đáNh giá biến động môi trường đất lúa với mức độ thâm canh khác nhau ở vùng đồng bằng sông hồng luận án ts. sinh học 6733879

1. MỤC LỤC
Trang
!
Trang phụ bìa
Lời cam đoan
Mục lục
Danh mục các bảng
Danh mục các hình vẽ
MỞ ĐẦU Ị
Ì .Tính cấp thiết của đề tài Ì
2. Ý nghĩa của đề tài . 3
3. Mục đích nghiên cứu 4
CHƯƠNG Ì. TỔNG QUAN TÀI LIỆU THAM KHẢO 5
1.1. Quản lý đất là cơ sở của một nền nông nghiệp bền vững 5
1.1.1. Những vấn đề về tính bền vững của một nền nông nghiệp 5
1.1.2. Quản lý tài nguyên đất cho cho một nền nông nghiệp bền vững 9
1.2. Quản lý đất trong hệ thống canh tác lúa nước 10
1.2.1. Tính bền vững của hệ thống canh tác lúa nước 10
1.2.2. Những tác động chính của làm đất và ngập nước đến đất lúa 12
Ì .3. Ảnh hưởng của quá trình canh tác lúa đến môi trường đất ÌV
1.3.1. Ảnh hưởng của việc sử dụng phân khoáng và hoa chất bảo vệ 19
thực vật đến môi trường đất
1.3.2. Phân bón và vấn đề ỏ nhiễm kim loại nặng trong đất 26
1.4. Vấn đề đánh giá ô nhiễm môi trường đất 29
1.5. Phát triển nông nghiệp và tình hình sử dụng phân bón ở Việt Nam 31
1.6. Một số đặc điểm về điều kiện tự nhiên, kinh tế-xã hội vùng ĐBSH 36
1.6. ì. Điều kiện tự nhiên vùng ĐBSH 36
1.6.2. Một số đặc điểm về kinh tế-xã hội vùng ĐBSH 43
CHƯƠNG 2. PHẠM VI, Đ ố i TƯỢNG VÀ PHƯƠNG PHÁP 46
NGHIÊN CỨU
2.1. Phạm vi và đối tượng nghiên cứu 46
2.2. Phương pháp nghiên cứu 47
2.2.1. Các phương pháp nghiên cứu và thu thập số liệu 47
2.2.2. Các chỉ tiêu nghiên cứu 48

2. 2.2.3. Thiết kế thí nghiệm 49
2.2.4. Các phương pháp phân tích trong phòng thí nghiệm 51
2.2.5. Phương pháp xử ly số liệu 53
CHƯƠNG 3. KẾT QUẢ NGHIÊN cứu VÀ BÀN LUẬN 54
3.1. Sử dụng tài nguyên đất ở ĐBSH 54
3.1.1. Sử dụng đất và sản xuất lương thực ở ĐBSH 54
3.1.2. Dự báo về biến động sử dụng đất ĐBSH đến 2010 61
3.2. Sử dụng phân bón và năng suất lúa ở ĐBSH 66
3.3. Biến động tính chất môi trường đất do tác động của thâm canh lúa 73
3 3.1 Hiên trạng môi trường đất lúa ở ĐBSH 73
3.3.2. Ảnh hưởng của quá trình thâm canh lúa đến một số tính chất 79
đất
3.3.3. Ảnh hưởng của ngập nước và phân bón đến thành phần các 95
nhóm phất phát và khả năng hấp phụ phất pho của đấ t
3.3.4. Đặc trưng và sự biến đổi chất mùn dưới tác động của quá trình 104
trồng lúa
3.3.5. Ảnh hưởng của phân bón đến năng suất lúa trong điều kiện thí 108
nghiệm đồng ruộng
3.4. Một số vấn đề về sự tích lũy kim loại nặng trong đất do sử dụng ị 23
nước thải trong sản xuất nông nghiệp
3.4.1. Sự tích lũy kim loại nặng trong đất do sử dụng nước thải thành Ị Ị3
phố và khu công nghiệp trong sản xuất nông nghiệp
3.4.2. Sự tích lũy kim loại nặng trong đất ở các làng nghề tái chế kim Ị17
loại
KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ 119
DANH MỤC CÔNG TRÌNH CỦA TÁC GIẢ 122
TÀI LIỆU THAM KHẢO 123
PHỤ LỤC 1 3
7

3. DANH MỤC CÁC BẢNG
Trang
Bảng L I . Nhu cầu dinh dưỡng của một số giống lúa khác nhau 20
Bảng 1.2. Lượng N tối đa có thể bón để bảo đảm tiêu chuẩn nước 23
uống ở Châu Âu
Bảng 1.3. Thành phần chất thải từ thành phố và phân gia súc 27
Bảng 1.4. Hàm lượng tối đa của kim loại nặng trong bùn rác thải 27
được phép sử dụng trong nông nghiệp
Bảng 1.5. Thời gian tích lũy kim loại nặng trong đất để đạt tới giá 28
trị tối đa cho phép
Bảng 1.6. Hàm lượng kim loại nặng và giới hạn cho phép ở đất 30
nông nghiệp
Bảng 1.7. Mức độ sử dụng phân bón và năng suất lúa ở nước ta và 33
trên thế giới giai đoạn 1983-1993
Bảng 1.8. Lượng phân bón hoa học sử dụng cho lúa 33
Bảng 1.9. Giống lúa và lượng hút thu các chất dinh dưỡng 34
Bảng 1.10. Tổng lượng dinh dưỡng cần bổ sung cho đất từ phân bón 34
năm 2000
Bảng 1.11. Tỷ lệ sử dụng N:P:K ở nước ta và trung bình trên thế giới 35
Bảng 1.12. Các loại đất chính ở vùng ĐBSH 41
Bảng 2.1. Các công thức thí nghiệm đồng ruộng 49
Bảng 3.1. Biến động sử dụng đất ĐBSH giai đoạn 1980-2000 56
Bảng 3.2. Tinh hình sử dụng đất nông nghiệp vùng ĐBSH 1980- 59
2000
Bảng 3.3. Hệ số sử dụng đất canh tác ở một số tỉnh giai đoạn 1985- 60
2000
Bảng 3.4. Cơ cấu sử dụng đất vùng ĐBSH đến năm 2010 theo qui 62
hoạch
Bảng 3.5. Phương trình biến động sử dụng đất trong thời gian 63
1990-2000 ở ĐBSH
Bảng 3.6. Dự báo biến động sử dụng đất theo thời gian ở ĐBSH đến 63
2010
Bảng 3.7. Tình hình sử dụng phân bón ở một số xã thuộc ĐBSH 67
Bảng 3.8. Sử dụng phân bón và năng suất lúa ở một số xã giai đoạn 69
1980-2000

4. Bảng 3.9. Một số tính chất cơ bản của đất nghiên cứu ở Thái Bình, 74
Hà Tây , Hải Phòng, Hải Dương, Hưng Yên, Hà Nội
Bảng 3.10. Hàm lượng một số nguyên tố kim loại nặng trong đất 76
Bảng 3.11. Số lượng các nhóm vi sinh vật chính trong đất lúa ở một 77
số khu vực nghiên cứu
Bảng 3.12. Dư lượng một số HCBVTV trong đất nghiên cứu 78
Bảng 3.13. Một số tính chất môi trường nước ở Thái Bình 79
Bảng 3.14. Biến đổi tính chất đất sau thời gian trồng lúa nước 80
Bảng 3 15 Một sô tính chất đất lúa ở ĐBSH năm 1974 và 1986 82
Bảng 3.16. Biến đổi pH.KCl theo thời gian thí nghiệm 84
Bảng 3.17. Một số tính chất hóa học đất sau thí nghiệm 86
Bảng 3.18. Biến đổi hàm lượng NH4
+
theo thời gian thí nghiệm 88
Bảng 3.19. Biến đổi hàm lượng P2 05 dễ tiêu theo thời gian thí 90
nghiệm
Bảng 3.20. Biến đổi hàm lượng K 2 0 dễ tiêu theo thời gian 92
Bảng 3.21. Biến đổi các dạng phất pho trong đất theo thời gian ngập 96
nước
Bảng 3.22. Ảnh hưởng của lượng bón phất pho đến các dạng phất 98
phát trong đất
Bảng 3.23. Hấp phụ phất phát của đất phù sa trồng lúa ở ĐBSH 99
Bang 3.24. hưõngc fta lượng bón đến hấp phụ, trao đổi và cố loi
định phớt pho của đất
Bảng 3.25. Mối quaahệ giữa lượng bón phết phát và khả năng hấp 103
phụ phất pho của đất ở thí nghiệm đồng r uộng
Bảng 3.26. Một số đặc trụng chất mùn trong đất phù sa sông Hồng 105
Bảng 3.27. Thành phần các nhóm phụ axit mùn của đất phù sa sông 106
Hồng
Bảng 3.28. Tính chất đất thí nghiệm sau khi cấy 25 ngày và năng 110
suất lúa
Bảng 3.29. Hàm lượng một số nguyên tố kim loại nặng trong các 114
nguồn nước thải nghiên cứu
Bảng 3.30. Hàm lượng một số nguyên tố kim loại nặng trong đất 116
nghiên cứu

5. DANH MỤC CÁC HÌNH VẼ
Trang
Hình L I . Ảnh hưởng của quá trình ngập nước liên tục và không 1 7
liên tục đèn hàm lượng NH4 và N03 " ở điều kiện thí
nghiệm tro ng phòng
Hình 1.2. Đặc trưng khí hậu vùng đồng bằng sông Hồng 37
Hình 2.1. Bản đồ hành chính vùng đồng bằng sông Hồng 47
Hình 3.1. Tỷ lệ sử dụng đất ở ĐBSH năm 2000 54
Hình 3.2. Biến động sử dụng đất ở ĐBSH 1980-2000 56
Hình 3.3. Tác động của phát triển kinh tế - xã hội đến sử dụng đất 57
ỞĐBSH
Hình 3.4. Biến động diện tích đất canh tác và sản lượng lương 61
thực ở ĐBSH 1985-2000
Hình 3.5. Dự báo biến động sử dụng đất ở ĐBSH đến 2010 64
Hình 3.6. Biến động sử dụng phân bón vô cơ theo thời gian 70
Hình 3.7. Biến động sử dụng phân bón hữu cơ theo thời gian 71
Hình 3.8. Xu hướng sử dụng phân bón và năng suất lúa 72
Hình 3.9. Biến động các chất tổng số theo thời gian 82
Hình 3.10. Biến đổi pH và chất dễ tiêu trong đất theo thời gian ở 83
ĐBSH
Hình 3.11. Ảnh hưởng của quá trình ngập nước và phân bón đến độ 85
chua của đất
Hình 3.12. Ảnh hưởĩỊg của phân bón đến hàm lượng N H 4
+
trong đất 8^
Hình 3.13. Ảnh hưởng của phân bón đến hàm lượng P2 05 dễ tiêu 91
trong đất
Hình 3.14. Ảnh hưởng của phân bón đến hàm lượng K 2 0 dễ tiêu 93
trong đất
Hình 3.15. Ảnh hưởng của ngập nước đến hàm lượng Fe3
7Fe2 +
94
trong đất
Hình 3.16 Ảnh hưởng của ngập nước đến các dạng phất pho trong 97
đất
Hình 3.17 Ảnh hưởng của ngập nước đến P-hữu cơ, P-vô cơ và P- 98
không tan trong đất
Hình 3.18 Khả năng hấp phụ phất pho của đất 100
Hình 3.19 Ảnh hưởng của lượng bón đến hấp phụ p 102
Hình 3.20. Ảnh hưởng của quá trình trồng lúa đến mùn tổng số 107
Hình 3.21. Ảnh hưởng của phân bón tới năng suất lúa 109

6. Ì
M Ở ĐẦU
1. Tính cấp thiết của đề tài
Trong sản xuất nông nghiệp, vi ệc mở rộng di ện tích đất canh tác đã
được tiến hành trong suốt thời gian qua cùng với lịch sử phát triển của xã hội
loài người. Tuy nhiên, do dân số gia tăng mạnh mẽ đã làm cho diện t ích bình
quân cho một người ngày càng giảm sút. Trên phạm vi toàn cầu, diện tích đấ.
nông nghiệp là 0,81 ha/ngườ
i vào năm 1975, đã giảm xuống còn 0,63
ha/người vào năm 1984 và 0,59 ha/người vào năm 1994 (Tổng cục thống kê,
1996; FAO, 1990) [41],[71]. Ở nước ta chỉ tính riêng vùng đồng bằng Bắc bộ
và Trung bộ, diện tích đất nông nghiệp giảm hàng năm là 18.246 ha (Trần An
Phong, 1995) [32]. Để đáp ứng nhu cầu lương thực cho con người , nhất là ở
các nước có di ện tích đất nông nghiệp thấp thì giải pháp cơ bản sẽ là thâm
canh tăng năng suất cay trồng. Trong đó, việc sử dụng các giống mới có năng
suất cao, sử dụng nhiều phân bón hoa học và hoa chất bảo vệ thực vật
(HCBVTV) được coi là những bi ện pháp hàng đầu. Kết quả của quá trình
thâm canh đã làm t ổng sản lượng thóc thế giới tăng từ 240 tri ệu tấn lên 535
triệu tấn trong vòng 30 năm qua (Nasir, 1999) [91].
Là một nước nông nghiệp có dân số đông, các loại phân bón hoa học đã
được sử dụng ở nước ta cũng đã tăng lên nhanh chóng trong vài thập kỷ vừa
qua. Mức độ sử dụng phân bón hoa học và HCBVTV đã đạt đến mức cao, ở
một số nơi đã vượt quá nhu cầu t hông thường t rong sản xuất nông nghiệp.
Việc sử dụng phân khoáng các HCBVTV t uy đã làm tăng đáng kể năng suất
và sản lượng cây trồng, nhưng cũng đã có những tác động khác nhau đến môi
trường đất.

