Đồ án Nghiên cứu mức độ ảnh hưởng của một số độc chất kim loại nặng (Cd2+, Hg2+) lên quá trình sinh trưởng và phát triển của cây Cải xanh trên đất phù sa Tiền Giang

các nguyên tố này trong cơ thể, sẽ dẫn đến biến đổi hóa sinh không hoàn hảo (ở mức độ phân tử). Một số KLN cần thiết cho cơ thể sinh vật như Zn trở nên độc hại khi nguồn dưỡng chất quá thừa Zn. Một KLN (có tỷ lệ nhỏ hơn 0.01% khối lượng cơ thể) là thiết yếu, khi không có kim loại đó thì sinh vật không thể sinh trưởng hay sống hết vòng đời của nó. Tuy nhiên, cũng KLN đó trở nên độc hại khi nồng độ của nó vượt quá mức cần thiết của cơ thể. Các nghiên cứu liên quan đến độc tính của các KLN, đã đi đến quan điểm chung là việc cung cấp không đủ các nguyên tố thiết yếu sẽ dẫn đến tình trạng thiếu hụt, việc cung cấp vừa đủ sẽ tốt nhất nhưng cung cấp quá thừa sẽ gây ra độc hại và sau cùng là gây chết. Những quan điểm này được minh họa bằng hình 3 .Sự cần thiết của kim loại nặng trên đường cong từ điểm khởi đầu với hàm lượng thiếu hụt đến hàm lượng tối ưu, mô tả bằng đường cong tuyến tính (nồng độ tăng thì tỷ lệ sinh trưởng tăng). Trong khoảng nồng độ tối ưu được mô tả bằng đoạn nằm ngang, dù nồng độ kim loại tích tụ tiếp tục gia tăng, nhưng quá trình phát triển của sinh vật vẫn diễn ra bình thường; khi tăng đếnmột nồng độ nào đó thì khả năng sinh trưởng của sinh vật lại bắt đầu giảm gọi là khoảng nồng độ gây độc, mô tả đường cong với tốc độ lớn; đường cong kết thúc tại nồng độ cuối cùng, đó gọi là nồng độ gây chết. Ngoài những kim loại nặng thiết yếu trên, một số kim loại khác chưa nhận thấy chức năng có lợi của nó trong quá trình sinh học, đều coi như không thiết yếu, được mô tả bằng biểu đồ hình 3. Dù sự có mặt của nó trong cơ thể đến một nồng độ nhất định nào đó thì sinh vật vẫn còn khả năng dung nạp được, nhưng nồng độ này tiếp tục tăng lên thì tỷ lệ sinh trưởng của sinh vật giảm, gọi là khoảng nồng độ gây độc; biểu đồ cũng kết thúc tại một điểm đó là nồng độ gây chết. Hình 3: Kim loại thiết yếu và không thiết yếu a. Tác động có lợi Các kim loại nặng được xem như là một nguyên tố vi lượng thiết yếu cho sự phát triển bình thường của cây trồng hoặc động vật. Người ta biết được 1/3 tổng số enzyme có chứa kim loại hoặc được 17 kim loại khác nhau hoạt hóa trong đó cũng có sự tham gia của KLN Cu, Zn, Pb, Hg, As, Cr. Các kim loại nặng được sử dụng như một loại phân vi lượng để bón cho cây trồng ở một lượng nhỏ vừa phải thì không những năng suất cây trồng tăng rõ rệt mà phẩm chất các sản phẩm nông nghiệp cũng được cải thiện đồng thời khắc phục được nhiều loại bệnh của cây trồng và gia súc như bệnh: thối củ cải đường, nhũn củ khoai tây, nhũn xương trâu bò… Ngoài ra, các KLN này còn là tác nhân hoạt hóa không đặc thù của hàng loạt enzyme đã làm tăng hoạt tính xúc tác của mỗi thành phần đó lên gấp bội. Chẳng hạn hoạt tình oxy hóa khử của các hợp chất đồng tăng gấp hàng nghìn lần thậm chí gấp hàng vạn lần Cu ở trạng thái tự do trong mọi khâu của quá trình trao đổi nitơ là nhân tố chính cho sự sinh trưởng của cây trồng. Tác động có hại Các kim loại độc hại tồn