Nghiên cứu tích lũy sinh học kln trong trầm tích và một số động vật hai mảnh vỏ tại khu vực cửa sông hương và đầm phá tam giang, tỉnh thừa thiên huế

1

Ọ
N N
Ọ SƢ P
M
KHOA SINH

KHÓA LUẬN TỐT NGHIỆP ĐẠI HỌC

Nghiên cứu tích lũy sinh học KLN trong trầm tích và một
số động vật hai mảnh vỏ tại khu vực cửa sông ƣơng và
đầm phá Tam Giang, tỉnh Thừa Thiên Huế

Sinh viên thực hiện : Nguyễn Thị Hạnh Nguyên
Chuyên ngành : Cử nhân Sinh Môi Trường
Người hướng dẫn : Th.S Nguyễn Văn Khánh


2

MỞ ẦU
1.

ặt vấn đề
Hiện nay, vấn đề ô nhiễm môi trường rất được quan tâm. Trong đó KLN là nguồn

ơ nhiễm có khả năng tích lũy và khó phân hủy. Phát thải KLN đã tăng nhanh chóng với
cơng nghiệp hóa và đơ thị hóa ở các nước đang phát triển. Các kim loại nặng có khả
năng tích lũy và gây độc với hầu hết các sinh vật do bị nhiễm bẩn và hấp thụ. Sự tồn tại
của chúng trong môi trường ở một vài nơi đã tăng lên với mức báo động, ảnh hưởng

đến sức khỏe của sinh vật dưới nước và trên cạn, bao gồm cả con người [4].
Hiện nay, quan trắc đánh giá chất lượng môi trường chủ yếu dựa vào việc xác
định các thơng số hóa lý và được tiến hành định kỳ do đó chỉ xác định được tại thời
điểm lấy mẫu, tần suất thu mẫu nhiều nên chi phí cao. Trong khi đó, sự tồn tại hay biến
mất của sinh vật trong môi trường là kết quả tương tác lâu dài của sinh vật và mơi
trường sống. Vì vậy, bên cạnh phương pháp hóa lý để quan trắc ơ nhiễm thì hiện nay,
các sinh vật chỉ thị đang được nghiên cứu và đã áp dụng tại nhiều nơi trên thế giới
(Rainbow và cs. 2001). Động vật hai mảnh vỏ với nhiều ưu điểm như có đời sống dài,
phân bố rộng, mật độ cao và có khả nặng tích lũy KLN trong nước và trầm tích trong
cơ thể (Huanxin, Lejin et al. 2000), đã được lựa chọn là một trong những đối tượng để
giám sát ô nhiễm. Trên thế giới việc sử dụng động vật hai mảnh để đánh giá chất lượng
môi trường đã đang được nghiên cứu và áp dụng nhiều nơi như tại vùng biển Bergen
(Na Uy) từ năm 1996 – 2003, Vẹm xanh được nghiên cứu về khả năng tích lũy Hg, Pb,
Zn; tại Mỹ chương trình “Mussel Watch” (1975) giám sát ơ nhiễm trong môi trường
nước hay tại Hà Lan từ năm 1985 – 2005, Vẹm xanh được sử dụng để thực hiện
chương trình nghiên cứu giám sát ơ nhiễm As, Cd, Cr,... Tại Việt Nam đã có một số
nghiên cứu Lê Thị Vinh, Lê Thị Mùi, Ngô Văn Tứ, Phạm Kim Phương về khả năng
tũy lũy KLN trong các loài hai mảnh vỏ như Vẹm xanh, Sị lơng, Ngao dầu… Tuy
nhiên vẫn chưa nhiều [19], [27], [35], [40].


3

Thành phố Huế với sự phát triển kinh tế và du lịch ồ ạt, cùng với đó là hoạt động
ni trồng thủy sản ở khu vực đầm phá Tam Giang làm cho chất lượng nước ngày càng
suy giảm. Vùng đầm phá, cửa sơng ven biển có vai trị cực kì quan trọng đối với kinh
tế - xã hội và môi trường. Tuy nhiên đây cũng là nơi tiềm năng tích lũy các chất gây ô
nhiễm nguồn gốc lục địa và biển. Trầm tích và sinh vật đáy vùng cửa sơng ven biển là
đối tượng nhạy cảm với sự tích lũy của chất ô nhiễm. Do vậy việc khảo sát ô nhiễm
KLN trong trầm tích và động vật hai mảnh vỏ góp phần đánh giá hiện trạng ơ nhiễm

KLN và sự tích lũy KLN trong động vật tại khu vực cửa sông Hương và đầm phá Tam
Giang là hết sức cần thiết. Vì vậy tơi thực hiện đề tài “Nghiên cứu tích lũy sinh học
KLN trong trầm tích và một số động vật hai mảnh vỏ tại khu vực cửa sông

ƣơng

và đầm phá Tam Giang, tỉnh Thừa Thiên Huế.”
2. Mục tiêu đề tài
2.1. Mục tiêu tổng quát
Đánh giá ô nhiễm KLN trong trầm tích và trong mơ các lồi hai mảnh vỏ tại khu
vực cửa sông Hương và đầm phá Tam Giang, tỉnh Thừa Thiên Huế.
2.2. Mục tiêu cụ thể
- Xác định mức độ ơ nhiễm KLN trong trầm tích và trong mơ của một số lồi
động vật hai mảnh vỏ tại khu vực cửa sông Hương và đầm phá Tam Giang, tỉnh Thừa
Thiên Huế.
- Xác định tính tương quan giữa sự tích lũy KLN trong trầm tích và trong mơ của
các loài hai mảnh vỏ được nghiên cứu.
3. Ý nghĩa đề tài
3.1. Ý nghĩa khoa học
Kết quả của đề tài sẽ góp phần tạo cở cở khoa học cho các nghiên cứu tiếp theo,
tạo cơ sở cho việc sử dụng động vật hai mảnh vỏ để giám sát ô nhiễm KLN tại cửa
sông, ven biển.


4

3.2. Ý nghĩa thực tiễn
- Kết quả nghiên cứu của đề tài bước đầu cho phép đánh giá nhanh chất lượng môi
trường nước tại khu vực nghiên cứu. Cảnh báo các mối đe dọa tiềm tàng về an toàn
thực phẩm.

- Làm cơ sở, đề xuất sử dụng động vật hai mảnh vỏ để giám sát ô nhiễm KLN tại
khu vực cửa sông Hương và đầm phá Tam Giang.


5

ƢƠN

1. TỔNG QUAN TÀI LIỆU

1.1. Tổng quan về kim loại nặng (KLN)
KLN là những kim loại có tỉ trọng lớn hơn 5 g/m3 và tính độc của kim loại đã
được khẳng định từ lâu nhưng không phải tất cả chúng đều độc đến môi trường và sức
khỏe con người. Độ độc và không độc của kim loại không chỉ phụ thuộc vào bản thân
kim loại mà nó cịn liên quan đến hàm lượng trong đất, trong nước và các yếu tố hóa
học và vật lí cũng như sinh vật [7].
KLN không phân hủy sinh học (Tam & Wong, 1995), không độc khi ở dạng
nguyên tố tự do nhưng nguy hiểm đối với sinh vật sống khi ở dạng cation do khả năng
gắn kết với các chuỗi cacbon ngắn dẫn đến sự tích tụ trong cơ thể sinh vật sau nhiều
năm (Shahidul & Tanaka, 2004). Đối với con người có 12 nguyên tố KLN gây độc như
Pb, Zn, Al, As, Cd,… Một số KLN thiết yếu cho con người như Fe, Zn, Mn, Mg. Tuy
nhiên ở mức thừa các nguyên tố thiết yếu có thể nguy hại đến đời sống của sinh vật
(Foulkes, 2000). Cịn một số ngun tố có độc tính cao khi hiện diện trong cơ thể, các
nguyên tố này bao gồm Hg, Pb, Ni, As, … Chúng đi vào cơ thể qua các con đường như
tiêu hóa, hơ hấp và qua da. Nếu KLN đi vào cơ thể và tích lũy bên trong tế bào lớn hơn
sự phân giải của chúng thì chúng sẽ tăng dần và sự ngộ độc sẽ xuất hiện (Foulkes,
2000). Do vậy ngộ độc không chỉ với hàm lượng cao của KLN mà cả khi với hàm
lượng thấp và thời gian kéo dài sẽ đạt đến hàm lượng gây độc [25].
1.1.1. Tính độc của Cadimi (Cd)
Cadimi (Cd) thuộc nhóm IIB, chu kì 5, hiệu số ngun tử 48 của bảng hệ thống

