Nghiên cứu cơ sở khoa học và thực tiễn nhằm xây dựng, thử nghiệm bộ chỉ thị sinh học phục vụ quan trắc môi trường các lưu vực sông của việt nam áp dụng thử nghiệm cho lưu vực sông nhuệ đáy tổng quan về các hệ thống chỉ

TỔNG CỤC MÔI TRƯỜNG
TRUNG TÂM QUAN TRẮC MÔI TRƯỜNG














Chuyên đề
Tổng quan về các hệ thống chỉ thị
sinh học cho môi trường nước
lưu vực sông của các nước trên thế giới









Người thực hiện: Nguyễn Hồng Hạnh

7629-2
28/01/2010


Hà Nội, 2008







CHUYÊN ĐỀ 2.

THU THẬP TÀI LIỆU, TỔNG QUAN VỀ
CÁC HỆ THỐNG CHỈ THỊ SINH HỌC
CHO MÔI TRƯỜNG NƯỚC LƯU VỰC SÔNG
CỦA CÁC NƯỚC TRÊN THẾ GIỚI

MỞ ĐẦU
Ngày nay, vấn đề bảo vệ môi trường ngày càng trở nên cấp thiết và không còn
giới hạn trong phạm vi quốc gia hay khu vực riêng lẻ nào. Phương pháp duy nhất để
đánh giá được thực trạng diễn biến chất lượng môi trường là tiến hành quan trắc liên
tục các điều kiện môi trường của khu vực đó. Thực tế cho thấy, các kết quả quan trắc
dựa vào các thông số lý hoá là không đủ, cần thi
ết phân tích mối tương quan giữa diễn
biến môi trường và phản ứng của các điều kiện sinh học dưới các tác động của hoạt
động nhân sinh.
Đối với lĩnh vực môi trường nước, các nhà khoa học trên thế giới đã có những
công trình nghiên cứu dựa vào các sinh vật chỉ thị trong vòng 150 năm qua. Palmer
(1980) đã xác định được 46 loài tảo nước ngọt chỉ thị cho nước sạch, 50 loài và dưới
loài thường có mặ
t trong vùng nước ô nhiễm hữu cơ. Green et al. (1985) nhận thấy
khi môi trường nước bị nhiễm các chất độc thì ngay lập tức mọi thành phần của khu hệ
sinh vật đều bị tác động. Raymond et al. (2003) đã công bố sinh vật chỉ thị ở 19 hồ
chứa của New England đối với 5 nhóm phân loại là tảo Silic, động vật phù du, động
vật đáy, cá và chim. Roast et al. (2003) sử dụng thường xuyên ấu trùng giáp xác phù
du giai đoạn Mysis trong các thí nghiệm chuẩ
n của việc tìm ra nhanh các chất gây ô
nhiễm là kim loại ở khu vực cửa sông.v.v.
Các nghiên cứu trên thế giới về ứng dụng chỉ thị sinh học vào quan trắc nước
sông đã có bề dày phát triển lâu dài, và đã đi vào thực nghiệm với nhiều kết quả khả
quan. Từ các nghiên cứu ban đầu, rất nhiều loại chỉ thị sinh học và phương pháp đánh
giá dựa vào chỉ thị sinh học đã đượ
c phát triển và cải tiến, điều chỉnh phù hợp với điều
kiện cụ thể của từng quốc gia, khu vực.
Thực tế hoạt động cho thấy, các sinh vật chỉ thị có nhiều ưu điểm khi ứng dụng
vào quan trắc nước so với các phương pháp truyền thống. Nhằm từng bước tiếp cận và
xây dựng bộ chỉ thị áp dụng cho quan trắc môi tr

ường nước ở nước ta, chuyên đề này
lựa chọn một số công trình nghiên cứu điển hình của các nước để đi sâu vào phân tích.
Các nghiên cứu được lựa chọn để đánh giá dựa trên tiêu chí về khả năng áp dụng rộng
rãi, mức phổ biến và phù hợp đối với hoàn cảnh thực tế ở nước ta.



I. TỔNG QUAN VẤN ĐỀ
I.1. Lịch sử nghiên cứu chỉ thị sinh học trên thế giới
Việc sử dụng các quần thể động vật không xương sống, tảo, nấm, vi sinh vật vào
việc nghiên cứu các lưu vực sông phục vụ công tác bảo vệ, quản lý và khai thác các tài
nguyên nước, như đã trình bày ở trên, đã có lịch sử gần 150 năm. Và cùng với nhu cầu
sử dụng nguồn nước tự
nhiên và bảo tồn các loài thuỷ sinh ngày càng gia tăng thì yêu
cầu quan trắc sinh học các lưu vực sông càng trở nên quan trọng vì khả năng áp dụng
rộng rãi, thân thiện môi trường và giá thành rẻ của phương pháp này (USGAO 1991;
Adler et al. 1993).
Bảng 1. Các mốc lịch sử về phát triển chỉ thị sinh học cho môi trường nước
Năm Sự kiện
1894 Thành lập trạm quan trắc môi trường nước đầu tiên ứng dụng
phương pháp sinh học nghiên cứu các tác động ô nhiễm
1901 Dự thảo Khái niệm hệ thống phân loại sinh vật chỉ thị ra đời
1908 Xây dựng Các chỉ thị sinh học đánh giá ô nhiễm nước
1913 Báo cáo nghiên cứu mối liên hệ giữa ô nhiễm sông với các tác động
lên quần xã sinh vật thuỷ sinh
1949 Lập biểu đồ so sánh tương quan số lượng cá thể trong quần thể thuỷ
sinh vật có phản ứng với ô nhiễm
1954-1955 Các chỉ số sinh học định lượng tổng số cá thể động vật đáy (Hệ số
sinh học Beck và hệ số ô nhiễm của Pantle và Buck)
1966 Hệ số đa dạng loài Shannon – Wiener ứng dụng nghiên cứu ô nhiễm

sinh học
1976 Chỉ số quần thể cá có sức chịu đựng tốt với môi trường (kết hợp hệ
số đa dạng Shannon – Wiener với số lượng và cân nặng của cá)
1981 Chỉ số sinh học tổng hợp IBI đánh giá các loài cá (Chỉ số tổng hợp
dựa vào đánh giá các thuộc tính của quần thể cá)
1984 Xây dựng đường mức tối đa về phong phú loài cá để phát triển các
thông số cho chỉ số IBI
1987 Công bố các vùng sinh thái, 10 thông số áp dụng cho quần xã động
vật không xương sống và các điều kiện đối chứng thành lập bộ chỉ
số sinh học ở Bang Ohio.
1989 Dự thảo về Đánh giá nhanh sinh học áp dụng cho cá và động vật đáy
1990 Tiêu chuẩn sinh học được đưa vào Bộ tiêu chuẩn chất lượng nước
1993 Thành lập Ban tư vấn khoa học thuộc Cục bảo vệ môi trường Mỹ để
xây dựng Dự thảo hướng dẫn kỹ thuật phát triển Tiêu chuẩn sinh
học áp dụng cho các vùng sông suối
Các công trình nghiên cứu có lịch sử từ hơn một thế kỷ trước xuất phát từ những
quan sát các cá thể có trong nước bị ô nhiễm có sự khác biệt với các cá thể có trong
nước sạch. Trong thời kỳ này, có gần 50 công trình khác nhau đã được thực hiện để
đánh giá chất lượng sinh học nước (Schwoerbel, 1970; Sladecek, 1973; Persoone và
De Pauw, 1979; Woodiwiss,1980).
Mặc dù đã có nhiều công trình nghiên cứu thành công về ứng dụng sinh vật chỉ
thị vào quan trắc môi trường n
ước ở nhiều cấp độ quản lý (Suter 1993; Karr 1993 a,b),
nhưng hiện vẫn còn nhiều tồn tại và vấn đề cần giải quyết khi ứng dụng và thử nghiệm
đánh giá chất lượng môi trường nước. Mỗi quốc gia có những công trình nghiên cứu
và áp dụng, điều chỉnh các chỉ thị sinh học phù hợp với điều kiện các vùng sông suối
cụ thể.
I.2. Xây dựng chỉ thị sinh h
ọc - Các bước tiếp cận
Để xây dựng được bộ chỉ thị sinh học có thể áp dụng rộng rãi cho các lưu vực