tại trong đất có thể tồn tại ở nhiều dạng khác nhau, hấp phụ, liên kết với các hợp chất vô cơ, hữu cơ hoặc tạo thành các phức hợp. Nhiều nguyên tố kim loại nặng có ý nghĩa quan trọng trong đời sống sinh vật và được biết là nguyên tố vi lượng. Nó có tác dụng sâu sắc và nhiều mặt đối với quá trình quang hợp, điều hòa sinh trưởng. Ngoài ra, nó còn ảnh hưởng mạnh đến quá trình hấp thu nước, thoát hơi nước và vận chuyển nước trong cây. Nhưng khí có hàm lượng quá cao thường trở nên độc hại. Khả năng độc hại của các kim loại nặng đối với sinh vật cũng khác nhau. Bảng 3: Tính độc hại của các nguyên tố kim loại nặng đối với sinh vật[7] Sinh vật Tính độc hại Vi khuẩn khoáng hóa nitơ Tảo Nấm Thực vật Ag>Hg>Cu>Cd>Pb>Cr>Mn>Zn,Ni>Sn Hg>Cu>Cd>Fe>Cr>Zn>Ni>Co>Mn Ag>Hg>Cu>Cd>Cr>Ni>Pb>Co>Zn Hg>Pb>Cu>Cd>Cr>Ni>Zn (nguồn: Richardon và Nieboer, 1980) Đối với đa số sinh vật đất, tính độc hại giảm dần theo thứ tự Hg > Cd > Cu > Zn > Pb. Dựa vào tính độc hại của kim loại nặng Ouxbury (1985) đã chia ra ba nhóm. Nhóm có độc tính cao (Hg) nhóm có độc tính trung bình (Cd) và nhóm có độc tính thấp hơn (Cu, Ni, Zn). Hàm lượng độc tố trong thực vật cao sẽ là nguyên nhân gây ra ngộ độc thực phẩm KLN (Cd, Hg). Các chất độc này thường tập trung nhiều ở rễ. Sự tương tác ô nhiễm KLN trong hệ thống đất – cây trồng Hệ thống đất – cây trồng là một hệ thống mở, đối tượng chính là các yếu tố đầu vào như các nhất gây ô nhiễm, phân bón, thuốc trừ sâu và các tàn dư thực vật có tích lũy KLN sau thu hoạch. Toàn bộ quá trình chuyển hóa của KLN trong hệ thống đất – cây trồng được minh họa trong hình 4. Môi trường đất Cây trồng Phát tán ra ngoài Ô nhiễm kim loại nặng Bó mạch trong thân DD đất ( ít) Mất do Cành lá Hạt bay hơi Thân cây Sinh khối Bề mặt tiếp xúc của rễ Sự hấp thụ trên các Chất hữu cơ khoáng VSV Hấp thụ Rễ Môi trường Tích luỹ trong rễ vùng rễ cây Sự đồng kết lắng Phức hợp Fe, Mn, Al, oxide & với mùn Carbonac Rửa trôi Bùn cống rãnh Phân bón, thuốc trừ sâu bệnh, chất thải rắn, Nước thải Chất thải do ô nhiễm không khí Hình 4: Ô nhiễm KLN vào môi trường đất và sự tương tác giữa đất và cây qua môi trường rễ cây Khi trong đất tích tụ các KLN (Cd, Pb, Hg) với nồng độ quá lớn (vượt quá sức chống chịu của cây), cây sẽ chết. Nếu môi trường sống có tích lũy độc chất dần dần từ thấp đến cao thì cây biến đổi sinh lý cơ thể thích nghi dần với điều kiện bất lợi gây nên. Ảnh hưởng của các KLN đến quá trình cố định nitơ sinh học còn chưa được nghiên cứu nhiều. Rother và cộng sự (1982)[3] đã cho thấy, Cd, Pb, Zn có ảnh hưởng đến hoạt động của enzyme nitrozenaza trong quá trình cố định nitơ sinh học. Một số tác giả khác [10] cho rằng các KLN có ảnh hưởng trước hết đối với các thực vật bậc cao như gây bệnh đốm lá làm giảm hoạt động của diệp lục và giảm các sản phẩm quang hợp. Cuối cùng nó có ảnh hưởng đến quá trình cố định nitơ sinh học. Việc xây dựng ngưỡng độc hại đối với các KLN là rất khó khăn tùy thuộc vào mục đích sử dụng đất. Những thí nghiệm về ảnh hưởng của Hg2+ trong một vùng thực vật cao cho thấy Hg tồn tại trong những rễ cây gấp khoảng 20 lần với trong