1. Trang chủ >
  2. Luận Văn - Báo Cáo >
  3. Báo cáo khoa học >

1 Đánh giá tống quan tình hình nghiên cứu thuộc lĩnh vực của fíề tài

Bạn đang xem bản rút gọn của tài liệu. Xem và tải ngay bản đầy đủ của tài liệu tại đây (20.59 MB, 39 trang )


FeS2 + 15 /4 Ơ 2 + 7/2H:0 = Fe(OH)3 + 2S042‘ + 4H'

Tùy theo độ sâu xuất hiện cùa tầng sulfuric hoặc tầng chứa vật liệu sulfidic, có thể chia

thành các cấp độ phèn khác nhau như: phèn tiềm tàng nặng, phèn tiềm tàng trung bình và nhẹ; hoặc

phèn hoạt dộng nặng, phèn hoạt động trung bình và nhẹ (theo bảng 1 ).

Ban'fi I Phân loại đắt phèn theo hệ thong phản loại (USDA/Soil Taxonomy).

Cấp độ

Phèn nặng

Phèn trung bình

Phèn nhẹ



Độ sâu xuất hiện tầng sulfuric hoặc

tầng có chứa vật liệu sulfidic (cm)

0-5 0

5 0 - 100

100- 150



Tầng sinh phèn (sulfidic horizon): là tầng tích lũy vật liệu chứa phèn (sulfuric materials) là

tầng sét hữu cơ ngập nước, thường ở trạng thái yếm khí có chứa SO3 trên 1,7% (tương đương với

0,75% S); khi oxy hóa cho pH dưới hoặc bằng 3,5. Đề nhận diện vật liệu sinh phèn ở ngoài đồng

dùng nước oxy già (H1 O2) nhỏ thẳng vào đất, khi pH hạ thấp <2,0 thì được xác định là vật liệu sinh

phèn.



Tầng phèn (sulfuric horizons): là một dạng tầng B xuất hiện trong quá trình hình thành và

phát triển của đất phèn tiềm tàng, tập trung chủ yếu là khoáng Jarosite (KFe3 (S0 4)2 (0 H)6) dưới

dạng đốm màu vàng rơm (2,5Y) có pH thường dưới 3,5. Tầng phèn Jarosite cũng là tầng chỉ thị cho

đắt phèn hoạt động.

Độc chất trong đất phèn



Độc chất trong đất phèn bao gồm các ion chủ yếu sau: Fe2 , Fe3', Al3+, SO42’, c r, H . Trên đất

phèn vào mùa khô có những nơi đất chỉ có pH =1,5-2. Có pH thấp, ở môi trường đất có pH thấp

những nguyên tố Fe, Al, Mn.. .được chuyển vào dung dịch đất gây độc đối với cây.

Nhôm trong đất phèn, một phần là sản phẩm của sự rửa trôi tích tụ, trong quá trình feralitsialit; phần chủ yếu do quá trình phèn hóa: sau khi đã có H2 SO4 trong đất, H2 SO4 liền tác kích vào

các lóp alumin silicate để giải phóng ra Al3 tự do. Trong điều kiện pH giảm từ 4 đến 2 trong dung

dịch, Al3^ có thể ở dạng Al3 tự do, cũng có thể liên kết với sắt, kali, và sunphat, khi gặp những hạt

sét, sẽ kéo các hạt bụi này lắng xuống đáy ruộng, làm nước trong vắt. Vì vậy, nước càng trong sẽ

càng nhiều độc chất Al3' (McLean E.O., 1976).

Hàm lượng AI gây độc không thể đánh giá qua hàm lượng AI3* trong cây vì A1’ đã bị kết

tủa bởi lân và tích lũy trong rễ. Nồng độ Al3 trong dung dịch 0,05 - 2ppm gây độc đối với cây lúa

non, đối với lúa 3-4 tuần tuổi là 25 ppm (Cate và Sukhai, 1964). Theo Van Breemen (1978) thì đối

vói nồng độ như trên sẽ tìm thấy ở pH 4,5 gâv độc cho cây mạ và ở pH 3,5 - 4,2 gây độc cho cây lúa

giá hơn.

Hầu hết trên đất ngập nước, đặc biệt ở vùng nhiệt đới có hàm lượng sắt cao (Moormann et

ai, 1978), quá trình oxy hóa khử của sắt đã ảnh hưởng mạnh đến quá trình sinh hóa của đất ngập

nuớc (Ponnamperuma, 1972). Đất trồng lúa, các oxyt sắt tham gia như là một chất nhận điện tử, và

sụ phân hủy của carbon trong điều kiện kỵ khí như là chất cho điện tử vì thế sắt giữ vai trò quan

trọng trên đất ngập nước, sắt hiện diện dưới dạng Feọ0 3 , Fe(OH)3 và trong các cấu trúc của khoáng

sé: (Stucki, 1988). Khi ruộng lúa ngập nước sắt tồn tại chủ yếu dạng Fe2+, khi ruộng lúa được tháo

nuớc đề khô (điều kiện oxy hóa ) sắt hiện diện trong đất chủ yếu là Fev (Patrick et al., 1978 ). Sự

khử sắt được xem như là phản ứng quan trọng nhất xảy ra trên đất ngập nước, bời nó làm gia tăng

lưọng sắt hữu dụng cho cây lúa trên đất kiềm khi nồng độ Fe2 khoảng 20 ppm trong dung dịch đất.



9



Fe(OH)3 + 2 H' + 1/4 CH20 <-» Fe2' +11/4 H20 + 1/4 C 0 2

Ngược lại ngộ độc Fe2 trở nên rất nghiêm trọng trên các loại đất phèn, đất Oxisols và đất

Ultisols (Sanchez, 1976). Trong đất lúa ngập nước, hàm lượng Fe(OH) 3 vô dịnh hình cao hơn so

với đất ở vùng cao, lượng Fe2 được sản sinh ra từ sự khư Fe3 là do Fe(OH)3 quvết định (Mohr et

al., 1972). Do vậy, tiến trình khử cua đất xảy ra mạnh hay yếu là tùy thuộc vào sự hiện diện của các

nhân tố trên. Theo Yoshida (1981) nồng độ Fe2 trong dung dịch đất tăng rõ rệt sau khi bị ngập

nước. Nồng độ Fe có thể lên đến 300 ppm hoặc cao hơn (Tadano and Yoshida, 1978). Theo

Tadano et al., (1978) cho rằng nồng độ của Fe hòa tan có thể tăng đến 600 ppm trong vòng 1 - 2

tuần sau ngập, sau đó giảm và đạt trị số ổn định 50 - 100 ppm, hoặc có thể ổn định ở 20 ppm.

