Địa y sinh vật chỉ thị ô nhiễm không khí

ĐỊA Y: SINH VẬT CHỈ THỊ Ô NHIỄM KHÔNG KHÍ
Nguyễn Thị Bạch Kim
TÓM TẮT
Vốn rất nhạy cảm với những thay đổi của môi trường không khí xung quanh như: nhiệt độ,
ánh sáng, độ ẩm, các thành phần khác như kim loại nặng, SO2, NOx, NH3,… nên địa y
thường được các nhà khoa học dùng làm sinh vật chỉ thị trong quan trắc để đánh giá mức
độ ô nhiễm không khí. Báo viết sẽ trình bày tổng quan hai cách đánh giá chất lượng môi
trường không khí thông qua chỉ thị địa y: (1) tương quan giữa đa dạng địa y và ô nhiễm
không khí và (2) thay đổi về hình thái học, giải phẫu học và sinh lý học của địa y.
1. ĐẶT VẤN ĐỀ
Ô nhiễm không khí là vấn đề nghiêm trọng, một phần là do các chất gây ô nhiễm gây tổn
thương thực vật có giá trị kinh tế hoặc thẩm mỹ và cả con người. Đây cũng là vấn đề được
nhiều quốc gia đặc biệt chú trọng trong nhiều thế kỉ qua. Nhằm giúp cho công tác quản lý
môi trường không khí, trước hết cần xác định và đo lường các chất ô nhiễm gây tác động
tiêu cực. Nhiều phương pháp quan trắc chất lượng môi trường không khí đơn giản và đáng
tin cậy đã được áp dụng, trong đó, phương pháp quan trắc sinh học được đánh giá khá đơn
giản và ít tốn kém chi phí hơn. Trong tự nhiên có một số loài thực vật đóng vai trò quan
trọng trong việc kiểm soát ô nhiễm không khí do chúng rất nhạy cảm với thay đổi của môi
trường ngay cả ở mức ô nhiễm nhẹ. Địa y là một trong những sinh vật đặc biệt nhạy cảm với
thay đổi của môi trường xung quanh nên chúng được nhiều nhà khoa học sử dụng làm sinh
vật chỉ thị ô nhiễm không khí.
2. TỔNG QUAN VỀ ĐỊA Y
Địa y là nhóm thực vật bậc thấp, được hình thành do sự cộng sinh giữa nấm và tảo. Trong
địa y, thành phần nấm thường là nấm sợi trong đó phần lớn là nấm túi (Ascomycetes) và chỉ
có vài trường hợp là nấm đảm (Basidiomycetes). Tảo trong địa y thường là tảo lục
(Chlorophyceae) hay tảo lam (Cyanobacteriae) đơn bào hoặc cả hai (Hoàng Thị Sản, 2012).
Trong mối quan hệ cộng sinh này, nấm (với vai trò rễ giả) sẽ tổng hợp nước và muối vô cơ
từ môi trường không khí xung quanh để cung cấp cho tảo để tảo (với chất diệp lục) quang
hợp, tạo thành các chất hữu cơ dùng cho sinh trưởng và phát triển của “tập thể” (Siegfried
Huneck and Isao Yoshimura, 1996; Hoàng Thị Sản, 2012). Với đặc tính này, địa y có mặt
ở khắp nơi trên thế giới, từ

những môi trường quen thuộc
(trong rừng, trên tường…) đến
những môi trường sống khắc
nghiệt nhất thế giới (hai vùng
cực, đỉnh núi, sa mạc, bờ
đá,…) (Larry McKane and
Judy Kandel, 1996; Hoàng Thị
Sản, 2012). Địa y tăng trưởng
rất chậm (từ 1 đến 10
mm/năm) nhưng tuổi đời có
thể lên đến hàng trăm năm
Hình 1. Cấu tạo của địa y
(Larry McKane and Judy
(Nguồn: 2005 Pearson Education, Inc. publishhing as Benjamin
Cummings)
Kandel, 1996).
1


Do địa y hấp thụ nước và muối khoáng từ môi trường không khí xung quanh nên các yếu tố
nhiệt độ, độ ẩm, ánh sáng,…đều ảnh hưởng đến sự sinh trưởng, phát triển và đa dạng của
chúng (Conti and Cecchetti, 2001; Hoàng Thị Sản, 2012). Ngoài ra, địa y cực kỳ nhạy cảm
với sự thay đổi của pH của vỏ cây và các chất ô nhiễm không khí. Thêm vào đó, do thiếu
biểu bì và khí khổng nên các chất gây ô nhiễm khác nhau sẽ được hấp thụ trên toàn bộ bề
mặt của địa y (Hale, 1969, 1983). Nói cách khác, địa y tích lũy chất ô nhiễm không khí tốt,
đặc biệt là các kim loại nặng. Dựa vào mức độ nhạy cảm với ô nhiễm không khí, địa y được
chia thành 2 nhóm: Địa y nhạy cảm (có thể bị “diệt vong” bởi ô nhiễm không khí) và địa y
chịu đựng (có thể chống lại ô nhiễm không khí). Từ những đặc tính trên khiến cho địa y trở
thành sinh vật chỉ thị lý tưởng trong các nghiên cứu liên quan đến tác động của ô nhiễm
không khí và quan trắc chất lượng không khí.