dung dịch. Linberg và cộng sự (1993)[1] nghiên cứu về thực vật hấp thụ Hg từ đất nông nghiệp gần mỏ Hg, đã tìm thấy có sự quan hệ Hg được chứa đựng trong những rễ cây có quan hệ chặt với Hg trong lòng đất, Hg trong những thành phần thực vật trên mặt đất trên sự kiểm soát khác, có quan hệ với Hg bốc hơi từ lòng đất. Trong những trường hợp khác, Hg tích lũy trong hạt ngũ cốc khoảng từ 3 – 10 lần thấp hơn trong rau. Ngay cả ở mức rất thấp nó có thể giả thuyết rằng Hg từ không khí có thể gây ô nhiễm cho cây lương thực. Cơ chế gây độc của KLN trong môi trường đất Độc chất từ môi trường xâm nhập vào cơ thể thực vật qua sự hấp thu của rễ khi lấy chất dinh dưỡng nuôi cây. Giai đoạn đầu cây hấp thu, trao đổi chủ động đến khi cây cảm nhận ra chất độc, có phản ứng bằng cách hạn chế sự hấp thu. Giai đoạn kế tiếp, chất độc nhập phá vỡ màng tế bào đi vào các cơ quan và dòng nhựa trong cây lên thân, lá – giai đoạn này cây hấp thụ bị động. Cũng có thể là sự xâm nhập đơn thuần từ nồng độ cao trong dung dịch nuôi trồng vào cơ thể thực vật. Cơ quan quan trọng nhất hấp thu, tiếp xúc với độc tố là hệ rễ. Khi rễ phát triển và hoạt động thì khảo sát ảnh hưởng độc chất mới có ý nghĩa. Cây non được trồng trong môi trường bất lợi sẽ kém phát triển, hạn chế khả năng sinh trưởng. Nếu môi trường sống có nồng độ tác nhân cao vượt quá ngưỡng chống chịu của cây, cây sẽ chết. Nếu môi trường sống có tính tích lũy độc chất dần dần từ thấp đến cao thì gây biến động sinh lý cơ thể để thích nghi với điều kiện biến động cơ thể gây nên như: + Rễ cây ít phát triển hoặc phát triển theo hướng khác ít chịu ảnh hưởng bởi độc chất; + Tăng cường khả năng chống chịu như tiết các acid, hóa chất trung hòa độc chất; + Tích lũy độc tố ở một bộ phận riêng biệt trong cơ thể để nuôi các bộ phận khác. Như tích lũy Al, Fe ở rễ cây vùng đất phèn, tích độc trong vùng mô thân, vỏ…; + Có khuynh hướng đào thải ra ngoài qua một con đường riêng biệt hoặc; + Gây chết một số vùng phát triển ở lá, ngọn để hạn chế nhu cầu dinh dưỡng khi cây hút vào nguyên tố độc. Chúng ta biết rằng, KLN được quan tâm nhiều ở chỗ chúng được sử dụng rộng rãi trong một số hoạt động công nghiệp trên hầu hết các quốc gia. Mặt khác, chúng được coi là những yếu tố vi lượng cần thiết cho cây trồng và gia súc. Tuy nhiên, chúng cũng được coi là chất ô nhiễm đến môi trường sinh thái nếu chúng tồn tại ở nồng độ vượt quá mức nhu cầu sử dụng của sinh vật. Hiện nay, KLN trong đất đang được quan tâm đúng mức bởi sự phát triển của khoa học và vấn đề ô nhiễm môi trường đất đã được coi trọng. Các nguyên tố KLN thuộc nhóm vi lượng khi ở nồng độ thấp, vừa phải thì có tác dụng kích thích sự sinh trưởng và phát triển của thực vật. Tuy nhiên, một khi nó tồn tại ở nồng độ thấp hơn “nhu cầu sinh lý” hoặc cao hơn “ngưỡng chịu độc” đều có ảnh hưởng lên sự sinh trưởng và phát triển của cây. Một số kết quả nghiên cứu có liên quan Các kết quả nghiên cứu ngoài nước Hiện nay, nhiều tác giả trên thế giới đã và đang nghiên cứu sâu hơn về cơ chế sinh lý do tác động của độc chất KLN trên thực vật. U. Avenhaus, U. Ebben, V. Glavac, R. Mayer[13] đã