(Luận văn thạc sĩ) nghiên cứu sự phân bố và chu chuyển của asen trong các thành phần chính của hệ sinh thái hồ tây, hà nội luận án TS sinh học 624201
Bạn đang xem bản rút gọn của tài liệu. Xem và tải ngay bản đầy đủ của tài liệu tại đây (6 MB, 211 trang )
ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN
-----------------------------------
Bùi Thị Hoa
NGHIÊN CỨU SỰ PHÂN BỐ VÀ CHU CHUYỂN
CỦA ASEN TRONG CÁC THÀNH PHẦN CHÍNH
CỦA HỆ SINH THÁI HỒ TÂY, HÀ NỘI
LUẬN ÁN TIẾN SĨ SINH HỌC
Hà Nội - 2017
ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN
-----------------------------------
Bùi Thị Hoa
NGHIÊN CỨU SỰ PHÂN BỐ VÀ CHU CHUYỂN
CỦA ASEN TRONG CÁC THÀNH PHẦN CHÍNH
CỦA HỆ SINH THÁI HỒ TÂY, HÀ NỘI
Chuyên ngành: Sinh thái học
Mã số: 62420120
LUẬN ÁN TIẾN SĨ SINH HỌC
NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC:
1. PGS.TS. Lưu Thị Lan Hương
2. PGS.TS. Lê Thu Hà
Hà Nội - 2017
2
LỜI CAM ĐOAN
Tơi xin cam đoan đây là cơng trình nghiên cứu khoa học của tơi. Các số liệu,
kết quả nêu trong luận án là trung thực và chưa được ai cơng bố trong bất kỳ cơng
trình nào khác.
Nghiên cứu sinh
Bùi Thị Hoa
3
LỜI CẢM ƠN
Em xin bày tỏ lịng biết ơn sâu sắc tới tập thể cán bộ hướng dẫn: PGS.TS.
Lưu Thị Lan Hương, PGS.TS. Lê Thu Hà đã tận tình dạy bảo, động viên và giúp đỡ
em trong suốt thời gian em học tập và thực hiện nghiên cứu.
Xin chân thành cảm ơn lãnh đạo Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQG
Hà Nội đã cung cấp kinh phí thơng qua các đề tài TN 11 - 21 và TN 13 - 17 cho
nghiên cứu này. Xin cảm ơn Phịng Sau Đại học, Ban Lãnh đạo Khoa Sinh học,
Phịng thí nghiệm Sinh thái học & Sinh học Mơi trường, Trường Đại học Khoa học
Tự nhiên, ĐHQG Hà Nội đã tạo điều kiện thuận lợi và cơ sở vật chất để cho NCS
hồn thành được nhiệm vụ học tập và nghiên cứu.
Để hồn thành luận án này tơi cũng nhận được sự giúp đỡ của Xí nghiệp Mơi
trường hồ Tây; Công ty khai thác cá hồ Tây; Công ty TNHH một thành viên hồ
Tây; Viện Cơng nghệ Mơi trường - Trường Đại học Bách Khoa Hà Nội; Khoa Hóa
học, Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQG Hà Nội; TS. Cung Thượng Chí -
Viện Địa chất - Viện Hàn lâm Khoa học Việt Nam, TS. Ngơ Thị Thúy Hường -
Viện Khoa học Địa chất và Khống sản - Bộ Tài ngun Mơi trường, TS. Nguyễn
Trọng Hiếu - Khoa Tốn - Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQG Hà Nội, đã
tạo điều kiện và giúp đỡ tơi trong q trình thu mẫu, phân tích mẫu, xử lý số liệu và
thực hiện nghiên cứu.
Cảm ơn gia đình, bạn bè và đồng nghiệp đã động viên và giúp đỡ cả về vật
chất và tinh thần để tơi có thể hồn thành được luận án này.
Nghiên cứu sinh
4
Bùi Thị Hoa
MỤC LỤC
MỤC LỤC……………………………………………………………………...
1
DANH MỤC CÁC KÝ HIỆU VÀ CHỮ VIẾT TẮT………………………….
4
DANH MỤC BẢNG…………………………………………………………...
5
DANH MỤC HÌNH……………………………………………………………
7
MỞ ĐẦU……………………………………………………………………….
9
CHƯƠNG I. TỔNG QUAN TÀI LIỆU……………………………………...... 12
1.1. Tổng quan về Asen………….......…………...………….......…………......
12
1.1.1. Sự phân bố và chu chuyển của As trong tự nhiên………………...... 13
1.1.1.1. Sự phân bố của As trong tự nhiên…………………………….
13
1.1.1.2. Sự chu chuyển của As trong tự nhiên………………………… 14
1.1.2. Ảnh hưởng của As đến sức khỏe của con người và sinh vật……….
20
1.1.2.1. Ảnh hưởng của As đến sức khỏe con người…………………..
20
1.1.2.2. Ảnh hưởng của As đối với sinh vật…………………………… 21
1.2. Thực trạng ơ nhiễm As và các nghiên cứu về As ở Việt Nam.……………
23
1.2.1. Thực trạng ơ nhiễm As ở Việt Nam………………………………...
23
1.2.2. Các nghiên cứu As ở Việt Nam…………………………………….
24
1.3. Mơ hình tốn trong nghiên cứu về hệ sinh thái...…………………………
28
1.3.1. Ứng dụng mơ hình tốn trong các nghiên cứu về hệ sinh thái thủy vực 28
1.3.2. Tổng quan về phần mềm Stella……………………………………... 33
1.4. Tổng quan về hồ Tây, Hà Nội.……………………………………………
34
1.4.1. Điều kiện tự nhiên…………………………………………………... 35
1.4.2. Đặc điểm kinh tế xã hội khu vực quanh hồ Tây……….....…………
36
1.4.3. Đa dạng sinh học hồ Tây..…………………………………………..
37
1.4.4. Các nghiên cứu về As và kim loại nặng ở hồ Tây….……………….
40
CHƯƠNG II. ĐỐI TƯỢNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU………….. 42
2.1. Đối tượng và thời gian nghiên cứu…………………………………..…… 42
2.1.1. Đối tượng nghiên cứu………………………………………………
5
42
2.1.2. Địa điểm và thời gian nghiên cứu…………………………………... 43
2.2. Phương pháp nghiên cứu…………………………………………………. 44
2.2.1. Phương pháp thu và phân tích mẫu………………………………… 44
2.2.1.1. Phương pháp thu thập mẫu vật ngồi thực địa………………..
44
2.2.1.2. Phương pháp phân tích mẫu trong phịng thí nghiệm………...
46
2.2.2. Phương pháp kế thừa…….………………………………………….
48
2.2.3. Phương pháp tính tốn sinh khối các nhóm sinh vật ở hồ………….. 49
2.2.4. Phương pháp tính tốn hệ số tích tụ sinh học (BCF).……………… 50
2.2.5. Phương pháp đánh giá rủi ro gây ung thư..…………………………
51
2.2.6. Phương pháp tốn học và mơ hình hóa……………………………..
52
2.2.7. Phương pháp xử lý số liệu………………………………………….. 59
CHƯƠNG III. KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN………………..