sông, các nhà khoa học ở nhiều quốc gia đã có những công trình nghiên cứu qua thời
gian dài với nhiều thử nghiệm và giải quyết các vấn đề phát sinh, tập trung vào một số
câu hỏi chính sau:
- Đặc điểm của vùng nghiên cứu: Chất lượng môi trường các con sông phản ánh
trên các sinh vật sinh sống trong môi tr
ường đó, điều đó đã dẫn đến ý tưởng dùng sinh
vật chỉ thị để quan trắc chất lượng môi trường các con sông. Tuy nhiên, chất lượng này
là kết quả của tổ hợp các tác động đa nguồn, trong đó ngoài tác động nhân sinh còn
bao gồm cả tác động từ diễn biến của các chu trình tự nhiên đặc trưng cho điều kiện
địa hình, khí hậu, mùa trong năm của từng vùng. Những diễ
n biến đó cũng phản ánh
lên đời sống và sự sinh trưởng, phát triển của các sinh vật sống trong môi trường nước
đó. Cùng một con sông nhưng vị trí đầu nguồn, cuối nguồn hay ở các nhánh sông sẽ có
chất lượng không giống nhau và hệ sinh vật cũng không đồng nhất (Paulsen et al.,
1998; Stoddard et al., 1998; Peterson et al., 1999). Vì vậy muốn đánh giá hiện trạng ô
nhiễm của các con sông dựa vào sinh vật chỉ thị, bước đầu tiên cần phân loại chấ
t
lượng và mức độ ô nhiễm của từng vùng nghiên cứu. Mục đích của việc này là giải
quyết câu hỏi vấn đề ô nhiễm cần khảo sát là gì.
- Lựa chọn vùng đối chứng: Từ những năm 1960, các nhà nghiên cứu và quản lý
tài nguyên thiên nhiên đã nhận ra tầm quan trọng của việc ứng dụng sinh vật chỉ thị
vào quan trắc môi trường nước. Tuy nhiên để thực hiện đượ
c phương pháp này đòi hỏi
giải quyết rất nhiều vấn đề, trong đó có thách thức trong việc lựa chọn vùng làm đối
chứng. Đánh giá kết quả quan trắc dùng các nhóm sinh vật chỉ thị căn cứ vào những
kết quả khảo sát ở những vùng có điều kiện tương tự nhưng không chịu ảnh hưởng
hoặc ít bị ảnh hưởng của ô nhiễm. Các vùng này được gọi là vùng đối chứng, thể hiện
chất lượng môi trường vùng khảo sát nếu không chịu tác động của hoạt động nhân sinh
gây ô nhiễm môi trường (Hughes, 1995).
Thực nghiệm ở các quốc gia cho thấy, chọn vùng chịu tác động tổng hợp của các

dạng ô nhiễm ở mức thấp và trung bình làm vùng đối chứng sẽ là lựa chọn tối ưu hơn
là vùng hoàn toàn không có biểu hiện của dạng ô nhiễm nào. Và tuỳ theo thông số, vấn
đề ô nhiễm cần đánh giá sẽ phải lựa chọn một hoặc một số vùng đối chứng phù hợp.
Vì chỉ những vùng này mới cung cấp đầy đủ các dữ liệu đặc trưng khi nghiên cứu trên
phạm vi vùng rộng lớn. Nếu chọn vùng hoàn toàn không bị ô nhiễm làm vùng đối
chứng thì sẽ không có dữ liệu để đánh giá vùng có mứ
c suy thoái mạnh nhưng ít chịu
tác động của hoạt động con người (Gerritsen et al., 1994).
Từ thực nghiệm đó, hàng loạt các khái niệm vùng đối chứng và các tiêu chí để
lựa chọn cho những lưu vực cụ thể được xây dựng dựa chủ yếu vào kinh nghiệm và
hiểu biết của các nhà khoa học nghiên cứu lâu năm trong lĩnh vực môi trường nước
(Hughes, 1995; Waite et al., 2000; Klemm et al., 2000).
- Chọn chỉ thị sinh học cho quan trắc l
ưu vực sông: Từ thực nghiệm cho thấy,
việc lựa chọn chỉ thị sinh học phù hợp cho quan trắc một lưu vực sông phụ thuộc vào
rất nhiều yếu tố và không có một bộ chỉ thị sinh học nào có thể ứng dụng thống nhất
cho tất cả các lưu vực sông của các quốc gia, khu vực khác nhau. Mục đích xây dựng
bộ chỉ thị là lựa chọn ra các ch
ỉ thị nhạy cảm với ô nhiễm từ hoạt động nhân sinh và
không thay đổi trước những biến đổi của điều kiện địa hình hay thời tiết. Đây là vấn đề
thách thức lớn do bản chất hoạt động của con người cũng tác động lên điều kiện đất
đai, sông ngòi tương tự như các phản ứng lý hoá của các hiện tượng tự nhiên. Các bộ
ch
ỉ thị sinh học tổng hợp IBI, BMWP tỏ ra phù hợp hơn và cho kết quả tốt hơn bất kỳ
một chỉ số độc lập nào. Chính vì vậy các bộ chỉ số tổng hợp đang được ứng dụng và
phát triển mạnh mẽ ở các quốc gia trên thế giới.

II. NHỮNG NGHIÊN CỨU ĐẦU TIÊN TRONG LĨNH VỰC SỬ DỤNG SINH
VẬT CHỈ THỊ QUAN TRẮC Ô NHIỄM NƯỚC
Những nghiên cứu của Chadwick (1842; Flinn 1965), Hassall (1850) và Cohn
(1853) được coi là bước khởi đầu trong ứng dụng các sinh vật thuỷ sinh làm chỉ thị
đánh giá ô nhiễm môi trường. Những nghiên cứu này đã chỉ ra tác động của phát thải ô
nhiễm lên chất lượng nguồn nước phục vụ sinh hoạt của người dân vào những nă
m
giữa thập kỷ 1800. Và những nỗ lực này đã thúc đẩy phát triển những nghiên cứu,
phân tích đánh giá chất lượng nước dùng sinh vật chỉ thị vẫn đang được áp dụng rộng
rãi đến ngày nay.
Chất lượng môi trường suy giảm mạnh tác động nghiêm trọng đến các sinh vật
thuỷ sinh. Điển hình như trường hợp ở sông Thames, Anh, toàn bộ quần thể cá đáy đã
biến mất vào n
ăm 1833 do ô nhiễm sông làm cho hoạt động đánh bắt cá ở đây bị
ngừng trệ (Fitter 1945). Nhận thức được mối liên quan giữa nguồn gây ô nhiễm và
mức độ tác động từ các nguồn ô nhiễm đó đã dẫn đến hình thành hệ thống phân loại ô
nhiễm.
II.1. Nhận dạng vùng ô nhiễm
II.1.1. Khái niệm Hệ thống nhiễm bẩn
Robert Lauterborn là nhà khoa học đầu tiên đưa ra khái niệm vùng ô nhiễm. Ông
nghiên cứu và phân ra những khu v
ực ô nhiễm đối với môi trường nước chảy, là những
khu vực xảy ra các quá trình phân huỷ.
Một năm sau đó, hai nhà khoa học Kolkwitz và Masson (1902) đã đưa ra một hệ
thống nhiễm bẩn mới dựa vào các sinh vật chỉ thị (trong trường hợp này là các sinh vật
phù du) để phân loại các con suối. Nhiều công trình nghiên cứu sau này đã khẳng định
giá trị của hệ thống phân loại này. Trong đó phải kể đến hai nhà khoa học M