7. 2
Đồng bằng sông Hồng (ĐBSH) là một tron g hai vùn g sản xuất lương
thực quan trọng của cả nước. sản lượn g lương thực qui thóc năm 1999 đã là
gần 6,9 triệu tấn chiếm trên 20% tổn g sản lượn g lương thực của cả nước. Do
bình quân đất canh tác cho một người rất thấp, chỉ có 0,05 ha/người, nên sản
xuất nông nghiệp trong vùng đã đạt trìn h độ thâm canh khá cao. Mức độ sử
dụng phân bón và HCBVTV ở ĐBSH vào loại cao n hất cả nước (Nguyễn Vãn
Bộ,1997 [3], các biện pháp tăng vụ đã đưa hệ số sử dụng đất trồng trọt trong
toàn vùng đạ t tới 2,1 lần (Bùi Đình Dinh và Nguyễn Công Thuật, 1997) [14].
Đây là những nguyên nhân làm cho đất nông nghiệp ở vùng ĐBSH đang bị
suy giảm về chất lượng, tốc độ mất đất nông nghiệp rất đáng lo ngại, đặc biệt
là đất lúa.
ĐBSH có nhiều thà nh phố, thị xã và các khu công nghiệp tập trung như
Hà Nội, Hải Phòng, Thái Bìn h, Hải Dương, Nam Địn h, Phả Lại. Các quá trìn h
đô thị hoa và phát triển kinh tế xã hội đã gây sức ép ngày càng lớn đến vấn đề
sử dụng đất trong vùng. Hơn nữa trong vùng cũng có rất nhiều là ng nghề
truyền thống như tái chế kim loại, đồ gốm sứ, tái chế nhựa, v.v. đây là những
nguồn thải các chất ô nhiễm có ảnh hưởng trực tiếp gây ô nhiễm môi trường
nói chung và môi trường đất nói riên g.
Bảo vệ và sử dụng đất nông nghiệp được coi là chiến lược bảo đảm sự
phát triển nền kinh tế và xã hội nước ta. Chính vì vậy, những nghiên cứu về
biến động môi trường đất sẽ có ý nghĩa rất lớn đóng góp vào việc duy trì một
nền sản xuất nông nghiệp bền vững. Tuy nhiên, việc nghiên cứu về ảnh hưởng
của các quá tr ình sản xuất nông nghiệp nói chung và phân bón nói r iêng đến
môi trường đất vẫn còn chưa được chú ý đúng mức. Những công tr ình nghiên
cứu về biến động môi trường đất còn ít. Tron g n hữn g năm gần đây, một số
công tr ình nghiên cứu cho r ằng đã có sự suy giảm cả về chất lượng cũng như
tính năng sản xuất của đất do sử dụng phân khoáng và HCBVTV không hợp
lý, đất ngày càng chua và có xu hướng tích lũy cao kim loại nặng (Tôn Thất

8. 3
Chiểu, 1992; Lê Đức và Nguyễn Xuân Cự, 1998, 1999)) [10], [17], [18]. Tính
cấp thiết nghiên cứu về vấn đề này cũng đã được một số tác giả đề cập nhằm
tiến tới thiết lập một hệ thống kiểm soát môi trường đất Việt Nam (Trần Côn g
Tấu, 1997; Viện Qui hoạch và Thiết kế Nông nghiệp, 1995) [37], [49].
Là vùn g có mức độ thâm can h cao n hất cả nước nhưng những nghiên
cứu đánh giá về môi trường đất vùng ĐBSH còn ít được chú ý. Chính vì vậy
việc đánh giá biến động môi trường đất ĐBSH được đặt ra là một yê u cầu cần
thiết nhằm bảo vệ đất cho mục tiê u phát triển bền vững một nền n ôn g n ghiệp
năng suất cao, đồn g thời góp phần kiểm soát ô n hiễm các n guồn nước và
không khí.
Đề tài "Đánh giá biên động môi trường đất lúa với mức độ thâm canh
khác nhau ở vùng đồng bằng sông Hồng99
n hằm góp phần n ghiên cứu giải
quyết vấn đề nêu trê n và làm cơ sở cho việc xác định các giải pháp thích hợp
cho một nền sản xuất nông nghiệp bền vững trong vùng nói riêng, và ở nước ta
nói chung.
2. Ý nghĩa của đề tài
2.1. Ý nghĩa khoa học của đề tài
Nghiên cứu sẽ làm sáng tỏ mối quan hệ giữa các yếu tố tác động với
diễn biến môi trường đất góp phần vào việc đánh giá tác động môi trường nói
chung. Đồng thời các kết quả nghiê n cứu cũng đóng góp những cơ sở khoa
học cho việc hoạch định chín h sách quản lý sử dụng đất và thiết lập hệ thống
quan trắc ô n hiễm môi trường đất ở nước ta. Đây cũng là những cơ sở khoa
học cho việc xây dựn g các giải pháp nhằm kiểm soát các tác động bất lợi do
hoạt động sản xuất nông nghiệp gây ra.

9. 4
2.1. Ý nghĩa thực tiễn của đề tài
Về thực tiễn, nghiên cứu sẽ xác định hiện trạng môi trường đất lúa trong
điều kiện thâm canh cao ở ĐBSH, chỉ ra những yếu tố có sự biến động mạnh
do tác động của quá trình thâm canh lúa nước cần phải kiếm soát. Đây là
những cơ sở có ý nghĩa cho việc lựa chọn giải pháp trong thâm canh nhằm
nâng cao năng suất cây trồng đồng thời vẫn bảo vệ được môi trường đất.
3. Mục đích nghiên cứu
- Xác định mức độ biến động về sử dụng đất trong thời gian 1980-2000 ở
ĐBSH, đặc biệt là đất lúa thông qua phân tích hệ thống sử dụng đất.
- Đánh giá sự biến động của một số chỉ tiêu chất lượng đất quan trọng như độ
chua, hàm lượng nitơ, phất pho, kali, chất lượng mù n và dung tích hấp phụ
phất pho của đất sau thời gian trồng lúa lâu dài.
- Đánh giá hiện trạng một số yếu tố độ phì nhiêu của đất lúa, dư lượng
HCBVTV và sự tích lũy một số nguyên tố kim loại nặng trong đất ở các khu
công nghiệp tập trung và làng nghề truyền thống.
- Tim mối liên hệ giữa fnức bón phân và năng suất lúa, đề xuất mức bó n hợp
lý bảo đảm ổn định năng suất và môi trường.

10. 5
Chương 1. TỔNG QUAN TÀI LIỆU THAM KHẢO
1.1. Quản lý đất là cơ sở của một nền nông nghiệp bền vững
1.1.1. Những vấn đề về tính bền vững của một nền nông nghiệp
Con người đã bắt đầu nền nông nghiệp sơ khai bằng hình thức hái lượm
và săn bắt ngay từ thuở ban đầu. Tuy nhi ên nền nông nghiệp thực thụ với các
hình thức trồng trọt chăn thả truyền thống được xác định có từ khoảng 8000
năm trước công nguyên và kéo dài cho đến ngày nay. Những đặc điểm chính
của nền nông nghiệp này tuy đã có nhiều bi ến đổi nhưng tính chất tự cung tự
cấp vẫn được xem là đặc trưng cơ bản nhất. Trong giai đoạn hiện nay, sản xuất
nông nghiệp đã có mối liên hệ quốc tế và trở thành một hợp phần trong phát
triển ki nh tế hàng hoa với hệ thống dây chuyền của sự cung cấp, đầu tư, chế
biến, buôn bán và trao đổi tài chính. Nền sản xuất nô ng nghiệp cũng bước
sang một giai đoạn mới của nền nông nghiệp công nghiệp hoa có năng suất và
hiệu quả cao hơn rõ rệt. Trong nền nông nghiệp này, con người tìm mọi cách
khai thác triệt để nguồn tài nguyên thiên nhiên và các khả năng có thể nhằm
nâng cao lợi nhuận của quá trình sản xuất. Điều này cũng luô n gắn li ền với
các rủi ro trong sản xuất, gây tính không ổn định cho hệ sinh thái nông
nghiệp. Chính vì vậy mà nền nông nghiệp công nghiệp hoa tuy mới xuất hiện
và phát triển từ khoảng giữa thế kỷ X X nhưng nó đã nhanh chóng bộc lộ
những dấu hiệu của một sự phát triển không bền vững (Chri stensen, 1994;
Ludwig, 1995; Pi nei ro, 1989) [64], [90], [95].
Việc sử dụng các loại phân bón hoa học, HCBVTV trong sản xuất nô ng
nghiệp có ý nghĩa rất lớn làm tăng sản lượng lương thực thế giới nhưng đồng
thời cũng gây ra nhiều vấn đề về mỏi trường như gây thoái hoa đất và ô nhiễm
nước. Các khí phát thải từ hoạt động nô ng nghiệp cũng đã góp phần gây tác
động đến khí hậu toàn cầu (Lê Thạc Cán, 1995; Petter and Rolf, 1999) [8]

11. 6
[94]. Chính vì vậy mà việc tìm kiếm các giải pháp cho một nền nông nghi ệp
bền vững đang được nhiều nhà khoa học quan tâm.
Theo Sabine, 1997 [101], mục ti êu trung tâm của nền nông nghi ệp bền
vững là nhằm bảo đảm lâu dài lương thực cho một dân số ngày càng tăng trên
toàn cầu. Nông nghiệp bền vững cũng phải phù hợp với sự phát triển của từng
địa phương, từng vùng trên cơ sở tăng cường sự sản xuất trên các diện tích đấ t
hiện đang được sử dụng, tránh việc mở rộng đấ t đai ở các vùng bi ên không
hoàn toàn thích hợp cho nông nghi ệp.
Theo khái ni ệm của Hội đồng cố vấn kỹ thuật thuộc nhó m tư vấn
nghiên cứu nông nghiệp quốc tế CGIAR, 1989 [70] thì một nền nông nghi ệp
bền vững phải bao gồm s ự quản lý có hiệu quả nguồn tài nguyên nông nghiệp
để thoa mãn sự thay đổi các nhu cầu cần thiết của loài người trong khi vẫn duy
trì hoặc làm tăng cường nguồn tài nguyên thiên nhiên cơ bản, tránh sự huy
hoại môi trường. Như vậy phát triển nông nghiệp bền vững yêu cầu cả về mặt
kỹ thuật và s ự thay đổi các tập quán, thó i quen, các chính sách, tín ngưỡng,
khoa học và thương mại. Mỗi người dân, mỗi gia đình và mỗi cộng đồng phải
cùng hành động để tăng cường nguồn tài nguyên thiên nhiên trên cơ sở quản
lý hiệu quả chúng, không khai thác quá mức cho phép (Ludwig, 1995) [90].
Trong nông nghi ệp, lâm nghiệp và thúy sản phát tri ển bền vững là quá
trình bảo tồn và không làm thoái hoa các nguồn tài nguyên đấ t, nguồn nước,
nguồn gen động thực vật bằng các biện pháp thích hợp về kỹ thuật, kinh tế và
được xã hội chấp nhận (FAO, 1994) [72]. Phát tri ển nông nghi ệp bền vững
ngoài các nguyên lý chung còn cần phải có sự kết hợp chặt chẽ giữa kiến thức
bản địa với việc phân tích và nghiên cứu áp dụng các hệ thống canh tác. Đây
là những cơ sở để xác định nhu cầu cần thiết nhất để đẩy mạnh sản xuất trên
cơ sở gắn kết những kinh nghiệm thực tiễn với các tiến bộ của khoa học kỹ
thuật.

12. 7
Nasir (1999) [91] đã chia thành 5 nhóm yếu tố chính có ý nghĩa quyết
định đến tính bền vững của các hệ thống nông nghiệp, bao gồm: Các chính
sách kinh tế, văn hoa, xã hội; các nguồn năng lượng đầu tư, phân bón, thuốc
bảo vệ thực vật; kỹ thuật canh tác; những bất cập và tác động của các yếu tố
khí hậu; các vấn đề về quản lý nguồn tài nguyên đất và nước.
Khi nghiên cứu về tính bền vững của hệ thống nông nghiệp có thể theo
3 cách tiếp cận khác nhau là tiếp cận kinh tế, tiếp cận sinh thái và tiếp cận văn
hoa x ã hội (Hatem, 1990 được Đào Thế Tuấn trích năm 1995) [48].
Trên thực tế rất khó có khả năng thiết lập được sự bền vững ngang bằng
giữa các hợp phần kinh tế, x ã hội và sinh thái. Ví dụ như nền nông nghiệp
nhiệt đới thường phải đương đầu với những thách thức lớn nhằm đáp ứng nhu
cầu lương thực có chất lượng tốt cho một số đông dân số. Điều này đòi hỏi
phải nâng cao hiệu quả sử dụng đất trên cơ sở áp dụng các biện pháp canh tác
truyền thống kết hợp với các kỹ thuật nông nghiệp tiên tiến, tăng cường sự đa
dạng cây trồng và các phương thức sử dụng đất phù hợp (Jurgen Pohlen, Jorg
Borgman và Helmut Eiszner, 1997) [84].
Hiện nay có nhiều cách đánh giá độ bền vững của một hệ thống sản
xuất nông nghiệp dựa vào các chỉ số khác nhau. Theo FAO (1997) [74], tính
bển vững của đất không chỉ ở tính ổn định về nâng suất cây trồng mà còn là
khả năng tự phục hồi của đất, chống lại các quá trình thoái hoa. Trong đó
FAO rất chú ý đến các yếu tố chỉ thị cho chất lượng đất (LQIs). Tại hội nghị
về chỉ thị chất lượng đất và sử dụng chúng cho sự phát triển nông nghiệp và
nông thôn bền vững (Rome, 1996), FAO đã khuyến cáo một số yếu tố cần
quan trắc trong đánh giá biến đổi chất lượng đất bao gồm: Thay đổi các điều
kiện tài nguyên đất; thay đổi diện tích của các loại sử dụng đất; thay đổi các
kỹ thuật canh tác và quản lý đất đai; thay đổi năng suất do thâm canh; các chất
dinh dưỡng trong đất; các vấn đề phát triển nông thôn và mật độ dân cư; quản