60
3.1. Hiện trạng chất lượng mơi trường nước hồ Tây, Hà Nội………………….
60
3.1.1. Đặc tính thủy lý của nước…………………………………………... 60
3.1.2. Đặc tính hóa học của nước………………………………………….
3.2. Asen trong các thành phần của hệ sinh thái hồ Tây, Hà Nội và hệ số tích
61
tụ sinh học Asen ở một số nhóm sinh vật …………………………………
67
3.2.1. Nồng độ As trong nước……………………………………………..
67
3.2.2. Hàm lượng As tổng số trong trầm tích hồ Tây……………………...
70
3.2.3. Hàm lượng As tổng số trong thực vật nổi……… ………………….. 73
3.2.4. Hàm lượng As tổng số trong động vật nổi……….…………………. 74
3.2.5. Hàm lượng As tổng số trong một số lồi cá ở hồ Tây, Hà Nội……..
77
3.2.5.1. Hàm lượng As tổng số trong một số loài cá…………………... 77
3.2.5.2. Hàm lượng As tổng số trong các loại mơ của các lồi cá……..
78
3.2.6. Hàm lượng As tổng số trong một số lồi động vật đáy (ĐVĐ) ……. 81
3.2.7. Sự tích tụ sinh học As trong các sinh vật ở hồ Tây.………………… 84
3.3. Rủi ro gây ung thư của As từ cá tới sức khoẻ cộng đồng………………… 86
3.4. Xây dựng mơ hình chu chuyển của As trong hệ sinh thái hồ Tây……….... 89
3.4.1. Xác định các thơng số xây dựng mơ hình………….......................
6
89
3.4.2. Kết quả mô phỏng ……………………………………………….. 114
3.4.2.1. Sự biến động sinh khối của các thành phần………………….. 114
3.4.2.2. Sự biến động hàm lượng As trong các thành phần……………
120
3.5. Kiểm chứng kết quả chạy mơ hình………………………………………..
129
KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ………………………………………………..... 133
Kết luận………………………………………………………………………... 133
Kiến nghị………………………………………………………………………. 135
DANH MỤC CƠNG TRÌNH KHOA HỌC CỦA TÁC GIẢ LIÊN QUAN
ĐẾN LUẬN ÁN……………………………………………………………….. 136
TÀI LIỆU THAM KHẢO……………………………………………………... 137
PHỤ LỤC……………………………………………………………………....
7
DANH MỤC CÁC KÝ HIỆU VÀ CHỮ VIẾT TẮT
BTNMT
Bộ Tài ngun Mơi trường
BAF
Bioaccummulation factor (Hệ số tích tụ sinh học)
BCF
Bioconcentration factor (Hệ số tích tụ sinh học)
CR
Cancer risk: Rủi ro gây ung thư
DMA
Dimethylarsinic acid (Đi - mê - tyl asenic axit)
ĐVĐ
Động vật đáy
ĐVN
Động vật nổi
FSANZ
Food Standards Australia - New Zealand
Tiêu chuẩn thực phẩm của Australia - New Zealand
ICP - MS
Inductively coupled plasma mass spectrometry (Khối phổ plasma
cảm ứng)
ILEC
International Lake Environment Committee (Ủy ban mơi trường
hồ Quốc tế)
IRIS
Integrated Risk Information System (Hệ thống tích hợp thơng tin
rủi ro)
MMA
Monomethylarsonic acid (Mơ-nơ-mê-tyl-asenic axit)
PTN
Phịng thí nghiệm
QCVN
Quy chuẩn Việt Nam
TB
Trung bình
TMA
Trimethylarsine (tri- mêtyl- asin)
TVN
Thực vật nổi
TMAO
Trimethylarsine oxide (tri-metyl- asin ơ xít)
UNICEF
United Nations Children's Fund (Quỹ Nhi đồng liên Hiệp quốc)
US. EPA
United States Environmental Protection Agency (Cơ quan bảo vệ
mơi trường Hoa Kỳ)
US. FDA
United States Food and Drug Administration (Cục quản lý thực
phẩm và dược phẩm Hoa Kỳ)
8
DANH MỤC BẢNG
Bảng 1.1. Bảng tổng hợp nhiệt độ, lượng mưa, độ ẩm trung bình các tháng
trong năm của Hà Nội từ năm 2011 đến năm 2015……………….
35
Bảng 1.2. Sản lượng cá (tấn) khai thác hàng năm ở hồ Tây, Hà Nội…….......
38
Bảng 2.1.
Địa điểm và tọa độ các điểm thu mẫu.............................................
44
Bảng 2.2. Các thành phần chính của hệ sinh thái hồ Tây................................
53
Bảng 2.3. Ma trận thể hiện mối quan hệ giữa các thành phần chính trong hệ
sinh thái hồ Tây..................................................................................
54
Bảng 3.1. Thơng số thủy lý hóa tại các khu vực nghiên cứu vào mùa mưa
(giai đoạn 2011 - 2014)…………………………………...
62
Bảng 3.2. Thơng số thủy lý hóa tại các khu vực nghiên cứu vào mùa khơ
(giai đoạn 2011 - 2014).........................................................................
Bảng 3.3. Nồng độ trung bình As hịa tan trong nước tại các điểm nghiên
cứu (giai đoạn 2011 - 2014)……………………………………….
Bảng 3.4. Hàm lượng As tổng số trung bình trong nước hồ Tây, Hà Nội
(giai đoạn 2011 - 2014) ........................................................................
Bảng 3.5. Hàm lượng As tổng số trung bình trong trầm tích hồ Tây (giai
đoạn 2011 - 2014)..................................................................................
Bảng 3.6. Hàm lượng As tổng số trung bình trong thực vật nổi ở hồ Tây
(giai đoạn 2011 - 2014) ........................................................................
Bảng 3.7. Hàm lượng As tổng số trung bình trong động vật nổi (giai đoạn
2011 - 2014) ...........................................................................................
Bảng 3.8. Hàm lượng As tổng số trung bình trong một số lồi cá ở hồ Tây,
Hà Nội (giai đoạn 2011 - 2014) ..........................................................
Bảng 3.9. Hàm lượng As tổng số trung bình trong mơ của một số lồi cá ở
hồ Tây, Hà Nội (giai đoạn 2011 - 2014)…………………………..
Bảng 3.10. Hàm lượng As tổng số trung bình trong ĐVĐ ở hồ Tây, Hà Nội
(giai đoạn 2011 - 2014) ........................................................................
9
63
67
69
71
73
75
77
80
81
Bảng 3.11. Hàm lượng As tổng số trong ĐVĐ tại các điểm thu nghiên cứu.....
82
Bảng 3.12. Hệ số tích tụ sinh học As trong các thành phần của hệ sinh thái hồ
Tây, Hà Nội……………………………………………………....
85
Bảng 3.13 Rủi ro gây ung thư của As trong mơ cơ thịt của một số lồi cá ở
hồ Tây, Hà Nội………………………….………………………... 88
Bảng 3.14. Các thơng số trong mơ hình chu chuyển của As trong nước……...
91
Bảng 3.15. Các thơng số trong mơ hình chu chuyển của As trong TVN……...
94
Bảng 3.16. Các thơng số trong mơ hình chu chuyển của As trong ĐVN……..