ỹ, Stephen
Forbes và Robert Richardson (1928), họ đã nghiên cứu điều kiện môi trường của sông
Illinois thông qua thang đánh giá các vùng ô nhiễm tương tự như thang đánh giá của
Kolkwitz và Marsson.
II.1.2. Phân loại Hệ thống nhiễm bẩn
Việc xây dựng các hệ thống phân loại nước ô nhiễm có ý nghĩa lớn trong việc
phản ánh đầy đủ các đặc tính ô nhiễm và mức độ ô nhiễm của nước tự nhiên. Có nhiều
cách và tiêu chí để xác định mức độ
ô nhiễm và phân vùng ô nhiễm. Có thể kể tên một
số cách phân loại vùng ô nhiễm đã được các nhà khoa học xây dựng thành công:
- Hệ thống phân loại của Đức: Do hai nhà sinh học Kolkwitz-Marsson (1902),
sau này được nhiều tác giả khác bổ sung. Họ đã công bố danh sách 300 loài, bao gồm
các sinh vật đáy và sinh vật phù du, có liên quan đến vùng ô nhiễm. Sau đó bản danh
sách được bổ sung thêm 200 loài, chủ yếu là vi khuẩn và động vật phù du.
- Stephen Forbes và Robert Richardson (1928), phân loại nước ra bốn dạng:
nhiễm vi khuẩn, bị ô nhiễm, bị nhiễm bẩn và nước sạch. Kết quả này dựa vào các
nghiên cứu tổng hợp về điều kiện hoá học của nước, nghiên cứu các sinh vật thuỷ sinh
(sinh vật phù du, động vật đ
áy cỡ lớn và các loài cá) dựa trên hơn 1911 tài liệu xác
nhận đoạn sông dài 107 dặm ở cửa kênh thoát nước Chicago đã bị ô nhiễm (Forbes và
Richardson, 1913).
- Zhadin (1964) xây dựng một hệ thống phân loại căn cứ vào độ ô nhiễm hữu cơ
và ô nhiễm do độc tố và dùng các sinh vật có khả năng chịu độc, tích luỹ hoặc chuyển
hoá được chất độc làm sinh vật chỉ thị. Tác giả này chia ô nhiễm nước thành ba loạ
i:
+ Ô nhiễm chất dinh dưỡng, hữu cơ (saprobe);
+ Nhiễm độc (toxobe);
+ Vừa ô nhiễm chất hữu cơ vừa nhiễm độc (saprotoxobe): Nước bị nhiễm độc lại
được chia thành bốn bậc: oligo-meso-poly và hypertoxobe.
- Nhà khoa học Tiệp Khắc là Sladecek (1963) xây dựng hệ thống phân loại ô

nhiễm chi tiết hơn nữa: chia nước tự nhiên thành bốn nhóm:
+ Nước sạch (katarobe);
+ Nước nhiễm bẩn (limnosaprobe);
+ Nước nhiễm bẩ
n nặng (eusaprobe);
+ Nước nhiễm bẩn vô cơ (transaprobe): Trong nhóm này chia ra ba loại nước: có
chất độc (antisaprobe), có chất phóng xạ (radiosaprobe) và nước bẩn do các
nguyên nhân lý học (cryptosaprobe).
- Nhà khoa học Ailen Johnson (2001) xác định năm mức tác động (hay năm phân
loại thực trạng sinh thái) theo hệ thống thang điểm giá trị chất lượng (Q-value Rating
System):
+ Mức Q5, Q4-5: chất lượng “rất tốt”;
+ Mức Q4: chất lượng “tốt”;
+ Mức Q3-4: chất lượng “trung bình”;
+ Mức Q3, Q2-3: chấ
t lượng “kém”;
+ Mức Q1, Q1-2, Q2: chất lượng “rất kém”.
Chất lượng môi trường tốt tương ứng cho loại môi trường không bị xáo trộn và
không chịu tác động hoạt động nhân sinh, có điều kiện sinh thái tốt, có thể dùng làm
môi trường đối chứng. Trong khi đó mức từ Q3-Q1 thể hiện cho môi trường không
mong muốn, các yếu tố sinh thái chịu tác động ô nhiễm do hoạt động từ con người,
dao động từ mức bị tác động vừa đến những tác động nghiêm trọng, làm thay
đổi toàn
bộ cấu trúc và thành phần loài sống trong môi trường.
II.2. Vùng đối chứng
II.2.1. Điều kiện xác định vùng đối chứng
Các điều kiện đối chứng là yếu tố quan trọng trong nghiên cứu chất lượng môi
trường, và ngày nay đang được xây dựng và phát triển phục vụ quan trắc sinh học và
đánh giá sinh học đối với các môi trường thuỷ sinh. Ví dụ như ở Mỹ, các điều kiện đối
chứng là yêu cầu bắt buộc có trong Tiêu chuẩn sinh học do Cục Bảo vệ môi trường Mỹ

xây dựng (Davis and Simon, 1995). Các điều kiện này cũng được nghiên cứu khi phân
loại sông và đánh giá chất lượng nước ở Mỹ (Wright, 1995). Canada cũng xây dựng
các điều kiện đối chứng là một trong những trọng điểm xem xét trong Chương trình
Bảo vệ sông cấp quốc gia (Parsons and Norris, 1996). Các con sông được đánh giá về
mặt chất l
ượng và hiện trạng các hệ sinh thái khi so sánh với môi trường đối chứng.
Môi trường đối chứng chính là môi trường bền vững, hoặc bền vững hơn môi trường
có tác động nhân sinh gây ô nhiễm vì các quá trình trong đó hoàn toàn là tự nhiên và
nằm trong khả năng tái tạo, tái phục hồi của môi trường (Logan, 2001).
Vùng đối chứng được xác định là vùng có môi trường với các điều kiện lý tưởng
không có dấu hiệu ô nhiễm hay mức ô nhiễm tối thiể
u do áp lực hoạt động của con
người. Các điều kiện để xác định vùng đối chứng được xác định làm căn cứ lựa chọn
các nhóm sinh vật chỉ thị phù hợp cho môi trường (European Commission, 2000;
REFCOND, 2003). Các điều kiện đó bao gồm:
- Môi trường có chất lượng như mong muốn, không hoặc ít chịu tác động của
hoạt động nhân sinh, thoả mãn các điều kiện: môi trường phản ánh đầy đủ
các yếu tố
thuỷ lý hoá, sinh học của môi trường khi không có tác động ô nhiễm do con người;
mức biểu hiện của các thông số ô nhiễm đo được khi sử dụng các thiết bị phát hiện ô
nhiễm hiện đại được dùng phổ biến đạt ngưỡng tuyệt đối không ô nhiễm 0 hoặc ở mức
thấp nhất; mức tích tụ một số dạng ô nhiễm nhân tạo đặc biệt biểu hi
ện ở mức trung
bình tương tự như môi trường nền không bị ô nhiễm (European Commission, 2000;
REFCOND, 2003);
- Đại diện cho môi trường nghiên cứu với đầy đủ các yếu tố tự nhiên, dễ phân
tích và đánh giá (Hughes,1995);
- Các điều kiện được xem như đặc trưng cho nhóm môi trường ít chịu tác động ô
nhiễm là kết quả lựa chọn cả các thuộc tính vật lý, hoá học và sinh học (Reynoldson et
al., 1997);

- Các vùng đại diện có tính chỉ thị cho điều kiện môi trường mong muốn khi
không có áp lực ô nhiễm do con người (Johnson,1999).
II.2.2. Lựa chọn vùng đối chứng thích hợp
Trong nhiều trường hợp, vùng đối chứng được lựa chọ
n không thoả mãn điều
kiện tiêu chuẩn đề ra. Ví dụ như trường hợp ở Trung tâm Bắc Hoa Kỳ, người ta đã xây
dựng khái niệm và tiêu chuẩn cho vùng đối chứng, nhưng thực tế 44 trong tổng số 60
vùng được chọn ra làm vùng đối chứng (chiếm 73%) lại không đáp ứng được các tiêu
chuẩn để ra ban đầu (Hughes, 1995; Waite et al., 2000; Klemm et al., 2002).
Tiêu chuẩn đưa ra đối với vùng đối chứng ở đây bao gồm khả n
ăng trung hoà axit
(acid neutralization capacity - ANC) > 50 eq/L, Tổng P <20 g/L, Tổng N < 750 g/L,
hàm lượng Cl
-
< 100 eq/L, SO
4
< 400 eq/L, và giá trị tối thiểu theo thang điểm RBP
>15 (căn cứ theo Tiêu chuẩn Phân tích nhanh các thông số sinh học của Cục Bảo vệ
môi trường Mỹ; Barbour et al., 1999). 5 trong số 6 tiêu chuẩn trên được xây dựng dựa
trên phân tích hoá đối với môi trường nước và đánh giá mối quan hệ chặt chẽ giữa các
yếu tố đó với tác động từ những hoạt động của con người.
Vùng đối chứng phải thoả mãn tất cả
các tiêu chuẩn trên. Hàm lượng Clo, tổng N
và tổng P có xu hướng tăng với nồng độ hoá chất phục vụ nông nghiệp, điểm ANC
thấp chỉ thị cho mưa axit và SO
4
liên quan tới thoát nước từ vùng khai thác (Herlihy et
al., 1990; Herlihy et al.,1993; Herlihy et al., 1998).
Vì vậy, các thông số đo được cho giá trị cao đồng nghĩa với mức ô nhiễm lớn.
Thực tế các vùng đối chứng được chọn lựa, chủ yếu theo kinh nghiệm của các nhà