nghiên cứu ảnh hưởng của KLN lên sự phát triển của rễ cây. Nhóm tác giả đã sử dụng các hộp bốn lít bằng gốm để đặt rễ cây sống vào, thí nghiệm được cung cấp các dưỡng chất cần thiết. Thực vật khảo sát là cây dẻ gai và cây tùng. Các rễ cạn gần mặt đất thuộc hệ thống rễ của cây được đào lên cẩn thận, rửa bằng nước khử ion, nhuộm bằng metyl tím và cho vào trong các hộp rễ, cho phát triển trong điều kiện có kiểm soát. Mỗi một cây đều có hộp đối chứng – không thêm KLN. Ở pH = 3.8, sau 2 – 5 tháng, nhóm tác giả lấy rễ ra khỏi hộp, khảo sát phần mới mọc (không nhuộm) để xác định các chỉ tiêu: số rễ, chiều dài rễ, trọng lượng khô và so sánh trọng lượng rễ khô lúc bắt đầu thí nghiệm. Dùng trắc nghiệm Wilcoxon để xử lý từng cặp khác biệt. Các tác giả nhận thấy, ở nồng độ thấp (10g/l), Cd có tác dụng kích thích rễ ra dài, nhưng ở nồng độ 500 g/kg đất, cả rễ cây dẻ gai và rễ cây tùng đều bị ức chế. Ở nồng độ 100 g Cd/l, chỉ có rễ cây tùng bị ứng chế nhẹ nhưng không có ý nghĩa về mặt thống kê. Các nghiên cứu đầu tiên của mạng lưới quan trắc đất quốc gia Swizerland trong khoảng thời gian từ năm 1984 – 1991 (A. Desaules, 1993)[10] cho thấy, Pb, Cu, Cd, Hg là những chất ô nhiễm chính do hoạt động của con người tạo nên. Foy và cộng sự (1978); Allinson và Dzialo (1981); Sheoran và cộng sự (1990)[1] cho rằng, các kim loại nặng như: Pb, Cd, Ni, Hg, Zn, Cu…bị phóng thích vào môi trường do quá trình công nghiệp như khai thác mỏ, các chất thải công-nông nghiệp và sinh hoạt. Các ion này xâm nhập vào cây trồng một cách dễ dàng qua rễ của chúng hoặc một phần qua không khí, di chuyển đến các bộ phận của cây, gây trở ngại trong quá trình chuyển hóa và trao đổi chất của thực vật dẫn đến giảm sinh trưởng và phát triển của cây. Ngoài ra, nhóm tác giả Allinson và Dzialo (1981); Sheoran và cộng sự (1990)[1] cũng nghiên cứu ảnh hưởng trữ lượng khác nhau của KLN đến giai đoạn sinh trưởng và chuyển hóa hydratcacbon trong cây lúa mì cho rằng, KLN ảnh hưởng đến sự nảy mầm và phát triển của cây lúa mì. Không kể sự có mặt trong tự nhiên của chúng, các nguyên tố cần thiết như Cu, và không cần thiết như Cd và Hg đều ảnh hưởng đến quá trình phát triển và chuyển hóa của cây. Quá trình hoạt hóa và - amylase và inverstaza diễn ra trong phôi và trong nội nhũ đối với các cây xử lý KLN. Lượng đường khử và không khử cũng biểu hiện thay đổi trong các cây này. Số liệu cho thấy sự chuyển hóa Hydratcacbon trong các hoạt tính bột có thể giảm toàn bộ sự phát triển của cây. Sức sản xuất của cây phụ thuộc vào sự phát triển của cây con, cây con phát triển èo ọt sẽ làm giảm năng suất ở giai đoạn sau. Những nghiên cứu về độc chất học sinh thái của KLN do nhóm các nhà khoa học ở New Zealand[10] tiến hành đối với cây trồng trong môi trường đất đã cho thấy một số kết quả khá quan trọng. Nhóm đã làm một số thí nghiệm sử dụng KLN với dãy nồng độ khảo sát: Cu(II){0, 600, 1200, 1800}; As{0, 25, 50, 100, 200} trên một số cây: rau diếp, cây kê. Qua thí nghiệm đã xác định được các giá trị như NOEC, LOEC, EC50, LC50, số liệu được xử lý sử dụng phân tích