(Luận án tiến sĩ) nghiên cứu tính độc của kim loại pb đối với moina dubia trong hệ sinh thái nước ngọt hồ hà nội

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO
TRƯỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOA HÀ NỘI
---------------*****----------------

PHẠM THỊ HỒNG

LUẬN ÁN TIẾN SĨ
NGHIÊN CỨU TÍNH ĐỘC CỦA KIM LOẠI Pb ĐỐI VỚI
MOINA DUBIA TRONG HỆ SINH THÁI NƯỚC NGỌT HỒ HÀ NỘI

Ngành: Kỹ thuật môi trường
Mã số : 9520320

LUẬN ÁN TIẾN SĨ KỸ THUẬT MÔI TRƯỜNG

NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC
1. PGS.TS. HOÀNG THỊ THU HƯƠNG
2. TS. ĐINH VĂN KHƯƠNG

Hà Nội - 2021
2


LỜI CẢM ƠN
Tôi xin chân thành cảm ơn Ban lãnh đạo Viện Khoa học và Công nghệ Môi
trường đã đồng ý tạo điều kiện cho tôi thực hiện luận văn này.
Tơi xin chân thành cảm ơn PGS. TS Hồng Thị Thu Hương và TS. Đinh Văn
Khương đã tận tình tâm huyết hướng dẫn giúp đỡ tơi hồn thành luận văn này.
Tôi xin chân thành cảm ơn các thầy cô thuộc viện Viện Khoa học và Công nghệ
Môi trường, Đại học Bách Khoa và Khoa Hóa và Mơi trường, Đại học Thủy Lợi đã
luôn giúp đỡ và động viên tôi trong suốt q trình học tập và nghiên cứu.

Tơi xin chân thành cảm ơn các Thầy cô, các nhà khoa học đã có ý kiến góp ý, phản
biện và đánh giá để luận văn có thể hồn thành.
Cuối cùng, tơi xin bày tỏ lịng biết ơn sâu sắc tới gia đình và bạn bè đã ln động
viên, khuyến khích, tạo điều kiện cho tôi trong suốt thời gian qua.

Hà Nội, ngày .......tháng ..... năm 2021

ii


MỞ ĐẦU
1. Tính cấp thiết của đề tài
Trong thời đại phát triển cơng nghiệp, chì được ứng dụng nhiều trong sản
xuất và trở thành chất ô nhiễm phổ biến trong môi trường, gây ảnh hưởng đối với
các hệ sinh thái. Ô nhiễm chì trong hệ sinh thái thủy sinh đang được cả thế giới và
Việt Nam ngày càng quan tâm do tính độc và tính phổ biến của chúng trong mơi
trường nước mặt [1].
Chì khi xâm nhập vào mơi trường nước, với nồng độ cao có thể gây độc cấp
tính ngay gần các vị trí xả thải hoặc trong trường hợp pha lỗng bởi mơi trường
chúng có thể gây ra các tác động mạn tính cho cơ thể sinh vật [2]. Chì là chất ơ
nhiễm khơng bị phân hủy sinh học, có thời gian tồn lại lâu trong mơi trường, có tính
độc cao và tích tụ cao trong cơ thể sinh vật. Một số nghiên cứu đã khẳng định mặc
dù nồng độ chì trong nước nhỏ, nhưng lượng chì tích trữ trong cơ thể sinh vật rất
cao và gây tác động lớn tới đa dạng sinh học. Độc tính của chì có thể gây các tác
động về tăng trưởng và sinh lý đối với sinh vật [3], hoặc đột biến gen [4] về lâu dài
sẽ dẫn đến suy giảm đa dạng sinh học tại các hệ sinh thái thủy vực. Tuy nhiên hiện
nay ở Việt Nam, các nghiên cứu về tính tốn ngưỡng tác động cấp tính và cơ chế
ảnh hưởng mạn tính của các kim loại đối với cơ thể sinh vật còn hạn chế.
Các quy chuẩn kỹ thuật giới hạn nồng độ kim loại, đặc biệt là chì trong môi
trường thường được xây dựng căn cứ trên các nghiên cứu về độc cấp tính đối với

các lồi chỉ thị nhạy cảm. Việc xác định được các ngưỡng nồng độ của chì trong
dịng xả thải, hay nồng độ trong môi trường cần được thực hiện thông qua chuỗi các
thực nghiệm trong phịng thí nghiệm và thường mất nhiều thời gian và kinh phí.
Trong khi độc tính của kim loại chì phụ thuộc vào tính chất mơi trường nước, đặc
biệt là pH và ion cạnh tranh các ngưỡng xả thải trong các quy định thường sử dụng
một giá trị ngưỡng cho tất cả các vùng thủy vực dẫn đến quy định các ngưỡng xả
thải chưa thật chính xác. Đây cũng là vấn đề mà các nhà khoa học trên thế giới và ở
Việt Nam đang quan tâm nghiên cứu. Việc xây dựng các mơ hình tính tốn ngưỡng
độc cấp tính của từng kim loại trong mối liên hệ với đặc tính mơi trường trở thành
vấn đề cấp thiết và đã được Cục môi trường tại Châu Mỹ [5] và Châu Âu [6] phát
1


triển thành các hướng dẫn. Ở Châu Á, các nghiên cứu về mơ hình liên kết phối tử
sinh học (BLM) mới được bắt đầu thực hiện và phần lớn điều chỉnh trên bộ số liệu
độc học của các mơ hình của Châu Mỹ và Châu Âu. Các bộ số liệu độc học trên các
loài sinh vật sống trong hệ sinh thái quyết định tính chính xác của mơ hình. Tuy
nhiên, các số liệu độc học phục vụ cho phát triển mơ hình trên những sinh vật bản
địa của Châu Á còn hạn chế. Ở Việt Nam, nghiên cứu về BLM cịn hạn chế đặc biệt
chưa có các bộ số liệu độc học phù hợp phục vụ cho phát triển mô hình trên lồi
sinh vật phù du ở vùng nhiệt đới Việt Nam.
Khi chì xâm nhập vào mơi trường sẽ bị mơi trường nước pha lỗng khiến cho
nồng độ của chúng giảm đi đáng kể và thường thấp hơn so với các quy chuẩn cho
phép. Tuy nhiên ngay cả dưới ngưỡng cho phép, phần lớn chì do có khả năng tích
lũy cao trong cơ thể sinh vật và khả năng khuếch đại sinh học qua các bậc thức ăn
trong hệ sinh thái, có thể gây ra các tác hại mạn tính ảnh hưởng tới cơ thể sinh vật
và cả hệ sinh thái. Các sinh vật khác nhau trong hệ sinh thái khi phơi nhiễm cùng
kim loại có khả năng chịu mức độ tác động khác nhau do cơ chế thích nghi khác
nhau đối với chất ô nhiễm là kim loại. Việc nghiên cứu các tác động tiềm tàng của
kim loại đối với sinh vật và nghiên cứu sự thích nghi của kim loại khi phơi nhiễm

mạn tính đang nhận được sự quan tâm của các nhà nghiên cứu trong và ngoài nước.
Ở Việt Nam, các nghiên cứu độc tính mạn tính của kim loại chì thường tập trung ở
nghiên cứu tích lũy và bước đầu có các nghiên cứu tác động mạn tính tới sinh sản
của sinh vật [7]. Tuy nhiên các nghiên cứu về sự khôi phục các tổn thương sau q
trình phơi nhiễm mạn tính là chủ đề mới với thế giới và chưa được thực hiện tại
Việt Nam.
Vì vậy để góp phần hiểu rõ hơn về tác động cấp tính và mạn tính của kim
loại đối với sinh vật thủy sinh bản địa trong điều kiện Việt Nam, nhằm góp phần
đưa ra những giải pháp bảo vệ và duy trì đa dạng sinh học trong thủy vực nước ngọt
trong bối cảnh phát triển kinh tế - xã hội hiện nay, đề tài “Nghiên cứu tính độc của
kim loại Pb đối với Moina dubia trong hệ sinh thái nước ngọt hồ Hà Nội” đã
được thực hiện trong khuôn khổ nghiên cứu sinh Tiến sỹ ngành Kỹ thuật môi
trường tại trường Đại học Bách khoa Hà Nội.