tuần hồn, có khối lượng nguyên tử trung bình là 112,411 đvC; là kim loại q hiếm.
Nó khơng có chức năng về sinh học thiết yếu nhưng lại có tính độc cao đối với thực vật
và động vật. Tuy nhiên dạng tồn lưu của Cd thường gặp trong môi trường không gây
độc cấp tính. Theo Fassett (1980) thì nguy hại chính đến sức khỏe con người từ Cd là
KLN có sự tích tụ gây độc mãn tính trong thận. Nếu Cd trong thận lên đến 200 mg/kg
khối lượng tươi thì sẽ gây rối loạn chức năng thận. Thức ăn là con đường chính để Cd


6

đi vào cơ thể. Tổ chức Nông lương quốc tế (FAO) và tổ chức y tế thế giới (WHO) đề
nghị lượng Cd chấp nhận được đưa vào cơ thể tối đa 400 - 500 µg/tuần, tương đương
70 µg/ngày. Theo thống kê của Page, Bingham và Chang (1981) lượng Cd vào cơ thể
trung bình trên thế giới hiện nay khoảng 25 – 75 µg/ngày. Đây rõ ràng là vấn đề vì
lượng Cd xâm nhập vào cơ thể ở con người đang xấp xĩ ở ngưỡng trên của tiêu chuẩn
cho phép [3].
Ngoài ra Cd2+ có thể thay thế cho Zn2+ của một số enzim, hậu quả của việc thay
thế Zn gây biến đổi trao đổi chất dẫn đến thiếu máu, rối loạn xương tủy, cao huyết áp
và ung thư. Thông thường lượng dư Cd sẽ liên kết protein chuyển về tích lũy ở thận
khoảng 1% cịn 99% nhờ thận thải ra ngồi, khi bị độc Cd trước tiên sẽ bị suy thận,
hỏng tủy xương và ảnh hưởng đến thần kinh, nhiễm độc Cd có thể dẫn đến quái thai và
thai chết ở giai đoạn cịn non. Cd có thể gây ung thư cho người tiếp xúc với nó ở mức
độ thấp trong thời gian dài, đặc biệt là ung thư vú. IARC đã xếp Cd và hợp chất của nó
vào nhóm 2A [23].
1.1.2. Tính độc của Crơm(Cr)
Cr có khối lượng ngun tử là 51,9961 đvC; khối lượng riêng d = 7,2 g/cm3
thuộc nhóm phân loại VIB; số thứ tự 24 trong bảng tuần hồn hóa học. Dạng tồn tại
chủ yếu của Cr trong tự nhiên là Cr(III) và Cr(VI).
Cr hóa trị III cần thiết cho cơ thể ở liều lượng nhỏ nó tham gia vào quá trình trao
đổi chất của đường trong cơ thể, nếu thiếu hụt sẽ gây nên bệnh thiếu hụt Cr. Ngược lại

Cr hóa trị VI rất độc hại khi hít phải [37].
Nhìn chung thực phẩm là nguồn chính đưa Cr vào cơ thể con người, sự hấp thụ
Cr tùy thuộc trạng thái oxi hóa của chất đó. Cr(VI) hấp thụ qua dạ dày, ruột nhiều hơn
Cr(III) và còn có thể thấm qua màng tế bào. Các hóa chất hóa trị VI của Cr gây viêm
loét da, xuất hiện mụn cơm, viêm gan, viêm thận, ung thư phổi,… Hàm lượng cao Cr
có thể làm kết tủa protein, các axit nucleic và ức chế hệ thống enzim cơ bản. IARC đã
xếp Cr(VI) vào nhóm 1 và Cr(III) vào nhóm 3 [5], [23].


7

1.1.3. Tính độc của chì (Pb)
Chì (Pb) là ngun tố hóa học thuộc nhóm IV, số thứ tự nguyên tử là 82, khối
lượng nguyên tử bằng 297,19 đvC. Pb và nhiều hợp chất Pb được ngành độc học xếp
vào nhóm độc bản chất. Trong cơ thể, Pb không được chuyển hóa, chỉ được vận
chuyển từ bộ phận này sang bộ phận khác, bị đào thải qua đường bài tiết và tích tụ lại
trong một số cơ quan với hàm lượng tăng dần theo thời gian tiếp xúc. Chính vì vậy ảnh
hưởng gây độc của Pb là rất nghiêm trọng và lâu dài [3].
Pb có thể xâm nhập vào cơ thể con người qua thức ăn, nước uống, hít thở hoặc
thơng qua da nhưng chủ yếu là thông qua khẩu phần ăn, chúng được tích tụ trong
xương. Hiệu ứng sinh hóa quan trọng của Pb là can thiệp vào hồng cầu, nó can thiệp
vào q trình tạo hợp chất trung gian trong quá trình hình thành Hemoglobin. Khi nồng
độ Pb trong máu đạt 0,3 ppm thì ngộ độc bắt đầu, khi nồng độ lớn hơn 0,8 ppm thì hụt
hẳn Hemoglobin gây thiếu máu và rối loạn chức năng thận. Ngoài ra Pd2+ có thể thay
thế Ca2+ tạo phức trong xương (làm xương đen), nhưng nếu Ca2+ cao có thể đẩy Pd2+ ra
và được tích lũy trong mơ mềm. Ngồi ra Pb cịn ảnh hưởng đến hệ sinh sản, có thể
gây vơ sinh, gây sẩy thai. Khi ở nồng độ 40 mcg/dL Pb làm giảm nội tiết của tinh hoàn,
giảm số lượng tinh trùng, thay đổi bất thường hình thái và tính di chuyển của tinh
trùng. JECFA đã thiết lập giá trị tạm thời cho lượng Pb đưa vào cơ thể hàng tuần có thể
chịu đựng được đối với trẻ sơ sinh và thiếu nhi là 25 µg/kg thể trọng [23].