3. LỊCH SỬ SỬ DỤNG ĐỊA Y LÀM SINH VẬT CHỈ THỊ
Nghiên cứu đầu tiên năm 1866 công bố đã sử dụng địa y làm sinh vật chỉ thị (thông qua sự
suy giảm số lượng loài địa y tại Lumxemberg) (Nylander, 1866 trích bởi Conti và Cecchetti,
2001). Những năm sau, nhiều nghiên cứu đã sử dụng địa y làm sinh vật chỉ thị cho chất
lượng không khí (Ferry et al., 1973).
Trong 40 năm qua, nhiều nghiên cứu đã nhấn mạnh tính khả thi việc sử dụng địa y trong
quan trắc sinh học để đánh giá chất lượng môi trường không khí; nguyên nhân là do địa y
nhạy cảm với nhiều nhân tố môi trường khác nhau, sự thay đổi các nhân tố này có thể làm
thay đổi các thông số và thành phần của chúng (Brodo, 1961; Hawksworth, 1971;
Showman, 1988; Nimis, 1990; Hamada and Miyawaki, 1998). Thật vậy, nhiều thông số sinh
lý (physiological parameters) đã được sử dụng để đo lường mức độ ô nhiễm của môi trường
đến địa y, bao gồm: khả năng quang hợp (Ronen et al., 1984; Calatayud et al., 1999), chất
diệp lục và sự suy giảm chất diệp lục (Kardish et al., 1987; Garty et al., 1988; Balaguer and
Manrique, 1991; Zaharopoulou et al., 1993), sự suy giảm ATP, sự biến động khả năng hô
hấp, mức độ thay đổi nồng độ auxin nội sinh và sự sản sinh etylen (Epstein et al., 1986;
Garty et al., 1993).
Ngoài ra, ở quy mô phòng thí nghiệm, nhà khoa học đã chứng minh khí SO2 trong không
khí có thể phá hủy màng tế bào của địa y (Fields and St Clair, 1984). Bên cạnh đó, nhiều
nghiên cứu đã cho thấy mối tương quan chặt chẽ giữa nồng độ lưu huỳnh tích lũy trong địa
y và khí SO2 trong không khí (Takala et al., 1985; Rope and Pearson, 1990).
Nhiều nhà khoa học đã chứng minh nồng độ chất diệp lục a và b của địa y bị thay đổi bởi ô
nhiễm từ các phương tiện giao thông (LeBlanc and Rao, 1975; Ronen and Galun, 1984;
Carreras et al., 1998) và khí phát thải vùng nội ô (Zambrano and Nash, 200). Nhìn chung, ở
khu vực giao thông đông đúc, nồng độ diệp lục a và b của địa y tăng lên, điều này chứng tỏ
sự gia tăng nồng độ phát thải do khí phát thải (SO2 và NO2) từ các phương tiện giao thông
tăng. Ở các khu vực càng nhiều phương tiện giao thông và ô nhiễm công nghiệp, tỷ lệ chất
diệp lục giữa b và a càng lớn.
Nghiên cứu thực hiện tại Sân bay Hamburg, Đức chứng minh rằng giao thông hàng không ít
ảnh hưởng đến mật độ của địa y so với giao thông đường bộ (Rothe and Bigdon, 1994).
Việt Nam chưa có nhiều nghiên cứu về địa y và các nghiên cứu chủ yếu về khảo sát thành

phần loài và sinh thái học (Lê Công Kiệt, 2003) và thành phần hóa học (Phạm Thị Ngọc
Oanh, 2013). Một số nghiên cứu gần đây đề cập đến ảnh hưởng của các chất ô nhiễm không
khí tới đa dạng sinh học tại Hà Nội như khí SO2 (Nguyễn Thúy An, 2014) và khí NO2
(Nguyễn Phương Thảo, 2014).
2


3. SỬ DỤNG ĐỊA Y LÀM SINH VẬT CHỈ THỊ Ô NHIỄM KHÔNG KHÍ
Địa y nhạy cảm với các chất ô nhiễm không khí, cụ thể: kim loại nặng như chì (Pb), niken
(Ni), thủy ngân (Hg), kẽm (Zn), arsen (As), Cadmium (Cd), crôm (Cr),…; hợp chất lưu
huỳnh, phổ biến là khí SO2, sản phẩm cháy của nhiên liệu hóa thạch như xăng, dầu, khai
thác quặng, sản xuất giấy và khí thải ô tô và xe gắn máy; hợp chất nitơ như NO2, khí thải xe
gắn máy và ô tô; mưa axit (do SO2 và NO2 hòa tan trong nước mưa và tuyết) và các chất gây
ô nhiễm khác. Mức độ nhạy cảm cao của địa y liên quan đến sinh lý và hình thái học của
chúng. Nếu hai thành phần tảo và nấm thay đổi/mất cân bằng, cấu trúc cộng sinh của địa
y sẽ bị phá hủy. Bên cạnh đó, địa y có thể bị ảnh hưởng bởi sự tích lũy độc chất, can
thiệp về trao đổi chất hoặc dinh dưỡng ở một thành phần cộng sinh thay đổi quá mức.
Để nghiên cứu ảnh hưởng của ô nhiễm không khí đến địa y đòi hỏi phải có: Dữ liệu về phân
bố địa y; thông tin sinh thái học (ví dụ giá trị chỉ thị của từng loài địa y); chỉ số biểu thị mức
độ nhạy cảm của các loài đối với ô nhiễm không khí. Sự nhạy cảm của địa y đối với các
chất ô nhiễm có thể được xác định bằng nhiều cách kết hợp như: (1) Đo mức độ ô nhiễm
không khí so sánh với sự xuất hiện của địa y tại khu vực nghiên cứu; (2) Đối chứng với điều
kiện môi trường, thường từ các thành phần vô sinh của môi trường; (3) Thay đổi thành phần
loài địa y tại khu vực nghiên cứu; (4) Từ tình trạng chung (sức sống) và mức độ thiệt hại
của tản địa y (thalli) và (5) Sử dụng giá trị nhạy cảm của địa y đã biết từ các nghiên cứu
trước đó. Nhìn chung, để sử dụng địa y làm sinh vật chỉ thị, các nhà khoa học thực hiện chủ
yếu bằng hai cách như sau (Richardson, 1991; Seaward, 1993; Gries, 1996):
- Cách 1: Tương quan giữa đa dạng địa y và ô nhiễm không khí;
- Cách 2: Thay đổi về hình thái học, giải phẫu học và sinh lý học của địa y.
3.1. Tương quan giữa đa dạng địa y và ô nhiễm không khí (cách 1)

