đánh giá mối tương quan giữa hàm lượng kim loại nặng (cd, pb) tích lũy trong đất và một số loài giun đất tại bãi rác khánh sơn, tp đà nẵng

ĐẠI HỌC ĐÀ NẴNG
TRƯỜNG ĐẠI HỌC SƯ PHẠM
KHOA SINH MÔI TRƯỜNG




LÊ THỊ BÍCH THẢO


ĐÁNH GIÁ MỐI TƯƠNG QUAN GIỮA HÀM LƯỢNG KIM
LOẠI NẶNG (Cd, Pb) TÍCH LŨY TRONG ĐẤT VÀ MỘT SỐ
LOÀI GIUN ĐẤT TẠI BÃI RÁC KHÁNH SƠN, TP.ĐÀ NẴNG


KHÓA LUẬN TỐT NGHIỆP



Đà Nẵng – Năm 2015
ĐẠI HỌC ĐÀ NẴNG
TRƯỜNG ĐẠI HỌC SƯ PHẠM
KHOA SINH MÔI TRƯỜNG


LÊ THỊ BÍCH THẢO

ĐÁNH GIÁ MỐI TƯƠNG QUAN GIỮA HÀM LƯỢNG KIM
LOẠI NẶNG (Cd, Pb) TÍCH LŨY TRONG ĐẤT VÀ MỘT SỐ
LOÀI GIUN ĐẤT TẠI BÃI RÁC KHÁNH SƠN, TP.ĐÀ NẴNG

Ngành: Quản lí tài nguyên và môi trường


Người hướng dẫn: ThS. Đàm Minh Anh




Đà Nẵng – Năm 2015
LỜI CAM ĐOAN
Tôi xin cam đoan đây là công trình nghiên cứu của riêng tôi.
Các số liệu, kết quả nêu trong khóa luận là trung thực và chưa từng được ai
công bố trong bất kì công trình nào khác.
Tác giả


Lê Thị Bích Thảo

LỜI CẢM ƠN
Để hoàn thành khóa luận tốt nghiệp này, em xin bày tỏ lòng biết ơn chân
thành đến ThS. Đàm Minh Anh – người đã trực tiếp hướng dẫn em trong suốt thời
gian thực hiện đề tài và TS. Phạm Thị Hồng Hà – người đã giúp đỡ, chỉ bảo em
trong quá trình nghiên cứu về giun đất. Đồng thời, em xin cảm ơn sự quan tâm, tạo
điều kiện và giúp đỡ của Ban chủ nhiệm Khoa Sinh – Môi trường, các thầy cô giáo
và bạn bè.
Đà Nẵng, ngày 4 tháng 5 năm 2015
Sinh viên thực hiện


Lê Thị Bích Thảo










MỤC LỤC
DANH MỤC CHỮ VIẾT TẮT 7
DANH MỤC BẢNG BIỂU 8
DANH MỤC HÌNH ẢNH, ĐỒ THỊ 9
MỞ ĐẦU 1
1. Tính cấp thiết của đề tài 1

2. Mục tiêu đề tài 2
3. Ý nghĩa khoa học của đề tài 2
CHƯƠNG 1. TỔNG QUAN TÀI LIỆU 3
1.1. TÌNH HÌNH Ô NHIỄM KIM LOẠI NẶNG TRONG ĐẤT TRÊN THẾ GIỚI
VÀ VIỆT NAM 3
1.1.1. Kim loại nặng và các dạng tồn tại trong đất. 3
1.1.2. Tình hình ô nhiễm kim loại nặng trên Thế giới 4
1.1.3. Tình hình ô nhiễm kim loại nặng ở Việt Nam 6
1.2. TÌNH HÌNH NGHIÊN CỨU SỰ TÍCH LŨY KIM LOẠI NẶNG TRONG
GIUN ĐẤT TRÊN THẾ GIỚI VÀ VIỆT NAM 9
1.2.1. Tình hình nghiên cứu kim loại nặng trong giun đất trên Thế giới 9
1.2.2. Tình hình nghiên cứu kim loại nặng trong giun đất ở Việt Nam 14
CHƯƠNG 2. ĐỐI TƯỢNG, NỘI DUNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 18
2.1. ĐỐI TƯỢNG VÀ PHẠM VI NGHIÊN CỨU 18
2.2. PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 19
2.2.1. Phương pháp hồi cứu số liệu 19
2.2.2. Phương pháp nghiên cứu ngoài thực địa 19
2.2.3. Phương pháp nghiên cứu trong phòng thí nghiệm 21
2.2.4. Phương pháp phân tích số liệu 22
CHƯƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ BIỆN LUẬN 23
3.1. MỘT SỐ ĐẶC ĐIỂM MÔI TRƯỜNG ĐẤT VÙNG NGHIÊN CỨU 23
3.1.1. Giá trị pH tại khu vực nghiên cứu 23
3.1.2. Hàm lượng kim loại nặng Cd và Pb trong đất tại bãi rác Khánh Sơn 24
3.2. THÀNH PHẦN LOÀI TẠI KHU VỰC NGHIÊN CỨU 27
3.3. HÀM LƯỢNG Cd, Pb TRONG GIUN ĐẤT TẠI BÃI RÁC KHÁNH SƠN 30
3.4. TƯƠNG QUAN GIỮA HÀM LƯỢNG Cd VÀ Pb TRONG ĐẤT VÀ TRONG
GIUN ĐẤT 34
KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ 37
1. KẾT LUẬN 37
2. KIẾN NGHỊ 38

DANH MỤC TÀI LIỆU THAM KHẢO 39
PHỤ LỤC 1
















DANH MỤC CHỮ VIẾT TẮT
ANOVA
Phân tích phương sai (Analysis of Variance)
BOD
Nhu cầu oxy sinh học (Biochemical oxygen Demand)
BTNMT
Bộ Tài nguyên Môi trường
COD
Nhu cầu oxy hóa học (Chemical Oxygen Demand)
LSD
Kiểm định sự sai khác (Least Significant Difference)
pH

Độ chua của đất (Potiential of Hydogen ions)
QCVN
Quy chuẩn Việt Nam
KLN
Kim loại nặng
TOC
Tổng lượng cacbon hữu cơ (Total Organic Carbon)














DANH MỤC BẢNG BIỂU
Số hiệu
bảng
Tên bảng
Trang
3.1
Chỉ số pH trong đất qua 2 đợt thu mẫu
23
3.2

Hàm lượng Pb và Cd trong đất
25
3.3
Thành phần loài giun đất thu được qua 2 đợt thu mẫu
tại khu vực nghiên cứu
27
3.4
Hàm lượng Pb và Cd trong giun đất
30