1.1.4. Tính độc của thủy ngân (Hg)
Thủy ngân có kí hiệu hóa học là Hg, khối lượng nguyên tử là 200,59 đvC; thuộc
nhóm phân loại IIB, số thứ tự 80 trong bảng tuần hồn hóa học. Hg là kim loại có thể
tạo muối ở dạng ion: Hg(I) và Hg(II).
Có 2 dạng tồn tại của Hg là Hg vô cơ, Hg hữu cơ. Hg hữu cơ do có khả năng tan
trong chất béo nên nhanh chóng phân bố vào bên trong cơ thể, tác dụng độc rõ ràng
đầu tiên và nguy hiểm nhất ở não. Hàm lượng gây chết là từ 10 – 60 mg/kg đủ để tác
hại lên hệ thần kinh và khả năng sinh sản. Hg vô cơ là chất ăn mòn nên tác dụng trực
tiếp lên niêm mạc. Dù loại Hg này ít tan trong chất béo nhưng nếu tiếp xúc trong thời


8

gian dài sẽ tích lũy dần trong não và gây tổn thương lên hệ thần kinh trung ương. Hàm
lượng gây chết người là 1 – 4 g ở người lớn [23].
Hg chủ yếu vào cơ thể qua đường hô hấp. Gần 80% hơi Hg hít vào được giữ lại
và thấm vào cơ thể tùy thuộc độ hịa tan của nó. Hít thở khơng khí có nồng độ Hg 1
mg/m3 trong thời gian dài có thể bị nhiễm độc (từ 1 - 3 mg/m3 có thể gây viêm phổi
cấp). Số liệu nghiên cứu khác cho thấy Hg ở nồng độ thấp từ 0,06 – 0,1 mg/m3 gây ra
các triệu chứng như mất ngủ, ăn kém ngon. Người tiếp xúc 8 giờ/ngày trong 225 ngày
lao động/năm với nồng độ 0,1 – 0,2 mg/m3 có triệu chứng run; cịn nồng độ khoảng
0,05 mg/m3 chưa gây ảnh hưởng đáng kể. Hg kim loại ít bị hấp thụ qua đường tiêu hóa.
Hg được thải loại ở người bình thường là 10 mg/24 giờ qua nước tiểu và 10 mg/ngày
qua phân. Tổ chức WHO đề nghị nồng độ Hg giới hạn cho phép là 1 mg/kg [3].
Hg vô cơ chủ yếu tác động đến thận, trong khí đó metyl Hg lại tác động chủ yếu
đến hệ thần kinh trung ương. Sau khi nhiễm độc người bệnh dễ nổi giận, cáu gắt, xúc
động, rối loạn tiêu hóa, rối loạn thần kinh,… Nhiễm độc nặng sẽ gây tử vong. Độc tính
do Hg tác dụng lên nhóm – SH của hệ thống enzim. Sự liên kết Hg với màng tế bào
ngăn cản vận chuyển đường qua màng và cho phép dịch chuyển kali tới màng. Điều
này dẫn đến sự thiếu hụt năng lượng trong tế bào và gây rối loạn thần kinh. Nhiễm độc

metyl Hg còn dẫn đến sự phân lập nhiễm sắc thể, phá vỡ nhiễm sắc thể và sự phân lập
tế bào [3].
Năm 1972, JECFA đã thiết lập giới hạn tạm thời cho lượng tiếp nhận hàng tuần
có thể chịu đựng được đối với Hg là 5 µg/kg thể trọng, trong đó metyl Hg khơng được
hơn 3,3 µg/kg thể trọng [23].
1.2. Tình hình ơ nhiễm KLN trên thế giới và ở Việt Nam
1.2.1. Tình hình ơ nhiễm KLN trên thế giới
Nguy cơ bị nhiễm KLN đối với con người là một bi kịch, điều này được chứng
minh bởi ô nhiễm Pb ở Nigeria vào đầu năm 2010. Những người đàn ông đã đem
quặng đá vào trong làng, có chứa mức cao của Pb, quặng được nghiền nát và kết quả là
có hơn 160 người đã chết do tiếp xúc với Pb và hàng trăm người khác bị bệnh, trong đó


9

trẻ em dưới 5 tuổi bị ảnh hưởng nặng nè nhất. Ô nhiễm Pb cũng được ghi nhận ở nhiều
nơi trên thế giới. Tại cơ sở tái chế ULAB tại Haina ở Cộng hịa Dominica có tới 28%
trẻ em bị nhiễm độc do tiếp xúc với Pb cần được điều trị và 5% có mức Pb trong máu
có nguy cơ tổn thương thần kinh. Hay thảm họa tại Darka, Senegal từ tháng 11 năm
2007 đến tháng 3 năm 2008, có tới 18 trẻ em bị chết do tiếp xúc trực tiếp với bụi đất từ
ULAB tái chế. Bên cạnh nguồn gây ơ nhiễm do hoạt động sản xuất, ngồi ra hoạt động
giao thông cũng phát một lượng Pb khá lớn vào trong khơng khí. Theo NAS (1972)
ước tính khoảng 98% tổng lượng Pb thải ra trong năm 1970 ở Mỹ, tức là khoảng
1,6×105 tấn là từ các loại ơ tơ, khoảng 61% lượng Pb thải ra dưới dạng hạt bụi có
đường kính ≥ 3 µm mà hầu hết chúng rơi xuống đất theo trọng lượng ở khoảng cách 50
m từ đường ơ tơ. Theo ước tính của Uỷ ban bảo vệ mơi trường Nhà nước Trung Quốc
thì từ năm 1986 – 1995 trên các tuyến đường cả nước đã có hơn 15.800 tấn Pb do các
loại xe máy thải ra vì thế ở các khu phố gần đường giao thơng thường lượng Pb cao
hơn ở các khu xa [33].
Ô nhiễm KLN ở nhiều vùng cửa sông, ven biển trên thế giới đã được biết đến từ

lâu bởi tính độc hại đe dọa đến sự sống của sinh vật thủy sinh, gây nguy cơ cho sức
khỏe con người. Ô nhiễm Pb và Zn là một trong những điều đáng quan tâm do ảnh
hưởng độc hại của chúng lên sinh thái tại các cửa sông ở Úc, với hàm lượng rất cao
1000 µg/g Pb, 2000 µg/g Zn có thể tìm thấy trong các trầm tịch bị ô nhiễm (Irvine &
Brich, 1998). Bryan et al. (1985) đã xác định Pb vô cơ trong trầm tích cửa sơng ở Anh
biến động từ 25 µg/g trong khu vực không bị ô nhiễm đến hơn 2700 µg/g trong cửa
sông Gannel nơi nhận chất thải từ nơi khai thác mỏ Pb. Hàm lượng của các hợp chất Pb
này có lẽ có nguồn gốc do sử dụng xăng pha Pb [25].
Hàm lượng Cd cũng được xác nhận ở Anh tại các cửa sông không bị ô nhiễm với
hàm lượng 0,2 µg/g, tại các cửa sơng bị ơ nhiễm nặng hàm lượng này có thể lên đến 10
µg/g (Bryan & Langston, 1992). Sông Duele ở Pháp là một trong những con sông bị ô
nhiễm rất nặng do hứng chịu ô nhiễm từ nhà máy luyện kim. Hàm lượng kim loại trong
trầm tích sơng này rất cao 480 µg/g (Neda et al. 2006) [25].


10

Độc chất Hg trong môi trường thực sự đã trở thành vấn đề nghiêm trọng sau
trường hợp đầu tiên được xác định ở Nhật Bản vào năm 1950. Người dân ở một tỉnh
nhỏ Mirnamata đã bị ngộ độc khi ăn cá có chứa mức metyl Hg cao. Hay một vài
trường hợp thú hoang dại bị ngộ độc khi thức ăn, lá cây có chứa metyl Hg ở Đức vào
năm 1948 - 1962. Ở Canada những dự án Hydro Québec lớn và những nhà máy bột
giấy khổng lồ dùng Hg làm cho người Anh - Điêng ăn cá chứa nhiều kim loại độc hại
gây nên các chứng rụng tóc, run rẩy,… Hay sự nhiễm độc Cadimi xảy ra tại Nhật Bản
ở dạng bệnh “ itai itai” hoặc “Ouch Ouch” làm xương trở nên giịn [3][25].
Tăng trưởng nhanh chóng của nền kinh tế của Trung Quốc kể từ năm 1979 theo
chính sách cải cách đã kèm theo tác động đáng kể đến mơi trường. Bình qn hằng
năm KLN được đưa vào các sơng khoảng 30.000 tấn từ năm 2002 - 2008. “Điểm
nóng” ơ nhiễm KLN có thể được tìm thấy dọc theo bờ biển của Trung Quốc, từ phía
bắc đến phía nam, chẳng hạn như Vịnh Liêu Đông, lưu vực sông Dương Tử, vịnh Hạ