Để đánh giá mức độ đa dạng của địa y tương quan với ô nhiễm không khí cần thu thập các
số liệu về số lượng loài địa y, đo đạc nồng độ các khí ô nhiễm, điều kiện khu vực nghiên
cứu, mức độ che phủ của địa y và liên kết các dữ liệu với nhau (thống kê đa biến) để xác
định các loài nhạy cảm/chịu đựng với ô nhiễm không khí. Theo phương pháp này, các nhà
khoa học còn sử dụng “giá trị đa dạng địa y” hay LDV (Lichen Diversity Values) và “chỉ số
tinh khiết của không khí” hay IAP (the index of atmospheric purity).
3.1.1. Phương pháp
Chọn khu vực nghiên cứu. Sử dụng hệ
thống lưới (Van Meirvenne, 1991) chọn
vị trí thu mẫu trong khu vực nghiên cứu.
Chọn các cây phù hợp để khảo sát đại y.
Số lượng loài và mức độ che phủ của
địa y lần lượt được đếm và ước lượng
dựa trên 04 “khung lấy mẫu” (mỗi
khung gồm 5 ô vuông tiếp giáp nhau
theo chiều thẳng đứng và mỗi ô có kích
thước là 10  10 cm) đặt tại 4 điểm cực
(Đông, Tây, Nam, Bắc) trên thân cây A. Quy cách đặt khung B. Khung lấy mẫu gồm 5 ô vuông
sao cho cạnh trên cùng của “khung lấy
lấy mẫu
tiếp giáp nhau theo chiều đứng
mẫu” (sampling ladder) cách điểm cao
Hình 3. Quy cách thu mẫu địa y từ cây đã chọn
nhất của mặt đất là 1,5 m (hình 3).
(Nguồn: Asta J. and et al., 2002)
3


LDV được tính toán theo công thức sau (Asta J. and et al., 2002)
LDVj = MSFDj + MSFTj + MSFNj + MSFBj

Trong đó:

LDVj: Giá trị đa dạng địa tại vị trí thu mẫu
MSFDj, MSFTj, MSFNj, MSFBj: Tổng tần suất xuất hiện của địa y của tất cả các
cây tại vị trí thu mẫu j lần lượt tại các điểm cực Đông, Tây, Nam, Bắc

MSFBj = (SF1Bj + SF2Bj + SF3Bj + SF4Bj +… + SFnBj) / n
Trong đó:

SF: Tổng tần suất xuất hiện của tất cả các loài địa y tại 1 điểm cực của cây
D, T, N, B: Đông, Tây, Nam, Bắc
n: số lượng “khung lấy mẫu” được lấy tại vị trí thu mẫu j

Đối với IAP, có hơn 20 công thức tính và chúng đều có khả năng dự đoán (với mức độ
chính xác khá cao) mức độ của 08 chất ô nhiễm không khí (bao gồm SO2, NOx, Cl, Cd, Pb,
Zn và bụi) (Anman et al., 1987). Công thức tính IAP được xây dựng và phát triển bởi
Lablanc và De Sloover (1970) và sau đó được điều chỉnh bởi Asta và Rolley (1999) với
công thức như sau:
Trong đó:

n: số lượng các loài địa y
Qi: chỉ số sinh thái của mỗi loài địa y
(Q cho mỗi loài được xác định bằng cách cộng tất cả số lượng loài cần xác
định có mặt tại tất cả vị trí thu mẫu, sau đó chia cho tổng số lượng của các vị
trí thu mẫu)
ri: mức độ che phủ của địa y

Từ các giá trị LDV và chỉ số IAP, đối chiếu với hai thang đo tương ứng (bảng 1 và 2) lần
lượt xác định mức độ đa dạng địa y và chất lượng không khí.
Bảng 1. Thang đo mức độ đa dạng địa y dựa vào giá trị LDV

Mức độ đa dạng địa y
1. Rất đa dạng
2. Đa dạng
3. Trung bình
4. Ít đa dạng
5. Kém đa dạng

Mức độ đa dạng địa y
(thang đo chi tiết)
Rất đa dạng
Đa dạng đến rất đa dạng
Đa dạng
Trung bình đến đa dạng
Trung bình
Ít đa dạng đến trung bình
Ít đa dạng
Kém đa dạng
Rất kém đa dạng

Giá trị đa dạng địa y (LDV)
>81
71 – 80
61 – 70
51 – 60
41 – 50
31 – 40
21 – 30
11 – 20
0 – 10

Nguồn: Asta J. and et al., 2002; Brodekova´and et al., 2006

Bảng 2. Thang đo chất lượng không khí dựa vào chỉ số IAP
Mức độ
A
B
C
D
E

Chất lượng không khí
Ô nhiễm rất nặng
Ô nhiễm nặng
Ô nhiễm vừa
Ô nhiễm nhẹ
Ô nhiễm rất nhẹ

Khoảng giá trị IAP
0 – 12,5
12,5 – 25
25 – 37,5
37,5 – 50
> 50

Nguồn: Conti M.E. and Cecchetti G., 2001

4


Tổng số loài

3.1.2. Nghiên cứu đã thực hiện

Khoảng cách đến trung tâm thành phố (miles)
(Nguồn: Gilbert, O. L., 1965)

Hình 3. Sơ đồ biểu diễn số lượng loài địa y
trên mặt tường đá trầm tích (sandstone), mái
nhà amiang (asbestos roof) và cây tần bì (ash
tree) giảm khi tiếp cận Newcastle từ phía tây

Nhiều nghiên cứu đã chứng minh càng
gần nguồn ô nhiễm không khí (trung tâm
thành phố, nhà máy giấy, nhà máy điện
địa nhiệt), số lượng loài địa y càng giảm.
Thật vậy, nghiên cứu của Gilbert (1965)
cho thấy càng gần trung tâm Newcastle,
tổng số loài địa y (hiện diện trên đá trầm
tích, mái nhà amiang và thân cây tần bì)
càng giảm (hình 3). Tương tự, số lượng
loài địa y càng gần nhà máy giấy tại
Barak, Ấn Độ (theo các hướng khác
nhau) càng giảm, điển hình từ 24 giảm
xuống 10 và 5 loài cách nhà máy lần lượt
là 8,4; 5,2 và 2,4 km theo hướng Đông
(Pulak Das and et al., 2013). Số loài địa
y tìm thấy trên cây giảm khi khoảng cách
theo hướng bắc đến nhà máy điện địa
nhiệt (gần công viên Hell’s Gate, Kenya)
giảm (Meijer, S.and Donohoe, S. O.,

2006). Tại khu vực đô thị Bắc Bồ Đào
Nha tìm thấy 5 loài địa y và đến 9 loài ở
khu vực ngoại ô và nông thôn (Marisa
Freitas and et al., 2011) (bảng 4).