Fe dễ tan trong nước và khi tan gây chua cho đất. Khi pH vượt quá 4,5 thì Fe(OH)2 có

hiện tượng trầm lắng trong dung dịch và tan nhiều trong điều kiện pH bằng 3,5. Trong dung dịch,

Fe2' gây chua. Sự tăng Fe2 làm giảm pH. Tuy nhiên Fe2 làm giảm pH chậm hơn so với Al3 ’ và khi

nồng độ cao hơn mới làm giám pH nhiều. Mặt khác pH thấp nhất của Al3 là 2,4 còn Fe2 là 2,85.

Độc tố Fe thường được thấy trên hầu hết các loại đất phèn. Độc tố Fe có thể được nghi ngờ

khi thấy có những vệt màu đỏ hoặc nâu của Fe(OH)3 trên mặt đất hoặc dọc theo các khe nứt, hay

khi có một lớp trông giống màng dầu mỏng nổi trên mặt nước, Breemen N. V., (1976) đã nhận thấy

rằng, độc Fe trong nhóm đất sulfaquepts có hàm lượng cao ở đồng bàng Bangkok, Đồng bằng sông

Cừu Long.

Trong đất phèn, nồng độ Fe2\ hay Fe3 khoáng từ vài trăm đến 3.000 ppm. sắt thường gây

độc ở dạng Fe2 và một ít ở dạng PV . Fe3 bám dính quanh rễ cây làm khả năng trao đổi chất của

cây bị hạn chế.

Cây lúa bị ngộ độc Fe có biểu hiện lá có màu nâu tím hoặc có màu vàng đến màu vàng cam.

Tuy nhiên, một số giống không thấy bất cứ sự biến đổi nào của lá, nhưng sinh trưởng bị chậm lại

(Jayawardena S.D.G. et al., 1977).

Biến đổi về độc tố sắt rất rộng cho nên ảnh hường của nó rất đa dạng. Hàm lượng sắt có thể

gây độc cho cây lúa biến thiên từ 10 đến 1000 mg/L (Tanaka et al., 1966). Mức biến thiên rộng như

vậy khiến cho người ta khó xác định tiêu chuẩn gây hại của sắt, dạng hiện diện của nó, giai đoạn

cây lúa nhạy cảm nhất, giống lúa, sự có mặt của chất ức chế hô hấp. tình trạng dinh dưỡng của cây

và yếu tố môi trường khác. Trên đất phèn, độ độc của sắt thường được phát sinh do sắt hòa tan ở

mức độ rất cao (Moormann và van Breemen, 1978). Trong đất có mức độ dinh dưỡng thấp, hoặc bị

ức chế hô hấp, hàm lượng Fe từ 20 đến 40 mg/L sẽ gây độc cho cây lúa (van Breemen, 1978). Trong

đất cát, độ độc sắt xảy ra khi hàm lượng sẳt trong đất biến thiên từ 40 đến 100 mg/L (van Breemen

và Moormann, 1978). Độ độc sắt có thể là kết quả tổng hợp cùa hàng loạt các stress liên quan đến

dinh dưỡng chứ không phải chỉ đơn thuần do ion Fe dư thừa. Ọua nhiều kết quả nghiên cứu về nồng

độ Fe gây độc đối với cây lúa thì rất biến động, ở 45 ppm đã gây độc cho cây lúa (Tadano T. and

s. Yoshida, 1978).

Biểu hiện ngộ độc sắt thường xày ra trên đất có p, K, Ca và Zn hữu dụng thấp và đất có

CEC thấp (Ottow et al, 1991), sắt dư thừa trong dung dịch được hấp thụ bởi rễ lúa và tích tụ trong

các mô cây (Warda, 2002). Trong tình trạng dinh dưỡng kém, đặc biệt thiếu p và K hoặc với sự hiện

diện cùa một số chất ức chế hô hấp như H2S thì ở nồng độ Fe2 thấp khoảng 30 ppm cũng có thế

gây độc cho lúa (van Breemen, 1978). Nguyên nhân gây độc là do cây hút Fe quá dư thừa.

Khắc phục độc Fe bằng cách làm ngập đất một thời gian sẽ an toàn trước khi gieo sạ (đế

tránh điếm cực đại của Fe), tăng sự cung cấp oxy trong lớp đất mặt bàng việc tiêu nước, bón phân

(để tạo thế cân bằng dinh dưỡng), bón vôi, và rửa mặn (để tăng tỷ lệ bicarbonate / tổng so anion) là

những biện pháp khả thi để khấc phục ngộ dộc sất trong các loại đất phèn._____________________



10



Chọn các giống kháng là một giái pháp đơn gián và kinh tế đối với độc tố Fe. Nhiều tác giả

cho rằng, có sự khác biệt rõ rệt trong việc chịu Fe dư của các giống lúa khác nhau (Ponnamperuma

F. N. and R.u.Castro, 1972). Trong trường hợp đất bị phèn Fe nặng, các giống kháng phèn vẫn có

thể cho năng suất 3t/ha và 6 t/ha, nếu sự mất cân đối dinh dưỡng được giải quyết.

Kim loại nặng trong đắt phèn

Với các hoạt động đào xới của con người trong quá trình canh tác làm không khí tác dụng với

vật liêu sinh phèn (Pyrite) sẽ đưa đến sự hình thành một lượng acid khổng lồ làm pH giảm thấp đến trị

số < 4,0 và có nơi pH < 3,0. Chính lượng H này sẽ tấn công vào khoáng sét và chiếm ưu thế trên

phức hệ hấp thu, làm hòa tan AI và một số kim loại. Các kim loại nặng được hòa tan sẽ theo nước di

chuyến đến nơi khác gây tác hại trên đất nước của vùng ô nhiễm. Một số kim loại như Cd, Co, Cu,

Mn, Ni và Zn hiện diện với nồng độ cao trong nguồn nước vùng đất phèn nhưng có tương quan yếu

với pH (Sundtrom et al., 2002).