Môn [36]. Một nghiên cứu ở Trung Quốc, được thực hiện ở một nhà máy luyện kim,
phát hiện rằng Hg, Pb, Cd, Zn trong 20 loại rau khác nhau vượt quá ngưỡng cho phép
an toàn của người tiêu dùng.
1.2.2. Tình hình ơ nhiễm KLN ở Việt Nam
Có thể nói rằng vấn đề ơ nhiễm mơi trường nói chung và ơ nhiễm KLN nói riêng
đã và đang là thách thức môi trường Việt Nam, các loại ô nhiễm thường thấy ở đô thị
Việt Nam là ô nhiễm nước mặt, ô nhiễm KLN trong trầm tích và sinh vật như Pb, Hg,
As,…
Kết quả nghiên cứu địa hóa mơi trường một số KLN trong trầm tích sơng rạch Tp.
Hồ Chí Minh cho thấy đã có sự tích lũy khá lớn các KLN như Cu, Zn, Cr và ít hơn là
Cd trong trầm tích sơng rạch Tp. Hồ Chí Minh. Ở một số vị trí có giá trị đo được đã
vượt qua giới hạn cho phép, đối với các kim loại Cu và Zn đã có 82% mẫu vượt quá
giới hạn độc tính của Cục bảo vệ mơi trường Mỹ, trong trường hợp Cr 70% mẫu cũng
vượt qua giá trị cho phép. Khi so sánh với tiêu chuẩn Canada (giá trị PEL) thì số mẫu
vượt qua giới hạn là 12% (Cu), 30% (Zn). Mức độ ô nhiễm đặc biệt nghiêm trọng là


11

kênh Tân Hóa – Lị Gốm. Khơng chỉ làm ơ nhiễm môi trường nước, việc nạo vét và
chôn lấp tập trung nạo vét bùn bị ô nhiễm cũng sẽ tác động đến môi trường các khu
vực bãi chôn lấp [26]. Hay theo Trần Công Tấu và cs. 2000, sau một thời gian nghiên
cứu và theo dõi hiện tượng nhiễm KLN cũng như sự thay đổi hàm lượng của chúng
trong 16 ao, hồ trên địa bàn Hà Nội theo TCVN 5942 - 1995 loại A đối với nước mặt
thì tất cả các ao hồ ở Hà Nội đều bị ô nhiễm KLN, đặc biệt là As, Pb, Hg bị ô nhiễm
đến 90% mẫu kiểm tra [22].
Ngồi ra sự ơ nhiễm KLN cịn diễn ra ở trong đất và mơi trường ni trồng thủy
sản như hàm lượng Cd trong các mẫu đất trồng lúa màu, và các mẫu bùn của các huyện
Văn Môn, Yên Phong, Bắc Ninh cho thấy: lượng Cd phát hiện được trung bình là 1
mg/kg đất, cá biệt có mẫu 3,1 mg/kg cao gấp 1,1 lần TCVN, còn lượng Cd trong các

mẫu bùn rất cao gấp 5 lần TCVN (Phạm Ngọc Hà, 2002) [7]. Hay tại khu vực ven biển
huyện Hải Hậu trong đất nuôi trồng thủy sản cho thấy hàm lượng KLN và nguyên tố vi
lượng trong đất thấp hơn giới hạn cho phép. Tuy nhiên đã xuất hiện một số nơi có hàm
lượng Pb (có nơi lên đến 274 ppm lớn gấp 8,5 lần tiêu chuẩn) và As (4,7 – 19,2 ppm)
cao hơn tiêu chuẩn cho phép của Liên Xơ cũ [11].
Tại khu vực Hải Phịng bị ô nhiễm bởi Hg, Cu; khu vực Thái Bình bị ô nhiễm bởi
Hg, Cu, Cd; khu vực Nam Định bị ô nhiễm bởi Pb, Zn, Cu, Hg, Cd. Trong đó Hg và
Cu thường xuất hiện ô nhiễm ở cả ba khu vực. Từ Bắc xuống Nam, số kim loại xuất
hiện ô nhiễm ngày càng gia tăng. Toàn vùng đã và đang bị ô nhiễm bởi Pb, Zn, Cu, Hg,
Cd ở mức độ cao và có biểu hiện ơ nhiễm Pb ở mức nhận biết được. Nồng độ hầu hết
các kim loại tại các trạm ven bờ lớn hơn nhiều so với các trạm ngồi khơi, khẳng định
ngun nhân ơ nhiễm là do nguồn thải từ lục địa (Hồ Thị Huệ, 2011) [10].
1.3. Tình hình nghiên cứu lồi hai mảnh vỏ tích lũy KLN trên thế giới và ở Việt
Nam
1.3.1. Tình hình nghiên cứu trên thế giới
Trong những năm gần đây, KLN đã được nghiên cứu nhiều trong trầm tích cửa
sơng, vùng ven biển, rừng ngập mặn tại một số quốc gia trên thế giới (Bryan et al.


12

1992; Tam et al. 1995; Zeng & Lin, 1996; Zheng et al. 1997; Saifullah et al. 2004;
Defew et al. 2005; Balachandran et al. 2005; Rashida et al. 2005; Sabine et al. 2006)
[25].
Các tiêu chí về sinh vật được chấp nhận là chỉ thị sinh học để đánh giá ô nhiễm
đã được đề xuất hơn 25 năm trước đây và về cơ bản dường như không thay đổi
(Phillips, 1976; Fowler và Oregioni, 1976).
Việc sử dụng trong sinh vật để chỉ thị ô nhiễm bao gồm các sinh vật như san hô, nhím
biển, động vật da gai, cá và các lồi hai mảnh vỏ. Động vật hai mảnh vỏ được sử dụng làm

chỉ thị sinh học ở khu vực ven biển bởi chúng có khả năng tích lũy các chất ơ nhiễm
theo thời gian. So với cá và giáp xác, loài hai mảnh vỏ có mức độ hoạt động của hệ
thống enzim rất thấp. Do đó nồng độ chất gây ơ nhiễm trong mơ của lồi hai mảnh vỏ
phản ánh chính xác hơn trong môi trường ô nhiễm (Phillips, 1977, 1980, 1990) [40].
Các yếu tố ảnh hưởng nồng độ kim loại và tích lũy trong sinh vật bao gồm tính
chất của kim loại, mùa lấy mẫu, động lực học của môi trường, kích thước, giới tính,
thành phần tế bào và chu kì sinh sản,… (Boyden và Phillips, 1981). Đồng thời sự thay
đổi này cũng liên quan đến trọng lượng cơ thể và sự phát triển mơ (Joiris et al, 1998.
2000). Ngồi ra nó cịn bị ảnh hưởng bởi sự khác nhau giữa các lồi khác nhau và khả
năng điều chỉnh hoặc tích lũy kim loại dạng vết (Reinfelder et al. 1997; Otchere et al.
2003) [39].
Theo Jackim, Morrison et al. (1977), nhiệt độ đóng một vai trị quan trọng trong
tích lũy Cd của Mytilus edulis (Jackim, Morrison et al. 1977; Zaroogian, 1980).
Zaroogian (1980) cho rằng có mối quan hệ giữa nồng độ Cd và nhiệt độ của nước biển
trong Hàu Crassostrea virginica. Nghiên cứu thực hiện trong mùa hè của các tác giả
Frazier (1976), Jackim, Morrison et al. (1977), Phillips (1977) đã chỉ ra rằng nhiệt độ
có ảnh hưởng đến sự hấp thu Cd loài hai mảnh vỏ (Frazier, 1976; Jackim, Morrison et
al. 1977; Phillips, 1977). Theo một số tác giả cho rằng ảnh hưởng của nhiệt độ lên sự
tích lũy kim loại của lồi hai mảnh vỏ có liên quan đến tăng q trình trao đổi chất và
sinh lý. Lồi hai mảnh vỏ có thể tăng hấp thu kim loại với sự gia tăng của nhiệt độ. Vì