% che phủ

Tương tự, càng xa nguồn ô nhiễm không khí,
mức độ che phủ trên vỏ cây của địa y càng
tăng. Ví dụ nghiên cứu của Meijer, S.and
Donohoe, S. O. (2006) cho thấy mối tương
quan thuận giữa mức độ che phủ của địa y với
khoảng cách so với nhà máy địa nhiệt (nguồn
ô nhiễm không khí) đặt gần Vườn Quốc gia
Hell’s Gate, Kenya. Nói cách khác, càng xa
nhà máy (theo hướng bắc và nam), mức độ
che phủ của địa y càng tăng và mức độ che
Nam <-- Khoảng cách --> Bắc
phủ của địa y theo hướng nam (trên hướng
gió) cao hơn theo hướng bắc (dưới hướng gió)
Hình 4. Mức độ che phủ của địa y tại các
(hình 4). Nghiên cứu này được thực hiện trên khoảng cách khác nhau so với nhà máy địa
120 cây (thuộc
hai loài:
Acacia nhiệt tại Vườn Quốc gia Hell’s Gate, Kenya
drepanolobium
và
Tarchonanthus
(Nguồn: Meijer, S.and Donohoe, S. O., 2006)
camphoratus) được chọn để quan sát mức độ

che phủ của địa y.
Chất ô nhiễm không khí chỉ tác động gián tiếp đến sự thay đổi pH của vỏ cây, nhưng lại có
tác động trực tiếp lên địa y. Thí nghiệm của Gilbert (1969) cho thấy: càng xa Newcastle
(trung tâm thành phố - nguồn gây ô nhiễm không khí) về hướng tây, pH của vỏ cây tần bì
(ash tree) có xu hướng bớt tính axít, đồng thời mức độ che phủ của các loài địa y nhạy cảm
cũng tăng dần lên (bảng 3).
5


Bảng 3. Thay đổi pH vỏ cây tần bì (ash tree) theo hướng tây đến Newcastle
K.cách
(miles)
pH
% che
phủ của
địa y
nhạy cảm

19

16,5

14,5

12,5

10,5

9,5

9

8

7

6,5

6

4,7

3

1,7

1

0

4,2

4,2

4,3

4,3

4,4

4,4

3,9

3,6

3,3

3,6

3,4

3,9

3,4

3,6

3,0

4,0

66

66

57

54

25

23

12

1

0

0

0

0

0

0

0

0

(Nguồn: Gilbert, O. L., 1969)

Bên cạnh đó, càng xa nguồn ô nhiễm, địa y càng đa dạng, tức LDV càng lớn. Nghiên cứu
của Marisa Freitas and et al. (2011) thực hiện tại 3 vùng: đô thị, ngoại ô và nông thôn của
Porto (Bắc Bồ Đào Nha) tương ứng với ba mức độ ô nhiễm giảm dần từ đô thị đến nông
thôn (bảng 4). Số loài địa y ở khu vực ngoại ô và nông thôn (9 loài) cao hơn khu vực đô thị

(5 loài). Thêm vào đó, giá trị LDV và mức độ đa dạng địa y ở khu vực đô thị là thấp nhất.
Bảng 4. Mức độ đa dạng địa y tại ba khu vực đô thị, ngoại ô và nông thôn ở Porto
Thông số
Số loài địa y
LDV
Mức độ đa dạng địa y
CO (ppm)
CO2 (ppm)
NO2 (ppm)
SO2 (ppm)

Đô thị
5
25
Ít đa dạng
3,1
333
2,7
2

Ngoại ô
9
39
Ít đa dạng đến trung bình
2,6
305
0
2

Nông thôn

9
36
Ít đa dạng đến trung bình
3,1
294
0
1

(Nguồn: Marisa Freitas and et al., 2011)

Thêm vào đó, càng xa nguồn ô nhiễm, chỉ số IAP càng cao. Attanayaka A.N.P.M and
Wijeyaratne S. C. (2013) khảo sát 31 điểm thuộc 6 hướng khác nhau đi từ thành phố
Colomb, Sri Lanka (nước nhiệt đới) đến các vùng ngoại ô với bán kính 50 km (hình 5). Địa
y được khảo sát ở mỗi điểm thu mẫu (diện tích 1 km2) trên 8 loài cây. Nồng độ khí SO2 và
NO2 được đo bằng máy và kết quả cho thấy: càng xa thành phố, nồng độ hai khí càng giảm.
Thêm vào đó, nồng độ SO2 và NO2 trong không khí và chỉ số IAP có mối tương quan
nghịch, hay chỉ số IAP tăng dần khi đi xa dần trung tâm thành phố (hình 6). Chỉ số IAP
trung bình ở các điểm gần trung tâm thành phố là 24, thấp hơn so với các điểm còn lại (độ
tin cậy 95%).

Hình 5. Vị trí 31 điểm thu mẫu
(Nguồn: Attanayaka A.N.P.M and
Wijeyaratne S. C., 2013)

Hình 6. Tương quan hệ giữa giá trị SO2, NO2 và
IAP theo khoảng cách đến trung tâm thành phố
(Nguồn: Attanayaka A.N.P.M and Wijeyaratne S. C., 2013)
6