2


2. Mục tiêu nghiên cứu của luận án
Với mục tiêu chính là nghiên cứu tính độc của kim loại Pb đối với Moina
dubia trong hệ sinh thái nước ngọt hồ Hà Nội, nghiên cứu được thực hiện nhằm các
mục tiêu cụ thể sau:
- Nghiên cứu các tác động của các cation chính trong mơi trường thủy vực
tới ngưỡng độc cấp tính EC50 của chì đối với Moina dubia là lồi động vật phù du
đặc trưng với thủy vực nước ngọt hồ Hà Nội. Trên cơ sở đó phát triển thuật tốn mơ
hình liên kết phối tử sinh học (BLM) phù hợp để tính tốn ngưỡng độc cấp tính của
chì đến Moina dubia trong điều kiện thủy vực nước ngọt hồ Hà Nội.
- Đánh giá ảnh hưởng độc tính mạn tính đến sự phát triển và sự phục hổi tổn
thương của M. dubia khi phơi nhiễm mạn tính với chì.
3. Đối tượng và phạm vi nghiên cứu
3.1.

Đối tượng nghiên cứu
- Chì là kim loại phổ biến có độc tính mạn tính và cấp tính rõ rệt đối với sinh

vật thủy sinh. Chì được sử dụng nhiều trong cuộc sống hiện đại từ sản xuất đến các
sản phẩm tiêu dùng và trong hoạt động giao thông, nông nghiệp trở thành tác nhân
gây rủi ro cao tới hệ sinh thái thủy sinh.
- Đối tượng sinh vật là Moina dubia: Là sinh vật bản địa phân bố rộng khắp
các thủy vực nước ngọt khu vực đồng bằng Bắc bộ, đặc biệt là trong các thủy vực
hồ tĩnh. Đây là sinh vật đóng vai trị quan trọng trong chuỗi và lưới thức ăn trong hệ
sinh thái thủy sinh. Moina dubia nằm trong nhóm các động vật nổi nhạy cảm nhất
đối với kim loại và được ứng dụng như là chỉ thị cho ô nhiễm kim loại [8].
3.2.

Phạm vi nghiên cứu
- Khu vực nghiên cứu: Hồ Hà Nội bao gồm các hồ nội thành và các hồ ngoại

thành. Các thủy vực khu vực đơ thị có khả năng tiếp nhận Pb từ các nguồn phát thải
khác nhau và tích lũy trong hệ sinh thái hồ trong thời gian dài.
- Thời gian nghiên cứu:
+ Thời gian nghiên cứu hiện trường: 1/2018 – 1/2019 và 5-12/2020.

3


+ Thời gian nghiên cứu trong phịng thí nghiệm: 6/2017 – 12/2020.
4. Phương pháp nghiên cứu của luận án
- Phương pháp lý thuyết: Thực hiện nghiên cứu tổng quan các vấn đề nghiện
cứu về độc tính của chì trên sinh vật thử nghiệm là M.dubia và tổng quan về
phương pháp tiếp cận và phát triển mơ hình BLM. Nghiên cứu tổng quan về các

vấn đề tác động mạn tính và xu hướng nghiên cứu đối với kim loại trên động vật
nổi.
- Phương pháp thực nghiệm: Quan trắc và lấy mẫu hiện trường theo các theo
các tiêu chuẩn kỹ thuật ở Việt Nam và trên thế giới; thực nghiệm nghiên cứu độc
học cấp tính thơng qua xác định EC50-24h của kim loại đến sinh vật thử nghiệm
trong phịng thí nghiệm; thực hiện đánh giá ảnh hưởng mạn tính của chì lên
M.dubia trong phịng thí nghiệm
- Phương pháp kế thừa: Nghiên cứu đã kế thừa các ngun lý tính tốn về mơ
hình BLM; kế thừa các phương pháp đánh giá ảnh hưởng độc mạn tính và cấp tính
của kim loại trên sinh vật thử nghiệm.
- Phương pháp thống kê: Sử dụng thống kê Student T-test trên phần mềm
SPSS 20.
- Phương pháp mô hình hóa: Luận án đã ứng dụng mơ hình PHREEQC để
tính tốn dạng tồn tại các ngun tố trong dung dịch, phần mềm viết trên ngôn ngữ
C mở đăng trên website của cục khảo sát địa chất Hoa Kì (USGS). Phần giải thuật
tính tốn giá trị EC50 của mơ hình được viết trên ngôn ngữ Python.
5. Nội dung nghiên cứu của luận án
Để đạt được các mục tiêu đã đề ra, nghiên cứu đã triển khai các nội dung
Nội dung 1: Xác định các đặc điểm môi trường, phân bố các loài sinh vật
phù du trong hệ sinh thái thủy vực nước ngọt hồ Hà Nội.
Nội dung 2: Phân lập, nuôi và cho sinh sản sinh vật thử nghiệm. Triển khai
các thí nghiệm độc học nhằm thu được bộ số liệu độc học cấp tính của chì đối với

4


sinh vật Moina dubia phục vụ phát triển mơ hình liên kết phối tử sinh học
(BioLigand Model – BLM) trong điều kiện môi trường nước ngọt hồ Hà Nội.
Nội dung 3: Xác định các hệ số mơ hình nhằm hồn thiện các cơng thức
trong mơ hình BLM tính tốn ngưỡng độc cấp tính của kim loại Pb dựa vào tính

chất môi trường nước trong thủy vực nước ngọt hồ Hà Nội.
Nội dung 4: Đánh giá độc tính mạn tính của Pb đối với sinh vật Moina dubia
ảnh hưởng đến sự sinh trưởng và sinh sản của sinh vật và đánh giá khả năng phục
hồi các tính trạng của sinh vật khi phơi nhiễm mạn tính chì trong thời gian dài.
6. Những đóng góp mới của luận án
Các đóng góp mới của luận án bao gồm:
-

Cung cấp bộ số liệu độc học cấp tích của chì phục vụ cho việc phát triển
mơ hình liên kết phối tử sinh học ở Việt Nam. Bộ số liệu phù hợp để giúp
tính tốn nhanh ngưỡng độc cấp tính của chì tại hệ sinh thái thủy vực hồ
Hà Nội.

-

Diễn giải các bước giải thuật toán học rõ ràng của mơ hình BLM làm cơ
sở để phát triển các nghiên cứu về độc học cấp tích đối với kim loại khi sử
dụng mơ hình BLM trong nghiên cứu độc học tại các thủy vực ở Việt
Nam.

-

Đánh giá được tại nồng độ thấp trong nước (tại ngưỡng khuyến cáo theo
quy chuẩn QCVN), các ảnh hưởng của chì trên động vật nổi có thể tích
lũy dần qua các thế hệ và chỉ biểu hiện ra sau thời gian phơi nhiễm đủ dài.
Sinh vật mất khả năng thích nghi chống lại tác hại của chì khi chúng phơi
nhiễm chì đủ dài sau 9 thế hệ.