13

vậy kim loại được hấp thụ và tích lũy bởi hai mảnh vỏ trong vùng ôn đới chịu ảnh
hưởng lớn bởi nhiệt độ (van Roon, 1999). Tuy nhiên, nghiên cứu được tiến hành bởi
Denton (1981) đã chỉ ra rằng kim loại tăng hấp thu với nhiệt độ không đơn giản chỉ
liên quan đến các hoạt động trao đổi chất như dịng chảy của nước, bởi vì có sự tích
lũy Hg và Cd hiệu quả hơn so với Pb. Điều này cho thấy cơ chế tham gia vào việc tích
lũy Pb từ nước biển là khác nhau và ít bị ảnh hưởng bởi nhiệt độ so với Hg và Cd.

Theo Phillips (1976), có sự giảm hấp thu Pb trong Mytilus edulis ở độ mặn thấp
(Phillips, 1976). Tuy nhiên, sự hấp thụ và tích tụ Zn trong các mơ của Mytilus edulis
khơng bị ảnh hưởng bởi nhiệt độ cũng như độ mặn của nước biển (Phillips, 1976) [40].
Dạng tồn tại của kim loại trong mơi trường cũng có vai trị quan trọng. Sự hấp
thụ các ion tự do cao hơn so với dạng hợp chất của KLN trong Hàu theo nghiên cứu
của Cunningham và Trip (1973). Họ cũng tìm thấy ion thủy ngân (HgCl2) được hấp thụ
gấp 4 lần tỷ lệ Hg hữu cơ ở Crassostrea virginica trong cùng một môi trường
(Cunningham và Tripp, 1973) [40].
1.3.2. Tình hình nghiên cứu ở Việt Nam
Ở Việt Nam, đã có một số nghiên cứu về sự tích lũy KLN trong các lồi động vật
hai mảnh vỏ. Theo nghiên cứu của Lê Thị Vinh và cs. cho thấy hàm lượng KLN (Cu,
Pd, Cr, Cd) trong Nghêu lụa (Paphia undulata) ở vùng biển ven bờ Bình Thuận tương
đối thấp, cụ thể là: 2,01 - 11 µg/g khơ đối với Cu; 0,6 – 0,9 µg/g khơ đối với Pb; 0,09 –
0,4 µg/g khơ đối với Cr; 1 – 2,4 µg/g khơ đối với Cd; khi so sánh với giới hạn tiêu
chuẩn an toàn thực phẩm của một số nước như Cannada, Australia, Malaysia, Hong
Kong, Nhật Bản, Anh thì vẫn nằm trong ngưỡng cho phép [29]. Trong nghiên cứu của
Phạm Kim Phượng và cs. về sự tích lũy KLN từ môi trường nuôi tự nhiên lên nhuyễn
thể hai mảnh vỏ tại vùng biển Cần Giờ cho thấy kim loại nặng tích lũy trong Nghêu và
sự lan truyền của nó phụ thuộc vào kim loại. As được tích lũy nhiều nhất trong cả thịt
(1,5 mg/kg) và ruột Nghêu (1,71 mg/kg), sau đó là Cd và Pb tương ứng trong thịt và
ruột Nghêu là Cd 0,065 mg/kg và 0,19 mg/kg; Pb là 0,041 mg/kg và 0,13 mg/kg. Cd và
Pb tích lũy ở trong ruột nhiều hơn trong thịt, ngược lại As và Hg phân bố đều cả trong


14

ruột và thịt Nghêu. Điều đó chứng tỏ khả năng lan truyền của hai nguyên tố As và Hg
là mạnh hơn. Cd có khả năng tích lũy trong Nghêu ngay ở nồng độ thấp, điều đó cho
thấy Cd rất nhạy cảm với Nghêu. Tuy nhiên với nghiên cứu ảnh hưởng nồng độ KLN
lên sự đào thải và tích lũy của Nghêu (Meretrix lyrata) trong điều kiện nhân tạo có kết

quả như sau: trong điều kiện tiếp xúc riêng biệt từng kim loại, q trình tích lũy trong
Nghêu (Meretrix lyrata) là Pb > Cd > As. Khi ngừng tiếp xúc với chất độc, Nghêu có
thể đào thải As 100%, Pb và Cd khoảng (50 - 70%) [18], [19].
Nghiên cứu của Đào Việt Hà (2002), hàm lượng Cd, Pb và Cu trong Vẹm xanh
(Perna viridis) tại đầm Nha Phu (Khánh Hòa) đều vượt tiêu chuẩn cho phép, đối với
Cd là 0,03 – 0,12 µg/g; đối với Pb là 0,14 – 1,13 µg/g. Theo nghiên cứu của Đặng
Thúy Bình và cs. đối với Vẹm xanh nuôi tại đảo Điệp Sơn, vịnh Vân Phong, Khánh
Hòa cho thấy hàm lượng As cao nhất là 1,76 µg/g; hàm lượng tích lũy Cd cao nhất là
0,075 µg/g; đối với Pb hàm lượng không đáng kể. Và nghiên cứu này cũng cho thấy có
sự tích lũy As, Cd, Pb có sự biến đổi qua thời gian và sự tích lũy chủ yếu do nguồn
thức ăn sử dụng [4].
Tại khu vực miền Trung có các nghiên cứu như nghiên cứu Ngô Văn Tứ và
Nguyễn Quốc Việt, 2009 xác định Cd, Pb, Zn trong Vẹm Xanh (Perna viridis) ở đầm
Lăng Cơ – Thừa Thiên Huế có kết quả là 0,22 ± 0,19 đến 0,67 ± 0,52 (µg/g tươi) đối
với Pb; 0,06 ± 0,04 đến 0,14 ± 0,1 (µg/g tươi) đối với Cd; 22,9 ± 10,6 đến 33,2 ± 16,9
(µg/g tươi) đối với Zn. Hàm lượng Pb và Cd thấp hơn so với tiêu chuẩn cho phép của
Châu Âu, Australia – New Zealand và tiêu chuẩn Việt Nam [27]. Hay nghiên cứu của
Lê Thị Mùi (2008) sự tích tụ Cu và Pb trong một số loài nhuyễn thể hai mảnh vỏ vùng
ven biển Đà Nẵng cho thấy mức độ các KLN là khơng đồng đều ở các lồi nhuyễn thể
hai mảnh vỏ, cụ thể hàm lượng trung bình trong khoảng 1,13 – 2,12 µg/g khối lượng
ướt đối với Pb và 7,15 – 16,52 µg/g khối lượng ướt đối với Cu. Nhưng mức độ an toàn
nằm trong giới hạn cho phép theo qui định 867/BTY 1998, ngoại trừ Sị lơng
(Annadara Subcrennata) ở vùng biển Nam Ô [16]. Một nghiên cứu khác của Đồn Thị
Thắm (2008) nghiên cứu về sự tích lũy kẽm trong một số lồi Vẹm, Nghêu, Sị tại ven