Trong nưóc (Phản tích, đánh giá tình hình nghiên cứu trong nước thuộc lĩnh vực nghiên cửu cua

đề tài, đặc biệt phái nêu cụ thê được những kết qua KH&CN liên quan đến đề tài mà cúc cán bộ

tham gia đề tài đỏ thực hiện. Nếu có các đề tài cùng bản chất đỏ và đang được thực hiện ớ cấp

khác, nơi khúc thì phải giải trình rõ các nội dung kv thuật liên quan đến đề tài này; Neu phát hiện

có đề tài đang tiến hành mà đề tài này cỏ thê phổi hợp nghiên cứu được thì cần ghi rõ Tên đề tài,

Tên Chu nhiệm để tài và cơ quan chu trì đề tài đó)

Đồng bằng sông Cừu Long (ĐBSCL) với tổng diện tích khoảng 4 triệu ha, trong đó diện tích

đát phèn chiếm khoảng 1,6 triệu ha phân bổ chủ yếu ờ Đồng Tháp Mười (ĐTM), Tứ giác Long

Xuyên (TGLX) và Bán đảo Cà Mau (BĐCM) (Riceweb, 2004).

Đất phèn là tên gọi loại đất sau khi cày, bừa, nước ruộng trong như được đánh phèn, nước

có vị chua chát như phèn chua, độ pH dưới 4,0 (Võ Tòng Xuân, 1984). Đất phèn chứa nhiều muối

tan mà thành phần chù yếu là sulphate sắt và sulphate nhôm, về sự hình thành đất phèn gắn liền với

việc tạo khoáng Pyrite trong đất, Pyrite là hợp chất tạo bởi sắt và lưu huỳnh, công thức là FeS2 .

Ờ ĐBSCL móng đá lộ ra chiếm khoảng 5% diện tích, hầu hết diện tích còn lại là lớp trầm

tích bời rời tuổi Holocence, chính đặc điếm này đã chi phối quy luật phát sinh đất ớ đồng bằng này.

Sự chuyển động của những sông lớn (Sông Tiền và Sông Hậu) và sự tiến dần ra biển cùa đồng bồi

phù sa dưới ảnh hưởng của sự đứt gãy và chuyển động của móng đá, đã để lại những vùng trũng

rộng lớn (đầm Đồng Tháp Mười, Bắc Hà Tiên, Hồng Dân, u Minh,...) là những khu vực chứa phèn

tập trung quan trọng ờ ĐBSCL (Tôn Thất Chiểu và ctv., 1991).

Phân loại đất phèn ờ Việt Nam



Sự hình thành đất phèn xuất hiện ớ vùng nước lợ, có thủy triều xâm nhập và có sự tham gia

của vi sinh vật và chia đất phèn ra hai loại: đất phèn vừa (acid sulphate soils) và đất phèn nhiều

(Strongly acid sulphate soil). Đất phèn vừa có pH đất tò 3,8 đến 4,5; còn đất phèn nhiều có pH từ 3,0 đến

3,5 (Moorman and Thai Công Tụng, 1961).

Tùy theo cách phân loại của các tác giả ở từng thời điểm mà đất phèn được chia thành các loại

với tên gọi khác nhau, Theo Tôn Thất Chiểu và ctv (1991), nhóm đất phèn là nhóm đất chiếm diện

tích lớn nhất và phân hóa phức tạp nhất ở ĐBSCL. Phân loại đất phèn căn cứ vào tầng sinh phèn và

tầng phèn, độ sâu xuất hiện cua những tầng này trong phẫu diện đất:

Tầng sinh phèn: tầng tích lũy vật liệu chứa phèn là tầng sét hoặc hữu cơ ngập nước thường

xuyên ở trạng thái yếm khí, có chứa lượng SO3 trên 1,75% (tương đương với 0,75% S). Khi oxy hóa

cho pH dưới hoặc bằng 3,5, không qui định lượng CO3 2', cụ thế và coi giảm pH thế hiện khả năng



trung hòa của chất kiềm trong đất với độ chua hình thành khi oxy hóa tầng sinh phèn, thường sự

chênh lệch này đạt trên 2,5 đơn vị, tất cá đất chỉ có tầng sinh phèn trong phẫu diện đất được xếp vào

đất phèn tiềm tàng.

Tầng phèn: là một dạng tầng B xuất hiện trong quá trình hình thành và phát triển của đất

phèn từ phèn tiềm tàng, tập trung chủ yếu là khoáng Jarosite dưới dạng đốm, vệt vàng rom (2.5Y)

có pH dưới 3,5. Tầng phèn thường vẫn gọi là tầng Jarosite, là tầng chỉ thị cho đất phèn hoạt động.

Tôn Thất Chiếu và ctv (1991) đã cụ thể chia đất phèn như sau: tầng sinh phèn hoặc tầng

phèn xuất hiện ở độ sâu 0 - 50cm, xếp vào đất phèn tiềm tàng nông (Spi) hoặc phèn hoạt động sâu

(Sji). Tầng sinh phèn hoặc tầng phèn xuất hiện ở độ sâu 50 - 120 cm, xếp vào đất phèn tiềm tàng

sâu (Sp2 ) hoặc phèn hoạt động sâu (Sj?). Tầng phèn xuất hiện dưới sâu hơn nữa ánh hưởng đến lóp

mặt rất ít, coi như không phèn.

Độ sâu xuất hiện tầng chứa vật liệu sinh phèn (Pyrite)

Độ sâu xuất hiện Pyrite cũng phụ thuộc vào yếu tố địa hình, địa chất, chế độ thủy văn và các

yếu tố hình thành đất phèn (Lưu Văn Thịnh và ctv, 1990). Độ sâu xuất hiện Pyrite so với tầng mặt của

TSH là nhở nhất (89cm) so với TGLX (94,5cm), ĐTM (101 cm ) và BĐCM (105cm) (Bảng 4.2). Điều

này cũng nói lên vùng TSH có mực thủy cấp cạn. Sự biến động lớn về độ sâu xuất hiện Pyrite ở vùng

Bán Đảo Cà Mau và vùng Tứ Giác Long Xuyên, từ 50 - 140cm, do những vùng này bị ảnh hưởng rất

lớn bởi yếu tố địa hình và thủy triều của biển. Phần lớn vùng Bán Đảo Cà Mau có tầng sinh phèn được

hình thành trên nền trầm tích biển với lớp Pyrite không dày, thường xuất hiện ở độ sâu trên 100 cm, ở

phía trên thường là lóp hữu cơ của rừng ngập mặn rất dày, đôi khi dày thành lóp than bùn như ở u

Minh (Tôn Thất Chiểu và ctv, 1991). Hơn nữa, đất phèn vùng Bán Đảo Cà Mau có nguồn gốc hình

thành (ừ biển và ngày nay vẫn còn chịu sự tác động của thủy triều và các đới phèn và không phèn xen

kẹp chia cắt lẫn nhau cho thấy sự bồi đẳp phù sa ở vùng này trong quá khứ không đều nhau (Tôn Thất

Chiểu và ctv, 1991). Do đó làm cho sự biến động độ sâu xuất hiện Pyrite ở vùng này rất lớn.