7. Ý nghĩa khoa học và thực tiễn
Về ý nghĩa khoa học

Luận án góp phần bổ sung cơ sở khoa học về nghiên cứu độc học mơi trường
đối với kim loại chì trong mơi trường nước thể hiện qua:

5


- Quy trình ứng dụng mơ hình liên kết phối tử sinh học BLM để tính tốn giá
trị EC50 là đặc trưng cho ngưỡng độc cấp tính của kim loại nặng đến thủy sinh vật
phù du trong môi trường nước ngọt đối với các đặc tính mơi trường khác nhau.
- Phát triển phương thức đánh giá ngưỡng độc mạn tính của kim loại đến
sinh vật phù du ở nồng độ chì thấp trong điều kiện thực tế.
Về ý nghĩa thực tiễn
- Đánh giá ngưỡng độc cấp tính và tác động độc mạn tính của Pb đến Moina
dubia, một mắt xích quan trọng trong chuỗi thức ăn cho phép đưa ra những thông
tin cụ thể làm cơ sở cho việc đánh giá rủi ro và xây dựng quy chuẩn kỹ thuật quốc
gia về chất lượng mơi trường
- Luận án góp phần từng bước hồn thiện quy trình thực nghiệm và mơ hình
tính tốn có thể được áp dụng đối với các nghiên cứu trong tương lai về độc học
môi trường của các kim loại nặng khác và trên các đối tượng sinh vật nghiên cứu
khác.
8. Cấu trúc của luận án
Luận án trình bày các nội dung chính của nghiên cứu, phản ánh các kết quả
nghiên cứu thực nghiệm và lý thuyết của nghiên cứu sinh. Trình bầy các cơ sở lý
luận, giả thuyết khoa học và phương pháp nghiên cứu đã được sử dụng trong luận
án, cũng như các kết quả thu được. Ngoài phần Mở đầu, Kết luận và Kiến nghị,
Luận án được bố cục thành 3 chương gồm:
- Chương 1. Tổng quan các vấn đề nghiên cứu
- Chương 2. Phương pháp nghiên cứu
- Chương 3. Kết quả nghiên cứu và thảo luận
Luận án cũng đính kèm các phụ lục:

Phụ lục 1: Xác nhận định danh sinh vật thử nghiệm
Phụ lục 2: Số liệu quan trắc chất lượng nước tại các hồ nghiên cứu
Phụ lục 3: Số liệu thí nghiệm độc cấp tính

6


Phụ lục 4: Số liệu nghiên cứu độc mạn tính

7


CHƯƠNG 1 TỔNG QUAN CÁC VẤN ĐỀ NGHÊN CỨU

1.1 Hiện trạng chất lượng nước mặt khu vực Hà Nội
Hà Nội là vùng đất có vị trí đặc biệt có nhiều hồ bao quanh. Hồ Hà Nội có
chức năng chính là thốt nước và điều tiết tiểu khí hậu cho thành phố. Tuy nhiên do
q trình phát triển đơ thị, số lượng hồ nội thành Hà Nội đã giảm cả số lượng và
tổng diện tích các hồ. Tại 6 quận lõi nội thành Hà Nội có 122 hồ năm 2010 và số
lượng hồ suy giảm còn 112 hồ năm 2015. Nhiều khảo sát cho thấy rằng việc xả thải
trực tiếp nước thải sinh hoạt từ các hộ dân, nhà hàng quán xung quanh các hồ đã
làm giảm chất lượng nước hồ [9]. Mật độ dân cư và các dịch vụ xung quanh đông
đúc cùng với sự xâm lấn của rác thải cũng là một trong các nguyên nhân khiến cho
chất lượng nước hồ suy giảm.
Trong số 30 hồ nội thành Hà Nội được nghiên cứu từ 2010 đến 2015 giá trị
BOD5 trong các hồ năm 2010 dao động từ 65 đến 80 mg/L. Trong khi đó năm 2015
giá trị BOD5 dao động từ 40 đến 60 mg/L. TSS từ 45 đến 90 mg/L trong năm 2010
và từ 40 đến 80 mg/L 2015. Phần lớn các hồ Hà Nội đều ở mức phì dưỡng, với
nồng độ Chlorophyll-a trong khoảng 80 đến 700 µg/L. Theo đánh giá của Trung
tâm Nghiên cứu Môi trường và Cộng đồng (CECR) cho thấy có 7 hồ ở mức độ phì

dưỡng, 21 hồ ở mức độ siêu phì dưỡng và 2 hồ thiếu dữ liệu đánh giá. Một số hồ
điển hình như hồ Tây, hàm lượng Chlorophyll-a từ 110 µg/L đến 120 µg/L. Nghiên
cứu mới nhất (2020) cho thấy hàm lượng Chlorophyll-a trong hồ Gươm là 114,8
µg/L đến hơn 700 µg/L[10]. Tuy chất lượng nước trong những giai đoạn từ 2010
đến 2015 được cải thiện nhưng các chỉ số chính như amoni, nitrat, photphat vẫn
vượt quá QCVN 08-MT:2015/BTNMT (B1).
Nguyên nhân chủ yếu là do các hồ nội thành có chức năng chính tiêu thốt
nước, lượng nước thải chưa qua xử lý một số nhà hàng ven bờ, nước chảy tràn từ
đường phố làm giảm chất lượng nước các hồ. Một số hồ có chức năng xử lý nước
thải, tuy nhiên khi mật độ dân số đô thị và các hoạt động sinh hoạt và sản xuất tăng
lên khiến cho lưu lượng nước thải đưa vào hồ vượt quá khả năng chịu tải của hồ,
khiến các hồ trở lên phì dưỡng. Đối với các hồ ở khu vực trung tâm, chức năng chủ
yếu là điều tiết nước và tạo cảnh quan đô thị. Tuy nhiên, do các hoạt động xây dựng
8


phát triển đô thị và ô nhiễm kéo dài, một số hồ bị thu hẹp, lấn chiếm, bồi lắng, ảnh
hưởng đến khả năng tiêu thoát nước của hồ. Tại Hà Nội, tính đến tháng 11/2016
mới có khoảng 20,62% tổng lượng nước thải sinh hoạt của thành phố được xử lý,
còn lại trên 700.000 m3/ngày đêm vẫn chưa được xử lý mà thải trực tiếp vào môi
trường [11]. Các khu dân cư xung quanh một số hồ chưa tiếp cận với hệ thống thu
gom nước thải nên xả trực tiếp nước thải sinh hoạt vào hồ. Phần lớn các hồ nội đơ
đều là các hồ kín, khả năng lưu thơng kém nên các hồ này đều ô nhiễm chất hữu cơ
và dinh dưỡng.
Các dịng sơng chảy quanh thành phố như sơng Sét, sơng Lừ, sơng Kim
Ngưu, sơng Tơ Lịch cũng có chất lượng nước giảm sút và ô nhiễm ở nhiều mức độ
khác nhau. Nồng độ các chất ô nhiễm chủ yếu là chỉ tiêu Nitơ tổng, Photpho tổng là
3,0-8,0 mg/L N , 0,15-0,56 mg/L P [12]. Nước các sông nội đơ thực chất là hỗn hợp
của nhiều dịng nước thải bao gồm nước thải bệnh viện, nước thải sinh hoạt, nước
thải dịch vụ và nước mưa chảy tràn[13]. Các nghiên cứu môi trường nước mặt các

khu vực ngoại đô Hà Nội khẳng định các giếng khoan ở đồng bằng Bắc bộ có hàm
lượng phốt phát cao hơn mức cho phép (0,4mg/L) chiếm tới 71%, hàm lượng amoni
lên đến 23,30 mg/L (gấp >200 lần tiêu chuẩn cho phép) ở Tân Lập (Đan Phượng)
vào mùa khơ, cịn có 17/32 mẫu có hàm lượng mangan (Mn) vượt quá hàm lượng
tiêu chuẩn. Chất lượng nước mặt tại các khu vực ngoại thành dùng cho nơng nghiệp
có hàm lượng TSS: 7 - 1018,6 mg/L; COD: 6,0 - 331,6mg/L; Nitrit: 0,001 0,756mg N/L; nitrat: 0,01 - 2,61mg N/L; amoni: 0,02 - 3,11mg N/L; phốtphát: 0,01
- 2,50mgP/L; phốtpho tổng số: 0,1 - 5,0mgP/L [14]. Chất lượng nước mặt khu vực
ngoại thành chủ yếu ảnh hưởng của các hoạt động nông nghiệp do dư thừa và rửa
trôi hàm lượng phân bón và xả thải cơng nghiệp. Tuy vậy so sánh với các hồ tự
nhiên khu vực ngoại thành, nơi khơng có các tác động của các hoạt động nơng
nghiệp, hoạt động xả thải, xâm lấn thì chất lượng nước tại các hồ nội đô và ven đô
kém hơn rất nhiều.
Tại Việt Nam, tình trạng ơ nhiễm chì trong các thủy vực xuất hiện phổ biến ở nhiều
địa phương do nhiều nguyên nhân khác nhau. Hoạt động khai thác khống sản là
một trong những hoạt động chính gây nên ô nhiễm chì tại nhiều thủy vực. Tại miền
Bắc Việt Nam các mỏ khai thác kim loại tại các tỉnh Thái Nguyên, Lào Cai hiện
9


