kích thước mặt liếp và kênh mương ở mô hình Tràm

Kích thước mặt liếp

Kích thước kênh/mương

Giá trị

Chiều dài (m)

Chiều rộng (m)

Chiều cao (m)

Chiều dài (m)

Chiều rộng (m)

300

4

0,3

300

0,6

Nhỏ nhất

1000

18

1,5

1000

15

Lớn nhất

827,3

11,3

0,6

834

3,6

Trung bình

955

12

0,6

955

3

Trung vị

Đối với khu vực Keo lai khu vực trồng Keo lai có kích thước chiều dài liếp nhỏ nhất 100 m, lớn nhất 1000 m; trung bình 717 m; chiều rộng liếp nhỏ nhất 3 m, lớn nhất 17m; trung bình 10,1m; chiều cao liếp thấp nhất 0,4 m, lớn nhất 1,5 m; trung bình 0,9 m. Tương tự với kỹ thuật lên liếp trồng Tràm thì kích thước chiều dài liếp và chiều dài kênh/mương tương tự nhau, đạt giá trị trung bình 717 m. Ở mô hình trồng Keo lai, chiều rộng mương nhỏ nhất 2,5 m, lớn nhất 15 m; trung bình 4,6 m (Bảng 4.2). Tuy nhiên, kết quả khảo sát đã ghi nhận có sự chênh lệch chiều cao liếp so với đề xuất của Trung tâm Giống nông nghiệp Cà Mau lớn hơn 0,3 m đối với Tràm và 1 m đối với trồng Keo lai. Yếu tố độ cao địa hình tại các khu vực trồng được xem là nguyên nhân dẫn đến sự chênh lệch này.

39

Bảng 4.2 Kích thước mặt liếp và kênh mương ở mô hình Keo lai

Kích thước mặt liếp

Kích thước kênh/mương

Giá trị

Chiều dài (m)

Chiều rộng (m)

Chiều cao (m)

Chiều dài (m)

Chiều rộng (m)

100

3

0,4

100

2,5

Nhỏ nhất

1000

17

1,5

1000

15

Lớn nhất

717

10,1

0,9

717

4,6

Trung bình

895

10

0,8

895

4

Trung vị

Kết quả khảo sát thời gian lên liếp và cải tạo liếp canh tác Keo lai và Tràm được trình bày trong Bảng 4.3. Kết quả nghiên cứu cho thấy số năm lên liếp trong mô hình trồng Keo lai < 5 năm chiếm 40%, 5-10 năm chiếm 33,3% và > 10 năm chiếm 26,7%. Đối với mô hình trồng Tràm số năm lên liếp < 5 năm chiếm 53,3%, 5-10 năm chiếm 30% và > 10 năm chiếm 16,7%. Có thể thấy thời gian trồng Keo lai và Tràm bắt đầu nhiều nhất từ 10 năm trở lại đây (Bảng 4.3). Trồng Tràm và Keo lai được đánh giá mang lại hiệu quả kinh tế cao và rút ngắn được chu kỳ khai thác hơn cách trồng tràm quảng canh truyền thống, song chi phí đầu tư ban đầu khá cao, đặc biệt là công đoạn chuẩn bị đất, cây giống, trữ lượng khai thác phụ thuộc rất nhiều vào mức độ và quy mô đầu tư của chủ hộ ở giai đoạn này. Bên cạnh đó, việc chuyển đổi kiểu sử dụng đất sang mô hình trồng rừng Tràm và Keo lai đang là xu hướng trong những năm gần đây; mặc dù mô hình đã được ứng dụng từ giai đoạn 2014 - 2015. Điều này dẫn đến số hộ có thời gian canh tác < 5 năm chiếm tỉ lệ cao trong quá trình khảo sát.

Thời gian chưa cải tạo lại liếp lần đầu có sự tương đồng ở hai mô hình trồng Tràm và Keo lai, 13 hộ chiếm 43,3% (đối với mô hình trồng Tràm) và 12 hộ chiếm 40% (đối với mô hình trồng Keo lai). Thêm vào đó, thời gian cải tạo 5 năm/lần chiếm 30% ở cả hai mô hình canh tác. Thời gian cải tạo 4 năm/ lần có 8 hộ chiếm 26,7% ở mô hình trồng Tràm và 5 hộ chiếm 16,7% đối với mô hình trồng Keo lai. Thời gian cải tạo đất 4,5 năm/ lần có số lượng ít nhất khi chỉ có 4 hộ chiếm 13,3% ở khu vực trồng Keo lai. Nhìn chung, thời gian cải tạo đất liếp rất khác nhau ở cả hai mô hình trồng Tràm và Keo lai, trong đó số lượng nông hộ cải tạo liếp chiếm hơn 50% ở cả hai mô hình (Bảng 4.3). Khoảng thời gian cải tạo lại liếp phụ thuộc vào độ tuổi thu hoạch của cây và độ cao độ của liếp, công đoạn cải tạo liếp được tiến hành sau khi thu hoạch gỗ, thời điểm mặt liếp đã có dấu hiệu xói mòn và sụt lún, sau khi nạo vét đất để bồi lắp mặt liếp thì lứa cây mới được tiếp tục trồng. Quy trình này khách quan tác động đến tầng sinh phèn do việc xáo trộn tầng đất, làm tăng hàm lượng phèn trong nước dẫn đến độ pH trong nước bị giảm, nhất là đối với biểu loại đất phèn nông làm ảnh hưởng đến môi trường sống của các loài cá nói riêng và động vật thủy sinh nói chung.

40

Bảng 4.3 Thời gian lên liếp và cải tạo lại liếp

Tràm trồng

Keo lai

Thời gian từ khi bắt đầu lên liếp

Số hộ

Tỉ lệ (%)

Số hộ

Tỉ lệ (%)

< 5 năm

16

53,3

12

40

5 – 10 năm

9

30

10

33,3

> 10 năm

5

16,7

8

26,7

30

100

30

100

Tổng

Khoảng thời gian cải tạo lại liếp

Chưa cải tạo

13

43,3

12

40

4 năm

8

26,7

5

16,7

4,5 năm

0

0

4

13,3

5 năm

9

30

9

30

30

100

30

100

Tổng

Nghiên cứu trước đó của Lợi và ctv (2015) cho thấy đất trồng cây Keo lai có hiệu quả kinh tế hơn đất trồng Tràm. Một chu kỳ trồng Keo lai từ 4 – 5 năm nhưng lợi nhuận thu được 92 triệu đồng/ha/vụ, trong khi một chu kỳ trồng cây Tràm phải cần tới 7 - 8 năm trồng nhưng lợi nhuận chỉ đạt 34 triệu đồng/ha/vụ. Theo kết quả phân tích và đánh giá mô hình trồng Keo lai được người dân ủng hộ hơn cây Tràm vì có lợi nhuận kinh tế cao gấp 3 - 4 lần. Với chu kỳ trồng ngắn, nên mô hình trồng Keo lai có khả năng mở rộng qui mô không theo qui hoạch sử dụng đất của địa phương, điều này có thể làm cho quá trình xáo trộn tầng phèn xảy ra với tầng suất cao hơn mô hình Trồng tràm. Vì thế đối với mô hình Trồng tràm cần phải áp dụng kỹ thuật để tăng năng suất và rút ngắn chu kỳ canh tác đồng thời góp phần gìn giữ hệ sinh thái rừng Tràm đặc trưng của vùng U Minh Hạ, Cà Mau.

Tuy nhiên, việc lên liếp trồng Keo lai và Tràm có thể dẫn đến các vấn đề ô nhiễm môi trường khác nhau. Nghiên cứu trước đây của Gương và ctv. (2009) và Trung (2015) đã chỉ ra rằng khi đào mương lên liếp sẽ đưa tầng phèn tiềm tàng lên làm đất mặt canh tác trở thành phèn hoạt động và làm giảm giá trị pH của môi trường đất và nước khu vực xung quanh liếp, các độc chất trong đất phèn như Al³⁺ và Fe³⁺ xuất hiện tại khu vực lên liếp, tuy nhiên, nồng độ của chúng thay đổi theo thời gian canh tác. Bên cạnh tác động của việc lên liếp trồng Tràm và Keo lai đến chất lượng môi trường đất và nước, các nghiên cứu khác cũng chỉ ra rằng xác bả thực vật trong khu vực canh tác cũng gây ảnh hưởng đến chất lượng nước. Ni và ctv. (2001) báo cáo rằng việc phân hủy thực bì cây Tràm có ảnh hưởng đến chất lượng nước mặt, trong đó thực bì tươi gây ảnh hưởng nhiều hơn thực bì khô hay đã phân hủy. Thực tế, qui mô trồng Keo lai ngày càng tăng

41

nên khả năng ô nhiễm môi trường nước ngày càng nghiêm trọng từ quá trình phân hủy thực bì, vật chất rơi rụng tích lũy ngày càng nhiều từ đối tượng cây trồng này.

Tóm lại, cấu trúc liếp trồng Keo lai cao hơn liếp trồng tràm vì mương liếp cần được đào sâu hơn nên khả năng làm xáo trộn tầng phèn tiềm tàng nhiều hơn, đối với rừng trồng nhiều năm tuổi (keo lai > 3 năm, tràm > 5 năm) hoặc gần thời điểm thu hoạch thì khả năng liếp trồng bị bào mòn, các quá trình oxy hóa sẽ phóng thích, rò rỉ phèn nhiều hơn, chảy tràn và rửa trôi xảy ra mạnh hơn sẽ gây nhiễm phèn các thủy vực lân cận hoặc xa hơn. Tuy nhiên cần xem xét các thông số chất lượng môi trường đất, nước để có kết luận chính xác hơn về các dự báo này.

4.1.2 Khảo sát hiện trạng canh tác lúa 2 vụ

Lịch thời vụ của mô hình canh tác lúa 2 vụ được trình bày trong Hình 4.1. Kết quả cho thấy thời gian bắt đầu mùa vụ Đông Xuân thường sẽ bắt đầu từ tháng 9 và kết thúc vào tháng 1 năm sau. Mùa vụ Hè Thu tiếp theo bắt đầu vào tháng 4 và kết thúc vào tháng 8 trong năm. Trong khi đó, từ tháng 1 đến tháng 3 và tháng 8 đến tháng 9 thường sẽ là giai đoạn phơi đất nhằm tiêu diệt mầm cỏ dại, rửa phèn và làm mềm đất để dễ cày xới chuẩn bị cho mù vụ tiếp theo.

Hình 4.1 Lịch thời vụ canh tác lúa 2 vụ (dương lịch) tại khu vực nghiên cứu

Trước tình hình hạn hán kéo dài gay gắt và mùa khô và ngập cục bộ vào mùa mưa làm ảnh hưởng đến sản xuất nông nghiệp do đó Sở Nông nghiệp và Phát triển nông thôn tỉnh Cà Mau đã hướng dẫn lịch thời vụ và cơ cấu giống lúa đến người dân để hạn chế thiệt hại do thời tiết gây ra và góp phần sản xuất được hiệu quả, vì vậy người dân đã chủ động gieo sạ từ cuối tháng 4 đến đầu tháng 5 dương lịch vì đây là thời điểm vừa kết thúc đợt nắng nóng nhiều ngày đầu tháng 4 và trước khi mùa mưa chính thức bắt đầu. Từ kết quả điều tra cho thấy số hộ hộ gieo sạ vào tháng 4 nhiều nhất với 22 (73,3%) và 8 hộ (26,7%) gieo sạ vào tháng 5 (Bảng 4.4).

42

Bảng 4.4 Tỉ lệ canh tác vụ đông xuân và hè thu

Đông xuân

Tháng 9

Tháng 10

Tổng

Số hộ

5

25

30

Tỉ lệ %

16,7

83,3

100

Hè thu

Tháng 4

Tháng 5

Tổng

Số hộ

22

8

30

Tỉ lệ %

73,3

26,7

100

Về chuẩn bị đất cho canh tác lúa, phương pháp cày trục bừa được lựa chọn nhiều nhất với 76,7%, còn lại cày trục chiếm 23,3%. Sau khi máy cày xới lớp đất phía dưới lên bề mặt, máy trục sẽ thực hiện công việc tiếp theo đảm bảo đất sau khi cày sẽ được nhuyễn và bằng phẳng, cuối cùng là công đoạn bừa giúp dọn sạch cỏ hay các vật liệu thừa để chuẩn bị cho việc tiến hành gieo sạ. Bên cạnh đó, đa phần những hộ sản xuất có kinh nghiệm sẽ chọn phương pháp thêm công đoạn bừa đất để mùa vụ có thể đạt được năng suất cao hơn. Bảng 4.5 trình bày thông số chiều rộng và chiều dài mương bao trong mô hình canh tác lúa 2 vụ tại khu vực nghiên cứu. Các mương bao trong mô hình lúa 2 vụ có kích thước chiều dài nhỏ nhất 216 m, lớn nhất 800 m, trung bình 426,2 m; chiều rộng nhỏ nhất 1m, lớn nhất 2 m trung bình 1,3 m. Bên cạnh đó chiều dài mương 145,5m và chiều rộng 0,4m là hai giá trị phổ biến nhất từ kết quả khảo sát. Dựa vào vị trí đất ruộng và kĩ thuật canh tác mà ở mỗi hộ trồng lúa có số lượng bao ngạn (mương bao) khác nhau. Nhiều nhất là kiểu 4 bìa bao chiếm 56,7%, kế đến là kiểu 2 bìa và 1 bìa lần lượt là 2 bìa (16,7%) và 1 bìa (13,3%), 3 bìa là kiểu được ít hộ sử dụng nhất và chỉ chiếm 5,7%. Mặc dù có số lượng bìa bao toàn bộ ruộng lúa (4 bìa) có tỉ lệ cao nhưng chủ yếu là để điều tiết nước cho ruộng, đảm bảo được việc thoát nước vào mùa mưa và dẫn nước vào mùa khô. Với tình trạng khô hạn khó phỏng đoán thì việc chủ động đào các mương bao xung quanh là hết sức cần thiết.

Bảng 4.5 Kích thước mương bao trong mô hình canh tác lúa 2 vụ

Kích thước mương bao

Giá trị

Chiều dài (m)

Chiều rộng (m)

1

216

Nhỏ nhất

2

800

Lớn nhất

1,3

426,2

Trung bình

0,4

145,5

Trung vị

Mô hình canh tác lúa hai vụ ít gây xáo trộn bề mặt đất hơn so với mô hình trồng Tràm và Keo lai. Do đó, việc canh tác lúa ít gây phóng thích các độc tố trong đất phèn như Al và Fe. Thay vào đó, việc sử dụng phân bón, thuốc bảo vệ thực vật, quản lý nước có ảnh hưởng lớn đến môi trường và đa dạng cá trong vùng canh tác lúa hai vụ, đặc biệt là vào mùa khô, lượng nước để pha loãng trở thành yếu tố hạn chế. Trong điều kiện

43

nước tưới canh tác lúa hạn chế ở khu vực nghiên cứu do địa hình ven biển, không kết nối với các lưu vực sông, nên lượng nước vào mùa khô thường thấp, với diện tích mương bao ruộng lúa nhỏ, nên khu vực lúa 2 vụ không có được các thủy vực đủ lớn và môi trường thích hợp cho cá phát triển.

4.2 Đánh giá chất lượng môi trường đất

4.2.1 Biến động chất lượng đất theo cấp tuổi

Kết quả nghiên cứu (Bảng 4.6) cho thấy pH ở mô hình trồng Keo lai có cấp độ tuổi > 3 (5,88±1,21) lớn hơn so với mô hình Keo lai có cấp tuổi < 3 (4,51±1,05); nhận định này cũng đã được báo cáo trong nghiên cứu trước đây của Trung (2015) rằng cấp tuổi của Keo lai càng lớn giá trị pH có xu hướng càng tăng. Tương tư như vậy, pH ở mô hình Tràm trồng ở cấp tuổi > 5 (4,58±1,03) lớn hơn so với ở cấp tuổi < 5 (4,39±1,07). Tuy nhiên, pH ở mô hình Tràm tự nhiên có cấp tuổi > 10 nhỏ hơn đáng kể so với mô hình Keo lai và Tràm trồng ở các cấp tuổi (Bảng 4.6); pH ở mô hình Tràm trồng cũng được xác định thấp hơn so với mô hình Keo lai. Xu hướng biến động pH của các mô hình phù hợp với nghiên cứu trước đây (Trung, 2015). Nhìn chung, pH ở mô hình keo lai và tràm trồng ở mức chua mạnh đến rất chua, và ở mức cực kỳ chua ở mô hình tràm tự nhiên (Agricultural Compendium, 1989). Điều này cho thấy ở những khu vực đất bị xáo trộn, pH đất có giá trị cao hơn do nồng độ ion H+ bị rửa trôi do quá trình cải tạo đất cho các hoạt động canh tác, trong khi đó pH thấp ở mô hình tràm tự nhiên là do thủy vực kín, rất ít sự trao đổi nước với môi trường bên ngoài do cần trữ nước để phòng chống cháy rừng. Thêm vào đó, phân tích sự khác biệt cũng cho thấy giá trị pH khác biệt có ý nghĩa thống kê giữa hai cấp tuổi trong mô hình Keo lai (p < 0,05). Trong khi, tỷ trọng và ẩm độ đã không ghi nhận sự khác biệt có ý nghĩa thống kê ở cả hai mô hình (p > 0,05). Tỷ trọng đất ở mô hình Tràm trồng có cấp tuổi < 5 lớn hơn so với ở cấp tuổi > 5. Trong khi đó, tỷ trọng ở mô hình Tràm tự nhiên với cấp tuổi > 10 thấp hơn đáng kể so với tỷ trọng ở mô hình trồng Keo lai và Tràm trồng. Nguyên nhân có thể là do ẩm độ của đất tại rừng Tràm tự nhiên cao do chứa nhiều nước và đất có chứa nhiều chất hữu cơ làm cho tỷ trọng thấp (Bảng 4.6).

Ẩm độ trong đất ở mô hình trồng Keo lai với cấp tuổi < 3 cao hơn so với cấp tuổi > 3. Ẩm độ ở mô hình Tràm trồng ở các cấp tuổi không khác biệt có ý nghĩa, và ẩm độ đất ở mô hình Tràm trồng hơn hơn đáng kể so với ẩm độ đất tại mô hình trồng Keo lai. Trong khi đó, ẩm độ ở mô hình Tràm tự nhiên có cấp tuổi > 10 cao hơn đáng kể so với các mô hình Tràm trồng, và Keo lai. Nguyên nhân ẩm độ tại khu vực Tràm tự nhiên cao có thể là do đất có khả năng giữ nước, tán rộng của cây Tràm có thể làm giảm quá trình bốc thoát hơi nước, duy trì ẩm độ. Ngược lại, ở mô hình trồng Keo lai và trồng Tràm do quá trình lên liếp làm cho khả năng giữ nước giảm, ánh sáng mặt trời chiếu đến nhiều hơn so với khu vực Tràm tự nhiên nên ẩm độ có khuynh hướng cao hơn.

44

Bảng 4.6 Biến động chất lượng đất dựa trên cấp tuổi tại các mô hình (Đơn vị: năm tuổi)

Keo lai

Tràm trồng

Chỉ tiêu

< 3 4,51±1,05 1,73±0,76 25,88±4,16 0,16±0,18 0,07±0,01 5,62±0,86

> 3 5,88±1,21 1,73±0,77 23,85±3,37 0,15±0,05 0,09±0,01 5,79±1,26

< 5 4,39±1,07 1,73±0,77 35,49±4,33 0,16±0,04 0,07±0,02 6,83±1,64

> 5 4,58±1,03 1,64±0,67 35,94±3,81 0,12±0,04 0,06±0,02 6,75±0,92

pH Tỉ trọng Ẩm độ đất TN TP CHC p-value

pH = 0,007; TP = 0,00;

TN = 0,03

Tràm tự nhiên > 10 2,98±0,18 1,25±0,32 50,13±4,15 0,22±0,03 0,05±0,01 13,66±2,81

Hàm lượng chất hữu cơ trong đất tại mô hình trồng Keo lai ở cấp tuổi < 3 và > 3 có rất ít sự khác biệt (Bảng 4.6). Tương tự như vậy, hàm lượng chất hữu cơ trong đất tại mô hình trồng Tràm ở hai cấp tuổi khác biệt không đáng kể, tuy nhiên hàm lượng chất hữu cơ trong đất ở mô hình Tràm trồng cao hơn hàm lượng chất hữu cơ trong đất ở mô hình trồng Keo lai (Bảng 4.6). Tại mô hình Tràm tự nhiên với cấp tuổi > 10, hàm lượng chất hữu cơ lên đến 13,66±2,81 %, cao hơn đáng kể so với hàm lượng chất hữu cơ trong đất tại mô hình Keo lai và Tràm trồng. Nguyên nhân có thể là do xác bả thực vật và vật rụng từ cây Tràm đã bổ sung chất hữu cơ cho đất. Hàm lượng chất hữu cơ cao, độ ẩm cao có thể dẫn đến sự phân hủy yếm khí tạo ra các khí như CH4, H2S, N2O gây ô nhiễm môi trường nước làm ảnh hưởng đến đời sống thủy sinh vật.

Hàm lượng TN trong đất ở mô hình trồng Keo lai ở các cấp tuổi không có sự khác biệt lớn như hàm lượng TN ở khu vực Tràm trồng. Tại khu vực Tràm trồng, hàm lượng đạm ở mô hình có cấp tuổi cây < 5 có khuynh hướng lớn hơn hàm lượng đạm ở mô hình có cấp tuổi cây > 5, khác biệt có ý nghĩa trong thống kê (p < 0,05). Ở cả hai mô hình Keo lai và Tràm trồng, hàm lượng đạm trong đất ở cấp tuổi lớn hơn có khuynh hướng thấp hơn hàm lượng đạm có trong đất ở cấp tuổi thấp hơn (Bảng 4.6). Nguyên nhân có thể là do sự hấp thu của Keo lai và Tràm ở cấp tuổi lớn hơn diễn ra nhiều hơn. Hàm lượng đạm trong mô hình Tràm tự nhiên cao, ít biến động và cao hơn đáng kể so với hàm lượng đạm có trong đất ở mô hình trồng Keo lai và Tràm trồng. Nguyên nhân có thể là do nhiều vật chất hữu cơ hiện diện tại khu vực Tràm tự nhiên do xác bả thực vật từ cây Tràm hoàn trả lại cho đất. Có thể thấy, mức độ tác động của con người vào khu vực tự nhiên có thể dẫn đến sự thay đổi nồng độ đạm trong đất rất lớn.

Hàm lượng lân trong đất ở mô hình trồng Keo lai có cấp tuổi > 3 lớn hơn so với hàm lượng lân có trong đất ở cấp tuổi < 3 (p < 0,05) (Bảng 4.6). Hàm lượng lân trong đất ở mô hình Tràm trồng cũng có khuynh hướng tương tự như ở mô hình trồng Keo lai. Tuy nhiên, hàm lượng lân trong đất ở khu vực trồng Tràm tự nhiên thấp hơn so với mô hình Tràm trồng và Keo lai. Lân là yếu tố hạn chế trong môi trường, nên thường có nồng độ rất thấp và năng suất của cây trồng chịu sự giới hạn của hàm lượng lân trong đất.

45

4.2.2 Biến động chất lượng đất theo tầng phèn

Tại khu vực Tràm tự nhiên, pH của tầng phèn sâu (2,99±0,13) cao hơn so với tầng phèn nông (2,97±0,23); điều này cho thấy đất trong mô hình Tràm tự nhiên cực kỳ chua dựa trên thang đánh giá của Agricultural Compendium (1989). Giá trị pH trong đất tại mô hình Tràm tự nhiên được ghi nhận tương đối ổn định, không ghi nhận khác biệt có ý nghĩa thống kê (p > 0,05). Tuy nhiên, giá trị pH được ghi nhận tại khu vực Tràm tự nhiên có thể ảnh hưởng đến sự phát triển của Tràm; bởi nghiên cứu trước đây của Bá (2003) đã báo cáo rằng giới hạn chịu đựng của cây Tràm ở mức pH > 2,9. Song song đó, pH tại khu vực Tràm trồng và Keo lai có xu hướng biến động đáng kể giữa hai tầng phèn nông và phèn sâu (p < 0,05). Trong đó, giá trị pH của tầng phèn sâu có khuynh hướng cao hơn so với tầng phèn nông tại khu vực Tràm trồng và Keo lai. Cụ thể, giá trị pH tại khu vực Tràm trồng dao động trong khoảng từ 3,75±0,23 (phèn nông) và 5,23±0,99 (phèn sâu); Keo lai được xác định có giá trị pH trung bình là 4,32±1,13 đối với tầng phèn nông và 6,07±0,81 đối với tầng phèn sâu. Các giá trị này chỉ ra đất ở mức chua trung bình đến rất chua (Agricultural Compendium, 1989). Kết quả phân tích pH trong đất tại khu vực nghiên cứu tương đối phù hợp với nghiên cứu trước đây của Bé (2021), giá trị pH trong đất phèn nông dao động từ 4,71 – 4,92 (mô hình Tràm trồng) và 3,67 - 3,86 (mô hình Keo lai). Tại cùng tầng phèn nông, giá trị pH trong đất của mô hình trồng Keo lai cao hơn đáng kể so với mô hình Tràm tự nhiên (p < 0,05). Tương tự như vậy, giá trị pH trong đất ở tầng phèn sâu giữa các mô hình Tràm tự nhiên, Tràm trồng và Keo lai khác biệt có ý nghĩa thống kê (p < 0,05), trong đó pH trong mô hình trồng Keo lai có giá trị cao nhất. Sự xáo trộn do hoạt động lên liếp canh tác, chăm sóc ở mô hình Tràm trồng và Keo lai đã có ảnh hưởng rất đáng kể đến giá trị pH, pH ở mô hình trồng Keo lai có giá trị cao do điều kiện mương liếp thông thoáng, khả năng trao đổi nước với môi trường bên ngoài nhiều hơn so với các mô hình còn lại. Việc gia tăng pH đất tầng sâu cho thấy phèn tiềm tàng đã chuyển thành phèn hoạt động và đã phóng thích nhiều độc tố Al và Fe vào môi trường nước.

46

Hình 4.2 Biến động các thông số vật lý đất theo tầng phèn

Ghi chú: (*) ghi nhận sự khác biệt giữa hai tầng phèn trong cùng mô hình. Kí tự a, b, c và A, B, C trong cùng tầng phèn cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê ở độ tin cậy 95%.

Tỷ trọng của đất ở mô hình Tràm tự nhiên ở tầng phèn nông (1,32±0,36 g/cm³) thấp hơn so với tỷ trọng đất ở tầng phèn sâu (1,19±0,29 g/cm³) (Hình 4.2). Tỷ trọng của đất ở mô hình Tràm trồng giữa hai tầng phèn không khác biệt có ý nghĩa thống kê (p > 0,05), tuy nhiên, tỷ trọng của đất ở tầng phèn sâu có sự biến động lớn hơn. Tại mô hình trồng Keo lai, tỷ trọng của đất của hai tầng phèn ít có sự biến động và đất ở tầng phèn sâu có xu hướng cao hơn so với tầng phèn nông. Trong cùng tầng phèn nông, tỷ trọng của đất xếp theo thứ tự tăng dần Tràm tự nhiên (1,32±0,36 g/cm³) < Tràm trồng (1,59±0,6 g/cm³) < Keo lai (1,64±0,65 g/cm³). Tại cùng tầng phèn sâu, tỷ trọng của đất cũng được ghi nhận có xu hướng tương tự, theo thứ tự tăng dần như sau Tràm tự nhiên (1,19±0,29 g/cm³) < Tràm trồng (1,78±0,81 g/cm³) < Keo lai (1,82±0,85 g/cm³). Nhìn chung, tỷ trọng ở cả 3 mô hình Tràm tự nhiên, Tràm trồng và Keo lai đối với 2 tầng phèn đều thấp hơn nhiều so với kết quả của (Tấu, 2005), điều này cho thấy đất trồng rất nhiều mùn, được tích lũy từ quá trình phần hủy thực bì và vật chất rơi rụng từ rừng. Như vậy, hoạt động canh tác làm thay đổi đặc tính đất ở các tầng phèn khác nhau và đã ảnh hưởng đến tỷ trọng của đất.

Đối với ẩm độ, không ghi nhận khác biệt có ý nghĩa thống kê giữa hai tầng phèn trong cùng một mô hình; tuy nhiên, giữa các mô hình đều cho thấy sự khác biệt rất lớn (p < 0,05) (Hình 4.2). Tại mô hình Tràm tự nhiên và Tràm trồng, ẩm độ đất tại tầng phèn

47

nông biến động nhiều hơn (51,10±5,02% và 36,55±4,48%) và có xu hướng lớn trong tầng phèn sâu (49,17±3,24% và 34,88±3,43%). Ngược lại, mô hình Keo lai đã ghi nhận ẩm độ ở tầng phèn nông (24,43±3,91%) thấp hơn so với tầng phèn sâu (25,3±3,9%). Nghiên cứu trước đây của Karananidi et al. (2022) đã báo cáo rằng độ ẩm của đất tăng lên theo chiều sâu, đặc biệt là khi gần mực nước ngầm. Tuy nhiên, đặc điểm của khu vực nghiên cứu thuộc khu vực đất ngập nước xu hướng biến động ngược lại đã được ghi nhận trong nghiên cứu này. Bên cạnh đó, tầng phèn nông chịu tác động nhiều hơn của nhiệt độ và các hoạt động canh tác làm gia tăng quá trình bốc thoát hơi nước. Thêm vào đó, Hình 4.2 cũng cho thấy sự chêch lệch đáng kể của mô hình Tràm tự nhiên so với mô hình Tràm trồng và mô hình Keo lai. Nguyên nhân có thể là do hoạt động canh tác đã làm giảm ẩm độ của đất dẫn đến ẩm độ của đất ở mô hình Tràm tự nhiên lớn hơn so với mô hình Tràm trồng và mô hình trồng Keo lai. Ẩm độ của đất ở tầng phèn sâu có khuynh hướng ít biến động hơn và thấp hơn so với ẩm độ của đất ở tầng phèn nông. Ẩm độ ở mô hình Tràm tự nhiên cao là do quá trình trữ nước thường xuyên phục vụ cho công tác bảo tồn rừng đã làm mực nước mặt thường xuyên ở mức cao, quá trình thẩm thấu nước xuyên qua lớp đất rừng. Hơn nữa rừng tự nhiên có độ che phủ lớn làm bề mặt đất rừng không tiếp xúc được với ánh sáng cũng góp phần giữ ẩm cho đất. Ngoài ra ẩm độ ở các mô hình Tràm trồng và Keo lai có thể bị tác động do việc điều tiết hệ thống nước tưới trong khu vực.

Hình 4.3 Biến động hàm lượng chất hữu cơ và dinh dưỡng theo tầng phèn

48

Ghi chú: (*) ghi nhận sự khác biệt giữa hai tầng phèn trong cùng mô hình. Kí tự a, b, c và A, B, C trong cùng tầng phèn cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê ở độ tin cậy 95%.

Hàm lượng chất hữu cơ trong đất ở tầng phèn nông (13,76±3,35%) cao hơn tầng phèn sâu (13,56±2,47%) đối với mô hình Tràm tự nhiên (Hình 4.3). Mặc dù vậy, nghiên cứu vẫn chưa tìm thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê giữa hai tầng phèn (p > 0,05). Ngược lại, sự khác biệt đáng kể giữa hai tầng phèn trong mô hình Tràm trồng và Keo lai đã được ghi nhận (p < 0,05). Cụ thể, hàm lượng chất hữu cơ tại mô hình Tràm trồng và Keo lai trong tầng phèn sâu thấp hơn tầng phèn nông. Với các giá trị được ghi nhận dao động từ 6,01±1,37 (phèn sâu) – 7,57±0,61% (phèn nông) đối với mô hình Tràm trồng và 5,24±0,68 (phèn sâu) – 6,16±1,19% (phèn nông) đối với mô hình Keo lai. So sánh với nghiên cứu của Bé (2021) cũng đã cho thấy chất hữu cơ xu hướng thấp hơn trong đất phèn sâu tại cả hai mô hình Tràm trồng và Keo lai; trong đó, Keo lai vẫn được ghi nhận có hàm lượng thấp nhất. Tuy nhiên, các mô hình có xu hướng tích tụ chất hữu cơ nhiều hơn so với trước đây (Hồng, 2017; Bé, 2021). So với kết quả đánh giá của Chính, (2006) thì hàm lượng chất hữu cơ các mô hình trồng rừng trên được đánh giá ở mức rất giàu, điều này chủ yếu là do lượng thực bì tích lũy ngày càng nhiều theo qui mô trồng rừng thực tế ở địa phương. Bên cạnh đó, kết quả nghiên cứu cho thấy hàm lượng chất hữu cơ biến động rất lớn ở các mô hình canh tác tùy thuộc vào loại cây trồng và mức độ tác động của con người. Cụ thể, hàm lượng chất hữu cơ trong mô hình Tràm tự nhiên cao hơn so với mô hình Tràm trồng và Keo lai (p < 0,05). Điều này được giải thích rằng tại các khu vực đất bão hòa nước, sự khuếch tán oxy bị hạn chế; do đó, chất hữu cơ bị phân hủy kỵ khí với tốc độ chậm hơn (Inglett et al., 2004). Một nghiên cứu trước đây trên đất phèn được thực hiện tại Đồng bằng sông Cửu Long cũng cho thấy rằng ở độ sâu 1 m, đất có khả năng oxy hóa khử thấp, cùng với sự tích luỹ chất hữu cơ tại chỗ (Husson et al., 2000; Nga và Thủy, 2012). Theo Agricultural Compendium (1989) và Hưng (2004), hàm lượng chất hữu cơ được đánh giá ở mức rất giàu tại mô hình Tràm tự nhiên và Tràm trồng; ở mức giàu đối với mô hình Keo lai. Thêm vào đó, hàm lượng chất hữu cơ tại mô hình Tràm trồng và Keo lai cũng nằm trong khoảng giới hạn của TCVN 7376:2004 – đất phèn (2,15 – 8,32%).

Hàm lượng TN trong đất tại khu vực Tràm tự nhiên trong tầng phèn sâu (0,22±0,04%) không có sự chênh lệch đáng kể so với tầng phèn nông (0,22±0,02%) (Hình 4.3). Kết quả phân tích tại mô hình Tràm trồng và Keo lai có xu hướng biến động lớn và cao hơn trong đất phèn nông; nhận định này được ghi nhận tương tự với nghiên cứu trước đây của Anh (2013). Trong đất phèn nông, hàm lượng TN được đánh giá ở mức trung bình đối với mô hình Tràm trồng (0,15±0,04%) và khá đối với mô hình Keo lai (0.19±0.17%) (Agricultural Compendium, 1989; Hưng và ctv., 2004). Tuy nhiên, theo TCVN 7373: 2004 – đất phèn (0,145 – 0,42 %N), hàm lượng nitơ tổng tại mô hình Tràm trồng và Keo lai đều nhỏ hơn tiêu chuẩn khuyến khích đối với đất phèn. Hàm lượng TN trong đất ở cả tầng phèn nông và phèn sâu ở mô hình Tràm tự nhiên đều cao hơn đáng kể so với mô hình trồng Keo lai và Tràm trồng; tuy nhiên, nghiên cứu chỉ xác

49

định có ý nghĩa thống kê trong đất phèn sâu (p < 0,05). Điều này cho thấy hoạt động canh tác có ảnh hưởng rất lớn đến sự biến động hàm lượng TN trong đất. Cụ thể đối với Tràm và Keo lai thì hoạt động chăm sóc bón phân chỉ được thực hiện khi cây trồng còn nhỏ (năm đầu của chu kỳ trồng), từ năm thứ hai đến thu hoạch cây chủ yếu lấy dinh dưỡng tự môi trường tự nhiên, điều này dẫn đến hàm lượng TN trong đất sẽ giảm theo thời gian trồng rừng.

