Luận án phó tiến sĩ sinh học: Thành phần các Taxon động vật không xương sống cỡ lớn và sử dụng chúng làm sinh vật chỉ thị đánh giá chất lượng nước từ suối Tam Đảo đến sông Cà Lồ

Như nghiên cứu về hồ Tây của Đặng Ngọc Thanh 1980; nghiên cứu của Nguyễn Xuân Quynh 1985 về thành phần loài và số lượng DVKXS của sông Tô Lịch; nghiên cứu của Nguyễn Xuân Quýnh và cộng s

MỤC LỤC

Trang phụ bìa Lời cam đoan Mục lục

Danh mục các chữ viết tắtDanh mục các bảng

Danh mục các hình

MỞ ĐẦU Chương 1 TONG QUAN TÀI LIEU

1.1 Tác động của nguồn nước bi 6 nhiễm lên hệ động vật không xương sống

1.2 Các phương pháp quan trắc chất lượng môi trường nước bằng cách dựa

vào thành phần động vật không xương sống cỡ lớn

1.3 Những nghiên cứu sử dụng động vật không xương sống cỡ lớn đánh giá

chất lượng nước ở Chau A và Việt Nam

Chương 2 THỜI GIAN, DIA DIEM VÀ PHƯƠNG PHAP NGHIÊN CÚU

2.1 Thời gian, địa điểm nghiên cứu

2.2 Phương pháp nghiên cứu

Chương 3 KET QUA VÀ THẢO LUẬN

3.1 Điều kiện tự nhiên, kinh tế và xã hội vùng nghiên cứu

3.2 Đặc tính thủy lý, hóa học môi trường nước suối Tam Đảo, sông Vực

Thuyền, sông Cầu Tôn và sông Cà Lồ

3.3 Kết quả điều tra khu hệ DVKXS cỡ lớn của suối Tam Dao, sông Vực

Thuyền, sông Cầu Tôn và sông Cà Lồ

3.4 Chất lượng môi trường nước, thành phần các taxon DVKXS cỡ lớn và hệ

thống điểm BMWP Việt Nam

3.5 Kết quả áp dụng các phương pháp phân tích và đánh giá chất lượng

môi trường nước các thủy vực nghiên cứu

KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ

DANH MỤC CÔNG TRÌNH CUA TÁC GIA

TÀI LIỆU THAM KHẢO

Trang

12

25

a2 32 32 45

45 50

PHỤ LỤC

Phụ lục 1 Phương pháp xác định một số thông số thủy lý, hóa học

Phụ lục 2 Tiêu chuẩn chất lượng nước mặt Việt Nam

Phụ lục 3 Các thông số thủy lý, hóa học của nước suối Tam Đảo, sông Vực

Thuyền, sông Cầu Tôn và sông Cà Lồ trong 12 đợt khảo sát

Phu lục 4 Danh lục các họ DVKXS cỡ lớn có mặt tại các điểm nghiên cứu

trong 12 đợt khảo sát

Phu lục 5 Ảnh các đại diện của các họ DVKXS cỡ lớn đã gap ở các

điểm nghiên cứu

Phu lục 6 Kết qua phân nhóm các taxon DVKXS cỡ lớn bằng chương trình

DANH MỤC CÁC CHỮ VIET TAT

Average Score Fer Taxon Australian River Assessment Scheme Belgian Biotic Index

Benthic Assessment of Sediment Biological Monitoring Working Party Biological Oxygen Demand

Biological Pollution Index

Canonical Correspondence Analysis Chemical Oxygen Demand

Detrended Cerrespondence Analysis

Dissolved Oxygen

Dong vật không xuong song

Ephemeroptera, Plecoptera, Trichoptera Family Biological Index

Rapid Broasessment Protocols River Invertebrate Prediction and Classification System Two-way Indicator Species Analysis