đang khai thác với trữ lượng lớn. Do hiện trạng khai thác lộ thiên với công nghệ lạc
hậu đa phần gây ơ nhiễm tại các khu vực khai khống. Nước thải từ hoạt động khai
thác mỏ và chế biến các sản phẩm khai thác theo dòng nước ảnh hưởng tới thủy vực
và mơi trường đất, tích lũy vào các cây lương thực và gián tiếp ảnh hưởng tới sức
khỏe con người. Nồng độ chì trong giếng khoan của khu vực chợ Điền, nơi có các
mỏ khống sản là 30 (0-121) mg/L, trong nước suối là 12 (0-32) mg/L và giếng đào
là 13,5 (9-18) mg/l [15] . Các số liệu này đều vượt quy chuẩn Việt Nam QCVN
01/2009 do bộ Y Tế ban hành. Một số mẫu tại các giếng khoan, lượng chì lên tới
121 mg/l cao gấp 12 làn quy định của Bộ Y Tế. Các kết quả quan trắc nồng độ chì
ở nước mặt tại các địa phương ảnh hưởng bởi hoạt động mỏ cho thấy, nồng độ chì
trong nước mặt quanh khu mỏ trung bình là 0,107 mg/l cao hơn mức quy định

trong QCVN 01/2009 do bộ Y Tế ban hành. Trong số đó có những mẫu nước mặt
có hàm lượng chì lên tới 0,564 mg/l và 0,423 mg/l cao gấp 5 lần quy chuẩn cho
phép. Điều đó chứng tỏ, hoạt động khai thác và chế biến các khống sản mỏ đang
trở thành ngun nhân gây ơ nhiễm chì trong nước mặt Việt Nam. Một nghiên cứu
khác về hàm lượng chì trong nước mặt tại các khu vực khác gần khu khai thác mỏ
cho thấy, hàm lượng chì từ 0,353 đến mức 0,286 mg/l với tất cả các mẫu đều vượt
quy chuẩn QCVN 08:2008/BTNMT loại B1.
Bên cạnh đó hoạt động tái chế đang gây ơ chì trong nước mặt nghiệm trọng. Nồng
độ chì trong nước mặt xung quanh các làng nghề tái chế ở Việt Nam thường cao gấp
1,5-1,6 lần quy chuẩn QCVN 08:2008/BTNMT loại B1.Nguyên nhân chính là do
đa số các làng nghề đều có quy mơ nhỏ nên thường khơng có hệ thống xử lý nước
thải và khí thải, dẫn đến trong số các làng nghề có tới 46% làng nghề ơ nhiễm nặng
và 17% ơ nhiễm vừa bao gồm cả ơ nhiễm chì. Khơng chỉ nước thải của các làng
nghề tái chế, nước thải từ các khu công nghiệp do hạn chế trong quản lý xử lý nước
thải nên cũng đã gây ra ô nhiễm chì trong nước mặt. Nghiên cứu của tác giả Nguyễn
Thị Minh Ngọc và công sự (2020) cho thấy, tại khu vực tạp trung sản xuất cơng
nghiệp như khai mỏ, hóa chất, xi măng, đóng tài ở Thủy Ngun, Hải Phịng, nồng
độ chì trong nước mặt trung bình 0,17 (0,003-0,39) mg/L phần lớn các mẫu vượt
quá Quy chuẩn chất lương nước mặt cho phép QCVN 08:2008/BTNMT[16]. Cũng

10


tại vị trí đó, nồng độ chì trong nước giếng cũng tăng cao 0,12 mg/l (0,01-0,42) cao
hơn QCVN 01/2009 do bộ Y Tế ban hành.
Chì là một kim loại được sử dụng rất nhiều trong cuộc sống, sơn, mĩ phẩm, thiết bị
kim loại vì vậy, chì từ nước thải sinh hoạt cũng là nguồn gây ô nhiễm cho nước mặt.
Kết quả quan trắc môi trường nước mặt tại khu vực phía Nam năm 2020 của
Tổng cục mơi trường cho thấy, nồng độ chì tại Cầu Ơng Bng - sơng Sài Gịn;
cảng Phú Định - sơng Vàm Cỏ đếu vượt q giới hạn cho phép QCVN 08-2015 B1.

Nghiên cứu chỉ ra các sông này đều nhận lượng lớn nước thải từ các khu có mật độ
dân số cao và các hộ kinh doanh phân tán nhỏ lẻ. Ở Miền Bắc, nồng độ chì tại một
số dịng sơng ngoại thành Hà Nội ảnh hưởng do xả nước thải chưa qua xử lý như
sông Tô Lịch và sông Kim Ngưu trong khoảng 100-220 µg/L [17] cao hơn giới hạn
trong quy chuẩn nước mặt QCVN 08-2015 B1. Chì đang trở thành nguyên tố kim
loại có khả năng gây rủi ro cho hệ sinh thái trong đời sống hiện đại. Nồng độ kim
loai Pb, trong các hồ Hà Nội cũng là một trong những chất ơ nhiễm chủ yếu 366µg/L có những điểm lớn hơn quy chuẩn cho phép về chất lượng nước mặt QCVN
08-MT:2015/BTNMT (B1)[18]. Nhiều khu vực trên thế giới, đặc biệt là tại các
quốc gia đang phát triển, nơi nền công nghiệp sản xuất và tiêu dùng đang tăng
trưởng mạnh, ô nhiễm kim loại chì ngày càng trở nên phổ biến.
Tóm lại: Chất lượng nước mặt khu vực nội thành Hà Nội bị suy thối do ảnh
hưởng của các dịng nước thải từ nước thải sinh hoạt, nước thải sản xuất và nước
thải nông nghiệp tại các vùng ven đô. Tại các nơi tiếp nhận nguồn thải xuất hiện ô
nhiễm hữu cơ, dư thừa nitơ và photpho, và nguy cơ cao ô nhiễm kim loại như Mn,
Pb, Cd. Trái lại, chất lượng nước các hồ tự nhiên ngoại thành Hà Nôi, nơi chịu ảnh
hưởng ít hơn từ các hoạt động sản xuất và nơng nghiệp thì tốt hơn. Tại một số khu
vực nồng độ Pb được tìm thấy trong nước mặt là vượt quá quy chuẩn cho phép.
Hiện trạng chất lượng nước mặt hiện nay của Hà Nội có thể sẽ gây ảnh hưởng lớn
tới sự đa dạng sinh học của hệ sinh thái và gián tiếp ảnh hưởng tới sức khỏe của con
người.

11


1.2 Vai trò của động vật nổi trong hệ sinh thái
Động vật nổi hay còn gọi là động vật phù du (Zooplankton) là những động
vật không xương sống, sống lơ lửng và trôi dạt trong các thủy vực như ao hồ, sông
suối, biển, đại dương. Trong hệ sinh thái thủy vực, lưới thức ăn trong hệ sinh thái
càng phong phú thì hệ sinh thái càng bền vững và có khả năng hồi phục tốt trước
những tác động bất lợi của môi trường. Sự đa dạng phong phú của động vật nổi sẽ