13. 8
lý rừng; nguồn tài nguyên nước và nuôi trồng thúy sản (Benites và Tschirl ey,
1997) [58].
Đã có nhiều nhà nghiên cứu cố gắng xác định các chỉ thị cho phát triển
bền vững và các biện p háp quản lý chúng trên thực tiễn. Tuy nhiên cho đến
nay vẫn chưa có khái niệm nào hoàn chỉnh vì các chỉ thị của sự bền vững có
thể biến đổi theo các chiều hướng khác nhau (FAO, 1995) [73]. Chính vì vậy
Benites và Vieira (1997) [57] đã đưa ra khái niệm chỉ thị biến đổi (Change
Indicators) thay cho chỉ thị bền vững (Sustainabiliy Indicators) hay chỉ thị chất
lượng đất (Land Quality Indicators). Các chỉ thị biến đổi được áp dụng để
hướng dẫn quản lý và sử dụng đất cũng như nguồn tài nguyên nước và p hân
bón. Để đánh giá chiều hướng và tốc độ biến đổi cần phải so sánh với các gia
trị nền được xác định từ lúc bắt đầu quan trắc. Từ đó xác định sự biến đổi của
các chỉ thị này và những nguyên nhân cũng như tác động của sự biến đổi đó.
Để tiếp cận quản lý tốt nguồn tài nguyên đất, việc lựa chọn các yếu tố
chỉ thị chính cần được xác định ở mức tối thiểu và tập trung vào các nhóm
nhân tố sau: (1) Tốc độ áp dụng các tiến bộ khoa học kỹ thuật, (2) thay đổi
diện tích sử dụng đất, (3) thay đổi trong quản lý trang trại, (4) biến đổi năng
suất cây trồng, (5) thay đổi về nguồn nhân lực.
Theo Jodha (1990) [83] hệ thống nông nghiệp được xem là bền vững
khi nó duy trì được một mức độ nào đó các chức năng của mình (ví dụ như sản
lượng cây trồng) qua thời gian; và nếu cần thiết có thể tăng năng suất mà
không làm ảnh hưởng đến các chức năng sinh thái cơ bản của hệ thống. Vận
dụng các chỉ thị của một hệ thống nông nghiệp bền vững trong điều kiện Việt
nam, Đào Thế Tuấn, 1995 [48] cho rằng có thể chỉ cần dựa vào sự theo dõi
tăng trưởng năng suất từ trước đến nay để đánh giá.
Có thể nói rằng con người đã nhận biết sự cần thiết của p hát triển bền
vững trong sản xuất nông nghiệp và đã có nhiều cố gắng để nhận dạng cũng

14. 9
như thực hiện chúng. Tuy nhiên tính bền vững lại rất khó có thể được đánh giá
một cách rõ ràng và cũng rất khó có thể đạt được trong thời gian ngắn. Tại hội
nghị tháng 4/1995, Uy ban về phát triển bền vững của Liên hiệp quốc đã nhận
định rằng: Mặc dù đã có một số tiến bộ nhưng vẫn còn là quá nhỏ bé và với
những tiến bộ rất chậm chạp trên con đường tiến tới một nền nông nghiệp và
phát triển nông thôn một cách bền vững (Hội đồng kinh tế và xã hội của Liên
hợp quốc UNECOSOC, 1995) [108].
1.1.2. Quản lý tài nguyên đất cho một nền nông nghiệp bền vững
Quản lý tài nguyên đất theo nghĩa rộng là các hoạt động sử dụng đất
của con người, kể cả việc qui hoạch sử dụng đất nói chung. Nó là s ự thống
nhất giữa người sử dụng đất trực tiếp, pháp luật, quản lý hành chính, tưới tiêu
và cây trồng (FAO, 1995) [73]. Trong tự nhiên, các quá trình thoái hoa và
phục hồi độ phì nhiêu của đất luôn xảy ra đồng thời. Chất lượng đất sẽ là ổn
định khi có sự cân bằng giữa 2 quá trình này, còn khi một quá trình nào đó
chiếm ưu thế hơn sẽ quyết định chiều hướng biến đổi của chất lượng đất.
Trạng thái đất được thổ hiện thông qua các yếu lố chỉ thị cho chất lượng đất có
thể biến đổi theo chiều hướng tốt nếu quản lý và sử dụng đúng và ngược lại
(Dumanski và Pieri, 1997) [69].
Nền tảng của nền sản xuất nông nghiệp đó là vấn đề sử dụng đất (Hart
và Sands , 1991) [77]. Một hệ thống s ử dụng đất bền vững phải bảo đảm cả
khía cạnh vật lý, sinh học và kinh tế xã hội để sản xuất ra nhiều hơn mức đầu
tư, đồng thời vẫn duy trì được sự ổn định bền vững về môi trường sinh thái.
Theo FAO, 1994 [72], một hệ thống nông nghiệp bền vững cần phải bảo bảo
đảm được 4 yếu tố sau đây:
- Đáp ứng nhu cầu kinh tế trước mắt, và phù hợp với sự tiếp cận truyền thống.

15. 10
- Sử dụng vật chất và năng lượng đầu tư nhưng không được làm suy thoái các
nguồn tài nguyên cơ bản, tiếp cận nền sản xuất đầu tư thấp (sử dụng ít vật tư
phân bón).
- Sử dụng nguồn tài nguyên thiên nhiên đồng thời phải nhằm tăng năng suất
tiềm nâng của chúng. Tiếp cận hệ thống canh tác hữu cơ và các nguồn tài
nguyên có khả năng tái tạo bất kỳ lúc nào nếu có thể.
- Duy trì năng suất của hệ thống ở mức không vượt quá năng suất của nguồn
tài nguyên, một sự tiếp cận sinh thá i ứng dụng.
1.2. Quản lý đất trong hệ thông canh tác lúa nước
1.2.1. Tính bền vững của hệ thông canh tác lúa nước
Lúa là cây lương thực quan trọng nhất ở Châu Á và đã được trồng cách
đây khoảng 5000 năm (Bradfield, 1972) [61]. Năm 1994 trên toàn thế giới đã
gieo trồng 146,5 t riệu ha lúa với sản lượng là 534,8 triệu tấn. Nhu cầu lúa gạo
trên thế giới sẽ tăng khoảng 70% vào năm 2025 (Volker và nnk, 1996) [109].
Tuy nhiên, hiên nay diện tích trồng lúa lại có xu hướng giảm đi ở nhiều vùng
do việc đa dạng hoa cây t rồng để tăng thu nhập của người dân. Chính vì vậy
mà ở nhiều nước trên thế giới đã có chính sách ưu tiên cho việc trồng lúa
(Pingali, 1992) [96].
ở nước t a, sản xuất nông nghiệp đã được xác định có từ thời văn hoa
Hoa Bình cách đây trên một vạn năm. Đến thời cá c vua Hùng, nền văn minh
nông nghiệp Hoa Bình đã phát triển nhảy vọt đánh dấu bằng sự hình thành và
phát triển nền văn hoa Đông Sơn và nghề trồng lúa nước. Nhiều nghiên cứu
cho rằng những ruộng lúa nước ở làng Tứ Xã (Vĩnh Phúc) đã tồn tại hem 4000
năm, còn ở làng Đanh (ứng Hoa, Hà Tây) t hì đã có cách đây k hoảng 3000
năm (Bùi Huy Đáp, 1994) [16].

16. l i
Vào thời Văn Lang, lúa được gieo trồng một vụ trong năm bắt đầu từ
mùa mưa và kết thúc vào mùa khô. Từ năm 111 trước Công Nguyên, đã xuất
hiện thêm một vụ lúa chiêm vào mùa khô được gieo trồng ỏ những vùng trũng
mà mùa mưa bị bỏ hoa vì ngập úng. Sau này do sự phát triển của thúy lợi, lúa
đã được cấy hai vụ trong năm trên cùng một diện tích (Nguyễn Duy Thịnh,
1995) [38]. Từ những năm 70 của thế kỷ XX, vụ xuân với các giống lúa ngắn
ngày đã thay thế dần vụ chiêm, tạo điều kiện cho vụ màu ra đời. Cơ cấu gieo
trồng trong năm bao gồm lúa xuân, lúa mùa sớm và cây vụ đông được áp dụng
ngày càng rộng rãi tạo điều kiện nâng cao hiệu quả sử dụng đất cũng như hiệu
quả kinh tế trong sản xuất nông nghiệp (Vũ Nămg Dũng, 1997) [15].
Nền nông nghiệp lúa nước đã tồn tại lâu dài và chứng minh có tính ổn
định khá cao tuy nhiên năng suất phụ thuộc rất lớn vào mức độ đầu tư. Theo
Bùi Huy Đáp (1994) [16] thì năng suất lúa ở Bắc Bộ là 4-5 tạ/ha/vụ vào thời
kỳ đầu công nguyên, đã tăng lên 11-12 tạ/ha/vụ vào đầu thế kỷ X X , 17-18
tạ/ha/vụ vào những năm thập niên 60 và hiện nay l à 40-45 tạ/ha/vụ (Nguyễn
Sinh Cúc, 1995) [12].
Tuy nhiên trong lịch sử phát triển l âu dài của mình, nền nông nghiệp
lúa nước truyền thống cũng đã có nhiều yếu tố đe doa tính ổn định của nó như
lũ lụt, hạn hán, đã có l úc rất nghiêm trọng. Ngày nay những nguy cơ này có
lúc càng gay gắt hơn, đặc biệt là đã xuất hiện nhiều yếu tố mới có nguy cơ phá
vỡ tính ổn định của hệ canh tác lúa nước. Sự đa dạng sinh học giảm đi do
nhiều loại giống tru yền thống đã được thay thế bằng một số ít giống lúa mới,
việc sử dụng các HCBVTV ngày càng nhiều đã tiêu diệt nhiều loài sinh vật có
ích và dẫn đến làm xu ất hiện nhiều loài sâu hại mới rất khó kiểm soát. Hơn
nữa quá trình thâm canh cao dựa trên việc sử dụng nhiều phân bón hoa học đã
làm trầm trọng thêm sự mất cân đối về dinh dưỡng trong đất. Để duy trì tính
ổn định cho nền nông nghiệp châu thổ cần phái vận dụng tốt các qui l uật sinh

17. 12
thái học trên cơ sở cây lúa nước, kết hợp hài hoa với các cây rau màu, cây
công nghiệp, cây ăn quả và nuôi trồng thúy sản.
1.2.2. Những tác động chính của làm đất và ngập nước đến đất lúa
7.2.2.7. Tác động đến tính chất vật lý đất
Quá trình canh tác lúa nước có ảnh hưởng rất lớn đến nhiều tính chất lý,
hoa học đất. Cày bừa là quá trình làm đất cơ bản của quá trình canh tác lúa
nước, là giai đoạn phá huy các đoàn lạp làm cho đất trở thành dạng bùn nhão
do tác động của lực cơ học ở điều kiện có độ ẩm cao. Kết quả của quá trình
cày bừa là làm phá huy các đoàn lạp đất, loại bỏ các khoảng hổng phi mao
quản va tăng cường khả năng giữ nước mao quản của đất. Điều này có ý nghĩa
trong việc làm giảm khả năng bay hơi nước cũng như khả năng thấm lọc của
đất (Nguyễn Kh ang, 1994; Nguyễn Khang và cộng sự, 1999) [24], [25].
Theo các nghiên cứu của Bodman và Rubin (1948) [60] ch o th ấy có tới
91-100% các lỗ hổng ph i mao quản bị ph á vỡ kh i bừa sục bùn ở đất thịt.
Trong khi độ xốp mao quản tăng 223% với hầu hết các lỗ hổng có kích thước
nhỏ hơn 0,2 |LI (Jamison, 1953) [81]. Nước dưới dạng lỏng dễ dàng di chuyển
»
trong các khoảng hổng này do tác động của lực mao quản.
Quá trình ngập nước cũng dẫn đến làm phá vỡ các đoàn lạp lớn hoặc
chúng bị ép lại thành các đoàn lạp nhỏ hơn. Kha và Kawaguchi (1960) [86]
cho rằng quá trình khử các hợp chất sắt, mangan, silicat và các chất hữu cơ khi
bị ngập nước đã làm tăng sự trương nở trong đất, làm giảm lực liê n kết bê n
trong các đoàn lạp trong khi làm tăng các lực liên kết giữa các đoàn lạp đất
với nhau. Sự giãn nở của các lớp khoáng sét có tác dụng làm giải phóng các
ion vốn đã bị hấp phụ chặt trong chúng. Nhất là đối với đất có chứa nhiều
N H 4
+
ở dạng bị cố định giữa các lớp silicát, quá trình này sẽ làm giải phóng
nhanh hơn các ion N H 4
+
bị cố định vào trong dung dịch đất (Bhattachary a
1971) [59].