khoa học lâu năm, bao gồm cả những vùng đặc trưng biểu hiện chịu ảnh hưởng từ hoạt
động nhân sinh. Có vùng cho giá trị tổng N > 3000 eq/L thể hiện môi trường bị tác
động c
ủa hoạt động đô thị và sản xuất nông nghiệp. Giá trị Clo > 3000 eq/L thể hiện
mức ô nhiễm nặng nhất trong thang điểm đo và là biểu hiện đặc trưng cho ô nhiễm từ
phát triển đô thị.
Có thể lý giải do số vị trí mẫu được lựa chọn làm vùng đối chứng chưa đủ, không
thể hiện được tất cả các nguồn ô nhiễm do hoạt động nhân sinh. Sau này các nhà khoa
h
ọc đã thay thế phương pháp so sánh đơn giản từng vùng đối chiếu với vùng cần khảo
sát bằng phương pháp xây dựng Bộ thông số tổng hợp bao gồm nhiều yếu tố đặc trưng
cho các dạng nguồn ô nhiễm. Từ đó cho phép lựa chọn đủ các thông số để đưa vào thử
nghiệm.
III. CÁC NGHIÊN CỨU VỀ CHỈ SỐ SINH HỌC
Một trong những thách thức đối với các nhà sinh học là thể hiện được các thông
tin dưới dạng dễ hiểu, có ý nghĩa và và phục vụ được cho nhiều đối tượng như các nhà
quản lý, ra quyết định và cộng đồng xã hội trong đó bao g
ồm cả những nhà tài trợ và
người được lợi từ các cuộc đấu tranh chống ô nhiễm. Điều đó đòi hỏi tìm ra phương
pháp hữu hiệu hơn trong quan trắc sử dụng sinh vật chỉ thị so với các dánh sách dài
thống kê các loài chỉ thị đơn lẻ và khó hiểu về mặt kỹ thuật.
Tính chất chỉ thị của sinh vật (bioindication) dựa trên khả năng chống chịu củ
a
sinh vật với yếu tố vô sinh của môi trường sống, thể hiện ở các bậc khác nhau: cá thể,
quần thể, nhóm loài, quần xã. Căn cứ để lựa chọn các chỉ thị sinh học bao gồm các dấu
hiệu lý, hoá và sinh thái:
- Dấu hiệu sinh lý-sinh hoá là dấu hiệu dễ nhận thấy và có giá trị nhất là các chỉ
số liên quan tới khả năng sống sót, sự sinh trưởng của cá thể (chỉ số ă
n mồi, tiêu hoá,
hô hấp), sự sinh sản của quần thể (sinh trưởng, tỷ lệ sống của ấu trùng)

- Dấu hiệu sinh thái: thể hiện sự biến đổi của cấu trúc quần thể hoặc quần xã dưới
tác động của chất ô nhiễm.
III.1. Các chỉ số ban đầu xác định ô nhiễm nước
Nghiên cứu của Wright và Tidd (1933) được xem như là chỉ số định lượng đầu
tiên (Myslinksi và Ginsburg, 1977). Sự
phong phú về loài giun ít tơ được dùng làm chỉ
thị đánh giá mức độ ô nhiễm nước theo thang đánh giá: lượng phân bố của loài này
dưới 1000 m
2
thì môi trường ô nhiễm không đáng kể, từ 1000 – 5000 m
2
thể hiện môi
trường bị ô nhiễm nhẹ và nếu diện tích phân bố trên 5000 m
2
thì môi trường bị ô
nhiễm nặng.
Tuy nhiên, qua khảo sát một số nhóm loài ở đoạn sông Illinois,Mỹ, Richardson
(1928) thấy rằng chỉ thị về số lượng của loài giun ít tơ không đặc trưng bằng chỉ thị về
sự phong phú về loài trong cùng Họ và sự phong phú nói chung của các loài trong toàn
lưu vực. Kết quả nghiên cứu của ông cho thấy, số lượng loài sâu Tubificid dao động
trong khoảng từ 1000 đến hơn 350.000 con/thước vuông hoặc s
ố lượng ấu trùng ruồi
dao động từ 0 đến hơn 1000 con/thước vuông đặc trưng cho môi trường bị ô nhiễm.
Từ đó ông kết luận, những thay đổi về thời tiết theo mùa và thay đổi điều kiện môi
trường sống là nhân tố quyết định đến sự đa dạng và số lượng các loài, vì vậy dùng
thông số về tính đa dạng và thành phần các loài sẽ chỉ thị tốt hơ
n cho môi trường nước.
Hai thập kỷ tiếp theo đánh dấu nhiều tiến bộ trong nghiên cứu chỉ thị sinh học với
nhiều loại chỉ thị phù hợp và dễ hiểu hơn. Một số chỉ số được xây dựng dựa trên đặc
tính của các loài như chức năng dinh dưỡng, cấu trúc nhóm phân loại, điều kiện môi

trường cho sinh sản và những yếu tố khác (Washington, 1984). Ruth Patrick (1950) đã
đưa ra phương pháp đánh giá d
ữ liệu sinh học mới dựa vào các biểu đồ so sánh giữa
các nhóm phân loại. Bà chia làm 7 nhóm: (I) Tảo xanh lục; (II) Giun ít tơ, đỉa và nhóm
thuỷ sinh có phổi; (III) Động vật nguyên sinh; (IV) Tảo cát, tảo đỏ và hầu hết các loại
tảo xanh; (V) Con trai, các loài động vật không xương sống có chân bụng và ấu trùng
ruồi; (VI) Các loài sâu bọ và giáp xác; (VII) Cá. Dựa vào kết quả thu mẫu và phân tích
các nhóm sinh vật chỉ thị, sông được chia làm 4 nhóm sạch, hơi ô nhiễm, ô nhiễm và ô
nhiễm nặng tương ứ
ng với số loài thống trị trong các vùng đó, trong đó nhóm IV, VI
và VII chỉ thị cho môi trường sạch so sánh với các nhóm sinh vật còn lại.
Một vấn đề khác trong việc nghiên cứu các sinh vật chỉ thị dùng cho quan trắc
môi trường nước là yêu cầu về phương pháp phân tích nhanh, chi phí hợp lý và không
đòi hỏi trình độ chuyên môn cao của người phân tích. Vì vậy phương pháp nghiên cứu
tính đa dạng của toàn thể các loài trong một lưu vực, dựa trên một bộ các chỉ số
tương
ứng phân tích sự phong phú và tính đa dạng loài sẽ phù hợp hơn là đánh giá dựa vào
số lượng cụ thể của một loài hay dựa vào phân tích chức năng của loài trong hệ sinh
thái.
III.2. Chỉ số thiếu hụt số loài
Là phương pháp dùng số liệu khảo sát định kỳ về thành phần loài có trong một
khu vực, trong đó tập trung vào các loài có số lượng nhiều, dễ thu mẫu và dễ quan sát.
Đây là những loài có đặc tính r
ất nhạy cảm (sensitive) với môi trường hoặc rất có khả
năng chống chịu (tolerant) với môi trường, hoặc có khả năng tích luỹ các độc tố trong
cơ thể.
Sinh vật cảm ứng là những sinh vật chỉ thị có thể tiếp tục hiện diện trong môi
trường ô nhiễm thích ứng, phù hợp với tính chất sinh vật chỉ thị song có thể có ít nhiều
biến đổi, do tác động của ch
ất ô nhiễm như giảm tốc độ sinh trưởng, giảm khả năng

sinh sản, biến đổi tập tính
Nhiều loài thuỷ sinh vật có khả năng tích tụ các muối kim loại trong cơ thể chúng
rất cao, cao hơn nhiều so với các chất này có trong môi trường nước. Bằng phương
pháp phân tích hoá sinh hữu cơ mô cơ thể chúng, người ta có thể phát hiện, đánh giá
các chất ô nhiễm này dễ dàng hơn nhiều so với phương pháp phân tích thu
ỷ hoá.
Chính nhờ khả năng này, nhiều nhóm thực vật bậc cao kể trên, đặc biệt loài bèo Nhật
bản (lục bình) được sử dụng để làm sạch nước. Các chất phóng xạ cũng có thể được
các thuỷ sinh vật tích luỹ trong cơ thể suốt thời gian sống, khi chết, lắng xuống đáy sẽ
bị đất hấp thụ, không trở lại môi trường nước nữa.
Những loài này vắng mặt hoặc có mặt, có những biến đổi về hình thái, số lượng,
sinh lý, tập tính, hoặc được phân tích hàm lượng một số độc tố trong mô cơ thể, được
xem xét để đánh giá chất lượng môi tr
ường nước ở đó.
III.3. Chỉ số đa dạng sinh học
Để đánh giá tính đa dạng của một quần xã thuỷ sinh vật trong thiên nhiên, người
ta thường dùng cách tính toán một số hệ số đa dạng sinh học dùng cho một số quần xã
là đối tượng so sánh về tính đa dạng. Nguyên tắc của các phương pháp tính toán này
dựa trên mối quan hệ giữa số loài và số cá thể có trong một quần xã thuỷ sinh vậ
t, và
theo qui luật tính đa dạng của quần xã thay đổi khi hệ sinh thái thuỷ vực có biến đổi,
đặc biệt khi bị ô nhiễm.
Chỉ số đa dạng sinh học được ứng dụng rộng rãi từ những năm 1960 để đánh giá
phản ứng của các quần thể cá trước ô nhiễm (Norris và Georges, 1993). Cairns (1977)
nhận định đây có thể là chỉ số phù hợp và đơn giản nhất để đ
ánh giá sự phong phú loài
trong môi trường nước sông suối.
Một trong những hệ số sinh học chỉ thị cho đa dạng sinh học được áp dụng nhiều
nhất là hệ số Shannon – Wiener đầu tiên được công bố bởi nhà khoa học C.E.Shannon
(Shannon và Weaver, 1949).