quyết định tới tính bền vững của các hệ sinh thái. Động vật nổi có vai trị kiểm sốt
dinh dưỡng tại các thủy vực [19]. Mật độ tảo và thực vật phù du được kiểm soát bởi
quần xã động vật nổi phong phú. Các động vật nổi cỡ lớn được cho là có vai trị
quan trọng trong việc kiểm sốt dinh dưỡng trong các thủy vực; nhóm giáp xác chân
chèo Mesocyclops cịn được sử dụng cho mục đích kiểm soát sinh học ấu trùng
muỗi vằn nhằm giảm thiểu việc sử dụng các hợp chất hóa học. Trong khi đó các
động vật nổi cỡ nhỏ được cho là xử lý chất hữu cơ ở ở thủy vực nhiều dinh dưỡng.
Trên thực tế động vật nổi cỡ nhỏ với số lượng lớn và đa dạng giúp khả năng kiểm
soát mức độ ô nhiễm hữu cơ trong những thủy vực khép kín và ô nhiễm hữu cơ
[20]. Sự suy giảm động vật nổi cả về chất lượng và số lượng sẽ dẫn đến sự hủy hoại
lưới thức ăn thủy sinh.
Động vật nổi được coi là mắt xích trung gian chuyển năng lượng từ loài tự
dưỡng là thực vật nổi (phytoplankton) tới bậc dinh dưỡng cao hơn. Động vật nổi tạo
nên dòng chảy năng lượng trong hệ sinh thái. Trong các nhóm động vật nổi,
Cladocera có vai trị quan trọng trong việc cân bằng dinh dưỡng của hệ sinh thái.
Nó là thức ăn cho các bậc dinh dưỡng cao hơn trong lưới thức ăn. Trứng của
cladocera là nguồn thức ăn giàu dinh dưỡng cho các lồi cá con mới sinh. Mặt khác,
do kích thước của phiêu sinh động vật không lớn và khả năng trao đổi chất cao nên
phiêu sinh động vật đóng vai trò đáng kể cho sự tái tạo nguồn dinh dưỡng trong
thủy vực. Động vật nổi đặc biệt là luân trùng (Rotatoria), râu ngành (Cladocera) và
chân chèo (Copepoda) là nguồn dinh dưỡng cao cho các loài cá ăn sinh vật phù du.
Protein của luân trùng và giáp xác cần thiết cho sự tăng trưởng mạnh của ấu trùng,
cá con nên chúng đóng vai trị trong ni trồng thủy sản. Ngồi ra, một số giống
thuộc nhóm râu ngành như Daphnia, Moina, Diaphanosoma và Pseudosida được
nuôi trồng, nhân giống để làm thức ăn trong nuôi trồng thủy hải sản.
12


Trong những loài động vật nổi, một số loài đặc biệt nhạy cảm đối với các
chất ơ nhiễm ví dụ như Daphnia thường nhạy cảm với chất ô nhiễm hữu cơ, trong

khi Moina dubia là loài nhạy cảm với các chât ô nhiễm kim loại. Dựa vào khả năng
nhạy cảm của các loài động vật nổi đối với các yếu tố môi trường mà động vật nổi
đươc coi là đối tượng quan trọng nghiên cứu chỉ thị môi trường để đánh giá tác
động mơi trường của các cơng trình giao thông, thủy lợi, nông nghiệp, nuôi trồng
thủy sản, lâm nghiệp. Việc nghiên cứu thành phần động vật nổi cũng làm cơ sở
khoa học phân vùng sinh thái, đánh giá tính đa dạng tiềm năng sinh học của các hệ
sinh thái. Ngồi ra việc nghiên cứu động vật nổi có thể đánh giá nguồn thức ăn tự
nhiên trong thủy vực để xây dựng các chương trình quan trắc trên các hệ sinh thái
thủy sản[20]. Trong nhóm cladocera thì Daphnia và Moina là loài được nghiên cứu
nhiều trong độc học do hai lồi này rất nhạy cảm với các chất ơ nhiễm trong môi
trường. Daphnia nhạy cảm với hầu hết các chất ô nhiễm từ ô nhiễm hữu cơ, ô nhiễm
nhiệt, ô nhiễm kim loại. Ở những thủy vực nhiệt đới nơi có các cống xả thải, thì
daphnia thường rất ít khi xuất hiện. Ngồi Daphnia, Moina cũng là nhóm sinh vật
thường được nghiên cứu làm chỉ thị. Các loài phiêu sinh động vật hoàn toàn thường
được xem là sinh vật chỉ thị hữu ích cho chất lượng nước, tình trạng dinh dưỡng và
mức độ ơ nhiễm. Moina có khả năng sống trong mơi trường có dinh dưỡng hữu cơ
cao, một đặc trưng của các vùng nước ngọt Việt Nam mà còn là lồi nhạy cảm đối
với kim loại [21].
Tóm lại, động vật nổi đóng vai trị cực kì quan trong trong việc làm thức ăn
dinh dưỡng cao cho các lồi ni thủy sản. Động vật nổi được coi là mắt xích trung
gian chuyển năng lượng từ loài tự dưỡng là thực vật nổi (phytoplankton) tới bậc
dinh dưỡng cao hơn đóng vài trị trong việc duy trì đa dạng lưới thức ăn của hệ sinh
thái nước ngọt Việt Nam. Ngoài ra, động vật nổi được coi là nhạy cảm với chất ô
nhiễm nên được chọn là sinh vật nghiên cứu ô nhiễm trong hệ sinh thái nước ngọt
[21].
1.3 Sinh vật thử nghiệm Moina dubia
1.3.1 Sự phù hợp của Moina dubia là sinh vật thử nghiệm
M.dubia là lồi nằm trong họ Moina có nhạy cảm cao đối với kim loại cho là
chỉ thị của ô nhiễm kim loại [22]. Rất nhiều nghiên cứu đã lựa chọn Moina để
13

nghiên cứu tác các tác động độc tính của kim loại đối với hệ sinh thái thủy vực [23].
Điển hình như Moina micrura Kurz được sử dụng để làm đối tượng nghiên cứu ảnh
hưởng tương tác giữa nhiệt độ và độ cứng lên độc cấp tính của kim loại đối với loài
này [24]. Năm 2019, tác giả Borase cộng sự đã sử dụng Moina macrocopa để
nghiên cứu ảnh hưởng của bạc nano tới kích thước cá thể của lồi này [25]. Loài
Moina macrocopa được rất nhiều nghiên cứu độc học sử dụng trong đánh giá tác
động độc tố của kim loại như đồng, chì kẽm [26] và sử dụng chúng làm chỉ thị để
đánh giá rủi ro ô nhiễm kim loại nặng trong nước [27]. M. dubia cũng là đối tượng
sử dụng trong các nghiên cứu độc học [28]. M.dubia được tác giả Reichwaldt và
cộng sự sử dụng trong nghiên cứu độc học phản ứng với hydrogen peroxid [29].
Ngoài đặc điểm moina nói chung và M. dubia nói riêng nhạy cảm với kim loại,
chúng còn đặc biệt nhạy cảm với thuốc bảo vệ thực vật. Vì vậy những nguồn ơ
nhiễm chứa kim loại và hóa chất bảo vệ thực vật sẽ gây hại đến quần thể Moina nói
chung và làm ảnh hưởng tới sự duy trì đa dạng lồi trong chuỗi thức ăn. Ngồi ra
nước tẩy rửa, xà phịng, hóa chất cũng gây hại cho sự phát triển của moina.
Ở Việt Nam, M. dubia là loài giáp xác nước ngọt thuộc bộ Cladocera phân
bố rộng trong các môi trường nước ngọt. M. dubia là động vật nổi được tìm thấy
trong phần lớn các mẫu thu động vật nổi nước ngọt ở Việt Nam[30]. M. dubia phân
bố rộng rãi tại lưu vực sông Mê Kông và là nguồn thức ăn cho các loài cá của song
[31]. M. dubia cũng là loài phân bố rộng khắp ở châu Á từ Thái Lan, Philipin,
Indoesia, Việt Nam [32, 33] và Srilanka.[34] M. dubia cũng được khẳng định là
loài động vật nổi phổ biến ở miền Bắc và miền Nam Việt Nam và có vai trò quan
trọng trong hệ sinh thái miền Bắc Việt Nam[35]. Một số nghiên cứu trước đó cũng
khẳng định M. dubia là một trong những loài động vật nổi phổ biến tại các hồ tại
các hồ Hà Nội như hồ Tây, hồ Hoàn Kiếm và Trúc Bạch [35]. M. dubia là đối tượng
trong nhiều nghiên cứu ở Việt Nam về phân bố loài về độc học[36].
Điều kiện sống của M. dubia đặc trưng cho các môi trường thủy vực ở nhiệt
đới. Lồi này có thể sống thích hợp nhất ở khoảng nhiệt độ 20 – 31oC, nhưng nó