15

biển Đà Nẵng cho thấy ở Vẹm xanh (Perna viridis) có hàm lượng kẽm là 12,94 - 14,57
mg/kg; ở Nghêu lụa (Paphia undulata) từ 5,99 - 10,54 mg/kg, ở Sò lông (Anadara

subcrenata) từ 6,38 - 10,96 mg/kg, Nghêu trắng (Meretrix lyrata) từ 6,97 - 8,17 mg/kg
[24]. Theo nghiên cứu của Lê Thị Quế trên đối tượng Sò Huyết (Anadara granosa L.)
và Ngao (Meretrix sp.) tại khu vực cửa sông Cu Đê và cửa sông Hàn cho thấy ở Ngao
(Meretrix sp.) có khả năng tích lũy Pb và Cd cao hơn so với Sị Huyết (Anadara
granosa L.), bên cạnh đó sự sự tích lũy Pb và Cd tương quan thuận với kích thước và
khối lượng của chúng [20].
Các thành quả nghiên cứu và ứng dụng trên thế giới và Việt Nam cho thấy việc
sử dụng các loài động vật hai mảnh vỏ nhằm giám sát ô nhiễm kim loại nặng đã đạt
được những thành công nhất định và ngày càng được ứng dụng rộng rãi. Tuy nhiên,
phương pháp sử dụng động vật hai mảnh vỏ để phát hiện biến đổi chất lượng mơi
trường sống mà khơng thể giải thích ngun nhân dẫn đến sự thay đổi đó và cần có sự
hỗ trợ của phương pháp hóa lý. Vì vậy, cần có sự kết hợp cả hai phương pháp để quá
trình đánh giá đạt kết quả tốt hơn.
1.4.

iều kiện tự nghiên khu vực nghiên cứu.
Vùng cửa sông Hương thuộc huyện Phú Vang, tỉnh Thừa Thiên Huế. Phía Bắc giáp

với biển Đơng, phía Tây giáp với thành phố Huế, phía Nam giáp với huyện Hương
Thủy, phía Đơng giáp với huyện Phú Lộc. Thuộc dãi ven biển miền Trung, nằm trong
vùng nhiệt đới gió mùa, có hai màu mưa nắng rõ rệt. Mùa mưa từ tháng 8 năm trước
đến tháng giêng năm sau, tập trung chủ yếu vào tháng 9, 10, 11, 12 với lượng mưa
tương đối lớn 3.000 mm. Mùa nắng gió Tây – Nam khơ nóng oi bức, bắt đầu từ tháng 3
– tháng 8, lượng bốc hơi cao nhất vào tháng 2 – 4 làm cho độ nặm của ao nuôi trồng
thủy sản tăng. Thủy triều có hai chế độ, bán nhật triều đều và không đều, biên độ triều
dao động dưới 0,5 – 2 m. Tại cửa biển Thuận An, độ cao triều trung bình 0,4 – 0,5 m.


16

ƢƠN

2. Ố TƢỢNG, NỘI DUNG V P ƢƠN

P ÁP

NGHIÊN CỨU
2.1. ối tƣợng nghiên cứu
2.1.1. Lựa chọn kim loại nặng
Kim loại được lựa chọn để nghiên cứu là Pb, Cd, Cr, Hg. Đây là những KLN có
độc tính cao đối với sinh vật.
2.1.2. Các loài động vật hai mảnh vỏ
Đối tượng được lựa chọn trong đề tài là Hến (Corbicula subsulcata) và Hàu
(Saccostrea sp.).
a. Hến (Corbicula subsulcata)
Hến

(Corbicula

subsulcata)

thuộc

họ

Corbiculidae,

bộ

Mang

tấm

(Eulamellibranchia), lớp Hai mảnh vỏ (Bivalvia), ngành động vật Thân mềm
(Mollusca).
Hến có vỏ hình bầu dục hay tam giác, có khi gần trịn, cân đối, phồng to và dày.
Vùng đỉnh vỏ nhô cao. Phần đầu và đuôi gần bằng nhau. Cạnh trước và sau đều trịn,
mặt ngồi vỏ nhẵn và bóng, màu vàng xanh hay màu đen (hình 2.1). Mặt trong trắng
hay xám. Hến thường sống vùi trong bùn ở cửa sông hay ở vùng nước ngọt, thức ăn
của Hến là các mùn bã hữu cơ, các phiêu sinh thực vật.

Hình 2.1. Hến (Corbicula subsulcata)


17

b. Hàu (Saccostrea sp.)
Hàu (Saccostrea sp.) thuộc họ Ostreidae, bộ Ostreoida, lớp Hai mảnh vỏ
(Bivalvia), ngành động vật Thân mềm (Mollusca).
Hàu (Saccostrea sp.) đơi khi có hình trịn, hình chữ nhật hay hình bầu dục, sống
bám vào giá thể như đá thành tản, các rạn đá, móng cầu. Mảnh vỏ của Hàu lớn hơn
nhiều so với cơ thể của chúng, vỏ trái lớn hơn và thường bám vào nền đá và có dạng
hình chén, vỏ phải nhỏ và phẳng, đỉnh vỏ ở phía trên có bản lề sừng gắn giữa hai vỏ
với nhau. Ăn các sinh vật phù du, sinh vật trong bùn, cát, dinh dưỡng bằng hình thức
lọc.

Hình 2.2. Hàu (Saccostrea sp.)
2.2. ịa điểm nghiên cứu
Đại điểm nghiên cứu là khu vực cửa sông Hương và đầm phá Tam Giang.
Khu vực cửa sông Hương thuộc huyện Phú Vang, tỉnh Thừa Thiên Huế. Đây là

nơi sông Hương đổ ra phá Tam Giang rồi chảy ra biển Đông. Hệ thống sông Hương
gồm 3 nhánh chính là sơng Bồ, sơng Tả Trạch và sơng Hữu Trạch, trong đó nhánh Tả
Trạch và Hữu Trạch gặp nhau và tạo ra dịng chính của sơng Hương và hội lưu với
sơng Bồ ở ngã ba Sình rồi đổ ra phá Tam Giang rồi chảy ra biển Đông.
Đầm phá Tam Giang thuộc địa phận của ba huyện là Phong Điền, Quảng Điền,
Hương Trà thuộc tỉnh Thừa Thiên Huế là một thủy vực nước lợ ven biển điển hình. Hệ
đầm phá Tam Giang nhận được nước ngọt từ hầu hết các con sơng lớn trong đó có
sơng Hương đồng thời thông với biển qua cửa biển Thuận An [9].


18

Tại địa điểm nghiên cứu thu mẫu tại 3 khu vực, mỗi khu vực thu mẫu tại 3 điểm
khác nhau.

Hình 2.3. Địa điểm nghiên cứu tại cửa sông Hương – đầm phá Tam Giang,
Thừa Thiên Huế

Khu vực 1

Khu vực 2


19

Khu vực 3
Hình 2.4. Các khu vực thu mẫu
2.3. Nội dung nghiên cứu
- Xác định hàm lượng Cd, Cr, Hg, Pb trong trầm tích và đánh giá rủi ro sinh thái
về hàm lượng KLN trong trầm tích tại khu vực nghiên cứu.

- Khảo sát hàm lượng Cd, Cr, Hg, Pb trong Hến (Corbicula subsulcata), Hàu
(Saccostrea sp.) và xác định hệ số tích lũy trầm tích – sinh vật (BSAF).
- Phân tích mối tương quan giữa sự tích lũy Cd, Cr, Hg, Pb trong trầm tích và
trong Hến (Corbicula subsulcata), Hầu (Saccostrea sp.)
2.4. Phƣơng pháp nghiên cứu
2.3.1. Phương pháp nghiên cứu ngồi thực địa
- Mẫu động vật và trầm tích được thu vào hai đợt:
+ Đợt 1 vào tháng 7/2012.
+ Đợt 2 vào tháng 3/2013.
- Thu mẫu động vật: tiến hành thu mẫu động vật tại 3 khu vực nghiên cứu. Mẫu
sau khi thu thập sẽ được bảo quản ở 4oC (theo Goksu) và đưa về xử lý tại phịng thí
nghiệm Phân tích mơi trường, khoa Sinh- Mơi trường, trường ĐH Sư Phạm - ĐH Đà
Nẵng.