DANH MỤC HÌNH ẢNH, ĐỒ THỊ
Số hiệu hình vẽ
Tên hình vẽ
Trang
2.1
Giun đất (giống Pheretima)

18
2.2
Sơ đồ khu vực nghiên cứu
19
2.3
Phẫu diện thu mẫu
20
2.4
Mẫu đất được đựng trong túi nilong có khóa kéo
20
2.5
Mẫu giun được đựng trong túi vải có dây rút
20
3.1
pH đất qua 2 đợt thu mẫu
23
3.2
Hàm lượng Cd trong đất
26
3.3
Hàm lượng Pb trong đất
26
3.4
Hàm lượng Cd trong mẫu giun đất
30
3.5
Hàm lượng Pb trong mẫu giun đất
31
3.6
Tương quan giữa hàm lượng Cd trong đất và trong giun

đất
34
3.7
Tương quan giữa hàm lượng Pb trong đất và trong giun
đất
34



1


MỞ ĐẦU
1. Tính cấp thiết của đề tài
Bãi rác Khánh Sơn, TP. Đà Nẵng có tổng diện tích là 50 ha nằm phía Tây
phường Hòa Khánh Nam, quận Liên Chiểu, được xây dựng năm 1992 với mô hình
hố chôn lấp tự nhiên, rác thải được chất đống rồi chôn lấp để tự phân hủy, nước rỉ
rác không được xử lý mà ngấm thẳng vào môi trường đất. Năm 2007, bãi rác Khánh
Sơn mới được đưa vào hoạt động, thay thế bãi rác cũ, với mô hình thu và xử lý
nước rỉ rác tuy nhiên chưa đem lại hiệu quả cao, theo kết quả quan trắc định kì, chất
lượng nước thải ra môi trường vẫn vượt quá chỉ tiêu cho phép [8]. Điều này đã làm
cho môi trường đất xung quanh khu vực bãi rác có nguy cơ ô nhiễm cao trong đó có
các kim loại nặng [24]. Chính vì vậy, cần có các giải pháp kịp thời để đánh giá ô
nhiễm kim loại nặng tại khu vực này.
Hiện nay, quan trắc lý hóa đánh giá được mức độ ô nhiễm trong môi trường
đất nhưng chỉ phản ánh được hiện trạng môi trường đất tại thời điểm phân tích,
không đánh giá được sự ảnh hưởng của ô nhiễm đến hệ động thực vật, phát hiện
những biến đổi sinh thái và xác định mối tương quan giữa chất lượng đất với sinh
vật. Bên cạnh đó, quan trắc sinh học lại giải quyết được nhược điểm của phương
pháp quan trắc lý hóa, thu thập định lượng, bảo quản dễ dàng, rẻ tiền, đặc biệt thuận

lợi cho việc giám sát về sau. Trong đó, việc sử dụng giun đất là sinh vật chỉ thị đã
được nghiên cứu và đã có những thành công nhất định trên thế giới. Kết quả nghiên
cứu ở các nước như Mỹ, Đức, Anh, Hà Lan, Hàn Quốc, Trung Quốc [25], [28], [39]
đã khẳng định giun đất có khả năng tích lũy một lượng kim loại nặng lớn hơn nhiều
so với hàm lượng kim loại nặng trong môi trường cũng như mối tương quan chặt
chẽ giữa hàm lượng kim loại nặng trong đất và tích lũy trong giun đất.
Tại Việt Nam, các nghiên cứu về sử dụng giun đất là sinh vật chỉ thị ô nhiễm
kim loại nặng còn khá mới. Một số nghiên cứu của Trần Văn Bình [7] và Phạm Thị
Hồng Hà [22] tại Quảng Nam, Đà Nẵng đánh giá khả năng tích lũy kim loại nặng
trong đất và giun đất. Những nghiên cứu này đã bổ sung thêm nhiều dẫn chứng cho
2


khả năng tích lũy sinh học của giun đất ở một số vùng có điều kiện môi trường khác
nhau. Đồng thời, cũng chứng minh khả năng tích lũy sinh học của giun là khác nhau
trong những điều kiện môi trường khác nhau và đối với các loài khác nhau. Chính
vì vậy, để sử dụng giun đất làm sinh vật chỉ thị ô nhiễm KLN cần có những nghiên
cứu cụ thể hơn.
Xuất phát từ cơ sở lý luận và thực tiễn trên, tôi thực hiện đề tài “Đánh giá
mối tương quan giữa hàm lượng kim loại nặng (Cd, Pb) tích lũy trong đất và một
số loài giun đất tại bãi rác Khánh Sơn, TP. Đà Nẵng” nhằm đánh giá khả năng
tích lũy kim loại nặng Cd và Pb trong giun đất cũng như mối tương quan giữa hàm
lượng kim loại nặng trong đất và tích lũy trong giun đất, đánh giá tính khả thi của
việc sử dụng giun đất làm sinh vật chỉ thị ô nhiễm kim loại nặng tại Bãi rác Khánh
Sơn nói riêng và khu vực tại TP. Đà Nẵng nói chung.
2. Mục tiêu đề tài
Đánh giá hàm lượng Cd, Pb trong đất và tích lũy trong một số loài giun
thuộc giống Pheretima xung quanh bãi rác Khánh Sơn, quận Liên Chiểu, thành phố
Đà Nẵng.
Đánh giá sự tương quan giữa hàm lượng Cd và Pb tích lũy trong đất và trong

một số loài giun đất thuộc giống Pheretima tại khu vực nghiên cứu.
3. Ý nghĩa khoa học của đề tài
Kết quả của đề tài sẽ cung cấp những thông tin về mối tưởng quan hàm
lượng KLN trong đất và một số loài giun đất thuộc giống Pheretima. Góp phần xây
dựng cơ sở khoa học cho việc sử dụng một số loài giun đất làm sinh vật chỉ thị ô
nhiễm KLN.



3


CHƯƠNG 1. TỔNG QUAN TÀI LIỆU
1.1. TÌNH HÌNH Ô NHIỄM KIM LOẠI NẶNG TRONG ĐẤT TRÊN THẾ
GIỚI VÀ VIỆT NAM
1.1.1. Kim loại nặng và các dạng tồn tại trong đất
Thuật ngữ KLN nhằm nói tới bất cứ một nguyên tố nào có khối lượng riêng
lớn (d > 5 g/cm
3
) và thể hiện độc tính ở nồng độ thấp. Tuy nhiên, độ độc của KLN
còn phụ thuộc vào các dạng tồn tại của chúng ở trong đất [12].
Dạng linh động: các kim loại nặng được hấp phụ trên bề mặt các hạt đất (hạt
sét, các oxit sắt và oxit mangan bị solvat hoá, các axit mùn). Đây là dạng mà cây
trồng dễ hấp thu trong quá trình hút dinh dưỡng và nước vào cơ thể.
Dạng liên kết cacbonat: các kim loại nặng tồn tại dưới dạng các muối
cacbonat (CO
3
2-
) trong đất. Sự tồn tại và liên kết của các dạng này phụ thuộc rất
nhiều vào pH của đất cũng như lượng cacbonat trong đất.