Đối với sự biến động của hàm lượng TP, nghiên cứu đã tìm thấy ít có sự biến động ở khu vực Tràm tự nhiên và không có sự khác biệt giữa tầng phèn nông (0,05±0,01%) và tầng phèn sâu (0,05±0,01%) (Hình 4.3). Ngược lại, hàm lượng lân trong đất ở mô hình Tràm trồng và Keo lai biến động rất lớn giữa hai tầng phèn và giá trị lân ở tầng phèn nông có khuynh hướng cao hơn so với tầng phèn sâu (Hình 4.3). Hàm lượng lân trong đất ở tầng phèn nông và tầng phèn sâu được sắp theo thứ tự tăng dần Tràm tự nhiên (0,05±0,01%) < Tràm trồng (0,07±0,02%) < Keo lai (0,09±0,01%). Kết quả này đã xác định hàm lượng TP trong tất cả các mô hình ở mức rất nghèo (Agricultural Compendium, 1989). Bên cạnh đó, so sánh với TCVN 7374:2004 - đất phèn (0,03 – 0,08 %P2O5) hàm lượng TP tại các mô hình đều phù hợp với giá trị khuyến cáo. Hàm lượng lân trong đất thấp là do trên đất phèn xảy ra tình trạng lân bị cố định bởi các oxide Fe, Al, điều này có thể làm giảm tính độc hại của nhôm. Trong đất TP được chia làm hai dạng bao gồm lân hữu cơ và lân vô cơ (lân khoáng), hàm lượng lân khoáng có xu hướng gia tăng theo độ sâu và hàm lượng lân hữu cơ thì tích lũy khá cao ở tầng đất mặt. Yếu tố này cũng đã góp phần tạo ra sự chênh lệch giữa hai tầng đất bởi cấu trúc đất tại khu vực nghiên cứu chủ yếu là sét (thành phần sét > 40%), điều này đã hạn chế sự gia tăng hàm lượng lân trong đất phèn sâu. Tóm lại, TP ở mô hình Tràm trồng và Keo lai cao hơn mô hình Tràm tự nhiên là do hàm lượng lân hữu cơ liên tục được tích lũy từ qui mô trồng thâm canh Keo lai và Tràm ngày càng được mở rộng tại địa phương nghiên cứu. Với chu kỳ trồng ngắn và xoay vòng liên tục đã góp phần sinh ra lượng thực bì và vật chất rơi rụng rất lớn từ rừng trồng.

4.2.3 Biến động chất lượng đất theo mùa

pH trong đất ở mô hình Tràm tự nhiên ít có sự biến động theo mùa (Hình 4.4) với giá trị dao động lần lượt là 3,03±0,16 vào mùa khô và 2,93±0,19 vào mùa mưa. pH trong đất ở mô hình Tràm trồng và Keo lai có giá trị trung bình không khác biệt có ý nghĩa thống kê (p > 0,05). Ở mô hình lúa hai vụ, pH trong mùa mưa (6,53±0,38) thấp hơn so với mùa khô (5,58±0,38). Nghiên cứu chỉ ghi nhận sự khác biệt có ý nghĩa thống kê giữa hai mùa tại mô hình Lúa 2 vụ (p < 0,05). Giá trị pH trong mô hình Lúa 2 vụ được đánh giá ở mức acid yếu – trung bình trong cả hai mùa. Tại mô hình Lúa 2 vụ, khi giá trị pH < 4,2 thì nồng độ Fe2+ và Al3+ có trong dung dịch sẽ tạo phức với các cation làm hạn chế khả năng hấp thụ các chất dinh dưỡng (Ca, Mg, P,…) của rễ. Bên cạnh đó, khoảng pH phù hợp cho cây lúa dao động từ 5,5 – 6,5, do đó có thể thấy pH tại mô hình Lúa 2 vụ bị tác động bởi mùa nhưng vẫn chưa ảnh hưởng đến sự phát triển của lúa. So sánh sự

50

khác biệt giữa các mô hình cho thấy giá trị pH trong mùa khô ở các mô hình sắp theo thứ tự tăng dần Tràm tự nhiên < Tràm trồng = Keo lai = Lúa hai vụ. Trong khi đó, giá trị pH vào mùa mưa được sắp theo thứ tự tăng dần Tràm tự nhiên < Tràm trồng = Keo lai < Lúa hai vụ. Hoạt động canh tác của con người đã làm tăng giá trị pH trong đất nguyên nhân là do nồng độ ion H+ bị rửa trôi theo thời gian canh tác do mưa hoặc do các biện pháp thủy lợi.

Tỷ trọng của đất ở sắp theo thứ tự tăng dần vào mùa khô Tràm tự nhiên (1,49±0,3 g/cm³) < Tràm trồng (2,36±0,26 g/cm³) = Keo lai (2,45±0,24 g/cm³) = Lúa 2 vụ (2,25±0,17 g/cm³). Trong khi đó, tỷ trọng đất vào mùa mưa theo thứ tự Tràm tự nhiên = Tràm trồng = Keo lai (1,02±0 g/cm³) < Lúa 2 vụ (2,25±0,17 g/cm³). Tỷ trọng chịu tác động lớn của yếu tố mùa đặc biệt tại các mô hình Tràm trồng và Keo lai (Hình 4.4). Ẩm độ của đất cũng chịu tác động lớn của mùa. Hình 4.4 cho thấy ẩm độ của đất trong mùa mưa ở tất cả các mô hình canh tác đều cao hơn ẩm độ của đất trong mùa khô.

Hình 4.4 Biến động các thông số vật lý đất theo mùa

Ghi chú: (*) ghi nhận sự khác biệt giữa hai mùa trong cùng mô hình. Kí tự a, b, c và A, B, C trong cùng mùa cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê ở độ tin cậy 95%.

Hàm lượng chất hữu cơ trong khu vực trồng Tràm tự nhiên có sự biến động theo mùa; trong đó hàm lượng chất hữu cơ trong đất vào mùa mưa (14,03±2,96%) có khuynh hướng cao hơn mùa khô (13,29±2,87%). Trong khi, cả ba mô hình Tràm trồng, Keo lai và Lúa 2 vụ có hàm lượng chất hữu cơ trong đất biến động tăng vào mùa mưa. Hàm lượng chất hữu cơ được phát hiện dao động trong khoảng 5,53±1,07 – 6,69±1,62% vào mùa khô và 5,84±1.07 - 6,88±0,95% vào mùa mưa. Sự khác biệt giữa các mô hình trong

51

cả mùa mưa và mùa khô chỉ được ghi nhận đối với mô hình Tràm tự nhiên so với các mô hình còn lại. Hàm lượng chất hữu cơ trong đất vào mùa khô và mùa mưa ở các mô hình được sắp xếp theo thứ tự tăng dần là Lúa hai vụ = Keo lai = Tràm trồng < Tràm tự nhiên.

Hàm lượng TN và TP tại mô hình Tràm tự nhiên dao động lần lượt là 0,2±0,02 (mùa mưa) - 0,24±0,02% (mùa khô) và 0,05±0,01% trong cả hai mùa. Tại mô hình Tràm trồng và Keo lai vào mùa khô dao động trong khoảng 0,15±0,05 - 0,2±0,17% đối với TN và 0,07±0,02 - 0,08±0,01% đối với TP; trong khi vào mùa mưa có giá trị từ 0,11±0,04 - 0,12±0,02% (TN) và 0,06±0,01 - 0,08±0,01% (TP). Từ những số liệu trên có thể thấy hàm lượng TN và TP trong đất vào mùa mưa ở các mô hình canh tác có khuynh hướng thấp hơn so với mùa khô. Điều này cho thấy ảnh hưởng rõ rệt của thời tiết vào hàm lượng các chất dinh dưỡng có trong đất (Hình 4.4).

Hình 4.5 Biến động hàm lượng chất hữu cơ và dinh dưỡng theo mùa

Ghi chú: (*) ghi nhận sự khác biệt giữa hai mùa trong cùng mô hình. Kí tự a, b, c và A, B, C trong cùng mùa cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê ở độ tin cậy 95%.

4.2.4 Mối tương quan của các thông số chất lượng đất trong các mô hình

Mối liên hệ giữa các chỉ tiêu chất lượng đất ở các mô hình canh tác như Keo lai, Tràm trồng, Tràm tự nhiên, Lúa hai vụ (Bảng 4.7). Dấu âm và dương của các hệ số tương quan chỉ ra khả năng tương quan nghịch và thuận của các thông số. Ở mô hình Tràm tự nhiên, pH có tương quan chặt chẽ với chất hữu cơ (-0,81) và tổng lân (0,75). Bên cạnh đó, CHC có tương quan chặt chẽ với TP (-0,79). Nghiên cứu đã không ghi nhận mối liên hệ giữa tỷ trọng, ẩm độ và TN trong đất khu vực Tràm tự nhiên (p > 0,05).

52

Như vậy, pH, CHC, TP là những chỉ tiêu có tương quan chặt với nhau tại khu vực Tràm tự nhiên (Hình 4.7).

Tại khu vực Tràm trồng, pH cũng có tương quan trung bình với ẩm độ (-0,52) và CHC (-0,78). Ẩm độ có tương quan trong bình với TP với hệ số tương quan (-0,49). Chất hữu cơ được tìm thấy có mối tương quan thuận với TN (0,44). Điều này có thể thấy rằng đất tại khu vực Tràm trồng cũng ít bị ảnh hưởng bởi các yếu tố con người, điển hình là kỹ thuật trồng rừng tràm thường sử dụng phân bón rất (trừ khi cây mới trồng). Ngoài ra, diện tích trồng khá lớn đối nên việc bón phân thường xuyên rất khó thực hiện. Bởi nitơ không có nguồn gốc từ khoáng mà chủ yếu là do nguồn hữu cơ và nguồn cố định từ không khí cung cấp (Hoa, 2017), điều này phù hợp với điều kiện TN chủ yếu xuất phát từ phân hủy thực bì ở khu vực nghiên cứu. Các chỉ tiêu khác chỉ tương quan ở mức yếu hoặc không có tương quan.

Đối với hai mô hình còn lại, phân tích chỉ cho thấy pH có mối tương quan trung bình với chất hữu cơ (-0,53) (mô hình Keo lai) và TP (0,81) (mô hình Lúa 2 vụ). Các chỉ tiêu còn lại đều có không tương quan với nhau (p > 0,05). Như vậy, có thể nhận thấy sự xáo trộn của môi trường ở khu vực trồng Tràm và Keo lai đã làm thay đổi đặc tính đất, thay đổi mối liên hệ giữa các chỉ tiêu chất lượng đất. Nhìn chung, mức độ tương quan của các chỉ tiêu ở các mô hình canh tác có sự khác nhau và ở nơi có mức độ tác động ít khác với những nơi chịu nhiều tác động. Trong mô hình trồng Tràm, Keo lai và Lúa hai vụ bị tác động bởi nhiều nguồn liên quan đến chất dinh dưỡng khác nhau như bổ sung phân bón, cố định khí quyển, rửa trôi, khử nitơ, giải phóng và lưu giữ chất dinh dưỡng trong đất thông qua quá trình khoáng hoá, cố định, trao đổi cation và anion,... Do đó, các thông số chất lượng đất được tìm thấy rất ít sự tương quan với nhau. Thêm vào đó, có thể nhận thấy rằng việc thay đổi mô hình Tràm trồng, Keo lai và Lúa hai vụ dẫn đến sự biến động đáng kể của pH đất đối với các chất dinh dưỡng trong đất. Sự thay đổi này được ghi nhận thông qua quá trình cải tạo đất. Trong khi mô hình Tràm tự nhiên cho thấy mối tương quan chặt chẽ giữa các thông số chất lượng đất. Nhìn chung, pH tương quan với nhiều yếu tố chất lượng đất còn lại ở mô hình Tràm tự nhiên hơn các mô hình còn lại. Từ đó cũng cho thấy tương quan các yếu tố chất lượng đất ở mô hình Tràm tự nhiên ổn định và duy trì lâu dài do có ít tác động từ các yếu tố bên ngoài, trong khi đó đối với các mô hình còn lại thì biến động pH sẽ quyết định đến sự thay đổi giá trị của các yếu tố còn lại, cụ thể hiện trạng đất ở mô hình Keo lai bị tác động nhiều, mức độ che phủ thấp, kênh mương thông thoáng nên khu vực này tiếp nhận được nhiều ánh sáng làm chu trình chuyển hóa khoáng chất xảy ra mạnh hơn. Điều này sẽ làm biến đổi chất lượng nước nhiều hơn, khả năng nhiễm phèn, lang rộng phèn và ảnh hưởng đến môi trường sống của cá tự nhiên lớn hơn.

53

Bảng 4.7 Mức độ tương quan giữa các thông số chất lượng đất tại các mô hình

Tràm tự nhiên

pH

Tỷ trọng

Ẩm độ

CHC

TN

Tỷ trọng Ẩm độ CHC TN TP

0,35 -0,42 -0,81 -0,18 0,75

0,32 -0,40 -0,31

0,52 -0,79

-0,34

-0,52 -0,41 0,32 0,15 Tràm trồng

pH

Tỷ trọng

Ẩm độ

CHC

TN

Tỷ trọng Ẩm độ CHC TN TP

0,16 -0,52 -0,78 -0,32 0,20

-0,30 -0,23 0,32 0,20

0,33 -0,09 -0,49

0,44 -0,15

0,39

Keo lai

pH

Tỷ trọng

Ẩm độ

CHC

TN

Tỷ trọng Ẩm độ CHC TN TP

0,09 -0,07 -0,53 -0,22 0,36

-0,34 -0,23 0,28 0,08

0,04 -0,08 -0,40

-0,01 -0,10

0,12

Lúa

pH

Tỷ trọng

Ẩm độ

CHC

TN

Tỷ trọng Ẩm độ CHC TN TP

0,14 0,59 -0,38 -0,56 0,81

0,41 -0,64 0,31 0,52

0,11 0,33 0,40

0,49 -0,75

-1

0

Chú thích

-0,52 1

4.2.5 Đánh giá sự tương đồng chất lượng đất tại các mô hình

4.2.5.1 Đánh giá sự tương đồng của các mô hình theo độ sâu

Kết quả cho thấy chất lượng tầng đất mặt ở khu vực Tràm tự nhiên khác biệt so với mô hình canh tác như Keo lai và Tràm trồng ở các cấp tuổi khác nhau; điều này được chứng minh bởi kết quả phân nhóm sự tương đồng dựa trên 6 thông số chất lượng đất (Hình 4.6, 4.7). Đối với tầng phèn nông, mô hình Tràm tự nhiên được phân thành một nhóm riêng biệt (Nhóm I). Trong khi đó, chất lượng đất ở mô hình Tràm trồng và Keo lai ở cấp tuổi < 3 được đánh giá có sự tương đồng và phân vào cùng một nhóm (Nhóm II). Cuối cùng, Nhóm III chỉ có mô hình Keo lai ở cấp tuổi > 3. Kết quả phân tích đã cho thấy sự tác động đáng kể của việc xáo trộn đất tại các mô hình canh tác. Tính chất đất có tính tương đồng rõ rệt ở tầng phèn nông ở mô hình Tràm tự nhiên phù hợp với kết quả tương quan khá chặt của 06 yếu tố chất lượng đất, Mương liếp ở giai đoạn đầu trồng Keo lai và Tràm phóng thích nhiều độc tố hơn do quá trình sinh phèn trên các

54

lớp đất mới đào có chứa nhiều vật liệu sinh phèn (phèn tiềm tàng) được đưa lên bề mặt liếp trồng. Hơn nữa, với mương liếp rừng trồng lâu năm thì quá trình nhiễm phèn nước chủ yếu từ sự rửa trôi hay rò rỉ phèn từ mặt hoặc thân liếp trồng cũng có thể ảnh hưởng đến phân bố và lượng cá tự nhiên khác nhau ở các mô hình nghiên cứu.

Hình 4.6 Sự tương đồng chất lượng đất của các mô hình trong tầng phèn nông

Ghi chú: NMC-Tràm tự nhiên, PMC-Tràm trồng, AH-Keo lai và các số ghi nhận cấp tuổi.

Đối với khu vực đất phèn sâu, kết quả phân nhóm chất lượng đất cũng cho thấy khu vực Tràm tự nhiên khác biệt so với những mô hình canh tác ở các cấp độ tuổi khác nhau (Hình 4.7). Ở tầng phèn sâu, tính chất đất ở các mô hình canh tác khác nhau rất rõ rệt trong đó nhóm I là rừng Tràm tự nhiên, Nhóm II là Tràm trồng và Nhóm III là Keo lai. Chất lượng đất có xu hướng phân nhóm khá rõ ràng giữa các mô hình; điều này có thể nhận thấy rằng tầng phèn sâu ít chịu tác động của thời tiết, khí hậu, cũng như tác động của con người nên tính chất đất ở tầng này phân biệt khá rõ hơn so với tầng phèn nông (Hình 4.6).

Theo kết quả nghiên cứu này cho thấy xu hướng biến đổi chất lượng đất tại hai khu vực phèn nông và phèn sâu phụ thuộc rất lớn vào yếu tố tác động và sự tích tụ các chất dinh dưỡng hay ô nhiễm tại chỗ theo thời gian canh tác của từng mô hình. Đặc biệt, chất lượng môi trường đất khác biệt rất rõ giữa các mô hình trồng rừng ở khu vực phèn sâu, từ đó kéo theo chất lượng môi nước ở từng mô hình sản xuất rừng khác nhau có hay không ảnh hưởng đến thành phần phân bố cá tự nhiên, dựa trên cơ sở này có thể đề xuất giải pháp quản lý chất lượng môi trường đất, nước phù hợp cho bảo vệ nguồn cá tự nhiên hay đa dạng sinh học ở địa phương nghiên cứu, và hỗ trợ hiệu quả cho công tác quy hoạch sử dụng đất của các cơ quan quản lý.

55

Hình 4.7 Sự tương đồng chất lượng đất của các mô hình trong tầng phèn sâu

Ghi chú: NMC-Tràm tự nhiên, PMC-Tràm trồng, AH-Keo lai và các số ghi nhận cấp tuổi.

4.5.2.2 Đánh giá sự tương đồng của các mô hình theo mùa

Đặc tính môi trường đất được phân thành ba nhóm, trong đó nhóm I là thuộc khu vực rừng Tràm tự nhiên, nhóm II bao gồm khu vực Tràm trồng ở hai cấp độ tuổi và mô hình canh tác Lúa hai vụ, nhóm III là khu vực trồng Keo lai ở các cấp tuổi khác nhau. Độ tuổi của Tràm trồng không ảnh hưởng đến tính chất đất ở nhóm 2 vì đất ở Tràm trồng ở hai cấp độ tuổi không có sự phân hóa rõ rệt (Hình 4.8). Vào mùa khô, môi trường khu vực nghiên cứu thường khô cạn vào cuối mùa do không còn lượng nước mưa dự trữ nên thu hẹp môi trường sống cho cá tự nhiên.

Hình 4.8 Sự tương đồng chất lượng đất của các mô hình vào mùa khô

Ghi chú: NMC-Tràm tự nhiên, PMC-Tràm trồng, AH-Keo lai, Lua-Lúa và các số ghi nhận cấp tuổi.

56

Hình 4.9 trình bày sự thay đổi tính chất tổng thể của đất vào mùa mưa. Tính chất đất vào mùa mưa được phân thành 3 nhóm, trong đó nhóm 1 thuộc khu vực Tràm tự nhiên, nhóm 2 thuộc khu vực Tràm trồng và Keo lai ở các cấp tuổi khác nhau, nhóm 3 là khu vực trồng lúa hai vụ. Kết quả nghiên cứu cho thấy lượng mưa có tác động rất lớn đến chất lượng đất ở các mô hình Tràm trồng, Keo lai, và lúa 2 vụ. Điều này cho thấy, khu vực tự nhiên ít có sự tác động của con người giữ được tính ổn định của đất cao trong khi khu vực có nhiều sự tác động từ con người thì rất nhạy cảm với các tác động của thời tiết, khí hậu. Kết quả từ Hình 4.8 và Hình 4.9 cho thấy chất lượng đất chịu sự tác động của mùa rất rõ rệt đặc biệt là ở các mô hình canh tác Tràm, Keo lai và lúa hai vụ.

Nhìn chung, sự phân nhóm này có thể do sự khác biệt về không gian và thời gian đối với hàm lượng các chất có trong đất; bởi một số yếu tố như phong hóa nền, khí hậu, hiệu ứng pha loãng và các hoạt động của con người. Tuy nhiên, cũng cần lưu ý đến khả năng chảy tràn, rò rỉ phèn do liếp trồng bị bào mòn trong mùa mưa ở khu vực rừng trồng, điều này cũng ảnh hưởng đến cá tự nhiên, đặc biệt trong những năm có lượng mưa ít làm hạn chế khả năng pha loãng độc chất ở khu vực nghiên cứu.

Hình 4.9 Sự tương đồng chất lượng đất của các mô hình vào mùa mưa

Ghi chú: NMC-Tràm tự nhiên, PMC-Tràm trồng, AH-Keo lai, Lua-Lúa và các số ghi nhận cấp tuổi.

4.2.6 Xác định các yếu tố ảnh hưởng đến chất lượng đất

4.2.6.1 Các yếu tố ảnh hưởng chất lượng đất theo tầng phèn

Phân tích PCA được thực hiện dựa trên các giá trị trung bình của thông số chất lượng đất tại các mô hình trong đất tầng phèn nông và phèn sâu. Các PCs có hệ số Eigenvalues từ 1,0 trở lên được coi là đáng kể (Shrestha & Kazama, 2008; Boyacioglu et al., 2008). Thêm vào đó, độ dài của các đường đối với từng thông số chỉ ra mức độ đóng góp và tương quan đối với mỗi PCs. Từ những, kết quả phân tích PCA cho thấy chỉ có hai nhân tố gây ra sự biến động đáng kể chất lượng đất tại khu vực nghiên cứu 57

trong đất phèn nông và đất phèn sâu và có thể giải thích 73,21% (phèn nông) và 83,47% (phèn sâu) sự biến động này (Hình 4.10 và Hình 4.11). Tuy nhiên, một số thông số chất lượng đất được ghi nhận có hệ số tải trọng (loading) ở mức tương đối cao trong các PCs; do đo, các PC3 và PC4 trong đất phèn nông và phèn sâu vẫn được giữ lại để đánh giá sự biến động chất lượng đất của khu vực nghiên cứu.

Đối với đất phèn nông, PC1 giải thích khoảng 50,89% sự biến động chất lượng đất. Thành phần PC1 giải thích bởi sự đóng góp của hầu hết các thông số đánh giá chất lượng đất liên quan đến vật lý và hóa học đất như pH (-0,44), ẩm độ (0,53), chất hữu cơ (0,48) và tổng lân (-0,46). PC2 cho thấy mối tương quan cao với TN (0,74), tỷ trọng (0,56) và pH (-0,32). Song song đó, yếu tố PC3 được đóng góp và giải thích 10,77% sự biến động bởi các thông số tương tự PC2 (pH, tỷ trọng và TN). PC4 chỉ ra sự đóng góp chủ yếu của các thông số dinh dưỡng (CHC, TN và TP). Hơn nữa, Hình 4.10 cho thấy chất hữu cơ và TN có mối tương quan với hầu hết đến các PCs; do đó có thể thấy chất hữu cơ đóng góp quan trọng và yếu tố cơ bản dẫn đến các sự thay đổi của các thông số đánh giá chất lượng đất khác. Nhìn chung, pH là yếu tố chính quyết định đến thay đổi hầu hết các yếu tố chất lượng môi trường đất còn lại thông qua 3 PCs, điều này cho thấy môi trường nước ở các mô hình ở tầng phèn nông đều có khả năng nhiễm phèn và ảnh hưởng đến đa dạng cá.

Hình 4.10 Các yếu tố ảnh hưởng đến chất lượng đất phèn nông

Tại khu vực đất phèn sâu, hầu hết sự biến đổi chất lượng đất đều phụ thuộc vào các quá trình xảy ra trong tầng mặt, do đó chỉ có 2 yếu tố chính ảnh hưởng đến chất lượng đất (giải thích khoảng 83,47%). Mặt khác, PC3 và PC4 có thể được xem là yếu tố phụ ảnh hưởng đến chất lượng đất và đã giải thích khoảng 12,06% sự thay đổi chất lượng đất. PC3 và PC4 có hệ số tương quan trung bình lần lượt với tỷ trọng (-0,68) và TN (0,59), ẩm độ (0,62) và TP (0,65). Ngoại trừ tỷ trọng, PC1 có mối tương quan với hầu hết các thông số, yếu tố này liên quan đến sự phát triển của các hệ thực vật (hấp thu các cation bazo và thải ra H⁺ từ hệ rễ), quá trình nitrate hóa, sự rửa trôi trong thời gian

58

dài và các hoạt động của các vi sinh vật đã ảnh hưởng đến chất lượng đất. Trong khi đó, PC2 được giải thích bởi tỷ trọng (0,67), TN (0,44) và TP (0,53) cho thấy yếu tố này bắt nguồn từ yếu tố địa hình và khả năng sự giữ nước của đất. Nhìn chung, chất lượng đất chủ yếu bị ảnh hưởng bởi các quá trình lý hóa xảy ra trong tự nhiên, đặc tính đất và thủy văn của khu vực nghiên cứu.

Nhìn chung, khác với các mô hình khu vực phèn nông, chất lượng môi trường đất ở các mô hình sản xuất ở khu vực phèn sâu ổn định hơn với sự tương quan khá đồng đều giữa các yếu tố lý, hóa và dinh dưỡng trong đất, điều này có thể tạo ra môi trường nước ổn định theo thời gian nhất định cho phát triển nguồn cá tự nhiên, ngoài ra tất cả các chỉ tiêu đất hay nước còn bị tác động theo mùa.

Hình 4.11 Các yếu tố ảnh hưởng đến chất lượng đất phèn sâu

4.2.6.2 Các yếu tố ảnh hưởng chất lượng đất theo mùa

Kết quả phân tích PCA cho thấy bốn yếu tố giải thích khoảng 93,53% sự biến động của chất lượng đất vào mùa khô và 96,08% sự biến động vào mùa mưa. Cụ thể, PC1 đã giải thích khoảng 58% sự biến động chất lượng đất vào mùa khô, kế tiếp là PC2 (18,23%), PC3 (10,05%) và PC4 (7,25%). Các hệ số PC4 và PC5 có hệ số Eigenvalues nhỏ hơn 1 do đó hai nhân tố này được coi là không ảnh hưởng đáng kể đến sự biến động của số liệu. Tuy nhiên, sự đóng góp của ẩm độ và TP trong PC3 và PC4 được xác định cao hơn so với PC1 và PC2; do đó, hai yếu tố này đã được giữ lại để giải thích sự biến động chất lượng đất vào mùa khô của khu vực nghiên cứu. PC1 giải thích bởi sự đóng góp của hầu hết các thông số đánh giá chất lượng đất liên quan đến vật lý và hóa học được phân tích trong nghiên cứu (ngoại từ TN). Điều này có thể thấy được rằng các quá trình tự nhiên trong đất vào mùa khô đã ảnh hưởng đáng kể đến chất lượng đất. Ngược lại, PC2 và PC3 được giải thích chủ yếu bởi các yếu tố dinh dưỡng trong đất (TN và TP), sự thay đổi này có thể bắt nguồn từ các hoạt động bổ sung lân trong canh tác nông nghiệp.

59

Hình 4.12 Các yếu tố ảnh hưởng đến chất lượng đất vào mùa khô

Hình 4.13 Các yếu tố ảnh hưởng đến chất lượng đất vào mùa mưa

4.2.7 Xác định thông số gây ra sự biến động chất lượng đất các mô hình

Phân tích phân biệt (DA) cho thấy sự khác biệt của chất lượng đất phèn nông và phèn sâu dựa trên sự thay đổi các giá trị lý-hoá trong đất (Bảng 4.8). Các giá trị Wilks Lambda và Chi-square được sử dụng để kiểm tra ý nghĩa của hàm phân biệt (Bảng 4.8 và Bảng 4.9). Giá trị Wilks Lambda càng nhỏ và Chi-square cao cho thấy ý nghĩa phân biệt cao (Tinsley & Brown, 2000); trong khi đó, giá trị Eigenvalue và tương quan canonical chỉ ra khả năng phân biệt hiệu quả của từng DF giữa các đối tượng trong nghiên cứu (Pati et al., 2016). Do nghiên cứu hiện tại chỉ có hai tầng phèn và hai mùa nên kết quả phân tích chỉ ghi nhận một hàm phân biệt. Kết quả cho thấy pH, tỷ trọng, chất hữu cơ và TP là các thông số có ý nghĩa quan trọng nhất trong việc phân biệt chất lượng đất giữa hai tầng phèn nông và phèn sâu vào mùa khô. Trong khi đó, mùa mưa chỉ ghi nhận sự phân biệt của hai thông số pH và TP trong đất. Kết quả phân tích đã giải thích độ chính xác phân loại chéo giữa hai tầng đất là 96,67% vào mùa khô và 76,67% vào mùa mưa. Dựa trên các kết quả phân tích DA chỉ ra rằng phương trình phân biệt

60

chất lượng đất giữa hai tầng phèn nông và phèn sâu vào mùa mưa và mùa khô lần lượt là phương trình (4.1) và (4.2):

(4.1)

DFmùa khô = 1,43*pH + 3,45*Ty trong – 46,08*TP + 0,64*CHC – 15,53

(4.2) DFmùa mưa = 1,20*pH – 56,98*TP – 1,44 Nhìn chung, kết quả phân biệt số cho thấy chất lượng đất ở mùa mưa chủ yếu thay đổi chính từ biến động giá trị pH, TP ở tất cả các mô hình không kể đến yếu tố địa hình (tầng phèn), điều này cho thấy quá trình chảy tràn, rò rỉ và pha loãng độc chất phèn xảy ra trên diện rộng, tuy nhiên có thể do độ sâu thủy vực khác nhau nên cá tự nhiên có xu hướng di chuyển đến vùng nước phù hợp hơn để tồn tại. Ngược lại vào mùa khô, yếu tố dinh dưỡng đất được tích lũy cùng với biến động của yếu tố tỷ trọng và pH là quan trọng để nhận dạng chất lượng môi trường đất theo tầng phèn, dù vậy vào mùa khô, lưu lượng và chất lượng nước sẽ quan trọng hơn cá tự nhiên tồn tại.

Bảng 4.8 Các thông số gây ra sự biến động chất lượng đất giữa hai tầng phèn trong mùa khô và mưa

Khả năng phân biệt

Hệ số phân biệt

DFs

Thông số

Mùa khô Mùa mưa

Mùa khô

Mùa mưa

Eigenvalue

2,92

0,43

pH

1,43

1,20

Relative Percentage

100

100

Tỷ trọng

3,45

-

Canonical Correlation

0,86

0,55

Ẩm độ

-

-

Wilks Lambda

0,26

0,70

CHC

0,64

-

Chi-Square

35,50

9,73

TN

-

-

DF

4,00

2,00

TP

-46,08

-56,98

p-Value

0,00

0,01

Constant

-15,53

-1,44

Các thông số được ghi nhận trong kết quả phân tích giữa hai mùa trong cả hai tầng

phèn nông và phèn sâu được đưa vào phương trình phân biệt (4.3) và (4.4).

(4.3)

DFPhèn nông = 5,96*Ty trong + 0,05*Am do – 10,95

(4.4)

DFPhèn sâu = 5,40*Ty trong – 0,13*Am do + 0,79* CHC – 10,17

Sự phân biệt chất lượng đất giữa hai mùa tập trung chủ yếu bởi tỷ trọng, ẩm độ và chất hữu cơ trong đất (Bảng 4.9). Trong đó, tỷ trọng và ẩm độ được xem là hai thông số chịu trách nhiệm chính trong việc phân biệt chất lượng đất giữa hai mùa trong đất phèn nông. Độ chính xác phân loại chéo cho thấy mức độ thành công của việc phân loại chất lượng đất giữa hai mùa là 96,67% (phèn nông) và 100% (phèn sâu). Việc phân loại chất lượng đất rõ ràng giữa mùa mưa và mùa khô trong cả hai khu vực phèn nông và phèn sâu có thể là do đặc tính chất lượng đất tại khu vực nghiên cứu.

61

Từ những phân tích trên, nghiên cứu đã xác định được các thông số được ghi nhận gây ra sự khác biệt giữa hai mùa ở cùng tầng phèn và giữa hai tầng phèn vào cùng mùa. Các thông số về sự khác biệt chất lượng có thể được sử dụng để thiết lập vấn đề ưu tiên được xử lý và quản lý sự biến động chất lượng đất trong khu vực nghiên cứu.