DANH MỤC CÁC BANG

Tên bảng | Trang

Bảng 1.1 Độc tinh cấp tính của các chất cadmium, phenol và amonia đôi 10

với một số loài DVKXS (LC 9-96 giờ mg/) =

Bang 1.2 Chỉ số sinh học Bỉ | 14

Bảng 1.3 Hé thong điểm BMWP của Anh 16

4 |Bang 1.4 Moi tương quan giữa chỉ số ASPT và số lượng các taxon trong 17

a quan trắc chất lương môi trường nước của Anh

5 |Bảng 1.5 Céc chỉtiêu hóa học và sinh học (DVKXS) xác định múc độ 6 29

P nhiễm các thủy vực Ha Nội

I6 |Bảng 1.6 Hé thong điểm BMWPáp dụng cho Việt Nam 31

7 |Bảng 2.1 Bang mã hóa các thông số thủy lý hóa học dùng cho chương 43

ũ trình TWINSPAN

l8 | Bảng 3.1 Cúc thông số thủy lý hóa học của các điểm nghién cứu 50

l9 |Bảng 3.2 7 /é BOD/COD của các điểm nghiên cứu 62

10 |Bảng 3.3 Danh lục thành phan các họ DVKXS cỡ lớn đã gap trong các 68

ba dot thu mau

11 |Bang 3.4 Danh luc thành phần các họ DVKXS cỡ lớn đã gap ở các điểm 70

Bảng 3.7 So sánh thành phân các taxon ĐVK.XS cỡ lớn kết quả nghiên cứu 92

và hệ thống điểm BMWP áp dụng cho Việt Nam

15 |Bảng 3.8 S6/iéu cua chỉ số ASPT và các thông số DO, BOD, và COD 95

của các điểm nghiên cứu trong các dot khảo sát

16 |Bảng 3.9 Két quả phân tích tương quan và hồi quy 96

17 |Bảng 3.10 Những khuyến nghị thay doi trong hệ thống điểm BMWP Việt 97

Nam áp dụng cho vùng nghiên cứu

Bảng 3.11 4 trị BMWP tong số và giá wi ASPT của các điểm nghiên 103

Bang 3.15 Két quả phân tích của chương trình DECORANA 109

DECORRANA trong quan trắc chất lượng môi trường nước

Bang 3.17 Đánh giá mức 6 nhiễm của môi trường nước các điểm nghiên cứu

Bảng 3.16 Moi tương quan giữa chỉ sốASPT với chỉ số H’ hoặc chỉ số 111

11]

—

DANH MỤC CÁC HÌNH

| Hình 1.1 So đổ phân tích theo phương pháp da chiều và da biến

2 |Hình 1.2 So đồ đánh giá 6 nhiễm hữu cơ vùng Tay xứ Wales sử dụng

phương pháp TWINSPAN

3 |Hình 2.1 Sơ đồ các điểm thu mâu 33

4 |Hình 2.2 Ảnh dụng cụ thu mâu DVKXS cỡ lớn | 34

Hình 3.1 Khoảng biến thiên nhiệt độ không khí của các điểm nghiên cúu 51

Hình 3.2 Khoảng biến thiên nhiệt độ nước của các điểm nghiên cứu 52

7 |Hình 3.3 Khoảng biến thiên độ cứng tổng số của các điểm nghiên cứu ba:

8 |Hinh 3.4 Khoảng biến thiên độ dan (us/cm) của các điểm nghiên cứu 54

9 Hình 3.5 Khoảng biến thiên độ duc (JTU) của các điểm nghiên cứu 55

10 Hình 3.6 Khoảng biến thiên độ pH của các điểm nghiên cứu 5?

Hình 3.7 Khoảng biến thiên ham lượng 6xy hòa tan của các điểm nghiên cứu| 58

12 |Hình 3.8 Khoảng biến thiên giá tri BOD, của các điểm nghiên cứu 60

Hình 3.9 Khoảng biến thiên giá tri COD của các điểm nghiên cứu 61

Hình 3.10 Khoảng biến thiên ham lượng photpho (PO,' ) cua các điểm | 63

nghiên cứu

15 |Hình 3.11 Khoảng biến thiên hàm lượng NH,’ của các điểm nghiên cứu 64

Hình 3.12 Khoảng biến thiên hàm lượng NO, của các điểm nghiên cứu 65

Hình 3.13 7Ÿ /ê số lượng các họ của các lớp DVKXS cỡ lớn dã gap 67

18 | Hình 3.14 7ÿ /é sốlượng các họ của các bộ thuộc lớp Insecta 67

_19 |Hình 3.15 Thanh phan các họ ĐVKXXS cỡ lớn của các mùa 73

Hình 3.16 Biến động số lượng các họ PVKXS cỡ lớn theo các điểm nghiên | 74

cứu

Hình 3.17 Thanh phân các họ DVKXS cỡ lớn của các điểm nghiên cứu 76

22 |Hình 3.18 Thanh phan các họ DVKXS cỡ lớn thuộc lớp Con trùng (Insecta ) 78

của các điểm nghiên cứu

DANH MỤC CÁC HÌNH (tiếp)