3.2. Thay đổi về hình thái học, giải phẫu học và sinh lý học của địa y (cách 2)
3.2.1. Phương pháp
Đối với các khu vực ô nhiễm nhưng địa y vẫn có thể tồn tại được, các nhà khoa học thường
lấy mẫu địa y và phân tích nồng độ các chất ô nhiễm tích lũy trong tản địa y. Cách này cũng
bao gồm cả việc nuôi cấy địa y và phương pháp này có thể áp dụng cho cả ở những khu vực
ô nhiễm nặng địa y không thể tồn tại được. Các tản địa y được lấy từ vỏ cây tại khu vực
chưa/ít ô nhiễm, sau đó được cố định lên bề mặt vật chủ thích hợp (như nút bần) và chuyển
đến khu vực nghiên cứu (nơi mẫu được thu định kỳ) để đánh giá sự phá hủy/tổn thương về
hình thái học, tế bào, sinh lý, các thành phần của tế bào địa y hoặc mức độ tích lũy sinh học
các chất ô nhiễm trong tản địa y (James, 1973; Nieboer et al., 1978; Burton et al., 1981;
Nash and Wirth, 1988; Puckett, 1984; Nash, 1989; Deruelle, 1992; Garty, 1992, 1993;
Bargagli et al., 1997; Benett and Wetmore, 1999; Freitas et al., 1999). Nhằm đánh giá sự
thay đổi hình thái và giải phẫu do ô nhiễm có thể sử dụng kính hiển vi để xác định mức độ
thiệt hại của tản địa y. Mức độ thiệt hại về sinh lý địa y từ các chất ô nhiễm có thể được
đánh giá thông qua mức độ nguyên vẹn của màng tế bào và sự suy thoái chất diệp lục.
3.2.2. Nghiên cứu đã thực hiện
3.2.2.1. Kim loại nặng
Sự tích lũy kim loại ở thực vật phụ thuộc vào nhiều nhân tố: sự hiện diện của các kim loại
nặng trong không khí, đặc tính thực vật (loài, tuổi, “tình trạng sức khỏe”, kiểu sinh sản,..) và
các nhân tố khác (thông số nhiệt độ, ẩm độ,…) (Baker, 1983). Nhìn chung có ba cơ chế liên
quan đến sự hấp thụ kim loại của địa y: Hấp thụ trong tế bào thông qua quá trình trao đổi
chất, tích lũy trong tế bào và ngậm (entrapment) các hạt bụi chứa kim loại nặng
(Richardson, 1995).
Địa y là “cổ máy” tích lũy kim loại. Thật vậy, nhiều nghiên cứu chứng minh giữa nồng độ
kim loại tích lũy trong tản địa y và trong môi trường có mối tương quan thuận (Andersen et
al., 1978; Herzig et al., 1989; Sloof and Wolterbeek, 1991; Herzig et al., 1993; Bari et al.,
1998). Tỷ lệ hàm lượng Pb tích lũy trong tản địa y Evernia prunastri được nuôi cấy và trong
mẫu đối chứng lần lượt là 10,2 ở Fontainbleau (Pháp), 3,7 ở Wurzburg (Đức; Deruelle,
1992) và 4,4 ở thành phố Rome (Ý; Bartoli et al., 1994).
Nhiều quan trắc sinh học sử dụng địa y được thực hiện tại Ý cho kết quả: Pb vẫn còn hiện

diện trong môi trường không khí trên diện rộng mặc dù chính sách “xăng không chì” đã
được tuyên truyền phổ biến; điều này cho thấy ô nhiễm Pb từ các phương tiện giao thông
vẫn còn tiếp diễn (Cardarelli et al., 1993; Deruelle, 1996; Monaci et al., 1997). Các phương
tiện giao thông vẫn được đánh giá là nguồn chính gây ô nhiễm không khí ở trung tâm của Ý,
cụ thể là Cr, Cu và Pb (Lopp et al., 1998b).
Thời tiết cũng là nhân tố quan trọng ảnh hưởng đến khả năng tích lũy kim loại trong tản địa
y. Hướng gió là một trong những nhân tố phát tán các chất ô nhiễm đến các khu vực xung
quanh. Nimis et al. (1989) kết luận hàm lượng kim loại nặng tích lũy trong địa y ở khu vực
nông thôn dưới hướng gió cao hơn trên hướng gió so với vị trí nguồn khí thải từ khu công
nghiệp miền Bắc nước Ý. Bên cạnh đó, kim loại nặng tích lũy trong tản địa y nhiều hơn
trong khoảng thời gian sau mùa hè do phản ứng hydrat hóa tăng (do mưa vào mùa thu)
(Nieboer et al., 1978).
Lĩnh vực nghiên cứu được phát triển gần đây là sử dụng địa y làm chỉ thị sinh vật cho ô
nhiễm không khí “trong nhà”. Rossbach et al. (1999) chỉ ra tỷ lệ cao giữa nồng độ các chất
7


Cr, Zn và Fe trong mẫu không khí lấy từ các hệ thống lọc khí máy điều hòa và trong mẫu
địa y Usnea spp. ở các thành phố khác nhau.
Trên 20 năm qua, địa y được sử dụng làm sinh vật chỉ thị và/hoặc quan trắc trong các đánh
giá chất lượng môi trường các khu công nghiệp như: xưởng đúc sắt và nhà máy sản xuất
phân bón (Kauppi, 1976; Laaksovirta and Olkkonen, 1977; Palomaki et al., 1992); xưởng
thép (Pilegaard, 1978, 1979); nhà máy ly trích dầu (Addison and Puckett, 1980); khu vực
xung quanh xưởng nicken (Nieboer et al., 1972); nhà máy nhiệt điện từ than (Olmez et al.,
1985; Garty, 1978; Freitas, 1994). Trong nghiên cứu của Garty et al. (1997) tại nhà máy đốt
dầu nặng ở vùng Tây Bắc Israel, kết quả cho thấy nồng độ S, V và Ni cao trong địa y hình
cành (fructicose lichen) Ramalina duriaei được nuôi cấy trong khu vực khu công nghiệp
này. Những giá trị này có mối tương quan thuận với các nồng độ S, V và Ni đo đạc được tại
hiện trường.
Địa y là chỉ thị sinh vật rất tốt cho ô nhiễm không khí từ các nhà máy điện địa nhiệt với các