Bảng 4.9 Các thông số gây ra sự biến động chất lượng đất giữa hai mùa trong tầng phèn nông và sâu

Khả năng phân biệt

Hệ số phân biệt

DFs

Thông số

Phèn nông

Phèn sâu

Phèn nông Phèn sâu

Eigenvalue

10,09

16,04

pH

-

-

Relative Percentage

100

Tỷ trọng

100

5,96

5,40

Canonical Correlation

0,95

Ẩm độ

0,97

0,05

-0,13

Wilks Lambda

0,09

CHC

0,06

-

0,79

Chi-Square

TN

64,97

75,15

-

-

DF

2,00

TP

3,00

-

-

p-Value

0,00

0,00

Constant

-10,95

-10,17

4.3 Đánh giá chất lượng môi trường nước

4.3.1 Biến động chất lượng nước theo tầng phèn

Sự thay đổi của pH và EC trong các mô hình canh tác theo độ sâu tầng phèn (Hình 4.14) pH ở mô hình Tràm tự nhiên có tính acid yếu (phèn nông: 5,28±0,55; phèn sâu: 5,33±0,55) và không có sự khác biệt có ý nghĩa thống kê (p > 0,05) giữa hai tầng phèn nông và phèn sâu. Ở mô hình Tràm trồng và Keo lai, giá trị pH giữa hai tầng phèn khác nhau đáng kể (p < 0,05), trong đó giá trị pH ở tầng phèn nông (Tràm trồng: 2,62±0,48; Keo lai: 2,69±0,42) thấp hơn đáng kể so với khu vực tầng phèn sâu (Tràm trồng: 4,86±2,19 và Keo lai: 7,09±0,47). Bên cạnh đó, giá trị pH ở tầng phèn sâu của mô hình Tràm trồng biến động rất lớn (Hình 4.14). Hơn nữa, phân tích ANOVA cũng cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa giữa mô hình Keo lai và Tràm trồng so với Tràm tự nhiên tại tầng phèn nông (p < 0,05); tuy nhiên, không ghi nhận được sự khác biệt có ý nghĩa thống kê giữa khu vực Tràm trồng và Keo lai. Kết quả cho thấy giá trị pH trong nước ở tầng phèn nông sắp theo thứ tự tăng dần là Keo lai = Tràm trồng < Tràm tự nhiên. Trong khi đó, giá trị pH trong nước ở tầng phèn sâu sắp theo thứ tự tăng dần Tràm tự nhiên = Tràm trồng < Keo lai. pH trong nước ở khu vực Tràm tự nhiên ít bị xáo trộn hơn so với các mô hình Tràm trồng và Keo lai. Kết quả phân tích pH cũng đã được báo cáo trong nghiên cứu trước đây của Bé và ctv. (2017), pH tại khu vực đất phèn sâu Keo lai và Tràm trồng có xu hướng cao hơn đáng kể so với khu vực đất phèn nông. Tuy nhiên, giá trị pH tại các mô hình đều nằm ngoài giới hạn cho phép của QCVN 08-MT:2015/BTNMT đối với mục đích bảo tồn động thực vật thuỷ sinh (Bộ Tài nguyên và Môi trường, 2015). Một trong những nguyên nhân của sự khác biệt này là do đặc tính không chịu ngập, cần được lên liếp cao; điều này dẫn đến lớp phèn tiềm tàng trở thành lớp đất mặt, tạo điều kiện 62

cho các anion hoà tan trong nước khi bị tác động bởi các dòng chảy tràn. Sự khác biệt của Keo lai, Tràm trồng so với Tràm tự nhiên có thể cho thấy sự xáo trộn đất đã có những ảnh hưởng đáng kể đến chất lượng nước của thuỷ vực nghiên cứu. Theo nghiên cứu (Ghosh et al., 2019; Hudd, 2000) thì pH thấp kết hợp với sự hiện diện của kim loại Al, Fe có nồng độ cao trong các thủy vực làm suy yếu đời sống thủy sinh do cản trở quá trình sinh trưởng và sinh sản của chúng. Tính chất khu vực nghiên cứu có tính chất tương đồng với tác giả trên, gồm có sự hiện diện của Al, Fe và các vật liệu sinh phèn.

Nhìn chung, giá trị pH đất thấp hơn pH nước khá nhiều ở mô hình Tràm tự nhiên, trong khi đó ở mô hình Tràm trồng và Keo lai thì ngược lại. Do tính chất khu vực Tràm tự nhiên không có tác động từ các yếu tố bên ngoài nên trao đổi pH giữa đất và nước xảy ra kém, điều này lý giải cho sự hiện diện của nhiều loài cá và sản lượng cá trong vùng lõi VQG U Minh Hạ.

Độ dẫn điện trong nước ở các mô hình Tràm tự nhiên, Tràm trồng và Keo lai không có sự khác biệt có ý nghĩa thống kê giữa hai tầng đất (p > 0,05). Tuy nhiên, giá trị EC ở các mô hình canh tác rất khác nhau đáng kể, điển hình là mô hình Tràm trồng. Trong tầng phèn nông, giá trị EC trong nước xếp theo thứ tự tăng dần Tràm tự nhiên < Keo lai = Tràm trồng. Trong tầng phèn sâu, giá trị EC có thứ tự là Tràm tự nhiên < Keo lai < Tràm trồng. Giá trị EC được ghi nhận trong đất phèn nông tại tất cả các mô hình đều cao hơn so với khu vực đất phèn sâu; kết quả này tương tự với nghiên cức trước đây của Bé và ctv. (2017); tuy nhiên, các giá trị EC được xác định cao hơn so với giai đoạn 2015- 2016. Hàm lượng EC cao ở những khu vực bị xáo trộn nhiều như mô hình Tràm trồng và Keo lai có thể là do sự hiện diện của các ion như H+, SO4 2-, Al³⁺ và Fe³⁺. Từ giá trị pH và EC có thể nhận định rằng chất lượng nước ngày càng có xu hướng hoà tan các ion, các ion này có thể gây độc cho đời sống của thủy sinh vật tại khu vực nghiên cứu.

Hình 4.14 Biến động giá trị pH và EC theo tầng phèn

Ghi chú: (*) ghi nhận sự khác biệt giữa hai tầng phèn trong cùng mô hình. Kí tự a, b, c và A, B, C trong

cùng tầng phèn cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê ở độ tin cậy 95%.

Hàm lượng DO trong nước trên đất phèn sâu hầu như không có sự chênh lệch đáng kể so với đất phèn nông. Hàm lượng DO trong nước ở tầng phèn nông của khu vực Tràm

63

tự nhiên (1,94±1,27 mg/L) cao hơn và biến động nhiều hơn so với khu vực phèn sâu (1,2±0,61 mg/L). Hàm lượng oxy hòa tan trong nước thấp tại khu vực Tràm tự nhiên đã không hỗ trợ tốt cho đời sống thủy sinh vật. Ở mức DO này, nước được đánh giá là ô nhiễm hữu cơ, chỉ có một số loài cá có hệ thống hô hấp phụ mới có thể thích nghi được. Ngược lại, hàm lượng DO trong nước ở tầng phèn sâu cao hơn so với khu vực phèn nông trong khu vực Tràm trồng và Keo lai. Cụ thể, hàm lượng DO ở tầng phèn nông và phèn sâu dao động lần lượt là 2,53±0,65 mg/L và 2,93±1,45 mg/L (mô hình Keo lai), 2,43±0,37 mg/L và 2,46±0,51 mg/L (mô hình Tràm trồng). Thêm vào đó, Hình 4.15 cho thấy, hàm lượng DO trong mô hình Keo lai và Tràm trồng có xu hướng cao hơn đáng kể so với mô hình Tràm tự nhiên, cụ thể là trong khu vực đất phèn sâu (p < 0,05). Sự khác biệt hàm lượng DO trong mô hình Keo lai và Tràm trồng so với mô hình Tràm tự nhiên có thể được giải thích bởi hệ thống kênh mương (do việc lên liếp) đã tạo điều kiện trao đổi với oxy trong không khí; ngoài ra, hoạt động của thuỷ sinh vật do ánh sáng được tiếp nhận nhiều hơn. Hơn nữa, theo báo cáo trước đây của Bé và ctv. (2017), hàm lượng DO tại mô hình Keo lai và Tràm trồng ở tầng phèn nông dao động từ 0,80 – 1,27 mg/L, 0,33 – 0,56 mg/L; điều này đã chỉ ra rằng chất lượng nước có xu hướng được cải thiện. Mặc dù vậy, hàm lượng DO trong các mô hình tại khu vực nghiên cứu vẫn chưa đạt giá trị quy định trong QCVN 08-MT:2015/BTNMT cột A1 (DO ≥ 6 mg/L) (Bộ Tài nguyên và Môi trường, 2015).

Bên cạnh đó, hàm lượng BOD và COD trong nước tại các thuỷ vực trên đất phèn nông và phèn sâu đều được đánh giá vượt giới hạn quy định đối với mục đích bảo tồn động thực vật thuỷ sinh của QCVN 08-MT:2015/BTNMT cột A1 (BOD < 4 mg/L và COD < 10 mg/L) (Bộ Tài nguyên và Môi trường, 2015). BOD trong nước ở khu vực Tràm tự nhiên có khuynh hướng cao hơn so với khu vực Tràm trồng và Keo lai; điều này chỉ ra rằng khu vực Tràm tự nhiên có nhiều vật chất hữu cơ trong nước. Mặc dù vậy, nghiên cứu đã không ghi nhận bất kỳ sự khác biệt có ý nghĩa thống kê giữa hai tầng phèn và giữa các mô hình canh tác (p > 0,05). Hàm lượng BOD trong nước tại các mô hình ở tầng phèn nông và phèn sâu dao động khá lớn và có giá trị rất cao. Kết quả đo đạc BOD phù hợp với kết quả đo đạc DO trong nước, BOD cao dẫn đến DO trong nước thấp (Hình 4.15). Thêm vào đó, hàm lượng COD trong nước ở tầng phèn nông được sắp theo thứ tự tăng dần Keo lai = Tràm trồng < Tràm tự nhiên (Hình 4.15). Kết quả nghiên cứu cho thấy hàm lượng COD rất lớn hơn so với hàm lượng BOD, cho thấy môi trường nước có chứa nhiều hợp chất hữu cơ khó phân hủy sinh học, các chất vô cơ đặc trưng của vùng nhiễm phèn như Al3+, Fe2+. Thêm vào đó, nghiên cứu cũng đã ghi nhận hàm lượng BOD và COD trong nước tại khu vực nghiên cứu cao hơn rất nhiều so với nghiên cứu trước đây của Bé và ctv. (2017); điều này cho thấy nhu cầu sử dụng oxy cho các hoạt động phân huỷ chất hữu cơ (thực bì và vật chất rơi rụng từ rừng) ngày càng nhiều. Thông qua giá trị BOD và COD cho thấy nước tại khu vực nghiên cứu có thể có tác động bất lợi đến thủy sinh vật, trong đó có cá tự nhiên. Tuy nhiên, khu vực nghiên cứu có các loài cá đặc trưng có thể sống trong môi có hàm lượng DO thấp nhờ có cơ quan

64

hô hấp phụ. COD và BOD thấp làm môi trường ô nhiễm tạo ra sản phẩm hữu cơ phân hủy cũng là thức ăn phổ biến cho cá ở đây.

Hình 4.15 Biến động hàm lượng DO và hữu cơ trong nước theo tầng phèn

Ghi chú: kí tự a, b, c và A, B, C trong cùng tầng phèn cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê ở độ tin cậy 95%.

Đối với N-NH4

+, hàm lượng N-NH₄⁺ được ghi nhận vượt giới hạn quy định của Bộ Tài nguyên và Môi trường (2015) khoảng 9 – 18 lần đối với thuỷ vực trên đất phèn nông và 4 – 8 lần đối với thuỷ vực thuộc đất phèn sâu. Xét về sự biến động theo tầng phèn của các mô hình, hàm lượng tại khu vực Tràm tự nhiên và Tràm trồng ở tầng phèn nông và phèn sâu không khác biệt có ý nghĩa thống kê (p > 0,05). Trong đó, hàm lượng N- NH₄⁺ trong các thủy vực phèn nông và phèn sâu ở mô hình Tràm tự nhiên và Tràm trồng dao động lần lượt là 2,25±0,61 mg/L và 2,43±0,63 mg/L, 5,43±7,28 mg/L và 1,34±1,13 + trong nước tại khu vực Tràm trồng biến động rất lớn có thể mg/L. Hàm lượng N-NH4 là do tác động của con người như bón phân, bón vôi cho khu vực canh tác. Thêm vào + tại khu vực phèn nông đó, mô hình Keo lai đã được tìm thấy hàm lượng N-NH4 (2,69±0,47 mg/L) cao hơn đáng kể (p < 0,05) so với khu vực phèn sâu (1,27±1,08 mg/L). Điều này tương tự như báo cáo trong nghiên cứu trước đây của Bé và ctv. (2017), khu + thấp hơn so với phèn nông. Tuy nhiên, hàm lượng này vực phèn sâu có nồng độ N-NH4 được đánh giá có xu hướng tăng hơn so với giai đoạn trước. Hơn nữa, phân tích One- way Anova đã ghi nhận sự khác biệt có ý nghĩa thống kế giữa mô hình Tràm tự nhiên + so với mô hình Tràm trồng và Keo lai (p < 0,05). Có thể nhận thấy, hàm lượng N -NH4 ở khu vực canh tác biến động nhiều hơn so với khu vực tự nhiên nơi ít có sự tác động

65

+ đều đã vượt ngưỡng

của con người. Ở tất cả các kiểu sử dụng đất, hàm lượng N-NH4 chịu đựng của các loài thủy sinh vật.

Hàm lượng N-NO₃ˉ trong nước tại khu vực Tràm tự nhiên ở tầng phèn nông (15,31±19,8 mg/L) cao hơn so với tầng phèn sâu (9,17±12,16 mg/L) (Hình 4.16); trong khi đó, hàm lượng N-NO₃ˉ trong nước tại khu vực Tràm trồng giữa hai tầng phèn không chênh lệch nhiều, với giá trị trung bình khoảng 12,2±14,12 mg/L đối với đất phèn nông và 9,98±12,96 mg/L đối với đất phèn sâu. Tuy nhiên, N-NO₃ˉ trong nước tại khu vực trồng Keo lai biến động rất lớn (phèn nông: 11,47±13,41 mg/L và phèn sâu: 15,43±19,24 mg/L). So với các kênh rạch tự nhiên, hàm lượng N-NO₃ˉ trong nước tại khu vực nghiên cứu rất cao, có thể là do quá trình khoáng hóa các hợp chất hữu cơ có chưa nitơ, hoặc do hoạt động canh tác của con người có sự dụng phân đạm. N-NO₃ˉ không gây hại cho thủy sinh vật, tuy nhiên, N-NO₃ˉ cùng với sự hiện diện của lân hòa tan có thể dẫn đến tình trạng tảo nở hoa, gây ô nhiễm môi trường nước, dẫn đến suy giảm đa dạng hệ sinh thái thủy vực.

Hình 4.16 Biến động giá trị dinh dưỡng trong nước theo tầng phèn

Ghi chú: (*) ghi nhận sự khác biệt giữa hai tầng phèn trong cùng mô hình. Kí tự A, B và C trong cùng tầng phèn sâu cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê ở độ tin cậy 95%.

Fe³⁺ và Al³⁺ là hai yếu tố quan trọng tại khu vực nghiên cứu (Hình 4.17). Nồng độ Fe³⁺ trong mô hình Tràm tự nhiên tại thuỷ vực phèn nông và phèn sâu có giá trị lần lượt là 8,37±2.2 mg/L và 7,08±1,49 mg/L. Đối với mô hình Tràm trồng và Keo lai, nồng độ được ghi nhận khoảng 111.21±194,66 mg/L và 30,92±15,22 mg/L đối với đất phèn nông; 12,24±12,72 mg/L và 5,19±6,27 mg/L đối với đất phèn sâu. Nồng độ Fe³⁺ trong mô hình Tràm tự nhiên thấp hơn so với mô hình Tràm trồng và Keo lai trên hai loại đất và đất phèn sâu thấp hơn so với đất phèn nông. Tuy nhiên, nghiên cứu chỉ ghi nhận sự khác biệt có ý nghĩa thống kê (p < 0,05) giữa hai tầng ở mô hình Keo lai và không ghi nhận sự khác biết có ý nghĩa thống kê nào trong cả giữa ba mô hình. Nguyên nhân có thể được cho là Fe³⁺ có khả năng bắt đầu kết tủa ở pH ≥ 3,5 (được gọi là mức độ lắng) (Học và Đại, 2005), có thể là một trong những lý do khiến Fe³⁺ trong nước thấp tại khu vực Tràm tự nhiên. Tuyên bố này phù hợp với kết quả đo pH trong các mô hình trên đất phèn nông. Ngoài ra, hàm lượng Fe3+ trong nước ở khu vực Tràm tự nhiên ít biến động hơn so với mô hình trồng Tràm và trồng Keo lai.

66

Cùng với Fe3+, nồng độ Al3+ cũng ghi nhận sự khác biệt có ý nghĩa thống kê giữa hai tầng phèn đối với mô hình Keo lai (p < 0,05). Cụ thể, nồng độ Al3+ được phát hiện khoảng 10,89±11,01 mg/L (phèn nông) và 0,27±0,33 mg/L (phèn sâu). Ở khu vực tầng phèn nông tại mô hình Tràm trồng (11.97±10.8 mg/L) và Keo lai (10,89±11,01 mg/L) cao hơn rất nhiều so với khu vực Tràm tự nhiên (2,93±1,21 mg/L). Trong khi, chỉ có Al3+ ở mô hình Tràm trồng (9,17±9,69 mg/L) cao hơn so với Tràm tự nhiên (2,42±0,66 mg/L) và Keo lai (0,27±0,33 mg/L) đối với đất phèn sâu. Tương tự với Fe³⁺, Al³⁺ có mức trầm lắng tại pH = 4,1 (Học và Đại, 2005), điều này có thể giải thích cho việc tăng đột ngột nồng độ Al³⁺ tại mô hình Keo lai và Tràm trồng trên đất phèn nông. So sánh nồng độ Fe3+ và Al3+ cho thấy rằng vùng nghiên cứu chủ yếu có độc tố từ sắt, bởi nồng độ Al3+ được ghi nhận thấp hơn đáng kể (Bé và ctv., 2017). Xu hướng nồng độ Fe3+ và Al3+ cao hơn đất kể trong đất phèn nông tại mô hình Tràm trồng và Keo lai có thể được giải thích bởi quá trình làm đất để trồng rừng đã tạo ra hiện tượng bốc phèn từ lớp đất phía dưới lên thành lớp đất mặt. Điều này đã cho thấy nguy cơ phóng thích độc chất từ việc lên liếp trong quá trình canh tác là rất cao (Thanh và ctv, 2020). Nhìn chung, kết quả nghiên cứu cho thấy việc trồng Keo lai và trồng Tràm đã làm cho Fe3+ và Al3+ xuất hiện với nồng độ rất cao trong môi trường nước. Điều này có thể gây độc cho hệ sinh thái thủy vực.

Tóm lại, chất lượng nước ở khu vực trồng Tràm và Keo lai đã ô nhiễm hưu cơ, dinh dưỡng và ion kim loại nặng. Các yếu tố này có thể tạo nên áp lực dẫn đến sự thay đổi của hệ sinh thái thủy vực vì hầu hết các chỉ tiêu chất lượng môi trường nước đều đã vượt ngưỡng giới hạn của chất lượng nước dùng để bảo tồn đời sống thủy sinh.

Hình 4.17 Biến động giá trị Fe³⁺ và Al³⁺ trong nước theo tầng phèn

Ghi chú: (*) ghi nhận sự khác biệt giữa hai tầng phèn trong cùng mô hình. Kí tự A, B và C trong cùng tầng phèn sâu cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê ở độ tin cậy 95%.

4.3.2 Biến động chất lượng nước theo mùa

Ở mô hình Tràm trồng và Keo lai, giá trị pH dao động từ 3,76±2,16 (mùa khô) – 3,72±1,76 (mùa mưa) và 4,9±2,57 (mùa khô) – 4,88±2,09 (mùa mưa). Bên cạnh đó, giá trị pH tại khu vực Tràm tự nhiên vào mùa khô và mùa mưa dao động lần lượt là

67

4,81±0,07 và 5,81±0,06 (Hình 4.18). Môi trường khu vực canh tác Lúa 2 vụ được thay đổi thường xuyên hơn nên giá trị pH luôn ở khoảng phèn ít đến trung tính (mùa khô: 7,35±0,22; mùa mưa: 7,2±0,1). Ngược lại ở mô hình Tràm tự nhiên, Tràm trồng, Keo lai giá trị pH thường có tính acid từ yếu đến mạnh. Thứ tự tăng dần của giá trị pH trong mùa khô ở các kiểu sử dụng đất là Tràm trồng = Tràm tự nhiên = Keo lai < lúa 2 vụ. Trong khi đó, giá trị pH trong nước vào mùa mưa ở các kiểu sử dụng đất theo thứ tự tăng dần Tràm trồng < Keo lai = Tràm tự nhiên < Lúa hai vụ. pH trong nước vào mùa khô được xác định ít có sự biến động ở khu vực Tràm tự nhiên và khu vực trồng Lúa hai vụ. Trong khi đó, pH trong nước ở các mô hình Tràm trồng và Keo lai có sự biến động nhiều hơn. Vào mùa mưa, giá trị pH có xu hướng thấp hơn mùa khô tại mô hình Tràm trồng và Keo lai; điều này đặc trưng bởi lượng mưa đã dẫn đến lưu lượng nước trong VQG tăng, khả năng hoà tan các chất ô nhiễm phóng thích từ đất liếp. Đồng thời sự hiện diện với mật độ cao của phiêu sinh thực vật cũng có thể dẫn đến việc tăng/giảm pH. Từ những phân tích trên chỉ ra rằng tác động của việc cải tạo đất để canh tác Tràm và Keo lai gây ra sự biến động giá trị pH rất lớn giữa hai mùa. Nhìn chung, pH nước có xu hướng thấp pH đất ở mô hình Tràm trồng và Keo lai, điều này cho thấy đất ở tầng phèn tiềm tàng được đưa lên mặt liếp trồng đã chuyển thành phèn hoạt động mạnh, theo quá trình rửa trôi, chảy tràn xuống thủy vực làm cho pH nước giảm mạnh. Vì thế, cần quản lý chặt chẽ qui hoạch cũng như quá trình sử dụng đất từ các mô hình này trước tiên, sau đó là công tác điều tiết nước để bảo vệ nguồn cá tự nhiên ở khu vực nghiên cứu.

Độ dẫn điện trong nước ở khu vực Tràm tự nhiên, Tràm trồng và Keo lai trong mùa mưa cao hơn đáng kể so với vào mùa khô (p < 0,05). Hình 4.18 cho thấy EC tại các mô hình dao động khoảng từ 1,05±0,13 – 1,81±0,16 μS/cm (Tràm tự nhiên), 2,84±0,72 – 26,58±10,5 μS/cm (Tràm trồng), 2,3±0,73 – 17,67±9,07 μS/cm (Keo lai) và 1,47±0,09 – 1,61±0,01 μS/cm (Lúa hai vụ). Độ dẫn điện trong nước ở khu vực trồng Tràm và Keo lai đặc biệt rất cao hơn so với các vị trí khác. Phân tích Anova cũng cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê giữa mô hình Keo lai và Tràm trồng so với các mô hình khác ở độ tin cậy 95%. Nguyên nhân chủ yếu là các chất hữu cơ vào mùa khô đã bị khoáng hóa và được rửa trôi vào nguồn nước vào mùa mưa. Bên cạnh đó, nước mưa có thể mang theo các ion có trong đất phèn vào nguồn nước làm cho độ dẫn điện gia tăng. Ở khu vực đất phèn, EC cao chủ yếu là do nồng độ H+, Fe3+ và Al3+.

Hình 4.18 Biến động giá trị pH và EC theo mùa

68

Ghi chú: (*) ghi nhận sự khác biệt giữa hai mùa trong cùng mô hình. Kí tự a, b, c và A, B, C trong cùng mùa cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê ở độ tin cậy 95%.

Hàm lượng DO trong nước vào mùa khô (2,4±0,81 mg/L) ở khu vực Tràm tự nhiên cao hơn so với mùa mưa (0,74±0,14 mg/L) và có nghĩa thống kê (p < 0,05). Bên cạnh đó, nghiên cứu cũng ghi nhận sự chênh lệch đáng kể giữa hai mùa trong mô hình Lúa 2 vụ (p < 0,05), với giá trị dao động khoảng 2,37±0,21 mg/L (mùa khô) và 3,33±0,15 mg/L (mùa mưa) (Hình 4.19). Mặt khác, DO trong nước ở mô hình Tràm trồng và Keo lai vào mùa mưa biến động rất lớn hơn so với mùa khô; tuy nhiên không tìm thấy sự khác biệt có ý nghĩa (p > 0,05). Nếu so sánh giữa các mô hình, nghiên cứu đã phát hiện sự khác biệt có ý nghĩa giữa mô hình Tràm tự nhiên so với các mô hình còn lại vào mùa mưa. Điều này phụ thuộc vào sự xáo trộn của thủy vực và sự hiện diện của chất hữu cơ trong môi trường nước. Ngoài ra, sự chênh lệch hàm lượng DO giữa hai mùa có thể là do các ảnh hưởng từ áp suất, độ mặn hay các quá trình quang hợp, hô hấp cũng góp phần làm thay đổi hàm lượng DO.

Hàm lượng BOD ở các mô hình nghiên cứu dao động rất lớn và mùa mưa cao hơn đáng kể so với mùa khô tại mô hình Tràm tự nhiên, Tràm trồng và Keo lai. Có sự khác biệt có ý nghĩa tại mô hình Lúa 2 vụ so với các mô hình còn lại. Thêm vào đó, hàm lượng COD cũng có sự thay đổi đáng kể giữa mùa mưa và mùa khô tại mô hình Tràm tự nhiên và Lúa 2 vụ; giữa mô hình Keo lai so với mô hình Tràm tự nhiên trong mùa mưa (p < 0,05) (Hình 4.19). Sự gia tăng COD được quan sát rõ rệt vào mùa mưa tại mô hình Tràm tự nhiên với giá trị khoảng 335,17±105,37 mg/L; trong khi mùa khô chỉ ghi nhận khoảng 105,58±26,83 mg/L. Sự gia tăng hàm lượng BOD và COD trong mùa mưa có thể là do sự tái lơ lửng của các chất hữu cơ từ trầm tích dưới tác động của dòng chảy và xáo trộn của nước mưa (Park et al., 2019). Thêm vào đó, nhiệt độ, ẩm độ cao và không bị ngập úng tạo điều kiện cho việc phân huỷ chất hữu cơ trong mô hình Keo lai và Tràm trồng. Mặt khác, các chất hữu cơ này dễ dàng bị rửa trôi xuống các thuỷ vực, đây có thể là yếu tố dẫn đến hàm lượng BOD trong nước cao tại mô hình trồng Keo lai và Tràm. So sánh với nghiên cứu trước đây cho thấy BOD có xu hướng tăng và COD giảm (Bé và ctv., 2017), nó chỉ ra rằng chất hữu cơ trong nước tại khu vực nghiên cứu dễ bị phân huỷ sinh học (Chi, 2001; Sremački et al., 2020). Ngoài ra, tỷ lệ BOD/COD được tính toán để xem xét mức độ phân huỷ sinh học và có thể được xem như một chỉ số đánh giá thời gian ô nhiễm. Kết quả cho thấy rằng giá trị dao động từ 0,07 - 0,33 vào mùa khô, trong khi giá trị này được báo cáo khoảng từ 0,17 – 0,44 vào mùa mưa. Nếu tỷ lệ này lớn hơn 0,5, nước có khả năng phân hủy sinh học khá và có thể được xử lý sinh học hiệu quả, giá trị từ 0,3 – 0,5 (nước phân hủy sinh học chậm), và < 0,3 (phân hủy sinh học sẽ không diễn ra) (Sremački et al., 2020). Do đó có thể thấy khả năng phân huỷ sinh học trong nước tại các khu vực trong nghiên cứu chậm, đặc biệt là vào mùa khô quá trình này có thể không diễn ra.

69

Hình 4.19 Biến động hàm lượng DO và hữu cơ trong nước theo mùa

Ghi chú: (*) ghi nhận sự khác biệt giữa hai mùa trong cùng mô hình. Kí tự a, b, c và A, B, C trong cùng

mùa cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê ở độ tin cậy 95%.

Hàm lượng N-NH₄⁺ và N-NO₃ˉ trong nước tại khu vực nghiên cứu có sự biến động theo mùa, trong đó N-NO₃ˉ có sự biến động tăng vào mùa mưa rõ ràng hơn và khác biệt có ý nghĩa ở tất cả các mô hình (Hình 4.20). Hàm lượng N-NH₄⁺ cũng cho thấy xu hướng cao vào mùa mưa và thấp hơn vào mùa khô; tuy nhiên sự khác biệt có ý nghĩa chỉ được xác định tại mô hình Lúa 2 vụ. Hàm lượng các chất dinh dưỡng tăng lên khi lượng mưa tăng lên. Điều này có thể là do sự tiếp nhận dòng chảy bề mặt của chất thải có chứa nhiều chất hữu cơ hòa tan và chất thải từ ruộng nông nghiệp giàu phân lân-nitơ. Thêm vào đó, tốc độ của quá trình nitrate hóa và khử nitrate hóa giảm khi nhiệt độ tăng. Do đó, trong mùa khô, N-NH₄⁺ và N-NO₃ˉ được loại bỏ hiệu quả hơn; làm giảm hàm lượng trong nước (Anteneh et al., 2018). Hơn nữa, hàm lượng N-NO₃ˉ trong thuỷ vực ở mô hình Keo lai (1,7±2,15 mg/L và 25,2±15,9 mg/L) và Tràm trồng (0,52±0,48 mg/L vào mùa khô và 21,66±11,23 mg/L vào mùa mưa) trong cả hai mùa đều thấp hơn so với trong mô hình Tràm tự nhiên (2,77±0,67 mg/L và 21,71±18,62 mg/L).

70

Hình 4.20 Biến động giá trị dinh dưỡng trong nước theo mùa

Ghi chú: (*) ghi nhận sự khác biệt giữa hai mùa trong cùng mô hình. Kí tự a, b, c trong cùng mùa khô cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê ở độ tin cậy 95%.

Nồng độ Fe³⁺ và Al³⁺ trong nước ở khu vực Tràm tự nhiên có sự khác biệt theo mùa (p < 0,05) và được ghi nhận thấp hơn trong mùa mưa. Trong khi sự chênh lệch nồng độ Fe³⁺ và Al³⁺ giữa hai mùa tại mô hình Tràm tự nhiên có thể được giải thích liên quan đến việc pha loãng của nước mưa. Lượng nước mưa khá cao (chiếm 90% lượng nước mưa trong năm) và làm loãng các độc tố làm cho nồng độ Fe³⁺ và Al³⁺ giảm rất nhiều vào mùa mưa. Thêm vào đó, mức độ chênh lệch này còn phụ thuộc vào hệ thống kênh rạch và quá trình điều tiết nước. Trong khi vào mùa khô do ảnh hưởng của việc bốc hơi nước và sự oxy hoá của lớp đất mặt, chính vì vậy cùng với lượng nước rửa trôi các chất độc có thể di chuyển vào nguồn ngước gây ô nhiễm nghiêm trọng. Ngược lại, nồng độ Fe³⁺ và Al³⁺ trong khu vực Tràm trồng và Tràm tự nhiên vào mùa khô có khuynh hướng cao hơn mùa mưa. Đối với mô hình Tràm trồng, nồng độ Fe³⁺ và Al³⁺ được tìm thấy lần lượt là 97,78±201,02 mg/L và 14,08±11,31 mg/L vào mùa khô, 25,67±12,4 mg/L và 7,07±7,74 mg/L vào mùa mưa. Song song đó, nồng độ Fe³⁺ và Al³⁺ trong mô hình Keo lai dao động khoảng 13,83±14,06 mg/L và 7,61±11,84 mg/L vào mùa khô và 22,28±19,89 mg/L và 3,55±5,79 mg/L vào mùa mưa. Do đất đã bị xáo trộn rất nhiều, nên khi lượng mưa lớn xảy ra hoặc đất bị ôxy hóa tái làm ướt, các kim loại độc hại được phóng thích sẽ được vận chuyển theo dòng chảy đến các kênh/rạch gần đó, điều này có thể làm giảm chất lượng nước (Michael, 2013). Nồng độ Fe³⁺ và Al³⁺ trong nước ở khu vực Tràm trồng và Keo lai cao hơn đáng kể so với các khu vực khác và có thể ảnh hưởng đến đời sống của thủy sinh vật. Điều này chứng minh rằng đã có sự hiện diện của quá trình hoà tan oxy hoá Fe và Al trong nước (Karananidi et al., 2022). Nhìn chung, tại khu vực có sự xáo trộn nhiều như khu vực Tràm trồng và Keo lai, hàm lượng Fe³⁺ và Al³⁺ trong môi trường nước luôn là vấn đề đáng quan tâm.

Sự xáo trộn tầng đất, hệ thống kênh rạch và yếu tố mùa tại các khu vực nói chung đã cho thấy một loạt các biến đổi lớn hơn trong mô hình Keo lai và Tràm trồng so với mô hình Tràm tự nhiên. Đặc biệt là giá trị pH, Fe³⁺ và Al³⁺ trong nước, việc lên liếp canh tác từ 2 – 3 năm sẽ dẫn đến sự gia tăng khoảng 2,7 ml H⁺/ ngày đối với liếp có chiều cao 1m thông qua lượng nước chảy tràn trên bề mặt liếp và rò rỉ vào hệ thống kênh/mương 71

trong mô hình canh tác. Nhìn chung, tính chất môi trường nước tại khu vực nghiên cứu có sự thay đổi theo mùa rõ rệt. Hàm lượng các chất trong môi trường nước vào mùa khô có khuynh hướng cao hơn so với mùa mưa, điều này có thể nhận định rằng môi trường nước vào mùa khô có khả năng ảnh hưởng nhiều đến đời sống thủy sinh tại khu vực nghiên cứu.

Hình 4.21 Biến động giá trị Fe³⁺ và Al³⁺ trong nước theo mùa

Ghi chú: (*) ghi nhận sự khác biệt giữa hai mùa trong cùng mô hình. Kí tự a, b, c và A, B, C trong cùng mùa cho thấy sự khác biệt có ý nghĩa thống kê ở độ tin cậy 95%.

4.3.3 Mối tương quan của các thông số chất lượng nước trong các mô hình

Bảng 4.10 thể hiện kết quả phân tích Pearson, cung cấp thông tin về các mối quan hệ tồn tại giữa các biến thủy hóa. Kết quả phân tích cho thấy giá trị pH có mối tương quan nghịch ở mức cao với các thông số N-NH₄⁺, Fe³⁺ và Al³⁺ trong mô hình Keo lai, hệ số tương quan lần lượt là r = -0,69, r = -0,79 và r = -0,58. Tuy nhiên, chỉ ghi nhận được mối tương quan nghịch của pH với Al³⁺ (r = -0,58) trong mô hình Tràm trồng. Điều này cho thấy rằng pH trong nước có thể bị ảnh hưởng bởi quá trình khuếch tán độ chua trong khu vực nghiên cứu. Trong khi đó, pH có mối tương quan cao với hầu hết các thông số còn lại trong mô hình Tràm tự nhiên (ngoại trừ N-NH₄⁺ và N-NO₃ˉ). Điều này chỉ ra rằng có ít các yếu tố tác động/nguồn ô nhiễm, giảm tính phức tạp của môi trường nước tại thuỷ vực trong mô hình Tràm tự nhiên. Ngược lại với pH, EC trong cả ba mô hình được tìm thấy có mối tương quan thuận với thông số BOD và N-NO₃ˉ. Ngoài ra, EC còn được tìm thấy có mối tương quan cao với N-NH₄⁺ mô hình Keo lai; COD và Al³⁺ trong mô hình Tràm tự nhiên. Mối tương quan ít hơn đối với mô hình Tràm tự nhiên có thể có liên quan đến tần suất tác động đến môi trường đất, quá trình tích luỹ thực bì và xác bã hữu cơ trong trầm tích thuỷ vực.