97
Bảng 3.17. Các thơng số trong mơ hình chu chuyển của As trong cá mè…….
100
Bảng 3.18. Các thơng số trong mơ hình chu chuyển của As trong cá chép…... 103
Bảng 3.19. Các thơng số trong mơ hình chu chuyển của As trong cá rơ phi…. 105
Bảng 3.20. Các thơng số trong mơ hình chu chuyển của As trong cá trơi……. 108
Bảng 3.21. Các thơng số trong mơ hình chu chuyển của As trong ĐVĐ…….. 110
Bảng 3.22. Các thơng số trong mơ hình chu chuyển của As trong trầm tích…. 113
Bảng 3.23. Hàm lượng As trong các thành phần theo thời gian (kết quả mô
phỏng và thực tế)………………………………………………….
129
Bảng 3.24. Kết quả mô phỏng dự báo hàm lượng As trong các thành phần
của hệ sinh thái hồ Tây …………………………………………... 130
Bảng 3.25 So sánh kết quả mô phỏng và kết quả thực tế (năm 2016)……….
10
131
DANH MỤC HÌNH
Hình 1.1. Chu trình As trong tự nhiên……………………………………... 15
Hình 1.2. As và các phản ứng của As trong các hệ sinh thái hồ…………...
17
Hình 1.3. Sự chuyển hố As vơ cơ thành As hữu cơ nhờ q trình methyl
hóa………………………………………………………………
18
Hình 1.4. Giản đồ thể hiện các bước xây dựng mơ hình …………………
30
Hình 1.5. Ngun tắc mơ hình hố nồng độ một chất độc ở một bậc dinh
dưỡng……………………………………………………………
31
Hình 2.1. Hình ảnh hồ Tây, sơ đồ vị trí các điểm thu mẫu………………...
43
Hình 2.2. Chu trình vật chất trong hệ sinh thái hồ cá.…………………….
52
Hình 3.1. Nồng độ As hồ tan trong nước tại các điểm nghiên cứu……….
68
Hình 3.2. Nồng độ As tổng số trong nước hồ Tây, Hà Nội………………... 70
Hình 3.3. Hàm lượng As tổng số trung bình trong trầm tích của các điểm
nghiên cứu……………….………………………………………
Hình 3.4. Hàm lượng As tổng số trung bình trong TVN tại các điểm
nghiên cứu………………….……………………………………
Hình 3.6. Hàm lượng As tổng số trung bình trong một số lồi cá ở hồ Tây,
72
74
Hà Nội…….………….………………………….…………......... 77
Hình 3.7. Hàm lượng As tổng số trong các mơ của một số lồi cá ở hồ Tây 79
Hình 3.8. Sự tương quan giữa hàm lượng As tổng số trong trai sơng với
hàm lượng As tổng số trong trầm tích ở hồ Tây, Hà Nội……….. 83
Hình 3.9. Hàm lượng As tổng số giữa các nhóm sinh vật ở hồ Tây, Hà Nội 83
Hình 3.10. Sơ đồ mơ phỏng sự chu chuyển của As trong nước hồ………….
90
Hình 3.11 Sơ đồ mơ phỏng sự biến động sinh khối thực vật nổi..………….
92
Hình 3.12. Sơ đồ mơ phỏng sự chu chuyển của As trong thực vật nổi……...
93
Hình 3.13. Sơ đồ mơ phỏng sự biến động sinh khối động vật nổi………......
95
Hình 3.14. Sơ đồ mơ phỏng sự chu chuyển As trong động vật nổi…………. 96
Hình 3.15. Sơ đồ mơ phỏng sự biến động sinh khối của cá mè trắng……….
98
Hình 3.16. Sơ đồ mơ phỏng sự chu chuyển của As trong cá mè trắng.....…... 99
11
Hình 3.17. Sơ đồ mơ phỏng sự biến động sinh khối cá chép..……………… 101
Hình 3.18. Sơ đồ mơ phỏng sự chu chuyển của As trong cá chép………….. 102
Hình 3.19. Sơ đồ mơ phỏng sự biến động sinh khối cá rơ phi……………… 103
Hình 3.20. Sơ đồ mơ phỏng sự chu chuyển của As ở cá rơ phi…………….. 104
Hình 3.21. Sơ đồ mơ phỏng sự biến động sinh khối cá trơi………………...
106
Hình 3.22. Sơ đồ mơ phỏng sự chu chuyển của As trong cá trơi…………… 107
Hình 3.23. Sơ đồ mơ phỏng sự biến động sinh khối động vật đáy………….. 108
Hình 3.24. Sơ đồ mơ phỏng sự chu chuyển của As trong động vật đáy……. 109
Hình 3.25. Sơ đồ mơ phỏng sự biến động của mùn bã hữu cơ……………... 111
Hình 3.26. Sơ đồ mơ phỏng sự chu chuyển của As trong trầm tích………... 112
Hình 3.27. Kết quả mơ phỏng sự biến động sinh khối của TVN, ĐVN, ĐVĐ
và mùn bã trong hồ……………………………………………… 115
Hình 3.28. Kết quả mơ phỏng biến động sinh khối cá theo thời gian ……… 118
Hình 3.29. Kết quả mơ phỏng biến động sinh khối cá theo thời gian có đánh
bắt, có thả bù…………………………………………………….. 119
Hình 3.30. Kết quả mơ phỏng sự biến động hàm lượng As trong nước,
TVN, ĐVN, ĐVĐ và trầm tích theo thời gian………………….. 121
Hình 3.31. Kết quả mơ phỏng biến động hàm lượng As trong một số lồi cá
theo thời gian…………………………………………….……… 122
Hình 3.32. Kết quả mơ phỏng biến động hàm lượng As theo mơ phỏng biến
động sinh khối của các lồi cá…………………………………… 123
Hình 3.33. Kết quả mơ phỏng sự biến động As trong các thành phần khi
lượng As đầu vào thay đổi………………………………………. 128
Hình 3.34. Tương quan về hàm lượng As giữa giá trị mơ phỏng và thực tế
của các thành phần chính của hệ sinh thái hồ Tây (năm 2016)…. 131
12
MỞ ĐẦU
Hồ Tây là hồ lớn nhất trong khu vực nội thành Hà Nội. Với diện tích hơn 500 ha,
hồ Tây có sự đa dạng về nguồn tài ngun sinh vật, là một bảo tàng lưu trữ nguồn gen thủy
sinh vật của Hà Nội. Bên cạnh đó, hồ Tây mang dấu ấn đậm nét về văn hố tâm linh với
khoảng 64 di tích lịch sử xung quanh hồ. Trong đó, đền Qn Thánh, chùa Trấn Quốc, đền
Đồng Cổ, phủ Tây Hồ… thu hút rất đơng du khách trong và ngồi nước [34]. Trước đây,
các sản vật trong hồ như cá chép, tơm, trai, ốc, sen… là nguồn thực phẩm có giá trị mang
lại lợi ích kinh tế cho nhiều người dân sinh sống quanh hồ. Từ nguồn thực phẩm sẵn có và
phong phú đó, nhiều sản phẩm mang thương hiệu hồ Tây đã ra đời như bánh tơm hồ Tây,
cà cuống hồ Tây, ốc hồ Tây, cá chép hồ Tây, sen hồ Tây… Tuy nhiên, hiện nay, do sự thay
đổi của mơi trường sống, đặc biệt là sự suy giảm chất lượng mơi trường nước mà nhiều
lồi sinh vật khơng cịn có mặt tại hồ như sâm cầm, cà cuống… Trong một số năm gần
đây, sản lượng trai ốc ở hồ Tây đã suy giảm nghiêm trọng [36].