18. 13
Các công trình nghiên cứu của Kawaguchi và cộng sự (1957) [85] đã
khảng định rằng quá trình ngập nước làm giảm độ bền vững của các đoàn lạp
đất do các chất hữu cơ bị phân huy và các lớp bao bọc như oxít sắt, mangan bị
khử thành dạng hoa tan. Khi đất được làm khô, lúc này các oxít sắt, m angan
lại có vai trò như xi măng gắn kết bao bọc xung quanh các phần tử sét làm gắn
kết các đoàn lạp trở lại và làm tăng độ bền của chúng. Đây là quá trình rất
quan trọng gắn kết các phần tử silicát riêng rẽ tái hình thành cấu trúc đất. Các
đất có hàm lượng hữu cơ hoặc sắt nhôm oxít cao cũ ng tạo điều kiện dễ dàng
cho quá trình này xảy ra khi đất khô trở lại (Koeing, 1961, 1963; Sanchez,
1976) [87], [88], [102].
2.2.2.2. Tác động của ngập nước đến một số tính chất hoa học đất
ọ
- Anh hưởng của ngập nước đến độ chua của đất:
Nhiều nghiê n cứu trong và ngoài nước đã khẳng định quá trình ngập
nước có ảnh hưởng r ất lớn đến độ chua của đất. Theo Sanchez (1976) [102],
pH sẽ biến đổi và đạt tới giá trị kho ảng 6,5-7,0 trong khoảng một tháng ngập
nước và ổn định ở giá trị này cho tới khi đất khô trở lại. Nhìn chung giá trị pH
của đất axit sẽ tăng lên trong khi ở các đất có phản ứng kiềm lại giảm đi. Sự
tăng lên của pH ở các đất axit là do có sự giải phóng các ion OH" khi Fe(OH)3
và các hợp chất tương tự được khử xuống Fe(OH)2 ho ác Fe3 (OH)6 . Ngược lại
giá trị pH ở các đất kiềm có khả năng giảm xuống xung quanh 7 là do sự tăng
hàm lượng C 0 2 dẫn tới làm tăng các ion H+
. Đối với các đất trung tính, giá trị
pH ít biến động vì cả 2 quá trình này có xu hướng cân bằng nhau.
Kết quả biến đổi độ chua của đất ngập nước như trình bày ở trên làm
cho pH tồn tại ở giá trị thích hợp cho sự hoa tan nhiều chất dinh dưỡng quan
trọng trong khi hàm lượng A l 3 +
độc hại nhanh chóng bị lo ại trừ. Chính vì vậy
mà việc bón vôi cho đất lúa ngập nước rất ít có tác dụng. Tuy nhiên cũ ng cần

19. 14
chú ý rằng ở các đất chua giàu A l 3 +
cây lúa có thể bị ảnh hưởng độc hại ngay
trong thời gian đầu khi pH của đất chưa đạt tới giá trị trung tính.
- Ảnh hưởng của ngập nước đến phản ứng ôxy hoa khử trong đất:
Trong quá trìn h n gập nước, hàm lượng ôxy sẽ giảm đi rất nhanh và
thậm chí giảm đến không tro ng vòng một ngày (Sanchez, 1976) [102]. Lúc
này các vi sinh vật kỵ khí sẽ phát triển nhanh chóng và thực hiện quá trình
phân huy các chất hữu cơ. Kết quả là đất chuyển từ trạng thái ôxy ho a sang
trạng thái khử. Quá trình này có ảnh hưởng rất lớn đến nhiều tính chất đất, đặc
biệt là sự chuyển hoa các chất dinh dưỡn g.
Nitơrat sẽ không bển ở Eh trong khoảng +400 đến +300 mV, do v ậy
khi Eh của đất tồn tại ở các giá trị này thì quá trình phản nitơrat xảy ra mạnh.
Sau khi toàn bộ lượn g nitơrat đã được sử dụng hết, các v i sinh v ật kỵ khí sẽ
tiếp tục khử Mn4 +
đến Mn2 +
, phản ứng này xảy ra ở Eh khoảng +200 mV. Các
hợp chất mangan thường không có nhiều trong đất và chỉ các vi khuẩn đặc biệt
mới có khả năng khử chúng, do vậy vai trò của quá trình này là không lớn
trong hầu hết các đất.
Sau các ion mangan sẽ đến lượt Fe3 +
bị khử thàn h Fe2 +
làm Eh giảm
tương ứng xuốn g còn khoảng +120 mV. Đây được xem là phản ứng khử quan
trọng nhất trong đất ngập nước vì các hợp chất sắt thườn g có hàm lượn g cao
hơn nhiều so với nitơrat, hydroxít mangan hoặc sunphát.
Một số chất hữu cơ như axit lactic và axit pyruvic bị khử thành rượu ở
Eh khoản g -180 mV. lon S04
2
- bị khử xuốn g S03
2
' và s2
- ở Eh khoản g -150
mV. Đối với các phản ứng khử khác xảy ra ở điều kiện khử mạnh hơn thườn g
ít xảy ra vì Eh tương ứn g của chún g thường không được phát hiện ở các đất
lúa ngập nước.

20. 15
Cường độ của quá trình khử không chỉ phụ thuộc vào thời gian ngập
nước mà còn phụ thuộc ở một mức độ lớn vào số lượng các chất hữu cơ dễ bị
khử. Nhìn chung đất có hàm lượng hữu cơ cao cũng có cường độ khử cao. Đối
với hầu hết các đất thì Eh sẽ giảm nhanh và ổn định ở trạ ng thái cân bằng
trong vòng 2- 4 tuần ngập nước (Ponnamperuma, 1965) [97].
Ảnh hưởng của độ ẩm đến điện thế oxy hoa khử của đất Việt Nam cũng
được một số tác giả nghiên cứu. Theo Nguyễn Vy và Trần Khải (1974) [51],
khi đất được làm ẩm Eh sẽ giảm đi khá nhanh trong vòng 20-30 ngày đầu sau
đó tồn tại ở trạng thái ổn định. Giá trị cân bằng đạt được này sẽ phụ thuộc vào
độ ẩm, của đất.
Bản thân sự khử của đất không gây ảnh hưởng xấu đến cây lúa, trừ khi
Eh nhỏ hơn -300 mV. Khi đó sunphit có thể tồn tại với số lượng lớn gây độc
hại cho cây lúa (Patrick và Mahapatra, 1968) [93]. Tuy nhiên các tác động
gián tiếp của hệ khử trong đất mới là chức năng quan trọng của hệ canh tác
lúa nước. Trên thực tế, các ion Fe2 +
thường có hàm lượng rất lớn làm cho Eh
của hệ tồn tại ở giá trị vào khoáng +100 mV (d o cặp Fe3
7Fe2+
quyết định).
Chính vì vậy mà các hợp chất sắt luôn được xem là có ý nghĩa quan trọng nhất
trong đất lúa ngập nước.
- Ảnh hưởng của ngập nước đến sự chuyển hoa Fe3+
/ Feu
:
Ở đất ngập nước, sau khi các hợp phần nitơrat và mangan đã bị khử,
khả năng hoa tan của sắt tăng lên do Fe3 +
bị khử thành Fe2 +
. Hàm lượng Fe2 +
sẽ đạt giá trị cao nhất sau khoảng một tháng ngập nước, sau đó sẽ giảm đi.
Tuy nhiên sự biến động của ion sắt cũng phụ thuộc vào các tính chất của đất.
Hàm lượng Fe2 +
có giá trị cao và biến động mạnh nhất ở đất chua, giàu chất
hữu cơ trong khi các đất có giá tri pH cao và nghèo hữu cơ thì hàm lượng Fe2 +
ít biến đổi trong quá trình ngập nước.

21. 16
Sự khử của c ác hợp chất sắt là rất quan trọng ở đất lúa vì nó có khả
năng làm tăng pH, tăng khả năng hoa tan của phất pho. Tuy nhiên nếu hàm
lượng Fe tăng lên quá cao sẽ gây độc hại cho câ y trồng (IRRI, 1973) [80]. ơ
các đất kiềm, khi hàm lượng Fe2 +
tăng lên khoảng 20 ppm trong dung dịch đấf
sẽ có tác dụng tốt đối với lúa. Ngược lại sự tăng Fe2 +
trong các đất chua lên
đến 350 ppm có thể gâ y độc hại cho cây lúa (Sanchez, 1976) [102]. Mặc dù
độc hại Fe2 +
là vấn đề thường gặp ở đất ngập nước nhưng nó có thể dễ dàng
được khắc phục bằng cách tiêu thoát nước hoặc cấy lúa vào thời điểm mà hàm
lượng Fe2 +
đã vượt qua giá trị c ực đại và tồn tại ở giá trị thấp. Các ion Fe2 +
trong dung dịch đất có thể di chuyển đến vùng oxy hoa của phẫu diện đất hình
thành các ôxít hoặc hydroxít Fe3 +
ở dạng các hạt kết von hoặc cá c khối rắn
chắc không tan.
- Ảnh hưởng của ngập nước đến sự chuyển hoa NH4
+
và NO/:
Lúa là Ì trong số ít những loài cây hút thu NH4
+
mạnh hơn N 0 3 , trong
khi hệ rễ của câ y 2 lá mầm lại sử dụng N03 " nhanh c hóng hơn (Scarsbrook,
1965) [104]. So với N03 - thì NH4
+
kém linh động hơn do nó bị hấp phụ bởi các
keo đất. Đặc biệt là các khoáng thứ sinh như illit, vermiculit có khả năng làm
cho N H 4
+
trở thành khó tiêu do chúng bị giữ chặt giữa các l ớp khoáng sét
(Drury và Beauchamp, 1991) [68]. Quá trình rửa trôi N H 4
+
sẽ xuất hiện mạnh
khi lượng N H 4
+
vượt quá khả năng hấp phụ của đất.
Theo Sanchez (1976) [102] thì trong đất lúa nước chỉ c ó một lớp đất
mỏng khoảng Ì em trên mặt và trong khu vực vùng rễ lúa được c oi là ở trạng
thái oxy hoa. Khi nitơ (NH4
+
) được bón vào tầng này sẽ dễ dàng bị oxy hoa
thành N03 " và bị rửa trôi xuống tầng khử và tiếp tục bị quá trình phản nitơrat
đến N 2 0 và N 2 bay vào khí quyển. Lượng nitơ bị mất do quá trình phản nitơrat
dao động trong khoảng 20-300 kg/ha trong vòng một tháng đầu, làm cho N03 "
hầu như không tồn tại trong đất ngập nước (Ponnamperuma, 1965) [97].

22. 17
Ngược lại với N 0 3 , các ion NH4
+
có khả năng tồn tại bền vững trong
môi trường khử. Hơn nữa quá trình khoáng hoa chất hữu cơ cũng giải phóng
nitơ dưới dạng NH4
+
góp phần làm cho NH4
+
tăng mạnh trong khoảng 2 tuần
đầu ngập nước và có quan hệ chặt chẽ với hàm lượng chất hữu cơ trong đất.
Điều cần chú ý là sự biến động mạnh của nitơ ở các đấ t có quá trình
ngập nước và khô xen kẽ nhau do nitơ bị mấ t đi do nhiều con đường khác
nhau. Ở đất ngập nước nitơ tồn tại chủ yếu ở dạng NH4
+
, khi đất khô một phần
NH4
+
bị nitơrat hoa thành N 0 3 Tuy nhiên đến chu kỳ ngập nước tiếp theo,
NO3" bị mất do quá tr ình phản nitorat hoặc bị r ửa trôi. Quá trình này xảy ra
xen kẽ nhau làm cho nitơ bị mất đi nhanh chóng, đặc biệt là ở chu kỳ đầu tiên
(Hình 1.1).
-NH4+ (ngập nước liên
tục)
0 20 40 60 80 100 120 140 160
Thời gian (ngày)
- H i — NH4+ (40 ngày ngập
nước và 40 ngày khô xen
kẽ)
—a—N03- (ngập nước liên
tục)
- -X- - -N03- (40 ngày ngập
nước và 40 ngày khô xen
kẽ)
Hình 1.1. Ảnh hưởng của quá trình ngập nước liên tục và khống liên tục đến
hàm lượng NH4
+
và N03 trong đất ở điều kiện thí nghiệm trong phòng [102]
- Anh hưởng của ngập nước đến các dạng phất pho trong đất:
Hàm lượng phất pho dễ tiêu trong đất tăng theo thời gian ngập nước do
kết quả của các quá tr ình sau: Quá tr ình khử các phết phát sắt IU thành phối
phát s ắt l i và các hợp chất phất phát dễ khử khác thành dạng dễ hoa tan hơn*
• - • . •
L
MAị fit.

23. 18
Sự thúy phân của một số dạng phất phát bị bao bọc bởi các hợp chất sắt, nhôm
trong môi trường axit nhưng có khả năng hoa tan trong môi trường c ó pH c ao
hơn; Quá trình khoáng hoa c ác hợp chất phất pho hữu cơ ở các đất chua do pH
tăng lên; Tăng khả năng hoa tan các apatit ở các đất c ó phản ứng kiềm do pH
giảm xuống khoảng 6-7; tăng khả năng khuếch tán của ion H2 P04 " khi lượng
nước tăng lên. Tuy nhiên, nhiều nghiên cứu khá c nhau cũng cho thấy hàm
lượng phết pho dễ tiêu trong đất chỉ tăng lên trong thời gian đầu của quá trình
ngập nước sau đó lại có xu hướng giảm đi rõ rệt. Sự giảm phất pho dễ tiêu sau
khoảng 4 tuần ngập nước được giải thích là do c ó sự tái cố định phất pho chủ
yếu dưới dạng canxi phất phát.
Quá trình ngập nước cũng làm biến động mạnh c ác dạng phất phát
trong đất. Các hợp phần phối pho dễ khử và Ca-P giảm đi, trong khi Fe-P lại
tăng lên. Nguyên nhân làm tăng lượng Fe"-P là do một phần Fem
-P bị khử
xuống Fe11
-?, mặt khác khi ngập nước lâu ngày một phần Ca-P cũng sẽ chuyển
thành dạng Fe"-P.
Khả năng cố định phôi pho của đất cũng có sự biến đổi đáng kể trong
quá trình ngập nước. Patric k (1968) [93] c ho rằng trong điều kiện khử, phối
pho bị hấp phụ ít hơn ở nồng độ dung dịch nhỏ hơn Ì ppm p, nhưng lại hấp
phụ lớn hơn khi nồng độ p trong dung dịch tăng cao. Nguyên nhân có thể là
do khi các hợp phần Fe (IU) bị khử xuống dạng các gel của Fe (li) làm tăng tỷ
diện bề mặt và tăng khả năng hấp phụ p c ủa c húng. Tuy nhiên mức độ khác
biệt này sẽ là khác nhau ở các loại đất khác nhau.
- Ảnh hưởng của ngập nước đến sự phân huy chất hữu cơ trong đất:
Trong điều kiện khử, cá c vi khuẩn kỵ khí phân huy các chất hữu cơ ở
mức năng lượng thấp và sử dụng ít nitơ hơn trong điều kiện ôxy hoa. Do vậy
sự khoáng hoa nitơ có thể xảy ra với các chất hữu cơ có tỷ lệ C/N lớn và c ác
chất hữu cơ không thích hợp cho phân huy hiếu khí cũng có thể bị phân huy