Dạng liên kết oxit sắt, oxit mangan: dạng này dễ hình thành do các oxit sắt
và oxit mangan tồn tại trong đất như kết von đá ong, vật liệu gắn kết giữa các hạt
đất. Các oxit này là những chất loại bỏ rất tốt các KLN nhờ quá trình nhiệt động học
không ổn định dưới điều kiện khử.
Dạng liên kết với chất hữu cơ: KLN liên kết với các chất hữu cơ khác nhau
trong đất như: sinh vật đất, sản phẩm phân giải của chất hữu cơ, chất hữu cơ bao
phủ bên ngoài hạt đất…Do đặc tính tạo phức và peptiz hoá của các chất hữu cơ làm
cho các kim loại tích luỹ lại trong đất (các chất hữu cơ bị oxy hoá, phân giải dẫn
đến sự giải phóng các kim loại nặng vào đất).
Dạng còn lại: bao gồm các KLN nằm trong cấu trúc tinh thể của các khoáng vật
nguyên sinh và thứ sinh. Dạng này rất khó giải phóng ra môi trường dưới các điều kiện
tự nhiên bình thường. Do tác dụng của các quá trình phong hoá, đặc biệt là phong hoá
hoá học và phong hoá sinh học mà các KLN dần dần được giải phóng ra môi trường đất.
4


Kim loại trong đất ban đầu một phần được sinh ra từ các quá trình hoạt động
địa hoá của khoáng vật mẹ và đi vào đất thông qua quá trình phong hoá hoá học.
Tuy nhiên, với quá trình phong hoá hoá học thì lượng kim loại đi vào đất là không
đáng kể mà chủ yếu kim loại đi vào đất là do các hoạt động sản xuất của con người
[8]. Các hoạt động đó bao gồm: Hoạt động sản xuất công nghiệp như công nghiệp
nhựa thải ra Co, Cr, Cd, Hg; công nghiệp dệt tạo ra Zn, Al, Ti, Sn; công nghiệp sản
xuất vi mạch: Cu, Ni, Cd, Zn, Sb; bảo quản gỗ: Cu, Cr, As; mỹ nghệ: Pb, Ni, Cr.
Hoạt động sản xuất nông nghiệp như sử dụng phân bón hoá học: As, Cd, Mn, U, V và
Zn trong một số phân phốt phát; sử dụng phân chuồng: As, Cu, As, Zn; sử dụng hoá
chất bảo vệ thực vật: Cu, Mn và Zn trong thuốc trừ nấm, As và Pb trong thuốc sử
dụng đối với cây ăn quả; nước tưới: có thể thải ra Cd, Pb, Se; hoạt động khai
khoáng quặng chứa kim loại…Do trầm tích từ không khí có nguồn từ đô thị và khu
công nghiệp, bao gồm chất thải, thiêu huỷ cây trồng: Cd, Cu, Pb, Sn, Hg, V, từ công
nghiệp luyện kim: As, Cd, Cr, Cu, Mn, Ni, Pb; đốt cháy xăng, dầu (bao gồm các

trạm xăng): As, Pb, Sb, Se, U, V, Zn và Cd. Kim loại từ rác thải như bùn cặn chứa
Cd, Cr, Cu, Hg, Mn, Mo, Ni, Pb, V, Zn; rửa trôi từ đất thải ra As, Cd, Fe, Pb; phế
thải chứa Cd, Cr, Cu, Pb, Zn và đốt rác, bụi than thải ra Cu và Pb.
Dựa vào nguồn gốc phát sinh kim loại trong môi trường đất ở trên, ta có thể
thấy rằng, lượng kim loại nặng trong môi trường đất không chỉ do hoạt động phong
hoá hoá học của quá trình hoạt động địa hoá của khoáng vật mẹ mà còn do hoạt
động sản xuất công nông nghiệp gây nên, chủ yếu là từ phế thải đổ ra môi trường.
Chính vì vậy, vấn đề cấp bách hiện nay là phải tìm ra cách quản lý và xử lý lượng
phế một cách hợp lí.
1.1.2. Tình hình ô nhiễm kim loại nặng trên Thế giới
Viện nghiên cứu Blacksmith, New York đã bình chọn danh sách 10 thành
phố ô nhiễm nhất trên thế giới thì có tới 8 thành phố liên quan đến ô nhiễm KLN đó
là Lâm Phần, Thiên Anh (Trung Quốc); Sukindan, Vapi (Ấn Độ); La Oroya (Peru);
Dzerzhinsk, Norilsk (Nga); Chernobyl (Ukraine); Sumgayit (Azerbaijan); Kabwe
5


(Zambia). Điển hình như Lâm Phần, Tianying (Trung Quốc) là nơi bị ô nhiễm nặng
KLN [46]. Những kim loại độc đã ngấm vào máu nhiều thế hệ trẻ em ở Tianying và
làm giảm chỉ số thông minh. Ngay cả lúa mì ở Tianying cũng chứa chì với nồng độ
gấp 24 lần mức cho phép của Trung Quốc. Trung Quốc còn là nước đứng đầu về ô
nhiễm thủy ngân. Theo kết quả phân tích thủy sản ở 4 hồ nước ngọt và khu vực biển
phía đông tỉnh Giang Tô, có rất nhiều kim loại khác nhau trong đó thủy ngân,
cadimi, crôm, kẽm và chì tồn tại trong 41% thủy sản [42]. Tại Norils (Nga), theo kết
quả phân tích của văn phòng nghiên cứu rủi ro Hoa Kì cho thấy đây là khu vực tập
trung những lò nấu chảy kim loại nặng lớn nhất thế giới vì vậy có hơn 4 triệu tấn
cadimi, đồng, chì, niken, thạch tín, selen và kẽm phát thải ra không khí mỗi năm.
Các mẫu thử không khí khi nghiên cứu ở vùng này đều có mức nhiễm đồng, niken
vượt quá chuẩn tối đa cho phép, số người tử vong vì các bệnh hô hấp ở mức cao
[43]. Nguồn gây nhiễm KLN chủ yếu là từ nguồn thải của các hoạt động sản xuất