23 | Hình 3.19a Su phân bố của các taxon DVKXS cỡ lớn đã gap ở các điểm 81

nghiên cứu theo hàm lượng ôxy hòa tan (DO)

24 | Hình 3.19b Sw phân bố của các taxon PVKXS cỡ lớn dã gap ở các điểm 82

nghiên cứu theo hàm lượng 6xy hòa tan (DO)

25 | Hình 3.20a Sw phân bố của các taxon VKXS cỡ lớn đã gap ở các diém 83

nghiên cứu theo tổng hàm lượng các chat hữu cơ (COD)

26 | Hình 3.20b Su phân bố của các taxon DVKXS cỡ lớn đã gap ở các điểm 84

nghiên cứu theo tống hàm lương các chất hữu cơ (COD)

27 | Hình 3.21a Sw phân bố của các taxon DVKXS cỡ lớn da gap ở các điểm 85

nghiên cứu theo hàm lượng các chat hữu cơ dê phân hủy

sinh taxonc (BOD,;)

28 | Hình 3.21b Sw phân bố của các taxon DVKXS cỡ lớn đã gap ở các điểm 86

nghiên cúu theo ham lượng các chat hữu cơ dé phân hủy

sinh taxonc (BOD,)

29 | Hình 3.22 So đồ phân nhém các taxon PVKXS cỡ lớn bang chương trình 89

TWINSPAN |

———-

30 | Hình 2.23 Khoảng biến thiên giá trị BMWP tổng số của các điểm nghiên 102

cúu

Hình 2.24 Khoảng biến thiên giá trị ASPT của các điểm nghiên cứu 104

Hình 2.25 Khoảng biến thiên chỉ số H’ của các diểm nghiên cứu 107

Hình 2.26 Khodng biến thiên giá trị DECORANA của các điểm nghiên 109

4

cuu

MỞ ĐẦU

Chất lượng nước của các thủy vực sông, suối, ao, hồ dang là vấn dé dược

quan tâm ở nhiều nơi trên thế giới Sự phát triển nhanh chóng của xã hội, kinh tế và

công nghiệp hóa ở khắp nơi trên thế giới đã và đang là nguyên nhân chính gay nên

sự ô nhiễm môi trường nói chung và các thủy vực nói riêng.

Việt Nam là nước đang phát triển nên cũng không thoát khỏi tình trạng

chung đó Ở Việt Nam, hầu hết nước thải của các nhà máy, xí nghiệp, khu dân cư,

vùng nông nghiệp đều thải thang ra các sông, suối ao, hồ mà không qua xử lý Do

đó hiện nay rất nhiều các dòng sông, suối, ao, hồ đã và đang bị ô nhiễm ngày một

nặng Để giải quyết vấn đề này ở nhiều cấp, nhiều địa phương đã và đang tiến hành

công việc quan trắc và đánh giá chất lượng nước các thủy vực để đưa ra được biện

pháp thích hợp giải quyết tình trạng ô nhiễm đó.

Từ trước đến nay ở Việt Nam mọi nghiên cứu về quan trắc và đánh giá chất

lượng nước các thủy vực chủ yếu dùng phương pháp hóa lý học Bên cạnh những ưu

điểm của phương pháp này thì nó cũng bộc lộ nhược điểm là không phát hiện được

những nguyên nhân gây 6 nhiễm mang tính chất tạm thời trong một thời gian ngắn.Đặc biệt đối với các thủy vực nước chảy vì dòng chảy của nước tạo nên sự đồng đều

các tính chất thủy lý và hóa hoc, do đó nếu không lấy mau đúng vào thời điểm cónguồn gây ô nhiễm thì có thể sẽ không mang lại kết quả chính xác cao Chính vì vậy

mà hiện nay nhiều nước trên thế giới như Anh, Mỹ, Bi, Úc, Ấn Độ đã sử dung

rộng rãi phương pháp dùng các loài DVKXS làm sinh vật chi thị để đánh giá su 6nhiễm các dòng chảy một cách định tính DVKXS cỡ lớn là các nhóm DVKXS cókích thước > 2mm, có thể nhìn thấy bằng mát thường (Croft, P S., 1986; Fitter, R

and Manuel, R., 1995) [28, 37].