24. 19
trong điều kiện kỵ khí. Tuy nhiên tốc độ phân huy các chất hữu cơ ở đất ngập
nước xảy ra c hậm hơn ở c ác đất khô (Lương Đức Loan, 1991; Dedatta và
Magnage, 1969) [30], [65].
Sản phẩm cuối cùng của quá trình phân huy các chất hữu cơ trong điều
kiện ngập nước là rất đa dạng. Theo Ponnamperuma (1972) [98] thì s ản phẩm
phân huy chất hữu cơ ở đất khô thườn g là C02 , N 0 3 S04
2
", H 2 0 và các chất
mùn bền vữn g, còn ở đất ngập nước là C02 , H2 0, NH4
+
, CH4 , H2 S, c ác hợp
chất amin, các axit mùn không hoàn chỉnh hoặc từng phần c ủa c húng. Tuy
nhiên, giai đoạn đầu của quá trình phân huy các chất hữu cơ ở cả điều kiện đất
khô và đất ướt đều xảy ra tương tự như nhau cho đến khi hìn h thàn h axil,
pyruvic. Lúc này n ếu tron g điều kiện n gập nước, các sản phẩm trung gian sẽ
bị khử đến rượu và một số axit hữu cơ khác. Một phần trong chúng có thể tiếp
tục bị khử thành CH4 hoặc C02 . Trong một vài tuần đầu ngập nước quá trình
phân huy hữu cơ xảy ra mạnh và giải phóng một lượng khá lớn C 0 2 (1-3
tấn/ha). Chính vì vậy mà ở các đất giàu hữu cơ có thể gây độc hại vì nồng độ
C02 tăng cao đột ngột. Sau đó lượng C02 sẽ giảm đi do quá trình trao đổi với
khí quyển hoặc bị kết tủa dưới dạng các muối c ác bonat.
1.3. Ảnh hưởng của quá trình canh tác lúa đến môi trường đất
1.3.1. Ảnh hưở ng của việc sử dụng phân khoáng và HCBVTV đến đất
Trong thời gian gần đây, các giống lúa mới đã được đưa vào trồng ngày
càng n hiều. Do n hu cầu din h dưỡng c ủa c ác giống mới rất c ao nên đòi hỏi
lượng phân bón cũng ngày càng tăng. Theo các nghiên c ứu c ủa Viện Thổ
nhưỡng-Nông hoa thì nhu cầu dinh dưỡn g của các giốn g lúa mới cao gấp
nhiều lần so với các giống lúa truyền thốn g (Bảng 1.1). Cùn g với sử dụng các
giống mới, việc nâng cao hệ s ố s ử dụng đất thông qua tăng vụ là những

25. 20
nguyên nhân làm cho nhu cầu dinh dưỡng cần phải bổ sung cho đất ngày càng
gia tăng.
Nhiều nghiên cứu của các tác giả ở nước ta cũng như trên thế giới cho
rằng sử dụng phân bón trong thời gian qua đã gây ra những tác động mạnh mẽ
đến các yếu tố môi trường đất. Nguyễn Văn Bộ, 1999) [6] đã trích dẫn các
nghiên cứu của Oldeman và cộng sự (1990), Stoorvogel và Smali ng (1990)
cho thấy quá trình suy kiệt di nh dưỡng do mất c ân đối giữa lượng bón và
lượng c ây trồng lấy đi đã làm c ho 20,4 triệu ha đất ở Châu Phi bị thoái hoa
nhẹ, 18,8 ha bị thoái hoa vừa và 6,6 tri ệu ha bị thoái hoa nghi êm trọng; ở
Châu A quá trình này cũng đã làm cho đất bị thoái hoa tương ứng là 4,6-9,0 và
1,0 tri ệu ha; còn ỞNam Mỹ là 24,5-31,1 và 12,6 tri ệu ha.
Bảng L I . Nhu cầu dinh dưỡng của một số giống lúa khác nhau
Giống Năng suất Lượng hút dinh dưỡng (kg/ha/vụ)
lúa (tạ/ha) N P A K 2 0
Chiêm chanh 14,0 25,2 9,6 -
Chiêm bầu 11,3 19,3 6,9 -
DT 10 ' 50-55 100-120 40-50 100-120
Tạp giao 65-70 150-180 70-80 180-200
*Bình quân giai đoạn 1975-1980 30,7 46,4 50,1
*Bình quân giai đoạn 1981-1990 12,2 18,7 19,9
*Bình quân giai đoạn 1991-1993 33,6 50,8 52,9
(Nguồn: Báo cáo đề tài 02A-06-01, * Nguyễn Vy, 1995 được trích dẫn bởi Nguyễn
Văn Bộ, 1999 [6])
Trong c ác loại phân khoáng hiện đang được sử dụng phổ biến là đạm
lân và kali thì đạm và lân được coi là có nguy cơ gây ô nhiễm môi trường cao
như gây chua hoa đất, tí ch lũy Cd, gây phú dưỡng nguồn nước và tí ch lũy
N03 " trong nông sản cũng như nguồn nước uống.

26. 21
Mức độ sử dụng phân bón là rất khác nhau tuy thuộc vào tập quán và
khả năng thâm canh của từng nước và từng địa phương. Có nơi chỉ bón khoảng
10-15 kg NPK/ha như ở Châu Phi, trong khi có nơi bón tới 200 kg/ha như ở
các nước Tây Âu. Một số nước Châu Á có đã bón tới 466 kg/ha như Hàn
Quốc, 303 kg/ha như Trung Quốc; Malai xi a thường bón 198 kg/ha và Việt
Nam vào khoảng 135 kg/ha (Nguyễn Văn Bộ, 1999) [6].
Phân bón hoa học đã được sản xuất và sử dụng từ năm 1842 ở Châu Âu.
Lượng sử dụng đã tăng từ 1,4 tri ệu tấn/năm vào năm 1905 lên 14 triệu tấn vào
năm 1950 và 147 tri ệu tấn vào năm 1989. Riêng Châu Á, lượng phân bón hoa
học tăng rất nhanh từ 17 tri ệu tấn năm 1975 lên 59 tri ệu tấn năm 1989 (Đỗ
Ánh, 1995) [2], Trên phạm vi toàn thế giới, lượng phân bón khoáng (N, P2 05 ,
K2 0) sử dụng đã tăng từ 30,9.106
tấn năm 1961 lên 73,3.lo6
tấn năm 1971;
115,1. lo6
tấn năm 1981 và 138.106
tấn năm 1991. Những năm tiếp theo lượng
phân sử dụng tăng chậm và thậm chí giảm chút ít xuống còn 137,3.106
tấn vào
năm 1998.
Việc sử dụng phân khoáng đã góp phần đáng kể làm tăng nhanh năng
í
suất cây trồng ở hầu hết các loại đất và các loại cây trồng khác nhau trên thế
giới. Tuy nhiê n trong nền nông nghiệp hiện đại, việc quá lạm dụng phân
khoáng cũng đã dẫn đến những tác động xấu đối với môi trường nói chung và
đất nói riêng. Theo Bùi Đình Dinh (1995) [13], hệ số sử dụng phân bón của
cây trồng ở nước ta là rất thấp, chỉ vào khoảng 35-50% đối với phân đạm, 20-
30% với phân lân và 40-60% với phân ka li. Hiệu lực tồn dư của phân lân và
phân kali đã được khẳng định, nhưng với đạm thì hầu như không có. Như vậy
một lượng phân rất lớn không có tác dụng tăng năng suất cây trồng chúng sẽ
gây ảnh hưởng đến môi trường.
Lê Văn Khoa, 1997 [26] đã dẫn các số liệu của Welley cho thấy ở
Madagasca khi bón 620 kg N/ha trong 3 năm đã làm pH đất giảm từ 5,2

27. 22
xuống còn 4,2, A l 3 +
tăng từ 3 lên 5,5 lđl/lOOg đất. Các nghiên cứu bón phân
lâu năm trong điều kiện thí nghiệm đồng ruộng ở Nam Tư cũng cho thấy sau
14 năm bón phân NPK đã làm p và K dễ tiêu trong đất tăng tương ứng 34,3 và
22,9%.
Những nghiên cứu ở Đức vào năm 1980, lượng phân khoáng sử dụng đã
ở mức 340 kg NPK/ha, trong đó N chiếm 75%. Phân bón đã đóng góp tới 50%
tâng năng suất cây trồng ở Đức (Rosealba Lowia, 1994) [100]. Cũng theo tác
giả thì có tới 14% lượng p bón vào đất bị rửa trôi, góp phần làm cho khoảng
40% nguồn nước bị ô nhiễm và nhiều hồ nước bị phú dưỡng. Còn ở Ba Lan,
hiện tượng phú dưỡng nguồn nước li ên quan đến phân bón cũng đã được ghi
nhận (Wrobel, 1976) [ Ì 12]. Nước hồ Mijosa (Na Uy) đã bị ô nhiễm với tốc độ
Ì g p/m2
/năm, còn ở hồ Norvi ken (Thúy Điển) là 3,5 g p/m2
/năm. Trong khi
lượng p xâm nhập vào nước hồ ở mức 0,2-0,5 g p/m2
/năm đã có nguy cơ gây
hiện tượng phú dưỡng (Hotan và Kjellberg, 1976) [ 79].
Các chất ô nhiễm phi kim loại ở trong đất do việc sử dụng các loại phân
khoáng trong nông nghiệp thường gặp là N 0 3 H2 P04 Se04
2
, A s 0 4
3
,
B(OH)4- (White và Sharpley, 1996) [ Ì 10]. NO/ có tính di động cao nên dễ gây
ô nhiễm các nguồn nước.
Lượng bón phân nitơ dao động rất lớn, các cây trồng có nâng suất cao
như mía, khoai tây có thể bón đến 500 kg N/ha/năm còn các cây trồng họ đài-
chỉ bón ở mức tối đa là 200 kg N/ha/năm (Syers, 1982) [106]. Lượng nhơ bổ
sung từ khí quyển cho đất thường dưới 10 kg N/ha/năm và do cố định sinh học
vào khoảng 40 kg N/ha/nãm (Goulđing, 1990) [76]. Trong khi đó có 5-40%
lượng N-NH4
+
bị mất do bay hơi ở dạng N H 3 tuy theo điều kiện môi trường.
Phần lớn lượng N H 4
+
còn lại bị ôxy hoa đến NO3", và trong điều kiện khử
mạnh một phần trong chúng lại tiếp tục bị khử đến N 2 theo chuỗi phản ứng
N03 - -> N 0 2 ' -> NO -» N 2 0 -> N 2 .

28. 23
Các nghiên cứu của Nemeth (1996) [92] ỏ Hungary cho thấy sau 20
năm cân bằng nhơ trong đất là -2554,6; -536,8; 660,4 và 1745,1 kg N/ha
tương ứng với các đất được bón 0; 50; 150 và 250 kg N/ha/năm. Như vậy cân
bằng N của đất sẽ là dương khi lượng bón N liên tục từ 150 kg N/ha/nãm.
Lượng bón 200 kg N/ha/năm là rất phổ biế n ở các nước Châu Âu. Kết
quả là hàm lượng N 0 3 trong nước ngầm ở nhiều vùng nông nghiệp đã vượt
qua giá trị tối đa cho phép, thường là 11,3 g N/m3
trong khi hàm lượng thích
hợp là 5,6 g N/m3
(Theo tiêu chuẩn Châu Âu). Dựa trên cơ sở các nghiên cứu
của mình, Kolenbrander, 1981 [89] đã đề nghị các lượng bón tối đa cho đất để
khống chế hàm lượng N03 " trong nước ngầm không vượt quá tiêu chuẩn cho
phép đối với nước uống (Bảng 1.2).
Bảng 1.2. Lượng N tối đa có thể bón để đảm bảo
tiêu chuẩn nước uống ở Châu Âu [89]
Loại sử Loại Lượng N bón tối đa (kg N/ha/năm)
dụng đất đất 0% phản nitơrát hoa 50 % phản nitơrát hoa
Đất trồng trọt Đất cát 0 70
Đất trồng trọt Đất sét 100 360
Đất đồng cỏ Đất cát 320 380
Đất đồng cỏ Đất sét 500 725
So với nitơ, phất pho trong đất có khả năng linh động thấp hem nhiều và
được xem là không độc hại trực tiếp đối với người và động vật. Chính v ì vậy
mà không có tiêu chuẩn hàm lượng phối pho trong nước uống. Tuy nhiên phất
pho cũng có khả năng gây ra hiện tượng phú dưỡng các nguồn nước. Phất pho
trong đất có khoảng 500-2500 kg p/ha, lượng bị mất do rửa trôi thường rất nhỏ

29. 24
(<1 kg p/ha/nãm). Ở đất có thành phần cơ giới nhẹ và lượng bón phất pho cao
có thể lên tới 10 kg p/ha/năm (Hodgkin và Hamilton, 1993) [78].
Nếu như quá trình rửa trôi và phản nitơrat làm giảm hiệu quả của phân
nitơ thì quá trình cố định lại là nguyên nhân chính làm giảm lượng phất pho
dễ tiêu trong đất. Có tới 50-60% lượng phối pho bón được cố định và tích lũy
trong đất. Đây cũng là nguyên nhân là m cho khả năng cố định phất pho của
đất sẽ bị giảm đi sau quá trình bón phân lâu ngày (Behrendt, 1988) [56].
Những hợp phần có khả năng hấp phụ và cố định mạnh phất pho trong đất bao
gồm các hợp chất hữu cơ, các hydroxít và ôxít sắt nhôm (Beek và Riemsduk
(1979) [55]. Tốc độ bão hoa phất pho trong đất phụ thuộc vào lượng bón, khả
năng sử dụng của cây trồng và khả năng cố định p của đất.
Những nghiên cứu của Behrendt (1988) [56] cho thấy hàm lượng phất
pho tr ong đất đã tăng lên 40% ở Đan Mạch và 85% ở Hà Lan do kết quả của
quá trình s ử dụng phân bón phất phát từ 1945 đến 1985. Ông cũng ước tính
rằng có khoảng 10% đất nông nghiệp ỏ các nước trên đã bão hoa p và có nguy
cơ cao gày ỏ nhiễm các nguồn nước. Hiện tượng sử dụng phân bón phôi pho
gây phú dưỡng các nguồn nước cũng đã được quan sát thấy ở Bỉ và Uganda
(Desmet và cộng sự, 1996; Rosealba, 1994) [66], [100].
Trong điều kiện tự nhiên ở vùng nhiệt đới, phân bón N và p đã góp phần
tăng nhanh năng suất cây trồng. Tuy nhiên quá trình rửa trôi nhơ và phất pho
cũng thường gây ra nhiều vấn đề môi trường và ảnh hưởng lớn đến các nguồn
nước (Schroder, 1985) [105].
Nhiều nghiên cứu cho thấy diện tích đất bị bão hoa phối pho có liên
quan chặt chẽ với lượng bón phối pho cho đất (Br eeuwsma và Schoumans,
1987) [62]. Williams (1988) [Ì 11] đã dự báo sẽ có nhiều vùng đất Châu Âu sẽ
bị bão hoa phất pho trong khoảng 80-160 năm tới.