Tương tự với EC, BOD cho thấy mối tương quan thuận chặt chẽ với N-NO₃ˉ trong các mô hình, điều này phản ánh quá trình liên quan đến tích tụ các chất hữu cơ trong nước bởi BOD được xem là thông số phản ánh lượng các chất hữu cơ dễ bị phân hủy sinh học. Hơn nữa, BOD còn có mối tương quan nghịch với Al3+ trên mô hình Tràm tự nhiên (r = -0,81). Bởi pH thấp và sự gia tăng hàm lượng chất hữu cơ có thể thúc đẩy quá trình liên kết và tạo phức của Al (Al-OM); điều này dẫn đến hàm lượng Al trao đổi tăng,

72

chất hữu cơ giảm (Yliane et al., 2014). Mặt khác, không có mối tương quan có ý nghĩa của DO và COD với tất cả các thông số còn lại (p > 0,05) trong mô hình Keo lai. Trong khi trên mô hình Tràm trồng, DO được phân tích là có mối tương quan nghịch với BOD (r = - 0,43) và tương quan nghịch với cả BOD, COD, EC trong mô hình Tràm tự nhiên. Đúng như dự đoán thì DO thường có mối tương quan nghịch với BOD, bởi vi sinh vật sử dụng oxy trong nước để phân huỷ các chất hữu cơ nên khi hàm lượng các chất hữu cơ dễ bị phân hủy sinh học càng cao thì DO càng thấp và ngược lại (Chi, 2001; Kumar & Parakash, 2020). Bên cạnh đó, điều đáng quan tâm là DO được tìm thấy có mối tương quan thuận rất chặt chẽ với Al³⁺ trong mô hình Tràm tự nhiên (r = 0,95); ngược lại, COD cho thấy mối quan hệ nghịch với Al³⁺ (r = - 0,62). Điều này được giải thích tương tự với sự tương quan giữa BOD và Al³⁺ bởi một mối quan hệ tích cực giữa COD và BOD (r = 0,86) trong mô hình Tràm tự nhiên cũng đã được xác định. Mối tương quan của COD và BOD cho thấy sự hiện diện của các chất hữu cơ hoạt động sinh học; được trình bày trong nhiều nghiên cứu trước đây về chất lượng nước (Monica and Choi, 2016; Haldar et al., 2020; Giao, 2020).

Bảng 4.10 Mức độ tương quan giữa các thông số chất lượng nước tại các mô hình

Tràm tự nhiên BOD

COD

-

+ N-NO3

Fe³⁺

N-NH4

+ -

pH -0,84 0,94 0,97 0,84 -0,08 0,57 -0,66 -0,8

DO -0,67 -0,84 -0,65 -0,05 -0,47 0,55 0,95

EC 0,96 0,87 -0,11 0,68 -0,5 -0,65

-0,27 0,52 -0,55 -0,62

0,1 0,11 -0,13

-0,58 -0,36

0,36

DO EC BOD COD N-NH4 N-NO3 Fe³⁺ Al³⁺

0,86 0,02 0,68 -0,57 -0,81 Tràm trồng BOD

COD

-

+ N-NO3

Fe³⁺

N-NH4

+ -

pH -0,05 -0,23 0,06 -0,3 -0,28 -0,15 -0,24 -0,58

DO -0,2 -0,43 0,02 -0,31 -0,39 -0,34 0,24

EC 0,75 0,39 -0,22 0,71 -0,22 -0,05

0,24 0,13 0,48 0,44

-0,23 0,62 0,22

-0,19 -0,28

0,32

DO EC BOD COD N-NH4 N-NO3 Fe³⁺ Al³⁺

0,05 -0,16 0,8 -0,15 -0,39 Keo lai BOD

COD

-

+ N-NO3

Fe³⁺

N-NH4

+ -

pH 0,26 -0,27 0,14 0,05 -0,69 0,13 -0,79 -0,58

DO 0,05 0,1 -0,23 -0,28 0,12 -0,17 -0,01

EC 0,73 0,38 0,52 0,63 0,27 -0,02

0,08 0,43 0,76 0,12 -0,31

-0,03 0,18 -0,33 0,07

0,48 0,63 0,27

-0,05 -0,22

0,31

DO EC BOD COD N-NH4 N-NO3 Fe³⁺ Al³⁺

73

DO

EC

COD

Lúa 2 vụ BOD

N-NH4

Fe³⁺

+ N-NO3

+ -

pH -0,22 -0,17 -0,38 -0,56 -0,42 -0,49 0,50 -0,56

0,88 0,85 0,76 0,48 -0,50

0,97 0,96 0,40 -0,27

-1

0,81 0,73 0,88 0,96 0,95 0,68 -0,53

0,36 0,68 0,73 0,80 0,44 -0,16

0

- 0,46 -0,28

0,98 0,55 -0,42

DO EC BOD COD N-NH4 N-NO3 Fe³⁺ Al³⁺ Chú thích

-0,95 1

+

Kết quả phân tích cho thấy có mối tương quan tích cực giữa N-NO3

- với N-NH4

(r = 0,48) trên mô hình Keo lai; mối tương quan này cũng đã được báo cáo trong vùng - đã đất ngập nước tương tự. Mặt khác, trên mô hình Tràm tự nhiên, hàm lượng N-NO3 được phát hiện trong mối quan hệ tiêu cực với Fe3+ (r = -0,58); đây có thể được xem là kết quả của quá trình oxy hoá khử nitrite và Fe2+ trong vùng đất ngập nước, Fe2+ hòa tan phản ứng với nitrite, dẫn đến việc tạo ra các khoáng Fe3+(Chen et al., 2020). Mặc dù + có xu hướng ngược lại, không ghi nhận mối liên hệ với vậy, đối với thông số N-NH4 Fe3+ trên mô hình Tràm tự nhiên; mối tương quan chặt chẽ này lại được xác định trong mô hình Keo lai và Tràm trồng, với các hệ số là 0,63 và 0,62.

Từ kết quả phân tích trên cho thấy, phân tích tương quan Pearson đã chỉ ra những mối tương quan phù hợp với đặc điểm tại mỗi mô hình trong nghiên cứu. Mô hình Tràm tự nhiên cho thấy mối tương quan chặt chẽ với các thông số, tiếp đến là mô hình Tràm trồng và cuối cùng là mô hình Keo lai. Bên cạnh các ảnh hưởng từ việc thay đối mô hình đối với môi trường đất, nghiên cứu cũng đã ghi nhận những tác động đối mới môi trường nước. Chất lượng nước tại mô hình Tràm trồng, Keo lai và Lúa hai vụ bị tác động bởi nhiều nguồn điểm và không điểm so với mô hình Tràm tự nhiên; do chịu ảnh hưởng từ việc gia tăng sử dụng hoá chất nông nghiệp. Mặt khác, vấn đề điều tiết nước trong mô hình Tràm trồng và Keo lai cũng ảnh hưởng đáng kể đến chất lượng nước của hai mô hình này.

4.3.4 Đánh giá sự tương đồng chất lượng nước tại các mô hình

4.3.4.1 Đánh giá sự tương đồng của các mô hình theo tầng phèn

Kết quả nghiên cứu cho thấy chất lượng nước ở các mô hình canh tác được chia thành 3 nhóm. Nhóm I là khu vực Tràm tự nhiên, nhóm II gồm có khu vực Tràm trồng cấp tuổi < 5 và Keo lai cấp tuổi < 3, nhóm III là khu vực Tràm trồng cấp tuổi >5 và Keo lai cấp tuổi >3. Như vậy kết quả phân nhóm cho thấy chất lượng nước có sự khác biệt rõ giữa có sự tác động của con người và không có sự tác động; giữa thời gian canh tác (Hình 4.22). Trong khi đó, sự tương đồng của các yếu tố chất lượng đất khác nhau rõ ràng hơn (Hình 4.6) ở các mô hình theo tầng phèn, điều này cho thấy quản lý môi trường

74

nước phục vụ công tác bảo tồn đa dạng sinh học cũng như cá tự nhiên ở vùng nghiên cứu sẽ khó khăn hơn việc tập trung vào quản lý và qui hoạch sử dụng đất.

Hình 4.22 Sự tương đồng chất lượng nước của các mô hình trong tầng phèn nông

Tuy nhiên, chất lượng nước tổng thể ở các mô hình canh tác thuộc tầng phèn sâu (Hình 4.23) có sự phân hóa hơn so với chất lượng nước ở tầng phèn nông. Chất lượng nước được phân thành 4 nhóm. Nhóm I là khu vực Tràm tự nhiên, điều này cũng tương tự như ở tầng phèn nông. Nhóm II là khu vực Tràm trồng có cấp tuổi < 5. Nhóm III là mô hình trồng Keo lai ở cả hai cấp tuổi. Nhóm IV là mô hình Tràm trồng có cấp tuổi > 5. Như vậy, chất lượng nước ở mô hình Keo lai tương đồng nhau ở tầng phèn sâu, điều này ngược lại với kết quả ghi nhận ở tầng phèn nông. Điều này cho thấy chất lượng nước ở các mô hình canh tác có sự biến động do độ sâu tầng phèn. Chất lượng nước ở khu vực Tràm tự nhiên ít có sự biến động. Điều này chứng tỏ tác động của mô hình Tràm trồng và Keo lai đến chất lượng nước tại khu vực nghiên cứu. So với sự tương đồng chất lượng đất thì tính tương đồng chất lượng nước phân hóa nhiều hơn, điều này cho thấy ngay cả các mô hình sản xuất ở khu vực phèn sâu cũng cần ưu tiên đến công tác qui hoạch sử dụng đất cho mục đích bảo tồn cá và đa dạng sinh học ở vùng nghiên cứu.

75

Hình 4.23 Sự tương đồng chất lượng nước của các mô hình trong tầng phèn sâu

4.3.4.2 Đánh giá sự tương đồng của các mô hình theo mùa

Bốn nhóm chất lượng nước được thiết lập thông qua phân tích CA với khoảng cách liên kết nhỏ hơn 3, trong đó chất lượng nước có sự biến đổi giữa các mô hình khá rõ ràng đối với mùa mưa và mùa khô (Hình 4.24 và Hình 4.25). Vào mùa khô, Nhóm I gồm có khu vực Tràm tự nhiên và khu vực trồng Keo lai có cấp tuổi < 3. Nhóm II là khu vực trồng lúa 2 vụ. Nhóm III là khu vực trồng Tràm có cấp tuổi < 5. Nhóm IV bao gồm khu vực Tràm trồng có cấp tuổi > 5 và khu vực Keo lai có cấp tuổi > 3. Như vậy, chất lượng nước vào mùa khô tại khu vực nghiên cứu có sự thay đổi rất lớn, có thể là do hoạt động canh tác và sự cô đặc nồng độ các chất ô nhiễm do bốc, thoát hơi nước.

Hình 4.24 Sự tương đồng chất lượng nước của các mô hình vào mùa khô

Chất lượng nước vào mùa mưa tại các kiểu sử dụng đất cũng được chia thành 4 nhóm. Nhóm I gồm có khu vực Tràm trồng. Nhóm II là khu vực trồng lúa. Nhóm 3 bao 76

gồm khu vực trồng Keo lai ở hai cấp tuổi và Tràm với cấp tuổi < 5. Nhóm IV là khu vực trồng Tràm với cấp tuổi > 5. Kết quả nghiên cứu cho thấy mùa mưa có tác động lớn đến chất lượng nước, đã làm thay đổi tính chất nước ở khu vực Tràm tự nhiên, Tràm trồng và Keo lai. Nguyên nhân chính dẫn đến sự thay đổi chất lượng nước vào mùa mưa chủ yếu là do quá trình rửa trôi (chất hữu cơ, các độc tố có trong đất phèn, phân bón) và pha loãng (do thể tích nước tăng do ảnh hưởng của lượng mưa). Có thể kết luận rằng, chất lượng nước chịu tác động mạnh bởi mùa hơn là độ sâu tầng phèn. Yếu tố mùa dẫn đến sự biến đổi chất lượng nước cũng đã được báo cáo tại một số thuỷ vực tương tự (Giao, 2020). Thực tế quan sát thấy rằng sự thay đổi chất lượng nước của các mô hình được tìm thấy là do ảnh hưởng của sự xác trộn đất, tác động của lượng mưa và các dòng chảy tràn.

Hình 4.25 Sự tương đồng chất lượng nước của các mô hình vào mùa mưa

4.3.5 Xác định các yếu tố ảnh hưởng đến chất lượng nước

4.3.5.1 Các yếu tố ảnh hưởng chất lượng nước theo tầng phèn

Phân tích PCA được thực hiện để tìm ra các yếu tố ảnh hưởng đến chất lượng nước trong các thuỷ vực trên đất phèn nông (Hình 4.26) và phèn sâu (Hình 4.27). Phân tích dựa trên giá trị trung bình của 9 thông số đánh giá chất lượng nước trong đất phèn nông/phèn sâu và mùa mưa/mùa khô. Việc phân tích các yếu tố ảnh hưởng đến chất lượng nước tại khu vực nghiên cứu được thực hiện tương tự như phân tích các yếu tố ảnh hưởng đến chất lượng đất. Phân tích đã giải thích lần lượt khoảng 83,03% và 84,15% sự biến động đối với thuỷ vựa thuộc đất phèn nông và phèn sâu.

77

Hình 4.26 Các yếu tố ảnh hưởng đến chất lượng nước trong tầng phèn nông

Hình 4.27 Các yếu tố ảnh hưởng đến chất lượng nước trong tầng phèn sâu

Tại các thuỷ vực trên đất phèn nông, tất cả các thông số đã đóng góp vào sự biến động chất lượng ở ba thành phần đầu tiên. Trong đó, các thông số pH, BOD, N-NO³ˉ và Al³⁺ đã giải thích 35,35% sự biến động đối với PC1. Nguồn PC2 giải thích 21,47% sự biến động bởi các thông số DO, COD, N-NH₄⁺ và Fe³⁺. Trong khi đó, nguồn PC3 được giải thích bởi các thông số tương tự PC2; và có bổ sung thêm thông số EC. Cuối cùng, PC4 đã xác định nguồn gây biến động chất lượng nước tại thuỷ vực có liên quan đến thông số Al³⁺, giải thích khoảng 10,18% sự biến đổi. Sự biến động chất lượng nước của các thuỷ vực trên đất phèn nông bị ảnh hưởng chủ yếu bởi nguồn từ các dòng chảy mặt. Các nghiên cứu của Ahmed & Khan (2010) và Vuai et al. (2003) cũng phát hiện ra rằng nhôm (Al), sắt (Fe) là những thành phần chính trong dòng chảy đất phèn.

Đối với thuỷ vực thuộc đất phèn sâu, PC1, PC2 và PC3 là các yếu tố chính dẫn đến sự biến động chất lượng nước, giải thích được 75,12% sự biến động. Bên cạnh đó, COD và N-NH₄⁺ đã giải thích đáng kể sự biến động đối với nguồn PC4; do đó, PC này đã được giữ lại để giải thích sự biến động chất lượng nước trong thuỷ vực trên đất phèn sâu. Cụ thể, các thông số trong nghiên cứu đều được xác định có đóng góp vào việc giải 78

thích sự biến động chất lượng nước của PC1 (ngoại trừ DO và COD). Trong khi đó, PC3 và PC4 được giải thích sự biến động chủ yếu bởi các thông số hữu cơ và dinh dưỡng trong nước. Hai PC này có thể được dự đoán là nguồn từ các quá trình phân huỷ chất hữu cơ tại chỗ hoặc sự tác động của con người thông qua các hoạt động canh tác.

4.3.5.2 Các yếu tố ảnh hưởng chất lượng nước theo mùa

Vào mùa khô, PC1 và PC2 giải thích lần lượt khoảng 37,10% và 23,31% sự biến động chất lượng nước. Hai PC này có mối tương quan trung bình với tất cả các thông số chất lượng nước, ngoại trừ N-NO₃ˉ. Sự biến động chất lượng nước vào mùa khô của PC1 và PC2 có thể được xem là đặc tính chế độ thủy văn tại khu vực nghiên cứu. Sự tương quan thuận của EC, Al³⁺ và Fe³⁺ có thể giải thích được nhận định này bởi quá trình oxy hóa các vật liệu sinh phèn xảy ra. Sự tương quan ở mức trung bình đến cao của DO, BOD, COD và N-NO₃ˉ với PC3 đã cho thấy sự phân hủy các vật chất hữu cơ, vô cơ của khu vực nghiên cứu. Bên cạnh đó, sự tương quan của DO và N-NO₃ˉ đối với PC4 (0,44 và 0,77). Điều này có thể được xem là cách giải thích cho mối tương quan thuận của DO và N-NO₃ˉ trong việc giải thích sự biến động chất lượng nước của PC4.

Hình 4.28 Các yếu tố ảnh hưởng đến chất lượng nước vào mùa khô

Trong khi đó, vào mùa mưa các PCs đã giải thích được 77,50% sự biến động chất lượng nước. Có khoảng 35% sự thay đối chất lượng nước đã được giải thích bởi PC1 với sự đóng góp của các thông số như pH (-0,48), độ dẫn điện (0,49), BOD (-0,40), Al³⁺ (0,39) và Fe³⁺ (0,41). Sự tương quan cao của pH, EC, Al³⁺ và Fe³⁺ trong PC1 có thể đại diện cho đặc tính trong môi trường nước thuộc khu vực đất phèn nặng. Yếu tố này có thể được gây ra bởi lượng nước mưa và các nguồn nước bổ sung khác. Bởi tác động của nước mưa đến sự phóng thích độ chua, có nghĩa là các độc tố được hình thành bởi sự oxy hóa của đất vào mùa khô nhưng chưa phóng thích ra các kênh/mương nhiều nên vào mùa mưa, lượng nước mưa đã góp phần phóng thích độ chưa dẫn đến nồng độ pH giảm thấp (Nga và Thủy, 2012). Thêm vào đó, các ion hòa tan chủ yếu là hàm lượng 2-, Cl-, H+ trong môi trường nước phèn. PC2 đã được góp bởi DO (- Al3+, Fe2+, Fe3+, SO4

79

0,43), COD (0,68), Al³⁺ (0,41) và Fe³⁺ (-0,30), các thông số này đã giải thích 16,40% sự biến động chất lượng nước. Mối tương quan nghịch của COD và DO được đánh giá là phù hợp thông qua quá trình oxy hoá các hợp chất hữu cơ trong nước (Chi, 2001). Tại khu vực nghiên cứu, quá trình tiêu tốn oxy được ghi nhận thông qua việc sử dụng oxy để phân huỷ các chất hữu cơ sinh ra từ các vật rụng của rừng hay quá trình oxy hoá các vật liệu phóng thích từ đất phèn. Mặt khác, hệ số loading cho thấy sự tương quan thuận của N-NO₃ˉ đối với PC3 và PC4; điều này có thể được giải thích bởi bổ sung các chất có nguồn gốc nitơ vào trong nước. Sự đóng góp của COD, N-NH₄⁺ và N-NO₃ˉ trong PC3 và PC4 cũng đã cho thấy yếu tố con người đã tác động đến chất lượng môi trường nước; tuy nhiên, sự biến động được ghi nhận bởi yếu tố này có xu hướng thấp hơn so với mùa khô.

Qua phân tích PCA vào mùa mưa và mùa khô cho thấy chất lượng nước chịu tác động chủ yếu bởi các thông số pH, EC, Al³⁺ và Fe³⁺. Chất lượng nước tại khu vực nghiên cứu bị tác động chủ yếu bởi các quá trình tự nhiên giữa hai mùa, đặc biệt là tác động quá trình oxy hoá trong đất phèn. Bên cạnh đó, các hoạt động nông nghiệp (chủ yếu là việc bổ sung phân lân và đạm) cũng đã một phần tác động đến chất lượng nước nơi đây. Nhiều nghiên cứu trước đây cũng đã xác định rằng chất lượng nước tại khu vực đất ngập nước bị ảnh hưởng đáng kể do tiếp xúc với trầm tích, mùa, tốc độ tải thủy văn, loại đất ngập nước và việc sử dụng đất chủ yếu ở lưu vực xung quanh (Haidary et al., 2017). Trong đó, lượng mưa cũng được coi là có ảnh hưởng đến chất lượng nước (Cao et al., 2016; Nong et al., 2021; Wang et al., 2019; Zhao et al., 2018).

Hình 4.29 Các yếu tố ảnh hưởng đến chất lượng nước vào mùa mưa

4.3.6 Xác định thông số gây ra sự biến động chất lượng nước các mô hình

Kết quả phân tích khả năng phân biệt và hệ số phân biệt của các thông số trong sự biến động theo mùa (Bảng 4.11). Nếu xem xét dựa trên khả năng giải thích sự biến động theo tầng phèn và theo mùa của các thông số một cách có ý nghĩa thống kê, với mức ý nghĩa 5% (p < 0,05); kết quả chỉ ra rằng phân tích biệt số có hiệu quả. Dựa trên kết quả 80

DA, hàm phân biệt chất lượng nước giữa hai tầng phèn vào mùa khô và mùa mưa đã được đề xuất thành phương trình 4.5 và 4.6.

(4.5)

DFMùa khô = 0,08*pH + 0,66*EC – 5,01

DFMưa mưa = 1,07*pH + 0,10*EC – 0,57*DO – 0,004*COD – 0,46*N-NH₄⁺ – 3,73 (4.6)

Trong nghiên cứu hiện tại, các thông số pH và EC được tìm thấy là thông số quan trọng ảnh hưởng đến chất lượng nước giữa hai tầng phèn trong mùa khô. Điều này cũng đã được báo cáo trong nghiên cứu trước đây của Shrestha et al. (2008) rằng EC là thông số thường xuyên phân biệt chất lượng nước theo mùa tại khu vực Đồng bằng sông Cửu Long. Bên cạnh đó, phân tích đã ghi nhận thêm ba thông số phân biệt giữa hai tầng phèn vào mùa mưa, cụ thể là DO, COD và N-NH₄⁺. DO còn được xem là một trong các thông số quan trọng đối với sinh thái thủy sinh; do đó, khả năng phân biệt của DO giữa hai tầng phèn trong mùa mưa có thể ảnh hưởng tiêu cực hoặc tích cực đến chất lượng nước của khu vực nghiên cứu. Ngoài ra, các thông số BOD và N-NO₃ˉ không cho thấy khả năng phân biệt chất lượng nước giữa hai tầng phèn trong cả mùa mưa và mùa khô. Do đó, hai thông số này có thể được xem là vấn đề độc lập và tồn tại liên tục trong khu vực phèn nông và phèn sâu.

Bảng 4.11 Thông số gây ra sự biến động chất lượng nước giữa hai tầng phèn trong mùa khô và mưa

Khả năng phân biệt

Hệ số phân biệt

Thông số

DFs

Mùa khô

Mùa mưa

Mùa khô

Mùa mưa

Eigenvalue

0,96

pH

0,80

1,07

1,33

Relative Percentage

100

EC

0,66

0,10

100

Canonical Correlation

0,70

DO

-

-0,57

1

Wilks Lambda

0,5

BOD

-

-

0

Chi-Square

18,14

COD

-

-0,004

22

DF

2

-

-0,46

5

N-NH4

p-value

0,0001

0,001

+ -

-

-

-

-

N-NO3 Fe3+ Al3+

-

-

Constant

-5,01

-3,73

Ngoài ra, Bảng 4.12 cho thấy các giá trị Wilks’ Lambda của hàm DF trên đất phèn nông và phèn sâu có giá trị lần lượt là 0,02 (Sig. = 0,00 < 0,05) và 0,04 (Sig. = 0,00 < 0,05); các giá trị này cho thấy các hàm DFs đáng tin cậy trong việc cung cấp thứ tự các thông số chính ảnh hưởng đến chất lượng nước. Nói cách khác, các hệ số có giá trị tuyệt đối lớn tương ứng với các biến có khả năng phân biệt lớn hơn. Hơn nữa, kết quả phân tích có thể chỉ ra rằng phân tích CA là đáng tin cậy và chứng minh rằng có sự biến đối đáng kể theo thời gian.

81

Đối với đất phèn nông, bốn thông số đã được xác định là ý nghĩa trong sự phân biệt chất lượng hai mùa mưa và mùa khô; trong khi đó, phân tích đã ghi nhận ba thông số có ý nghĩa phân biệt chất lượng nước giữa hai mùa trong đất phèn sâu (Bảng 4.12). pH, EC, BOD và N-NH₄⁺ là các thông số phân biệt chính được ghi nhận trên đất phèn nông; trong khi, BOD, COD và Fe³⁺ có ý nghĩa phân biệt trên đất phèn sâu. Phân tích DA đã giúp xác định các thông số phân biệt tiêu biểu nhất trong toàn bộ tập dữ liệu với 100% chỉ định chính xác trong bất kỳ trường hợp phân loại ở đất phèn nông và đất phèn sâu. Việc giải thích sự biến động chất lượng nước chứng mình rằng BOD có thể là thông số chung gây ra sự biến động theo mùa của khu vực nghiên cứu. Hơn nữa, từ các thông số trên có thể thấy rằng chất lượng nước đã bị ảnh hưởng bởi tốc độ phân huỷ chất hữu cơ trong khu vực, điều kiện thời tiết giữa hai mùa, nguồn nước mưa. Ngoài ra, việc xây dựng các hệ thống đê điều cũng đã gây ra sự khác biệt lưu lượng nước giữa mùa mưa và mùa khô; gây ảnh hưởng đáng kể đến chất lượng nước.

Tóm lại, các thông số pH, EC, BOD, COD, N-NH₄⁺ và Fe³⁺ có giá trị quan trắc chênh lệch tương đối lớn giữa hai mùa; những thông số này có thể đã tạo thành các yếu tố dẫn đến cải thiện hoặc suy giảm chất lượng nước. N-NO₃ˉ không có chức năng phân biệt chất lượng nước giữa tầng phèn và giữa hai mùa.

Bảng 4.12 Thông số gây ra sự biến động chất lượng nước giữa hai mùa trong tầng phèn nông và sâu

Khả năng phân biệt

Hệ số phân biệt

DFs

Thông số

Phèn nông

Phèn sâu

Phèn nông

Phèn sâu

Eigenvalue

42,39

22,44

pH

0,48

-

Relative Percentage

100

EC

-0,09

-

100

Canonical Correlation

0,99

DO

-

-

1

Wilks’ Lambda

0,02

BOD

-0,25

0,19

0,04

Chi-Square

98,02

COD

-

0,01

84

DF

4

0,16

-

3

N-NH4

p-Value

0,00

+ -

-

-

0,00

-

0,10

N-NO3 Fe3+ Al3+

-

-

Constant

6,31

-7,80

4.4 Đánh giá đa dạng thành phần loài cá

4.4.1 Đa dạng thành phần loài tại khu vực nghiên cứu

Kết quả phân tích đa dạng thành phần các loài cá tại vùng đệm vườn quốc gia U Minh Hạ (Hình 4.30) cho thấy có tổng cộng 8 bộ cá đã được ghi nhận tại khu vực nghiên cứu, bao gồm Cá Thát Lát, Cá Da Trơn, Cá Vược, Lươn, Cá Chép, Cá Nhái, Cá Chép Răng Và Cá Trích. Các bộ có số loài và họ bằng nhau và kém đa dạng là bộ Thát Lát,

82

Lươn, Cá Nhái, Cá Chép Răng và Cá Trích. Bộ cá da trơn có 3 họ, 5 loài, cá chép có 1 họ, 10 loài. Bộ đa dạng về cả họ và loài là bộ cá vược với số lượng 9 họ và 13 loài được tìm thấy tại khu vực nghiên cứu.

Hình 4.30 Số lượng loài và họ cá trong các Bộ tại khu vực nghiên cứu

Tỷ lệ theo thành phần loài và họ theo bộ cá đ Hình 4.31a và Hình 3.31b. Loài Cá Thát Lát, Cá Trích, Cá Chép Răng, Cá Nhái và Lươn chiếm tỷ lệ thấp, khoảng 3% trên tổng số loài được tìm thấy. Trong khi đó, tỷ lệ thành phần loài Cá Da Trơn, Cá Chép, và Cá Vược chiếm tỷ lệ lần lượt là 15%, 30% và 40% (Hình 4.31a). Các họ Cá Chép, Lươn, Thát Lát chiếm tỷ lệ thấp nhất (5%). Các họ cá Nhái, Cá Chép Răng, Cá Trích cùng chiếm tỷ lệ 6%. Trong khi đó, các họ Cá Da Trơn, và Cá Vược chiếm tỷ lệ lần lượt là 17% và 50%. Kết quả nghiên cứu cho thấy Cá Chép, Cá Da Trơn và Cá Vược chiếm ưu thế và đa dạng cả về bộ, họ và loài tại khu vực nghiên cứu. Có thể các loài này thích nghi tốt với điều kiện môi trường nước tại khu vực nghiên cứu.

Hình 4.31 Tỷ lệ thành phần loài (a) và họ (b) theo Bộ cá tại khu vực nghiên cứu

83

Hình 4.32 trình bày sự đa dạng cá trong các kiểu sử dụng đất như Tràm tự nhiên, Tràm trồng, Keo lai và Lúa hai vụ. Kết quả nghiên cứu cho thấy cá ở khu vực Tràm tự nhiên kém đa dạng nhất, chỉ ghi nhận 5 loài, thuộc 4 họ và 2 bộ. Trong khi dó, mô hình Keo lai đã phát hiện được 22 loài thuộc 14 họ 8 bộ. Kế tiếp, khu vực Tràm trồng có độ đa dạng được ghi nhận cao hơn với 24 loài, 14 họ và 7 bộ. Cuối cùng, đa dạng thành phần loài cá được ghi nhận cao nhất trong mô hình canh tác Lúa 2 vụ. Kết quả nghiên cứu đã ghi nhận đa dạng cá có 6 bộ, 15 họ và 26 loài. Từ kết quả phân tích trên, mức độ đa dạng cá về số lượng được xếp theo thứ tự tăng dần Tràm tự nhiên < Lúa 2 vụ < Tràm trồng < Keo lai đối với bộ; trong khi đó số lượng họ cá xếp theo thứ tự tăng dần là Tràm tự nhiên < Tràm trồng = Keo lai < Lúa 2 vụ. Số loài xếp theo thứ tự tăng dần Tràm tự nhiên < Keo lai < Tràm trồng < Lúa 2 vụ (Hình 4.32). So sánh với nghiên cứu trước đây của Bé (2021), đa dạng thành phần loài cá có xu hướng tương tự, thành phần loài cá trong khu vực Tràm trồng cao hơn so với Keo lai.

Như vậy, kết quả nghiên cứu cho thấy ở các mô hình canh tác có sự tác động của con người, thành phần cá có phần đa dạng hơn khu vực Tràm tự nhiên. Điều này có thể giải thích do tần suất trao đổi nước, kênh mương thông thoáng tạo điều kiện thuận lợi cho sự di cư của cá.

Hình 4.32 Đa dạng thành phần loài trong các mô hình tại khu vực nghiên cứu

4.4.2 Đa dạng thành phần loài theo tầng phèn

Kết quả ở Bảng 4.13 cho thấy cá ở khu vực phèn sâu đa dạng hơn ở khu vực phèn nông. Ở khu vực phèn nông chỉ phát hiện 5 loài trong khi ở khu vực phèn sâu phát hiện 25 loài.

84

Bảng 4.13 Đa dạng thành phần loài theo tầng phèn tại hai mô hình Tràm trồng và Keo lai

STT Tên khoa học

Tên địa phương

Phèn nông Phèn sâu

OSTEOGLOSSIFORMES

BỘ THÁT LÁT

Notopteridae

Họ thát lát

1

Notopterus notopterus

Cá thát lát

x

SILURIFORMES

BỘ CÁ DA TRƠN

Clariidae

Họ cá trê

2

Clariidae macrocephalus

Cá trê vàng

x

PERCIFORMES

BỘ CÁ VƯỢC

Gobiidae

Họ cá Bống Trắng

3

Brachygobius sabanus

Cá bống mắt tre

x

Eleotridae

Họ cá bống đen

4

Oxyeleotris marmorata

Cá bống tượng

x

Apogonidae

Họ cá sơn

5

Parambassis wolffii

Cá sơn bầu

x

Anabantidae

Họ cá rô đồng

6

Anabas testudineus

Cá rô đồng

x

x

Nandidae

Họ cá rô biển

7

Pristolepis fasciata

Cá rô biển

x

Channidae

Họ cá lóc

8

Channa lucius

Cá dầy

x

9

Chana striata

Cá lóc

x

Osphronemidae

Họ cá tai tượng

10

Trichopsis vittata

Cá bãi chầu

x

x

11

Trichogaster microlepis

Cá Sặc điệp

x

12

Trichogaster trichopterus

Cá sặc bướm

x

13

Betta taeniata

Cá lia thia

x

x

SYNBRANCHIFORMES

BỘ LƯƠN

Synbranchidae

Họ lươn

14

Monopterus albus

Lươn

x

CYPRINIFORMES

BỘ CÁ CHÉP

Cyprinidae

Họ cá chép

15

Parachela siamensis

Cá lành canh xiêm

x

85

STT Tên khoa học

Tên địa phương

Phèn nông Phèn sâu

Puntius brevis

Cá rầm

x

16

Hampala macrolepidota

Cá ngựa sông

x

17

Puntius orphoides

Cá đỏ mang

x

18

Rasbora urophthalmoides

Cá lòng tong đỏ

x

19

Rasbora aurotaenia

Cá lòng tong đuôi vàng

x

20

Luciosoma bleekeri

Cá lòng tong mương

x

21

Rasbora paviana

Cá lòng tong

x

22

BELONIFROMES

BỘ CÁ NHÁI

Hemiramphidae

Họ cá lìm kìm

23

Dermogenys pusilla

Cá lìm kìm

x

CYPRINODONTIFORMES BỘ CÁ CHÉP RĂNG

Aplocheilidae

Họ cá bạc đầu

24

Aplocheilus

Cá bạc đầu

x

x

CLUPEIFORMES

BỘ CÁ TRÍCH

Clupeidae

Họ cá Trích

25

Corica soborna

Cá cơm sông

x

x

5

25

Tổng

Bảng 4.14 cho thấy ở tầng phèn nông chỉ xuất hiện bộ Cá Vược ở cả hai mô hình Tràm trồng và Keo lai. Chỉ có 1 bộ cá Chép Răng xuất hiện ở mô hình Tràm trồng ở tầng phèn nông. Ở tầng phèn sâu, thành phần loài cá phân theo bộ đa dạng hơn nhiều so với tầng phèn nông. Tất các bộ cá (trừ bộ Cá Da Trơn) đều xuất hiện ở mô hình Tràm trồng với bộ cá ưu thế cao là Cá Vược và Cá Chép chiếm các tỷ lệ lần lượt là 47,83 và 30,43%; trong khi các bộ cá khác chiếm đồng tỷ lệ 4,35%. Tương tự như vậy, cá ở mô hình trồng Keo lai thuộc khu vực phèn sâu cũng đa dạng hơn ở khu vực tầng phèn nông; tất cả các bộ cá đều xuất hiện ngoại trừ bộ cá Trích. Bộ cá đa dạng và ưu thế vẫn là Cá Vược và Cá Chép.