Hồ Tây có vai trị rất quan trọng về mặt cảnh quan: tọa lạc ngay giữa trung
tâm thành phố, hồ Tây cùng với sơng Hồng đã tạo ra khoảng khơng gian rộng rãi
thống mát và trong lành cho Thủ đơ nghìn năm văn hiến. Bên cạnh đó, hồ Tây cịn
có vai trị quan trọng trong điều tiết nước mưa và nước ngầm: hàng năm hàng nghìn
mét khối nước mưa từ khu vực xung quanh đổ vào hồ đã tránh được ngập úng cục
bộ cho khu vực xung quanh. Với vai trị quan trọng đó mà đã có rất nhiều đề tài
nghiên cứu về hồ Tây khá đa dạng, bao gồm đánh giá chất lượng mơi trường nước
hồ, đánh giá đa dạng sinh học hồ, nâng cấp hệ thống cấp thốt nước, xử lý nước
thải, kè hồ, đánh giá khả năng chịu tải ơ nhiễm của hồ… Tuy nhiên, vấn đề kim loại
nặng (KLN) ở hồ Tây cịn ít được quan tâm nghiên cứu, hoặc đã nghiên cứu nhưng
kết quả cho thấy rằng hàm lượng các KLN (Cd, Pb, Hg) ở mức rất thấp [28, 37]. Kể
từ năm 2001 đến nay, đã có một số cơng bố cho thấy rằng, hồ Tây không chỉ ô
nhiễm hữu cơ mà hàm lượng các KLN như Asen (As), cadimi (Cd), crôm (Cr),
đồng (Cu), chì (Pb), kẽm (Zn), sắt (Fe) trong trầm tích và trong một số sinh vật
cũng ở mức cao [102]. Đặc biệt, trong sinh vật đáy (trai, ốc) hàm lượng As, Cd, Pb
đã cao hơn tiêu chuẩn của Việt Nam và tiêu chuẩn của một số nước trên thế giới [18
- 21, 108, 109].
13
Các nghiên cứu về As ở hồ Tây đã khảo sát ở đối tượng là sinh vật đáy (trai,
ốc), nước, trầm tích của hồ và cá chép. Tuy nhiên, nhóm sinh vật nổi (động vật nổi,
thực vật nổi) và một số lồi cá khác thì chưa được quan tâm nghiên cứu. Hơn nữa,
hồ Tây là một hệ sinh thái nước ngọt điển hình của khu vực đồng bằng sơng Hồng,
miền Bắc Việt Nam. Đây là một hệ sinh thái có ranh giới khá rõ ràng so với các hệ
sinh thái khác, nên việc nghiên cứu sự chu chuyển của vật chất nói chung và As nói
riêng qua các mắt xích thức ăn trong hệ sinh thái là một việc làm có ý nghĩa quan
trọng trong nghiên cứu sinh thái. Do đó, đề tài “Nghiên cứu sự phân bố và chu
chuyển của Asen trong các thành phần chính của hệ sinh thái hồ Tây, Hà Nội”
được thực hiện với các mục tiêu:
-
Đánh giá hiện trạng chất lượng mơi trường nước hồ Tây.
-
Đánh giá hiện trạng phân bố của As trong một số thành phần chính của hệ sinh
thái hồ Tây và xác định mức độ tích tụ sinh học của As trong các sinh vật.
-
Đánh giá nguy cơ ảnh hưởng của As tới con người khi sử dụng một số lồi cá
ở hồ Tây làm thực phẩm.
-
Mơ phỏng q trình chu chuyển của As qua các thành phần chính của hệ sinh
thái hồ Tây, Hà Nội và dự báo sự biến động hàm lượng của As trong các thành
phần của hệ sinh thái hồ Tây theo thời gian.
Nội dung nghiên cứu
-
Xác định các thơng số thủy lý hóa của mơi trường nước hồ Tây (nhiệt độ, độ
dẫn, độ muối, độ đục, BOD5, COD, ni tơ tổng số và phospho tổng số)
-
Xác định hàm lượng As trong các thành phần của hệ sinh thái hồ Tây: trong
nước (dạng hịa tan và dạng tổng số), As trong trầm tích hồ; hàm lượng As trong
động vật nổi, As trong thực vật nổi, As trong các lồi cá (mè trắng hoa nam, trơi
ấn, chép, rơ phi vằn, trắm cỏ) và hàm lượng As trong động vật đáy (ĐVĐ) (trai
phồng, trai cánh và trùng trục).
-
Xác định mức độ tích tụ sinh học của As trong các thành phần (TVN, ĐVN, cá,
ĐVĐ)
-
Đánh giá rủi ro gây ung thư của As từ cá tới sức khỏe cộng đồng
14
-
Xây dựng mơ hình mơ phỏng sự chu chuyển của As trong các thành phần chính
của hệ sinh thái hồ Tây.
-
Mơ phỏng dự báo sự biến động hàm lượng As trong các thành phần theo thời gian.
Cơ sở khoa học của luận án
-
Dựa trên lý thuyết về hệ sinh thái, các chu trình vật chất trong hệ sinh thái,
lưới thức ăn và các mắt xích thức ăn trong hệ sinh thái.
-
Đặc tính hóa học và khả năng gây độc của As đối với các sinh vật.
-
Định luật bảo tồn ngun tố, bảo tồn khối lượng và sự cân bằng sinh khối.
Những điểm mới của luận án
- Cung cấp bộ số liệu cập nhật và đầy đủ về hàm lượng As trong các thành phần
khác nhau của hệ sinh thái hồ Tây.
- Cung cấp dẫn liệu về hệ số tích tụ sinh học của As trong một số lồi sinh vật
trong hồ Tây.
- Thiết lập mơ hình chu chuyển của As qua các thành phần chính của hệ sinh thái
hồ Tây từ đó dự báo sự biến động hàm lượng As trong các thành phần tương ứng.
Ý nghĩa khoa học và thực tiễn của luận án
-
Đưa ra hệ số tích tụ sinh học As của một số sinh vật sống trong hồ
-
Đánh giá rủi ro gây ung thư của As từ cá hồ Tây, góp phần cảnh báo sớm về
việc khai thác và sử dụng các sản phẩm từ hồ.
-
Việc mơ phỏng dự báo sẽ cung cấp cơ sở khoa học cho việc quản lý và phát
triển bền vững hệ sinh thái hồ Tây trong tương lai.
15
CHƯƠNG I
TỔNG QUAN TÀI LIỆU
1. 1. Tổng quan về asen
Nguyên tố asen (As) là nguyên tố tự nhiên hình thành trong vỏ Trái Đất.