công nghiệp, nông nghiệp và hàng hải. Tại nhiều nơi, các chất thải độc hại này bị đổ
thẳng ra môi trường mà không hề được xử lý. Xung quanh các khu công nghiệp,
dòng chảy chất thải chính là con đường đưa và hòa tan KLN vào trong đất.
Theo Tổ chức Y tế Thế giới năm 2011, ở nhiều nước Đông Âu do trước đây
phát triển công nghiệp theo công nghệ cũ và sử dụng rất nhiều loại chế phẩm trong
nông nghiệp nên nước và đất ở nhiều vùng đã bị ô nhiễm kim loại nặng ở mức độ
rất cao, cao hơn tiêu chuẩn cho phép 1,000 – 10,000 lần. Tại Trung Quốc, khoảng
20% đất nông nghiệp bị nhiễm KLN và đã làm mất 10 triệu tấn hoa màu mỗi năm.
Ở Anh, việc xử lý đất bị ô nhiễm kim loại nặng là công việc vô cùng khó khăn, ước
tính phải mất vài chục năm để xử lý [47].
Có nhiều nguyên nhân khác nhau dẫn đến ô nhiễm KLN trong đất, đáng kể
nhất là do sự tích lũy từ chất thải của các ngành công nghiệp có liên quan đến kim
loại và hoạt động khai thác khoáng sản. Theo số liệu của các cơ quan chức năng
Trung Quốc, hiện nay nước này có gần 2.000 vạn ha đất canh tác bị ô nhiễm kim
loại nặng, chiếm gần 20% tổng diện tích đất canh tác, hàng năm thiệt hại tới 1.000
vạn tấn lương thực, trực tiếp gây tổn thất kinh tế hơn 10 tỷ nhân dân tệ. Công đoạn
6


nào của quá trình khai thác khoáng sản cũng gây nên ô nhiễm kim loại vào đất,
nước, không khí và vào cơ thể sinh vật. Sự nhiễm bẩn kim loại không chỉ xảy ra khi
mỏ đang hoạt động mà còn tồn tại nhiều năm sau kể từ khi mỏ ngưng hoạt động.
Các nhà khoa học Viện nghiên cứu Địa lý và Tài nguyên thiên nhiên, Viện Hàn lâm
khoa học Bắc Kinh, Trung Quốc đã phát hiện đất ở nhiều khu vực có chứa As ở
mức cao như ở vành đai vàng là 1342 mg/kg và ở vành đai thuỷ ngân là 509 mg/kg
[42]. Nguồn gốc và sự xuất hiện các nguy hại do mỏ gây ra cũng rất phức tạp và cái
giá cho sự phục hồi là rất đắt. Vì vậy, giải quyết vấn đề này hiện nay còn gặp rất
nhiều khó khăn [44].
1.1.3. Tình hình ô nhiễm kim loại nặng ở Việt Nam
Nằm ở khu vực Đông Nam Châu Á, Việt Nam là nước có nguồn tài nguyên

khoáng sản phong phú, đa dạng và là nguồn nguyên liệu, tiềm năng quí của quốc gia.
Ô nhiễm kim loại nặng trong đất hiện nay tại các mỏ đã và đang khai thác ở
Việt Nam là một thực tế đáng báo động. Hiện tượng suy giảm chất lượng nước mặt,
nước ngầm ở nhiều nơi do ô nhiễm các kim loại nặng có nguồn gốc công nghiệp
như niken, crôm, chì, asen, đồng, selen, thuỷ ngân, cadimi, là thực tế và cần sớm
có giải pháp xử lý. Nhiều kim loại nặng rất độc đối với người và môi trường cho dù
ở nồng độ rất thấp.
Năm 2000 theo kết quả phân tích của Nguyễn Văn Bình ở khu vực mỏ thiếc
Sơn Dương, Tuyên Quang cho thấy hàm lượng As là 642 mg/kg, Cu là 235 mg/kg,
trong khi tiêu chuẩn đặt ra tương ứng là 25 mg/kg và 50 mg/kg (TCVN 7209 -
2002), xác định sự có mặt của các kim loại này trong các mẫu đất, nước, bùn thải
ven suối cao hơn tiêu chuẩn cho phép và là một trong những nguyên nhân gây ô
nhiễm môi trường [19].
Trong đề án quản lý nhà nước về tài nguyên khoáng sản tỉnh Thái Nguyên
năm 2005 – 2010 đã đánh giá các hoạt động khai thác thủ công tại huyện Đại Từ tạo
ra một lượng đáng kể các chất thải quặng đuôi và đá thải. Quặng thiếc (caxiterit)
7


trong các mạch trải rộng trong khu vực cũng chứa một lượng lớn sunfua, mà chủ
yếu là arsenopirrit - nguồn gây ô nhiễm asen vào hệ sinh thái địa phương. Đá thải
tạo axít đã được sử dụng để làm vật liệu đắp đường và nền nhà của người dân địa
phương. Các đá này hiện đang rò rỉ kim loại như asen lên trên bề mặt và vào các
nguồn nước ngầm và sẽ tiếp tục là vấn đề môi trường nan giải trừ khi có một biện
pháp khắc phục được tiến hành. Kết quả phân tích một số mẫu đá thải cho thấy hàm
lượng As trung bình đạt tới 5000 mg/kg, vượt nhiều lần tiêu chuẩn cho phép. Hàm
lượng các KLN khác trong mẫu cũng rất cao (Cu - 1260 mg/kg; Pb - 105 mg/kg; Cd
- 0.5 mg/kg; Se - 17 mg/kg, ) . Hàm lượng trong nước ngầm tại khu vực này từ
0.068 – 0.109 mg/l vượt tiêu chuẩn cho phép từ 1.7 – 8.2 lần. Nhiều khu vực nước
ngầm có nồng độ pH thấp dưới mức tiêu chuẩn cho phép và có biểu hiện ô nhiễm

Fe, Mn Kết quả nghiên cứu về sức khỏe sinh sản của phụ nữ sống quanh khu vực
Công ty Luyện kim màu Thái Nguyên cho thấy đối tượng có hàm lượng chì và asen
trong máu cao dẫn tới nguy cơ sẩy thai gấp 1.8 lần, thai chết lưu gấp 4.3 lần so với
bình thường [11].
Theo số liệu vào tháng 10/2014 của trung tâm Quan trắc và Kỹ thuật môi
trường Đồng Nai cho thấy, môi trường đất tại một số khu công nghiệp và vùng phụ
cận các bãi chôn lấp chất thải rắn trên địa bàn đã bị ô nhiễm kim loại nặng cụ thể
khu vực đất tại vị trí tiếp nhận nguồn nước thải của Khu công nghiệp Biên Hòa có
hàm lượng kim loại nặng như kẽm (Zn), chì (Pb) vượt mức cao từ 2.56 đến 3.55 lần
so với tiêu chuẩn cho phép, tại vị trí tiếp nhận nước thải của Khu công nghiệp
Loteco cũng phát hiện hàm lượng kẽm vượt quy chuẩn 1.2 lần, vị trí tiếp nhận nước
thải của Khu công nghiệp Long Thành chỉ tiêu kẽm cũng vượt 1.2 lần, Tại khu vực
đất phụ cận khu xử lý chất thải rắn xã Quang Trung, huyện Thống Nhất hàm lượng
asen và kim loại nặng cũng vượt tiêu chuẩn. Trong đó, hàm lượng đồng (Cu) vượt
tiêu chuẩn Việt Nam cho phép là 4.8 lần; hàm lượng asen cao hơn tiêu chuẩn cho
phép 1.4 lần, các vùng đất lân cận bãi chôn lấp chất thải rắn phường Trảng Dài
(thành phố Biên Hòa), bãi chôn lấp Vĩnh Tân (huyện Vĩnh Cửu), bãi chôn lấp Túc
8