Như vậy, có thể thấy rằng bộ cá ở khu vực phèn nông của cả hai mô hình canh tác Tràm trồng và Keo lai kém đa dạng hơn rất nhiều so với khu vực phèn sâu. Trong đó, hai bộ Cá Vược và Cá Chép luôn chiếm ưu thế. Nguyên nhân có thể là do Cá Vược và Cá Chép có đặc tính thích nghi tốt trong điều kiện môi trường tại khu vực nghiên cứu.

86

Bảng 4.14 So sánh thành phần loài theo bộ tại mô hình Tràm trồng và Keo lai trong hai tầng phèn

Phèn nông

Phèn sâu

Tràm trồng

Keo lai

Tràm trồng

Keo lai

STT

Bộ

Số loài %

Số loài %

Số loài %

Số loài %

1

Thát Lát

-

-

-

-

1

4,35

1

4,35

2

Da Trơn

-

-

-

-

-

-

1

4,35

3

Cá Vược

75

100

11

47,83

10

43,48

3

2

4

Lươn

-

-

-

-

1

4,35

1

4,35

5

Cá Chép

-

-

-

-

7

30,43

8

34,78

6

Cá Nhái

-

-

-

-

1

4,35

1

4,35

7

1

-

-

1

4,35

1

4,35

Cá Chép Răng

25

8

Cá Trích

-

-

-

-

1

4,35

-

-

Đa dạng theo họ và loài cá giữa tầng phèn nông và phèn sâu ở hai kiểu sử dụng đất là Tràm trồng và Keo lai được trình bày trong Hình 4.33. Cũng giống như bộ, số lượng họ của cá ở khu vực phèn sâu trong cả hai mô hình Tràm trồng và Keo lai đều lớn hơn ở khu vực phèn nông.

Ở cả hai mô hình, số họ cá ghi nhận bằng nhau ở khu vực phèn sâu (14 họ); trong khi số lượng 4 họ và 2 họ lần lượt được ghi nhận ở mô hình Tràm trồng và Keo lai tại khu vực phèn nông. Tương tự vậy, số loài cá ở khu vực phèn sâu ở mô hình Tràm trồng và Keo lai có số lượng bằng nhau (23 loài) và cao hơn rất nhiều so với loài cá ở khu vực phèn nông ở cả hai mô hình. Cụ thể trong mô hình Tràm trồng đã tìm thấy sự hiện diện của 4 loài và 2 loài trong mô hình Keo lai. Các loài thường xuyên được ghi nhận tại khu vực phèn sâu của mô hình Tràm trồng và Keo lai bao gồm Cá Bãi Chầu, Cá Sặc Bướm, Cá Lìm kìm và Cá Lòng tong đỏ. Kết quả nghiên cứu cho thấy ở các bậc phân loại bộ, họ, loài của cá ở tầng phèn sâu luôn đa dạng hơn so với tầng phèn nông ở cả 2 mô hình canh tác Tràm trồng và Keo lai. Kết quả này được ghi nhận ngược lại so với nghiên cứu trước đây của Bé (2021), nghiên cứu đã báo cáo rằng thành phần loài trên đất phèn nông cao hơn so với đất phèn sâu.

Tóm lại thành phần và số lượng loài cá theo từng mô hình phân bố không đều và có sự chênh lệch khá cao giữa đất phèn nông và phèn sâu trên cả hai mô hình Tràm trồng và Keo lai.

87

Hình 4.33 Biến động thành phần loài theo tầng phèn giữa hai mô hình Tràm trồng và Keo lai

4.4.3 Đa dạng thành phần loài theo mùa

Bảng 4.15 trình bày đa dạng thành phần loài cá trong mô hình trồng Tràm và Keo lai theo mùa. Kết quả nghiên cứu cho thấy số bộ cá vào mùa mưa có khuynh hướng giảm so với mùa khô. Bộ Cá Nhái, Cá Chép Rang và Cá Trích không xuất hiện vào mùa mưa. Các loài cá như Cá Lòng Tong, Cá Lòng Tong Mương (thuộc bộ Cá Chép), Cá Bạc Đầu (thuộc bộ Cá Chép Răng), Cá Cơm sông (thuộc bộ Cá Trích) không được tìm thấy vào mùa mưa. Như vậy, vào mùa khô 8 bộ, 25 loài cá được tìm thấy trong khi đó chỉ có 6 bộ, 21 loài cá được tìm thấy vào mùa mưa. Như đã trình bày ở phần trước, vào mùa mưa nhiều vật chất hữu cơ và các chất vô cơ theo nước mưa đi vào thủy vực, có thể tác động đến sự xuất hiện và biến mất của một số loài cá.

Bảng 4.15 Đa dạng thành phần loài theo mùa tại hai mô hình Tràm trồng và Keo lai

STT Tên khoa học

Tên địa phương

Mùa mưa Mùa khô

OSTEOGLOSSIFORMES

BỘ THÁT LÁT

Notopteridae

Họ thát lát

1

Notopterus notopterus

Cá thát lát

x

x

SILURIFORMES

BỘ CÁ DA TRƠN

Clariidae

Họ cá trê

2

Clariidae macrocephalus

Cá trê vàng

x

x

PERCIFORMES

BỘ CÁ VƯỢC

Gobiidae

Họ cá Bống Trắng

3

Brachygobius sabanus

Cá bống mắt tre

x

x

Eleotridae

Họ cá bống đen

88

STT Tên khoa học

Tên địa phương

Mùa mưa Mùa khô

Oxyeleotris marmorata

Cá bống tượng

4

x

x

Apogonidae

Họ cá sơn

Parambassis wolffii

Cá sơn bầu

5

x

x

Anabantidae

Họ cá rô đồng

Anabas testudineus

Cá rô đồng

6

x

x

Nandidae

Họ cá rô biển

Pristolepis fasciata

Cá rô biển

7

x

x

Channidae

Họ cá lóc

Channa lucius

Cá dầy

8

x

x

Chana striata

Cá lóc

9

x

x

Osphronemidae

Họ cá tai tượng

Trichopsis vittata

Cá bãi chầu

10

x

x

Trichogaster microlepis

Cá Sặc điệp

11

x

x

Trichogaster trichopterus

Cá sặc bướm

12

x

x

Betta taeniata

Cá lia thia

13

x

x

SYNBRANCHIFORMES

BỘ LƯƠN

Synbranchidae

Họ lươn

14

Monopterus albus

Lươn

x

x

CYPRINIFORMES

BỘ CÁ CHÉP

Cyprinidae

Họ cá chép

Parachela siamensis

Cá lành canh xiêm

15

x

x

Puntius brevis

Cá rầm

16

x

x

Hampala macrolepidota

Cá ngựa sông

17

x

x

Puntius orphoides

Cá đỏ mang

18

x

x

Rasbora urophthalmoides

Cá lòng tong đỏ

19

x

x

Rasbora aurotaenia

Cá lòng tong đuôi vàng

20

x

x

Luciosoma bleekeri

Cá lòng tong mương

21

x

Rasbora paviana

Cá lòng tong

22

x

BELONIFROMES

BỘ CÁ NHÁI

Hemiramphidae

Họ cá lìm kìm

23

Dermogenys pusilla

Cá lìm kìm

x

x

CYPRINODONTIFORMES BỘ CÁ CHÉP RĂNG

Aplocheilidae

Họ cá bạc đầu

24

Aplocheilus

Cá bạc đầu

x

CLUPEIFORMES

BỘ CÁ TRÍCH

89

STT Tên khoa học

Tên địa phương

Mùa mưa Mùa khô

Clupeidae

Họ cá Trích

25

Corica soborna

Cá cơm sông

x

21

25

Tổng

Sự khác nhau về thành phần loài theo bộ ở kiểu sử dụng đất Tràm trồng và Keo lai được thể hiện trong Bảng 4.16. Tại mô hình Tràm trồng, số lượng loài cá vào mùa mưa và mùa khô có sự biến động rất lớn. Cụ thể, vào mùa khô 6 bộ cá hiện diện trong khu vực Tràm trồng (bộ cá Da Trơn và Lươn không được tìm thấy); trong khi đó chỉ có bộ Cá Vược, Lươn và Cá Chép xuất hiện ở các thủy vực Tràm trồng vào mùa mưa. Số lượng loài trong các Bộ Cá Vược và Cá Chép ở các thủy vực Tràm trồng vào mùa mưa cũng giảm đi nhiều so với số loài cá ở khu vực Tràm trồng vào mùa khô (Bảng 4.16 và Hình 4.34). Vào mùa khô, số bộ cá ở các thủy vực trồng Keo lai cũng phong phú hơn so với các thủy vực trong khu vực trồng Tràm. Tuy nhiên, số loài cá vược và cá chép có khuynh hướng thấp hơn ở khu vực trồng Keo lai.

Bảng 4.16 So sánh thành phần loài theo bộ tại mô hình Tràm trồng và Keo lai theo mùa

Mùa khô

Mùa mưa

Tràm trồng

Keo lai

Tràm trồng

Keo lai

STT

Bộ

Số loài %

Số loài %

Số loài %

Số loài %

1

Thát Lát

1

4,55

1

4,76

-

-

1

5,88

2

Da Trơn

-

-

1

4,76

-

-

-

-

3

Cá Vược

11

50,00

9

42,86

9

60,00

9

52,94

4

Lươn

-

-

1

4,76

1

6,67

1

5,88

5

Cá Chép

7

31,82

6

28,57

5

33,33

5

29,41

6

Cá Nhái

1

4,55

1

4,76

-

-

1

5,88

7

Cá Chép Răng

1

4,55

1

4,76

-

-

-

-

8

Cá Trích

1

4,55

1

4,76

-

-

-

-

Đối với mô hình trồng Keo lai, số bộ và loài cá cũng có sự biến động theo mùa rõ rệt (Bảng 4.16). Tám bộ cá hiện diện đầy đủ ở các thủy vực trồng Keo lai vào mùa khô; trong khi chỉ có 5 bộ cá hiện diện vào mùa mưa ở các thủy vực khu vực trồng Keo lai. Số loài Cá Vược và Cá Chép vẫn là loài chiếm ưu thế và không có sự chênh lệnh nhiều giữa hai mùa ở các thủy vực trồng Keo lai. Vào mùa mưa, số bộ và loài cá ở các thủy vực khu vực trồng Keo lai đa dạng hơn so với khu vực trồng Tràm (Bảng 4.16 và Hình 4.34).

Như vậy kết quả nghiên cứu cho thấy, đa dạng cá có sự khác biệt rất rõ rệt trong đó thành phần loài cá vào mùa khô đa dạng hơn so với mùa mưa và ở khu vực trồng Keo lai đa dạng hơn so với khu vực trồng Tràm.

90

Hình 4.34 Biến động thành phần loài theo mùa ở mô hình Tràm trồng và Keo lai

4.4.4 Đa dạng thành phần loài theo cấp tuổi ở các mô hình

Kết quả khảo sát cho thấy thành phần loài cá phong phú ở các mô hình trên đất phèn sâu (Bảng 4.17) dao động từ 5 – 21 loài và có sự gia tăng về số lượng loài cũng như số cá thể vào mùa khô. Điểm hình là mô hình Keo lai > 3 tuổi trên đất phèn sâu (mùa mưa: 5 loài, mùa khô: 13 loài), Tràm < 5 tuổi (mùa mưa: 12 loài, mùa khô: 21 loài), Keo lai < 3 tuổi (mùa mưa: 16 loài, mùa khô: 12 loài) trên đất phèn sâu. Mô hình Tràm tự nhiên trên đất phèn sâu có 5 loài trong mùa mưa; song song đó, mô hình Tràm > 5 tuổi có cùng số lượng 5 loài trong hai mùa. Ngược lại, thành phần loài cá rất kém đa dạng ở các mô hình trên đất phèn nông với số lượng từ 0 – 2 loài và có sự suy giảm vào mùa khô. Cụ thể có 2 mô hình (Tràm < 5 tuổi PN, Keo lai < 3 tuổi PN) trong mùa mưa và 3 mô hình (Tràm > 5 tuổi PN, Keo lai < 3 tuổi PN, Keo lai < 3 tuổi PN) trong mùa khô không có sự xuất hiện của các loài cá. Các mô hình có cùng số lượng 2 loài gồm Tràm > 5 tuổi PN, Keo lai < 3 tuổi PN, Tràm tự nhiên PN trong mùa mưa và Tràm < 5 tuổi PN mùa khô. Các loài cá xuất hiện trên biểu loại đất này đều thuộc nhóm cá đen như cá Bãi Chầu, Lia Thia, Bạc Đầu và Rô Đồng do đặc điểm sinh thái chịu được môi trường nghèo oxy nhờ có cơ quan hô hấp phụ, thức ăn trong tự nhiên đa dạng như phiêu sinh động vật, côn trùng, giáp xác, trùng chỉ,…

Trong 12 họ và 6 bộ đợt mùa mưa có 6 loài xuất hiện trên 1 mô hình. Trong đó, có cùng số lượng 2 loài gồm mô hình Keo lai < 3 tuổi PS (Thát Lát, Sơn Bầu) và Tràm trồng > 5 tuổi PS (Thia Lia, Lòng Tong Đỏ); có cùng số lượng 1 loài gồm mô hình Tràm tự nhiên > 10 tuổi PS (cá Trê Vàng) và Keo lai > 3 tuổi PS (cá Bống Mắt Tre). Có 1 loài xuất hiện trên 7 mô hình là cá Bãi Trầu. Trong 14 họ, 8 bộ đợt mùa khô có 7 loài xuất hiện trên 1 mô hình. Trong đó, có 3 loài xuất hiện trên mô hình Tràm trồng > 5 tuổi PS (Lòng Long Đuôi Vàng, Bống Tượng, Lành Canh Xiêm), 2 loài ở mô hình Keo lai < 3

91

tuổi PS (cá Trê Vàng, Lươn), có cùng số lượng 1 loài ở các mô hình Tràm > 5 tuổi PN (cá Lia Thia), Keo lai > 3 tuổi PS (cá Ngựa Sông). Có 3 loài xuất hiện trên 4 mô hình gồm cá Bãi Chầu, Lìm Kìm, Cơm Sông. Nhìn chung phần lớn các loài cá kinh tế chỉ xuất hiện từ một đến hai mô hình thuộc khu vực PS với cây trồng có thời gian trồng ngắn như: cá Lóc, cá Dày, cá Thát Lát (mô hình Tràm < 5 tuổi PS, Keo lai < 3 tuổi PS), Lươn và cá Trê Vàng (Keo lai < 3 tuổi PS, Tràm < 5 tuổi PS). Tóm lại thành phần và số lượng loài cá theo từng mô hình phân bố không đều và có sự chênh lệch khá cao giữa các cấp tuổi khác nhau.

Bảng 4.17 Thành phần các loài cá theo Bộ, Họ, Loài trong các mô hình theo cấp tuổi

Mô hình

Tràm > 5 PN Tràm < 5 PN Tràm > 5 PS Tràm < 5 PS Keo lai > 3 PN Keo lai < 3 PN Keo lai > 3 PS Keo lai < 3 PS Tràm tự nhiên PN Tràm tự nhiên PS

Mùa mưa Họ 2 0 4 7 2 0 4 10 1 4

Bộ 1 0 2 3 1 0 3 5 1 1

Loài 2 0 5 12 2 0 5 16 2 5

Mùa khô Họ 0 1 4 12 0 0 7 9 - -

Loài 0 2 5 21 0 0 13 12 - -

Bộ 0 1 4 6 0 0 5 6 - -

4.5 Phân tích mối liên hệ giữa chất lượng môi trường đất, nước và đa dạng cá tại các mô hình

4.5.1 Mối liên hệ giữa chất lượng đất và nước

Nghiên cứu đã tiến hành phân tích Pearson nhằm đánh giá mối quan hệ giữa chất lượng đất và chất lượng nước tại các mô hình trong nghiên cứu. Tương quan thuận có nghĩa là giữa hai biến tăng hoặc giảm cùng nhau và tương quan nghịch là khi một biến tăng thì biến còn lại giảm (Gazzaz et al., 2012). Ma trận tương quan của 9 thông số chất lượng nước và 6 thông số chất lượng đất đã được thể hiện trong Bảng 4.18, Bảng 4.19 và Bảng 4.20.

Bảng 4.18 trình bày ma trận tương quan của các thông số chất lượng đất và nước trong mô hình Tràm tự nhiên. Kết quả phân tích tương quan cho thấy hầu hết các thông số môi trường đất và nước có mối liên hệ chặt chẽ với nhau. Tuy nhiên, nghiên cứu đã không tìm thấy mối tương quan giữa giá trị pH, chất hữu cơ và TP trong đất đối với các thông số đánh giá chất lượng nước (p > 0,05). Tỷ trọng đất có tương quan khá và tương quan thuận với pH, EC, BOD, COD với các hệ số tương quan lần lượt là 0,79; 0,80; 0,78; 0,78; 0,85 (Bảng 4.18). Tỷ trọng đất có tương quan nghịch ở mức khá với DO (- 0,65) và Al3+ (-0,66) trong nước. Tỷ trọng có liên quan mật thiết với chất hữu cơ, thành phần lý, hóa học của đất nên có tương quan khá với đồng thời nhiều chỉ tiêu trong đất và trong nước. Kết quả phân tích cho thấy ẩm độ có tương quan từ khá đến tốt với pH (-0,77), EC (-0,65), DO (0,90), BOD (-0,79), Fe³⁺ (0,53), Al³⁺ (0,89) (Bảng 4.18). TN 92

có tương quan thuận khá với pH (0,70), EC (0,66), và BOD (0,63), và tương quan nghịch khá với Fe³⁺ (0,60). Kết quả nghiên cứu này cho thấy đặc tính của đất tại khu vực Tràm tự nhiên có tương quan và ảnh hưởng đánh kể đến chất lượng môi trường nước.

Bảng 4.18 Hệ số tương quan giữa chất lượng đất và nước tại mô hình Tràm tự nhiên

Thông số chất lượng nước

Tương quan

pH

EC

DO

BOD COD N-NH₄⁺ N-NO₃ˉ

Fe³⁺

Al³⁺

pH

0,32

0,30

-0,44

0,32

0,36

-0,55

0,35

-0,26

-0,33

Tỷ trọng

0,79

0,80

-0,65

0,78

0,85

-0,42

0,24

-0,27

-0,66

Ẩm độ

-0,77

-0,65

0,90

-0,79

-0,56

-0,10

-0,59

0,53

0,89

CHC

-0,14

-0,14

0,43

-0,23

-0,26

-0,16

-0,05

0,33

0,44

Thông số chất lượng đất

TN

0,70

0,66

-0,40

0,63

0,54

0,43

-0,60

-0,43

0,21

TP

0,03

0,09

-0,29

0,13

0,09

0,40

0,02

-0,20

-0,38

Kết quả phân tích cho thấy mối tương quan có ý nghĩa của các thông số đánh giá được ghi nhận ở mô hình Tràm trồng nhiều hơn so với mô hình Tràm tự nhiên (p < 0,05). Tuy nhiên, tương tự ở mô hình Tràm tự nhiên, pH và tổng lân không có tương quan có ý nghĩa đối với các thông số chất lượng nước ở mô hình Tràm trồng (p > 0,05). Các thông số còn lại có tương quan có ý nghĩa với các thông số nước (p < 0,05). Cụ thể là, tỷ trọng của đất cũng rất có ảnh hưởng đến chất lượng nước thông quan mối tương quan thuận khá đến cao với EC (0,77), BOD (0,94), và N-NO₃ˉ (0,75). Trong khi đó, tỷ trọng đất có tương quan nghịch yếu đối với DO (-0,44). Như vậy tỷ trọng đất có ảnh hưởng đến độ dẫn điện, chất hữu cơ, và quá trình chuyển hóa đạm trong nước. Ẩm độ, chất hữu cơ và tổng đạm trong đất có ảnh hưởng ít hơn đối với chất lượng nước so với tỷ trọng. Ẩm độ có tương quan yếu với Fe3+ trong nước. Chất hữu cơ trong đất có tương quan nghịch yếu với pH (-0,44) của nước (Bảng 4.19). Hoạt động của các vi sinh vật phân hủy chất hữu cơ trong đất có thể ảnh hưởng đến pH của nước. Mối tương quan của môi trường đất với chất lượng nước ở khu vực Tràm tự nhiên nhiều hơn so với khu vực Tràm trồng. Điều này cũng cho biết việc lên liếp trồng Tràm dẫn đến sự biến động rất khó dự báo về mối quan hệ của môi trường đất và nước do tác động của con người.

Bảng 4.19 Hệ số tương quan giữa chất lượng đất và nước tại mô hình Tràm trồng

Thông số chất lượng nước

Tương quan

pH

EC

DO

BOD COD N-NH₄⁺

Fe³⁺ Al³⁺

Thông số chất lượng đất

pH Tỷ trọng Ẩm độ CHC TN TP

-0,05 0,38 0,77 0,09 -0,12 -0,15 -0,45 0,16 0,16 0,01 -0,04 -0,06

0,12 -0,44 -0,26 0,05 -0,37 0,13

0,09 0,94 -0,32 -0,10 0,45 0,26

-0,23 -0,03 0,36 0,42 -0,03 -0,14

-0,30 -0,25 0,34 0,24 -0,08 -0,13

N- NO₃ˉ 0,02 0,75 -0,31 0,11 0,59 0,28

-0,32 -0,25 0,50 0,28 0,03 -0,14

-0,08 -0,37 0,39 0,07 -0,49 -0,30

93

Tại mô hình trồng Keo lai (Hình 4.20), các thông số chất lượng đất có mối tương quan chặt chẽ với các thông số chất lượng môi trường nước (p < 0,05). Trong đó, pH của đất có tương quan thuận khá với pH (0,64) của nước. Hoạt động lên liếp đã đưa lớp phèn tiềm tàng lên trên bề mặt sau đó bị oxy hóa và rò rỉ axit sulfidic vào môi trường nước làm giảm pH của nước. Mối tương quan này đã được báo cáo trong một số nghiên cứu trước đây (Vehanen et al., 2022; Lindgren et al., 2022). pH đất có tương quan nghịch ở mức yếu với N-NH₄⁺ (-0,45). Tỷ trọng trong đất có tương quan rất tốt với BOD (0,97) - (0,69) và N-NH₄⁺ và có tương quan thuận ở mức yếu đến khá với EC (0,67), N-NO3 (0,45). Ở cả ba mô hình Tràm tự nhiên, Tràm trồng và Keo lai, tỷ trọng đều có mối liên hệ tốt với hàm lượng chất hữu cơ và N-NO₃ˉ. Ẩm độ có ảnh hưởng ở mức độ yếu đối với N-NO₃ˉ (-0,42) chất lượng nước. Trong khi tổng đạm có mức tương quan khá với EC (0,61) và COD (0,71), tổng lân có mối tương quan khá với Fe3+ (0,59). Mối tương quan này liên quan đến sự tương tác của oxit P và oxit Fe ảnh hưởng đến sự giải phóng Fe vào trong môi trường nước (Mayakaduwage et al., 2021). Tương tự như mô hình Tràm trồng, chất hữu cơ của đất ở mô hình Keo lai có mối tương quan nghịch yếu với pH (-0,42). Kết quả phân tích tương quan ở mô trồng Keo lai cho thấy đất trồng Keo lai có ảnh hưởng đến chất hữu cơ và các ion trong nước.

Bảng 4.20 Hệ số tương quan giữa chất lượng đất và nước tại mô hình Keo lai

Thông số chất lượng nước

Tương quan

pH

EC

DO

BOD COD N-NH₄⁺ N-NO₃ˉ

Fe³⁺

Al³⁺

pH

0,64

-0,37

0,08

0,03

-0,26

-0,45

0,04

-0,26

-0,39

Tỷ trọng

0,10

0,67

0,07

0,97

0,09

0,45

0,69

0,18

-0,27

Ẩm độ

0,16

-0,37

0,37

-0,37

-0,02

-0,35

-0,42

-0,29

0,13

CHC

-0,42

0,01

0,09

-0,22

-0,17

0,20

-0,11

0,16

0,37

Thông số chất lượng đất

TN

-0,15

0,61

-0,09

0,25

0,70

0,21

0,19

0,10

0,08

TP

-0,35

0,01

-0,35

-0,03

-0,25

0,32

-0,06

0,59

0,15

-(0,85), và N-NH4

Tại mô hình Lúa hai vụ, pH đất có tương quan nhiều với chỉ tiêu chất lượng môi trường nước (Hình 4.21); tuy nhiên hầu hết đều không có ý nghĩa thống kê (p > 0,05). -(0,84) trong nước. Theo đó, pH trong đất có ảnh hưởng đáng kể đến EC (0,83) và N-NO3 Tỷ trọng đất, tổng đạm và tổng lân không có mối tương quan có ý nghĩa thống kê đối với các thông số chất lượng nước (p > Ng chị 0,05). Ẩm độ có mối tương quan rất cao + (0,85). Chất đối với các thông số COD (0,94), BOD (0,86), N-NO3 hữu cơ có quan tương quan nghịch cao đối với Al3+ (-0,92) trong nước. So với mô hình Tràm trồng và Keo lai thì ít chỉ tiêu đất và nước ở mô hình lúa hai vụ có mối liên hệ với nhau hơn. Nguyên nhân có thể là do thời gian tương tác giữa đất và nước ở các mô hình có sự khác biệt nhau. Hơn nữa, kỹ thuật canh tác lúa cũng khác hơn so với kỹ thuật canh tác Tràm và Keo lai.

94

Bảng 4.21 Hệ số tương quan giữa chất lượng đất và nước tại mô hình Lúa

Thông số chất lượng nước

Tương quan

pH

EC

DO

BOD

COD N-NH₄⁺ N-NO₃ˉ

Fe³⁺ Al³⁺

pH

-0,55

0,83

0,75

0,31

0,70

0,84

0,14

0,11

0,73

Tỷ trọng

-0,80

-0,13

-0,31

-0,02

0,13

0,00

-0,78

0,82

-0,09

Ẩm độ

-0,75

0,47

0,68

0,86

0,94

0,85

0,14

-0,06

0,85

CHC

0,48

-0,09

0,32

0,58

0,22

0,13

0,77

-0,92

0,30

Thông số chất lượng đất

TN

-0,19

-0,54

-0,23

0,49

0,12

-0,02

-0,14

-0,09

-0,13

TP

-0,61

0,69

0,32

-0,03

0,41

0,34

0,50

-0,32

0,59

Nhìn chung, kết quả phân tích tương quan chất lượng đất và nước đã xác định pH đất không có tương quan với các thông số chất lượng nước (p > 0,05) ở 2 mô hình Tràm tự nhiên và Tràm trồng, thay vào đó tỷ trọng đất tương quan thuận khá chặt với pH (0,79), EC (0,80), BOD (0,78), COD (0,85) ở mô hình Tràm tự nhiên và tương quan thuận khá đến cao với EC (0,77), BOD (0,94), và N-NO₃ˉ (0,75) ở mô hình Tràm trồng. Ngược lại, ở mô hình Keo lai pH của đất có tương quan thuận khá với pH (0,64) của nước, Vì vậy lên liếp trồng Keo lai đã đưa lớp phèn tiềm tàng lên trên bề mặt sau đó bị oxy hóa, rò rỉ axit sulfidic và chảy tràn liên tục vào môi trường nước ở cả 2 mùa. Vì vậy cần giám sát nhiều hơn chất lượng môi trường nước ở vùng trồng Keo lai để bảo vệ nguồn cá tự nhiên nới đây thông qua kế hoạch hay quy hoạch sử dụng đất nghiêm ngặc hơn cho vùng này trong thời gian dài hạn.

4.5.2 Mối liên hệ giữa đa dạng thành phần loài cá và chất lượng môi trường

4.5.2.1 Mối liên hệ giữa đa dạng thành phần loài cá và môi trường đất

Bởi yếu tố môi trường đất chỉ tác động gián tiếp đế thành phần loài cá thông qua yếu tố môi trường nước. Do đó, nghiên cứu chỉ tiến hành phỏng vấn nông hộ để có thể nhận định các yếu tố ảnh hưởng của môi trường đất đối với đa dạng thành phần loài cá. Kết quả khảo sát nông hộ đã xác định có đến 65% người được phỏng vấn ở hai mô hình Tràm trồng và Keo lai cho rằng kỹ thuật lên liếp có ảnh hưởng đến môi trường sống của các loài thuỷ sinh vật. Thêm vào đó, kết quả thống kê Bảng 4.22 cho thấy ở những hộ trồng Keo lai và Tràm đều có 20/30 hộ (66,7%) cho rằng đất xì phèn là nguyên nhân ảnh hưởng đến cá, 30% hộ trồng Keo lai và 23,3% hộ trồng Keo lai cho là không ảnh hưởng. Cuối cùng là 3,3% hộ trồng Keo lai và 10% hộ trồng Tràm cho rằng nguyên nhân dẫn đến biến động đa dạng cá là do việc canh tác nông nghiệp làm thay đổi môi trường sống.

Tại vùng ĐBSCL phần lớn đất lên liếp đều bị chua, hàm lượng Ca²⁺, Mg²⁺ và lân hữu dụng thấp trong khi hàm lượng sắt, nhôm tự do lại cao bởi hầu hết đất đều có tầng phèn tiềm tàng, do đó, việc đào mương lên liếp đã đưa tầng này lên làm tầng đất canh tác (Gương, 2009). Ngoài ra, địa hình cao của đất liếp làm cho dưỡng chất theo các dòng chảy tràn và giải phóng kim loại dưới tác dụng oxy hóa gây ra hiện tượng ngộ độc cho 95

cá. Tác động từ hình thức canh tác lên liếp tại khu vực U Minh Hạ đến đa dạng cá trong khu vực được thể hiện chủ yếu qua việc làm suy giảm chất lượng nước mặt.

Bảng 4.22 Nguyên nhân của việc thay đổi môi trường đất canh tác đối với cá

Mô hình

Nguyên nhân

Số hộ

Tỉ lệ %

Không ảnh hưởng

9

30

Đất xì phèn do lên liếp

20

66,7

Keo lai

Canh tác nông nghiệp

1

3,3

Không ảnh hưởng

7

23,3

Đất xì phèn do lên liếp

20

66,7

Tràm trồng

Canh tác nông nghiệp

3

10

Thông qua kết quả khảo sát ở khu vực trồng Keo lai và Tràm có lần lượt 46,7% và 33,3% ở hộ cho rằng sẽ làm cá chết; trong khi, 66,7% số hộ trồng Lúa 2 vụ nhận thấy rằng yếu tố từ việc chuẩn bị đất không ảnh hưởng đến cá. Có 30% hộ trồng Tràm và 16,7% hộ trồng Keo lai cho rằng quá trình sinh sản của cá sẽ bị ảnh hưởng, 6,7% hộ trồng Keo lai và 13,3% hộ trồng Tràm cho rằng cá sẽ chậm lớn (Bảng 4.23). Mức độ ảnh hưởng do yếu tố liên quan đến quá trình cải tạo đất ở 2 mô hình dược phỏng vấn (keo lai, tràm trồng) lần lượt ít (3/30 hộ, 10/30 hộ), nhiều (15/30 hộ, 10/30 hộ), rất nhiều (12/30 hộ, 10/30 hộ) (Hình 4.35). Nhìn chung giai đoạn lên liếp chuẩn bị đất trồng thâm canh có thể là nguyên nhân chủ yếu làm suy giảm chất lượng môi trường nước dưới kênh mương từ đó gián tiếp gây ảnh hưởng đến môi trường sống của các loài cá.

Bảng 4.23 Tác động của môi trường đất đến cá

Keo lai

Tràm trồng

Tác động lên loài cá

Số hộ 9 14 2 5 0 30

Tỉ lệ 30 46,7 6,7 16.7 0 100

Số hộ 7 10 4 9 0 30

Tỉ lệ 23,3 33,3 13,3 30 0 100

Không ảnh hưởng Chết cá Cá chậm lớn Ảnh hưởng đến sinh sản Ảnh hưởng đến cá nhỏ Tổng

96

Hình 4.35 Mức độ ảnh hưởng theo kiểu sử dụng đất

4.5.2.2 Mối liên hệ giữa đa dạng thành phần loài cá và môi trường nước

Kết quả phân tích mối liên hệ giữa chất lượng môi trường nước trong mô hình Tràm trồng cho thấy có 4 chỉ tiêu chất lượng nước có ảnh hưởng đến đa dạng cá bao gồm pH, DO, N-NH₄⁺ và Al³⁺ (Bảng 4.24). Tại khu vực Tràm trồng, pH có tính acid, DO thấp hơn ngưỡng thuận lợi cho đời sống thủy sinh vật và hàm lượng Al³⁺ khá cao. Tuy nhiên, hệ số tương quan của phép phân tích BIO-ENV cho thấy còn có nguyên nhân khác có thể ảnh hưởng đến đa dạng cá trong mô hình Tràm trồng hơn là điều kiện môi trường nước tại khu vực nghiên cứu.

Bảng 4.24 Kết quả phân tích BIO-ENV giữa thành phần loài cá và chất lượng nước trong mô hình Tràm trồng

Thông số tác động

STT 1 pH và DO 2 pH 3 DO và Al³⁺ 4 pH, DO và Al³⁺ 5 Al³⁺ 6 pH và Al³⁺ 7 DO 8 N-NH₄⁺ và Al³⁺ pH, N-NH₄⁺ và Al³⁺ 9 10 DO, N-NH₄⁺ và Al³⁺

Số lượng 2 1 2 3 1 2 1 2 3 3

Tương quan 0,43 0,42 0,38 0,38 0,34 0,34 0,31 0,23 0,23 0,23

Tại khu vực trồng Keo lai, kết quả sử dụng phần mềm thống kê sinh học cho thấy các chỉ tiêu pH, EC, BOD, N-NO₃ˉ, N-NH₄⁺, Fe³⁺, Al³⁺ đều có ảnh hưởng đến sự đa dạng cá (Bảng 4.25). Độ pH thấp kết hợp với sự hiện diện của các ion kim loại hoà tan cao trong các thuỷ vực có thể làm hạn chế môi trường sống và cản trở quá trình sinh trường và sinh sản của các động thực vật thuỷ sinh; do đó, tác động đến sự đa dạng của các loài thuỷ sản (Ghosh et al., 2019; Hudd, 2000). Thêm vào đó, nhiều nghiên cứu cũng đã chứng minh rằng ô nhiễm Al³⁺ thường xảy ra tại các thuỷ vực thuộc khu vực đất phèn, 97

và vấn đề này đã gây bệnh cho các và thậm chí dẫn đến chết cá (Stauber et al., 2016). Chính vì vậy, khác với mô hình Tràm trồng, môi trường nước ở mô hình trồng Keo lai được ghi nhận có tác động đến đa dạng cá. Do đó, nghiên cứu đã chỉ ra rằng việc cải tạo đất để canh tác trong khu vực đất phèn đòi hỏi phải kỹ thuật và biện pháp thích hợp nhằm hạn chế tối đa các vấn đề môi trường phát sinh khác. Một nghiên cứu khác trong vùng đất phèn trên thế giới cũng đã đề cập rằng phục hồi hệ sinh thái tự nhiên, canh tác nông lâm kết hợp là giải pháp phù hợp cho sự phát triển của đất phèn (Karananidi et al., 2022).