Hệ số Shannon-Weiner
N
Ni
N
Ni
H
s
i
ln
1=
∑−=
′

Hoặc
N
ni
N
ni
H
2
lg∑−=
′

S: Tổng số loài trong một mẫu thu
Ni: Số cá thể của loài i trong mẫu thu
N: Tổng số cá thể trong mẫu
Gọi tên là hệ số Shannon – Wiener vì cùng thời điểm đó có một công trình khác,
hoàn toàn độc lập của Wiener (Washington, 1984). Người đầu tiên áp dụng thông số
này là Wilhm và Dorris (1966), dùng đánh giá sự thay đổi về phân bố theo dọc sông
Oklahoma của nhóm sinh vật đáy do bị ảnh hưởng ô nhiễm từ hoạt động đô thị và

công nghiệ
p ven sông.
Hệ số Shannon
H
′
thường được dùng phổ biến trong việc đánh giá mức độ ô
nhiễm một thuỷ vực căn cứ vào hiện trạng tính đa dạng của quần xã thuỷ sinh vật sống
trong đó, theo một bảng tính sẵn, có giá trị từ
H
′
>4.5 (rất sạch) tới
H
′
<1 (rất bẩn).
Mặc dù hệ số này chủ yếu dùng cho nhóm sinh vật đáy, nhưng cũng có thể áp dụng
cho các nhóm sinh vật khác. Ví dụ như hệ số về Sức khoẻ của quần thể cá Iwb. James
Gammon dựa trên yếu tố về sự phong phú và sinh khối của loài cá đưa ra công thức
tính:
Iwb = 0.5 lnN + 0.5 ln B + H
N
’ + H
B
’
N: Số cá thể bắt được/km
B: Sinh khối các cá thể bắt được/km
H’: Hệ số Shannon – Wiener tính dựa trên số cá thể/km (H
N
’) và sinh khối/km
(H
B

’ )
Hệ số Iwb đặc biệt thích hợp với nghiên cứu đánh giá quần thể cá ở những sông
lớn (Hughes và Gammon 1987; Plafkin et al. 1989; Yoder và Rankin, chương 9).
Các hệ số có ý nghĩa tương tự với hệ số Shannon – Wiener:
Hệ số Margalef
N
S
D
ln
1−
=

Trong đó: D là chỉ số đa dạng Margalef; S là tổng số loài trong mẫu; N là tổng số
lượng cá thể trong mẫu.
Hệ số Simpson
)1(
)1(
−
−
∑=
NN
NiNi
S

S: Tổng số loài trong một mẫu thu
Ni: Số cá thể của loài i trong mẫu thu
N: Tổng số cá thể trong mẫu
Tuy nhiên, hệ số Shannon – Wiener cũng gặp phải một số phản đối khi áp dụng
ở Mỹ và Châu Âu. Một số nhà khoa học giải thích về hạn chế của hệ số này: (1) Hệ số
không phản ánh được các dấu hiệu sinh thái; (2) Số liệu đo sự phong phú về thành

phần và cấu trúc loài ph
ụ thuộc vào thời điểm trong năm tiến hành lấy mẫu, thiết bị lấy
mẫu và hiệu quả bảo quản, phân tích mẫu; (3) dùng một hệ số đơn lẻ sẽ làm mất thông
tin về thành phần các loài thu mẫu được (Washington 1984; Metcalfe 1989; Fausch et
al. 1990). Hilsenhoff (1977) qua nghiên cứu đã kết luận rằng ít phát hiện được dấu
hiệu sinh thái khi dùng hệ số này và “chỉ số đa dạng sinh học không đánh giá đúng về
chất lượng các con sông, gây nhầm lẫn xếp môi trường tự nhiên hoang sơ hoàn toàn
không bị tác động nhân sinh vào dạng môi trường bị ô nhiễm và phú dưỡng”.
Tuy còn một số hạn chế, nhưng nhìn chung hệ số Shannon – Wiener được dùng
phổ biến hơn so với các chỉ s
ố đa dạng sinh học khác (Norris và Georges, 1993). Chỉ
số đa dạng sinh học hiện được áp dụng rộng rãi trên thế giới để đánh giá sự đa dạng
các quần thể sinh vật trong hệ sinh thái thuỷ vực (Friedrich et al. 1992; Ghetti và
Ravera, 1994).
III.3. Chỉ số sinh học Beck
Beck (1954) đã đưa ra chỉ số sinh học đưa ra ngưỡng tối đa về số lượng loài có
thể dễ dàng vận dụng đối với nhữ
ng nhà quản lý tài nguyên nước hay những công
nhân vệ sinh. Mặc dù thừa nhận phương pháp của Patrick nhưng ông phản đối biểu đồ
dùng trong phương pháp này vì nó “phức tạp với khả năng tiếp cận kinh tế của những
công ty luật hay các nhà máy cỡ trung bình, và những kết quả thu được không phục vụ
cho những nghiên cứu chung”. Chỉ số Beck ban đầu chia làm 3 nhóm sinh vật đáy:
Nhóm I là những loài không có khả năng chịu đựng, nhóm II là những loài ngẫu nhiên
và nhóm III là nh
ững loài có khả năng chịu ô nhiễm. Nhóm III không bao gồm những
loài có khả năng chịu đựng nhưng xuất hiện ở trong môi trường sạch, kể cả với số
lượng không đáng kể.
Chỉ số Beck có giá trị từ 0 đến 40, chỉ số này không đánh giá sự phong phú của
các loài mà định lượng hoá về mặt số lượng, với giá trị 2 và 1 tương ứng cho các taxa
của nhóm I và II. Giá trị cuối cùng của ch

ỉ số được tính theo công thức sau, trong đó S
thể hiện số các taxa trong mỗi nhóm phân loại:
BI = 1 (S x Nhóm I) + (S x Nhóm II)
Mặc dù chỉ số này không được đánh giá cao và không được áp dụng rộng rãi
trong các nghiên cứu sinh học, nhưng đây cũng được coi là một bước tiến trong phân
tích sinh thái môi trường nước ở Mỹ và đưa ra khái niệm về “Chỉ số sinh học”. Chỉ số
này hiện vẫn đang được sử dụng như một ch
ỉ thị cho đánh giá chất lượng nước ở Khoa
Bảo tồn đất (Terell và Perfetti, 1989). Chỉ số này được dùng nhiều nhất ở nhóm các tổ
chức quan trắc tự nguyện (Kopec, 1989; Lathrop và Markowitz, chương 19).
III.4. Chỉ số ô nhiễm
Cùng thời điểm ra đời chỉ số sinh học Beck, ở vùng trung tâm Châu âu cũng có
một chỉ số sinh học khác được phát triển và áp dụng tại Mỹ. Chỉ số của Pantle và Buck
(1955) được xây dựng tương ứng cho mức ô nhiễm của 4 phân vùng theo cách phân
chia của hệ thống phân vùng nhiễm bẩn ở Mỹ. Nhóm tác giả lựa chọn các sinh vật chỉ
thị căn cứ vào danh sách chỉ thị tham khảo của Liebmann (1962):
S = (∑s x h)/∑h
s - hệ số tương ứng với mức phong phú loài;
h – có giá trị : (1) loài hiếm khi thấy;
(3) loài thường xuyên xuất hiện;
(5) loài xuất hiện với số lượ
ng lớn;
Hệ số S dao động từ 1-1.5 chỉ môi trường bị ô nhiễm nhẹ, 1.5-2.5 ô nhiễm vừa,
2.5- 3.5 biểu hiện xuất hiện ô nhiễm nặng, 3.5-4.0 ô nhiễm rất nặng.
Tumpling (1962) đã bổ sung đường hồi quy cho hệ số S cho thông số nhu cầu
ôxy sinh học BOD, phần trăm ôxy bị bão hoà và lượng tích tụ ion amôni. Hệ số S sau
khi tính cần xác định mối tương quan với hàm lượng BOD và sự phân huỷ ôxygen
trong nước để cho k
ết quả đánh giá chính xác. Guhl (1986) cũng phát hiện thêm rằng
các thuỷ vực có thể đánh giá về mặt sinh học khác nhau khi dùng hệ thống chỉ số phân