phương sai ANOVA. a. Nghiên cứu đối với Cadmium (Cd) Các nghiên cứu về Cd và ảnh hưởng của nó đối với hệ sinh thái đã được nghiên cứu khá nhiều vì nay là kim loại có tính độc cao. Theo nghiên cứu của Davis và Calton – Smith(1992)[6], cải diếp, của cải, cần tây và cải bắp có xu hướng tích lũy Cd khá cao trong khi khoai tây, bắp ngô, đậu tròn và đậu dài lại tích lũy ít Cd. Maclean đã chỉ ra rằng Cd tập trung cao trong rễ cây hơn các bộ phận khác của loài yến mạch, đậu nành, cỏ và cà chua. Tuy nhiên, trong rau diếp, cà rốt, cây thuốc lá và khoai tây, Cd được chứa nhiều trong lá. Nồng độ thông thường của Cd trong thực vật phát triển bình thường không bị ô nhiễm thường nhỏ hơn 1ppm trong vật chất khô nhưng John (1986)[6] đã chứng minh được nồng độ Cd trong lá khô của cây rau diếp có thể ở mức khoảng 668ppm. Đây là một trường hợp ngoại lệ có nồng độ Cd rất cao. Nhưng cũng phải thừa nhận rằng Cd là nguyên tố độc hại dễ dàng xâm nhập và tích lũy trong lá cây mà không có biểu hiện của những triệu chứng nhiễm độc thực vật thì rất dễ gây nguy hiểm đối với động vật và con người thông qua dây chuyền thực phẩm. Một nghiên cứu khác của John và Webber (1987)[6] khi nghiên cứu ảnh hưởng của Cd đối với một số loại cây rau trong dung dịch gây nhiễm thấy lượng Cd tích lũy trong vật chất khô của lá cây rau muống, cải súp lơ, bông cải dao động trong khoảng 43-77ppm. Bingham và cộng sự (1996) khi nghiên cứu về độc tính của Cd đối với thực vật cho thứ tự giảm dần tính nhạy cảm đối với Cd của một số cây trồng: của cải > đậu nành > cải xoang > rau nhíp > ngô > cà rốt > lúa mì > của cải trắng > cà chua > bí > cải bắp > lúa vùng cao…Khi nghiên cứu khả năng hấp thụ của thuốc lá, cải, bắp, tiêu và lúa đối với Cd, Kyoung-Won Min và cộng sự (1999) đã đưa ra thứ tự giảm dần về khả năng hấp thụ: thuốc là > cải > bắp > tiêu > lúa. b. Nghiên cứu đối với thủy ngân (Hg)[1], [7] Trong khi hiện nay Hg lá chất ô nhiễm tổng quát thường thấy ở khu vực đô thị và đất trong khu vực đô thị được dự đoán là có chứa hàm lượng Hg vào khoảng 5-6 lần so với Hg trong đất ở những vùng xa xôi hẻo lánh chưa bị ô nhiễm. Tác động của Hg đối với khả năng hấp thu của thực vật chưa bị biết nhiều. Theo Goldwater (1984), nồng độ của Hg trong đất không được thực vật hấp thụ dễ dàng. Tác giả đã không quan sát được bất cứ sự gia tăng hàm lượng Hg tích lũy trong thực vật khi gia tăng hàm lượng Hg trong dung dịch gây nhiễm. Van Loon (1991) cho rằng sự hấp thu Hg trong đất ô nhiễm thường xảy ra trong môi trường axit. Gilmour và Miller (1993) đã nghiên cứu sự tồn tại của thuốc diệt nấm chứa Hg+ và Hg2+ trong đất khi có sự hiện diện của loài cỏ thân thấp có rễ ăn sâu vào trong lòng đất và nhận thấy một nửa lượng Hg tổng số thêm vào đã biến mất trong 57 ngày. Tuy nhiên, lượng hấp thụ của thực vật không thể giải thích được tại sao có sự mất này có thể là do Hg mất đi chủ yếu là do bay hơi. Các kết quả nghiên cứu trong nước Lịch sử nghiên cứu KLN gắn liền với việc tìm ra và ứng dụng chúng. Sự phát triển của khoa học vật lý và hóa học, KLN được nghiên cứu chi tiết hơn. KLN cũng được