phát triển nhất ở nhiệt độ thích hợp là 25 ± 10C. Khả năng chịu nhiệt của M. dubia
là một lợi thế giúp cho ngành ni trồng thủy sản duy trì được lượng thức ăn cho
các lồi thủy sinh ni trồng. Ở nhiệt độ 32oC M. dubia bị ức chế phát triển và sinh
14


sản và làm giảm thời gian thành thục. Ở nhiệt độ thấp, số lượng con cái sinh ra ở
các thế hệ sau của M. dubia giảm mức đáng kể. Khoảng pH thích hợp của M. dubia
là pH = 7.8 – 8.5 với hàm lượng oxy hòa tan trong nước 7 – 8 mg/l. Chúng chỉ có
thể sống trong mơi trường nước ngọt với hàm lượng muối không vượt quá 4.0 ppt,
và trong khoảng 1.5 – 3.0 ppt là thích hợp nhất. M. dubia thường sinh sống với mật
độ cao ở nơi có hàm lượng chất hữu cơ đang phân hủy lớn. Đây cũng là điều kiện
chung tại các hồ đô thị ở Việt Nam. Vì vậy việc lựa chọn M. dubia với điều kiện
sống điển hình cho thủy vực phì dưỡng nhiệt đới sẽ thích hợp để đánh giá chính xác
các ảnh hưởng của kim loại tới sinh vật trong thủy vực.
M. dubia có vai trị đặc biệt quan trọng trong việc ổn định nước tại những
vùng nước có nồng độ chất hữu cơ cao. Về thức ăn, M. dubia có thể ăn nhiều loại
thực ăn khác nhau như vi khuẩn, nấm mem, thực vật phù du và mảnh vụn chất hữu
cơ và có thể thích hợp sống trong các hồ phì dưỡng. Tảo đơn bào, vi khuẩn và các tế
bào nấm là các chất dinh dưỡng ưa thích của M. dubia. M. dubia là một trong số ít
những lồi trong hệ sinh thái có thể sử dụng khuẩn lam Microcystis aeruginosa làm
thức ăn. Điều đó cho thấy M. dubia có vai trị quan trọng trong việc kiểm sốt phì
dưỡng và tảo độc trong hồ. Moina dubia là thức ăn quan trọng để nuôi cá bột, là
nguồn dinh dưỡng cho các bậc dinh dưỡng cao hơn [37].
Như vậy, M. dubia là lồi động vật nổi bản địa có phân bố ở khắp các thủy
vực nước ngọt ở Việt Nam do có khả năng chịu được khoảng nồng độ chất hữu cơ
trong nước rộng. M.dubia nằm trong nhóm sinh vật nhạy cảm với kim loại và được
sử dụng nhiều trong các thí nghiệm độc học nghiên cứu độc tính của kim loại.
M.dubia đóng vai trị quan trọng trong việc duy trì đa dạng trong lưới thức ăn, và
kiểm sốt phì dưỡng. Vì vậy lựa chọn M. dubia trong nghiên cứu độc học kim loại

tác động lên sinh vật sống ở thủy vực nước ngọt là phù hợp và đánh giá được chính
xác các tác động đặc trưng đối với các thủy vực nhiệt đới.
1.3.2 Đặc điểm hình thái Moina dubia
Về hình thái cấu tạo, cơ thể của M. dubia gồm các phần chính là đầu và phần
thân và các phần phụ râu. Râu là phương tiện di chuyển giúp M. dubia có thể di
chuyển tìm thức ăn và chạy trốn kẻ thù. Mắt điểm nằm dưới lớp da ở hai bên đầu.
15


Một trong những đặc điểm chính đó là cơ thể là M. dubia được bảo phủ một lớp vỏ
đóng vai trò như một bộ khung xương của cơ thể. Theo giai đoạn phát triển, chúng
tự lột lớp vỏ này một cách định kỳ. Túi ấp nơi trứng và ấu trùng phát triển nằm trên
lưng của con cái[38]. Moina trưởng thành có kích thước nằm trong khoảng 700 1.000 µm, kích thước này gần gấp đơi ấu trùng Artemia (500 µm) và gần gấp 2 - 3
lần kích thước của luân trùng bánh xe trưởng thành (rotifers). Tuy nhiên, Moina
mới nở (nhỏ hơn 400 µm) gần bằng hay hơi lớn hơn trùng bánh xe trưởng thành và
nhỏ hơn ấu trùng Artemia.

Hình 1.1 Hình thái của Moina dubia trưởng thành (nguồn: Tác giả)

M. dubia cái có đặc điểm chung như các lồi Moina khác, giáp xác thân trịn,
cạnh bụng có nhiều viền gai, phía sau có viền tơ ngắn. Phần đầu lớn, vừa trịn,
hướng về phía trước, chùy khơng phát triển. Vết lõm ở cạnh sau phần và ngấn phân
chia đầu thân rõ. Mắt lớn khơng có sắc điểm. Râu II ở cạnh sau phần giữa hơi phình
to, có một tơ dài dính ở giữa và viền tơ ngắn ở cạnh dưới. Đi bụng ngắn, có 4-8
gai hậu mơn, gai cuối chẻ đơi. Vuốt ngọn dài, có viền tơ mảnh ở cạnh lõm, các tơ ở
gốc hơi dài hơn.
Con đực M. dubia có thân dài hẹp hơn, râu I dài con hai lần, gần gốc có một
tơ dài, đầu ngọn có tơ cảm giác [39] . M.dubia chủ yếu sinh sản theo kiểu đơn tính
tức là con mẹ chỉ đẻ ra con cái. Chỉ trong những trường hợp bất lợi khi xuất hiện M.
dubia đực trong quần thể, chúng sẽ có thêm hình thức sinh sản hữu tính. Điều này

16


cũng đảm bảo tính đồng nhất giới tính trong quần thể khi môi trường đạt những
điều kiện thuận lợi về nguồn thức ăn, nhiệt độ và dinh dưỡng. M. dubia con trưởng
thành sau 4-7 ngày và có thể sinh sản ở ngày thứ 4. Trung bình trong điều kiện
phịng 25oC, M. dubia trung bình mỗi lứa để 4-22 con tùy thuộc vào môi trường
sống và dinh dưỡng của M. dubia. Sự phát triển của trứng có thể quan sát trực tiếp
qua cơ thể mẹ, con cái tiếp tục sinh sản tầm 2-6 lứa đẻ trong suốt cuộc đời.
Khi có tác động xấu trong môi trường như lượng thức ăn khan hiếm, có hóa
chất lạ hoặc nhiệt độ khơng thích hợp, túi ấp trứng sẽ xuất hiện các trứng đen.
Những trứng này sẽ phát triển thành con đực. Khi đó con cái sẽ khơng cịn hình
thức sinh sản vơ tính nữa mà sẽ chuyển sang hình thức sinh sản hữu tính, nghĩa là
có sự giao phối giữa con đực và con cái, và sự đồng nhất giới tính sẽ mất đi. Nếu
điều kiện quá khắc nghiệt, con cái sẽ không đẻ ra con con và sẽ đẻ ra các trứng đen
này, những trứng này có thể tồn tại trong điều kiện khắc nghiệt và khả năng chống
chịu với ảnh hưởng môi trường khá tốt nếu các ao nước nuôi chúng bị khơ cạn và
thậm chí chúng vẫn có thể tồn tại trong băng. Khi điều kiện sống được cải thiện, các
trứng bắt đầu nở ra con con (tất cả đều là cái) và các con đực chết hoàn toàn. Sự
sinh trứng khiến cho mật độ M. dubia giảm mạnh trong quần thể gây thiếu hụt thức
ăn trong chuỗi thức ăn của hệ sinh thái nước ngọt.