Bảng 4.25 Kết quả phân tích BIO-ENV giữa thành phần loài cá và chất lượng nước trong mô hình Keo lai

Thông số tác động

STT 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

pH EC BOD N-NO₃ˉ Fe³⁺ Al³⁺ pH và EC pH và BOD pH và N-NO₃ˉ pH và N-NH₄⁺

Số lượng 1 1 1 1 1 1 2 2 2 2

Tương quan 0,80 0,80 0,80 0,80 0,80 0,80 0,80 0,80 0,80 0,80

Do kết quả phân tích BIO-ENV ở mô hình Tràm trồng chất lượng nước không tác động đáng kể đến da dạng cá, nghiên cứu đã tiến hành phỏng vấn nông hộ để đảm bảo tính chính xác của phân tích và tìm ra nguyên nhân dẫn đến sự biến động cá ở các kiểu sử dụng đất trong khu vực nghiên cứu. Hình 4.36 thể hiện mức độ tác động đến cá tại mô hình Tràm trồng và keo lai. Kết quả cho thấy tác động của môi trường nước mặt từ mô hình Keo lai phần lớn ở mức độ nhiều và rất nhiều là 19 trên 30 hộ tham gia phỏng vấn. Trong khi đối với mô hình Trồng tràm, yếu tố tác động của môi tường nước đến đa dạng cá tập trung ở mức ít và rất ít có đến 20 trên 30 hộ tham gia nhận định. Tóm lại, có thể thấy việc lên liếp trong Keo lai đã tác động và dẫn đến chất lượng nước thay đổi ảnh hưởng đến môi trường sống của cá nhiều hơn so với mô hình Trồng tràm. Kết quả khảo sát mức độ ảnh hưởng của môi trường nước đối với đa dạng cá trong hai mô hình Tràm trồng và Keo phù hợp với kết quả phân tích của nghiên cứu.

98

Hình 4.36 Mức độ tác động của môi trường đối với hai mô hình canh tác

Ngoài ra, kết quả phỏng vấn hộ gia đình sống trong khu vực nghiên cứu cho thấy có phần lớn các hộ dân đánh bắt cá để làm thực phẩm, thương mại (để bán) và đánh bắt cá vì các mục đích khác như làm cá mồi hay giải trí (Hình 4.37). Nhìn chung, mục đích đánh bắt cá để ăn và để bán có thể ảnh hưởng đến đa dạng cá bên cạnh các yếu tố chất lượng môi trường nước.

Hình 4.37 Mục đích đánh bắt cá

Kết quả phỏng vấn về tần suất đánh bắt cá trên cả 3 kiểu sử dụng đất được trình bày trong Bảng 4.27. Kết quả nghiên cứu cho thấy người dân ở khu vực trồng Keo lai có mức độ đánh bắt thường xuyên chiếm 33,3%, thỉnh thoảng chiếm 53,3% và hiếm khi chỉ chiếm 10%. Mức độ đánh bắt hiếm khi, thỉnh thoảng và thường xuyên chiếm tỷ lệ lần lượt là 26,7%, 40% và 33,3%. Tại mô hình trồng lúa hai vụ, tỷ lệ hộ gia đình đánh

99

bắt thường xuyên, thỉnh thoảng, và hiếm khi lần lượt là 10%, 50% và 30%. Như vậy, mức độ đánh bắt cá của người dân ở khu vực nghiên cứu tương đối cao, làm ảnh hưởng đến sự biến động (giảm) của các loài cá có giá trị thương phẩm.

Bảng 4.26 Tần suất đánh bắt cá tại khu vực nghiên cứu

Hộ trồng Keo lai

Tần suất

Tần số Tỷ lệ (%)

Hộ trồng Tràm Tần số Tỷ lệ (%)

Hộ trồng lúa 2 vụ Tần số Tỷ lệ (%)

Không bao giờ Hiếm khi Thỉnh thoảng Thường xuyên

1 3 16 10

3,3 10,0 53,3 33,3

0 8 12 10

0 26,7 40,0 33,3

0 9 15 3

0 30 50 10

Các ngư cụ được đánh bắt phổ biến nhất trong khu vực nghiên cứu bao gồm lưới giăng chiếm 29,4%, lú chiếm tỉ lệ 12,9%, xiệc điện chiếm 10,6 %, dớn 7,1%, câu có tỉ lệ thấp nhất với 3,5 % và cuối cùng là đánh bắt bằng kết hợp các ngư cụ nhu lưới, lợp và lờ chiếm tỉ lên cao nhất với 36,5% (Hình 4.38). Nhìn chung lưới giăng và các loại ngư cụ kết hợp với lưới giăng chiếm tỉ lệ cao do hiệu quả mang lại cao hơn các loại ngư cụ còn lại.

12,9 %

29,4 %

36,5 %

7,1 %

10,6 %

3,5 %

Lú

Câu

Lưới giăng

Xiệc điện

Dớn

Lưới giăng+ lợp + Lờ

Hình 4.38 Các loại ngư cụ đánh bắt thường dùng

Kết quả phỏng vấn về mức độ ảnh hưởng của việc đánh bắt cá đến đa dạng cá tại các mô hình canh tác trong khu vực nghiên cứu được trình bày ở Hình 4.39. Kết quả trong Hình 4.39 cho thấy ở khu vực trồng Tràm có 66,7% hộ đánh giá việc đánh bắt cá có tác động nhiều đến da dạng cá, và tác động rất nhiều là 26,7%. Tại khu vực trồng Keo lai có 19/30 hộ (63,3%) cho rằng việc đánh bắt cá tác động nhiều và 7/30 hộ (23,3%) cho rằng việc đánh bắt cá tác động rất nhiều đến đa dạng cá. Tương tự vậy, việc đánh bắt cá có tác động từ nhiều đến rất nhiều đối với đa dạng cá.

100

Hình 4. 39 Mức độ ảnh hưởng từ việc đánh bắt đến đa dạng loài cá

Kết quả nghiên cứu cho thấy đa dạng cá biến động đặc biệt là biến động theo chiều hướng giảm có thể do hai nguyên nhân đó là do chất lương môi trường nước ở các kiểu canh tác và do sự đánh bắt của người dân.

4.6 Đề xuất giải pháp quản lý môi trường đất, nước và đa dạng cá tại các mô hình

Kết quả nghiên cứu cho thấy tính tương đồng của các yếu tố chất lượng môi trường đất khác biệt rõ ràng ở các mô hình theo tầng phèn nông và sâu do kỹ thuật đào liếp trồng, điều này dẫn đến thay đổi chất lượng môi trường nước theo tầng phèn tương ứng, từ đó ảnh hưởng đến đa dạng cá. Vì vậy, công tác quản lý và qui hoạch sử dụng đất ở khu vực nghiên cứu cần ưu tiên để đảm bảo chất lượng môi trường nước phục vụ công tác bảo tồn đa dạng sinh học cũng như nguồn cá tự nhiên. Cụ thể chất lượng môi trường nước tại khu vực nghiên cứu ô nhiễm hữu cơ, pH thấp, Al và Fe cao, đồng thời hàm + tương đối cao. Kết luận này cũng phù hợp với nghiên cứu của Bé lượng đạm N-NH4 (2021). Do đó, thử nghiệm và ứng dụng các nghiên cứu và giải pháp khoa học khác nhau vào việc cải thiện chất lượng đất và nước ở những vùng đất phèn nhưng vẫn đảm bảo lợi ích kinh tế cho cộng đồng dân cư trong vùng đệm của VQG U Minh Hạ là rất quan trọng.

Chất lượng nước ở mô hình Tràm trồng tác động không đáng kể đối với cá so với mô hình Keo lai nên có thể áp dụng mô hình trồng Keo lai và Tràm trồng luân phiên theo 2 chu kỳ liên tục (8 – 10 năm) để cải thiện chất lượng nước cũng như cải tạo đất khu vực trồng Keo lai. Đối với việc quản lý chất lượng đất, kết quả nghiên cứu đã ghi nhận đất ở tầng phèn tiềm tàng được đưa lên bề mặt trong quá trình tạo liếp trồng Keo lai và Tràm đã trở thành phèn hoạt động gây nhiễm phèn nguồn nước mặt. Vì vậy, giải pháp cải tạo và ổn định chất lượng đất là rất quan trọng, có thể giữ lại lớp đất mặt trên

101

bờ liếp khi đào tôn liếp trồng Tràm hay Keo lai, tránh trường hợp đào và đưa lớp đất phèn tiềm lên mặt liếp bằng cách giữ tạm lớp đất mặt (đất gốc) sau đó phủ lên bề mặt liếp nơi có lớp đất phèn tiềm tàng là phần chính của thân liếp (phần giữa liếp). Ưu tiên áp dụng cách đào liếp này đối với mô hình trồng Keo lai vì cần đào mương rộng, sâu để lên liếp trồng đủ cao (trung bình 0,9 m) sẽ đưa nhiều vật chất sinh phèn lên bờ liếp. Tuy nhiên, cần có biện pháp bón vôi để nâng cao pH cho mô hình để có thể hạn chế nhiễm phèn cho toàn khu vực nghiên cứu.

Đối với việc quản lý chất lượng nước, nghiên cứu cho thấy chất lượng nước mặt trong các mô hình, đặc biệt là Keo lai và Tràm trồng bị ô nhiễm do rò rỉ phèn khi lên liếp trồng (giá trị pH đất tương đương với pH nước và có xu hướng thấp). Trong khi đó, pH đất thấp hơn nhiều so với pH nước do việc giữ mức nước ổn định ở mô hình Tràm tự nhiên. Vì vậy mô hình Tràm tự nhiên hay hệ thống đất ngập nước tự nhiên có thể xử lý và pha loãng nước phèn rất hiệu quả (Ni et al., 2001). Từ đây, có thể quy hoạch sử dụng đất theo hình thức xen kẻ với hệ thống thủy lợi liên thông giữa các khu vực trồng Tràm tự nhiên và Tràm trồng và Keo lai, khi đó sẽ tận dụng được khả năng xử lý nước của rừng tràm tự nhiên, Tuy nhiên, khi thực hiện giải pháp này có thể gặp khó khi qui hoạch sử dụng đất rừng đã ổn định, chính sách giao khoán đất rừng với lâm hộ có thời gian dài, nên thực hiện giải pháp này cần nhiều thời gian từ khâu qui hoạch lại kiểu sử dụng đất, tổ chức lấy ý kiến người dân trong từng lâm phần...Tuy nhiên, cũng có thể chọn và chuyển đổi các khu rừng trồng kém hiệu quả sang rừng bảo tồn tự nhiên, vị trí những khu này rất thuận lợi vì nằm trung tâm ở các khu vực rừng trồng, thuận lợi cho xử lý nước nơi đây. Thêm vào đó, trồng thực vật thủy sinh ven bờ kênh, mương để lọc nước cũng là giải pháp khả thi, tuy nhiên cần chú ý thu hoạch sinh khối hạn chế phú dưỡng. Điều cần lưu ý thêm là phải thường xuyên vệ sinh liếp, mương, thu gom xác bã thực vật định kỳ tránh tích tụ vật rụng gây bồi lắng.

Ngoài sự suy giảm đa dạng cá ở khu vực nghiên cứu có liên quan trực tiếp tới sự ô nhiễm chất lượng môi trường nước do hoạt động trồng Tràm và Keo lai, hoạt động khai thác cá quá mức của người dân trong vùng đệm cũng cần được quan tâm. Để bảo tồn và phục hồi nguồn tài nguyên cá, các giải pháp cải thiện chất lượng nguồn nước phải được chú trọng. Quản lý tốt môi trường nước sẽ làm cho cá trong khu vực sinh trưởng và phát triển tốt. Việc đánh bắt cá thường xuyên, sử dụng công cụ đánh bắt chưa phù hợp như xiệc điện, thuốc cá, đánh bắt cá con hay cá bố mẹ trong giai đoạn sinh sản hoặc bắt cá non cũng tác động đến thành phần và sản lượng cá. Vì vậy, để bảo vệ nguồn lợi cá, trước hết, đa dạng hoá sinh kế cho người dân, gia tăng và đa dạng nguồn thu nhập giải pháp phù hợp để giảm áp lực khai thác cá tự nhiên cho nhiều mục đích khác nhau. Do đó, địa phương kết hợp với ban quản lý VQG cần tổ chức các lớp đào tạo nghề thủ công với sản phẩm từ Tràm hoặc Keo lai, xây dựng thế mạnh của địa phương, đảm bảo thu nhập hấp dẫn hơn thì việc đánh bắt cá sẽ giảm. Công tác nâng cao ý thức cộng đồng về bảo vệ nguồn tài nguyên này cũng cần được thực hiện song song với việc tạo sinh kế

102

cho người dân. Thông tin, tuyên truyền và vận động người dân khai thác nguồn lợi thủy sản trong khu vực tuân theo Luật Thủy sản 2017 số 18/2017/QH14 nhằm bảo vệ, phát triển, và không làm cạn kiệt nguồn lợi thủy sản, cũng như không ảnh hưởng đến đa dạng sinh học. Cụ thể hướng dẫn đánh bắt hợp lý như chỉ được bắt cá trưởng thành, số lượng đánh bắt có hạn, không sử dụng các dụng cụ huỷ diệt để đánh bắt cá, không đánh bắt cá con và cá bố mẹ trong giai đoạn sinh sản. Ngoài ra, cần có chế tài đối với việc đánh bắt cá trái quy định cũng như bắt buộc đăng ký giấy phép khai thác cá. Do đó, cần thiết triển khai các nghiên cứu khoa học sâu rộng hơn về trữ lượng cá, tốc độ tái sinh, điều kiện tự nhiên từ đó tính toán số lượng từng loại cá cho phép đánh bắt để có thể thực hiện các giải pháp trên.

Tính tương đồng chất lượng môi trường đất ít phân hóa hơn tính tương đồng chất lượng môi trường nước ở các mô hình nghiên cứu ở khu vực phèn sâu, tuy nhiên các thủy vực ở khu vực này cũng là nơi duy nhất phù hợp để bảo tồn các loài cá tự nhiên vào mùa khô. Sự khan hiếm nước vào mùa khô làm mất nơi cư trú của cá sẽ dẫn đến suy giảm nghiêm trọng nguồn tài nguyên này. Để duy trì đa dạng cá trong mùa khô, cần tạo nơi ở tự nhiên cho cá. Quy hoạch vùng đất ngập nước thường xuyên ở khu vực phèn sâu sẽ giúp duy trì đa dạng loài cá. Cụ thể, cơ quan quản lý có thể quy hoạch một vùng đất rộng để trữ nước ngọt, duy trì được lượng nước mưa tốt nhất ở khu vực nghiên cứu, vừa để sử dụng làm nước tưới vào mùa khô, vừa là nơi để cá trú ngụ. Mặt khác, VQG cần xây dựng trại lai tạo và nhân giống ứng dụng khoa học công nghệ để phục hồi và phát triển sự đa dạng cá trong khu vực. Nơi đây có nhiệm vụ lựa chọn các loài cá bố mẹ có khả năng chịu đựng và thích nghi tốt với đặc điểm môi trường nước vùng đất nhiễm phèn để nhân giống thành cá con và thả lại vào tự nhiên. Tiến hành các nghiên cứu lai tạo những loài cá khả năng chịu được điều kiện nước nhiễm phèn để gây giống. Cũng có thể thực hiện bổ sung nguồn cá bố mẹ trong giai đoạn sinh sản vào tự nhiên.

Sự tương đồng chất lượng nước phân nhóm rõ rệt theo mô hình Tràm tự nhiên, Tràm trồng và Keo lai theo thời gian trồng (cấp tuổi) và theo mùa, nên công tác quan trắc đánh giá chất lượng môi trường và đa dạng cá cần được thực hiện dựa trên nhóm mô hình nghiên cứu, tuổi cây trồng và mùa trong năm.

Kết quả nghiên cứu cho thấy một số loài cá có thể thích nghi với điều kiện môi trường nhiễm phèn nhẹ, điển hình là các loài cá thuộc bộ cá Vược và bộ cá Chép có thể sống được trong môi trường có hàm lượng hữu cơ phân hủy cao nhờ có cơ quan hô hấp phụ, Vì vậy, có thể nghiên cứu áp dụng mô hình nuôi cá sặc rằn (thuộc bộ cá vược) trong khu vực có thời gian trồng Tràm trồng hay Keo lai lâu năm, chất lượng môi trường nước dần được cải thiện, độ pH dao động khoảng 5 -7 là phù hợp với các đối tượng nuôi này. Có thể ưu tiên tận dụng kênh, mương ở mô hình Keo lai để nuôi cá do mương rộng và sâu, có khả năng giữ được nước tốt trong mùa khô. Tuy nhiên theo phân tích BIO-ENV thì đa dạng thành phần loài cá trong mô hình Keo lai tương quan với 7 thông số (pH, EC, BOD, N-NO₃ˉ, N-NH₄⁺, Fe³⁺ và Al³⁺), trong đó pH có ý nghĩa quyết định cao nhất

103

đến chất lượng môi trường nước, vì thế cần lưu ý luôn giữ mực nước cao hơn tầng sinh phèn để hạn quá trình xì phèn, làm giảm pH môi trường nước trong kênh, mương nuôi cá.

Như vậy, các thành phần môi trường có mối quan hệ mật thiết với nhau và con người có vai trò quan trọng trong bảo vệ môi trường. Các hoạt động trồng Keo lai, Tràm đã dẫn đến môi trường đất, nước trong khu vực bị nhiễm phèn nghiêm trọng và đã tác động tiêu cực đến sự đa dạng cá địa phương. Do đó, những giải pháp được đề xuất trong nghiên cứu này nhằm cải thiện chất lượng môi trường, bảo tồn và phát triển đa dạng cá trong khu vực VQG.

104

CHƯƠNG 5 KẾT LUẬN VÀ ĐỀ XUẤT

5.1 Kết luận

Quá trình lên liếp của mô hình Tràm trồng và Keo lai đều tác động đến tầng phèn sâu và đe dọa đến chất lượng môi trường, Lúa hai vụ ít gây xáo trộn bề mặt đất hơn nhưng cũng mang nhiều rủi ro môi trường. Chất lượng đất tại mô hình Tràm trồng, Keo lai và Lúa hai vụ được đánh giá có chất lượng đất cao hơn so với mô hình Tràm tự nhiên. Sự xáo trộn đất ở khu vực Tràm trồng và Keo lai đã ảnh hưởng đến đặc tính đất và thay đổi mối liên hệ giữa các chỉ tiêu hơn so với hai mô hình còn lại. Phân tích cụm chứng minh được sự tương đồng chất lượng đất của Tràm trồng và Keo lai; trong khi mô hình Tràm tự nhiên là một cụm riêng biệt. Kết quả phân tích PCA đã chỉ ra hai nhân tố gây ra sự biến động chính đến chất lượng đất tầng phèn nông và phèn sâu, và bốn nhân tố gây ảnh hưởng vào mùa mưa và mùa khô. Phân tích chỉ ra các nguồn chủ yếu là từ quá trình lý hóa trong tự nhiên, đặc tính đất, bón phân, yếu tố thủy văn. Các thông số quan trọng nhất trong việc phân biệt chất lượng đất giữa hai tầng là pH, tỷ trọng, chất hữu cơ và TP; trong khi, tỷ trọng và ẩm độ là hai thông số phân biệt giữa mùa mưa và mùa khô.

Chất lượng nước ở tất cả các mô hình đều được ghi nhận vượt quá giới hạn quy định đối với các thông số hữu cơ (BOD và COD) và dinh dưỡng (N-NO₃ˉ và N-NH₄⁺), DO thấp hơn mức yêu cầu, chất lượng nước không phù hợp cho việc bảo tồn động thực vật thuỷ sinh. Chất lượng nước thuộc đất phèn nông có xu hướng ô nhiễm hơn so với đất phèn sâu và mức độ ô nhiễm cao hơn được xác định trong mùa mưa. Vấn đề ô nhiễm hữu cơ và dinh dưỡng là hai vấn đề cần quan tâm trong mô hình Tràm tự nhiên và đặc điểm của đất phèn tại mô hình Keo lai và Tràm trồng. Qua phân tích PCA cho thấy chất lượng nước bị tác động chủ yếu bởi các quá trình tự nhiên giữa hai mùa, đặc biệt là tác động quá trình oxy hoá trong đất phèn. Kết quả phân tích DA chỉ ra rằng pH, EC, BOD, COD, N-NH₄⁺, N-NO₃ˉ và Fe³⁺ là các thông số quan trọng trong việc xem xét sự biến đổi chất lượng nước giữa hai mùa; trong khi đó, pH, EC, DO, CO và N-NH₄⁺ là các thông số quan trọng quyết định trong sự biến đổi chất lượng nước giữa hai tầng phèn.

Đa dạng thành phần loài cá tại các mô hình được phát hiện giảm, khu vực phèn nông kém đa dạng hơn so với phèn sâu, mùa khô đa dạng hơn so với mùa mưa ở cả hai mô hình Tràm trồng và Keo lai. Các thuỷ vực ở mô hình Tràm trồng và Keo lai có cấu trúc thành phần loài đa dạng hơn so với Tràm tự nhiên với bộ cá Vược và cá Chép luôn chiếm ưu thế. Phân tích tương quan ghi nhận các thông số môi trường đất và nước có mối liên hệ chặt chẽ, thứ tự có thể được sắp xếp như sau Tràm tự nhiên > Tràm trồng = Keo lai > Lúa hai vụ. Phân tích BIO-ENV cho thấy đa dạng thành phần loài cá trong mô hình Keo lai tương quan với 7 thông số (pH, EC, BOD, N-NO₃ˉ, N-NH₄⁺, Fe³⁺ và Al³⁺), thông số pH có ý nghĩa nhất. Trong khi, mô hình Tràm trồng chất lượng nước không có tác động đáng kể đến da dạng cá. Các giải pháp quản lý chất lượng đất, nước và mô hình sinh kế phù hợp cho vùng nghiên cứu cần được chú trọng. Định kỳ quan trắc chất lượng 105

môi trường tại các mô hình sản xuất sẽ góp phần quản lý hiệu quả phát triển bền vững cho vườn quốc gia U Minh Hạ.

5.2 Đề xuất

Trên cơ sở các vấn đề được đề cập và ghi nhận trong đề tài, một số giải pháp quản

lý tại khu vực nghiên cứu cũng đã được đề xuất:

Việc đào mương lên liếp sẽ dẫn đến độc chất vì vậy cần giữ lớp đất mặt, bón vôi

để hạn chế phèn tiềm tàng;

Thường xuyên vệ sinh liếp, mương, thu gom xác bã thực vật định kỳ, tránh tích tụ

vật rơi rụng;

Trồng thủy sinh thực vật ven bờ để lọc nước, chú ý thu hoạch sinh khối để hạn chế

phú dưỡng;

Đa dạng hóa sinh kế cho người dân nhằm hạn chế hoạt động đánh bắt cá và hoạt

động trồng Keo lai.

106

TÀI LIỆU THAM KHẢO 1. Ahmed, F., Khan, H. R. (2010). Threatening of the severity of acid sulfate soils to the adjacent environment in the cox’s bazar Coastal Plains of Bangladesh. New York Science Journal, 3(9), 22–27. 2. Andriesse, W., van Mensvoort, M. E. F. (2006). Acid sulfate soils: distribution and extent. In: Lal, R. (Ed.), Encyclopedia of Soil Sci, 2nd Edition. Taylor & Francis Group, New York, pp. 14–19. 3. Anh, V.T. (2013.) Báo cáo tăng cường các biện pháp kiểm soát phòng cháy rừng cho các khu vực đất than bùn U Minh Kiên Giang và Cà Mau. Dự án Phục hồi và sử dụng bền vững đất than bùn ở khu vực Đông Nam Á (Dự án Peatland) – Hợp phần Việt Nam. 4. Anteneh, Y., Zeleke, G., Gebremariam, E. (2018). Assessment of surface water quality in Legedadie and Dire catchments, Central Ethiopia, using multivariate statistical analysis. Acta Ecologica Sinica, 38, 81 – 95. 5. APHA, AWWA, WEF (2012). Standard Methods of for the Examination of Water and Wastewater; 22nd ed.; American Public Health Association: Washington, DC, USA, 2012. 6. Bá, L. H. (2003). Những vấn đề về Đất phèn Nam Bộ. NXB Đại Học Quốc Gia TP Hồ Chí Minh. 7. Ban Chủ nhiệm địa chí Cà Mau. (2019). Vườn Quốc gia U Minh Hạ. Truy cập ngày 1/1/2020, từ https://camau.gov.vn/wps/portal/?1dmy&page=dl.chitiet&urile=wcm%3Apath%3A/ca maulibrary/camauofsite/dulich/dl.tongquan/dl.diemden/vuonquocgiauminhha 8. Báo cáo thường xuyên Vườn Quốc gia U Minh Hạ, 2014 9. Bé, N.V.U. (2021). Đánh giá hiệu quả sử dụng đất trồng keo lai và đất rừng tràm về mặt kinh tế và môi trường tại U Minh Hạ, Cà Mau. Luận án tiến sĩ. Đại học Cần Thơ 10. Bé, N.V.U., Lợi, L.T., Ni, L.H., Hồng, T.T.K. (2017) Đánh giá tính chất nước trong mương kiểu sử dụng đất trồng Keo lai (Acacia hybrid) và tràm (Melaleuca cajuputi) tại U Minh Hạ, Cà Mau. Tạp chí Khoa học Trường Đại học Cần Thơ. Số chuyên đề: Môi trường và Biến đổi khí hậu (1): 79-85. 11. Bộ Khoa học và Công Nghệ (2004). TCVN 7373:2004 chất lượng đất – giá trị chỉ thị về hàm lượng nito tổng số trong đất Việt Nam. 12. Bộ Khoa học và Công Nghệ (2004). TCVN 7376:2004 chất lượng đất – giá trị chỉ thị về hàm lượng chất hữu cơ trong đất Việt Nam. 13. Bộ Khoa học và Công nghệ (2004). Tiêu chuẩn Việt Nam TCVN 7374:2004 về chất lượng đất - Giá trị chỉ thị về hàm lượng photpho tổng số trong đất Việt Nam 14. Bộ Khoa học và Công nghệ (2005). Tiêu chuẩn Việt Nam TCVN 7538-2:2005 (ISO 10381 - 2 : 2002) về Chất lượng đất - Lấy mẫu - Phần 2: Hướng dẫn kỹ thuật lấy mẫu 15. Bộ Khoa học và Công nghệ (2018). Tiêu chuẩn quốc gia TCVN 6663-6:2018 (ISO 5667-6:2014) về Chất lượng nước - Lấy mẫu - Phần 6: Hướng dẫn lấy mẫu nước sông và suối. 16. Bộ Tài nguyên và Môi trường (2015). QCVN 08-MT: 2015/BTNMT Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về chất lượng nước mặt. 17. Boyacioglu, Hulya. and, Boyacioglu, Hayal. (2008). Water pollution sources assessment by multivariate statistical methods in the Tahtali Basin, Turkey. Environment Geology, 54, 275-282. 18. Cao, X., Wu, P., Han, Z. Z., Tu H. (2016). Sources, spatial distribution, and seasonal variation of major ions in the Caohai Wetland catchment, southwest China. Wetlands, 36, 1069–1085.

107

tử

tin

điện

(2020). Lâm

tỉnh Cà Mau

nghiệp.

theo website http://www.fishbase.org/search.php và

loài cá

19. Chen, D., Yuan, X., Zhao, W., Luo, X., Li, F., Liu, T. (2020). Chemodenitrification by Fe(II) and nitrite: pH effect, mineralization and kinetic modeling. Chemical Geology, 541, 119586. 20. Chi, Đ. K., (2001). Hóa học môi trường. Nhà xuất bản Khoa học và Kỹ thuật. 21. Chi, Đ.K., (1999). Hóa học môi trường. Nhà xuất bản Khoa học và Kỹ thuật, Hà Nội. 22. Chính, T.V. (2006). Giáo trình thổ nhưỡng học. Nhà xuất bản nông nghiệp. 23. Chounlamany, V., Tanchuling, M. A., Inoue, T. (2017). Spatial and temporal variation of water quality of a segment of Marikina River using multivariate statistical methods. Water Science and Technology, 66(6), 1510-1522. 24. Clarke, K. R., & Ainsworth, M. (1993). A method of linking multivariate community structure to environmental variables. Marine Ecology-Progress Series, 92, 205-205. 25. Clarke, K. R., Somerfield, P. J., & Gorley, R. N. (2008). Testing of null hypotheses in exploratory community analyses: similarity profiles and biota-environment linkage. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 366(1-2), 56-69. 26. Compendium, A. (1989). Land use, land cover and soil sciences–Vol IV– Management of Agricultural Land: Chemical and Fertility Aspects. 27. Cổng Thông https://camau.gov.vn/wps/portal/?1dmy&page=gioithieu.chitiet&urile=wcm%3Apath %3A/camaulibrary/camauofsite/gioithieu/tongquan/dieukienkinhtexahoi/dfyrtud2 28. Cui, S., Yu, T., Zhang, F., Fu, Q.; Hough, R., An, L., Gao, S., Zhang, Z., Hu, P., Zhu, Q., Pei, Z. (2020). Understanding the risks from diffuse pollution on wetland eco- systems: The effectiveness of water quality classification schemes. Ecological Engineering, 15, 105929. 29. Cường, N.V., Phát, N.X.M Chương, H., Chí, N.M. (2004). Một số ý kiến về cây Tràm Melaleuca cajuputi Powell ở Việt Nam. Tạp chí Nông nghiệp và phát triển nông thôn, 11, 1600-1602. 30. Dent, D. L., Pons, L.J. (1995). A world perspective on acid sulphate soils. Geoderma, 67, 263-276. 31. Định danh http://ffish.asia/?p=h. 32. Định, T.Đ. và ctv. (2013). Mô tả định loại cá Đồng bằng sông Cửu Long Việt Nam. Nhà xuất bản Đại học Cần Thơ. 33. Dũng, P. T. (2005). Nghiên cứu một số biện pháp kỹ thuật thâm canh rừng cho các dòng Keo lai được tuyển chọn trên đất phù sa cổ tại tỉnh Bình Phước làm nguyên liệu giấy. Báo cáo tổng ết đề tài cấp Bộ-Viện Khoa học Lâm nghiệp Việt Nam. 34. Dũng, P. T., & Đạt, K. T. (2014). Sử dụng chất agri-stabi và vôi trong cải tạo đất phèn để trồng rừng tràm và bạch đàn ở Thạnh Hóa, Long An. Kết quả bước đầu khảo nghiệm một số dòng cây macadamia trên địa bàn tỉnh Lai Châu, 3461. 35. Faltmarsch, R. M., Åstrom, M. E., Vuori, K. M. (2008). Environmental risks of metal mobilised from acid sulphate soils in Finland: a literature review. Boreal Environ. Res. 13, 444–456. 36. Fanning, D. S., Rabenhorst, M. C., Bigham, J. M. (1993). Colors of acid sulfate soils. In: Bigham, J.M., Ciolkosz, E.J. (Eds.), In: Color, Soil (Ed.), Soil Sci. Soc. Am. Spec. Pub.Soil Sci. Soc. Am., Madison, WI, pp. 91–108.

108

ITIS Catalog of Life, 2019 Annual Checklist. Digital

37. Feher, I. C., Moldovan, Z., Oprean, I. (2016). Spatial and seasonal variation of organic pollutants in surface water using multivariate statistical techniques. Water Science and Technology, 74(7), 1726-1735. 38. Fitzpatrick, R., Marvanek, S., Powell, B., Grealish, G. (2010). Atlas of Australian acid sulfate soils: recent developments and future priorities. In: Gilkes, R.J., Prakongkep, N. (Eds.), Proceedings of the 19th World Congress of Soil Sci.; Soil Solutions for a Changing World; ISBN 987-0-646-53783-2; published on DVD; http//www.iuss.org; Symposium WG 3.1 Processes in Acid Sulfate Soil Materials; 2010 Aug 1–6. 2010.IUSS, Brisbane, Australia, pp. 24–27 39. Froese R. & Pauly D. (eds). (2019). FishBase (version Feb 2018). In: Species 2000 & resource at www.catalogueoflife.org/annual-checklist/2019. Species 2000: Naturalis, Leiden, the Netherlands. ISSN 2405-884X 40. Gazzaz, N.M., Yusoff, M.K., Aris, A.Z., Juahir, H., Ramli, M. F. (2012). Artificial neural network modeling of the water quality index for Kinta River (Malaysia) using water quality variables as predictors. Mar Pollut Bull, 64(11), 2409–20. 41. Ghosh, S., Bakshi, M., Mitra, S., Mahanty S., Ram, S.S., Banerjee, S. et al. (2019). Elemental geochemistry in acid sulphate soils – A case study from reclaimed islands of Indian Sundarban. Mar Pollut Bull, 138, 501-510. 42. Giao, N. T. (2020). Evaluating Current Water Quality Monitoring System on Hau River, Mekong Delta, Vietnam Using Multivariate Statistical Techniques. Applied Environmental Research, 42(1), 14 – 25. 43. Gương, V.T. (2009). Bảo tồn rừng Tràm và đất than bùn vùng U Minh Hạ - Cà Mau. NXB Nông nghiệp. 44. Gương, V.T., Clough, B. Giang, T.T., Lôc, l.M. (2009). Sự đa dạng cá và cây trồng ở VQG U Minh Hạ, Cà Mau - Chương trình hợp tác nghiên cứu Restorpeat. Bảo tồn rừng Tràm và đất than bùn vùng U Minh Hạ, Cà Mau. NXB Nông nghiệp. 45. Haidary, A., Amiri, B. J., Adamowski, J., Fohrer, N., Nakane, K. (2017). Assessing the Impacts of Four Land Use Types on the Water Quality of Wetlands in Japan. Water Resour Manage, 27, 2217–2229. 46. Haldar, K., Kujawa-Roeleveld, K., Dey, P., Bosu, S., Datta, D.K., Rijnaarts, H.H. (2020). Spatio-temporal variations in chemical-physical water quality parameters influencing water re use for irrigated agriculture in tropical urbanized deltas. Sci. Total. Environ. 708, 134559. 47. Hoa, N.M. (2017). Giáo trình Đánh giá số liệu hóa phân tích. Đại học Cần Thơ. 48. Hồng, T.T.K. (2017). Nghiên cứu ảnh hưởng của đất than bùn và chế độ ngập nước lên sinh khối rừng Tràm ở vườn quốc gia U Minh Hạ, tỉnh Cà Mau. Luận án tiến sĩ, Trường Đại học Cần Thơ 49. Hồng, T.T. K., Long, N.B., Ni, D.V., Bé, N. V. (2015). Khảo sát sự sinh trưởng của cây tràm (melaleuca cajuputi) ở các độ dày than bùn vườn quốc gia u minh hạ, tỉnh cà mau. Tạp chí Khoa học Đại học Cần Thơ, 40, 92-100. 50. Hu, S., Niu, Z., Chen, Y., Li, L., Zhang, H. (2017). Global wetlands: Potential distribution, wetland loss, and status. Science of The Total Environment, 586, 319 – 327. 51. Hudd, R. (2000). Springtime Episode Acidification as a Regulatory Factor of Estuary Spawning Fish Recruitment. Dissertation. University of Helsinki, Finland. https://helda.helsinki.fi/handle/10138/22344.