mức ô nhiễm phân biệt dùng hệ số 0,2 nếu cùng một người phân tích và 0,5 nếu nhiều
người phân tích. Chỉ số ô nhiễm đã được điều chỉnh và sửa nhiều lần từ phiên bản đầu
tiên của Pantle và Buck.
III.5. Các chỉ số ô nhiễm khác
Có rất nhiề
u chỉ số khác được phát triển sau này (Bảng 3), trong đó thành công
nhất là chỉ số do Zelinka và Marvan, đã bổ sung chỉ số so sánh các sinh vật chỉ thị (I)
và đánh hoá trị phân vùng ô nhiễm (S) vào bộ chỉ số gốc.
Chỉ số ô nhiễm (Zelinca và Marvan, 1961) = SI
Z&M

Hoá trị này thể hiện tần số xuất hiện của loài ở những ngưỡng môi trường ô
nhiễm khác nhau, với tổng điểm tối đa là 10. Thông số này phù hợp với thực tế khi các
loài chỉ thị không chỉ thường phân bố ở nhiều môi trường có mức ô nhiễm khác nhau
chứ không đặc thù chỉ phân bố ở một dạng môi trường nhất định. Nhóm tác giả cũng
nhận thấ
y có một số loài có thể dùng làm chỉ thị tốt hơn những nhóm loài khác, vì vậy
họ đưa ra thang điểm so sánh giữa các nhóm chỉ thị trong đó 1 là nhóm chỉ thị kém
đến 5 là nhóm chỉ thị rất tốt. Các chỉ thị tốt nhất bao gồm những loài có hoá trị phân
vùng ô nhiễm đạt điểm 8-10 khi xét với tất cả dạng môi trường.

Bảng 3. Định nghĩa một số chỉ số/ thông số áp dụng ở các nước
Chỉ số/ Thông số đo Định nghĩa Ký hiệu Nguồn tham khảo
Chỉ số sinh học Bỉ

Kết hợp đánh giá sự phong
phú và khả năng chịu đựng
của loài
BBI De Paw và Vanhhooren,
1983

Chỉ số quần xã động vật
suối ở Đan Mạch
Kết hợp đánh giá sự phong
phú và khả năng chịu đựng
của loài
DSFI Skriver et al., 2001
Chỉ số ô nhiễm của Đức Đo mức độ ô nhiễm hữu cơ GERMAN DEV, 1987, 1992;
Pantle và Buck, 1955
Chỉ số ô nhiễm của Séc Đo mức độ ô nhiễm hữu cơ CZECH Sladecek, 1973;
Rotschein, 1982
Chỉ số ô nhiễm của Hà
Lan
Đo mức độ ô nhiễm hữu cơ DUTCH Zelinka và Marvan,
1961
Chỉ số sinh học Esteso Tổng các taxa loài chịu đựng IBE Ghetti, 1997
Điểm trung bình trên
đơn vị Taxa
BMWP tính dựa vào số loài
taxa được chọn
ASTP Alba Tercedor và
Sanchez Ortega, 1988
Chỉ số ô nhiễm của Séc được tính tương tự như của Hà Lan, đều tính hệ số phụ
nhưng có khác biệt ít về số loài taxa.
BMWP – Trên cơ sở các nhóm động vật đáy, hệ thống tính điểm số BMWP
(Biological Monitoring Working Party) (Armitage et al., 1983) đã được các nhà sinh
thái học Anh sử dụng để tiêu chuẩn hoá việc đánh giá chất lượng nước. Hệ thống điểm
BMWP đang hiện hành một số bả
ng tính điểm. Trong đó, có hệ áp dụng ở Anh (theo
Armitage et al., 1983) gọi là hệ tính điểm BMWP
Anh

, một hệ khác được cải tiến và áp
dụng ở Thái Lan (theo Stephan Mustow, 1997) gọi là hệ tính điểm BMWP
Thái
. Trong
phương pháp này, các họ động vật không xương sống cỡ lớn cụ thể được lựa chọn dựa
vào tính nhạy cảm của chúng với ô nhiễm hữu cơ. BMWP là tổng điểm tính cho các
Họ có mặt thuộc danh sách taxa, trong đó mỗi Họ trong mẫu phân tích được tính 1 lần
duy nhất không quan trọng số cá thể của loài đó.
Các thông số này chủ yếu dùng để đánh giá ô nhiễm hữu cơ. Chỉ
số lưu vực suối của
Đan mạch (DSFI) cũng được dùng để nghiên cứu các vấn đề suy thoái môi trường
nước (Skriver et al., 2001). Đối với một số thông số và các hệ số, có sự khác biệt về
cách cho điểm đối với từng ngưỡng ô nhiễm môi trường.

Bảng 4. Bảng tính điểm đánh giá chất lượng môi trường
Thông số Tốt/ Cao Tốt/Trung bình Trung bình/Nghèo Nghèo/Kém
BMWP 100 60 30 15
ASTP 0.50 0.43 0.34 0.25
BBI 8 6 4 2
IBE 8 6 4 2
GERMAN 1.5-2.2 2.2-3.0 3.0-3.5 >3.5
CZECH 1.5-2.2 2.2-3.0 3.0-3.5 >3.5

III.6. Chỉ số tổng hợp đánh giá chất lượng nước
Cùng sự hình thành và phát triển các chỉ số sinh học dùng cho quan trắc môi
trường của các nước trên thế giới, rất nhiều cuộc tranh cãi liên quan đến vấn đề lựa
chọn các nhóm sinh vật phù hợp cho mục đích nghiên cứu. Brinkhurst (1969) nhận
định “giá trị của các phương pháp snh học để đánh giá ô nhiễm nước đã được thừa
nhận rộng rãi, như
ng vẫn còn tồn tại làm sao có thể đưa ra quy trình áp dụng đơn giản

cho những nhà sinh học không chuyên và cung cấp dữ liệu sinh học có thể dùng cho
những người không có chuyên môn về sinh học”.
Ưu điểm của cả hai phương pháp tính chỉ số ô nhiễm và chỉ số đa dạng là giảm
được tính phức tạp trong nghiên cứu tương quan giữa phản ứng của sinh vật chỉ thị với
môi trường ô nhiễm dướ
i dạng những con số đơn giản, có thể áp dụng cho mục đích
quản lý. Tuy nhiên cả hai hệ thống này đều không phản ánh được điều kiện của toàn
bộ quần xã sinh vật dưới tác động tổng hợp của nhiều yếu tố gây ô nhiễm.
Karr (1981) đưa ra Chỉ số sinh học tổ hợp IBI. Chỉ số IBI bao gồm 12 chỉ số đánh
giá các thuộc tính của cá, dựa trên thành phần loài, thành ph
ần loài chiếm ưu thế, sự
phong phú loài và các điều kiện môi trường. Cả 12 chỉ số trên được đánh giá theo
thang điểm: xấu (1 điểm), trung bình (3 điểm), tốt (5 điểm). Chỉ số IBI được gọi là chỉ
số tổ hợp vì nó kết hợp được một số thuộc tính của quần thể cá vào một giá trị thông
số chung mà không làm mất thông tin các phép đo ban đầu.Các thuỷ vự
c được đánh
giá theo 6 mức độ (Karr et al,1986):
- Môi trường rất tốt (58-60 điểm) đặc trưng cho môi trường không chịu tác động
của con người; có tất cả các loài cá sống trong vùng nước đặc trưng cho sinh cảnh và
quy mô suối; bao gồm hầu hết các loài cá nhạy cảm với môi trường, có tập hợp các thế
hệ, cả đực và cái, ổn định về cấu trúc chuỗi dinh dưỡng.
- Môi trường tốt (48-52 điểm) đặc trưng bởi sự giàu có thành phần loài nhưng
không đạt mức mong đợi, đặc biệt là mất đi những loài nhạy cảm nhất với môi trường
thay đổi; một số loài tồn tại d
ưới mức tối ưu hoặc không đạt kích thước (cỡ cá); Cấu
trúc chuỗi dinh dướng có dấu hiệu bị ức chế.
- Môi trường trung bình (39-44 điểm) khi có dấu hiệu suy thoái biểu hiện ở số
lượng các loài nhạy cảm giảm, cấu trúc chuỗi dinh dưỡng bị thu hẹp ( như tăng tần
suất của các loài ăn tạp).
- Môi trường xấu (28-35 điểm), đặc trưng bởi s