30. 25
Ở Việt Nam, nguy cơ ô nhiễm môi trường đất do phân bón cũng đã
được nhiều tác giả đề cập đến (Đỗ Ánh, 1992; Nguyễn Văn Bộ, 1997; Tôn
Thất Chiểu, 1992) [1], [3], [10]. Các nghiên cứu của Trần Công Tấu, 1997
[37] và Lê Văn Tiềm , 1997 [40] đã chỉ ra rằng sự biến động độ chua và tích
lũy N trong nước ngầm là những dấu hiệu đáng lưu ý về biến đổi độ phì đất
liên quan đến việc sử dụng phân bón hoa học trong nông nghiệp.
Tập quán sử dụng phân chuồng tươi gây ô nhiễm sinh học đất cũng đã
được đề cập đến trong nghiên cứu của Đỗ Thị Vĩnh (1997) [50]. Các kết quả
nghiên cứu của Nguyễn Thị Hiền và Nguyễn Thị Lan (2000) [20] ở đất trồng
rau của 2 HTX Mai Dịch và Tây Tựu (Từ Liêm, Hà Nội) cho thấy số lượng
coliform, feacal coli, trứng giun các loại ở tầng đát mặt có bón phân bắc tươi
đều cao hơn ở đất không bón (tương ứng là 3.400 - 200 - 280 cá thể/gđ có bón
phân so với 790 - 130 - 120 cá thể/gđ không bón phân bắc tươi). Tuy nhiên kết
quả nghiên cứu của các tác giả cũng cho thấy ở hầu hết các mẫu nghiên cứu
đều không phát hiện dư lượng HCBVTV; ở một vài mẫu có thì hàm lượng
cũng thấp nằm dưới giới hạn cho phép. Kết quả này cũng thống nhất với các
nghiên cứu của Vũ Đình Quang năm 1999 [34] đối với đất trồng rau ở Hóc
Môn (Tp. Hồ Chí Minh) và Từ Liêm (Hà Nội) cho rằng chỉ phát hiện dư lượng
HCBVTV tại một số điểm và chỉ mang tính tạm thời.
Kết quả nghiên cứu đất trồng rau thuộc ngoại thành Hà Nội, các tác giả
Vũ Anh Tú, Phạm Việt Tiến (2001) [47] đã xác định 7/10 mẫu có hàm lượng
DDT 0,001-0,4 mg/kg, 7/10 mẫu có lindane 0,001-0,1 mg/kg, 2/10 mẫu có
parathion 0,08-0,1 mg/kg và 3/10 mẫu có monitor 0,005-0,1 mg/kg. Nhìn
chung dư lượng HCBVTV trong đất đều ở m ức thấp. Theo Phan Huy Chi
(2001) [9] thì lượng thuốc BVTV sử dụng ở ĐBSH trung bình là 0,5-2,0
kg/ha/vụ. Ô nhiễm HCBVTV có thể gặp ở các vùng trồng rau thuộc ngoại

31. 26
thành Hà Nội, tuy nhiên xu thế sử dụng đến 2010 sẽ giảm đi và do vậy nguy
cơ gây ô nhiễm đất do tồn lưu HCBVTV cũng sẽ giảm.
1.3.2. Phân bón và vấn đề ô nhiễm kim loại nặng trong đất
Việc sử dụng phân bón cũng có khả năng dẫn đến làm tích lũy một số
nguyên tố kim loại nặng độc hại trong đất. Ví dụ việc sử dụng các loại phân
bón phết phát, các loại nước thải thành phố với mục đích chính là cung cấp N,
p và nước tưới cho cây nhưng đồng thời nó cũng đưa vào đất một lượng đáng
kể các kim loại nặng.
Hầu hết các quặng phất phát đều chứa một lượng nhất định Cd (khoảng
5-300 mg Cd/k g), nên các loại phân phất phát hoặc phân hỗn hợp có p đều ít
nhiều có chứa Cd. Ví dụ như phân supe phất phát đơn (superphosphate) và
supe phối phát kép (triple superphosphate) của Bỉ có chứa tương ứng là 22 và
61-100 mg Cd/kg P2 05 . Nếu lấy mức trung bình 60 mg Cd/kg P2 05 và lượng
bón là 100 kg P2 05 /ha thì hàng năm đã đưa vào đất khoảng 6 g Cd, làm tăng
hàm lượng Cd ở tầng đất mặt đến độ sâu 20 em lên 0,002 mg/kg. Quá trình
này tiếp diễn lâu dài sẽ làm cho lượng Cd tích lũy trong đất có thể là vấn đề
cần chú ý (Brellon và Favili, 1990) [63].
Vấn đề ô nhiễm đất bởi các kim loại nặng cần được quan tâm trước hết
đó là việc sử dụng các loại chất thải làm phân bón. Trong những loại chất thải
này có chứa khá nhiều các chất dinh dưỡng cho cây trồng nên được sử dụng
làm phân bón rất phổ biến trong sản xuất nông nghiệp (Bảng 1.3). Ví dụ như ở
Đức có tới 40% rác thải và nguồn bùn cống rãnh đã được sử dụng làm phân
bón và cải tạo đất (Sauerbeck, 1990) [103].
Tuy nhiên, các chất thải sinh hoạt cũng có chứa nhiều kim loại nặng
độc hại như Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, Zn. Chính vì vậy mà nhiều người cho rằng
các chất thải sinh hoạt và bùn rác cống rãnh từ thành phố là độc hại và không

32. 27
thích hợp cho sản xuất nông nghiệp. Do vậy cần phải có các biện pháp kiếm
soát chặt chẽ việc sử dụng chúng.
Bảng 1.3. Thành phần chất thải từ thàmh phố và phân gia súc [103]
Nguồn thải
Chất khô
(%)
Chất hữu
cơ (%)
% chất khô
Nguồn thải
Chất khô
(%)
Chất hữu
cơ (%) N P2 o5
K 2 0
Rác + Bùn cống rãnh ráo nước 25 15 2,0 3,7 0,1
Compost 60 20 0,8 1,1 0,2
Phân bò dạng lỏng 8 6 5,0 2,9 6,0
Phân lợn dạng lỏng 6 6 8,3 3,8 4,0
Phân gà vịt dạng lỏng 15 15 7,3 6,1 3,2
Việc quản lý và sử dụng chất thải trong nông nghiệp ở các nước khác
nhau cũng có sự khác nhau rất lớn. Ví dụ ở một số nước Châu Âu đã qui định
giới hạn hàm lượng kim loại nặng trong các chất thải được sử dụng cho mục
đích nông nghiệp như được trình bày ở Bảng Ì .4.
Bảng 1.4. Hàm lượng tối đa của kim loại nặng trong bùn rác thải được
phép sử dụng trong nồng nghiệp (mg/kg chất khô) [103]
Nguyên tố Bỉ Đan Mạch Pháp Hà Lan Dao động
Cả 10 8 20 5 5-20
Cr 500 - 1000 500 500-1000
Cu 500 - 1000 600 500-1000
Hg 10 6 lo 5 5-10
Ni 100 30 200 100 30-200
Pb 300 400 800 500 300-800
Zn 2000 - 3000 2000 2000-3000
As LO - - 10 -
Co 20 - - - -
Mn 500 - - - -
Se 25 - - - -

33. 28
Về lý thuyết toàn bộ lượn g kim loại nặn g từ phân bón đều có thể được
tích luỹ trong đất. Tuy n hiên tốc độ tích lũy các kim loại nặng trong đấ t do
phân bón xảy ra là rất chậm. Do vậy, trên thực tế để hàm lượn g của chún g
tăng đến giá trị có thể gây độc hại sẽ cần một thời gian tương đối dài (Bảng
1.5).
Bảng 1.5. Thời gian tích lũy kim loại nặng trong đất
để đạt tới giá trị tối đa cho phép
Bùn rác thải Đất Thời
Nguyên Giá trị Lượng bón Giá trị Hàm lượn g gian
tố cho phép tối đa cho phép trung bình tích lũy
(ppm) (g/ha/năm) (ppm) (ppm) (Năm)
Cd 20 33 3 0,2 250
Cr 1200 2000 100 26 no
Cu 1200 2000 100 l i 130
Hg 25 42 2 0,1 140
Ni 200 333 50 30 180
Pb 1200 2000 100 22 120
Zn 3000 5000 300 50 150
(Nguồn: Sauerbeck, 1990 [103])
Ở nước ta, vấn đề ô nhiễm đất do các kim loại nặng ở các vùng chịu ản h
hưởng của các nguồn thải công nghiệp và đô thị ở một số điểm tại Hà Nội và
Thành phố Hồ Chí Minh cũng được đề cập đến trong các nghiên cứu của Vũ
Đình Quan g (1999) [34]. Theo tác giả thì việc sử dụng các rác thải và nước
thải đô thị làm phân bón không qua chọn lọc sơ chế có khả năng gây ô n hiễm
các kim loại nặng như Cd, Pb, Zn, Cu và Cr trong môi trường đấ t.

34. 29
Lê Văn Khoa (1997) [26] cũng cho thấy có sự tích lũy các nguyên tố
kim loại nặng trong đất do kết quả sử dụng nguồn nước thải công nghiệp trong
sản xuất nông nghiệp ở v ùng ngoại thành Hà Nội. Theo tác giả có khoảng
12% số mẫu nghiên cứu bị ô nhiễm Zn, 80% bị ô nhiễm Cu, 16% bị ô nhiễm
Cd. Các vùng có nguy cơ ô nhiễm cao là Uy Nỗ, Đức Giang, Văn Điển, Kim
Giang và Yên sở.
1.4. Vấn đề đánh giá ô nhiễm môi trường đất
Đất có vai trò trung tâm trong sinh quyển và thực hiện nhiều chức năng
khác nhau như sản xuất, môi trường s ống, điều hoa khí hậu thúy văn, tích lũy
vật chất, chứa đựng các chất thải và chất ô nhiễm, vật mang các kiến trúc, các
công trình xây dựng, các danh lam thắng cảnh (Somboek, 1997) [107]. Trong
đó chức năng sinh thái học có vai trò đặc biệt quan trọng và có tính nhạy cảm
cao nên rất dễ bị phá vỡ do tác động của các chất ố nhiễm.
Khác v ới nước và không khí, tác động gây độc hại v à khả năng lan
truyền của các chất ô nhiễm môi trường ở trong đất xảy ra chậm. Hơn nữa kha
năng đệm của đất có tác dụng làm giảm tác động độc hại khi nồng độ của
chúng trong môi trường tăng lên đột ngột. Trên thực tế khả năng đệm của đất
chỉ làm chậm lại quá trình gây ô nhiễm chứ không loại trừ được chúng. Khi
đất mất khả năng đệm thì các chất ô nhiễm sẽ tác động một cách trực tiếp đến
các hợp phần môi trường khác của hệ sinh thái (Williams, 1988) [111].
Trong các tác nhân gây ô nhiễm đất thì hàm lượng các nguyên tố kim
loại nặng rất được chú ý vì mức độ độc hại của nó. Nhiều nước đã xây dựng
tiêu chuẩn giới hạn cho phép các nguyên tố kim loại nặng trong đất (Bảng
1.6). Để bảo vệ đất khỏi ô nhiễm cần áp dụng các biện p háp ngăn chặn các
chất ô nhiễm xâm nhập vào đất. Ngược lại khi đất đã bị ô nhiễm, việc đánh
giá mức độ độc hại và áp dụng các biện pháp để cải tạo sẽ là cần thiết.