109

52. Hudd, R. (2000). Springtime Episode Acidification as a Regulatory Factor of Estuary Spawning Fish Recruitment. Dissertation. University of Helsinki, Finland. https://helda.helsinki.fi/handle/10138/22344. 53. Hưng, N. N. (2013). Tính chất tự nhiên và những tiến trình làm thay đổi độ phì nhiêu đất Đồng bằng sông Cửu Long. 54. Hưng, N. N., Ren, D.T.T., Gương, V.T., Hoa, N.M. (2004). Giáo trình phì nhiêu đất. Khoa Nông nghiệp và Sinh học Ứng dụng, NXB Đại Học Cần Thơ. 55. Husson, O., Verburg, P. H., Phung, M. T., & Van Mensvoort, M. E. F. (2000). Spatial variability of acid sulphate soils in the Plain of Reeds, Mekong delta, Vietnam. Geoderma, 97(1-2), 1-19. 56. Inglett, P.W., Reddy, K.R., Corstanje, R. (2004). Anaerobic Soils. Encyclopedia of Soils in the Environment 4 (December), 72–78. 57. Karananidi, P., Valente, T., Braga, M.A., Reepei, M., Pechy, M.I., Wang, Z., Bachmann, R.T., Jusop, S., Som A. M. (2022). Acid sulfate soils decrease surface water quality in coastal area of West Malaysia: Quo Vadis. Geoderma Regional. 2022 Mar 1,28: e00467. 58. Kawahigashi, M., Nhut, M.D., Ve, B.N., and Sumida, H. (2008). Effects of drying on the release of solutes from acid sulfate soils distributed in the Mekong Delta, Vietnam. Soil Sci. Plant Nutr., 54, 495-506. 59. Keith, G.E., Bolton, M. G. (1999). Pollutant removal capability of a constructed Melaleuca wetland receiving primary settled sewage. Water Science and Technology, 39(6), 199-206. 60. Khả, L. Đ. (2006). Khảo nghiệm và đưa một số giống Keo lai có năng suất cao vào vùng gây trồng ở nhiều vùng sinh thái ở nước ta, Cẩm nang ngành Lâm Nghiệp. 61. Khải, H. V. (2021). Giá trị kinh tế của hệ sinh thái Vườn Quốc gia U Minh Hạ đối với người dân huyện Trần Văn Thời, tỉnh Cà Mau. Tạp chí Khoa học Trường Đại học Cần Thơ, 57(4), 223-231. 62. Khanh, P.T., Subasinghe, S.M.C.U.P. (2017). Identification of vegetation change of lower U Minh National Park of Vietnam from 1975 to 2015. Journal of Tropical Forestry and Environment, 7(2), 10 – 20. 63. Khoa, T.T., Hương, T.T.T (1993). Định loại cá nước ngọt vùng Đồng bằng sông Cửu Long. Khoa Thủy Sản. Trường Đại học Cần Thơ. 64. Khuong, N. Q., Kantachote, D., Onthong, J., & Sukhoom, A. (2017). The potential of acid-resistant purple nonsulfur bacteria isolated from acid sulfate soils for reducing toxicity of Al3+ and Fe2+ using biosorption for agricultural application. Biocatalysis and Agricultural Biotechnology, 12, 329-340. 65. Kumar, S. & Prakash, K. L. (2020). Surface Water Quality in the Forest Catchment– A Case Study of Tunga and Bhadra River Stretches, Karnataka. Current World Environment, 15(2), 227. 66. Lê, P. H. (2017). Vùng đất Nam Bộ quá trình hình thành và phát triển. 67. Li, P., Qian, H. and Wu, J. (2011). Application of set pair analysis method based on entropy weight in groundwater quality assessment - a case study in Dongsheng City, Northwest China. E-Journal of Chemistry, 8(2), 851-858. 68. Lindgren, A., Jonasson, I. K., Öhrling, C., & Giese, M. (2022). Acid sulfate soils and their impact on surface water quality on the Swedish west coast. Journal of Hydrology: Regional Studies, 40, 101019.

110

69. Ljung, K., Maley, F., Cook, A., Weinstein, P. (2009). Acid sulfate soils and human health-A millennium ecosystem assessment. Report to the minister for the environment and heritage Department of Environmental Protection. Environ Int, 35(8), 1234–1242. 70. Lợi, L. T., Nguyên, L. T. (2015). Nghiên cứu các mô hình canh tác có hiệu quả cho vùng đệm Vườn Quốc gia U Minh Hạ, huyện U Minh, tỉnh Cà Mau. Tạp chí khoa học trường Đại học Cần Thơ, 40, 69-80. 71. Lợi, L.T., Phan Thị Ngọc, T., & Lý Trung, N. (2020). Đa dạng loài thực vật nổi dưới ảnh hưởng của đất rừng trồng Keo lai tại vườn Quốc gia U Minh Hạ, tỉnh Cà Mau. 72. Malthby, E. and Barker, T. (2009). The wetlands handbook. Wiley-Blackwell Publishing Ltd: UK... 73. Mama, A., Bodo, W., Ghepdeu, G., Ajonina, G., and Ndam, J. (2021) Understanding Seasonal and Spatial Variation of Water Quality Parameters in Mangrove Estuary of the Nyong River Using Multivariate Analysis (Cameroon Southern Atlantic Coast). Open Journal of Marine Science, 11, 103-128. 74. Mayakaduwage, S., Mosley, L. M., & Marschner, P. (2021). Phosphorus pools in acid sulfate soil are influenced by soil water content and form in which P is added. Geoderma, 381, 114692. 75. Michael, P. S. (2013). Ecological impacts and Management of Acid Sulphate Soil: A review. Asian Journal of Water, Environment and Pollution, 10(4), 13-24 76. Minh, V.Q., Trí, L.Q. (2006). Đất ĐBSCL phân loại theo hệ thống WRB. 77. Monica, N., Choi, K. (2016). Temporal and spatial analysis of water quality in Saemangeum watershed using multivariate statistical techniques. Paddy Water Environ, 14, 3–17. 78. Nakabayashi, K., Nguyen, N. T., Thompson, J., & Fujita, K. (2001). Effect of embankment on growth and mineral uptake of Melaleuca cajuputi Powell under acid sulphate soil conditions. Soil science and plant nutrition, 47(4), 711-725. 79. Nga, T.T., Thuỷ, V.N. (2012). Đặc điểm sinh học và môi trường sống của sen (Nelumbo nucifera), súng (Nymphaea pubescens), rau tràng (Nymphoides indica) tại vườn quốc Gia Tràm Chim, Huyện Tam Nông, Tỉnh Đồng Tháp. Tạp chí Khoa học trường Đại học Cần Thơ, 23a, 294-301. 80. Nguyen, N. T., Nakabayashi, K., Mohapatra, P. K., Thompson, J., & Fujita, K. (2003). Effect of nitrogen deficiency on biomass production, photosynthesis, carbon partitioning, and nitrogen nutrition status of Melaleuca and Eucalyptus species. Soil science and plant nutrition, 49(1), 99-109. 81. Nguyen, V.S., Xuan, D.T., and Phong, T.A. (1998). Farming systems, general considerations. In: Vo T X and S Matui (Ed), Development of farming systems in the Mekong delta of Vietnam, Ho Chi Minh City Publishing House. 82. Ni, D.V., Tuong, T.P. & Maltby, E. (2001). Living Melaleuca cajuputi and soil layers affect surface water quality on acid sulphate soil in the Mekong Delta, Vietnam, 1-21. 83. Nong, X., Shao, D., Shang, Y., & Liang, J. (2021). Analysis of spatio-temporal variation in phytoplankton and its relationship with water quality parameters in the South-to-North Water Diversion Project of China. Environmental Monitoring and Assessment, 193(9), 1–18. 84. Nystrand, M.I., Osterholm, P. (2013). Metal species in a Boreal river system affected by acid sulfate soils. Appl. Geochem. 31, 133–141.

111

85. Ojok, W., Wasswa, J. and Ntambi, E. (2017) Assessment of Seasonal Variation in Water Quality in River Rwizi Using Multivariate Statistical Techniques, Mbarara Municipality, Uganda. Journal of Water Resource and Protection, 9, 83-97. 86. Orino K., Lehman L., Tsuji Y., Ayaki H., Torti S.V., Torti. F.M. (2001). Ferritin and the response to oxidative stress. Biochemical Journal, 357, 241–247. 87. Osaki, M., Watanabe, T., & Tadano, T. (1997). Beneficial effect of aluminum on growth of plants adapted to low pH soils. Soil Science and Plant Nutrition, 43(3), 551- 563. 88. Osaki, M., Watanabe, T., Ishizawa, T., Nilnond, C., Nuyim, T., Sittibush, C., & Tadano, T. (1998). Nutritional characteristics in leaves of native plants grown in acid sulfate, peat, sandy podzolic, and saline soils distributed in Peninsular Thailand. Plant and Soil, 201(2), 175-182. 89. Oujidi, B., Tahri, M., Layachi, M., Abid, A., Bouchnan, R., Selfati, M., Bounakhla, M., Bouch, M.E., Maanan, M., Bazairi, H., Snoussi, M. (2020). Effects of the watershed on the seasonal variation of the surface water quality of a post-restoration coastal wetland: The case of the Nador lagoon (Mediteranean sea, Morocco). Regional Studies in Marine Science, 35, 101127. 90. Park, J., Batalla, R.J., Birgand, F., Esteves, M., Gentile, F., Harrington, J.R., Navratil, O., López-Tarazón, J.A., Vericat, D. (2019). Influences of Catchment and River Channel Characteristics on the Magnitude and Dynamics of Storage and Re- Suspension of Fine Sediments in River Beds. Water, 11, 878 91. Patino, J.E., Estupinan-Suarez, L.M. (2016). Hotspots of Wetland Area Loss in Colombia. Wetlands, 36, 935–943. 92. Pitter, P. (2009). Hydrochemistry (in Czech). 4th ed. Institute of Chemical Technology, Prague. 592 pp. 93. Quinlan K, Pinder A, Lewis L. (2016). Aquatic Fauna Survey at Mandora Marsh (Walyarta) in September 2015. Department of Parks and Wildlife, Kensington, Western Australia, Australia. 94. Quoi, L.P., Truyen, N.T., Thang, T.V. (2016). Restoration of peatland ecosystems and biodiversity in U Minh region of Mekong delta, Vietnam. 15th International Peat Congress, 445-450. 95. Quý, P.X. (2009). Cần xây dựng chính sách hỗ trợ cho người trồng, bảo vệ và phát triển hệ sinh thái rừng Tràm, góp phần chống biến đổi khí hậu toàn cầu. Trường Cán bộ quản lý Nông nghiệp và phát triển nông thôn. 96. Salah, E.A.M., Turki, A.M., Othman, E.M.A (2006). Assessment of water quality of Euphrates River using cluster analysis. Journal of Environmental Protection, 1021, 3, 1629–1633. 97. Samsudin, M.S, Azid, A., Khalit, S.I., Sani, M.S.A, Lananan, F. (2019). Comparison of prediction model using spatial discriminant analysis for marine water quality index in mangrove estuarine zones. Marine Pollution Bulletin, 141, 472-481. 98. Scholte, S.S.K., Todorova, M., van Teeffelen, A.J.A., Verburg, P.H. (2016). Public support for wetland restoration: What is the link with ecosystem service values? Wetlands, 36, 467–481. 99. Serbesoff-King, K. (2003). Melaleuca in Florida: a literature review on the taxonomy, distribution, biology, ecology, economic importance and control measures. Journal of Aquatic Plant Management, 41(1), 98-112. 100. Shamshuddin, J., Azura, A. E., Shazana, M. A. R. S., Fauziah, C. I., Panhwar, Q. A., & Naher, U. A. (2014). Properties and management of acid sulfate soils in Southeast

112

Asia for sustainable cultivation of rice, oil palm, and cocoa. Advances in Agronomy, 124, 91-142. 101. Shrestha, S., Kazama, F., & Nakamura, T. (2008). Use of principal component analysis, factor analysis and discriminant analysis to evaluate spatial and temporal variations in water quality of the Mekong River. Journal of Hydroinformatics, 10, 43– 56. 102. Sremački, M., Obrovski, B., Petrović, M. I. Mihajlović, P. Dragičević, J. Radić & M. Vojinović Miloradov. (2020). Comprehensive environmental monitoring and assessment of protected wetland and lake water quality in Croatia and Serbia. Environ Monit Assess, 192, 187. 103. Stauber, J. L., A. Chariton, S. Apte. (2016). Chapter 10 - Global Change. Marine Ecotoxicology, Elsevier Inc 104. Tahara, K., Norisada, M., Hogetsu, T., & Kojima, K. (2005). Aluminum tolerance and aluminum-induced deposition of callose and lignin in the root tips of Melaleuca and Eucalyptus species. Journal of Forest Research, 10(4), 325-333. 105. Tấu, T.K. (2005). Vật lý thổ nhưỡng môi trường. Nhà xuất bản Đại học quốc gia Hà Nội. 106. Thanh, V. T., Hoang, P. V., Trong, K. H., & Thanh, P. H. (2020). Evaluation of current situation of melaleuca forest in the U Minh Ha national park, Vietnam under the situation of climate change and proposed solutions for conservation and sustainable development. In IOP Conference Series: Materials Science and Engineering, 736(7), 072014). IOP Publishing. 107. Thiệp, T.X. (2002). Đặc điểm sinh thái liên quan đến khả năng cháy rừng Tràm, 735-739 108. Thủ tướng chính phủ (2013). Đề án tái cơ cấu ngành nông nghiệp theo hướng nâng cao giá trị gia tăng và phát triển bền vững” số 899/QĐ-TTg ngày 10/06/2013 109. Tinsley, H. E. A., & Brown, S. D. (2000). Handbook of applied multivariate statistics and mathematical modeling. New York: Academic Press. 110. Tổng cục Môi trường (2016). Hướng dẫn điều đa dạng sinh học cá ban hành kèm theo Công văn 2149/TCMTBTĐDSH ngày 14 tháng 9 năm 2016. 111. Tran, D.B., Dargusch, P., Moss, P., Hoang, T.V. (2013). An assessment of potential responses of Melaleuca genus to global climate change. Mitig Adapt Strateg Glob Change, 18, 851–867. 112. Triet, T., Dung, N.T.K., Thuyen, L.X., Dao, T.T.A. (2018). Climate change vulnerability assessment U Minh Thuong national park, Vietnam. IUCN. 42 pages. 113. Trung, N.H., Trí, V.P.D., Linh, V. T.P. (2012). Phân vùng sinh thái nông nghiệp ở ĐBSCL: Hiện trạng và xu hướng thay đổi trong tương lai dưới tác động của biến đổi khí hậu. 114. Trung, N.V. (2015). Đánh giá ảnh hưởng của việc trồng Keo lai đến tính chất đất và thảm thực vật dưới tán rừng U Minh Hạ, Cà Mau. 115. Trừng, T. V. (1998). Những hệ sinh thái rừng nhiệt đới ở Việt Nam. Nhà xuất bản Khoa học và Kỹ thuật. 116. Tuboi, C., Irengbam, M., Hussain, S.A. (2018). Seasonal variations in the water quality of a tropical wetland dominated by floating meadows and its implication for conservation of Ramsar wetlands. Physics and Chemistry of the Earth, 103, 107 – 114. 117. Tuong, T. P., & VAN Mensvoort, M. E. F. (1998). Reducing acid pollution from reclaimed acid sulphate soils: experiences from the Mekong delta, Vietnam. Water and the environment: innovation issues in irrigation and drainage, 83.

113

118. UBND tỉnh Cà Mau, 2016. Báo cáo tổng hợp điều tra, đánh giá thoái hóa đất kỳ đầu tỉnh Cà Mau, phục vụ quản lý sử dụng đất bền vững. 119. Valko M, Morris H, Cronin MTD (2005). Metals, toxicity and oxidative stress. Current Medicinal Chemistry, 12, 1161–1208 120. Van Mensvoort, M.E.F. and Dent, D.L. (1998). Acid sulfate soils. In Advances in Soil Science, Eds Lal R, Blum WH, Valentine C and Stewart BA, pp304-355, CRC Press LLC, FL, USA. 121. Vehanen T, Sutela T, Aroviita J, Karjalainen SM, Riihimäki J, Larsson A, Vuori KM. (2022). Land use in acid sulphate soils degrades river water quality–Do the biological quality metrics respond. Ecological Indicators, 141, 109085. 122. Vicente, S. J. V., Aluoto, A. C. D. S. G., Alves, D. A. S., Bueno, L. F., Francisco, L. D. O. P., & Astuto, V. B. (2022). Batch and continuous processes for the removal of Al3+ and Fe2+ from aqueous effluents using spent coffee ground: Processos batch e contínuo para a remoção de Al3+ e Fe2+ de efluentes aquosos utilizando café moído. Latin American Journal of Development, 4(3), 1150-1168. 123. Vithana C.L., Ulapane P.A., Chandrajith R., Sullivan L.A., Bundschuh J., Toppler N., Ward N.J., Senaratne A. (2022). Assessment of the acidification risk of the acid sulfate soil materials in a tropical coastal peat bog: Muthurajawela Marsh, Sri Lanka. Catena. 216, 106396. 124. Wang, M., Hu, K., Zhang, D., & Lai, J. (2019). Speciation and spatial distribution of heavy metals (cu and Zn) in wetland soils of Poyang Lake (China) in wet seasons. Wetlands, 39, 89–98. 125. Xuân, V.T. (1993). Recent advances in integrated land uses on acid sulphate soilds. Pp.129 – 136. In D.L Dent and M.E.F. Van mensvoort (eds.) Selected papers of the ho chi minh city symposium on acid sulphate soilds. International institute for land reclamation and Improvement publication, 53. Wageningen. 126. Yên, M. Đ. và ctv. (1992). Định loại cá nước ngọt Nam Bộ. Nhà xuất bản khoa học kỹ thuật. 127. Yetis, A. D, Selek, Z., Seckin, G., & Davutluoglu, O. I. (2014). Water quality of Mediterranean coastal plains: conservation implications from the Akyatan Lagoon, Turkey. Environmental Monitoring and Assessment, 186, 7631–7642. 128. Yetis, A. D., Akyuz, F. (2021). Water quality evaluation by using multivariate statistical techniques and pressure-impact analysis in wetlands: Ahlat Marshes, Turkey. Environ Dev Sustain., 23, 969–988. 129. Yliane, A.M., Guiliani, Y., Waite, T.D., Collins, R.N. (2014). Exchangeable and secondary mineral reactive pools of aluminium in coastal lowland acid sulfate soils. Science of the Total Environment, 485-486, 232 – 240. 130. Zhao, Z., Liu, G., Liu, Q., Huang, C., & Li, H. (2018). Studies on the spatiotemporal variability of river water quality and its relationships with soil and precipitation: A case study of the mun river basin in Thailand. International Journal of Environmental Research and Public Health, 15(11).

114

DANH MỤC CÁC BÀI BÁO ĐÃ CÔNG BỐ

1. Van Du Le, Thanh Giao Nguyen and Hoang Dan Truong (2021). The variation of water quality in three land use types in U Minh Ha National Park, Ca Mau province, Vietnam using multivariate statistical approaches. Water, 13(11), 1501. https://doi.org/10.3390/w13111501 2. Lê Văn Dũ, Nguyễn Thu Thùy Anh, Trương Hoàng Đan, Nguyễn Thanh Giao và Phạm Quốc Thái (2019). Ứng dụng primer phần mềm đánh giá cá tự nhiên ở vùng đệm Vườn Quốc gia U Minh Hạ - Cà Mau. Tạp chí Khoa học Trường Đại học Cần Thơ, 55, 88-94. https://doi.org/10.22144/ctu.jsi.2019.115 3. Lê Văn Dũ, Nguyễn Thu Thùy Anh, Trương Hoàng Đan, Nguyễn Thanh Giao, Phạm Quốc Thái, Trần Văn Sơn và Lê Thị Hồng Nga (2019). Ứng dụng thống kê đa biến trong đánh giá chất lượng nước ở Vườn Quốc Gia U Minh Hạ - Cà Mau. Tạp chí Khoa học Trường Đại học Cần Thơ, 55, 70-76. https://doi.org/10.22144/ctu.jsi.2019.133

115

PHỤ LỤC

1. Phiếu phỏng vấn

BẢNG PHỎNG VẤN BA MÔ HÌNH CANH TÁC

TẠI U MINH HẠ, TỈNH CÀ MAU [Q1] Mã số phiếu: ......................................................................................................................... [Q2] Tọa độ GPS: ........................................................................................................................ [Q3] Tọa độ GPS: [UTM] ............................................................................................................ I. THÔNG TIN CHỦ HỘ [Q4]. Họ tên người được phỏng vấn: .......................................................................................... Số điện thoại: ............................................................................................................................... [Q5]. Tuổi: ................................................................................................................................... [Q6]. Giới tính: ............................................................................................................................ [Q7]. Địa chỉ: ................................................................................................................................ [Q8].Trình độ học vấn: ................................................................................................................. [Q9]. Xin ông/bà vui lòng cho biết tổng diện tích đất canh tác của gia đình (ha):....................... Chiều dài/ chiều rộng: .................................................................................................................. Q10. Chuẩn bị đất (Lúa 2 vụ)

Trục

Bừa

Cày

Xới

Bao nhiêu vụ thì làm đất theo hình thức sau?

Q11. Chuẩn bị đất (Keo lai và Tràm thâm canh) Q11.1 Kiểu sử dụng đất (loại cây trồng) trước đây của ông/ bà là:.............................................. Q11.2 Năm bắt lên liếp trồng Tràm thâm canh: ........................................................................... Q11.3 Năm cải tạo lại đất liếp trồng Tràm thâm canh: ................................................................ Q11.4 Khoảng thời gian cải tạo lại đất (nếu có):.. ........................................................................ Q11.5 Kích thước liếp: Chiều cao……..……..(m) Chiều rộng……..……(m) Chiều dài……..……...(m) Q11.6 Kích thước kênh, mương: Chiều rộng……..……(m) Chiều dài……..……..(m) Q12. Nhu cầu nước Q12.1 Trên ruộng có mương bao hay không?  Có  Không Q12.2 Kích thước mương bao: Dài:...............................Rộng:................................. Q12.3 Vị trí mương bao:  1 bìa/bên ruộng  2 bìa  3 bìa  4 bìa Q12.4 Trong ba năm gần đây thì nhu cầu nước tưới cho ruộng lúa nhu thế nào?  Thiếu  Thừa  Bình thường

116

Giai đoạn

Lượng nước thiếu/thừa trong ba năm gần đây Nhiều Rất ít

Không thay đổi

Ít

Rất nhiều

2018

2019

2020

Mùa mưa Mùa khô Mùa mưa Mùa khô Mùa mưa Mùa khô

Q12.5 Ông/bà có bơm nước hay dẫn nước từ các kênh vào ruộng?

Giai đoạn

Không bao giờ Hiếm khi

Chọn lựa các câu trả lời dưới… Thỉnh thoảng

Thường xuyên Luôn luôn

Mùa khô Mùa mưa

Q12.6 Đối với những năm thiếu nước có bị phèn hay không?

Giai đoạn

Rất ít

Mức độ nhiễm phèn Ít

Không thay đổi

Nhiều

Rất nhiều

2018

2019

2020

Mùa mưa Mùa khô Mùa mưa Mùa khô Mùa mưa Mùa khô

Q13. Nguyên nhân biến động nguồn lợi cá Q13.1 Theo ông/ bà khi trồng lúa 2 vụ thì số loài cá trong tự nhiên thay đổi như thế nào so với trước đây?

Giai đoạn

Rất ít

Ít

Mức độ thay đổi về số loài Nhiều

Bình thường

Rất nhiều

Mùa khô Mùa mưa

Q13.2 Theo ông/ bà trồng lúa 2 vụ thì sản lượng cá trong tự nhiên thay đổi như thế nào

Mức độ thay đổi về sản lượng

Giai đoạn

Rất ít

Ít

Bình thường

Nhiều

Rất nhiều

Mùa khô Mùa mưa

Q13.3 Yếu tố chất lượng nước

Mức độ ảnh hưởng

Nguyên nhân

Rất ít

Ít

Nhiều Rất nhiều

Bình thường

117

Q13.4 Yếu tố môi trường đất

Mức độ ảnh hưởng

Nguyên nhân

Rất ít

Ít

Nhiều

Rất nhiều

Bình thường

Q13.5 Yếu tố con người khai thác, đánh bắt quá mức Mức độ ảnh hưởng

Nguyên nhân

Rất ít

Ít

Nhiều

Rất nhiều

Bình thường

Q13.6 Theo ông/ bà loại hình nào đánh bắt cá theo phương thức tận diệt (sắp xếp theo thứ tự nghiêm trọng nhất đến kém nghiêm trọng nhất)

Loại hình đánh bắt

Xiệc điện Sử dụng lưới 3 màng, có kích thước mắt lưới nhỏ Sử dụng thuốc hóa học (thuốc cá) Kéo lưới Sử dụng lú bát quái … Q13.7. Yếu tố sử dụng thuốc bảo vệ thực vật

Mức độ ảnh hưởng

Nguyên nhân

Rất ít

Ít

Nhiều

Rất nhiều

Bình thường

Q13.8. Theo ông/ bà yếu tố nào là nguyên nhân chính làm biến động nguồn cá tự nhiên?

Khai thác quá mức

Khác

Môi trường nước bị ô nhiễm

Quá trình cải tạo đất

Sử dụng thuốc BVTV

2. Phân tích thống kê môi trường đất

Bảng 1. Kết quả phân tích sự khác biệt chất lượng đất giữa hai tầng phèn trong các mô hình

Tràm tự nhiên

Levene's Test for Equality of Variances t-test for Equality of Means

F Sig. t df Sig. (2- tailed) Mean Difference Std. Error Difference

95% Confidence Interval of the Difference Lower Upper

3,57 0,09 -0,19 10,00 0,85 -0,02 0,11 -0,26 0,22 pH

- - -0,19 7,90 0,86 -0,02 0,11 -0,27 0,23 Equal variances assumed Equal variances not assumed

118

10,97 0,01 -10,79 10,00 0,00 -1,67 0,16 -2,02 -1,33 Tỷ trọng

- - -10,79 6,27 0,00 -1,67 0,16 -2,05 -1,30

2,28 0,16 0,79 10,00 0,45 2,44 -3,50 7,36 1,93

Ẩm độ - - 0,79 8,56 0,45 2,44 -3,63 7,49 1,93

18,87 0,00 0,01 10,00 0,99 0,02 -0,04 0,04 0,00 TN

- - 0,01 6,78 0,99 0,02 -0,04 0,04 0,00

1,25 0,29 0,42 10,00 0,69 0,00 -0,01 0,01 0,00 TP

- - 0,42 8,74 0,69 0,00 -0,01 0,01 0,00

1,94 0,19 0,11 10,00 0,91 1,70 -3,59 3,98 0,20 CHC

- - 0,11 9,19 0,91 1,70 -3,64 4,03 0,20 Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Tràm trồng

Levene's Test for Equality of Variances t-test for Equality of Means

Sig. F t df Sig. (2- tailed) Mean Difference Std. Error Difference

95% Confidence Interval of the Difference Lower Upper

14,25 0,00 -5,03 22,00 0,00 -1,48 0,29 -2,08 -0,87 pH

- - -5,03 12,23 0,00 -1,48 0,29 -2,11 -0,84

0,09 0,77 0,52 22,00 0,61 0,25 -0,39 0,66 0,13 Tỷ trọng

- - 0,52 21,94 0,61 0,25 -0,39 0,66 0,13

0,60 0,45 1,02 22,00 0,32 1,63 -1,71 5,04 1,67

Ẩm độ - - 1,02 20,60 0,32 1,63 -1,73 5,06 1,67

0,27 0,61 1,44 22,00 0,16 0,02 -0,01 0,06 0,03 TN

- - 1,44 21,80 0,16 0,02 -0,01 0,06 0,03

0,15 0,71 0,39 22,00 0,70 0,01 -0,01 0,02 0,00 TP

- - 0,39 21,02 0,70 0,01 -0,01 0,02 0,00

9,18 0,01 3,62 22,00 0,00 0,43 0,67 2,46 1,56 CHC

- - 3,62 15,20 0,00 0,43 0,64 2,48 1,56 Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Keo lai

Levene's Test for Equality of Variances t-test for Equality of Means

F Sig. t df Sig. (2- tailed) Mean Difference Std. Error Difference 95% Confidence Interval of the Difference

119

2,10 0,16 -4,36 22,00 0,00 -1,75 0,40 Lower Upper -0,92 -2,58 pH - - -4,36 19,90 0,00 -1,75 0,40 -2,59 -0,91

17,62 0,00 -0,59 22,00 0,56 -0,18 0,31 -0,82 0,46 Tỷ trọng - - -0,59 20,58 0,56 -0,18 0,31 -0,83 0,46

0,27 0,61 -0,55 22,00 0,59 -0,87 1,59 -4,18 2,43

Ẩm độ - - -0,55 22,00 0,59 -0,87 1,59 -4,18 2,43

2,31 0,14 1,05 22,00 0,31 0,05 -0,05 0,16 0,05 TN - - 1,05 12,81 0,31 0,05 -0,06 0,17 0,05

0,15 0,70 1,41 22,00 0,17 0,01 0,00 0,02 0,01 TP - - 1,41 22,00 0,17 0,01 0,00 0,02 0,01

2,97 0,10 2,33 22,00 0,03 0,40 0,10 1,74 0,92 CHC - - 2,33 17,58 0,03 0,40 0,09 1,75 0,92 Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed

Bảng 2. Kết quả phân tích sự khác biệt chất lượng đất giữa các mô hình trong tầng phèn nông

pH

N

Phennong

9 12 12

Subset for alpha = 0.05 2 1 3.21 3.75 3.75 4.32 0.08 0.10

1.00 2.00 3.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 10.800. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

Tỷ trọng

N

Subset for alpha = 0.05 1 1.22 1.59 1.64 0.11

9 12 12

Phennong 1.00 2.00 3.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 10.800. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

Ẩm độ

N

12

Subset for alpha = 0,05 2

3

Phennong 3.00

1 24,43 120

36,55 1,00

43,43 1,00

1,00

12 2.00 9 1.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 10,800. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

CHC

N

Subset for alpha = 0,05 2 1 6,16 7,57 11,32 1,00 0,20

12 12 9

Phennong 3.00 2.00 1.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 10,800. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

TN

N

Subset for alpha = 0,05 1 0,15 0,18 0,19 0.52

12 9 12

Phennong 2.00 1.00 3.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 10,800. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

TP

N

Subset for alpha = 0,05 2 1 0,06 0,07 0,07 0,08 0,07 0,38

9 12 12

Phennong 1.00 2.00 3.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 10,800. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

Bảng 3. Kết quả phân tích sự khác biệt chất lượng đất giữa các mô hình trong tầng phèn sâu pH

N

1 3,22 1,00

9 12 12

Subset for alpha = 0,05 2 5,23 1,00

3 6,07 1,00

Phensau 1.00 2.00 3.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 10,800. 121

b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

Tỷ trọng

N

Subset for alpha = 0,05 2 1 1,46 1,82 1,82 2,33 0,16 0,31

12 12 9

Phensau 2.00 3.00 1.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 10.800. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

Ẩm độ

N

Subset for alpha = 0,05 2 34,88 1,00

1 25,30 1,00

3 42,15 1,00

12 12 9

Phensau 3.00 2.00 1.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 10.800. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

CHC

N

Subset for alpha = 0,05 2 1 5,24 6,01 11,19 1,00 0,44

12 12 9

Phensau 3.00 2.00 1.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 10.800. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

TN

N

Subset for alpha = 0,05 2 1 0,13 0,13 0,18 1,00 0,85

12 12 9

Phensau 2.00 3.00 1.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 10.800. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

TP

N

9 12

Subset for alpha = 0.05 2 1 0,06 0,07 0,07

Phensau 1.00 2.00

122

12

0,50

0,08 0,14

3.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 10.800. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

Bảng 4. Kết quả phân tích sự khác biệt chất lượng đất giữa hai mùa trong các mô hình

Tràm tự nhiên

t-test for Equality of Means Levene's Test for Equality of Variances

F Sig. t df Sig. (2- tailed) Mean Difference Std. Error Difference

2,55 0,14 1,15 11,00 0,27 95% Confidence Interval of the Difference Lower Upper 1,29 -0,40 0,39 0,44 pH - - 1,24 6,59 0,26 0,36 -0,41 1,30 0,44

6,93 0,02 2,85 11,00 0,02 0,15 1,16 0,23 0,65 Tỷ trọng - - 3,10 6,00 0,02 0,14 1,17 0,21 0,65

0,36 0,56 -3,12 11,00 0,01 -8,35 2,67 -14,23 -2,47

Ẩm độ - - -3,25 9,98 0,01 -8,35 2,57 -14,08 -2,63

1,33 0,27 2,25 11,00 0,05 0,01 0,00 0,06 0,03 TN - - 2,29 10,92 0,04 0,01 0,00 0,06 0,03

0,59 0,46 0,76 11,00 0,46 0,01 -0,01 0,02 0,00 TP - - 0,79 10,10 0,45 0,01 -0,01 0,02 0,00

0,52 0,49 -0,97 11,00 0,35 -2,04 2,10 -6,67 2,58 CHC - - -1,00 10,55 0,34 -2,04 2,04 -6,55 2,47 Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Tràm trồng

t-test for Equality of Means Levene's Test for Equality of Variances

F Sig. t df Sig. (2- tailed) Mean Difference Std. Error Difference

95% Confidence Interval of the Difference Lower Upper 1,04 -0,74 0,43 0,11 0,74 0,35 22,00 0,73 0,15 pH - - 0,35 21,78 0,73 0,43 -0,74 1,04 0,15

1,19 1,50 0,07 19,86 0,00 17,97 22,00 0,00 1,34 Tỷ trọng 1,18 1,51 0,07 - - 17,97 11,00 0,00 1,34 Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed

123

1,20 0,29 -1,73 22,00 0,10 -2,71 1,56 -5,95 0,53

- - -1,73 19,93 0,10 -2,71 1,56 -5,97 0,55 Ẩm độ

7,85 0,01 1,85 22,00 0,08 0,02 0,00 0,07 0,03 TN 1,85 15,11 0,08 0,02 0,00 0,07 0,03

2,85 0,11 1,16 22,00 0,26 0,01 -0,01 0,03 0,01 TP - - 1,16 17,87 0,26 0,01 -0,01 0,03 0,01

4,35 0,05 -0,35 22,00 0,73 -0,19 0,54 -1,32 0,94 CHC - - -0,35 17,77 0,73 -0,19 0,54 -1,33 0,95 Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Keo lai

Levene's Test for Equality of Variances t-test for Equality of Means

F Sig. t df Sig. (2- tailed) Mean Difference Std. Error Difference

0,15 0,70 0,05 25,00 0,96 95% Confidence Interval of the Difference Lower Upper 1,07 -1,02 0,51 0,02 pH - - 0,05 23,10 0,96 0,51 -1,03 1,08 0,02

79,86 0,00 20,47 25,00 0,00 1,32 1,62 0,07 1,47 Tỷ trọng - - 22,98 14,01 0,00 1,33 1,60 0,06 1,47

1,96 0,17 -0,60 25,00 0,55 -1,08 1,81 -4,81 2,64

- -0,63 24,30 0,54 -1,08 1,73 -4,66 2,49 Ẩm độ

2,44 0,13 1,60 25,00 0,12 0,05 -0,02 0,17 0,07 TN - - 1,77 16,03 0,10 0,04 -0,01 0,16 0,07

1,18 0,29 0,09 25,00 0,93 0,00 -0,01 0,01 0,00 TP - - 0,08 19,87 0,93 0,01 -0,01 0,01 0,00

0,16 0,70 -1,43 25,00 0,16 -0,60 0,42 -1,47 0,26 CHC - - -1,44 24,02 0,16 -0,60 0,42 -1,47 0,26 Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Lúa

Levene's Test for Equality of Variances t-test for Equality of Means

F Sig. t df Sig. (2- tailed) Mean Difference Std. Error Difference

0,01 0,94 -3,09 4,00 0,04 -0,96 0,31 95% Confidence Interval of the Difference Lower Upper -0,10 -1,82 pH Equal variances assumed

124

- - -3,09 4,00 0,04 -0,96 0,31 -1,82 -0,10

0,00 0,00 0,97 0,03 4,00 0,98 0,14 -0,39 0,40 Tỷ trọng 0,00 - - 0,03 4,00 0,98 0,14 -0,39 0,40

0,01 0,94 -3,06 4,00 0,04 -5,32 1,74 -10,14 -0,49

Ẩm độ - - -3,06 3,96 0,04 -5,32 1,74 -10,16 -0,47

0,01 0,24 0,65 0,30 4,00 0,78 0,05 -0,11 0,14 TN 0,01 0,30 3,88 0,78 0,05 -0,11 0,14

0,83 0,41 -1,14 4,00 0,32 -0,01 0,01 -0,02 0,01 TP - - -1,14 3,36 0,33 -0,01 0,01 -0,02 0,01

0,46 0,53 -0,26 4,00 0,81 -0,14 0,54 -1,65 1,37 CHC - - -0,26 3,78 0,81 -0,14 0,54 -1,68 1,40 Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed

Bảng 5. Kết quả phân tích sự khác biệt chất lượng đất giữa các mô hình vào mùa khô

pH

N

Subset for alpha = 0,05 2 1 3,03 4,56 5,14 5,58 0,11 1,000

6 12 12 3

Muakho 1.00 2.00 3.00 4.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

Tỷ trọng

N

Subset for alpha = 0,05 2 1 1,49 2,26 2,36 2,44 0,240 1,000

6 3 12 12

Muakho 1.00 4.00 2.00 3.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

Ẩm độ

N

12 12 3

Subset for alpha = 0,05 2 34,36 34,85

3

Muakho 3.00 2.00 4.00

1 23,3250 125

6

1,000

47,00 1,00

,785

1.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

CHC

N

Subset for alpha = 0,05 2 13,29 1,0

12 3 12 6

1 Muakho 5,53 3.00 5,70 4.00 6,6 2.00 1.00 Sig. ,273 Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

TN

Subset for alpha = 0,05 1 0,13 0,16 0,20 0,24 0,13

N 3 12 12 6

Muakho 4.00 2.00 3.00 1.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

TP

N

Subset for alpha = 0,05 2 0,07 0,08 0,09 0,07

6 12 12 3

Muakho 1 1.00 0,06 2.00 0,08 3.00 4.00 0,08 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

Bảng 6. Kết quả phân tích sự khác biệt chất lượng đất giữa các mô hình vào mùa mưa

pH

N

6 12 12 3

Subset for alpha = 0,05 2 4,41 5,25

3 6,53

Muamua 1.00 2.00 3.00 4.00

1 2,93 126

1,00

1,00

0,19

Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

Tỷ trọng

N

Subset for alpha = 0,05 2 1 1,02 1,02 1,02 2,25 1,00 0,98

12 6 12 3

Muamua 2.00 1.00 3.00 4.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

Ẩm độ

N

Subset for alpha = 0,05 2 37,07 40,17 0,17

1 26,40 1,00

3 53,27 1,00

12 12 3 6

Muamua 3.00 2.00 4.00 1.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

CHC

N

Subset for alpha = 0,05 2 1 5,85 5,87 6,88 14,03 1,00 0,27

3 12 12 6

Muamua 4.00 3.00 2.00 1.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

TN

N

12 3 12 6

Subset for alpha = 0,05 2 1 0,12 0,12 0,12 0,20 1,00 0,70

Muamua 3.00 4.00 2.00 1.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000.