Ở vùng Đồng Tháp Mười trong suốt thời kỳ Holocen khi biển tiến cực đại vào đồng bằng đã

để iại lớp trầm tích dày ở các vùng này và sau đó biến rút lui dần, hình thành các vùng sình lầy và

rừng ngập mặn tạo nên lớp trầm tích Pyrite, và càng sâu vào phía vùng trũng Đồng Tháp Mười đất

phèn có nguồn gốc từ trầm tích biển và đầm lầy nên có độ sâu Pyrite ít biến động hơn (80 - lOOcm),

do địa hình tương đối phẳng và được các thềm phù sa cổ bao quanh không bị chi phối của phù sa

sông (Lê Thanh Liêm, 1995).

Phân viện Qui hoạch và Thiết kế nông nghiệp Miền Nam (1999) xây dựng bản đồ đất cho một

số tỉnh ở ĐBSCL trong đó đất phèn được chia thành các loại sau đây: đất phèn tiềm tàng nông (Spi)

và sâu (Sp2); đất phèn hoạt động nông (Sji) và sâu (Sj:); đất phèn hoạt động bị thủy phân nông (Srji)

và sâu (Srji). Xét theo mức độ phèn, có 03 loại: đất phèn có ít hạn chế gồm có đất phèn có lớp phù sa

trên mặt và đất phèn có lóp sườn tích - lũ tích trên mặt; đất phèn có hạn chế trung bình là các đât có

tầng phèn khá sâu (dưới 50 cm cách bề mặt); đất phèn hạn chế nặng là đất phèn tiềm tàng hoạt động

nông, có tầng phèn từ 0 - 50 cm tính từ bề mặt.

Đắt phèn hoạt động có thể được tạo thành từ phèn tiềm tàng một cách tự nhiên, không phải

do hoạt động gây xáo trộn của con người, mà do hạ thấp của mực nước ngầm trong suốt thời gian

lắng tụ trầm tích của vật liệu sinh phèn. Do các hiện tượng tự nhiên có thể xảy ra: (i) Theo mùa vụ,

chẳng hạn như suốt mùa khô hàng năm; (ii) Theo từng giai đoạn, cháng hạn như suốt giai đoạn hạn

hán; (iii) Hoặc thường xuyên do sự hạ thấp của mực nước biển hoặc sự thay đôi dòng chảy của sông

rạch.

Môi trường thiên nhiên của ĐBSCL tương đối thuận lợi cho sự thành lập tự nhiên của đất

phèn hoạt động, do chế độ mưa nhiều cùng với mùa nắng kéo dài và mực nước biển có chiều hướng

hạ thấp trong suốt giai đoạn cuối cùa thời kỷ Holocene, sẽ làm cho Pyrite được tạo thành từ trâm



12



tích rừng sú vẹt ở đầu và giữa thời kỳ Holocene phơi bày ra không khí. Tuy nhiên, ngày nay hầu hết

đất phèn hoạt động được tạo thành từ hoạt động gây xáo trộn của con người trên đất phèn tiềm tàng,

hoạt động này đã làm hạ mực thủy cấp (do thoát nước ở vùng đầm trũng, làm tăng sự bốc thoát hơi

nước từ tầng đất mặt và làm hạ thấp mực thủy cấp) hoặc do đào xới làm phơi bày vật liệu Pyrite ra

ngoài không khí. Trong lịch sử của các vùng đất này được thoát nước để cải tạo nông nghiệp trên 3

thế kỷ nay, phần lớn đất phèn tiềm tàng bị chuyển thành đất phèn hoạt động xảy ra từ những năm

1970, cùng với sự tàn phá những cánh dồng rừng tràm ở vùng đầm trũng và rừng sú vẹt dọc ven

biển do hóa chất gây rụng lá cây rừng trong suốt thời kỳ chiến tranh Việt Nam (Miyagi, 1995;

Poynton, 1996; Benthem, 1998).

Các chương trình mở rộng sản xuất nông nghiệp cùng với chính sách di dân đến những vùng

đồng bàng chưa phát triển cúa Nhà nước từ sau chiến tranh (Poynton, 1996; Vinh, 1997), đã làm cho

thiếu sự che phủ của rừng và thiếu sự báo vệ của tầng đất mặt than bùn, từ đó làm gia tăng sự bốc thoát

hơi nước tầng mặt, gia tăng sự xâm nhập không khí vào trong các tầng đất, cùng với sự hạ thấp của mực

nước ngầm trong mùa khô tạo điều kiện thuận lợi cho sự hình thành đất phèn hoạt động (Dent and Pons,

1995).

Bên cạnh đó, những vấn đề làm cho đất phèn tiềm tàng trở thành phèn hoạt động là do các

dự án quản lý nước đã mở thêm nhiều kênh rạch (Poyton, 1996), với tổng chiều dài các kênh rạch

gần 5.000 km vào đầu năm 1990 (Ministry of Transportation, 1993), kết quả là các kênh rạch này

không chỉ làm hạ thấp mực nước ngầm mà còn làm cho đất phèn tiềm tàng ờ dọc theo hai bên bề

mặt kênh rạch và những khối đất chứa vật liệu Pyrite bị đào xới đẳp lên dọc hai bên bờ kênh, để

chống lũ và ngăn cản sự thoát nước, cùng với tập quán đào đất, đắp mô để canh tác, tạo điều kiện

cho khối đất này phơi bày ra không khí, điều này góp phần đáng kể làm gia tăng sự phóng thích acid

(Sterk, 1992; Dent and Pons, 1993).

Phạm vi và lượng phóng thích acid của đất phèn phụ thuộc vào hình thái của mạng lưới

kênh rạch thoát nước, ở những nơi có hệ thống kènh mương dài chằng chịt và cuối cùng đổ ra biển

hoặc đổ ra các con sông chính, thi dòng chảy có chứa acid được giữ lại tạo thành lằn sóng nước

phèn trong thời gian ngẳn (trên 10 ngày). Ớ nơi gần khu vực này nước có độ chua cao (pH từ 2,5

đến 4) và xa khu vực này thì độ chua bị hòa loãng hơn (pH từ 4 đến 6 ), sau đó nó bị ứ đọng lại trên

một khu vực rộng qua nhiều tháng trước khi đổ ra biển. Ngược lại, ở những nơi có mạng lưới kênh

rạch ngắn hon và ít hơn, như vùng Tứ Giác Long Xuyên thì dòng chảy của nước phèn được thoát ra

nhanh chóng, nhung độ chua của nước cao hơn vì thế mà nó tác động lớn đến chất lượng nguồn

nước (Poynton, 1996). Các kênh chính cùa sông Mekong và sông Bassac thì thường ít bị ảnh hưởng

của dòng nước phèn đổ ra từ các vùng đồng bằng lân cận, do dòng nước phèn bị hòa loãng bởi phần

lớn nước ngọt của các sông này.