20

- Mẫu trầm tích: mẫu được thu đồng thời với mẫu động vật. Mẫu sau khi thu thập
được bảo quản và xử lý tại phịng thí nghiệm Phân tích mơi trường, khoa Sinh - Môi
trường, trường ĐH Sư Phạm - ĐH Đà Nẵng.
2.3.2. Phương pháp nghiên cứu trong phịng thí nghiệm
- Mẫu động vật được cố định trong cồn 70 độ và được gửi đến Viện Hải Dương
Học Nha Trang để phân loại.
- Xác định khối lượng, kích thước của mẫu động vật bằng cách cân đo thông
thường.
- Xử lý mẫu động vật: bỏ vỏ, tách lấy phần mô. Vô cơ hóa mẫu động vât với
HNO3 đặc và HCl đặc trong bình tam giác. Sau đó chuẩn dung dịch bằng HNO3 lỗng.
- Xử lý mẫu trầm tích: Mẫu bùn đáy để khơ mẫu ở nhiệt độ khơng khí, nghiền
nhỏ, vơ cơ hóa mẫu với HNO3 đặc và HCl đặc.
- Phân tích hàm lượng KLN bằng phương pháp quang phổ hấp thụ ngun tử

(AAS) tại phịng thí nghiệm Phân tích mơi trường khu vực II, Đài Khí tượng Thủy Văn
khu vực Trung Trung Bộ.
2.3.3. Phương pháp xử lí số liệu
- Các số liệu được xử lí theo phương pháp thống kê, xác định sự sai khác các giá
trị trung bình bằng phương pháp phân tích ANOVA một yếu tố và kiểm tra giới hạn sai
khác nhỏ nhất LSD với mức ý nghĩa α = 0,05.
- Đánh giá rủi ro sinh thái dựa vào các giá trị nồng độ môi trường (MECs) được so
sánh với các giá trị ngưỡng (PNECs) để xác định các hệ số rủi ro (RQ).
- Hệ số tích lũy trầm tích - sinh vật (Biota Sediment Accumulation Factor, BSAF)
theo Thomann và cs. (1995).

- Xử lí số liệu thống kê và vẽ biểu đồ bằng phần mềm MS Excell, Origin 6.0. Các
giá trị sử dụng trong phân tích tương quan được chuyển dạng về x’= log10(x+5)


21

ƢƠN

3. KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ BIỆN LUẬN

3.1. Khảo sát sự phân bố, kích thƣớc, khối lƣợng của Hến (Corbicula subsulcata)
và Hàu (Saccostrea sp.).
Qua khảo sát và kết quả thu mẫu hai đợt cho thấy, Hến (Corbicula subsulcata)
tương đối nhiều ở vùng cửa biển Thuận An, sống vùi trong bùn đáy. Chúng xuất hiện
hầu như quanh năm, tuy nhiên từ tháng 3 - 7 chúng phát triển mạnh và được người dân
khai thác nhiều nhất.
Đối với Hàu (Saccostrea sp.) chúng sống bám vào giá thể như bờ đá, gầm cầu,
đáy bùn. Hàu phân bố nhiều khu vực phá Tam Giang và đoạn qua thơn Thái Dương
Hà, nhưng lại ít tại khu vực cửa biển Thuận An. Loài Hàu xuất hiện hầu như quanh

năm.
Bảng 3.1. Kích thước và khối lượng của Hến và Hàu
Loài

Chiều dài (cm)

Khối lƣợng (gam)

Chiều rộng (cm)

min

max

m ± sd

min

max

m ± sd

min

max

m ± sd

Hến

1

5,7

3,77 ± 0,52

0,7

4,8

3,19 ± 0,94

0,5

68,9

23,63 ± 8,37

Hàu

2

12,1

5,25 ± 1,65

1,7

8,8

3,69 ± 0,61

3,6

258,63

40,55 ± 14,9

Qua hai đợt thu mẫu tại khu vực cửa sông Hương – đầm phá Tam Giang, thu
được 112 mẫu Hến và 181 mẫu Hàu. Trong đó, Hến có chiều dài trung bình 3,77 ±
0,52 cm, chiều rộng trung bình 3,19 ± 0,94 cm và khối lượng trung bình 23,63 ± 8,37
g; Hàu có chiều dài trung bình 5,25 ± 1,65 cm, chiều rộng trung bình 3,69 ± 0,61 cm và
khối lượng trung bình 40,55 ± 14,9 g (bảng 3.1).
3.2.

àm lƣợng kim loại nặng trong trầm tích tại khu vực nghiên cứu
Phần lớn KLN được các dịng chảy bề mặt và sơng từ lục địa mang ra biển dưới

dạng hấp thụ trên bề mặt các hạt huyền phù có thành phần khống chính là keo sét
mang điện tích âm. Khi ra tới vùng cửa sơng ven biển, do mơi trường hóa lý của nước
thay đổi từ axit và trung tính (pH = 6 - 7) sang mơi trường kiềm (pH = 7,5 – 8,2) thì
phần lớn các hạt keo sét KLN sẽ bị keo tụ và lắng xuống để hình thành trầm tích hạt


22

mịn ở vùng cửa sơng ven biển [9]. Vì vậy, để đánh giá hiện trạng ô nhiễm KLN tại khu
vực cửa sông Hương - đầm phá Tam Giang, tôi tiến hành xác định hàm lượng Pb, Cd,
Cr, Hg trong trầm tích.
3.2.1. Hàm lượng Pb trong trầm tích tại khu vực nghiên cứu

Kết quả hàm lượng Pb trong trầm tích được thể hiện ở bảng 3.2 và hình 3.1.
Bảng 3.2. Hàm lượng Pb trong trầm tích (µg/g)
Kim loại
Pb

Khu vực
nghiên cứu
KV1 (n=3)
KV2 (n=3)
KV3 (n=3)

ợt 1
(7/2012)
18,34 ± 2,76
13,81 ± 1,57
18,74 ± 4,86

ợt 2
(3/2013)
13,08 ± 1,33
13,71 ± 4,87
14,83 ± 3,84

TCCP (QCVN
43/2012/BTNMT)

TC ISQG
( anađa)

≤ 112

≤ 30,2

Ghi chú: ISQS (Interim Sediment Quality Guideline): Tiêu chuẩn chất lượng trầm tích tạm thời

Qua phân tích ANOVA với α = 0,05 cho thấy, hàm lượng Pb trong trầm tích tại
các khu vực nghiên cứu khơng có sự khác nhau có ý nghĩa ở cả 2 đợt. Mặc dù có sự
chênh lệnh, nhưng mức chênh lệnh chưa đủ lớn để tạo ra khác nhau có ý nghĩa. Cụ thể
như sau: hàm lượng Pb trong trầm tích tại khu vực 1 dao động 13,08 – 18,34 µg/g; tại
khu vực 2 dao động 13,71 – 13,81 µg/g; tại khu vực 3 dao động 14,83 – 18,74 µg/g. So
sánh với tiêu chuẩn ISQG (Canađa) và quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về chất lượng trầm
tích (QCVN 43/2012/BTNMT) thì hàm lượng Pb trong trầm tích tại khu vực nghiên
cứu vẫn nằm trong giới hạn cho phép.