nghiên cứu trong sinh học: vi sinh vật, thực vật, động vật và KLN đối với con người. Trong những thập niên gần nay, nghiên cứu về tài nguyên – môi trường phát triển khá mạnh mẽ; trong đó nghiên cứu về KLN – vai tròsinh lý, tác động gây độc của chúng đối với sinh vật ngày càng nhiều. Các đề tài nghiên cứu về ảnh hưởng của KLN trong đất đối với cây trồng nông nghiệp ở Việt Nam hiện nay còn rất hạn chế. Các đề tài tập trung chủ yếu vào phân tích hàm lượng KLN trong đất (ô nhiễm hay không ô nhiễm) rồi so sánh với các tiêu chuẩn KLN trong đất của nước ngoài. Điều này tạo ra sự lúng túng trong đánh giá chất lượng đất vì đất là một môi trường rất phức tạp và phụ thuộc vào nhiều yếu tố. Lê Huy Bá và cộng sự (1994) khi nghiên cứu về KLN ở trong đất đã cho thấy, ô nhiễm KLN trong môi trường đất không chỉ là hấp phụ trao đổi với keo đất mà chủ yếu dưới dạng liên kết với các axit humic và fulvic. Tổng lượng hấp phụ theo thứ tự: Zn (3575ppm) > Mn (120ppm) > Cr (100ppm) > Cu (60ppm) > Ni (67ppm) > Cd (1.3ppm). Nhóm tác giả khi thử nghiệm ảnh hưởng của Cd và Pb đối với lúa trong dung dịch gây nhiễm đã nhận thấy ảnh hưởng của Cd lên lúa mạnh hơn Pb. Ngoài ra, Lê Huy Bá và Nguyễn Văn Đệ (1998)[1] khi thực hiện đề tài “Nghiên cứu ô nhiễm KLN trong môi trường đất, nước ở Nhà Bè do nước thải công nghiệp và ảnh hưởng của nó đến cây lúa và giun đất” cho biết hàm lượng KLN tích lũy trong giun đất – được xem là chỉ thị đánh giá-chưa gây ảnh hưởng gì đến quá trình sinh trưởng của giun đất. Cây lúa non có thể chịu đựng được ảnh hưởng của Cd trong nước nhưng bị chết hoàn toàn ở nồng độ 0.32ppm. Tác giả Nguyễn Hồng Khanh (1999)[1] đã khảo sát ảnh hưởng của nước mặt huyện Nhà Bè và một số KLN (Hg, As, Pb, Cd) lên sự sinh trưởng của cây lúa, rau muống cho thấy rau muống phát triển khá tốt trong môi trường nhiễm độc cao và khả năng tích lũy tỷ lệ thuận với hàm lượng Pb có trong dung dịch gây nhiễm. Tác giả cũng nhận thấy, ở nồng độ thấp, Hg kích thích sự phát triển của cây lúa. Việc sử dụng phân chuồng có hàm lượng KLN cao bón cho một số loại rau ăn lá phổ biến tại huyện Thủ Đức cũng làm gia tăng hàm lượng KLN tích lũy trong cây. Hàm lượng KLN trong đất – nước có quan hệ tuyến tính với nhau đối với cải ngọt, cải bẹ xanh và xà lách. Hiện trạng ô nhiễm Cd, Hg trong đất ở Việt Nam Công nghiệp hóa càng tăng thì việc thải ra càng nhiều các độc chất KLN là tất yếu. Các kim loại này ảnh hưởng lớn đến hệ môi trường sinh thái nói chung, môi trường đất, hệ sinh thái, động thực vật, con người nói riêng rất nghiêm trọng. Các độc chất này có thể tồn tại dưới nhiều dạng khác nhau như: vô cơ, hữu cơ, đơn chất, hợp chất, ion, chất lỏng, chất rắn, chất khí. Trong môi trường sinh thái đất, các độc chất phổ biến và gây tác hại nhiều nhất thường tồn tại dưới dạng ion. Theo nghiên cứu của Phạm Quang Hà (2001) về hàm lượng Cd trong một số loại đất ở Việt Nam cho thấy, hàm lượng Cd trong đất phù sa với mức dao động là 12% và đối với đất xám là 29%. Nhìn chung, hàm lượng Cd trong đất xám là thấp nhất, trung bình khoảng 0.47ppm, tiếp theo là đất phù 0.82ppm và