35. 30
Bảng 1.6. Hàm lượng kim loại nặng và giới hạn cho phép ở
đất nông nghiệp (mg/kg)* [103]
Nguyên
tố
Đức Pháp Anh
Nguyên
tố Trong đất Cho phép Cho phép Trong đất Cho phép
Cd 0,2 3 2 1 3,5
Cr 30 100 150 100 600
Cu 30 100 100 5 140
Hg 0,1 2 1 0,1 1
Ni 30 50 50 1 35
Pb 30 100 100 50 550
Zn 50 300 300 2,5 280
As - - - 5 10
B - - - 1 3,25
F - - - 200 500
Mo - - - 2 4
Se - - 10 0,5 3
(*Giá trị tổng số trong đất, trừ ở Anh có Zn, Cu, Ni được chiết rút bằng EDTA và B
bằng nước nóng).
Theo nghiên cứu của nhiều nhà khoa học cho thấy mức độ ô nhiễm đất
đang gia tăng mạnh mẽ ở nhiều nước trên thế giới. Ví dụ như ở Đức cho đế n
năm 1997 đã xác định 190.000 khu vực đất bị ô nhiễm. Ở úc đã có trên
60.000 khu vực đất bị ô nhiễm tập trung ở các Bang New South Wales và
Victoria (Barzi, Nairdu và McLaughlin, 1996) [54] . Trong đó có khoảng 7.000
khu vực bị ô nhiễm nặng cần thiết phải được xử lý với chi phí ước tính trên 2
tỷ đôla Úc. Còn ở Trung Quốc có 3 nguyên nhân chính gây ô nhiễm đất là sử
dụng nước thải tưới cho nông nghiệp, tích lũy các chất thải từ công nghiệp và
khai mỏ, sử dụng phân bón hoa học trong nông nghiệp. Trong đó riêng sử
dụng nước thải trong nông nghiệp đã gây ô nhiễm trên 500.000 ha đất (li and
Yu, 1996) [82].

36. 31
Trạng thái chất lượng đất được thể hiện thông qua các yếu tố chỉ thị như
sự biến đổi hoạt động của các sinh vật đất, xói mòn, biến đổi hàm lượng chất
hữu cơ, cân bằng dinh dưỡng, quá trình mặn hoa, độ trữ ẩm, tích lũy các chất
ô nhiễm. Những chỉ thị cho tác động của con người lên đất thể hiện thông qua
các biện pháp quản lý, sử dụng đất và chăm sóc cây trồng (Dumanski và Pieri,
1997) [69].
1.5. Phát triển nông nghiệp và tình hình sử dụng phân bón ở Việt Nam
Theo Vũ Tuyên Hoàng (1997) [21] thì người Việt cổ đã biết làm nghề
nông, trồng lúa nước và chăn nuôi gia súc từ khoảng 300 năm trước công
nguyên. Sự phát triển của nền vãn minh sông Hồng thực chất là nền vãn m inh
nông nghiệp hữu cơ trồng lúa nước. Nền nông nghiệp này đã đã phát triển
mạnh mẽ cho đến đến giữa thế kỷ XX. Năm 1954, Liên Xô (cũ) đã viện trợ
cho Việt Nam 300 tấn phân đạm hoa học đầu tiên để bón cho lúa nhưng phân
hữu cơ vẫn là chủ y ếu. Năng suất lúa giai đoạn này chỉ đạt khoảng 2
tấn/ha/vụ. Từ 1968, các giống lúa mới thấp cây đòi hỏi thâm canh cao từ Viện
nghiên cứu lúa quốc tế (ỈRRI) đã đưa được vào nước ta mở đầu cho việc áp
dụng ngày càng tăng các loại phân vô cơ, trước hết là phân đạm, sau đó là
phân lân và phân kali. Tuy nhiên ở giai đoạn này phân hữu cơ vẫn được sử
dụng khá phổ biến ở miền Bắc và miền Trung, riêng miền Nam và đặc biệt là
đồng bằng sông cửu Long hầu như không sử dụng phân hữu cơ cho lúa. Nền
nông nghiệp hữu cơ truyền thống ở nước ta đã chuyển sang nền nông nghiệp
hữu cơ kết hợp với các loại hoa chất vô cơ ở trì nh độ thâm canh cao là sự
chuyển đổi tất y ếu để thích ứng với các giống cây trồng năng suất cao và đáp
ứng nhu cầu lương thực cho dân số tăng nhanh từ thập kỷ 70 của thế kỷ XX.
Việc sử dụng phân khoáng đã chuyển nền nông nghiệp ở nước ta từ nền
nông nghiệp hữu cơ truy ền thống chủ y ếu dựa vào đất sang nền nông nghiệp

37. 32
thâm canh cao dựa vào phân bón (Nguyễn Văn Bộ và Nguyễn Trọng Thi,
1997; Vũ Tuyên Hoàng, 1997) [4], [21].
Một hệ thống canh tác được gọi là thâm canh cao khi phải sản xuất
được ít nhất 8 tấn/ha/năm qui ra lúa, với tốc độ quay vòng đất ít nhất là 2 (Võ
Tòng Xuân, 1997) [52]. Như vậy có thể nói rằng hầu hết các khu vực ở đồng
bằng sông Hồng đều có thể được coi là có trình độ thâm canh khá cao, đặc
biệt là các tỉnh như Thái Bình, Hải Dương, Hưng Yên, Hà Tây.
Việc sử dụng phân bón hoa học ngày càng nhiều là nguyên nhân quan
trọng góp phần nâng cao năng suất lúa lên đến 9-10 tấn/ha như hiện nay và dự
đoán sẽ đạt 12-13 tấn/ha vào năm 2010 (Bùi Đình Dinh và Nguyễn Công
Thuật, 1997) [14]. Theo Phan Liêu (1997) [29], Nguyễn Tử Siêm (1997) [35]
thì trong vòng hơn 100 năm qua phân bón đã đóng góp tăng năng suất cây
trồng khoảng 50%, bằng tất cả các biện pháp khác cộng lại, Hiện nay hiệu quả
tăng năng suất lúa của phân bón trên đất phù sa sông Hồng vào khoảng 12-16
kg thóc/kg N, 17-23 kg thóc/kg P2 05 và 7-10 kg thóc/kg K 2 0 . Mức độ sử dụng
phân khoáng và năng suất lúa ỏ Việ t Nam trong giai đoạn từ năm 1992-1993
đã vượt mức bón trung bình trên thế giới cũng như nhiều nước trong khu vực
(Bảng 1.7). Riêng ĐBSH, năm 1992 đã sử dụng 216.000 tấn ure, 163.000 tấn
super phối phát và 26.000 tấn phân kali (Phan Huy Chi, 2001) [9].
Trong thời gian gần đây, lượng phân bón ở nước ta đã tăng lên rất
nhanh, Theo kết quả điều tra của Nguyễn Văn Bộ và cộng sự, 1999 [7] cho
thấy lượng phân bón được nông dân sử dụng cho lúa có sự khác nhau rõ rệt ở
các loại đất khác nhau (Bảng 1.8). Bên cạnh đó, một lượng đáng kể phân hữu
cơ cũng được sử dụng cùng với phân khoáng. Hiện nay lượng phân bón hữu cơ
sử dụng ở nước ta phổ biến là 5-6 tấn/ha, không tăng so với cách đây 20 năm,
trừ một số vùng thâm canh cao bón tới 10 tấn/ha (Bùi Đình Dinh, 1995) [13].

38. 33
Bảng 1.7. Mức độ sử dụng phân bón và năng suất lúa ở nước ta
và trên thế giới giai đoạn 1983-1993
Lượng ph ân khoáng sử dụng
(kg/ha)
Năng suất lúa (tạ/ha)
Năm Việt Châu Á Nhật Thế Việt Châu Á Nhật Thế
Nam -TBD* Bản giới Nam -TBD Bản giới
1983 57,1 83,1 436,5 88,1 27,3 33,1 64,1 32,2
1990 85,3 116,7 400,1 95,0 31,9 35,9 - 35,0
1991 115,7 124,3 387,0 92,9 31,1 36,0 58,6 35,6
1993 135,6 115,3 407,1 83,4 36,1 36,9 45,8 35,9
(Nguồn: Tổng cục thống kê (1997), * TBD=Thái Bình Dương [42])
Trên thực tế lượng ph ân bón được sử dụng còn phụ thuộc vào điều kiện
của người dân. Số liệu điều tra 420 hộ ở đồng bằng sông Hồng ch o thấy các
hộ giàu bón trung bình 280 kg NPK và 14,9 tấn phân chuồng/ha, trong khi các
hộ ngh èo chỉ bón 103 kg NPK và 9,7 tấn phân chuồng/ha (Võ Minh Kha,
1995) [23]. Cũng theo tác giả, để bảo đảm cân bằng chất hữu cơ cho đất trồng
lúa thì lượng ph ân hữu cơ cần bón ít nhất là 20 tấn/ha/năm, còn ở vùng trồng
hoa màu sẽ cần tới 25 tấn/ha/nãm.
Bảng 1.8. Lượng ph ân bón hoa học được sử dụng cho lúa
Loại đất
Liều lượng bón (kg/ha)
Loại đất
N p2 05 K 2 0
Đất phù sa 100-120 30-40 2
Đất bạc màu 70-90 20-25 l i
Đất phèn 80-100 60-80 0
Đất cát biển 70-90 25-30 14
(Nguồn: Nguyễn Vãn Bộ và nnk., 1999 [7])

39. 34
Theo nhiều tài liệu khác nhau, để cho năng suất Ì tấn thóc (kèm theo cả
rơm rạ) cây lúa sẽ lấy đi 22,2 kg N; 7,1 kg P2 05 và 31,6 kg K 2 0 . Ở Việt Nam,
lượng dinh dưỡng cây lúa hút từ đất cũng rất lớn và phụ thuộc vào các giống
lúa khác nhau (Bảng 1.9). Như vậy có thể nói rằng lượng chất dinh dưỡng
được bổ sung từ phân bón chưa đủ để bù đắp lại lượng chất mà cây trồng lấy
đi, đặc biệt là các giống lúa mới.
Bảng 1.9. Giống lúa và lượng hút thu các chất dinh dưỡng
Giống Năng suất Lượng hút thu chất dinh dưỡng (kg/ha)
lúa (tạ/ha) N P2o5
K 2 0
Lúa thường 50-55 100-120 40-50 100-120
Lúa lai 65-70 150-180 70-80 180-200
(Nguồn: Nguyễn Văn Bộ và cộng sự, 1999 [5])
Theo tính toán của các nhà khoa học, để bả o đả m cho kế hoạch phát
triển nông nghiệp nước ta đến năm 2010 thì lượng p hân bón cần sẽ rất lớn
(Bảng 1.10). Riêng năm 2000 cũng cần t ới 650 nghìn t ấn N, 200 nghìn t ấn
p2 05 và 150 nghìn tấn K 2 0 từ phân khoáng (Bùi Đình Dinh, 1995) [13].
Bảng 1.10. Tổng lượng dinh dưỡng cần bổ sung
cho đất từ phân bón năm 2000 [13]
Loại Tổng Số lượng (tấn) Tỷ lệ
phân (1000 tấn) N p2 05
K 2 0 N P2o5
K 2 0
Tổng số 1.498 798 308 392 100 38 49
Hữu cơ 485 168 91 226 100 54 135
Hoa học 1.013 630 217 166 100 34 23
Cùng với lượng phân bón thì tỷ lệ N:P:K cũng là chỉ số cần được quan
tâm vì nó được coi là biện pháp nhằm làm cân đối tỷ lệ dinh dưỡng cho cây và
hạn chế gây ô nhiễm môi trường. Nhìn chung trên diện rộng thì ở nước ta tỷ lệ

40. 35
phân phất pho và ka li hoa học sử dụng còn thấp hơn so vơi tỷ lệ trung bình
trên thế giới, đặc biệt là phân ka li (Bảng 1.11). Hiện nay phân phất pho đang
ngày càng được coi trọng trong khi việc bón ka li hoa học vẫn chưa được chú
ý đúng mức.
Bảng L I 1. Tỷ lệ sử dụng N:P:K ở nước ta và trung bình trên thế giới
Nước Năm
Tỷ lệ
Nước Năm
N p2 05
K 2 0
Việt Nam 1990-1992 100 22 5
Các nước phát triển 1990-1991 100 56 49
Các nước đang phát triển 1990-1991 100 38 17
Trung bình trên thế giới 1990-1991 100 47 32
(Nguồn: Bùi Đình Dinh, 1995 [13])
Xét về lý thuyết thì việc bón quá nhiều phân đạm có thể làm tăng hàn,
lượng N 0 3 trong nước ngầm và gây phú dưỡng các nguồn nước. Còn bón
nhiều lân khoáng sẽ có nguy cơ tích lũy Cd trong đất. Tuy nhiên theo Nguyễn
Tử Siêm (1997) [35] trích dẫn các nghiên cứu của Kommo cho biết ở lượng
bón 100 kg P2 05 /ha thì ít nhất phải hơn một thế kỷ nữa, lượng Cd mới có khả
năng đạt tới ngưỡng phải kiểm soát. Trong điều kiện của nước ta, hàm lượng
Cd trong quặng phết phát rất thấp chỉ vài ppm và với lượng b ón hiện nay thì ỏ
nhiễm Cd chưa phải là vấn đề cần quan tâm.
Những nghiên cứu của Vũ Hữu Yếm và Nguyễn Như Hà, 1999 [53]
cũng cho rằng ở mức bón 10 tấn phân chuồng kết hợp với 160-190 kg N, 90-
20 kg p2 05 và 90-100 kg K2 0/ha/vụ (340-410 kg NPK/ha/vụ) để đạt 12 tấn
thóc/ha/năm chưa thấy có tác động xấu đến môi trường.
Do bình quân đất canh tác cho một người rất thấp, chỉ có 0,05 ha/người,
nên nền sản xuất nông nghiệp trong vùng ĐBSH đã đạt trình độ thâm canh
khá cao. Các biện pháp tăng vụ đã đưa hệ số sử dụng đất trồng trọt trong toàn

