1.3. Ảnh hưởng của quá trình canh tác lúa đến môi trường đất
1.3.1. Ảnh hưởng 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 nhiều. Do nhu cầu dinh dưỡng của các giống mới rất cao nên đòi hỏi lượng phân bón cũng ngày càng tăng. Theo các nghiên cứu của Viện Thổ nhưỡng-Nông hoa thì nhu cầu dinh dưỡng của các giống lúa mới cao gấp nhiều lần so với các giống lúa truyền thống (Bảng 1.1). Cùng với sử dụng các giống mới, việc nâng cao hệ số sử dụng đất thông qua tăng vụ là những
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 Smaling (1990) cho thấy quá trình suy kiệt dinh dưỡng do mất cân đối giữa lượng bón và lượng cây trồng lấy đi đã làm cho 20,4 triệu ha đất ở Châu Phi bị thoái hoa nhẹ, 18,8 ha bị thoái hoa vừa và 6,6 triệu ha bị thoái hoa nghiêm 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 triệu ha; còn ỞNam M ỹ là 24,5-31,1 và 12,6 triệu 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 K20
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 các 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, tích lũy Cd, gây phú dưỡng nguồn nước và tích lũy N 03" trong nông sản cũng như nguồn nước uống.
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; Malaixia 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 triệu tấn/năm vào năm 1905 lên 14 triệu tấn vào năm 1950 và 147 triệu tấn vào năm 1989. Riêng Châu Á, lượng phân bón hoa học tăng rất nhanh từ 17 triệu tấn năm 1975 lên 59 triệu tấn năm 1989 (Đỗ Ánh, 1995) [2], Trên phạm vi toàn thế giới, lượng phân bón khoáng (N, P205, K20 ) 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 nhiên 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 kali. 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
xuống còn 4,2, A l3 + 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 liên 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 Norviken (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 03\ H2P 04\ S e 04 2, A s 04 3, B(OH)4- (White và Sharpley, 1996) [Ì 10]. N O / 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 - N H4 + bị mất do bay hơi ở dạng N H3 tuy theo điều kiện môi trường.
Phần lớn lượng N H4 + còn lại bị ôxy hoa đến NO3", và trong điều kiện khử mạnh một phần trong chúng lại tiếp tục bị khử đến N2 theo chuỗi phản ứng N 03- -> N 02' -> N O - ằ N20 -> N2.
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 biến ở các nước Châu Âu. Kết quả là hàm lượng N 03 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 N 03" 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 vì 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
(<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 làm 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 trong đất đã tăng lên 40% ở Đan Mạch và 85% ở Hà Lan do kết quả của quá trình sử 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 (Breeuwsma 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.
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. H ồ Chí Minh) và Từ Liêm (Hà Nội) cho rằng chỉ phát hiện dư lượng H C B V T V 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 H C B V T V trong đất đều ở mức thấp. Theo Phan Huy Chi (2001) [9] thì lượng thuốc B V T V sử dụng ở ĐBSH trung bình là 0,5-2,0 kg/ha/vụ. Ô nhiễm H C B V T V có thể gặp ở các vùng trồng rau thuộc ngoại
thành Hà N ộ i , 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.