127

b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

TP

N

Subset for alpha = 0,05 2 0,08 1,00

1 0,05 0,06 0,25

3 0,10 1,00

6 12 12 3

Muamua 1.00 2.00 3.00 4.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

Bảng 7. Bảng phân loại chất lượng đất giữa hai tầng phèn Muakho

Predicted_Tang phen

Actual_Tang phen

Group size

15 15

Phensau 11 (73,33%) 3 (20,00%)

Phennong 4 (26,67%) 12 ( 80,00%)

Phensau Phennong Percent of cases correctly classified: 76,67% Muamua

Predicted_Tang phen

Actual_Tang phen

Group size

15 15

Phensau 15 (100%) 1 (6,67%)

Phennong 0 (0,00%) 14 (93,33%)

Phensau Phennong Percent of cases correctly classified: 96,67%

Bảng 8. Bảng phân loại chất lượng đất giữa hai mùa Phennong

Predicted_Mua

Actual_Mua

Group size

15 15

Muakho 14 (93,33%) 0 (0,00%)

Muamua 1 (6,67%) 15 (100,00%)

Muakho Muamua Percent of cases correctly classified: 96,67% Phensau

Predicted_Mua

Actual_Mua

Group size

15 15

Muakho 15 (100,00%) 0 (0,00%)

Muamua 0 (0,00%) 15 (100,00%)

Muakho Muamua Percent of cases correctly classified: 100,00%

128

Bảng 9. Hệ số loading của các thông số chất lượng đất trong phân tích PCA theo tầng phèn

Phèn sâu

Thông số

PC3 0,14 -0,68 -0,01 0,28 0,59 0,29 0,39 6,48

pH Tỷ trọng Ẩm độ CHC TN TP Eigenvalue Per. of Var. Cum. Per.

PC1 -0,44 -0,29 0,53 0,48 0,01 -0,46 3,05 50,89 50,89

Phèn nông PC3 PC2 0,43 -0,32 -0,58 0,56 0,12 0,02 0,26 0,13 0,52 0,74 0,36 0,13 0,65 1,34 10,77 22,32 83,98 73,21

PC4 0,12 0,35 0,26 0,56 -0,42 0,55 0,54 8,93 92,91

PC4 PC2 PC1 -0,17 0,25 0,46 -0,07 0,67 -0,28 0,62 -0,13 -0,45 0,08 0,02 -0,48 -0,39 0,44 -0,38 0,65 0,53 0,36 0,33 3,85 1,16 64,17 19,30 5,58 64,17 83,47 89,95 95,53

Bảng 10. Hệ số loading của các thông số chất lượng đất trong phân tích PCA theo mùa

Mùa khô

Thông số

pH Tỷ trọng Ẩm độ CHC TN TP Eigenvalue Per. of Var. Cum. Per.

PC1 0,44 0,48 -0,43 -0,50 -0,17 0,32 3,48 58,00 58,00

PC2 -0,21 -0,07 -0,24 -0,03 0,82 0,48 1,09 18,23 76,23

PC3 -0,12 -0,31 0,08 0,19 -0,49 0,78 0,60 10,05 86,28

PC4 0,53 0,17 0,76 0,04 0,25 0,22 0,44 7,25 93,53

Mùa mưa PC4 PC1 PC3 PC2 0,82 0,46 0,17 0,20 -0,31 0,18 -0,37 0,77 0,35 -0,43 -0,36 0,38 0,21 -0,48 0,24 0,20 -0,08 -0,41 0,63 0,27 -0,25 0,42 0,33 0,51 0,23 0,57 1,29 3,67 61,21 21,53 9,54 3,80 61,21 82,74 92,28 96,08

3. Phân tích thống kê môi trường nước

Bảng 11. Kết quả phân tích sự khác biệt chất lượng nước giữa hai tầng phèn trong các mô hình

t-test for Equality of Means

Levene's Test for Equality of Variances

F

Sig.

t

df

95% Confidence Interval of the Difference

Sig. (2- tailed)

Mean Difference

Std. Error Difference

Lower

Upper

Tràm tự nhiên

pH 0,01 0,93 -0,16 10,00 0,88 -0,05 -0,76 0,66 0,32

- - -0,16 10,00 0,88 -0,05 -0,76 0,66 0,32

DO -0,55 2,02 0,58 12,43 0,01 1,28 10,00 0,23 0,74

- -0,62 2,09 0,58 - 1,28 7,21 0,24 0,74

EC -0,31 0,77 0,24 0,56 0,47 0,95 10,00 0,36 0,23

- -0,31 0,77 0,24 - 0,95 9,95 0,36 0,23 Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed

129

0,32 0,58 0,94 10,00 0,37 76,40 81,60 -105,41 258,20

- - 0,94 9,96 0,37 76,40 81,60 -105,51 258,31 COD Equal variances assumed Equal variances not assumed

6,33 0,03 0,24 10,00 0,82 14,06 -27,98 34,67 3,34

- 0,24 9,67 0,82 14,06 -28,13 34,81 - 3,34

4,17 0,07 0,65 10,00 0,53 -15,00 27,29 6,15 9,49 N- NO₃ˉ

- 0,65 8,30 0,53 -15,60 27,89 - 6,15 9,49

0,00 0,95 -0,45 10,00 0,66 -0,16 -0,96 0,64 0,36 N- NH₄⁺

- - -0,45 9,99 0,66 -0,16 -0,96 0,64 0,36

Fe³⁺ -1,14 3,69 1,67 0,23 1,18 10,00 0,27 1,28 1,08

-1,18 3,74 1,18 8,78 0,27 1,28 1,08

Al³⁺ -0,74 1,76 1,49 0,25 0,91 10,00 0,39 0,51 0,56

-0,79 1,81 0,91 7,74 0,39 0,51 0,56 BOD Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Tràm trồng

t-test for Equality of Means Levene's Test for Equality of Variances

F Sig. t df 95% Confidence Interval of the Difference Sig. (2- tailed) Mean Difference Std. Error Difference Lower Upper pH -3,57 -0,89 216,3 0,00 -3,46 22,00 0,00 -2,23 0,65

- - -3,46 12,05 0,00 -2,23 -3,64 -0,83 0,65

DO 3,36 0,08 -0,16 22,00 0,87 -0,03 -0,41 0,35 0,18

- - -0,16 20,06 0,87 -0,03 -0,41 0,35 0,18

EC 0,03 0,87 0,21 22,00 0,83 -10,99 13,48 1,25 5,90

- - 0,21 21,91 0,83 -10,99 13,48 1,25 5,90 Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed

5,82 0,02 1,15 22,00 0,26 36,69 32,02 -29,72 103,10

- - 1,15 16,50 0,27 36,69 32,02 -31,02 104,41 COD Equal variances assumed Equal variances not assumed

0,36 0,56 -0,26 22,00 0,80 -2,38 -21,58 16,83 9,26

- - -0,26 21,75 0,80 -2,38 -21,59 16,84 9,26

0,60 0,45 0,40 22,00 0,69 -9,26 13,69 2,21 5,53 N- NO₃ˉ

- - 0,40 21,84 0,69 -9,26 13,69 2,21 5,53

5,68 0,03 1,93 22,00 0,07 -0,31 8,50 4,09 2,12 BOD Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed N- NH₄⁺

130

- 1,93 11,51 0,08 4,09 2,12 -0,56 8,74 -

Fe³⁺ 8,14 0,01 1,76 22,00 0,09 98,98 56,31 -17,81 215,76

- 1,76 11,09 0,11 98,98 56,31 -24,84 222,80 -

Al³⁺ 0,01 0,93 0,67 22,00 0,51 2,80 4,19 -5,88 11,49

- 0,67 21,75 0,51 2,80 4,19 -5,89 11,49 - Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Keo lai

t-test for Equality of Means Levene's Test for Equality of Variances

F Sig. t df 95% Confidence Interval of the Difference Sig. (2- tailed) Mean Difference Std. Error Difference Lower Upper pH -4,78 -4,02 0,08 0,78 22,00 0,00 -4,40 0,18

- 21,80 0,00 -4,40 -4,78 -4,02 0,18 - - 24,26 - 24,26 DO 1,66 0,21 -0,88 22,00 0,39 -0,40 -1,36 0,55 0,46

- -0,88 15,27 0,39 -0,40 -1,38 0,58 0,46 -

EC 8,00 0,01 1,64 22,00 0,11 6,51 -1,71 14,73 3,96

- 1,64 14,76 0,12 6,51 -1,95 14,97 3,96 - Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed

2,45 0,13 -0,16 22,00 0,87 -4,85 29,70 -66,44 56,73

- -0,16 15,32 0,87 -4,85 29,70 -68,04 58,33 - COD Equal variances assumed Equal variances not assumed

1,16 0,29 -0,71 22,00 0,49 -6,69 -26,25 12,87 9,43

- -0,71 21,90 0,49 -6,69 -26,26 12,87 9,43 -

2,02 0,17 -0,59 22,00 0,56 -3,97 -18,01 10,08 6,77 N- NO₃ˉ

- -0,59 19,65 0,56 -3,97 -18,11 10,18 6,77 -

5,76 0,03 4,22 22,00 0,00 1,42 0,72 2,12 0,34 N- NH₄⁺

- 4,22 14,96 0,00 1,42 0,70 2,14 0,34 -

Fe³⁺ 3,38 0,08 5,42 22,00 0,00 25,74 15,88 35,59 4,75

- 5,42 14,62 0,00 25,74 15,59 35,89 4,75 -

Al³⁺ 39,35 0,00 3,34 22,00 0,00 10,62 4,02 17,21 3,18

- 3,34 11,02 0,01 10,62 3,62 17,61 3,18 - BOD Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed

131

Bảng 12. Kết quả phân tích sự khác biệt chất lượng nước giữa các mô hình trong tầng phèn nông

pH

N

Phennong

Subset for alpha = 0,05 2 5,28 1,00

12 12 6

1 2.00 2,62 3.00 2,69 1.00 0,78 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 9.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

EC

N

Phennong

6 12 12

Subset for alpha = 0,05 2 1 1,54 13.24 15.33 0.72 1,00

1.00 3.00 2.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 9.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

DO

N

Phennong

6 12 12

Subset for alpha = 0,05 1 1,94 2,43 2,53 0,12

1.00 2.00 3.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 9.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

BOD

N

Phennong

12 12 6

Subset for alpha = 0,05 1 26,50 28,63 37,74 0,35

3.00 2.00 1.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 9.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

COD

Phennong

N

3.00 2.00

12 12

Subset for alpha = 0,05 2 163,19

1 106,74 163,19

132

6

258,57 0,07

0,27

1.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 9.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

N-NH₄⁺

N

Phennong

6 12 12

Subset for alpha = 0,05 1 2,27 2,69 5,44 0,18

1.00 3.00 2.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 9.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

N-NO₃ˉ

N

Phennong

12 12 6

Subset for alpha = 0,05 1 11,47 12,20 15,33 0,61

3.00 2.00 1.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 9.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

Fe³⁺

Phennong

N

6 12 12

Subset for alpha = 0,05 1 8,36 30,92 111,22 0,11

1.00 3.00 2.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 9.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

Al³⁺

Phennong

N

6 12 12

Subset for alpha = 0,05 1 2,93 10,89 11,98 0,08

1.00 3.00 2.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 9.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

133

Bảng 13. Kết quả phân tích sự khác biệt chất lượng nước giữa các mô hình trong tầng phèn sâu pH

N

Subset for alpha = 0,05 2 1 4,86 5,33 7,09 1,00 0,49

12 6 12

Phensau 2.00 1.00 3.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 9.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

EC

N

Subset for alpha = 0,05 2 1 1,31 6,73 6,73 14,09 0,13 0,26

6 12 12

Phensau 1.00 3.00 2.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 9.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

DO

N

Subset for alpha = 0,05 2 1 1,20 2,46 2,93 0,33 1,00

6 12 12

Phensau 1.00 2.00 3.00 Sig, Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 9.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

BOD

N

Subset for alpha = 0,05 1 31,00 33,19 34,40 0,77

12 12 6

Phensau 2.00 3.00 1.00 Sig, Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 9.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

COD

N

Subset for alpha = 0,05 1 111,59 126,50 182,18

12 12 6

Phensau 3.00 2.00 1.00

134

0,06

Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 9.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

N-NH₄⁺

N

Subset for alpha = 0,05 2 2,43 1,00

1 1,27 1,34 0,87

12 12 6

Phensau 3.00 2.00 1.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 9.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

N-NO₃ˉ

N

Subset for alpha = 0,05 1 9,18 9,98 15,44 0,43

6 12 12

Phensau 1.00 2.00 3.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 9.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

Fe³⁺

N

Subset for alpha = 0,05 1 5,19 7,08 12,24 0,13

12 6 12

Phensau 3.00 1.00 2.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 9.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

Al³⁺

N

Subset for alpha = 0,05 2 1 0,27 2,42 9,17 1,00 0,47

12 6 12

Phensau 3.00 1.00 2.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 9.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

135

Bảng 14. Kết quả phân tích sự khác biệt chất lượng nước giữa hai mùa trong các mô hình

Tràm tự nhiên

t-test for Equality of Means Levene's Test for Equality of Variances

F Sig. t df 95% Confidence Interval of the Difference Sig. (2- tailed) Mean Difference Std. Error Difference Lower Upper pH 0,04 -1,08 -0,91 0,22 0,65 10,00 0,00 -1,00

- 0,04 - 9,64 0,00 -1,00 -1,08 -0,91 - 25,87 - 25,87 DO 0,33 12,32 0,01 4,97 10,00 0,00 1,66 0,91 2,40

- 0,33 - 4,97 5,29 0,00 1,66 0,81 2,50

EC 0,08 0,56 0,47 -9,16 10,00 0,00 -0,76 -0,94 -0,58

- 0,08 - -9,16 9,68 0,00 -0,76 -0,95 -0,57 Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed

1,99 0,19 -5,17 10,00 0,00 -229,59 44,39 -328,49

- - -5,17 5,65 0,00 -229,59 44,39 -339,88 COD Equal variances assumed Equal variances not assumed - 130,68 - 119,29

2,29 2,34 0,16 10,00 0,00 -43,99 -49,09 -38,90

- 2,29 - 6,41 0,00 -43,99 -49,50 -38,48 - 19,25 - 19,25

7,61 145,9 0,00 -2,49 10,00 0,03 -18,93 -35,88 -1,98 N- NO₃ˉ

- 7,61 - -2,49 5,01 0,06 -18,93 -38,47 0,61

0,36 1,27 0,29 -0,01 10,00 0,99 0,00 -0,81 0,81 N- NH₄⁺

- 0,36 - -0,01 8,95 0,99 0,00 -0,83 0,82

Fe³⁺ 0,90 0,50 0,50 2,54 10,00 0,03 2,30 0,28 4,31

- 0,90 - 2,54 8,03 0,03 2,30 0,21 4,38

Al³⁺ 0,34 3,77 0,08 4,50 10,00 0,00 1,51 0,76 2,26

- 0,34 - 4,50 6,87 0,00 1,51 0,71 2,31 BOD Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Tràm trồng

t-test for Equality of Means Levene's Test for Equality of Variances

F Sig. t df 95% Confidence Interval of the Difference Sig. (2- tailed) Mean Difference Std. Error Difference Lower Upper pH 0,77 0,39 0,05 22,00 0,96 0,04 0,80 -1,62 1,71

- - 0,05 21,14 0,96 0,04 0,80 -1,63 1,71

DO 0,01 0,93 1,73 22,00 0,10 0,30 0,17 -0,06 0,65 Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed

136

- - 1,73 21,85 0,10 0,30 -0,06 0,65 0,17

EC 141,2 0,00 -7,81 22,00 0,00 -23,74 -30,05 -17,44 3,04

- - -7,81 11,10 0,00 -23,74 -30,43 -17,06 3,04 Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed

5,53 0,03 -0,30 22,00 0,77 -9,71 32,90 -77,94 58,51

- - -0,30 19,85 0,77 -9,71 32,90 -78,37 58,94 COD Equal variances assumed Equal variances not assumed

0,11 0,74 22,00 0,00 -41,19 -47,37 -35,02 2,98

- - 19,35 0,00 -41,19 -47,41 -34,97 2,98 - 13,84 - 13,84

19,66 0,00 -6,52 22,00 0,00 -21,14 -27,87 -14,41 3,24 N- NO₃ˉ

- - -6,52 11,04 0,00 -21,14 -28,28 -14,00 3,24

6,26 0,02 1,23 22,00 0,23 2,73 -1,88 7,34 2,22 N- NH₄⁺

- - 1,23 11,49 0,24 2,73 -2,13 7,59 2,22

Fe³⁺ 9,00 0,01 1,24 22,00 0,23 72,10 58,14 -48,47 192,68

- 1,24 11,08 0,24 72,10 58,14 -55,74 199,95 -

Al³⁺ 2,20 0,15 1,77 22,00 0,09 7,02 3,96 -1,19 15,22

- 1,77 19,44 0,09 7,02 3,96 -1,25 15,29 - BOD Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Keo lai

t-test for Equality of Means Levene's Test for Equality of Variances

F Sig. t df 95% Confidence Interval of the Difference Sig. (2- tailed) Mean Difference Std. Error Difference Lower Upper pH 11,15 0,00 0,01 22,00 0,99 0,01 -1,97 1,99 0,96

- - 0,01 21,13 0,99 0,01 -1,97 2,00 0,96

DO 12,10 0,00 -0,33 22,00 0,74 -0,16 -1,12 0,81 0,47

- - -0,33 11,80 0,74 -0,16 -1,18 0,86 0,47

EC 11,88 0,00 -5,85 22,00 0,00 -15,37 -20,82 -9,93 2,63

- - -5,85 11,14 0,00 -15,37 -21,14 -9,60 2,63 Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed

6,30 0,02 -0,49 22,00 0,63 -14,54 29,55 -75,83 46,75

- - -0,49 12,96 0,63 -14,54 29,55 -78,41 49,33 COD Equal variances assumed Equal variances not assumed

0,07 0,79 22,00 0,00 -43,64 -48,01 -39,27 2,11

- - 21,46 0,00 -43,64 -48,02 -39,27 2,11 BOD Equal variances assumed Equal variances not assumed - 20,73 - 20,73

137

10,77 0,00 -5,07 22,00 0,00 -23,51 -33,11 -13,90 4,63 N- NO₃ˉ

- - -5,07 11,40 0,00 -23,51 -33,66 -13,35 4,63

3,70 0,07 -2,92 22,00 0,01 -1,13 -1,92 -0,33 0,39 N- NH₄⁺

- - -2,92 21,38 0,01 -1,13 -1,93 -0,32 0,39

Fe³⁺ 0,47 0,50 -1,20 22,00 0,24 -8,44 -23,02 6,14 7,03

-1,20 19,79 0,24 -8,44 -23,12 6,24 7,03

Al³⁺ 6,98 0,01 1,07 22,00 0,30 4,07 -3,83 11,96 3,81

1,07 15,97 0,30 4,07 -4,00 12,13 3,81 Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Lúa

t-test for Equality of Means Levene's Test for Equality of Variances

F Sig. t df 95% Confidence Interval of the Difference Sig. (2- tailed) Mean Difference Std. Error Difference Lower Upper pH 0,15 -0,23 0,53 3,08 0,15 1,12 4,00 0,33 0,14

- 0,15 -0,30 0,61 - 1,12 2,82 0,35 0,14

DO 0,50 0,52 -6,48 4,00 0,00 -0,97 -1,38 -0,55 0,15

- - -6,48 3,67 0,00 -0,97 -1,40 -0,54 0,15

EC 9,56 0,04 -2,65 4,00 0,06 -0,14 -0,29 0,01 0,05

- - -2,65 2,06 0,11 -0,14 -0,36 0,08 0,05 Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed

0,60 0,48 -6,61 4,00 0,00 -134,85 20,40 -191,49 -78,22

- - -6,61 3,42 0,00 -134,85 20,40 -195,52 -74,19 COD Equal variances assumed Equal variances not assumed

0,01 0,94 -2,36 4,00 0,08 -20,03 -43,65 3,58 8,51

- - -2,36 4,00 0,08 -20,03 -43,65 3,59 8,51

13,02 0,02 4,00 0,00 -11,26 -11,61 -10,90 0,13 N- NO₃ˉ

- 2,04 0,00 -11,26 -11,79 -10,72 - 0,13

0,13 0,74 4,00 0,00 -1,51 -1,89 -1,12 0,14 N- NH₄⁺

- 3,87 0,00 -1,51 -1,89 -1,12 - 0,14 - 88,47 - 88,47 - 10,94 - 10,94 Fe³⁺ 1,38 0,30 -1,04 4,00 0,36 -0,52 -1,89 0,86 0,50

- - -1,04 2,55 0,39 -0,52 -2,27 1,23 0,50

Al³⁺ 1,17 0,34 0,61 4,00 0,57 0,07 -0,25 0,39 0,11 BOD Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed Equal variances not assumed Equal variances assumed

138

- - 0,61 3,26 0,58 0,07 0,11 -0,28 0,42 Equal variances not assumed

Bảng 15. Kết quả phân tích sự khác biệt chất lượng nước giữa các mô hình vào mùa khô

pH

N

Muakho

12 6 12 3

Subset for alpha = 0,05 2 1 3,76 4,81 4,81 4,90 4,90 7,35 0,05 0,38

2.00 1.00 3.00 4.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

EC

N

Muakho

6 3 12 12

Subset for alpha = 0,05 2 1 1,05 1,47 2,30 2,84 0,15 0,25

1.00 4.00 3.00 2.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

DO

Muakho

N

3 6 12 12

Subset for alpha = 0,05 1 2,37 2,40 2,59 2,65 0,34

4.00 1.00 2.00 3.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

BOD

Muakho

N

12 12 6 3

Subset for alpha = 0,05 2 1 8,03 9,22 14,07 37,87 1,00 0,09

3.00 2.00 1.00 4.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000.

139

b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

COD

N

Muakho

12 6 3 12

Subset for alpha = 0,05 1 101,89 105,58 115,41 139,99 0,20

3.00 1.00 4.00 2.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

N

Muakho

3 12 6 12

Subset for alpha = 0,05 1 1,26 1,42 2,34 4,76 0,25

4.00 3.00 1.00 2.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

N-NH₄⁺

N

Muakho

3 12 12 6

Subset for alpha = 0,05 2 1 0,12 0,52 1,70 1,70 2,77 0,19 0,07

4.00 2.00 3.00 1.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

N-NO₃ˉ

Fe³⁺

Muakho

N

3 6 12 12

Subset for alpha = 0,05 1 1,00 8,87 13,83 97,78 0,23

4.00 1.00 3.00 2.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

Al³⁺

Muakho

N

Subset for alpha = 0,05

140

3 6 12 12

2 3,43 7,61 14,08 0,09

1 0,21 3,43 7,61 0,24

4.00 1.00 3.00 2.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

Bảng 16. Kết quả phân tích sự khác biệt chất lượng nước giữa các mô hình vào mùa mưa

pH

Muamua

N

12 12 6 3

Subset for alpha = 0,05 2 4,88 5,81 0,35

3 5,81 7,20 0,16

1 3,72 4,88 0,24

2.00 3.00 1.00 4.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

EC

N

Muamua

3 6 12 12

Subset for alpha = 0,05 2 17,67 26,58 0,08

1 1,61 1,81 0,97

4.00 1.00 3.00 2.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

DO

N

Muamua

6 12 12 3

Subset for alpha = 0,05 2 2,30 2,81 3,33 0,10

1 0,74 1,00

1.00 2.00 3.00 4.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

BOD

N

Muamua

Subset for alpha = 0,05 1

141

50,41 51,67 57,90 58,07 0,09

12 12 3 6

2.00 3.00 4.00 1.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

COD

Muamua

N

1 116,43 149,70 0,55

Subset for alpha = 0,05 2 149,70 250,27 0,08

3 250,27 335,17 0,13

12 3.00 12 2.00 3 4.00 6 1.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

N-NH₄⁺

N

Muamua

12 6 12 3

Subset for alpha = 0,05 1 2,03 2,35 2,54 2,77 0,22

2.00 1.00 3.00 4.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

N-NO₃ˉ

N

Muamua

3 12 6 12

Subset for alpha = 0,05 1 11,37 21,66 21,73 25,21 0,13

4.00 2.00 1.00 3.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

Fe³⁺

Muamua

N

4.00 1.00 3.00 2.00

3 6 12 12

Subset for alpha = 0,05 2 6.57 22.28

3 22.28 25.68

1 1,53 6,57 142

0,55

0.69

0.07

Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

Al³⁺

N

Muamua

3 6 12 12

Subset for alpha = 0,05 1 0,14 1,91 3,55 7,07 0,07

4.00 1.00 3.00 2.00 Sig. Means for groups in homogeneous subsets are displayed. a. Uses Harmonic Mean Sample Size = 6.000. b. The group sizes are unequal. The harmonic mean of the group sizes is used. Type I error levels are not guaranteed.

Bảng 17. Bảng phân loại chất lượng nước giữa hai tầng phèn Muakho

Predicted_Tang phen

Actual_Tang phen

Group size 14 16

Phennong 14 (100,00%) 7 (43,75%)

Phensau 0 (0,00%) 9 (56,25%)

Phennong Phen sau Percent of cases correctly classified: 76,67% Muamua

Predicted_Tang phen

Actual_Tang phen

Group size

14 16

Phennong 13 (92,86%) 2 (12,50%)

Phensau 1 (7,14%) 14 (87,50%)

Phennong Phen sau Percent of cases correctly classified: 90,00%

Bảng 18. Bảng phân loại chất lượng nước giữa hai mùa Phennong

Predicted_Mua

Actual_Mua

Group size 15 15

Muakho 15 (100,00%) 0 (0,00%)

Muamua 0 (0,00%) 15 (100,00%)

Muakho Muamua Percent of cases correctly classified: 100,00% Phensau

Predicted_Mua

Actual_ Mua

Group size

Muakho

15

Muakho 15

Muamưa 0

143

15

(100,00%) 0 (0,00%)

(0,00%) 15 (100,00%)

Muamua Percent of cases correctly classified: 100,00%

Bảng 19. Hệ số loading của các thông số chất lượng nước trong phân tích PCA theo tầng phèn

Phèn sâu

Thông số

+ -

PC3 0,02 -0,34 -0,63 0,05 0,52 0,32 -0,12 -0,29 -0,12 1,62

PC2 0,56 -0,07 0,00 0,37 -0,18 0,14 0,34 0,13 -0,61 2,05

pH EC DO BOD COD N-NH4 N-NO3 Fe3+ Al3+ Eigenvalue Per. of Var. Cum. Per.

PC1 0,34 0,28 -0,23 0,49 0,31 -0,19 0,47 -0,20 -0,34 3,17 35,25 35,25

Phèn nông PC3 PC2 -0,45 -0,22 0,57 0,29 0,18 0,46 0,26 -0,01 -0,01 -0,46 0,35 -0,44 0,26 0,06 0,39 -0,49 0,19 -0,10 1,45 1,93 16,14 21,47 72,86 56,72

PC4 0,29 0,17 0,34 -0,07 0,48 -0,29 -0,03 -0,05 0,67 0,92 10,18 83,04

PC4 PC1 -0,16 -0,32 -0,28 0,46 -0,09 -0,18 -0,19 0,43 -0,59 0,20 0,67 0,32 -0,12 0,37 0,18 0,38 0,07 0,22 3,09 0,81 34,28 22,80 18,04 9,03 34,28 57,09 75,12 84,15

Bảng 20. Hệ số loading của các thông số chất lượng nước trong phân tích PCA theo mùa

Mùa khô

Thông số

+ -

Mùa mưa PC3 PC2 0,12 -0,15 0,20 0,17 0,55 -0,43 0,13 0,02 -0,11 0,68 -0,59 -0,17 0,38 0,08 -0,31 -0,30 0,15 0,41 1,27 1,48

pH EC DO BOD COD N-NH4 N-NO3 Fe3+ Al3+ Eigenvalue Per. of Var. Cum. Per.

PC1 -0,46 0,42 -0,05 -0,20 0,33 0,33 -0,09 0,37 0,45 3,34 37,10 37,10

PC3 0,26 0,17 0,57 0,32 0,39 -0,17 -0,53 0,02 0,02 1,27 14,09 74,49

PC2 0,20 -0,34 -0,36 0,48 0,36 0,36 0,05 0,43 -0,19 2,10 23,31 60,41

PC4 0,15 -0,07 0,44 -0,08 0,33 -0,15 0,77 0,16 0,14 0,96 10,61 85,11

PC4 PC1 -0,22 -0,48 0,09 0,49 -0,25 0,12 0,30 -0,40 -0,11 -0,19 0,26 0,00 0,82 -0,02 0,13 0,41 -0,17 0,39 3,15 1,08 35,00 16,40 14,15 11,96 35,00 51,39 65,54 77,50

144

4. Danh mục hình các loài cá được phát hiện

Cá Rô Đồng Anabas testudineus

Cá Sặc Bướm Trichogaster trichopterus

Cá Sơn Bầu Parambassis wolffii

Cá Đỏ mang Puntius orphoides

Cá Dầy Channa lucius

Cá Sặc điệp Trichogaster microlepis

Cá Thát lát Notopterus notopterus

Cá Rầm Puntius brevis

145

Cá Lành Canh Xiêm Parachela siamensis

Cá Lóc đen Channa Striata

Cá Ngựa sông Hampala macrolepidota

Cá Lòng tong đuôi vàng Rasbora aurotaenia

Cá bãi chầu Trichopsis vittata

Cá Bống mắt tre Brachygobius sabanus

Cá Rô biển Pristolepis fasciata

Cá Bống tượng Oxyeleotris marmorata

Cá Lìm kìm Dermogenys siamensis

Cá lòng tong đỏ Rasbora urophthalmoides

146

Lươn Monopterus albus

Cá Trê vàng Clarias macrocephalus

Cá lia thia Betta taeniata

Cá cơm Corica soborna

Cá bạc đầu Aplocheilus

Lòng tong mương Luciosoma bleekeri

Lòng tong Rasbora paviana

147

5. Một số hình ảnh hiện trạng khu vực nghiên cứu

6. Hoạt động thu mẫu khảo sát tại khu vực nghiên cứu

148