Mỗi một thủy vực đều có một quần xã các sinh vật sinh sống, mọi sự biến đổi

của nước đều tác động lên đời sống các sinh vật Khi trong nước có yếu tố gây hại

lên một loài sinh vật nào đó thì sinh vật này sẽ bị loại trừ ra khỏi quần xã kể cả khi

yếu tố gây hại chỉ xảy ra trong thời gian ngắn Đó chính là ưu điểm lớn của phương

pháp dùng sinh vật chỉ thị trong việc quan trắc và đánh giá chất lượng nước Ngoài

ra phương pháp này ít tốn kém và dễ thực hiện hơn so với phương pháp hóa lý học.

Hiện nay, ở Việt Nam đã có một số nghiên cứu về ảnh hưởng của sự nhiễm

ban của các thủy vực lên sự thay đổi thành phần loài và số lượng cá thể của từng loài

động vật thủy sinh Như nghiên cứu về hồ Tây của Đặng Ngọc Thanh (1980);

nghiên cứu của Nguyễn Xuân Quynh (1985) về thành phần loài và số lượng DVKXS

của sông Tô Lịch; nghiên cứu của Nguyễn Xuân Quýnh và cộng sự trong năm 1999

đã bước đầu đề ra một hệ thống điểm BMWP đã được diều chỉnh cho Việt Nam, từ

kết quả nghiên cứu đó các tác giả đã đề xuất cần phải có thêm nhiều hơn nữa các

nghiên cứu về sự phân bố va kha năng chống chịu của các họ DVKXS cỡ lớn ở các

thủy vực nước ngọt để làm cơ sở dữ liệu, để hoàn thiện hơn hệ thống điểm BMWP

của Việt Nam (Nguyễn Xuân Quýnh, 2001) [10]

Tuy nhiên các nghiên cứu đó vân chưa cung cấp hoàn toàn đầy đủ số liệu để

thiết lập một danh sách các họ DVKXS cỡ lớn được dùng làm sinh vật chi thị về sự

ô nhiễm cho các dòng chảy ở Việt Nam Xuất phát từ tầm quan trọng của vấn đẻ đã

nêu, chúng tôi chọn đề tài “Thanh phần các taxon động vat không xương sống cỡ

lớn và sử dụng chúng làm sinh vát chỉ thị đánh giá chất lượng nước từ suối Tam

Đảo đến sông Cà Lo”

Nghiên cứu nhằm các mục đích sau:

1 Xây dựng cơ sở di liệu về mối liên quan giữa chất lượng môi trường nước và hệ

ĐVKXS cỡ lớn của vùng nghiên cứu.

2 Góp phần nghiên cứu và xây dựng danh sách thành phần các họ DVKXS cỡ lớn

dùng làm sinh vật chỉ thị cho hệ thống điểm BMWP dùng cho Việt Nam.

3 Tìm hiểu chất lượng môi trường nước và nguồn gây ô nhiễm của các thuỷ vực:

suối Tam Đảo, sông Vực Thuyền, sông Cầu Tôn và một phần sông Cà Lồ thông qua các thông số thủy lý hóa học.

4 Lập danh lục các họ DVKXS cỡ lớn của các thủy vực nghiên cứu.

5 Đánh giá chất lượng môi trường nước các thủy vực nghiên cứu bằng các chí số

sinh học và các thông số thuỷ lý hóa học.

CHƯƠNG 1: TONG QUAN TAI LIEU

1.1 TAC DONG CUA NGUỒN NƯỚC BỊ Ô NHIEM LEN HE DONG VAT

KHONG XUGNG SONG

Động vat khong xương sống thủy sinh là một trong những thành phần chính

của các hệ sinh thái thủy vực nước ngọt Chúng có mặt ở mọi sinh cảnh của sông,

suối, ao, hồ và cả ở trong nước ngầm Hầu hết những nhóm sinh vật này đều có một phần vòng đời hoặc cả vòng đời sống trong nước, do vậy mọi sự thay đổi của nước hay nói cách khác là nước bị 6 nhiễm đều tác động lên chúng, làm thay đổi cấu trúc

quần xã của chúng

Nhiều công trình khoa học trên thế giới đã chứng minh được rằng với mỗi một

loại 6 nhiễm khác nhau thì quần xã DVKXS sẽ có một cách phản ứng khác nhau đối

với các loại ô nhiễm đó.