cao nhất là đất đỏ 1.24ppm. So với tiêu chuẩn chất lượng nền môi trường đất nông nghiệp ở Canada là 1.4 mg/kg đất thì về cơ bản, đất nông nghiệp nước ta còn sạch, đặc biệt là trong nhóm đất xám và đất phù sa. Ngược lại, hàm lượng Cd trong các mẫu bùn lại rất cao (đạt giá trị lớn nhất là 60.30ppm) tại Ao giữa thôn có ngành nghề truyền thống là đúc đồng, nhôm. Mặc dù hiện tượng ô nhiễm KLN ở Việt Nam trong đất chưa phải là phổ biến nhưng sự ô nhiễm đã xuất hiện và mang tính cục bộ trên những diện tích nhất định. Qua nghiên cứu của nhiều tác giả trong các loại đất khác nhau cho thấy hàm lượng trung bình của các nguyên tố KLN trong đất ở Việt Nam như sau: Bảng 4: Hàm lượng các KLN trong đất ở Việt Nam (ppm)[7] Kim loại Khoảng dao động Trung bình Cd Hg As Pb Se Sb 0.1-1 0.01-0.06 5-10 1-88.8 0.01-2.5 - 0.62 0.098 - 29.2 0.4 0.9 Giới thiệu vài nét về cây Cải xanh Cây Cải xanh là một loại rau ăn lá, có thể trồng được quanh năm ở miền Nam, vụ chính Đông Xuân (từ tháng 11 đến tháng 2 dương lịch), Xuân Hè (từ tháng 1 đến tháng 5 dương lịch) lúc thời tiết không mưa hoặc mưa ít. Đất thích hợp để trồng cải là không bị phèn mặn, độ pH thích hợp từ 5,5 – 6,5, tơi xốp thoát nước tốt như đất phù sa ven sông ít sét, đất thịt pha cát có nhiều chất hữu cơ. Về cách gieo trồng, lượng giống gieo trồng khoảng 300-400 gr/1000m2+. Trong điều kiện tự nhiên cây sinh trưởng mạnh, chống chịu bệnh tốt, lá to, trổ hoa muộn hơn 50 ngày gieo, cây nhiều láy, răng cưa đều, màu xanh mỡ. Thu hoạch 20-25 ngày sau khi cấy hay 40-45 ngày sau gieo, năng suất cao 25-30 tấn/ha.  PHƯƠNG PHÁP VÀ VẬT LIỆU NGHIÊN CỨU Vị trí địa lý và vi khí hậu khu vực tiến hành thí nghiệm Thành phố Hồ Chí Minh nằm trong khu vực có khí hậu ôn hòa, mang tính chất cận nhiệt đới, gió mùa của vùng đồng bằng và chia thành hai mùa rõ rệt là mùa mưa và mùa khô. a. Chế độ mưa Lượng mưa trung bình/năm tại thành phố HCM là 1859,4 mm được ghi nhận cao nhất là 2047,7 mm (năm 1990) và thấp nhất là 1654,3 (năm 1985). Mưa chủ yếu tập trung vào các tháng 6, 7, 8, 9, 10 và 11 hàng năm, chiếm từ 65% - 95% tổng lượng mưa rơi cả năm. Lượng mưa trong tháng cao nhất là 537,9 mm (tháng 9 năm 1990) trong khi từ tháng 12 đến tháng 4 của năm sau mưa rất ít, có tháng hầu như không mưa. b. Lượng bốc hơi Lượng bốc hơi trung bình tại thành phố HCM là 1169,4 mm cao nhất là 1223,3 mm (năm 1990) và nhỏ nhất là 1136 mm (năm 1989). Thông thường thì lượng bốc hơi ở các tháng mùa khô cao từ 104,4 – 146,8 mm trong khi ở các tháng mùa mưa lượng bốc hơi thấp từ 64,9 – 88,4 mm. Nói chung lượng bốc hơi trung bình là 97,4 mm/tháng. c. Độ ẩm Độ ẩm trung bình tại thành phố HCM từ năm 1988 – 1990 là 78%, trong đó năm 1988 có độ ẩm cao nhất là 86% và năm 1990 có độ ẩm thấp nhất là 40%. Độ ẩm trung bình là 78%, ở các tháng mùa mưa độ ẩm cao từ 82 – 85% và ở các tháng mùa khô độ ẩm thấp nhất từ 70 – 76%. d. Nhiệt độ Nhiệt độ trung bình tại thành phố HCM là 27,90C, cao nhất là 31,60C (tháng 4 năm 1990) và thấp nhất là 26,50C (tháng 12/1990). Nhiệt độ trung bình ban ngày dao động từ 30 - 340C và ban đêm từ 16 - 220C, cho t