ự thống trị của các loài cá ăn tạp,
cá có khả năng thích ứng với môi trường bị ô nhiễm, một ít loài ăn sinh vật chết bậc
cao; tốc độ sinh trưởng và điều kiện sống nhìn chung suy giảm, hay gặp các nhóm cá
lai tạo và cá bị bệnh.
- Môi trường rất xấu (12- 22 điểm) đặc trưng là hầu như không còn các loài cá
bản địa, chủ yếu là các loài cá du nhập vào hoặc các loài chịu đựng tốt v
ới môi trường
ô nhiễm; thường gặp các dạng cá lai, cá bị bệnh, cá bị nhiễm ký sinh, cá bị hỏng vây
và có khuyết tật.
- Môi trường đặc biệt ô nhiễm là môi trường không có cá sinh sống.
Ngày nay, chỉ số IBI đang được cải tiến và phát triển ở một số nước khác như ở
Pháp (Oberdorff và Hughes, 1992) , ở ấn Độ (Ganasan và Hughes). Chỉ số IBI được
ứng dụng rộng rãi để đánh giá chất lượng nước (Simon và Lyons, Chương 16; USEPA
1991a; Abe et al. 1992).










IV. ỨNG DỤNG CHỈ SỐ SINH HỌC TỔ HỢP (IBI) VÀO QUAN TRẮC MÔI
TRƯỜNG
IV.1. Ứng dụng chỉ số sinh học tổ hợp đánh giá các con sông thuộc lưu vực sông
Hồng - Hoa Kỳ (Nghiên cứu của nhóm tác giả thuộc Cục bảo vệ môi trường Hoa
Kỳ - EPA)
Đa dạng sinh học các loài đang có xu hướng giảm mạnh trên thế giới, đối với

các thuỷ vực nước chảy vấn đề
này đặc biệt nghiêm trọng với quần thể các loài cá.
Nghiên cứu chất lượng sông dựa vào thông số đa dạng sinh học loài cho thấy hiện
trạng vấn đề, phù hợp khi nghiên cứu đa dạng loài cá hồi hay phân tích những vùng bị
ảnh hưởng từ hoạt động quanh khu vực đô thị và các khu công nghiệp đang phát triển.
Cá là nhóm sinh vật nhạy cảm với tác động từ hoạt động nông nghiệp, đô thị và
tác
động từ hoạt động công nghiệp. Đây cũng là loài đặc trưng của hệ sinh thái vùng
sông Ấn, và là đối tượng được quan tâm trong các lĩnh vực kinh tế, chính trị, văn hóa,
nghiên cứu, giải trí. Đạo luật Đánh bắt cá năm 1897 và bản điểu chỉnh năm 1956 ban
hành xác định phải duy trì đa dạng sinh học loài cá. Tuy nhiên để đánh giá được tính
đa dạng này đòi hỏi phân tích các yếu tố lý hóa và quan trắc sự tích tụ
đa dạng loài cá.
Đến nay có rất ít nghiên cứu theo hướng trên nên chưa thể có kết luận gì khả quan.
Dùng chỉ số sinh học tổ hợp (IBI - Integrated Biological Integrity) có thể đánh giá
được những vấn đề trên.
IV.1.1. Giới thiệu phương pháp
Năm 1981, chỉ số sinh học (IBI) được ứng dụng để đánh giá các điều kiện sinh
học của các nhánh sông suối (Kerr, 1981). Chỉ số IBI phản ánh thực trạng về tính toàn
vẹn sinh học,
được định nghĩa như khả năng thích nghi và duy trì sự cân bằng, tính
toàn vẹn, chống chịu của các cá thể trong quần thể có tính đặc hữu về thành phần loài,
đa dạng loài và chức năng loài so sánh với quần thể sinh sống trong môi trường sống
bình thường (Kerr and Dudley, 1981). Từ đó, chỉ số IBI dần trở nên phổ biến và được
ứng dụng rộng rãi (Kerr and others, 1986).
Chỉ số IBI đánh giá thước đo (metric) dựa vào 12 quần th
ể cá phân chia thành 3
nhóm (Bàng 1): thành phần và tính đa dạng loài; thành phần dinh dưỡng loài; điều
kiện và tính phong phú loài cá. Các thước đo được thiết kế để cung cấp thong tin về
hiện trạng loài so sánh với nhóm loài không chịu tác động hoặc ít bị ảnh hưởng. Mỗi

thước đo được xếp loại dựa vào kết quả ước tính trên nhóm loài không chịu tác động.
Kết quả thu được sai lệch so với loài so sánh càng lớn thì bậc xếp loại càng th
ấp. Chỉ
số IBI là giá trị tổng của các bậc xếp loại trên.
Chỉ số IBI ban đầu được phát triển ở vùng Trung Đông Mỹ, với đặc tính loài
cũng như thành phần dinh dưỡng của chúng biến đổi nhiều tùy thuộc vào nhiều tác
nhân, vì vậy để có thể ứng dụng rộng rãi chỉ số này đòi hỏi phải có những nghiên cứu
sử dụng chỉ số IBI cho từng vùng cụ thể. Các thông số cần được bổ sung, sửa chữa,
điều chỉ
nh hoặc xóa bỏ để phản ánh được đặc trưng của vùng nghiên cứu. Chỉ số IBI
được kiểm chuẩn cho các dòng suối của vùng Wisconsin (Lyons, 1992), Nam
Minnesota (Bailey and others, 1993) và Nam Ontario (Steedman, 1988).
Bảng 5. Chỉ số toàn vẹn sinh học IBI gốc
(chỉnh sửa từ bản của Karr và đồng sự, 1986)
Loại Thước đo
1. Tổng số loài cá
2. Số lượng và tính đồng nhất của các loài cá nhỏ thuộc họ Cá vược (darter
species)
3. Số lượng và tính đồng nhất của các loài cá Thái Dương (sunfish species)
4. Số lượng và tính đồng nhất của các loài cá Mút (sucker species)
5. Số lượng và tính đồng nhất của các loài không có tính chống chịu
Thành phần và
tính đa dạng loài
6. Tỷ lệ các cá thể loài cá Thái Dương xanh (loài chống chịu được)
7. Tỷ lệ các cá thể loài ăn tạp
8. Tỷ lệ các cá thể loài cá Tuế (minnows)
Thành phần dinh
dưỡng loài
9. Tỷ lệ các cá thể loài ăn thịt (carnivore)
10. Số lượng cá thể trong mẫu phân tích

11. Tỷ lệ các cá thể pha tạp, lai (hybrids)
Thành phần và
tính đa dạng loài
cá
12. Tỷ lệ các cá thể bị bệnh, có u, hỏng vây hay có dị thường về khung
xương

IV1.2. Kết quả nghiên cứu
Ở Mỹ nguồn tài nguyên nước của sông Hồng thuộc lưu vực Bắc Bộ (trong tài
liệu này gọi chung là lưu vực sông Hồng) do các công ty Bắc Dakota, Nam Dakota và
Minnesota phối hợp với Cục Bảo vệ môi trường Liên Bang Mỹ chịu trách nhiệm quản
lý. Việc điều chỉnh và ứng dụng chỉ số IBI đã cung cấp công cụ tiện ích, đơn giản, đa
thành phần, hỗ
trợ tích cực cho các nhà quản lý tài nguyên nước trong đánh giá hiện
trạng các con sông thuộc lưu vực sông Hồng. Nội dung báo cáo này chỉ ra các công cụ,
thước đo có thể áp dụng và triển khai ở lưu vực sông Hồng, kết quả nỗ lực của
Chương trình đánh giá chất lượng nước- Khảo sát địa lý, Cục Bảo vệ môi trường Liên
Bang Mỹ (USEPA), Cục Kiểm soát ô nhiễm Minnesota (MPCA), Phòng Sức khỏe và
Phân tích chất lượng nước Bắc Dakota và Phòng Tài nguyên thiên nhiên Minnesota.
Mỗi đơn vị có nhiệm vụ riêng, họ chia sẻ mục tiêu chung là phát triển bộ chỉ số IBI
thích h
ợp nhất cho lưu vực sông Hồng.
a) Vùng nghiên cứu:
Lưu vực sông Hồng (Hình 1) chiếm diện tích 90.000 km
2
của Bang Minnesota,
Bắc Dakota và Nam Dakota. Đây là vùng có giá trị lớn về tài nguyên và là vùng sản
xuất nông nghiệp quan trọng. (Stoner and others, 1993).