Hầu hết ảnh hưởng trực tiếp của đất phèn hoạt động đã làm chua đất và nước, ờ ĐBSCL

lượng mưa đã làm giảm bớt mức độ gây chua đất do ảnh hưởng trực tiếp cùa mùa nắng để lại. Bên

cạnh đó đất phèn đã làm hạn chế sự canh tác trên phạm vi rộng của ĐBSCL, chỉ trồng được những


•cho năng suất thấp trên vùng đất phèn nặng. Nói chung đất phèn gây hại cho cây trồng do ngăn cản

sự hấp thu dinh dường, gây cố định lân và làm giảm sự trao đổi các ion cation bazơ (Kyuma, 1976;

Sen, 1988; NEDECO, 1993). Đất phèn cũng có thể gây nên sự thay đổi hệ sinh thái thực vật, những

loài thực vật không chịu phèn sẽ bị thay thế bởi các loài chịu phèn (chẳng hạn như: Melaleuca spp

và Eleocharis spp). Do đó làm giảm sự đa dạng sinh học. Bên cạnh đó, vào đầu mùa mưa đất phèn

ĩbị rửa trôi vào môi trường nước làm ánh hưởng đến chất lượng nguồn nước và gây hại cho đời sống

'C a hệ sinh thái thủy sinh (Sammut et al., 1995, 1996; Callinant et al., 1996). Gần đây có nhiều

Ù

!

bằng chứng cho thấy rằng sự phóng thích acid của đất phèn vào môi trường nước đã kích thích gia

ỉtăng độc tính của tào nở hoa trong môi trường phủ dưỡng (Baretta-Becker et al., 1998).___________



13



Môi trường Pyrite bị oxy hóa nghiêm trọng có mối quan hệ với chi số pH đất và pH nước

thấp, khi đó nó sẽ làm gia tăne, tính di động của các độc chất tiềm tàng. Vì acid được sinh ra trong

suốt mùa khô và các kim loại nặng có trong đất như: sắt (một phần được tạo ra từ sự phá hủy

Pyrite), mangan và nhôm sẽ trơ nên di động khi chi số pH thấp và nó theo mao dẫn tập trung trên bề

mặt (NEDECO, 1993). Những kim loại nặng này thường kết họp với sulphate được phóng thích ra

trong suốt quá trình oxy hóa Pyrite (Van Mensvoort, 1993). Khi lượng mưa không đủ để rưa hết các

độc chất phèn ở bề mặt đất thi nó sẻ ánh hưởng đến cây con mới trồng vào đầu mùa mưa (Tin and

Ghassemi 1999). Vùng đất phèn có nồng độ độc chất nhôm cao sẽ gây độc làm cho cá chết

(Sammut et al., 1996; Callinan et al., 1996), còn ở trong vùng đồng bằng lau sậy thì nước trong các

kênh mương đầu mùa mưa có nồng độ nhôm vượt ngường chịu đựng của các loài cá gấp 1 0 0 lần

(NEDECO, 1993), do đó trong điều kiện đất chua cũng có thể làm gia tăng tính di động của kim

loại nặng và kéo dài thời lưu tồn độc chất trong môi trường (Van Mensvoort, 1993; NEDECO,

1994). Vì vậy đất phèn góp phần làm gia tăng tính hấp thu sinh học các độc chất này trong môi

trường.

Theo phân loại của FAO/UNESCO (1988), trong bản đồ đất thế giới tỷ lệ 1/5.000.000 cho

thấy, đất phèn tiềm tàng và đất phèn hoạt động được xếp chung và được đặt tên là thionic fluvisols

(FLt) . Đất phèn được xác định do sự có mặt ở trong phẫu diện đất hai loại tầng chuẩn đoán chính

đó là tầng sinh phèn {sulfidic horizon) và tầng phèn (sulfuric horizon). Neu đất chỉ có tầng sinh

phèn gọi là đất phèn tiềm tàng, đất có tầng phèn (đôi khi có cả tầng sinh phèn) gọi là đất phèn hoạt

động.

Độc chất Al3



Khi loại đất phèn sulfic tropaquept có pH ở tầng đất mặt thấp (3,6-4,2), bón vôi có thể giảm

hoặc ngăn ngừa được ngộ độc AI’ . Lượng khuyến cáo là 3-6t/ha (Breemen N. V. and Pons L. J.,

1978). Nhưng bón vôi đơn độc thì tỏ ra ít hiệu quả trên đất phèn ở Đồng bằng sông Cửu Long. Bón

vôi kết hợp bón lân, đặc biệt là các dạng đơn cho hiệu quả rất rõ (Lê Huy Bá, 1980; Nguyễn Đăng

Nghĩa, 1994). Một biện pháp khác được sứ dụng thường xuyên và có hiệu quá là thiết lập hệ thống

kênh tiêu phèn họp lý (Vo Tong Xuan et al„ 1982). Hệ thống kênh này có thể thúc đẩy quá trình

tiêu các muối phèn dễ tan trong đầu mùa mưa ở lóp đất mặt. Chọn các giống kháng hoặc chịu phèn

là một giải pháp đơn giản và kinh tế đối với độc tố Al3 (Ikehashi H. và F. N. Ponnamperuma,

1978; Mai Thành Phụng, 1994).

Độc chất Fe2



Trong hầu hết các loại đất, mức độ Fe2 đều tăng lên trong quá trình ngập nước và đạt được

cực đại sau 2-3 tuần (Ponnamperuma F.N., 1965; Lê Huy Bá, 1981). Hàm lượng Fe khoảng 300 500ppm chỉ xảy ra trong đất với pH đất khô. Trong các loại đất như vậy, mức độ cực đại có xu

hướng tăng theo hàm lượng Fe:’ bị khử và hàm lượng các chất hữu cơ. Đặc biệt ở các đất phèn mới

khai hoang, hàm lượng Fe2 có xu hướng tăng dần và thường kéo dài trong vài tháng. Theo

Breemen N. V. và F. R. Moormann, (1978) cho rằng tính đệm ở đất có pH thấp sau ngập nước đã

làm cho Fe2 tan trong dung dịch. Trong khi đó ở đất bình thường pH có thể tăng đến mức đủ để kết

tủa Fe .