17


Hình 1.2 Hình thái học nhận dạng lồi Moina( nguồn:[38])

1.4 Nghiên cứu độc học của Pb đến Moina dubia
1.4.1 Chì và tác động gây độc của Pb trong môi trường nước
Trong số các kim loại thuộc nhóm khơng cần thiết đối với cơ thể sinh vật, chì

được coi là một trong những kim loại có độc tính cao đối với sinh vật và đã được
nghiên cứu trong thời gian dài [40]. Xã hội càng phát triển, chì càng được sử dụng
nhiều trong các ngành công nghiệp như công nghiệp sản xuất pin, công nghiệp đạn
dược, công nghệ sơn, trong ngành in và khai thác, luyện kim [41]. Trong môi
trường không khí, ngồi hoạt động phát thải chì trong giao thơng, việc đốt nhiên
liệu hóa thạch tại khu cơng nghiệp cũng gây ra ơ nhiễm chì [42]. Các tụ điện và hệ
thống truyền tải điện hiện nay cũng trở thành nguồn gây ơ nhiễm chì trong khơng
khí. Ơ nhiễm chì trong khơng khí, trong đất, sau một thời gian sẽ rửa trôi xuống các
thủy vực [43] làm tăng nguy cơ ô nhiễm chì tại các thủy vực [44]. Nồng độ chì tại
một số dịng sơng Bangladesh ở mức 17- 10180 μg / L [45]. Tại các thủy vực như
sông Honghu, Guchenghu và Taihu tại Trung Quốc, nồng độ chì trong trầm tích
tích lũy cao vào khoảng 37,5-48,75 mg/kg [46].
Chì được cho là có hệ số tích lũy trong cơ thể sinh vật cao trong số các kim
loại không cần thiết với cơ thể vì vậy mặc dù nồng độ của chì trong môi trường
18


nước nhỏ nhưng chúng được coi là nguyên tố gây rủi ro cao đối với hệ sinh thái
thủy vực. Nghiên cứu của tác giả Severini và cộng sự chỉ ra rằng mặc dù nồng độ
chì trong nước chỉ có 2,15 ± 0,46 μg/L nhưng chì tích lũy trong cơ thể động vật nổi
có thể lên tới 13,52 ± 3,07 μg/g sinh khối khô [47]. Một số nghiên cứu khác đã
khẳng định, mặc dù nồng độ chì trong nước thấp nhưng chì tích lũy cao trong thực
vật nổi khoảng 772μg Pb/g chất hữu cơ, ngun nhân là do chì tích lũy lớn trong
trầm tích [48]. Chì và asen được cho là hai ngun tố có hệ số tích lũy cao trong
lưới thức ăn, trong đó chì có hệ số tích lũy lớn hơn asen [49]. Một số nghiên cứu tại
Việt Nam cũng chỉ ra rằng, chì gây ra rủi ro cao tới các hệ sinh thái thủy vực Việt
Nam vì kim loại này tích lũy cao trong động vật nổi [50] và các loài trai hến [51].
Cơ chế gây độc của chì đối với sinh vật đã được nghiên cứu rất nhiều ở mức
độ cơ thể và mức ngưỡng độc phân tử. Chì khi đi vào cơ thể sẽ tích lũy ở một số cơ
quan đích quan trọng của cơ thể như thận, não, gan, động mạch chủ, phổi, lá lách và

xương [52]. Nosratola D. Vaziri và cộng sự khẳng định rằng tiếp xúc với chì ở mức
độ thấp có thể gây tăng huyết áp cho cả người và động vật [53]. Cơ quan Nghiên
cứu Ung thư Quốc tế (IARC) đã liệt kê chì và các hợp chất của nó trong danh sách
các chất có thể gây ung thư cho người [54]. Ở cấp độ phân tử, tùy thuộc vào thời
gian tiếp xúc và nồng độ tiếp xúc cơ thể có thể bị ảnh hưởng tới thay thế protein
hoặc bị ảnh hưởng tới thành phần enzym của cơ thể sinh vật. Nhiều nghiên cứu chỉ
ra rằng, chì có thể làm rối loạn chức năng của protein bằng cách liên kết nhóm thiol
của cystein hoặc dịch chuyển ion hoặc cạnh tranh với các chất vận chuyển ion hoặc
các enzym khử kim loại [55]. Chì có đặc tính hóa học tương tự như canxi khi
nguyên tố này có mặt trong cơ thể, sẽ có khả năng thay thế canxi và làm các nhiệm
vụ của canxi trong cơ thể [56]. Szymanski và cộng sự đã chứng minh rằng chì có ái
lực với liên kết N và C của calmodulin hơn so với các ion canxi [57]. Thơng thường
ở mức độ phân tử, chì sẽ liên kết các vị trí liên kết caixi, kích hoạt calmodulin [58].
Pb2+ có thể thay thế Ca2+ tại các vị trí liên kết của canxi với protein làm thay đổi cấu
trúc của protein và ngăn cản tương tác với các protein đích khác [59]. Gastaldo và
cộng sự dẫn chứng cho rằng chì có thể gây các đột biến ADN bằng cách tương tác
với các nhiễm sắc thể [60]. Ở động vật có vú, chì ảnh hưởng đến q trình sửa chữa
DNA bằng cách can thiệp vào hoạt động của endonuclease apurinic/apyrimidinic 1,
19


một protein đa chức năng sửa chữa DNA [61]. Phơi nhiễm chì trong 48h dẫn đến
xuất hiện các protein sốc nhiệt Hsp70 và Hsp90 là các protein được sinh ra khi cơ
thể sinh vật căng thẳng. Ngồi ra chì cịn ảnh hưởng tới các kích thước cơ thể, thời
gian sinh trưởng và cả tuổi thọ Daphnia magna [62].
Tetraethyl chì thường được cho vào sơn và trong xăng của động cơ đốt trong
để tăng khả năng kích nổ của xăng. Vì vậy những thủy vực bị ảnh hưởng bởi nước
chảy tràn và nước thải sinh hoạt sẽ có tetraethyl chì. Chì hữu cơ, tetraethyl chì khi
xâm nhập vào cơ thể sinh vật sẽ bị biến đổi sinh học. Đối với các dạng chì vơ vơ,
các biến đổi sinh học sẽ làm giảm độc tính của chì và bị vơ hiệu hóa tại các bào

quan. Tuy nhiên đối với tetraethyl chì, các nghiên cứu cho rằng biến đối sinh học
dưới tác dụng của phản ứng oxi hóa xúc tác bới enzyme p450 sẽ tạo ra chất có tính
độc hơn đối với cơ thể sinh học. Khác với dạng chì vơ cơ trong cơ thể, tetraethyl chì
ưa mỡ và có thể vượt qua hàng rào lipit để thâm nhập và ảnh hưởng tới hoạt động
thần kinh của cơ thể sinh vật. Trước các tác động của chì tới cơ thể sinh vật và hệ
sinh thái, USEPA đã tiến hành các nghiên cứu xây dựng mơ hình BLM hỗ trợ quản
lý chất lượng nước đối với kim loại chì [63]. Chì cũng là nguyên tố đang được quan
tâm xây dựng mơ hình BLM để kiểm soát chất lượng nước ở Canada [64] và các
quốc gia Châu Âu [65].
Tóm lại, chì là ngun tố phổ biến trong các ngành sản xuất và đời sống. Chì
có tính độc cao, tùy từng nồng độ phơi nhiễm chì có thể tác động làm biến đổi gen,
ảnh hưởng tới sinh sản và gây rủi ro cao tới hệ sinh thái. Nồng độ chì tại các dịng
sơng ở các khu đơ thị tại các nước phát triển có dấu hiệu vượt quá tiêu chuẩn cho
phép. Chì cũng đang được các quốc gia đặc biệt là Mỹ, Canada và các nước Châu
Âu nghiên cứu trong những năm gần đây về độc tính tiềm tàng của nó tới hệ sinh
thái. Một số điểm nghiên cứu tại các thủy vực tại Việt Nam cho thấy chì có dấu hiệu
vượt q tiêu chuẩn cho phép do đó chì là ngun tố thường được lựa chọn nghiên
cứu tính độc của kim loại đối với lồi thủy sinh.
1.4.2 Ảnh hưởng của môi trường tới ngưỡng độc cấp tính của chì đối với M.
dubia
Ảnh hưởng của độ cứng của nước: Độ cứng của nước được định nghĩa là
tổng nồng độ ion khống hịa tan trong nước chủ yếu là hai ion chính đó là canxi
20