Trưng (huyện Định Quán) cũng phát hiện hàm lượng asen trong đất vượt tiêu chuẩn
cho phép.
Bãi rác Dốc Búng thuộc phường Tân Hòa, thành phố Hòa Bình, tỉnh Hòa
Bình bị liệt vào danh sách các cơ sở gây ô nhiễm môi trường nghiêm trọng cần phải
xử lý triệt để giai đoạn 2003 - 2006 theo quyết định 64/2003 của Thủ tướng Chính
phủ, nhưng đến giờ bãi rác vẫn đang tiếp tục hoạt động. Mỗi ngày có hàng chục m
3

nước rỉ rác thải chảy thẳng ra sông Đà, dẫn đến nguy cơ ô nhiễm nguồn nước sinh
hoạt của Thủ đô, ảnh hưởng đến sức khỏe của hàng triệu người dân đang sống tại

Hà Nội. Kết quả phân tích mẫu nước ngầm, rỉ rác của bãi rác do phía Công ty cổ
phần Môi trường đô thị Hòa Bình cung cấp năm 2013 cho thấy hàm lượng Coliform
vượt 383 lần, BOD
5
vượt 43.9 lần, lượng COD vượt 41 lần tiêu chuẩn cho phép của
chất lượng nước xả thải.
Theo kết quả nghiên cứu của Vũ Đức Toàn năm 2013 đánh giá ảnh hưởng
của bãi chôn lấp Xuân Sơn cho thấy nước đầu ra của hệ thống xử lý nước thải hiện
tại chưa đạt qui chuẩn cho phép. Hàm lượng các chất hữu cơ trong mẫu nước vượt
quá giá trị giới hạn quy định trong cột B - QCVN 40: 2011/BTNMT và cột B1 – QCVN
25: 2009/BTNMT. Các thông số COD, BOD
5
và tổng N đều có giá trị rất cao. Các
kim loại nặng và ion độc hại đều phát hiện thấy ở nồng độ đáng kể gồm asen,
cadimi, xianua, NO
2-
, NO
3-
. Riêng chỉ có các chỉ tiêu sắt, chì và tổng P có giá trị
thấp hơn giá trị giới hạn của cột B - QCVN 40: 2011/BTNMT. Chỉ số coliform của
mẫu nước vượt 3 lần so với giá trị giới hạn của cột B-QCVN 40: 2011/BTNMT.
Đây là nguy cơ gây ô nhiễm môi trường xung quanh bãi chôn lấp [23].
Quyết định gần đây nhất của thủ thướng chính phủ về kế hoạch xử lý triệt để
các cơ sở ô nhiễm nghiêm trọng đến năm 2020 trong đó có 28 bãi rác gây ô nhiễm
môi trường nghiêm trọng chưa hoàn thành xử lí triệt để theo Quyết định 1788/QĐ -
TTg. Như bãi rác thị xã Tân Châu, bãi xử lý và chôn lấp rác tập trung thành phố
Bắc Giang, bãi rác Bình Tú, thành phố Phan Thiết, bãi chôn lấp chất thải rắn thành
phố Buôn Ma Thuột…[9].
9

1.2. TÌNH HÌNH NGHIÊN CỨU SỰ TÍCH LŨY KIM LOẠI NẶNG TRONG
GIUN ĐẤT TRÊN THẾ GIỚI VÀ VIỆT NAM
1.2.1. Tình hình nghiên cứu kim loại nặng trong giun đất trên Thế giới
Kim loại nặng trong khoảng giới hạn nhất định, đóng vai trò như những
nguyên tố vi lượng cần thiết cho đời sống sinh vật nhưng có thể xem là độc chất khi
hàm lượng tăng lên, tích lũy trong cơ thể sinh vật đến lúc đạt được mức nồng độ
gây độc. Một số sinh vật có khả năng đặc biệt trong việc tích tụ những chất ô nhiễm
trong mô cơ thể của chúng, bằng phương pháp phân tích hóa sinh hữu cơ mô cơ thể
của những loài này, chúng ta có thể xác định hàm lượng kim loại nặng tích lũy
trong cơ thể của chúng.
Hiện nay, bên cạnh việc quan trắc ô nhiễm kim loại nặng trực tiếp bằng các
phương pháp lý hóa, thì việc sử dụng các sinh vật chỉ thị mà cụ thể là sử dụng giun
đất, đã được quan tâm nghiên cứu và mang lại nhiều thành tựu có ý nghĩa cho khoa
học và thực tiễn.
Trên thế giới đã có nhiều công trình nghiên cứu về sự tương quan giữa hàm
lượng kim loại nặng tích lũy trong đất và trong các loài giun đất. Chứng minh giun
đất là một trong những loài sinh vật chỉ thị ô nhiễm kim loại nặng rất hiệu quả.
Nghiên cứu sớm nhất về mối tương quan này là nghiên cứu của M. P. Ireland
[30] năm 1970 về khả năng tích lũy kim loại của một số loài giun đất Lumbricus
rubellus (Hoffmeister), Eiseniella tetraedra (Savigny) và Dendrobaena veneta
(Rosa) được thu thập vào mùa đông tại 3 khu vực: gần bãi thải tại Borth (Dyfed) nơi
ô nhiễm một hàm lượng khá cao Zn; mỏ thung lũng Ystwyth nơi ô nhiễm Pb và mỏ
Cu gần Dolgellau, Gwynedd (North Wales). Nghiên cứu bước đầu đã đánh giá khả
năng tích lũy kim loại của 3 loài trong đó loài Lumbricus rubellus tích lũy Ca và Pb
cao trong khi nồng độ Ca trong đất lại thấp, loài Dendrobaena veneta tích lũy Cd và
Pb cao, loài Eiseniella tetraedra tích lũy Ca và Cu cao. Sự khác biệt trong khả
năng tích lũy này có thể do sự khác biệt trong sự chống chịu kim loại và chế độ ăn.
10