1.1.1 Tác động của ô nhiêm các chat hữu cơ

Nước bị ô nhiễm do các chất hữu cơ có nghĩa là trong nước chứa nhiều các

chất hữu cơ dễ phân hủy sinh học như cacbonhydrat, protein, chất béo và các chất hữu cơ khó phân hủy sinh học như hydrocacbon vòng thơm, các chất đa vòng

ngưng tụ, các chất clo hữu cơ (Trần Yêm và cộng sự, 1998) [20] Những thủy vực

bi ô nhiễm các chất hữu cơ thường có các đặc tính như hàm lượng ôxy hòa tan thấp.hàm lượng cặn lơ lửng cao đây là những yếu tố chủ yếu tác động lên quần xã

DVKXS (Fitter R et a, 1995; Mason C.F., 1996) [37, 54].

Trong các thủy vực bi 6 nhiễm các chất hữu co thì động vật nguyên sinh là

nhóm sinh vật chiếm ưu thế Tuy vậy, khó có thể xác định được rằng sự tăng về số

lượng các động vật nguyên sinh có phải là do phản ứng của chúng khi nước bị ô

nhiễm các chất hữu cơ hay không? Vì nguồn cung cấp động vật nguyên sinh khôngchi do ban thân chúng tu tăng lên về số lượng mà còn do quá trình rửa trôi từ các

vùng lân cận vào, do đó khó có thể phân biệt được đâu là cá thể của tự nhiên, dâu là

cá thể xâm nhập Chính vì vậy nên khi nghiên cứu ảnh hưởng của ô nhiễm hữu cơ

lên quan xã DVKXS nên nghiên cứu tác động của 6 nhiễm hữu cơ đối với các quần

xã ĐVKXS cỡ lớn Đối với những thủy vực bị ơ nhiễm nặng thì tác động của ơ

nhiễm thường cĩ ý nghĩa đối với cả một nhĩm phân loại ĐVKXS hơn là lên từng

lồi Các lồi đặc trưng khác nhau chỉ trở nên cĩ ý nghĩa trong trường hợp mơi

trường nước bị ơ nhiễm hữu cơ nhẹ (Mason C.F., 1996) [54].

Các lồi DVKXS cỡ lớn sống ở lớp bùn đáy thường cĩ khả năng chịu dung 6

nhiễm hữu cơ tốt, cịn các lồi sống bám đáy ở vùng nước chảy là những lồi nhạy

cảm nhất với loại ơ nhiễm này Vi dụ như 2 lồi phù du //hròena semicolorata

và Ephemerella ignita đặc biệt nhạy cảm với phù sa và lượng cặn lơ lửng trong nước,

nguyên nhân là do khi hàm lượng cặn lơ lửng hoặc phù sa trong nước tăng cao sẽ làm tắc nghẽn các mang khí làm giảm khả năng hơ hấp của chúng Vì vậy mà số

lượng phù du sẽ giảm khi hàm lượng cặn lơ lửng trong nước tăng lên (Scullion J and

Edward R.W., 1980) [75]

Nhĩm ÐĐVKXS cỡ lớn sống ở vùng nước chảy mạnh thường cĩ tốc độ trao đổi

chất cao hơn các nhĩm sống ở vùng nước chảy chậm, do vậy chúng thường cĩ xu

hướng nhạy cảm hơn với sự suy giảm hàm lượng ơxy hịa tan trong nước Ví dụ nhưDinocras cephalotes (Cánh úp, Plecoptera) và Ecdyonurus venosus (Phù du,

Ephemeroptera) là các lồi rất nhạy cảm với sự suy giảm lượng ơxy hịa tan;

Chironomus ripartus (Hai cánh, Diptera) và Tubifex tubifex (Giun it tơ,

Oligochaeta) là những lồi cĩ khả nang sống trong điều kiện nước bi 6 nhiễm hữu

cơ nặng (Jeffries M and Mills D., 1990) [49].

Ở các thủy vực bị ơ nhiễm hữu cơ nặng thì Giun ít tơ xuất hiện với số lượng rất

lớn, lên đến 10.000.000 cá thể/m? Khi điều kiện mơi trường nước trở nên ơ nhiễm

rất nang thì lần lượt các lồi Giun ít tơ bị loại trừ và chi cịn lại 2 lồi Limnodrilus

hoftmeisteri và Tubifex tubifex cĩ thể tơn tại Thêm vào đĩ các lồi ăn 2 lồi này lại

biến mất , nên số lượng quần thể của chúng tăng lên với tốc độ lớn và khơng thể kìm

hãm được (Mason C.F., 1996) [54].