Từ khi hình thành, thảm thực vật tự nhiên của vùng đã bị phá hủy để lấy diện
tích phục vụ trồng lúa, ngô, khoai tây, đậu và rau quả. Các hóa chất nông nghiệp như
thuốc trừ sâu, thuốc diệt cỏ, phân bón được dùng để nâng cao năng suất trồng. Ở đây
cũng hình thành hệ thống tiêu thoát nước gồm các đường ống, cống rãnh thoát nước
khổng lồ, các đầm và dòng thoát lũ nhỏ lẻ. Đế
n năm 1973, khoảng hơn 2 triệu hecta
(chiếm 39% diện tích đất) bị chiếm dụng cho mục đích này. Những hoạt động trên,
cùng với những biến đổi điều kiện thời tiết và thủy văn tự nhiên đã hình thành lên môi
trường vùng lưu vực sông Hồng như ngày nay (Stoner and others, 1993).
Nhiều hệ thống phân loại đất được ứng dụng nhằm mục đích xác định được tính
đồng nhấ
t các khu vực. Omernik and Gallant (1988) đã phân ra 5 vùng sinh thái thuộc
lưu vực sông Hồng (Hình 2) bao gồm: thung lũng sông Hồng, vùng Bắc Trung tâm
rừng Hardwood , vùng hồ và rừng phía Bắc, vùng có sông băng phía Bắc và vùng đất
ngập nước Bắc Minnesota. Những vùng này được phân loại theo tính đồng nhất sinh
thái của khu vực có thể chứa đựng những quần thể loài giống nhau (nếu không bị xáo
trộn, chi phối) (Omernik, 1987). Căn cứ để phân loại là những loài khác biệt về điều
kiện phân bố địa lý, đất đai, địa hình, phân bố theo mục đích sử dụng đất và lớp phủ
thực vật và thảm thực v
ật tự nhiên.

b)Cách tiếp cận:
Dữ liệu về thành phần loài cá được lấy từ các báo cáo môi trường của bang, thu
thập nghiên cứu cá nhân và các ấn phẩm xuất bản. Phân tích dùng chỉ số IBI gốc cho
thấy mối tương quan giữa phân loại của IBI với các phân vị sông (Ví dụ r=0.77 cho
sông Red Lake). Phép toán xây dựng các thông số riêng lẻ cho IBI căn cứ vào các
nghiên cứu trước đó của Karrand (1986), Cục Bảo vệ môi trường Bang Ohio (1987),
Steedman (1988), Lyons (1992), và Bailey cùng cộng sựu (1993). Mỗi thước
đo, thông
số điều chỉnh được đánh giá cơ bản dựa vào những thông số dữ liệu hiện có. Chỉ

những thông số có thể lấy dữ liệu được giữ lại. Phần này sẽ chỉ nói về những thông số
được điều chỉnh và xây dựng mới dựa vào những thông số hiện có, trong đó giải trình
cụ thể cho từng thông số.
Thông số IBI phụ
thuộc vào quy mô vùng sông/suối, vì vậy cần phải bổ sung
các thông số phụ cho các suối đầu nguồn, phụ lưu trung bình và các nhánh chính của
sông, ví dụ như nhánh sông Hồng của dòng chính phía Bắc sông và sông Red Lake.
Quần thể loài cá có khả năng phản ánh những khác biệt giữa năm vùng sinh thái
trong Bồn sông Hồng khi có dữ liệu để so sánh với quần thể loài gốc sống trong môi
trường tự nhiên ở điều kiện bình thường không chịu tác động. Dựa vào số lượng lớp
suối phân theo kích thước và số vùng sinh thái thuộc lưu vực sông Hồng, đã có ít nhất
15 phiên bản của IBI được nghiên cứu và cần điều ch
ỉnh. Sau khi phân tích đối chiếu
với dữ liệu về loài gốc, một số phiên bản chỉ số IBI được gộp cho những vùng sinh
thái và nhánh sông có điều kiện giống nhau. Các điều kiện phụ được lựa chọn dựa vào
các điều kiện đặc thù của từng vùng thể hiện các yếu tố ít chịu ảnh hưởng nhất. Điều
này cho phép lựa chọn vùng có điều kiệ
n sinh thái tương đồng từ các vùng có vị trí
gần nhau để làm căn cứ chọn ra các điều kiện phụ cho các vùng khác.
Bảng 6. Các thông số mới và điều chỉnh lại cho vùng lưu vực sông Hồng
thuộc lưu vực phía Bắc
(Các thông số phân nhóm theo phân loại và quy mô sông/suối)
Loại Phân loại quy mô sông/suối

Thông số
Thành phần và tính đa
dạng loài
H, M, L
Tổng số loài (bao gồm cả loài ngoại
lai)

H,M
Số lượng loài động vật đáy ăn sâu bọ
(benthic insectivore species)
H
Tỷ lệ/ Số lượng loài phân bố ở thượng
lưu dòng
H, M Số lượng loài cá Tuế (minnow species)
H, M, L Tính ổn định
M, L
Số lượng loài cá Vược (Bass) và cá
Thái Dương (sunfish species)
L
Tỷ lệ các loài cá phân bố vùng sông
rộng
Thành phần dinh
dưỡng loài
H, M, L Sinh khối của loài ăn tạp (omnivores)
H, M, L Tổng sinh khối
Nhóm (Guild) tái sinh
sản
H, M
Tỷ lệ làm tổ để dự đoán thời gian đẻ
trứng của loài cá Tuế
H, M, L Tỷ lệ các loài Lithophils
Nhóm (Guild) chức
H, M, L
Tỷ lệ các loài cá Tuế có miệng sán
năng (minnows with subtenninal mouths)
H, M, L
Tỷ lệ các cá thể không có khả năng

chống chịu

Tỷ lệ các cá thể có khả năng chống
chịu
Thành phần và tính đa
dạng loài cá
H, M Tỷ lệ các cá thể nhỏ
H, M, L Tổng cá thể trong mẫu thu theo CPUE
a

H, M, L
Tỷ lệ các cá thể bị bệnh, có u, bám vây
(loại trừ loài black Spot), và có dị
thường khung xương
a
H=vùng thượng nguồn; M=các sông và suối cỡ trung bình; L=các sông lớn;
CPUE=tỷ lệ bắt trên một đơn vị công suất

c) Áp dụng chỉ số tổ hợp sinh học cho lưu vực sông Hồng:
Ở đây đưa ra 17 loại thông số đo mới hoặc được điều chỉnh cho lưu vực sông
Hồng. Các thông số này cung cấp phép đo cho nhiều khía cạnh lien quan quần thể loài
cá: Thành phần và tính đa dạng loài ; thành phần dinh dưỡ
ng loài; nhóm (Guild) tái
sinh sản; nhóm (Guild) chức năng; thành phần và tính đa dạng loài cá.
• Thông số về thành phần và tính đa dạng loài
Thông số: Tổng số loài (bao gồm cả loài đặc hữu)

Tổng số 80 loài được phát hiện trong vùng, tuy nhiên thực tế hiện nay, không kể
loài cá Hồi và những loài không thu thập được trong vòng 20 năm trở lại đây, phát
hiện thấy 75 loài (Stoner and others, 1993). Nhìn chung, do mức đa dạng loài (bao

gồm số lượng và thành phần loài trong quần thể) có xu hướng gia tăng nên tính toàn
vẹn loài sinh học cũng gia tăng. Mặc dù các loài ngoại lai không được đưa vào phép
đo ban đầu, cá chép (Cypnnus casino) là loài ngoại lai duy nhất tại lưu vực sông Hồng.
Loài này đ
ã xuất hiện ở đây từ những năm 1920 (Eddy and Underhill, 1974) và trở
thành một thành phần của cộng đồng cá. Tại một số lưu vực sông, loài này đóng góp
phần đáng kể vào sinh khối cá, đóng vai trò là loài chủ đạo và thay thế cho các loài
bản địa có thể phân biệt được ở mức có tính toàn vẹn loài thấp nhất. Vì vậy, loài này
được coi là một phần quan trọng của cộng đồng cá và được đưa vào phép tính của ch
ỉ
số IBI.
Thông số: Số lượng loài động vật đáy ăn sâu bọ