Hình 3.1. Hàm lượng Pb trong trầm tích (µg/g)


23

Trên thế giới có nhiều nghiên cứu về hàm lượng Pb trong trầm tích tại cửa sơng,
ven biển. Tại một số nơi cho thấy hàm lượng Pb khá cao. Theo nghiên cứu Irvine &
Brich (1998), hàm lượng Pb trong trầm tích tại các cửa sơng ở Úc có hàm lượng rất cao
(1000 µg/g). Kết quả nghiên cứu Bryan et al. 1985, đã xác định Pb vơ cơ trong trầm
tích cửa sơng ở Anh biến động từ 25 - 2700 µg/g trong cửa sông Gannel (Nguyễn Văn
Tho, 2007) [25].
Kết quả nghiên cứu của đề tài, xấp xĩ khi so sánh với hàm lượng Pb trung bình
trong trầm tích của biển nơng thế giới (20 ppm). Và phù hợp với nghiên cứu của
Nguyễn Văn Hợp và cs. (2006 - 2007) tại đầm phá Tam Giang – Thừa Thiên Huế với
hàm lượng Pb trong trầm tích trung bình 18,9 mg/kg và nghiên cứu của Nguyễn Minh
Khởi và cs. về hàm lượng Pb trong trầm tích tại phá Tam Giang vào mùa mưa là 20

mg/kg [9], [12]. Tuy nhiên khi so sánh với nghiên cứu của Nguyễn Thị Thục Anh và
Nguyễn Khắc Giang, hàm lượng Pb trong trầm tích ở vùng cửa sơng, bãi triều tại
Quảng Ninh như cửa sơng Ba Chẽ (trung bình 45,67 mg/kg), bãi triều cửa sông vùng
Mũi Chùa, cửa sông Tiên n (trung bình 33,75 mg/kg), bãi triều cửa sơng khu Hà Cối
(trung bình 38,95 mg/kg) [1]. Như vậy, hàm lượng Pb trong trầm tích lại khu vực
nghiên cứu thấp hơn so với hàm lượng Pb tại Quảng Ninh và vẫn nằm trong giới hạn
cho phép của tiêu chuẩn ISQG (Canađa) và QCVN 43/2012/BTNMT.
3.2.2. Hàm lượng Cd trong trầm tích tại khu vực nghiên cứu
Kết quả hàm lượng Cd trong trầm tích được thể hiện ở bảng 3.3 và hình 3.2.
Bảng 3.3. Hàm lượng Cd trong trầm tích (µg/g)
Kim loại

Cd

Khu vực
nghiên cứu

ợt 1
(7/2012)

ợt 2
(3/2013)

TCCP (QCVN
43/2012/BTNMT)

TC ISQG
( anađa)

KV1 (n=3)

KV2 (n=3)

0,72 ± 0,27
0,85 ± 0,07

4,05 ± 0,6
3,35 ± 0,54

≤ 4,2

≤ 0,7

KV3 (n=3)

1,04 ± 0,12

3,65 ± 0,33

Ghi chú: ISQS (Interim Sediment Quality Guideline): Tiêu chuẩn chất lượng trầm tích tạm thời

Qua phân tích ANOVA với α = 0,05 cho thấy, hàm lượng Cd trong trầm tích tại
các khu vực nghiên cứu khơng có sự khác nhau có ý nghĩa ở cả hai đợt. Hàm lượng Cd


24

trung bình trong trầm tích tại các khu vực nghiên cứu cụ thể như sau: hàm lượng Cd tại
khu vực 1 dao động 0,72 – 4,05 µg/g; khu vực 2 dao động 0,85 – 3,35 µg/g; khu vực 3
dao động 1,04 – 3,65 µg/g.
So sánh với tiêu chuẩn ISQG (Canađa) về hàm lượng Cd trong trầm tích thì hàm

lượng Cd trung bình trong trầm tích cả ba khu vực đều vượt tiêu chuẩn cho phép lần
lượt là 1,03 – 5,79 lần; 1,21 – 4,79 lần; 1,49 – 5,21 lần. Tuy nhiên khi so sánh với quy
chuẩn kỹ thuật quốc gia về chất lượng trầm tích (QCVN 43/2012/BTNMT) thì hàm
lượng Cd trong trầm tích của cả ba khu vực đều nằm trong ngưỡng cho phép. Điều này,
cho thấy hàm lượng Cd trong trầm tích tại các khu vực nghiên cứu đã có dấu hiệu ảnh
hưởng đến hệ sinh thái theo tiêu chuẩn Canađa mặc dù vẫn nằm trong QCVN
43/2012/BTNMT.

Hình 3.2. Hàm lượng Cd trong trầm tích (µg/g)
So sánh với kết quả nghiên cứu về hàm lượng Cd trong trầm tích của Nguyễn Thị
Thục Anh và Nguyễn Khắc Giang tại khu vực cửa sông, bãi triều Quảng Ninh như: cửa
sông Ba Chẽ (trung bình 0,29 mg/kg), bãi triều cửa sơng vùng Mũi Chùa, cửa sơng
Tiên n (trung bình 0,62 mg/kg), bãi triều cửa sơng khu Đầm Hà (trung bình 0,47
mg/kg), bãi triều cửa sơng khu Hà Cối (trung bình 0,49 mg/kg) [1] và nghiên cứu của
Nguyễn Văn Hợp và cs. (2006 - 2007) tại đầm phá Tam Giang – Thừa Thiên Huế thì
hàm lượng Cd trong trầm tích (trung bình 1,53 mg/kg) [9], cho thấy đều thấp hơn nhiều


25

so với hàm lượng Cd trong trầm tích tại cửa sông Hương – đầm phá Tam Giang. Điều
này cho thấy hàm lượng Cd tại khu vực nghiên cứu đang ở mức cao có dấu hiệu tăng
theo thời gian và đã vượt tiêu chuẩn ISQG (Canađa).
3.2.3. Hàm lượng Cr trong trầm tích tại khu vực nghiên cứu
Kết quả Cr trong trầm tích được thể hiện qua bảng 3.4 và hình 3.3.
Bảng 3.4. Hàm lượng Cr trong trầm tích (µg/g)
Kim loại

Khu vực
nghiên cứu

ợt 1
(7/2012)

ợt 2
(3/2013)

TCCP (QCVN
43/2012/BTNMT)

TC ISQG
( anađa)

0,38 ± 0,07
1,19 ± 0,24
KV1 (n=3)
≤ 160
≤ 52,3
Cr
0,53 ± 0,26
1,11 ± 0,35
KV2 (n=3)
0,75 ± 0,30
1,11 ± 0,08
KV3 (n=3)
Ghi chú: ISQS (Interim Sediment Quality Guideline): Tiêu chuẩn chất lượng trầm tích tạm thời

Qua phân tích ANOVA với α = 0,05 cho thấy, hàm lượng Cr trong trầm tích tại
ba khu vực nghiên cứu khơng có sự khác nhau có ý nghĩa ở cả hai đợt. Hàm lượng Cr
trung bình trong trầm tích tại khu vực 1 dao động 0,38 – 1,19 µg/g; khu vực 2 dao động

0,53 – 1,11 µg/g; khu vực 3 dao động 0,75 – 1,11 µg/g. So sánh với tiêu chuẩn ISQG
(Canađa) và quy chuẩn (QCVN 43/2012/BTNMT) thì thấy rằng hàm lượng Cr trong
trầm tích tại các khu vực nghiên cứu đều ở mức thấp, nằm trong giới hạn cho phép.

Hình 3.3. Hàm lượng Cr trong trầm tích (µg/g)