Độc chất S O ỉ'



Các nhóm đất phèn có hàm lượng sulphate hòa tan cao, vì sulphate là sản phẩm của sự oxy

hỏa vật liệu sinh phèn, rồi mao dẫn lên lớp đất mặt trong mùa khô. Trong đất phèn, s có thể ở dạng

FeS, FeS2, H2 S, s tự do, dạng s hữu cơ hoặc là dạng S 0 3, SO2 , hay SO4 2. Trong đó các dạng gây

độc là H^S, SO42', SO2 , SO32 . Với một lượng nhở s là dinh dưỡng cho cây (trong cây tích lũy từ 0,4

- 15% của chất khoáng trong thực vật) và mức bình thường là 2,0 - 5%. Nếu vượt quá lượng này,

sẽ gây độc cho cây. Sự gây dộc của s không phái vì tính chất hỏa học của s mà vì ngưng tụ cao của

14



muối có hại cho đời sống (Lê Huy Bá, 2000). Có hai khái niệm về s, đó là: s tổng số (bao gồm tất

cả các dạng S) và s hòa tan dạng SO4 . Dạng này ta thường gặp khá nhiều. Nó có thế ở H2 SO4 phân

ly, FeS04, A12 (S0 4 )3 , hay dạng kết tủa Fe?(S0 4 )3 .

Nồng độ sulphate trong dung dịch đất ở đất phèn thì thường cao so với các loại đất khác. Sự

phóng thích và sự hấp phụ của SO4 là một quá trình phụ thuộc vào pH. Hàm lượng SO4 sẽ tăng dần

khi pH tăng trong đất ngập nước, SO42 ít bị giảm do kết quả của sự khử sulphate trước thời gian 3-6

tháng sau khi ngập nước (Nhung, 1966). Khi tiến trình khử xảy ra mãnh liệt, SO42 bị khử thành H2S

và cuối cùng là FeS, sự khử SO4 có thể ngưng hoặc bắt đầu vào giai đoạn muộn do pH của dung dịch

thấp dưới 5 (van Breemen, 1976), nhân tố quan trọng khác có thể làm trì hoãn sự khử của SO4 là do

sự khử Fe(III) kéo dài vì trong quá trình khử đó chất hữu cơ sử dụng cho sự khử SO4 bị sử dụng bởi

sự khử Fe(IlI). Trên đất có hàm lượng nitrate, oxide mangan, oxide sắt cao sẽ làm chậm tiến trình khứ

SO42'. Ngược lại đất kiềm và đất trung tính ở nồng độ SO42" cao khoảng 1500 ppm có thế bị khử hết

xuống còn gần bằng Oppm trong vòng 6 tuần sau khi ngập nước. Tốc độ khử SO4 có thể bị chậm hơn

gấp 100 lần ở trên đất phèn so với đất kiềm vì hàm lượng Fe và Mn thường thấp trên các loại đất này

(Ponnamperuma, 1972). Đất có hàm lượng chất hữu cơ cao hoặc việc bón chất hữu cơ tươi vào đất sẽ

xúc tiến quá trình khử SO42 mạnh đưa đến sự tích lũy H:S cao làm ngăn cản quá trình hô hấp của rễ

do đó ảnh hướng đến sự hấp thụ chất dinh dưỡng trong đất khử, sulphate không bền và bị biến đổi

thành sulphide, phần lớn sulphide hiện diện trong pha rắn, chủ yếu là FeS, nhung nồng độ sulphide

hòa tan thấp khoảng 0,1 ppm cũng có thể gây độc trực tiếp cho lúa (van Breemen and Pons, 1978). Sự

khử sulphate dưới điều kiện tự nhiên là một tiến trình sinh học với sự tham gia của các vi sinh vật yếm

khí như Desulfovibrio và Desulfomaculum, chúng sử dụng SO42 và S2O32 như chất nhận điện tử

(cung cấp năng lượng) trong suốt quá trình oxy hóa họp chất hữu cơ và H2 S. Sản phẩm của sự khử là

H2S hoặc HS‘ và không bao giờ là nguyên tố s nếu như trong đất không có O2 hiện diện trong thời

gian ngắn. Sự khử SO42' tiêu thụ nhiều H \ do đó pH gia tăng trong quá trình khử (Mohr et al.,

1972).

2 CH20 + SO42' + 2 H+ — 2 CO2 + H2S + 2 H20

»

Sự khử SO42 thành H2S trong đất ngập nước có 3 vấn đề liên quan đến việc canh tác lúa: (i) - s

có thể trờ nên thiếu; (ii) Fe, Zn và Cu bị bất động; (iii) Ngộ độc H2S xảy ra trên đất có hàm lượng

Fe2' thấp.

Trên đất ngập nước SO42 bị khử thành H2S ớ Eh< -50 mV và ở pH 7, H2S sẽ kết họp với

Fe2+ dư thừa trong dung dịch để tạo thành các dạng sulfide không hòa tan như FeS (Cantrell and

Fairhurst, 2002).

H2S + Fe2+ -> FeS + 2H+

Vùng sinh thái của ĐBSCL được xác định bởi loại đất và đặc tính thủy văn (Chu Thai

Hoanh and Thai Dinh Khang, 1993; Rothuis, 1998). Đất phèn nặng tập trung ở Đồng Tháp Mười,

Tứ giác Long Xuyên, vùng trủng sông Hậu và Mũi Cà Mau. về phân bố không gian, Theo Vo Tong

Xuan and Matsui (1998), ĐBSCL có thể phân thành 6 vùng sinh thái (Hinh 1)■

__________________



15



Cambodia



Biển Đông

ioBaopieu^



VÙNG SINH THAI NÔNG NGHIỆP

Ịg] Bán đão Cá Mau

n



Vùng ven biên



ũ



Vùng phú sa nuớr ngọt



H Tú giár Long Xuyên

s Đồng Tháp M u ới

H Vùng trũng sông Hậu

D



Hình 1 Phân vùng vùng sinh thái nông nghiệp ở ĐBSCL (Vo Tong-Yuan and Matsui, 1998).