Ngay tai vị trí cĩ nguồn thai chứa nhiều chat hữu co đổ vào thủy vực thi Giun

ít tơ xuất hiện với số lượng lớn Nhưng tại vùng nước xa nguồn thải hơn thì Giun ít

tơ được thay thé bằng ấu trùng của lồi C7zronơrnus riparius (muỗi lắc), được gọi là

vùng Chironomids C riparius là loài không có kha nang chống chịu với hàm lượng oxy rất thấp như Giun ít tơ Vùng xuất hiện C 7722r7⁄s cũng xuất hiện các loài

ĐVKXS ăn thịt khác như các loài thuộc họ Tanypodidae, là bọn ăn giun ống và các

ấu trùng Chironomidae nhỏ Do dòng chảy có khả năng tự làm sạch nên càng xa vùng thải thì số lượng ấu trùng C mparius càng giảm và biến mất tại ví trí cách xa nguồn thải khoảng 1km, là vị trí mà môi trường nước trở nên sạch, hay nói cách

khác là hàm lượng các chất hữu cơ trong nước còn lại rất ít Do đó hiện nay tại Anh

người ta đã sử dụng đặc tính ưa sống trong môi trường giàu chất hữu cơ của ấu trùng

Chironomidae để xác định các điểm có nhận nguồn thải ô nhiễm hữu cơ (Wilson

R.S., 1994) [84].

Trong vòng đời của loài C mparius thì chúng đẻ rất nhiều lứa trong một năm,

do đó chúng có nhiều cơ hội để tìm kiếm vị trí thích hợp để sinh sản trong suốt một

năm Vì vậy, ngay cả với những ô nhiễm tạm thời như ô nhiễm do nước thải nông

nghiệp cũng có thể tác động làm cho mật độ của ấu trùng Chironomidac tăng đến

30.000 cá thể trên Im”, do đó có thể dễ dàng nhận ra được các vùng ô nhiễm

(Davies L.J and Hawkes H.A., 1981) [29].

Bên dưới vùng ấu trùng Chironomidae là vùng xuất hiện các nhóm Giáp xácChân đều, Dia, Thân mềm, ấu trùng Bướm Theo dòng chảy quá trình tự làm sạch

tiếp tục diễn ra, nước càng ngày càng sạch hơn và lần lượt các loài côn trùng kháccũng bat đầu xuất hiện (Hawkes H.A and Davie L.J., 1971) [42].

Trong số các loài ấu trùng Côn trùng sống trong nước thì ấu trùng Cánh úp là

bọn nhạy cảm nhất với ô nhiễm hữu cơ, chúng biến mất ngay cả khi môi trường

nước bi ô nhiễm nhẹ Còn ấu tring Phù du cũng nhạy cảm với 6 nhiễm hữu cơ

nhưng ở mức độ thấp hơn Trong số các loài ấu trùng Cánh úp và ấu trùng Phù du thì

Amphimemura suiccols (Plecoptera) và aels rhodani, Caenis horaria

(Ephemeroptera) là các loài có khả năng chống chịu với ô nhiễm hữu cơ hơn các

loài khác cùng bộ (Hawkes H.A and Davies L.J., 1971) [42].

Su phân bố có lựa chon của các loài DVKXS trên dòng chảy River Mersey đã

được ghi nhận trong nghiên cứu của Holland và Harding (1984) Ở nhánh sông phía

trên của điểm nhận nguồn nước thải của một nhà máy dệt có hệ DVKXS rất phong

phú, bao gồm cả bọn Cánh úp và Phù du Tại điểm nhận nguồn thải thì chỉ có Giun

ít tơ và ấu trùng Chironomidae xuất hiện, xuôi dòng về phía hạ lưu khi môi trường

nước được cải thiện dần dan thì bat dau lại xuất hiện lại các loài như Ase//us, Bactis tiếp đó là các loài Phù du và Cánh úp khác, chúng được cung cấp từ một nhánh sông

sạch khác (Holland D.G and Harding J.P.C., 1984) [48].

Với những kết quả nghiên cứu thực dia Edwards, R.W va cộng sự (1991) da

chứng minh được mối liên quan giữa mat độ DVKXS với hàm lượng Oxy hòa tan trong nước Môi trường nước nhận thêm một lượng NO; từ nước thải nông nghiệp,

làm cho hàm lượng Oxy hòa tan giảm xuống chỉ còn Img/1 trong vòng 6 giờ Khi đó

số lượng các taxon của DVKXS giảm từ 30 xuống còn 14 Sau đó hàm lượng oxy hòa tan trong nước tăng lên như ban đầu trong vòng 4 giờ, nhưng số lượng taxon của ĐVKXS phục hồi lại như cũ phải mất từ 6 đến 12 tuần (Edward, R.W., Ormerod,

S.J and Turner, C., 1991) [34].