Khối lượng ngun tử của As là 74,92, As là một á kim vừa có tính chất phi kim,
vừa có tính chất kim loại nhưng tính chất kim loại của As rất mạnh, nên nó được coi
là một kim loại nặng. Trong tự nhiên, As có một đồng vị bền là As 75 và 33 đồng vị
khác được con người tổng hợp (tính đến năm 2003). Khối lượng ngun tử của các
đồng vị dao động từ 60 đến 92, ổn định nhất trong số các đồng vị là As 73 với chu
kì bán rã là 80,3 ngày. Các đồng vị khác có chu kì bán rã dưới một ngày ngoại trừ
As 71: t1/2 = 2,721 (ngày), As 72: t1/2 = 1,08 (ngày), As 74: t1/2 = 17,77 (ngày), As
76: t1/2 = 1,094 (ngày), As 77: t1/2 = 1,618 (ngày) [45].
As tồn tại trong hầu hết các mơi trường: trong đá, trong đất, trong nước và
trong khơng khí với nồng độ thấp nên khơng gây độc. As kết hợp với nhiều ngun
tố khác nhau như ơ xi, lưu huỳnh, sắt… tạo thành các hợp chất vơ cơ, cịn khi As
kết hợp với hyđro và cacbon thì tạo thành các hợp chất As hữu cơ. As chủ yếu tồn
tại ở dạng vơ cơ với bốn hóa trị là -3, 0, +3 và +5; trong điều kiện ơ xi hóa, As V
(asenat) là dạng phổ biến và chiếm ưu thế; trong điều kiện khử, As III (asenit)
chiếm ưu thế. Dạng hữu cơ của As ít độc hơn so với dạng vơ cơ [131]. Các hợp chất
của As hữu cơ như arsenobetaine, arsenocholine, muối tetramethylarsonium,
arsenosugars có trong mỡ và trong cơ thể các sinh vật. Đặc biệt, hàm lượng As
trong sinh vật biển cao hơn so với sinh vật nước ngọt và sinh vật ở cạn [157].
Nguồn gốc tự nhiên gây ô nhiễm As là do hoạt động của núi lửa và cháy
rừng. Ngồi ra, ơ nhiễm As chủ yếu là do hoạt động của con người bao gồm khai
thác dầu mỏ, luyện kim, đốt nhiên liệu hóa thạch, hoạt động cơng nghiệp, sản xuất
nơng nghiệp… Người ta ước tính rằng, khoảng 70% lượng As trên thế giới được sử
dụng trong xử lý gỗ là dạng đồng chrome arsenate (CCA), 22% từ các hóa chất sử
dụng trong nơng nghiệp, cịn lại là trong lĩnh vực sản xuất thủy tinh, trong dược
phẩm và luyện kim [153]. Ước tính, tỉ lệ As được giải phóng vào mơi trường bởi
các q trình tự nhiên và nhân tạo là 60:40. Trong đó, đúc đồng chiếm tới 40% tổng
lượng As phát thải vào mơi trường do tác nhân nhân tạo [54].
16
1.1.1. Sự phân bố và chu chuyển của As trong tự nhiên
1.1.1.1. Sự phân bố của As trong tự nhiên
As có mặt với hàm lượng cao trong quặng sulfua đa kim, trong mỏ antimony
và các mỏ kim loại khác. Ngồi ra, As cịn có hàm lượng tương đối cao trong đất,
nước ở các mỏ than, than bùn, trong sét giàu vật liệu hữu cơ, các tích tụ có nguồn
gốc đầm hồ, trong chất thải của các nhà máy, xí nghiệp, trong nước ngầm, nước mặt
và nước biển. Có 105 nước hoặc vùng lãnh thổ trên thế giới bị phơi nhiễm As và có
khoảng 226 triệu người phơi nhiễm với As từ nước uống và thực phẩm [136].
Rất nhiều vùng trên thế giới như Argentina (Ac hen ti na), Bangladet (Băng
la đét), Chile (Chi lê), Trung Quốc, Hungary (Hung ga ri), Ấn Độ (Tây Bengal),
Mexico (Mê hi cô), Romani (Rô ma ni), Đài Loan, Việt Nam, nhiều bang của Mỹ
(California, Navada, Arizona), Campuchia, Myanma, Nepal đều là những nơi có
nồng độ As trong nước ngầm ở mức cao vượt ngưỡng 10 µg/l, thậm chí nhiều nơi
nồng độ As trong nước ngầm cịn vượt ngưỡng 50 µg/l [131].
Tại Hung ga ri và Rơ ma ni, nồng độ As trong nước ngầm thuộc vùng trầm
tích phù sa ở đồng bằng miền Nam Hung ga ri và một phần lãnh thổ của Rơ ma ni
lên tới 150 µg/l (trung bình là 32 µg/l) [131]. Tại Mê hi cơ, 13/31 bang của Mê hi
cơ phơi nhiễm với As trong nước uống với nồng độ vượt q 50 µg/l. Cá, bị và rau
được ni, trồng trong các vùng bị phơi nhiễm As ở hàm lượng cao cũng cho ra các
sản phẩm có hàm lượng As cao [136]. Tại Chi lê, trong nước mặt và nước ngầm của
các thành phố Antofagasta, Calama và Tocopilla thuộc miền bắc Chi lê có nồng độ
nồng độ As tương ứng thấp hơn 100 µg/l và 21.000 µg/l, cịn nồng độ As trung bình
trong nước chưa lọc là 440 µg/l (dao động từ 100 đến 1.000 µg/l) [89]. Tại Ac hen
ti na, nồng độ As trong nước ngầm tại Córdoba dao động từ 6 đến 11.500 µg/l
(trung bình là 255 µg/l); tại tỉnh Tucuman từ 12 đến 1.660 µg/l (trung bình là 46
µg/l) [131].
Tại Hoa Kỳ, nhiều bang ở miền Nam như Nevada, California, Arizona,
Maine, Michigan, Minnesota, South Dakota, Oklahoma và Wisconsin có hàm lượng
As trong nước ngầm vượt q 10 µg/l. Thành phố Fallon và phía Nam sa mạc
17
Carson thuộc bang Nevada, hàm lượng As trong nước ngầm cấp cho sinh hoạt lên
tới 100 µg/l [131]; Tại bang California, nồng độ As trong nước ngầm tại Tulare
thuộc thung lũng San Joaquin dao động từ 1 đến 2600 µg/l [68].
Đặc biệt, châu Á là nơi mà nguồn nước ngầm bị ơ nhiễm As nghiêm trọng
nhất. Ở Băng la đét và Ấn Độ (Tây Bengal), hàm lượng As trong nước ngầm dao
động rất lớn từ dưới 0,5 µg/l đến 3.200 µg/l [131]. Nước ngầm bị ơ nhiễm As đã và
đang gây ảnh hưởng đến nồng độ As trong nước uống. Trong nước uống, hàm
lượng As cao hơn 50 µg/l đã và đang gây ảnh hưởng nghiêm trọng đến sức khỏe
của khoảng 30 đến 35 triệu người dân Băng la đét và hơn 6 triệu người Tây Bengal
và ảnh hưởng đến mơi trường [131]. Hàm lượng As trong nước ngầm tại Đài Loan,
Trung Quốc dao động từ 10 đến 1.800 µg/l tùy thuộc vào khu vực nghiên cứu [92].