chất ô nhiễm cụ thể là thủy ngân (Bargagli and Barghigiani, 1991); radon (Matthews, 1981)
và các kim loại khác (Connor, 1979). Một vài nhà nghiên cứu (Loppi, 1996; Loppi et al.,
1998a) đã sử dụng chỉ số IAP để đánh giá mức độ ô nhiễm không khí gây ra bởi nhà máy
điện địa nhiệt, kết quả cho thấy chỉ số IAP thấp nhất ở khu vực gần nhà máy với bán kính
500m và chỉ số IAP tăng dần tại các khu vực xa dần nhà máy. Các chất ô nhiễm từ nhà máy
điện địa nhiệt thường là As, B, Hg và H2S (Loppi, 1996; Loppi and Bargagli, 1996). Mặc dù
vậy, các nhà nghiên cứu chưa xác định được sự giảm nhanh các loài địa y tại các khu vực
gần nhà máy điện địa nhiệt này là do tác động riêng lẻ của từng chất gây ô nhiễm hay tác
động tích hợp của tất cả các chất này. Trong bất kì nghiên cứu, các nhà khoa học đều nhận
thấy địa y bị tổn thương nặng nề nhất bởi khí có độc tính cao H 2S (Beauchamp et al., 1984),
khí này hiện diện nhiều ở các khu vực xung quanh nhà máy điện địa nhiệt.
Các nghiên cứu khác lại tìm thấy mối tương quan giữa sự phá hủy/tổn thương diệp lục tố và
nồng độ một vài kim loại nặng tích lũy trong tản địa y. Garty et al., (1998a) chứng minh
rằng tính toàn vẹn của diệp lục tố có tương quan nghịch với nồng độ các chất Cr, Fe, Mn,
Ni, Pb; một số nhà nghiên cứu lại tìm thấy kết quả ngược lại, tính toàn vẹn của diệp lục tố
tương quan thuận với nồng độ các kim loại nặng cùng loại (Kauppi, 1976; Garty et al.,
1998a). Trong nghiên cứu của Kauppi (1976) chỉ ra rằng nồng độ cao của K trong địa y nuôi
cấy Cladina stellaris gần khu vực nhà máy sản xuất phân bón ở Phần Lan tương quan với sự
gia tăng tỷ lệ chất diệp lục a/b của địa y.
Một số nghiên cứu khác lại sử dụng địa y làm sinh vật chỉ thị tại các khu vực núi lửa, cụ thể
thủy phân được phóng thích từ núi lửa (Grasso et al., 1999). Ở đảo Hawaii, Hg trong tản địa
y có nồng độ 8-59 g/g, điều này nói lên rằng: khi phun trào, núi lửa phát tán Hg trên diện
rộng ảnh hưởng đến khả năng tích lũy Hg trong tản địa y ở đây (Davies and Notcutt, 1996).
Vấn đề quan trọng của việc xác định nồng độ ô nhiễm từ kim loại là phương pháp phân tích
với cách chọn mẫu và phương pháp xử lý mẫu (Wolterbeek and Bode, 1995). Trong nhiều
năm qua, có trên 2.000 bài viết về phương pháp phân tích địa y đã được xuất bản. Các số
liệu thu được từ các phương pháp khác nhau có sự khác biệt lớn là do sự phân bố khác nhau
của các chất ô nhiễm và sai số trong quá trình phân tích. Để khắc phục vấn đề này, Ủy ban
Châu Âu đã lập quy trình chuẩn cho việc phân tích địa y (Quevauviller et al., 1996). Thêm
vào đó, Cơ quan năng lượng nguyên tử quốc tế (International Atomic Energy Agency –

IAEA) đã khởi xướng một nghiên cứu liên phòng ở các nước đang phát triển về tài liệu
tham khảo cho 336 loài địa y (Smodis and Parr, 1999).
8


3.2.2.2. Hợp chất lưu huỳnh
Ảnh hưởng của hợp chất lưu huỳnh đến địa y được tìm hiểu nhiều năm qua. Nhiều nghiên
cứu về ảnh hưởng của khí SO2 lên địa y (Henriksson and Pearson, 1981; Fields, 1988,
Balaguer and Manrique, 1991; Gries et al., 1995) hoặc ảnh hưởng của mưa acid nhân tạo
(Scott and Hutchinson, 1987; Holopainen and Kauppi, 1989; Sanz et al., 1992; Tarhanen,
1998) đã được thực hiện. Số khác lại tìm hiểu về ảnh hưởng của khí SO2 đến khả năng
quang hợp (Richardson and Puckett, 1973; Kauppi, 1976; Lechowicz, 1982) và huỳnh
quang diệp lục (chlorophyll fluorescence) của địa y (Calatayud et al., 1996, 1999; Deltoro et
al., 1999). Mục đích của các nghiên cứu trên hầu hết là đánh giá ảnh hưởng của hợp chất
lưu huỳnh đến sinh lý học của địa y và/hoặc tính nguyên vẹn của diệp lục tố ở tảo trong địa
y.
Diệp lục tố (chlorophyll, viết tắt Chl) thường được phân tích phương pháp của Ronen và
Galun (1984). Sắc tố vàng sẫm (phaeophytin, viết tắt Ph) là sản phẩm của quá trình suy
giảm diệp lục tố. Sự biến động tỷ lệ giữa diệp lục tố và sắc tố vàng sẫm (Chl/Ph) chỉ thị cho
khả năng chịu đựng của địa y đối với ô nhiễm lưu huỳnh. Tỷ lệ giữa Chl a/Ph a được dùng
để đánh giá mức độ ảnh hưởng nồng độ cao SO2 đến địa y hoặc ảnh hưởng của kim loại
nặng đến địa y nuôi cấy (Garty, 1987). Tỷ lệ Chl/Ph là 1,4 có nghĩa diệp lục tố không bị
thay đổi. Nếu diệp lục tố của địa y bị suy gảm, tỷ lệ Chl/Ph sẽ có giá trị nhỏ hơn 1,4
(Boonpragob and Nash, 1991; Gonzales and Pignata, 1994, 1998; Silberstein et al., 1996).
Kardish et al (1987) cũng đo được tỷ lệ Chl/Ph trong địa y Ramalina duriaei tại các khu vực
bị ô nhiễm nghiêm trọng bởi các phương tiện giao thông là 0,08.
Một số nghiên cứu chứng minh rằng nồng độ lưu huỳnh tích lũy trong tản địa y chủ yếu do
ảnh hưởng của khí SO2 phát sinh từ các khu công nghiệp (Cordoba, Argentina) và số ít từ
giao thông (Levin and Pignata, 1995; Gonzales et al., 1996; Carreras et al., 1998).
Các loài địa y khác nhau sẽ có mức độ nhạy cảm với SO2 và các chất khí ô nhiễm khác nhau