41. 36
vùng đạt tới 2,1 lần (Bùi Đình Dinh và Nguyễn Công Thuật, 1997) [14]. Theo
Nguyễn Văn Bộ (1997) [3], mức độ sử dụng phân bón và các HCBVTV ở
vùng ĐBSH cũng đạt mức cao (400 kg phân hoa học và 10 kg HCBVTV/ha ở
vùng thâm canh cao) so với bình quân trong cả nước (56,9 kg phân hoa học và
0,7 kg HCBVTV/ha). Đây có thể là nguyên nhân dẫn đến đất nông nghiệp ở
vùng ĐBSH đang có xu thế suy giảm cả về các chất dinh dưỡng trong đất, tốc
độ mất đất nông nghiệp rất đáng lo ngại, đặc biệt là đất lúa.
Xét ở góc độ sản xuất nông nghiệp thì sự suy giảm môi trường đất về
mặt số lượng cũng như chất lượng đều có ý nghĩa quan trọng, về số lượng đó
là sự biến động diện tích các loại sử dụng đất; còn về chất lượng đó là sự suy
giảm các tính chất đất, trong đó sự suy giảm các tính chất hoa học đất có ý
nghĩa đặc biệt quan trọng. Sự suy giảm các tính chất hoa học sẽ kéo theo sự
suy giảm các tính chất đất khác và có ảnh hưởng trực tiếp đến năng suất cây
trồng. Hơn nữa nó còn có ảnh hưởng đến môi trường nước, không khí và sức
khoe con người.
1.6. Một số đặc điếm về điều kiện tự nhiên, kinh tế - xã hội vùng ĐBSH
1.6.1. Điều kiện tự nhiên vùng ĐBSH
L6.LL Một số đặc điểm khí hậu, thúy văn vùng ĐBSH
- Đặc điểm khí hậu:
ĐBSH nằm tro ng vùng khí hậu nhiệt đới ẩm có mùa đông lạnh và hơi
khô. Chế độ khí hậu phân ho a thành 2 mùa rõ rệt là mùa nắng nóng trùng với
mùa mưa và mùa lạnh khô hanh, ẩm ướt vào cuối mùa (Trung tâm nghiên cứu
và hỗ trợ phát triển vùng ĐBSH, 1997) [44]. Một số đặc trưng khí hậu vùng
ĐBSH trình bày ở hình 1.2 được xây dựng dựa trên giá trị trung bình số liệu
hàng tháng của 3 trạm khí tượng tại Hà Nội, Thái Bình và Nam Định tro ng
thời gian từ 1/1995 đến 12/1999 (xem số liệu chi tiết ở Phụ lục 1).

42. 37
Nhìn chung vùng ĐBSH có lượng mưa khá cao, trung bình trong giai
đoạn 1995-1999 là 1584 mm/năm. Hầu hết lượng mưa tập trung vào thời gian
từ tháng 5 đến tháng 10 với lượng mưa trên 150 mm/tháng. Trong đó tháng 8
có lượng mưa lớn nhất (trên 300 mm/tháng). Thời gian mùa khô từ tháng 12
đến tháng 3 có lượng mưa thấp dưới 50 mm/tháng. So với lượng mưa thì lượng
nước bốc hơi hàng năm ở vùng ĐBSH là nhỏ hơn nhiều. Lượng bốc hơi trung
bình là 864 mm/năm hay 72 mm/tháng, chiếm khoảng 55% lượng nước mưa.
Hầu hết các tháng trong năm có lượng mưa lớn hơn lượng bốc hơi, trừ một số
tháng mùa khô (thường từ tháng 11 năm trước đến tháng 2 năm sau) có lượng
mưa nhỏ hơn lượng bốc hơi. Sự phân bố không đều của lượng mưa trong năm
là nguyên nhân chính gây nên lũ lụt trong mùa mưa và hạn hán trong mùa khô
ở ĐBSH.
100
ì n m IV V VI VU VUI IX X XI XO
B i Lượng mưa 27 lổ 59 80 146 283 221 301 201 158 67 27
om Bốc hơi 55 50 42 56 77 99 106 72 70 Sì 81 70
-0-Nhiệt độ 17 17.3 20.1 23.7 27 29.3 29.5 28.5 28.3 25.3 22 17.8
—•— Độ ẩm 84 84 89 88 85 li 82 84 85 83 80 79
350
300 1
250 *5
pS
200 o
ve
n
150 ẩ
150
3
E
100 Mỉ
50
g
50 3
50
0
Hình 1.2. Đặc trưng khí hậu vùng Đổng bằng Sông Hồng

43. 38
Khác với lượng mưa, độ ẩm tương đối không khí trong năm không cò
sự dao động lớn và thường có giá trị 80-85%. Thời kỳ ẩm nhất là từ tháng 2
đến tháng 4 hàng năm. Tháng có độ ẩm không khí cao nhất là tháng 3, đạt tới
gần 90%. Ngược lại đầu mùa đông thời tiết thường khô hanh và độ ẩm không
khí là thấp nhất. Đặc biệt là tháng 6 lại có độ ẩm không khí rất thấp, trung
bình là 77 %.
Nhiệt độ trung bình năm ở vùng ĐBSH là 23,8 °c với tổng lượng nhiệt vào
khoảng 8.500-8.600 °c/năm. Nhiệt độ tối cao trung bình 26 °c và tối thấp
trung bình 20 °c.Các tháng m ùa hè thường có nhiệt độ cao trên 25°c còn các
tháng, mùa đông (từ tháng 12 đến tháng 3 năm sau) nhiệt độ trung bình tháng
thường dưới 20 °c. Nhiệt độ trung bình tháng thấp nhất là tháng Ì (17 °C), và
nhiệt độ cao nhất là tháng 7 (29,5 °C).
Bình quân số giờ nắng ở ĐBSH vào khoảng 1650-1700 giờ/năm, với
lượng bức xạ là 120-130 kcal/cm2
. Tháng 7 có số giờ nắng đạt cao nhất, trung
bình là 190-230 giờ/tháng. Tháng có số giờ nắng ít nhất là tháng 2, khoảng
40-45 giờ/tháng.
Những hiện tượng thời tiết đặc biệt có ảnh hưởng đến sản xuất nông
nghiệp ở ĐBSH như dông bão , áp thấp nhiệt đới và các đạt rét hại. Dông bão
chủ yếu xuất hiện trong mùa hè, trung bình hàng năm có 30-50 ngày có dông.
Trong những ngày dông bão thường kèm theo mưa úng và lũ lụt ở các vùng
nội đồng. Vào m ùa đông tuy không có dông bão, nhưng lại thường xuất hiện
các đạt rét hại trong thời gian từ tháng 12 đến đầu tháng 3 và thường tập trung
vào tháng Ì và tháng 2. Theo thống kê trong khoảng thời gian 30 năm (1961-
1991) đã có 60 đạt rét hại có nhiệt độ dưới 13 °c kéo dài trên 3 ngày, nhiều
đạt kéo dài tới 10 ngày. Các đạt rét hại có ảnh hưởng lớn đến sự sinh trưởng
phát triển của cây trồng, đặc biệt là mạ và lúa mới cấy.

44. 39
- Hệ thống sông và chế độ thúy văn vùng ĐBSH:
ĐBSH là vùng châu thổ hạ lưu của 2 hệ thống sông lớn là sông Hồng và
sông Thái Bình được nối với nhau bằng các sông Đuống và sông Luộc. Hàng
năm các hệ thống sông này đưa ra biển trung bình 122 tỷ m3
nước và 120 tr iệu
tấn phù sa. Toàn bộ lượng nước và phù sa đổ ra biển qua 11 cửa sông nhánh:
Lạch huyện, Nam Triệu, Cửa Cấm, Lạch Trây, Văn úc, Thái Bình, Diêm
Điền, Trà Lý, Ba Lạt, Lạch Giang và cửa Đáy. Mạng lưới sông ngòi thuộc hệ
thống sông Hồng và sông Thái Bình chia cắt vùng châu thổ ra l àm nhiều tiểu
vùng nhỏ có diện tích khoảng 10.000 đến 200.000 ha. Mỗi tiểu vùng lại có hệ
thống đê bao bọc và các hệ thống thúy nông riêng biệt.
Nguồn nước phục vụ sản xuất nông nghiệp ở ĐBSH chủ yếu là nước
sông và nước mưa. Khi có mưa lớn nhiều vùng bị ngập úng phải tiêu nước ra
sông, biển bằng động lực. Hàng năm nước tưới lấy từ sông đã đưa vào ruộng
một lượng đất và chất dinh dưỡng đáng kể. Tính trung bình một lần tưới ruộng
với lớp nước 10-15 em sẽ cung cấp cho đất 2-3 tạ phù sa vào mùa lũ. Trong
mùa khô lượng phù sa chí bằng 5-10% so với mùa mưa.
Một đặc điểm nổi bật của chế độ nước vùng ĐBSH là ngập úng hàng
năm vào mùa mưa ở các vùng trũng. Khi mưa trên 150 mm đã gây úng ngập
ruộng trũng, mưa 200-300 mm trong 3 ngày gây ngập úng nặng trên diện rộng
(Nguyễn Công Pho, 1995) [31].
LÓA .2. Đặc điểm về địa hình và đất đai ỞĐBSH
- Đặc điểm địa hình:
Theo Trung tâm nghiên cứu và hỗ trợ phát triển vùng l ãnh thổ, 1997
[44] ĐBSH hiện nay bao gồm 11 tỉnh và thành phố (Hà Nội, Hải Phòng, Hải
Dương, Hưng Yên, Nam Định, Hà Nam, Ninh Bình, Thái Bình, Hà Tây, Bắc
Ninh, Vĩnh Phúc). Diện t ích đất tự nhiên của ĐBSH là 1.478.256 ha chiếm
4,46% diện tích đất cả nước; trong đó đất nông nghiệp là 822.182 ha chiếm

45. 40
55,6%. Là vùng đồng bằng châu thổ được hình thành do quá trình lắng đọng
phù sa của 2 hệ thống sông chính là sông Hồng và sông Thái Bình nên địa
hình ĐBSH tương đối bằng phảng, trừ một phần đất đồi núi thuộc các tỉnh
Vĩnh Phúc, Bắc Ninh, Hà Nội, Hải Dương, Hà Tây, Nam Định, Hà Nam, Ninh
Bình. Nếu không kể đất đồi núi thì ĐBSH có độ cao dao động trung bình từ
10-15 m so với mực nước biển ở khu vực rì a tiếp giáp với vùng đồi núi đến
trên dưới Ì m ở các vùng trũng Hà-Nam-Ninh và vùng ven biển. Hệ thống đê
sông và đê biển ở ĐBSH được xây dựng khá hoà n thiện, đã ngăn không cho
các quá trình bồi đắp phù sa cho đất trong đê và tạo cho các vùng đất này có
địa hình và độ cao ổn định.
- Đặc điểm địa chất và thổ nhưỡng:
Vùng châu thổ sông Hồng là sản phẩm của quá trì nh bồi tích phù sa chủ
yếu từ hệ thống sông Hồng kết hợp với các quá trì nh biển tiến, biển lùi tronk
các thời kỳ địa chất. Lượng cát bùn được vận chuyển do nước của hệ thống
sông Hồng là rất lớn, chỉ tính riêng lượng bùn cát lơ lửng trung bình năm tại
Sơn Tây là 117 triệu tấn. Lượng phù sa của sông Thái Bình là nhỏ, chỉ trên Ì
triệu tấn/năm ở Phả Lại. Do vậy, có thể nói rằng các đặc trưng cơ bản địa chất
và đất đất hình thành là khá thuần nhất. Đất phổ biến trong vùng là các đất
phù sa (Fluvisols).
Tuy nhiên, do được thành tạo trong một thời gian dài từ các quá trình
bồi đắp p hù sa lấn biển và quá trình sử dụng cải tạo khác nhau nên đất ĐBSH
đã bị biến đổi hình thành các loại đất khác nhau. Đất vùng ĐBSH được chia
thành 10 loại chính, bao gồm 6 loại đất đồng bằng (đất thúy thành) và 4 loại
đất đồi núi (đất địa thành), Bảng 1.12.
Đất p hù sa được bồi hàng năm gồm chủ yếu là các vùng đất bãi ngoài
đê thuộc hệ thống sông Hồng. Đất không chua, có độ phì nhiêu khá cao
thường được sử dụng để trồng rau mà u, ngô và các loại cây đậu đỗ. Tuy nhiên

46. 41
do nằm ngoài đê, thường hay bị ngập lụt trong mùa mưa lũ nên cũng gây
những khó khăn nhất định cho sản xuất nông nghiệp.
Bảng 1.12. Các loại đất chính ở vùng ĐBSH
STT Nhóm đất Diện tích (ha)
1 Đất trên nền đá vôi 12.586
2 Đất đỏ vàng 143.852
3 Đất humic vàng đỏ trên núi 1.879
4 Đất xói mòn 20.482
5 Đất cát 12.860
6 Đất phù mới bồi tụ (ngoài đê) 51.427
7 Đất phù sa 623.495
8 Đất mặn 72.470
9 Đất phèn 48.722
10 Đất bác màu 80.643
Cộng 1.068.416
(Nguồn: Tư liệu vùng ĐBSH, 1997-1998 [45])
Đất phù sa không được bồi hàng năm có diện tích lớn nhất và là loại đất
quan trọng cho sản xuất nông nghiệp, đặc biệt là trồng lúa nước có năng suất
cao ở ĐBSH. Do quá trình sử dụng lâu dài nên các tính chất đất đã có nhiều
biến đổi. Đất có phản ứng dao động từ chua nhẹ đến gần trung tính (pH.KCl
4,82-6,36), hàm lượng mùn trung bình đến khá (1,7-2,6%), lân dễ tiêu trung
bình (9-9,6 mg/lOOgđ), kali dễ tiêu trung bình đến khá (8,5-12,6 mg/lOOgđ).
Nhìn chung đất phù sa sông Hổng có độ phì nhiêu cao hơn đất phù sa sông
Thái Bình.
Đất cát ở ĐBSH bao gồm các loại đất cát, cồn cát và bãi cát ven sông,
ven biển. Đất cát nhìn chung có độ phì thấp, nghèo các chất dinh dưỡng v à
mùn (mùn 0,15-0,31%). Những bãi cát ven sông do có địa hình thấp nên có