Giun đất có khả năng tích lũy Cd cao hơn so với các kim loại khác, sự tích lũy của
Pb và Ca là tỉ lệ thuận với nhau. Trong nghiên cứu này, giun đất có khả năng điều
chỉnh lượng Zn và Cu vì vậy hàm lượng của 2 kim loại này trong mô của giun đất
và đất không có sự tương quan với nhau, còn hàm lượng Cd và Pb có mối tương
quan cao.
Nghiên cứu của C. P. J. Ash & D. L. Lee năm 1980 [27] đã đánh giá hàm
lượng Pb, Cd, Cu và Fe trên đối tượng 3 loài giun đất Lumbricus terrestris
(Linnaeus), Lumbricus rubellus (Hoffmeister) và Allolobophora chlorotica
(Savigny) thu thập tại 5 khu vực: ven đường A660 ở Leeds (Tây Yorkshire), ven
đường A1 ở Tây Yorkshire, đường phục vụ nông nghiệp ở Leeds, vùng rừng thuộc
khu giải trí thành phố Leeds và đường giao thông chính tại Oban (Scotland). Kết
quả thu được cho thấy, Pb, Cd và Cu được tích lũy trong mô tăng theo khối lượng
nguyên tử Pb > Cd > Cu, riêng với Fe với mức ý nghĩa p < 0.05 có trong mô của
giun với một hàm lượng rất cao, không phải là kim loại được tích lũy từ đất, Fe và
Zn là kim loại thiết yếu có sẵn trong mô của giun do bài tiết. Các kim loại Pb, Cd,
Cu trong đất và giun có mối tương quan chặt.
Kết quả các nghiên cứu trên đã chứng minh loài Lumbricus rubellus có khả
năng tích lũy Cd và Pb cao, có mối tương quan thuận hàm lượng Cd và Pb có trong
đất còn đối với các kim loại Cu và Zn, Fe thì mối tương quan thấp hơn do đây là
những kim loại thiết yếu có sẵn trong mô giun. Ngoài ra, nghiên cứu cũng chứng
minh các loài Eiseniella tetraedra (Savigny), Dendrobaena veneta (Rosa),
Lumbricus terrestris (Linnaeus) và Allolobophora chlorotica(Savigny) cũng có mối
tương quan tương tự đối với kim loại Cd và Pb.
Năm 1983, nghiên cứu của M.P. Ireland [31] về sự hấp thu kim loại trong mô
giun đất dựa trên sự tổng hợp của nhiều tài liệu nghiên cứu về sự tích lũy kim loại
nặng trong giun và đất đã đưa ra kết luận rằng giữa các loài có sinh lý khác nhau thì
khả năng tích lũy kim loại nặng cũng khác nhau. Trong đó, hàm lượng kim loại
nặng trong giun và đất có một sự tương quan cần được nghiên cứu thêm. Nghiên
11

cứu nhận định ở những sinh cảnh có hàm lượng kim loại nặng khác nhau thì hàm
lượng kim loại tích lũy trong giun cũng khác nhau trong đó hàm lượng Cd và Pb
trong giun và đất có sự tương quan còn Zn và Cu không có sự tương quan.
Nghiên cứu của J. E. Morgan & A. J. Morgan, năm 1983 [45] tại mỏ kim loại
ở Avon (Derbyshire) bị ô nhiễm nặng và khu vực Wales (Dinas Powis) tương đối
không bị ô nhiễm. Kết quả nghiên cứu cho thấy khi có sự gia tăng hàm lượng Cd,
Cu, Pb, Zn trong đất sẽ kéo theo sự gia tăng hàm lượng kim loại đó trong mô giun
đất ở cả 2 loài L. rubellus và D. rubidus. Điều đáng chú ý là hàm lượng Cd trong
mô giun thường vượt quá hàm lượng Cd trong đất, trong khi hàm lượng Cu, Pb nhìn
chung thấp hơn so với trong đất và độ tuổi không phải là một yếu tố quan trọng để
xác định hàm lượng kim loại trong mô của giun.
Năm 1993, JE Morgan tiến hành nghiên cứu nhằm so sánh sự khác nhau giữa
khả năng tích lũy kim loại Cd, Zn và Pb trong mô của hai loài giun đất
Aporrectodea caliginosa và Lumbricus rubellas xung quanh một mỏ Pb, Zn bỏ
hoang được tiến hành trong 13 tháng đã chỉ ra rằng nồng độ của Cd, Pb và Zn thay
đổi đáng kể ở loài L.rubellus còn ở loài A.caliginosa chỉ có sự thay đổi Pb, Cd trong
đó nồng độ Zn là khá giống nhau ở hai loài. Nghiên cứu đưa ra khả năng có thể sử
dụng giun đất để theo dõi mức độ tương quan ô nhiễm kim loại tại các địa điểm
khác nhau [32].
Kết quả nghiên cứu trên một lần nữa chứng minh mối tương quan chặt giữa
hàm lượng kim loại Cd và Pb tích lũy trong giun và trong đất còn kim loại Zn và Cu
thì không có sự tương quan. Ngoài ra, các nghiên cứu cũng đưa ra nhận định rằng
hàm lượng kim loại nặng tích lũy trong giun đất phụ thuộc vào sinh cảnh sống của
chúng và độ tuổi không ảnh hưởng đến khả năng tích lũy kim loại nặng trong mô.
Nghiên cứu của Spurgeon và Hopkin (1999) đã phát hiện ra một điểm quan
trọng về sự tích lũy sinh học của kim loại ở giun đất là khả năng loại bỏ các dư thừa
của các kim loại, các kim loại thiết yếu như Cu và Zn, có sự hấp thu ban đầu nhanh
đến khi đạt trạng thái cân bằng sau một vài ngày tiếp xúc, sẽ được bài tiết nhanh ra