(Insarova et al., 1993). Lobaria pulmonaria là một trong những loài nhạy cảm nhất theo
thang đo của Hawksworth và Rose (1976) tại nồng độ khí SO2 trung bình trong mùa đông là
30 g/m3. Ngược lại, Hypogymnia physodes là loài địa y có khả năng chịu đựng cao nhất
đối với khí SO2. Thật vậy, trong điều kiện có nồng độ khí H2SO4 cao, Hypogymnia
physodes cũng không bị ảnh hưởng (Garty et al., 1995).
Địa y cũng nhạy cảm với muối lưu huỳnh từ biển. Hàm lượng muối lưu huỳnh giảm khi
phân tích mẫu địa y thu từ khu vực ven biển vào phía đất liền (Wadleigh and Blake, 1999).
Khí SO2 có thể phá hủy màng protein của địa y. Đây là nguyên nhân gây suy giảm sinh
tổng hợp protein ở một số loài địa y hoặc tác động tiêu cực đến trao đổi chất giữa các thành
phần cộng sinh, làm thay đổi sự cân bằng của chúng. Nồng độ khí SO2 cao có thể phá vỡ
cấu trúc protein ở màng tế bào và enzym của địa y, có thể dẫn đến mất cân bằng trong quan
hệ cộng sinh của địa y (do liên quan đến trao đổi chất) (Fields and St. Clair, 1984).
Chính vì vậy, sự phá hủy màng tế bào có thể được dùng để chỉ thị ô nhiễm không khí. Khí
SO2, O3 và NO2 là những chất xúc tác hữu hiệu cho quá trình peroxy hóa lipid màng tế bào
(Menzel, 1976; Gonzalez and Pignata, 1994, Gonzalez et al., 1996). Thí nghiệm cho địa y
tiếp xúc với dung dịch có chứa SO2 nồng độ 1 ppm, kết quả cho thấy hàm lượng
phospholipid của địa y giảm nhẹ và các acid béo không no tăng lên.

9


3.2.2.3. Hợp chất nitơ và photpho
Mặc dù địa y được đề xuất dùng làm sinh vật chỉ thị cho NH3 nhưng chỉ những năm gần đây
mới chứng minh được mối tương quan giữa địa y chịu đựng khí nitơ và nồng độ NH3 trong
không khí (De Bakker, 1989). Vỏ cây tại các điểm thu mẫu ở Hà Lan chứng minh rằng các
loài địa y chịu đựng nitơ không phản ứng trực tiếp với nitơ trong môi trường nhưng địa y lại
phản ứng với vỏ cây có pH cao (nồng độ khí NH3 trong không khí cao có ảnh hưởng đến pH
của vỏ cây) (Van Dobben and Ter Braak, 1998).
Cladonia portentosa là một trong những chỉ thị sinh vật hiệu quả cho ô nhiễm nitơ và
photpho. Nồng độ bụi trên đỉnh và tản địa y đều có mối tương quan thuận khá cao đối với

nồng độ bụi nitơ và photpho có trong môi trường. Thêm vào đó, nồng độ bụi nitơ và
photpho trên đỉnh địa y cao gấp 2 – 5 lần so với trong tản địa y (Hyvarinen và Crittenden,
1998a, b). Mặt khác, nồng độ nitơ trong tản địa y ít tương quan với hàm lượng nitơ có trong
nước mưa (precipitation). Mặc dù vậy, hàm lượng nitơ tìm thấy trong tản địa y có mối liên
quan mật thiết với hàm lượng nitơ ướt trong không khí và có tương quan thuận với khí NO2
hiện diện trong khí quyển. Nhìn chung, C. portentosa được khuyến cáo làm sinh vật chỉ thị
cho tổng nitơ ở cả dạng bụi và dạng ướt (Sochting, 1995) và chỉ thị cho cả ô nhiễm nitơ và
lưu huỳnh (Bruteig, 1994).
Khí SO2 và NO2 ở nồng độ cao có thể làm giảm pH của tản địa y (Riga-Karandinos and
Karandinos, 1998). Ô nhiễm không khí do SO2 và NO2 đều dẫn đến sự diệt vong của các
loài địa y L. pulmonaria và R. farinacea. Giá trị pH của tản địa y giúp bổ sung thêm thông
tin về tình trạng ô nhiễm không khí tại khu vực nghiên cứu. Nhiều tác giả công bố L.
pulmonaria có nguy cơ bị tuyệt chủng tại một vài khu vực có xuất hiện mưa acid và pH 5 là
ngưỡng giá trị dưới mà địa y không thể tồn tại (Gauslaa, 1985; Gilbert, 1986).
4. KẾT LUẬN
Địa y là một trong những sinh vật chỉ thị ô nhiễm trường không khí và mưa axít hiệu quả.
Để đạt dữ liệu thống nhất trong quan trắc môi trường không khí bằng địa y, cần xây dựng
quy trình chuẩn cho quá trình chọn mẫu, xử lý và phân tích mẫu địa y.
5. ỨNG DỤNG
Các hướng nghiên cứu trên địa y tại Khoa Phát triển Nông thôn:
- Định danh các loài địa y
- Thay đổi mức độ đa dạng địa y theo mùa (mùa nắng và mưa) tương quan với chất lượng
môi trường không khí.
- Thay đổi mức độ đa dạng địa y theo khoảng cách đến các nguồn ô nhiễm không khí từ
phương tiện giao thông.
- Quan trắc chất lượng không khí qua các năm.