1.1.2 Tác động của môi trường nước bi axit hóa

Nguyên nhân chủ yếu làm cho môi trường nước bị axít hóa là do nhận các

nguồn nước thải có độ axít mạnh Độ axít của nước thể hiện qua giá trị pH pH làmột trong những yếu tố quan trọng ảnh hưởng đến tốc độ và giới hạn phát triển củasinh vật sống trong thủy vực (Lê Trình, 1997) [17].

Khi pH của nước ở mức axít thì không chỉ hệ thực vật bị tác động mà ngay cả

hệ DVKXS cũng bị tác động mạnh mẽ Độ phong phú của các loài giáp xác nhỏ của

các thủy vực vùng Great Britain càng giảm khi pH của nước càng thấp đã được ghi

nhận (Fryer, G., 1980) Sự giảm đáng kể số lượng các loài DVKXS khi mức pH của

nước thấp dưới 5, điều này chứng tỏ khi pH < 5 thì pH là yếu tố chính kiểm soát

quần xã DVKXS trong các thủy vực, khi pH >5 thì ngoài pH sẽ có nhiều yếu tố khác

cùng tham gia chi phối quần xã DVKXS (Brett, M.T., 1989) [22].

Một trong những yếu tố quan trọng có thể giải thích sự thay đổi cấu trúc quần

xã DVKXS nổi khi môi trường nước các hồ bị axít hóa đó là hàm lượng H* và kim loại tăng cao làm thay đổi quá trình sinh lý của chúng Havas,M và Likens, G.E.

(1985) đã chứng minh điều đó qua nghiên cứu về tác động của tính axít và tính bazo

lên tỷ lệ tử vong và cân bằng Na* của loài Daphnia magna (Havas, M and Likens,

G.E., 1985) [40].

Trong các hồ axít vùng Bắc Mỹ có 3 loài chiếm ưu thế trong quần xã DVKXS

Phù du đó là Diaptomus minutus, Bosmina longirostris và Keratella Iaurocephala Còn ở các hồ axít vùng Scandinavia thì lại có các loài Eudiaptomus gracilis, Eubosmina longispina và Keratella serrulata chiếm ưu thế (Mierle, G., Clark, K.

and France, R., 1986) [57]

Khi môi trường nước bi 6 nhiễm axít thì cấu trúc quan xã DVKXS sống đáy

cũng bị thay đổi Như nghiên cứu về giới hạn chịu đựng môi trường nước axít của 17 loài Giáp xác, Hai mảnh vỏ va Chân bung ở 1500 hồ ving Norwegian cho thấy các loài Hai mảnh vỏ và Chân bụng do có vỏ đá vôi, nên chúng đều biến mất khi pH< 6.

Hai loài Giáp xác Lepidurus arcticus và Gammaus lacustris là những loài rất nhạy

cảm với môi trường nước axít, ngược lại loài Ase//us aquaticus lại vẫn có thể tồn tại

trong môi trường nước có pH 5,2 thậm chí cả ở pH 4,8 (Okland, J and

Okland, K.A., 1980) [62].

Các loài Giáp xác chân khác (Amphipoda) có số lượng rất phong phú ở các hồ

vùng Bắc Mỹ Trong số đó thì loài #Zya/e/2 azteca là loài nhạy cảm với môi trường

nước axít nhất Do đó trong số 70 hồ vùng này có mức pH > 6,5 thì có đến 69 hồ có

mặt loài này Nhưng ở 9 hồ có mức pH < 6 thì không hồ nào tìm thấy loài này.

Trong số 5 loài tôm vùng Bắc Mỹ thì có 3 loài là những loài nhạy cảm với môi

trường nước axít (Mierle, G., Clark, K and France, R., 1986) [57].

Hildrew, A.G và cộng sự (1984) nghiên cứu tác động của môi trường nước axít lên số lượng các taxon nhóm Chân khớp ở các suối vùng Townsend nước Anh

thấy rằng: khi pH xuống dưới 6 thì cả số lượng các taxon và số lượng cá thể của

từng taxon đều giảm Cu thể là tại các suối có mức pH > 6 có khoảng gần 40 taxon,

nhưng tại các suối có pH < 5 thì số lượng các taxon chỉ còn khoảng 25 (Hildrew,

A.G., Townsend, C.R., Francis, J and Finch, K., 1984) [44].