12


ngoài. Đối với các kim loại nặng như Cd, Pb, sự bài tiết rất chậm hoặc không có nên
sẽ có khả năng tích lũy lớn trong giun. Đối với Zn, ngay cả khi các nồng độ ô nhiễm
cao, các hàm lượng tích lũy trong giun vẫn thấp hơn so với trong đất. Bài tiết một
phần của Zn có thể góp phần vào việc điều tiết nồng độ kim loại trong giun đất [37].
Nghiên cứu về mối quan hệ giữa sự tích lũy kim loại nặng trong 2 loài giun
đất Aporrectodea caliginosa, Lumbricus rubellus và kim loại chiết trong đất của Jun
Dai và cộng sự, năm 2004 tại một đồng cỏ bị ô nhiễm bởi chất thải từ ngành công
nghiệp luyện kim hơn 70 năm trước. Nghiên cứu cho thấy, kết quả hàm lượng kim
loại Cu, Zn và Cd có hàm lượng tích lũy trong giun đất rất cao trong đó Zn tích lũy
với một hàm lượng rất lớn so với các nghiên cứu trước đó các điều kiện môi trường
đất bị ô nhiễm nặng kim loại Zn, tác giả biện luận có sự khác biệt này là do mẫu
được thu trong khoảng thời gian khi mà giun đang tích lũy Zn như trong nghiên cứu
của Spurgeon và Hopkin (1999), còn kim loại Pb thì tích lũy khá thấp, đồng thời có
sự tương quan giữa hàm lượng Cu, Pb tích lũy trong mô giun đất và đất . Ngoài ra
khả năng tích lũy của 2 loài là khác nhau do sinh thái của chúng khác nhau [28].
Năm 2006, nghiên cứu của P.H.F. Hobbelen, J.E. Koolhaas, C.A.M. van
Gestel về sự liên quan giữa nồng độ tích lũy KLN trong đất và 2 loại giun đất
Lumbricus rubellus và Aporrectodea caliginosa tại Vườn Quốc gia Brabantsche
Biesbosch (Hà Lan) đã chứng minh có sự tương quan thuận của hàm lượng các kim
loại Cd, Cu trong 2 loài giun L. rubellus, A. caliginosa và đất tại Biesbosch còn
nồng độ Zn thì không tương quan đáng kể vì Zn là kim loại thiết yếu có trong giun
đất [29].
Năm 2008, Surindra Suthar và cộng sự đã thực hiện nghiên cứu nhằm đánh
giá sự khác biệt giữa hàm lượng kim loại Zn, Fe, Mn, Cu, Pb, Cd trong đất và trong
mô của giun đất thuộc 2 loài Metaphire posthuma và Lampito mauritii thu thập từ
các môi trường sống khác nhau như bùn thải, đất vườn đô thị và đất nông nghiệp.
Lampito mauritii và M. mauritii posthuma thường phân bố ở khu vực này nên được

sử dụng để thực hiện nghiên cứu, trong điều kiện khí hậu nhiệt đới Ấn Độ, sự phong
13


phú của giun đất được tìm thấy trong mùa mưa có mật độ tối đa vào tháng 9 – tháng
10, mật độ ít nhất là mùa hè. Nghiên cứu cho thấy, hàm lượng kim loại trong các
mô của loài M. posthuma cao hơn loài L. mauritii thu thập từ môi trường sống khác
nhau. Sự khác biệt này theo tác giả có thể là do sự khác nhau trong hành vi sinh
thái, chế độ ăn, cấu tạo mô, sự tương đồng hấp thu kim loại. Với những số liệu thu
được ở trên nghiên cứu đã kết luận có sự tương quan chặt giữa hàm lượng kim loại
nặng trong đất và trong giun đất, điều này cũng khẳng định giun đất là một loài sinh
vật chỉ thị hiệu quả cho ô nhiễm đất nhưng cần có nhiều nghiên cứu về tính chất hóa
học, vật lí, các yếu tố ảnh hưởng đến khả năng tích lũy của các loài giun đất [38].
Nghiên cứu của Takeshi Hirano và Kazuyoshi Tamae, năm 2011 về sự tích
lũy KLN trong đất và trong loài giun đất Eisenia fetida bằng phương pháp phân
tích định lượng và định tính ADN sử dụng Cd và Ni làm kim loại kiểm tra nhằm
chứng minh khả năng sử dụng giun đất làm sinh vật chỉ thị cho yếu tố gây hại trong
đất và đã phát hiện mức độ cao về sự tích tụ Cd trong E. fetida mặt khác không có
sự tích lũy Ni, nghiên cứu đã chứng minh hiệu quả của việc sử dụng giun đất làm
sinh vật chỉ thị bằng cách đo AND bị tổn thương trong giun đất như phương pháp
đánh giá khả năng gây đột biến các hàm lượng chất độc trong đất nhưng nghiên cứu
này chỉ mới dừng lại ở việc nghiên cứu đối với kim loại Cd [39].
Năm 2012, Raju Panday phân tích các kim loại độc hại (Cd, Pb, Zn, Cu, Fe)
trong các loài giun đất (Eisenia fetida, Perionyx excavatus, và Lampito mauritii) và
phân của chúng. Nhìn chung, kim loại nặng có hại đối với hầu hết giun đất và một
số loài nhạy cảm được sử dụng làm sinh vật chỉ thị. Sau thời gian thử nghiệm phân
tích đất, mô và phân giun, kết quả thu được cho thấy, hàm lượng kim loại tích lũy
trong loài E fetida là cao nhất so với các loài khác. Có thể sử dụng loài E fetida làm
sinh vật chỉ thị ô nhiễm kim loại nặng trong đất rất tốt [34].
Với những đặc tính vốn có của động vật đất, sống đào hang và ăn các chất

mùn bã trong đất, có khả năng tích lũy các KLN mà không bị ngộ độc, phân bố
rộng, có số lượng phong phú, dễ thu mẫu, có kích thước phù hợp cho việc phân tích,
14


các loài giun đất đã và đang được nghiên cứu sử dụng làm sinh vật quan trắc môi
trường đất bị ô nhiễm KLN có hiệu quả ở nhiều nước trên thế giới. Tuy nhiên khả
năng tích lũy kim loại nặng của giun còn phụ thuộc vào nhiều yếu tố điều kiện môi
trường, chế độ dinh dưỡng, đối với những loài khác nhau, đặc tính kim loại nặng
khác nhau thì khả năng tích lũy cũng khác nhau. Vì vậy ta cần quan tâm đánh giá
khả năng sử dụng giun đất làm sinh vật chỉ thị ô nhiễm kim loại nặng đối với điều
kiện tại Việt Nam.
1.2.2. Tình hình nghiên cứu kim loại nặng trong giun đất ở Việt Nam
Các nghiên cứu về khả năng tích lũy kim loại nặng trong giun đất ở Việt
Nam còn rất hạn chế, chủ yếu chỉ mới tập trung dẫn liệu về hình thái và sinh thái
của một số loài giun đất phổ biến để phục vụ cho công tác biên soạn giáo trình, tài
liệu…
Từ năm 1960 đến nay, các nghiên cứu chỉ mới tập trung vào những nghiên
cứu về độ đa dạng của giun đất. Các tác giả đã cung cấp nhiều dẫn liệu về thành
phần loài, đặc điểm phân bố và mô tả thêm nhiều loài giun đất mới trên các vùng
đất khác nhau, trải dài trên ba khu vực miền Bắc, miền Trung và miền Nam của
Việt Nam.
Từ những cơ sở dẫn liệu đã có nhiều nghiên cứu bắt đầu sử dụng giun đất
như một sinh vật chỉ thị dựa vào thành phần, số lượng và sự đa dạng của các loài
giun đất để đánh giá chất lượng môi trường đất như nghiên cứu của Đặng Văn
Minh (2007) về mối quan hệ giữa giun đất và chất lượng đất trồng chè tại huyện
Đông Hỷ, Thái Nguyên đã cho thấy, sự thay đổi về số lượng giun đất tỷ lệ thuận với
sự thay đổi hàm lượng cacbon hữu cơ và tỷ lệ nghịch với dung trọng đất. Sự giảm đi
về số lượng giun đất trong quá trình canh tác chè lâu năm là do sự xấu đi của đất.
Mặt khác khi số lượng giun đất giảm gây tác động xấu tới đất. Vì vậy giun đất vừa

là chỉ số đánh giá chất lượng đất vừa là yếu tố ảnh hưởng trực tiếp tới quá trình bảo
vệ độ màu mỡ của đất [17].
15