Trong đó, tại Đơng Bắc Đài Loan, nồng độ As trong nước ngầm vượt q 600 µg/l
(trung bình là 135 µg/l) [76]. Tại miền Bắc Trung Quốc, hàm lượng As trong nước
ngầm tại vùng nội Mơng gồm các tỉnh Xinjiang và Shanxi vượt q ngưỡng 50 µg/l
[112]. Tại Nhật Bản, nồng độ As trong nước nóng địa nhiệt (geothermal water) dao
động từ 500 đến 4.600 µg/l [131].
1.1.1.2. Sự chu chuyển của As trong tự nhiên
Trong tự nhiên, As có thể tồn tại ở cả 3 trạng thái: rắn, lỏng và khí. Ở trạng
thái rắn, As tồn tại ở dạng tinh thể hoặc As liên kết với các vật chất khác trong đất
(hạt keo đất) và liên kết với sunfua, lưu huỳnh… tạo thành các loại quặng. Trạng
thái khí của As là khí asin có khả năng bay hơi cịn trạng thái lỏng là các ion chứa
As hịa tan trong mơi trường nước. Do đó, cũng giống các chất hóa học khác, As có
thể chuyển đổi trạng thái vật lý của nó. Việc chuyển đổi từ trạng thái này sang trạng
thái khác phụ thuộc vào điều kiện môi trường và tuân theo định luật bảo tồn
ngun tố và bảo tồn khối lượng.
As có mặt trong đất là do ảnh hưởng của các hoạt động tự nhiên và nhân tạo.
Tùy theo cấu trúc của đất mà hàm lượng As phân bố trong đất và trầm tích là khác
nhau. Trong đất nơng nghiệp, As có xu hướng tập trung và duy trì ở lớp đất mặt;
trong đất cát, As sẽ di nhập sâu xuống lớp đất phía dưới. Tuy nhiên, ở đất sét, thì
18
khả năng di chuyển As xuống lớp đất phía dưới bị hạn chế [54; 74]. As có thể bị giữ
chặt trong đất (do các điều kiện ơ xi hóa), bị rửa trơi vào các sơng hồ, chuyển vào
các sinh vật (thực vật hấp thụ As từ đất) hoặc các hạt vật chất chứa As có thể phát
tán vào khí quyển nhờ gió rồi lại quay trở lại mặt đất bằng cách lắng đọng theo mưa
[54, 74].
Trong khơng khí, As có nguồn gốc từ các q trình khác nhau: đốt than của
các nhà máy điện, đốt thực vật (gồm cả cháy rừng), đốt dầu mỏ, khí thải từ các khu
cơng nghiệp… Bên cạnh đó, các q trình tự nhiên như: sự phun trào của núi lửa, sự
methyl hóa sinh học và sự khử asin cũng giải phóng một lượng khí asin rất lớn vào
khí quyển. Khí asin lại quay trở lại Trái Đất bằng cách hấp thụ lên bề mặt vật chất,
sau đó, các hạt vật chất lại theo mưa quay trở lại Trái đất [54].
Các dạng hịa tan của As trong nước tự nhiên (nước ao hồ, sơng suối, biển,
nước ngầm) gồm asenit, asenat, methylarsonic acid (MMA) và dimethylarsinic acid
(DMA). Ngồi ra, các dạng hịa tan này có thể được methyl hóa nhờ các sinh vật
trong nước (thực vật nổi (TVN), thực vật lớn, động vật và các vi sinh vật) để tạo
thành các dạng As hữu cơ (hình 1.1). Tuy nhiên, các dạng hữu cơ có thể lại được
chuyển thành As vơ cơ thơng qua q trình phân hủy sinh học.
Hình 1.1. Chu trình As trong tự nhiên
(Nguồn: Rita Mukhopadhyay và cộng sự (2002) [122]).
19
As có khả năng di chuyển trong mơi trường do tác động của tự nhiên và của
con người. Do đó, việc xác định khả năng di chuyển của As (do từng loại tác động)
là có khả năng thực hiện được ở từng khu vực xác định [54].
Sự có mặt của As trong mơi trường là ngun nhân trực tiếp ảnh hưởng đến
sự phơi nhiễm As trong các sinh vật bao gồm cả động vật và thực vật. Trong đó,
nhiều loại thực phẩm mà con người sử dụng có hàm lượng As tương đối cao, đặc
biệt là các thực phẩm có nguồn gốc từ hải sản, lúa gạo và nước hoa quả (ví dụ nước
táo ép). As trong khẩu phần ăn của con người có nguồn gốc chủ yếu từ hải sản, As
trong thủy sản chủ yếu là As hữu cơ, chiếm 85 đến 90% lượng As tổng số, nó ít độc
hơn nhiều so với dạng vơ cơ và khơng có sự khuếch đại sinh học As qua các bậc
dinh dưỡng [142; 145, 147]. Nồng độ của As trong thực phẩm thường dao động từ
20 đến 300 µg/kg [155]. Hầu hết các loại thức ăn chứa hàm lượng As khơng vượt
q 250 µg/kg. Tuy nhiên, đối với các thực phẩm từ biển, như cá sống đáy, tơm, cua
và tảo biển có thể chứa hàm lượng As lên đến hàng trăm mg/kg [136]. Hàm lượng
As trong thức ăn của người Mỹ chứa từ 10 đến 20 µg/ngày, người Nhật 70 đến 370
µg/ngày, hàm lượng As tổng số trong thực phẩm của người Australia là 1 mg/kg
[136]. Ở Trung Quốc mức tối đa cho phép của As vô cơ cho thực phẩm là 0,2
mg/kg (đối với gạo) [55].
Ở các hệ sinh thái nước ngọt, có sự chuyển đổi qua lại giữa dạng asenat (As
V) và asenit (As III) và từ dạng vơ cơ sang dạng hữu cơ, phụ thuộc vào các yếu tố
mơi trường pH, Eh, hàm lượng ôxit sắt, nhôm, mangan, ô xi… và thành phần vi
sinh vật trong môi trường (hình 1.2 a, b) [48, 131]. Ở pH = 6, H2AsO4- ưu thế hơn
(89%) so với HAsO32- (11%). Ở pH trung tính, H2AsO3- chiếm ưu thế so với các
dạng khác (hình 1.2a).
Sự methyl hóa As (chuyển hóa As từ dạng vơ cơ sang dạng hữu cơ) được
thực hiện nhờ các vi sinh vật như TVN và vi khuẩn. Đối với TVN, sự chuyển hóa
As phụ thuộc vào nồng độ phospho trong mơi trường (hình 1.3a) [73]. Bằng con
đường phospho hóa, TVN hấp thụ phospho, đồng thời với quá trình hấp thụ
20
phospho, TVN cũng hấp thụ As từ mơi trường vào cơ thể, do cấu tạo hóa học của
As V gần tương tự với cấu tạo hóa học của phospho (hình 1.3) [99, 119, 120].