Nghề nuôi tôm đã có từ trước những năm 1970, tuy nhiên nghiên cứu về hệ thống canh tác

lúa - tôm thì gần đây mới được quan tâm. Kỹ thuật nuôi tôm nước mặn ven biển bắt đầu từ việc

khoanh khu vực đẳp bờ bao mở cổng khai thác tôm tự nhiên lợi dụng vào sự lên xuống của thuỷ

triều. Dần đi nguồn tôm cạn kiệt, nhân dân bát đầu thả thêm con giống nhân tạo. Rùng ven biển

dần nhường chỗ cho ruộng tôm với mật độ thả ngày càng cao. Môi trường sống tự nhiên của tôm

ngày càng bị phá huỷ. Với môi trường ô nhiễm và độc chất phèn rửa xuống từ các bờ bao, nông

dược, phân bón dư thừa cùng với chất lượng con giống không đảm bảo làm cho sức sống của con

tôm giảm sút, dịch bệnh nghiêm trọng đã xảy ra vào những năm 1993 - 1994, mà hậu quả của nó

vẫn còn là nồi lo của người nông dân cho tới ngày nay.

Giai đoạn của quá trình canh tác, các mô đất hoàn toàn không hiện diện trong kết cấu ruộng

nuôi. Tuy nhiên, theo thời gian do phù sa biển lắng tụ dẫn đến nâng cao mặt ruộng và buộc nông

dân phải dỡ lớp đất mặt, nạo vét mương định kỳ, từ đó tạo các mô đất rái rác khắp ruộng.

Quáng canh hoặc bán thâm canh tôm sú được phát triển thuận lợi trên đất lúa nước vào mùa

nhiễm mặn ở Bạc Liêu. Tuy nhiên, việc canh tác tôm sú này có thể đưa đến những tác động bất lợi cho

trồng lúa. Sau một thời gian thực hiện mô hình lúa-tôm, một số vấn đề về môi trường bắt đầu nảy sinh

và gây ra mối lo ngại về tính bền vững của mô hình này (Võ Tòng Xuân, 1995). Nước mặn do canh

tác tôm xâm nhập vào đất lúa mang nguy cơ làm suy thoái đất (Lê Xuân Thuyên, ] 999).

Diện tích canh tác lúa - tôm toàn vùng ở Bạc Liêu tăng nhanh từ năm 2000 - 2004 lên gấp

4,7 lẩn. Nhưng năng suất lúa chi tăng thấp và dao động trong khoáng từ 3-4 tấn ha 1 và tại một sổ



16



năm thì diện tích trồng lúa trong mô hình lúa - tôm bị thiệt hại hàng ngàn hecta (Sở Nông nghiệp và

Phát triển Nông thôn Bạc Liêu, 2008).

Trên đất phèn mới khai thác mô hình lúa tôm, cây lúa có số hạt chắc/bông (50,7) cao hơn so với với

mô hình chuyên lúa (30,1), có lẽ yếu tố này là quyết định nhất đến năng suất. Năng suất lúa ở mô

hình lúa tôm (4,67 tấn/ha) cao hơn có ý nghĩa so với năng suất lúa ở mô hình chuyên lúa (3,10

tấn/ha). Như vậy khi chuyến đối từ độc canh cây lúa sang trồng lúa luân canh với nuôi tôm năng

suất lúa đã tăng rõ rệt. Điều này có ỉẽ do tác động của cải tạo đất để nuôi tôm sú (dọn đất, bón vôi)

làm cho môi trường đất tốt hơn, do đó cây lúa sinh trưởng và năng suất cao hơn (Lê Trọng Lương

và Ngỗ Ngọc Hung, 2007).

15.2 Luận giải về việc đặí ra ntục tiêu và những nội dung cần nghiên cứu của fíể tài

( Trên cơ sờ đánh giá tình hình nghiên cứu trong và ngoài nước, phân tích những công trình nghiên

cứu có liên quan, những kết qua mới nhát trong lĩnh vực nghiên cứu đề tài, đánh giá những khác

biệt về trình độ KH&CN trong nước và thế giới, những vấn đề đỏ được giải quyết, cần nêu rõ

những vấn để còn tồn tại, chi ra những hạn chế cụ thê, từ đỏ nêu được hướng giải quyết mới - luận

giai và cụ thê hoả mục tiêu đặt ra cua đê tài và những nội dung cần thực hiện trong Đê tài đẽ đạt

được mục tiêu)

- Ở ĐBSCL từ những năm trước 1980-1985, đã có nhiều chương trình, dự án của các Tỉnh

tiến hành khảo sát và xây dụng bản đồ đất, kèm theo phân tích tính chất lý hóa học trên các phẫu

diện điều tra. Nhiều chương trình nghiên cứu đất của nhà nước (02-15, 02-11, 60-02,..) và hợp tác

quốc tế (Việt-Hà Lan, Việt-BỈ,...) cũng đã tiến hành nhiều công trình nghiên cứu. Tuy nhiên, sau

gần 25 năm cải tạo và sử dụng đất phèn ĐBSCL, chưa có những công trình khảo sát đất sâu rộng

như trước đây, đặc biệt là trong tình hình biến đổi khí hậu bất thường và xâm nhập mặn, tính chất lý

hóa và hình thái phẫu diện của đất sẽ có nhiều thay đối. cần nghiên cứu khà năng thay đối các tinh

chất này sẽ giúp ích cho việc khai thác và sứ dụng đất phèn một cách hợp lý hơn.



- Sự khô hạn kéo dài trong tình hình khí hậu bất thường làm không khí tác dụng với vật liêu

sinh phèn (Pyrite) sẽ đưa đến sự hình thành một lượng acid, cũng như sẽ tạo điều kiện mao dẫn độc

chất phèn lên tầng đất mặt. Chính lượng H này sẽ tấn công vào khoáng sét và làm hòa tan AI và một

số kim loại. Các kim loại nặng được hòa tan sẽ theo nước di chuyển đến nơi khác gây tác hại trên đất

nước cùa vùng ô nhiễm. Do đó, với diễn tiến khô hạn kéo dài, khả năng phát thải độc chất từ đất phèn

cần được quan tâm nghiên cứu.

- Đất phèn gây hại cho cây trồng do ngăn cản sự hấp thu dinh dưỡng, gây cố định lân và làm

giảm sự trao đổi các ion cation bazơ (Kyuma, 1976; Sen, 1988; NEDECO, 1993). Thực tế cho thấy

đất phèn trồng lúa sau vụ tôm sú đưa đến năng suất cao hơn so với chuyên canh lúa trước đây. Việc

cải tạo đất để nuôi tôm sú (dọn đất, bón vôi) và sử dụng nước mặn gây ra rửa phèn triệt để hơn,

giúp cây lúa sinh trưởng và năng suất cao hơn. Do đó, cần có những khảo sát kết hợp giữa bón vôi,

rửa phèn với nước mặn và sinh trưởng của cây trồng.