10

TÀI LIỆU THAM KHẢO
Tiếng Anh
Asta J. and et al. ( 002), Mapping lichen diversity as an indicator of environmental quality.
Kluwer Academic Publisher.
Attanayaka A.N.P.M and Wijeyaratne S. C. (2013), Corticolous lichen diversity, a potential
indicator for monitoring air pollution in tropics. J. Natn. Sci. Foundation Sri Lanka
2013 41(2):131-140.
Balaguer and Manrique (1991), Interaction between sulphur dioxide and nitrate in some
lichens. Env and Exp Botany 31 (2), 223-227.
Brodo I.M. (1961), Transplant experiments with coricolous lichens using a new technique.
Ecology 42, 838 – 841.
Brodekova´ and et al. (2006), An assessment of epiphytic lichen diversity and
environmental quality in knocksink wood nature reserve, Ireland. Biology and
Environment: Proceeding of the Royal Irish Academy, vol. 106B, No. 3, 215 – 223.
Calatayud et al. (1999), Effects on ascorbate feeding on chlorophyll fluorescence and
xanthophyll cycle components in the lichen Parmelia quercina (Willd.) Vainio
exposed to atmospheric pollutants. Physiologia Plantarum 105 (4), 679-684.
Conti M.E. and Cecchetti G. (2001), Biological monitoring: lichens as bioindicators of air
pollution assessment – a review. Elsevier Science Ltd., Environmental Pollution 114,
p. 471 – 492.
Ferry et al. (1973), Air pollution and lichens. The Athlone Press, London.
Garty et al. (1988), Comparisons beetween the metal content of a transplanted lichen before
and after the star-up of a coal-fired power station in Israel. Can. J. Bot. 66, 668-671.
Gombert S., Asta J. and Seaward M.R.D (2004), Assessment of lichen diversity by index of
atmospheric purity (IAP), index of human impact (IHI) and other environmental
factors in an urban area (Grenoble, southeast France). Science of Total Environment
324 (2004), 183-199.
Gilbert, O. L. (1965), Lichens as indicators of air pollution in the Tyne Valley. In Ecology
and the Industrial Society, pp. 35-47. Oxford: Blackwell Scientific Publications.
Gilbert, O. L. (1969), The effect of SO2 on lichen and bryophytes around Newcastle upon

Tyne. Air Pollut., Pro. Eur. Congr. Influence Air Pollut, Plants Anim., 1st, 1968, pp.
223-235.
Hale M.E. (1969), How to know the the lichens. Wm. C. Brown Company Publishers,
Dubuque, Iowa.
Hale M.E. (1983), The biology of lichens. E. Arnold, London.
Hamada and Miyawaki (1998), Lichens as bioindicators of air pollution. Jap. J. Ecol. 48,
49-60.
Hawksworth D.L. (1971), Lichens as litmus for air pollution: a historical review. Int. J.
Environ. Stud. 1, 281-296.
Hawksworth, D. L. & Hill, D. L. 1984. The lichen-forming fungi. Blackie, Glasgow &
London. 158 pp.
Kardish et al. (1987),
Larry McKane and Judy Kandel (1996), Microbiology Essentials and Applications -Second
Edition. McGraw-Hill, Inc.
Marisa Freitas and et al. (2011), Lichen as bio indicators of atmospheric pollution in Porto,
Portugal. Journal of Biodiversity and Ecological Sciences, No.1, Vol.1, Issue 1.
ISSN: 2008-9287.
11


Nimis P.L. (1990), Air quality indicators and indices: the use of plants as bioindicators of
monitoring air pollution. Colombo, AG and Premazzi, G, Ispra, Italy, JRC.
Pinho P. and et al. (2003), Mapping lichen diversity as a first step for air quality assessment.
The 3rd International Workshop on Biomonitoring of atmospheric pollution, Bled,
Slovenia, September 21-25, 2003.
Pulak Das and et al. (2013), Lichen diversity for environmental stress study: Application of
index of atmospheric purity (IAP) and mapping around a paper mill in Barak Valley,
Assam, northeast India. Tropical Ecology 54(3): 355-364.
Ronen et al. (1984), The effect of air pollution and bisulfite treatment in the lichen
Ramalina duriaei studied by photoacoustics. In: Advances in Photosynthesis

Research, Proceeding of the 6th Congress on Photosynthesis, 1-6 August 1983,
Brussels.
Showman R.E. (1988), Mapping air quality with lichens – the North American experience.
In: Nash III, T. H., Wirth, W. (Eds), Lichens, Bryophytes and Air Quality. Bib1.
Lichenol., Vol. 30. Cramer in der Gebruder Borntraeger Verlagsbuchhandlung,
Berlin, pp. 67-90.
Siegfried Huneck and Isao Yoshimura (1996), Identification of Lichen Substances.
Springer, Berlin, 1996, 493p.
Van Meirvenne (1991), Characterization of soil spatial variation using geostatistics. –
PhDThesis, Univ. of Gent.
Zaharopoulou et al. (1993), Influence of the lichen Physcia ascendens (Fr.) Oliv. Bull.
Environ. Contam. Toxicol. 50 (6), 852-855.
Tiếng Việt
Lê Công Kiệt (2003), Địa y khảm trên cây rừng ở bảo tồn thiên nhiên Bình Châu Phước
Bửu: Thành phần loài và sinh thái học. Đề tài nghiên cứu cấp trường, Trường Đại
học Khoa học Tự nhiên, Đại học Quốc gia Thành phố Hồ Chí Minh.
Nguyễn Phương Thảo (2014), Nghiên cứu ảnh hưởng của ô nhiễm NO2 trong không khí tới
đa dạng sinh học đại y tại Hà Nội. Luận văn tốt nghiệp Đại học, ngành Công nghệ Kỹ
thuật môi trường, Khoa Môi trường, Trường Đại học Tài nguyên và Môi trường Hà
Nội.
Nguyễn Thúy An (2014), Nghiên cứu ảnh hưởng của ô nhiễm SO2 trong không khí tới đa
dạng sinh học đại y tại Hà Nội. Luận văn tốt nghiệp Đại học, ngành Công nghệ Kỹ
thuật môi trường, Khoa Môi trường, Trường Đại học Tài nguyên và Môi trường Hà
Nội.
Phạm Thị Ngọc Oanh (2013), Khảo sát thành phần hóa học của loài địa y Parmotrema sp.
thu hái ở Bình Thuận. Luận văn tốt nghiệp Đại học, Khoa Hóa học, Đại học Sư phạm
Thành phố Hồ Chí Minh.
Hoàng Thị Sản (2012), Phân loại học thực vật. Nhà xuất bản Giáo dục Việt Nam, 223 trang.

12