Eh (Volts)
a) (b)
Hình 1.2: As và các phản ứng của As trong các hệ sinh thái hồ
a) Ảnh hưởng của pH, Eh đến sự chuyển hóa của As trong mơi trường nước ở 25oC và
áp suất 1 bar; b) Lược đồ của dạng As và các phản ứng ơ xi hóa khử tại các tầng
khác nhau của hệ sinh thái hồ (nguồn: Bruce Hannon (1999) [48])
Sau khi vào cơ thể, 2 loại phản ứng chính xảy ra là phản ứng khử As (V)
thành As (III) và phản ứng ơ xi hóa methyl từ dạng As (III) thành dạng mono -
methyl và di - methyl bằng cách kết hợp với S-adenosyl methionine (SAM) và
glutathione (GSH). Sản phẩm của q trình methyl hóa là các dạng As hữu cơ như
Monomethylarsonic acid (MMA) CH3AsO2OH-; Dimethylarsinic acid (DMA)
(CH3)2AsOO-; Trimethylarsine (TMA) (CH3)3As; Trimethylarsine oxide (TMAO)
(CH3)3AsO; Arsenobetaine (AsB) (CH3)3AsCH2COOH; Arsenocholine (AsC)
(CH3)3As (CH2)2OH; arsenoribosides và arsenophospholipids được tạo ra [146].
Các loại As hữu cơ này dễ dàng được bài tiết khỏi cơ thể qua đường nước tiểu.
Các lồi sinh vật khác nhau thì khả năng methyl hóa As là khác nhau: một số
lồi khả năng methyl hóa As rất thấp (ở mức tối thiểu), cịn một số lồi sinh vật hầu
như khơng có sự methyl hóa As (ví dụ khỉ đi sóc Mỹ, lợn Guinea và tinh tinh).
Tuy nhiên, ở người và một số động vật phổ biến ở phịng thí nghiệm, As vơ cơ được
methyl hóa và trao đổi sau đó được bài tiết ra ngồi dưới dạng nước tiểu [155].
21
DMAA
Nước
DMAA
Tế bào
AsV
V
As
MMAA
As
III
(a)
(b)
Hình 1.3. Sự
ự chuyển hố As vơ ccơ thành As hữu cơ nhờ q trình
ình methyl hóa
ự Methyl hóa As vơ cơ
c nhờ TVN trong mơi trường nước. Mũi tên
ên hi
hiển thị điều kiện
a) Sự
của
ủa phospho (P) trong môi tr
trường (Độ dày mỏng của mũi tên
ên là đi
điều kiện P bị hạn
chếế hay P đầy đủ: khi P bị thiếu
thi thì As (V) đi vào tế bào nhiều hơn
ơn th
thể hiện bằng
mũi tên dày và đậm,
ậm, còn
c khi P đủ thì As (V) vào tế bào ít hơn thểể hiện bằng mũi tên
t
mảnh hơn);
ơn); DMAA: dimethylarsinic acid; MMAA: monomethylarsonic acid
b) Vai trò của
ủa vi sinh vật (TVN vvà vi khuẩn) đối với sự
ự chuyển hoá sinh học vvà chu
trình sinh địa
ịa của As trong các hệ thống thuỷ vực)
vực
(nguồn: Hellweger và cộng sự (2004)[73])
Q trình phân gi
Q trình phân giải các chất hữu cơ trong mơi trường nước cũng đồng thời
ớc cũng đồng thời
giải phóng As vào nước. Các sinh vật có vai tr
ớc. Các sinh vật có vai trị quan trọng trong q trình này là
ong q trình này là
các vi sinh vật như vi khu
ư vi khuẩn, vi khuẩn cổ (archaea), chúng có khả năng phân giải
ả năng phân giải
TVN, động vật nổi và các m
à các mảnh vụn hữu cơ [121]. Đặc biệt, nhiều lo
ặc biệt, nhiều lồi vi khuẩn có
vai trị quan trọng trong việc ơ xi hóa các sản phẩm chứa methyl As v
ọng trong việc ơ xi hóa các sản phẩm chứa methyl As v
ọng trong việc ơ xi hóa các sản phẩm chứa methyl As và As hữu cơ
thành As vơ cơ. Sự methyl hóa chuyển As vơ c
ự methyl hóa chuyển As vơ cơ thành các dạng As hữu c
ạng As hữu cơ cũng
xảy ra trong cơ thể
ể động vật khơng x
xương sống, có xương sống
ống bao gồm cả con
người [107, 153].
Đã có nhiều nghiên c
ên cứu được thực hiện nhằm nghiên cứu sự tích lũy v
ứu sự tích lũy và chu
chuyển của các hợp chất độc nói chung v
ủa các hợp chất độc nói chung và KLN nói riêng trong đó có As, n
à KLN nói riêng trong đó có As, nổi bật là
các nghiên cứu sau đây:
Clements (1992) [156] đ
Clements (1992) [156] đã nghiên cứu sự tích lũy sinh học và s
à sự chu chuyển
của hydrocacbon vịng th
ịng thơm và các KLN (Cu, Zn và Cd) trong điều kiện ph
ều kiện phịng thí
nghiệm và ở ngồi thực địa. Nghi
ực địa. Nghiên cứu cho thấy, sự tích lũy KLN trong sinh vật
ứu cho thấy, sự tích lũy KLN trong sinh vật
22
thay đổi theo mùa và có mối tương quan về sự phân bố của KLN trong nước và
trong thức ăn (động vật không xương sống ở đáy) đến khả năng hấp thụ KLN trong
cá hồi nâu (Salmo trutta) [156].
Wang và cộng sự (2000) [152] đã mơ hình hóa sự tích lũy sinh học của
phóng xạ cesi (radiocesium) qua các mắt xích thức ăn ở biển. Mắt xích khởi đầu là
TVN, tiếp đến là nhóm hai mảnh vỏ và cuối cùng là lồi chân bụng (Babylonia
formosae habei). Kết quả nghiên cứu chỉ ra rằng, khơng có sự khuếch đại sinh học
của 137Cs qua các bậc dinh dưỡng [152].
Chen và cộng sự (2000b) [52] nghiên cứu về sự tích tụ các KLN (Hg, Zn,
Cd, As và Pb) qua các thành phần của lưới thức ăn trong các hệ sinh thái hồ ở Hoa
Kỳ. Nghiên cứu này đã xác định hàm lượng các KLN trong nước, trong TVN, trong
động vật nổi (ĐVN) và trong cá ở 20 hồ thuộc Đơng Bắc Hoa Kỳ. Kết quả nghiên
cứu cho thấy, có sự khuếch đại sinh học của Hg và Zn qua các mắt xích thức ăn từ
TVN (kích thước 45 - 202 µm) đến ĐVN (kích thước > 202 µm) và từ ĐVN (kích
thước > 202 µm) đến cá; đối với As và Pb thì sự tích tụ sinh học giảm khi bậc dinh
dưỡng tăng lên [52].