Sự ngộ độc Fe2 trở nên rất nghiêm trọng trên các loại đất phèn. Trên đất ngập nước, sự khử

sắt được xem như là phản ứng quan trọng nhất. Tương tự, sự khử SO4 thành H2S trong đất ngập

nước có 3 vấn đề liên quan đến việc canh tác lúa: (i) - s có thể trở nên thiếu; (ii) Fe, Zn và Cu bị bất

động; (iii) Ngộ độc HịS xảy ra trên đất có hàm lượng Fe2 thấp. Khắc phục độc Fe hoặc H2 S bằng

cách làm ngập đất một thời gian sẽ an toàn trước khi gieo sạ (để tránh điểm cực đại của Fe), tăng sự

cung cấp oxy trong lớp đất mặt bàng việc tiêu nước, bón phân (để tạo thế cân bằng dinh dưỡng),

bón vôi, và rửa mặn (để tăng tỷ lệ bicarbonate / tổng số anion) là những biện pháp khả thi để khắc

phục ngộ độc sắt trong các loại đất phèn, cần có những biện pháp cải tạo đất phù hợp cho mỗi

vùng.



17



- Kèm theo sự gia tăng phát thái độc chất từ đất phèn, sự thay đối hệ sinh thái thực vật, những

loài thực vật không chịu phèn sẽ bị thay thế bởi các loài chịu phèn (chăng hạn như: Melaleuca spp

và Eleocharis spp) sẽ xảy ra. Do đó cần có những khảo sát đa dạng sinh học trong tình hình của khí

hậu bất thường như hiện nay.

- Những thí nghiệm truyền thống về sinh học, nône học hoặc môi trường được thực hiện rất

giới hạn vê số lượng do tốn kém nhiều kinh phí, thời gian và công sức và không thể ứng dụng cho

nhiều nơi. Triển vọng mới về sử dụng mô hình toán với khả năng vận hành trên mô hỉnh động. Những

tiên đoán từ mô phỏng sẽ là nền tảng tốt cho các nhà làm chính sách và quản lý môi trường. Có nhiều

phần mềm trên thế giới được ứng dụng trong ước đoán khả năng phát thải độc chất và quản lý nước

cho đất phèn, việc sử dụng các phần mềm này giúp ích cho quàn lý hiệu quả đất phèn.

- Qui hoạch và quán lý nguồn tài nguyên đất đai cần mang tính tổng hợp, bao gồm cà các vấn

đề về kinh tế - xã hội, tự nhiên và môi trường. Ngoài ra, tư duy hệ thống cần được quan tâm để có

thể đảm bảo xem xét vấn đề phát triển một cách toàn diện. Do đó, việc tổng họp và xây dựng mối

liên kết giữa các mô hình nhàm giải quyết một số vấn đề còn hạn chế trong công tác qui hoạch sử

dụng đất đai.

16



Liệt kê danh m ục các công trình nghiên cứu, tài liệu có liên quan đến đề tài đó trích dẫn

khi đánh giá tổng quan



(Tên công trình, tác giả, nơi và năm công bổ, chi nêu những danh mục đỏ được trích dẫn đê luận

giai cho sự cần thiết nghiên cứu đề tài)

• TÀI LIỆU TIÉNG VIỆT

Đoàn Vĩnh Phúc. 2009. Ảnh hưởng của biện pháp luân canh bắp-lúa đến đến dinh dưỡng NPK của

lúa trên đất phèn nhẹ {Sulfic Tropaquepís). Luận án thạc sĩ chuyên ngành Trồng trọt. Khoa

Nông Nghiệp và Sinh Học ủng Dụng, Trường Đại học cần Thơ.

Gia Huy. 2008. Phân biệt và biện pháp xử lý ngộ độc phèn, ngộ độc hữu cơ và bệnh vàng lùn - lùn

xoắn lá, http://www.cuchi.hochiminhcity.gov.vn/DetailNews.asp?ID= 1302.

Lê Trọng Lương và Ngô Ngọc Hưng. 2007. Môi trường đất nước và năng suất lúa sau 5 năm thực

hiện mô hình lúa-tôm sú tại Hòn Đất, Kiên Giang. Tạp chí Nông nghiệp & Phát triển Nông

thôn. Số 18, trang 27-31.

Ngô Ngọc Hưng và Nguyễn Bảo Vệ. 2005. Xác định tính gây chua của đấtphèn cho việc phát triển

nông thôn ở ĐBSCL. Tạp chí Khoa học đất. số 22, trang 32-37.

Ngô Ngọc Hưng, Lê Thị Xuân Hương, Nguyễn Bảo Vệ. 1990. Tổng kết một số đặc tính hoá học

đất vùng Tây Nam Sông Hậu. Kết quả nghiên cứu khoa học đất, Khoa trồng trọt, Trường

Đại học Cần Thơ.

Ngo Ngoe Hung, Nguyen Bao Ve, Roland J. Buresh, Mark Bayley, and Takeshi Watanabe. 2005.

Sustainability of paddy soil fertility in Vietnam. World Rice Research Conference 4-7

November 2004 in Tokyo and Tsukuba. Page 354-356.

Nguyễn Bảo Vệ và Ngô Ngọc Hưng. 2005. Nghiên cứu mô hình lúa tôm bền vững tại An Biên và

Hòn Đất, Tỉnh Kiên Giang. Đề tài cấp Tỉnh, Sở Khoa học và Công nghệ Kiên Giang.

Nguyên Bao Ve, Ngo Ngoe Hung, Tran van Dung and Nguyen Van Nhieu Em. 2002.

Environmental survey for performance of rice-shrimp system in HonDat-Kiengiang. JICACantho university project.

Nguyen Đức Ngữ. 2009. Biến đổi khí hậu toàn cầu - Một thách thức đối với phát triển bền vững Hà

Nội. Hội thảo Quốc tế kỷ niệm 1000 năm Thăng Long - Hà Nội.

"Nguyen Đức Thuận. 2001. Đặc điểm một số độc chất trong đất phèn nặng mới khai hoang trồng lúa

P73 vùng Đồng Tháp Mười và biện pháp khắc phục. Luận án tiến sĩ nông nghiệp, Viện khoa

học nông nghiệp Miền Nam.

Tôn Thất Chiểu, Nguyễn Công Pho, Nguyễn Văn Nhân, Trần An Phong, Phạm Công Khánh. 1991.



Xem Thêm
Tải bản đầy đủ (.pdf) (39 trang)

×