Nghiên cứu của Huỳnh Thị Kim Hối, Vương Tân Tú và Nguyễn Cảnh Tiến
Trình (2007) nghiên cứu trên 38 loài giun đất thuộc 5 giống, 4 họ đã cho thấy thành
phần cơ giới, pH, hàm lượng %OM và hàm lượng N của đất ảnh hưởng đến sự phân
bố theo tầng đất khác nhau của giun đất, thể hiện ở sự giảm về số lượng loài, mật độ
và sinh khối trung bình của giun đất tại hầu hết các sinh cảnh theo chiều sâu của
phẫu diện. Các yếu tố này còn ảnh hưởng đến sự phân bố của giun đất theo sinh
cảnh. Ngoài ra sự biến động của hàm lượng P có tỷ lệ thuận với sự biến động về số
lượng loài, mật độ và sinh khối của giun đất, trong khi hàm lượng K tổng số thì
ngược lại với hàm lượng P tổng số [14].
Nghiên cứu của Nguyễn Văn Khánh và cộng sự (2012) về sử dụng giun đất
làm sinh vật chỉ thị đánh giá chất lượng đất canh tác ở thành phố Đà Nẵng đã xác
định sự phân bố và sinh khối của 14 loài giun đất thuộc 5 giống và cho thấy chỉ số
đa dạng loài giun đất tại 3 khu vực Đa Mặn, Cẩm Lệ và Hồ Bứa đều ở mức thấp,
hầu hết chỉ số đa dạng < 1. Nhìn chung, các chỉ số sinh học và chỉ số lý hóa có mức
độ tương quan từ mức thấp đến trung bình, trong đó, chỉ tiêu sinh khối giun đất có
tương quan thuận với mức trung bình đến tương đối chặt với % Pts và %OM, cho
thấy rằng có thể sử dụng chỉ số sinh khối giun đất để đánh giá về hàm lượng dinh
dưỡng P và chất hữu cơ trong đất trồng rau [20].
Bên cạnh những nghiên cứu về mối liên hệ giữa các loài giun đất với các yếu
tố tính chất đất, đã có một số nghiên cứu về khả năng tích lũy và tương quan giữa
KLN trong giun và đất.
Trong những năm gần đây ở Việt Nam mới xuất hiện một vài nghiên cứu về
sự tích lũy và ảnh hưởng của kim loại nặng đến giun đất. Nghiên cứu của Lê Đức và
cộng sự về sự ảnh hưởng của kim loại nặng Cu, Pb đến giun đất (Pheretima
morrisi) và cây rau cải ( Brassica juncea). Kết quả cho thấy sau 7 ngày kiểm tra ảnh

hưởng của Cu
2+
đối với giun đất khá rõ ràng. Hàm lượng Cu
2+
càng cao tỉ lệ tăng
trưởng của giun càng bị hạn chế, ở nồng độ 500 ppm giun chết gần hết, ở nồng độ
1000 ppm giun chết hoàn toàn. Hàm lượng của Pb
2+
ở nồng độ thí nghiệm với giun
16


đất không rõ ràng. Vì vậy đã tiến hành nâng nồng độ chì lên 1500; 2000; 3000 ppm
sau 7 ngày kiểm tra LC
50
ở nồng độ 2500 ppm. Sự tích lũy Cu và Pb sau 35 ngày ở
giun đất tăng theo sự tăng nồng độ chất ô nhiễm, ở cùng một nồng độ, hàm lượng
Cu tích lũy trong giun cao hơn nhiều so với Pb [16].
Năm 2010, Phạm Thị Hồng Hà đã bước đầu nghiên cứu về mối tương quan
giữa khả năng tích lũy Cd, Pb trong môi trường đất và trong các loài giun đất (giống
Pheretima ) ở khu công nghiệp Hòa Khánh, Đà Nẵng [22]. Kết quả nghiên cứu cho
thấy có sự tương quan giữa mức độ tích lũy Cd và Pb trong cơ thể giun đất và hàm
lượng Cd, Pb tổng số trong đất ở mức tương quan thuận với hệ số tương quan chặt.
Vì vậy, có thể sử dụng giun đất trong giống Pheretima làm sinh vật chỉ thị ô nhiễm
Cd và Pb trong đất.
Đến năm 2014, Nguyễn Văn Khánh và cộng sự đã đánh giá khả năng sử
dụng 2 loài giun đất Pheretima modigliani và Pontoscolex corethrurus như sinh vật
chỉ thị ô nhiễm kim loại nặng (Cd, Pb và Cu) trong đất tại Đà Nẵng. Trong đó, loài
Pontoscolex corethrurus tích lũy hàm lượng Cu cao và hàm lượng Cd thấp hơn so
với loài Pheretima modigliani, hàm lượng Pb không có sự sai khác đáng kể, sự sai

khác này có thể được giải thích do sự khác nhau về sinh thái, chế độ dinh dưỡng, độ
tuổi và sự phân bố kim loại nặng trong đất. Nghiên cứu cũng đã nhận định rằng có
sự tương quan chặt khi hàm lượng kim loại nặng trong đất tăng tương ứng với sự
tăng hàm lượng tích lũy trong giun đất [33].
Các nghiên cứu về xác định mối tương quan giữa hàm lượng kim loại nặng
tích lũy trong đất và trong giun đất tại Việt Nam còn khá mới mẻ nhưng có tính
thực tiễn và sẽ góp phần vào việc phát triển hệ thống chỉ thị sinh học và tăng cường
hiệu quả công tác giám sát môi trường đất ở Việt Nam.
Vì vậy cần phải có nhiều nghiên cứu chứng minh sự tương quan giữa hàm
lượng kim loại nặng tích lũy trong giun và đất trong những điều kiện môi trường
khác nhau đối với những loài khác nhau, các kim loại nặng khác để bổ sung các cơ