Rahman và cộng sự (2012b) [121] đã chỉ ra, có sự tích lũy sinh học của As
vơ cơ qua các mắt xích thức ăn ở nước. Tuy nhiên, ở các sinh vật như TVN, vi
khuẩn… thì xảy ra sự methyl hóa để chuyển hóa As vơ cơ từ nước và trầm tích
thành dạng As hữu cơ ít độc hơn trong cơ thể chúng, đây được coi là một trong
những cơ chế giải độc của các thủy sinh vật. Mặc dù, có sự tích tụ sinh học qua các
mắt xích thức ăn nhưng As ít gây ảnh hưởng đến sức khỏe của các sinh vật. Vì dạng
As hữu cơ mà sinh vật chuyển hóa bằng con đường methyl hóa dễ dàng được đào
thải ra mơi trường. Nghiên cứu cũng chỉ ra rằng, khơng có sự khuếch đại sinh học
của As qua các mắt xích thức ăn ở nước và phơi nhiễm với As khi ăn các thức ăn từ
thủy sản khơng phải là vấn đề nghiêm trọng đối sức khỏe con người, mà vấn đề là
con người phơi nhiễm với rất nhiều nguồn chứa As vơ cơ khác như từ nước uống,
gạo, rau… [69, 103, 123, 154, 155]. Rahman và cộng sự (2012b) đưa ra kết luận
rằng, tại các nước châu Á và Đông Nam Á, nơi mà sự ô nhiễm As khá phổ biến và
23
phần đơng người dân ở đây sử dụng cá nước ngọt làm thức ăn hàng ngày thì việc dự
đốn nguy cơ rủi ro là rất cần thiết. Tuy nhiên, các nghiên cứu về dạng As trong cá,
trong các động vật khác nhau và hàm lượng As trong các bậc dinh dưỡng khác nhau
trong một hệ sinh thái ở khu vực này cịn rất hạn chế [121].
1.1.2. Ảnh hưởng của As đến sức khỏe của con người và sinh vật
As vô cơ và hợp chất vô cơ của As với liều lượng cao rất độc, thường gây tử
vong cho các sinh vật phơi nhiễm. Hàm lượng As trong đất, trong nước và trong
khơng khí nếu vượt ngưỡng cho phép thì đều gây ra những ảnh hưởng tiêu cực đến
đời sống của các sinh vật nói chung và con người sinh sống trong khu vực đó nói
riêng. Ngồi ra, con người ở các vùng khơng bị phơi nhiễm As cũng có khả năng bị
phơi nhiễm nếu sử dụng các thực phẩm (gạo, rau, hải sản…) chứa hàm lượng As
cao lấy từ vùng bị phơi nhiễm [122].
1.1.2.1. Ảnh hưởng của As đến sức khỏe con người
As có thể gây độc cấp tính hay mãn tính. Ở người, ngộ độc do As chủ yếu là
ngộ độc cấp tính do phơi nhiễm với liều lượng As cao, liều gây chết người dao động
từ 1,5 mg/kg đến 500 mg/kg thể trọng; liều 0,06 g As2O3 gây ngộ độc [154]. As độc
gấp 4 lần so với thủy ngân và As khơng gây mùi khó chịu khi có mặt trong nước,
nên khơng thể phát hiện, vì vậy, các nhà hóa học cịn gọi As là “sát thủ vơ hình”
[153].
Độc mãn tính: Các hợp chất của As vơ cơ là chất gây ung thư đối với con
người. As tác dụng với các nhóm sunfuahydryl (-SH), ảnh hưởng tới các enzym
chuyển hóa gây ung thư da, bàng quang, thận, phổi, gan, các bệnh tiểu đường. As có
thể gây đột biến, gây đứt đoạn NST, thay đổi Chromatid chị em và gây đột biến gen
[153]. Ung thư da có thể xảy ra đối với những người phơi nhiễm với As do sử dụng
nước uống chứa hàm lượng As từ 0,35 mg/l đến 1,14 mg/l, người hít phải khí độc
chứa As và người thường xun sử dụng các loại thực phẩm chứa hàm lượng As vơ
cơ cao [154]. Nguy cơ ung thư phổi và bàng quang tăng lên khi nồng độ As trong
nước uống dao động từ 10 đến ≤ 50 µg/l [50, 86, 105, 107, 153 - 155]. Hiện nay,
người ta có thể dựa vào hàm lượng As trong cơ thể con người để tìm hiểu hồn cảnh
24
và mơi trường sống. Hàm lượng As trong tóc của nhóm dân cư khu vực nơng thơn
trung bình là 0,4 đến 1,7 µg/kg, khu vực thành phố cơng nghiệp là 0,4 đến 2,1
µg/kg, cịn khu vực ơ nhiễm nặng dao động từ 0,6 đến 4,9 µg/kg [155].
1.1.2.2. Ảnh hưởng của As đối với sinh vật
Các hợp chất của As gây độc cấp tính và độc mãn tính cho cá thể, quần thể
và quần xã sinh vật ở các nồng độ khác nhau từ vài microgram/lít đến gram/lít. Mức
độ ảnh hưởng cịn phụ thuộc vào từng lồi, độ tuổi, thời gian phơi nhiễm, thời điểm
phơi nhiễm và dạng As gây độc... Tác động của As và các hợp chất của nó lên sinh
vật gồm tác động gây chết, gây ức chế sinh trưởng, ức chế quang hợp, ảnh hưởng
đến khả năng sinh sản và tập tính của sinh vật. Các dạng As khác nhau thì khả năng
gây độc cũng khác nhau: As III độc hơn As V, As vơ cơ độc hơn so với As hữu cơ.
Nồng độ As hoặc sự trao đổi As trong máu, tóc, móng và nước tiểu được coi là
những chỉ thị sinh học (bioindicator) đối với phơi nhiễm As [154].
Sự tích tụ sinh học của As trong các thủy sinh vật
Hệ số tích tụ sinh học (Bioaccumulation factor - BAF) là sự tích lũy một chất
hóa học của một thủy sinh vật, đó là kết quả của sự hấp thụ chất hóa học đó từ tất cả
các nguồn trong mơi trường mà chúng sinh sống (từ nước, từ trầm tích, từ thức ăn).
Cịn hệ số tích tụ sinh học (Bioconcentration factor - BCF) là sự tích lũy một chất
hóa học của một thủy sinh vật, đó là kết quả của sự phơi nhiễm của sinh vật với hóa
chất đó thơng qua hơ hấp bề mặt (qua mang và/hoặc qua da).
Đối với các hệ sinh thái thủy vực nước đứng (lentic): ao, hồ, đầm nước ngọt,
BAF của As khác nhau tùy theo khu vực phân bố và tùy thuộc vào lồi. BCF trung
bình của các động vật khơng xương sống nước ngọt dao động từ 2 đến 22 L/kg, ở cá
dao động từ 0,048 đến 14 L/kg [146]. Ở hồ Grace (Grace Lake), BAF của sinh vật
bậc 2 dao động từ 28,3 đến 377,8 L/kg; cịn ở hồ Kam (Kam Lake) dao động từ 3,4
đến 63,6 L/kg [146]. BAF của As ở động vật nổi kích thước nhỏ (small
zooplankton) và TVN (thu bằng lưới với kích thước mắt lưới 45 - 202 µm) ở 20 hồ
của Hoa Kỳ dao động từ 369 đến 19.487 L/kg, trong khi nhóm ĐVN kích thước lớn
(larger zooplankton) (thu bằng lưới với kích thước mắt lưới > 202 µm) thì hệ số này
25