(Ca2+) và magie (Mg2+). Nhiều nghiên cứu cho rằng, độ cứng có ảnh hưởng lớn tới
độc tính của chì tác động lên cơ thể người và động vật [66, 67]. Nguyên nhân của
hiện tượng này đó là do ion Ca2+ và Mg2+ là hai nguyên tố có ái lực liên kết mạnh
với gốc cacbonate trên bề mặt tế bào sinh vật và chúng cũng có khả năng cạnh tranh
với các chì để ngăn chặn sự xâm nhập của chì vào bên trong tế bào sinh vật. Mặt

khác, khi môi trường nước có nồng độ hai ion Ca2+ và Mg2+ cao, các ion này sẽ có
xu hướng tập trung trên bề mặt sinh vật và tạo một lớp điện tích dương khiến ngăn
cản sự tiếp xúc của kim loại khác khi tiếp cận sinh vật. Pb2+ thường có xu hướng
cạnh tranh với Ca2+ hơn là với Mg2+, vì vậy khi mơi trường có nồng độ Ca2+, độc
tính của các kim loại chì đối với sinh vật giảm đi đáng kể [68].
Ảnh hưởng của pH: Chì khi đi vào trong mơi trường nước sẽ tương tác với
các chất hóa học trong mơi trường nước và tạo trạng thái cân bằng hóa học trước
khi chúng tương tác với cơ thể sinh học. Trong trạng thái tạo cân bằng hóa học
trong mơi trường nước thì pH có tác động rất lớn tới các dạng tồn tại của chì trong
nước. Khi pH tăng các dạng ion tan trong dung dịch có xu hướng giảm và các dạng
hydroxit hoặc phức sẽ tăng cao. Mặt khác chì có độc tính mạnh nhất khi nó tồn tại ở
dạng ion [69]. Sau khi tương tác cân bằng với các chất hóa học trong mơi trường
nước, phần dạng chì tự do sẽ tương tác với bề mặt phối tử sinh học trước khi đi vào
cơ thể sinh vật. Tương tác chì và bề mặt phối tử sinh học phụ thuộc rất lớn vào các
gốc hoạt động trên bề mặt phối tử sinh học. Khi đó chì liên kết với bề mặt phối tử
sinh học thông qua việc tạo các phức chì với các nhóm chức trên bề mặt phối tử
sinh học như alcohol, axit cacboxylic, amine, amide, axit hydroamic, este photphat,
thiol, imidazole [70]. Tùy thuộc vào đặc trưng liên kết của các nhóm với kim loại
mà hệ số cân bằng liên kết tạo phức sẽ khác nhau. Trong môi trường có giá trị pH
thấp, nồng độ H+ tăng lên trong dung dịch, chiếm chỗ khi liên kết các nhóm chức
và cạnh tranh tại các vị trí liên kết đối với kim loại. Kết quả là H+ tăng làm khả năng
tạo phức của kim loại với bề mặt tiếp xúc của sinh vật giảm đi. Quá trình tương tác
của kim loại trên bề mặt phối tử sẽ diễn ra ở nhiều điểm cân bằng giữa kim loại
trong dung dịch và kim loại trên bề mặt tế bào. Khi môi trường giảm pH sẽ làm
giảm nồng độ kim loại đến trên bề mặt tế bào. Do đó cân bằng lại được tái thiết lập
trong điều kiện cân bằng động. Mặt khác khi pH giảm sẽ làm giảm lực liên kết của
21


kim loại với tế bào. Một trong những ảnh hưởng khác của nồng độ H+ đó là khi tăng

H+ nhiều trong dung dịch sẽ làm giảm điện thế màng tế bào sinh học. Khi pH thấp
sẽ làm tăng H+ trên bề mặt tế bào khi đó tế bài sẽ tiến hành bơm H+ ra khỏi tế bào
đề đảm bảo thế điện âm trên màng và do đó sẽ làm ảnh hưởng tới khả năng hấp phụ
kim loại trong màng tế bào.
Vì vậy sự thay đổi pH trong mơi trường sẽ làm ảnh hưởng tới hoạt độ của
kim loại và do đó làm ảnh hưởng tới độc tính của pH. Khi pH cao thì sẽ làm giảm
hoạt độ của kim loại vì phần lớn các kim loại tồn dại dạng kết tủa, làm giảm độc
tính của kim loại.
Trong mơi trường nước tự nhiên, pH trong nước thường bị dao động do việc
xả nước thải chưa qua xử lý vào hệ sinh thái nước ngọt hoặc sự phát triển của tảo,
sự phân hủy các chất hữu cơ trong các hồ phì dưỡng.

Hình 1.3 Các dạng của chì (Pb) trong dung dịch pH khác nhau (nguồn:[71])

Ảnh hưởng của các anion: Các anion chính tồn tại trong nước Cl-, SO4 2-,
HCO3-, CO32-, OH-, PO42- Các ion này cũng có ảnh hưởng nhất định tới độc cấp tính
của chì đối với sinh vật thủy sinh [72]. Về cơ bản, khi môi trường nước xuất hiện
nồng độ cao các anion các anion này sẽ nhanh chóng tạo kết tủa hoặc tạo phức với
22


chì làm giảm lượng Pb2+ trong mơi trường nước. Khi nồng độ Pb2+ giảm trong môi
trường nước đồng nghĩa với việc giảm hàm lượng Pb2+ đi vào cơ thể sinh vật thông
qua con đường hấp thu tự do qua các kênh protein. Theo giả thiết của mơ hình BLM
khi lượng Pb2+ đi vào cơ thể sinh vật giảm sẽ đồng nghĩa với việc độc tính gây độc
EC50 của chì sẽ giảm. Các ion dễ tạo kết tủa với Pb2+ là OH-, SO4 2-, CO32- thường
sẽ làm lắng đọng chì xuống dưới trầm tích. Các ion khác tạo phức như PbCl+ tạo ra
đường kính to hơn đường kính của Pb2+ khiến chì khó xâm nhập vào tế bào qua
kênh protein [73]. Mặt khác, khi trong môi trường nước chứa nhiều các anion sẽ
tạo phức với các ion chính khác chì như Ca2+, Mg2+ làm giảm sự linh động của các

cation này. Khi trong nước có nồng độ các cation như Ca2+, Mg2+ sẽ giảm cạnh
tranh của ion kim loại này đối với ion Pb2+ trên bề mặt hấp thu, khiến Pb2+ dễ dàng
đi vào trong cơ thể sinh vật. Như vậy ảnh hưởng của anion tới độc tính của chì đa
chiều tùy thuộc xu hướng tương tác của chúng tới với Pb2+ hay với các ion khác
như Ca2+ hoặc Mg2+ . Sự ảnh hưởng của các anion tới các dạng hoạt động của kim
loại được đánh giá ở phần mơ hình dạng hoạt động. Do mang điện tích âm nên các
anion sẽ khơng có tương tác trên các bề mặt có điện tích âm của phối tử.
Ảnh hưởng của chất hữu cơ: Hai axit hữu cơ chính tồn tại trong mơi trường
nước đó là axit fulvic và axit humic. Các axit hữu cơ trong nước đóng vai trị như
một phối tử tạo phức với kim loại và làm giảm nồng độ tự do của kim loại trong
nước [74]. Quá trình này diễn ra rất phức tạp theo nhiều cơ chế khác nhau nhưng có
hai cơ chế chính đó là hấp phụ và trao đổi ion. Chì liên kết với các chất hữu cơ
trong nước sẽ tạo phức chì với chất hữu cơ có khối lượng phân tử lớn khó xuyên
qua màng xâm nhập vào bên trong cơ thể sinh vật giống như trường hợp với thủy
ngân [75]. Quá trình hình thành phức thường xảy ra giữa chì và các nhóm chức của
hợp chất hữu cơ như hydroxyl, photphat, cacbonat, cyanide và chlorit. Mặt khác độc
tính của chì sẽ giảm do các axit hữu cư có khả năng thay đổi tính tan của chì. Sự ổn
định trong tương tác này phụ thuộc vào nhiều yếu tố như số lượng các nhóm chức
đóng vai trò làm phối tử, hàm lượng axit hữu cơ trong môi trường, pH, Thời gian
tạo phức, phân hủy do quang hợp, và sự tương tác qua lại các yếu tố này với nhau.

23