Stoner, J.H và cộng sự (1984) khi nghiên cứu độ đa dang của DVKXS tại các suối đầu nguồn của sông River Tywi vùng tây xứ Wales nhận thấy ở các suối có

pH > 5,5 và độ cứng của nước > 8mg/I thì quân xã ĐVKXS có khoảng 60 đến 78

taxon; còn những suối có pH < 5,5 và độ cứng < 10mg/l thì chỉ có 23 đến 37 taxon

(Stoner, J.H., Gee, A.S and Wade, K.R., 1984) [77].

Khi điều tra khu hệ DVKXS của 104 sông suối xứ Wales, Wade, K.R va cộng

sự (1989) đã ghi nhận rằng pH và hàm lượng AI có tác động mạnh đến độ phong

phú loài và cấu trúc các quần xã DVKXS cỡ lớn Các loài như Gammarus pulex,

Ancylus fluviatilis và Hydropsyche spp cũng như một số loài Phù du an thực vật khác bị biến mất ở các suối có môi trường nước axít, thậm chí là nguồn thức ăn của

chúng rất dồi dào (Wade, K.R Ormeod, S.J and Gee, A.S., 1989) [80]

Những nghiên cứu về sự phân bố của các loài Côn trùng thủy sinh ở 52 suốivùng cao nguyên Xcốtlen của Egglishaw, H.J và Morgan, N.C (1965), và nghiêncứu về các loài Cánh úp phân bố ở các suối Ai-len của Costello, M.J và cộng su

(1984), đều cho thấy tại các suối có hàm lượng các ion thấp thì cả độ đa dạng và độ

phong phú của các loài sống đáy đều thấp hơn so với các suối có hàm lượng các ion

cao (Egglishaw, H.J và Morgan, N.C., 1965; Costello, M.J ef a/, 1984) [35, 27].

Các suối vùng núi Adirondack, Mỹ có mức pH trong khoảng 5,8 - 7,2 thì loài

Phù du Ephemerella funeralis và loài Cánh cứng Oulimnius Jatiusculus là những

loài ưu thế Nhưng ở những suối có mức pH thấp (trong khoảng 4.4 - 5,0) thì cả 2

loài này đều không thấy, quần xã DVKXS ở các suối này cũng bị giảm di một nửa

số lượng các taxon và các loài Cánh úp là loài ưu thế (Simpson, K.W., Bode, R.W and Colquhoun, J.R, 1985) [76].

Vậy nguyên nhân của moi su thay đổi cấu trúc quan xã DVKXS khi môitrường nước bi ô nhiễm axít là do DVKXS thủy sinh cần nhận các ion Na", Cl, Ka’,

Ca”' từ môi trường nước để duy trì các hoạt động sinh lý của cơ thể, do đó chúng

phụ thuộc vào hàm lượng các ion này Khi môi trường nước 6 nhiễm axít thì ham

lượng các ion đó trong nước quá thấp, trong khi H* và AT lại cao Do đó chức nang

thẩm thấu của màng tế bào của DVKXS thủy sinh bị rối loạn, kết quả làm tăng nguy

cơ tử vong của chúng (Burtton, T.M and Allan, J.W., 1986) [23].

1.1.3 Tác động của 6 nhiém các chất độc

Hiện nay môi trường nước của một số các thủy vực trên thế giới phải nhận rất

nhiều loại nước thải của các nhà máy công nghiệp, nước thải nông nghiệp, trang

trại có chứa rất nhiều chất có độc tính cao đối với sinh vật Các dạng ô nhiễm các

chất độc bao gồm:

- _ Ô nhiễm kim loại nặng như niken, đồng, thủy ngân, kẽm

- O nhiễm các hợp chất hữu cơ độc như thuốc trừ sâu, thuốc diệt cỏ,

Polychlorinated biphenyls (PCBs), các hợp chất có chứa phenol,

formaldehyde

- Onhiém các chất khí độc như khí amonia , khí clo

Khi môi trường nước bị ô nhiễm các chất độc này thì ngay lập tức mọi thành

phần của khu hệ sinh vật đều bị tác động Những nghiên cứu về ảnh hưởng của các

chất có độc tính cao lên DVKXS cho thấy mức độ nhạy cảm của từng cá thể của

từng loài đối với ô nhiễm các chất độc phụ thuộc nhiều vào các yếu tố bên trong cơ

thể, như giới tính, tuổi, kích thước cơ thể Điều đó đã được chứng minh qua một số

các nghiên cứu như nghiên cứu độc tính của thủy ngân đối với 2 loài tôm

Procambarus clarki và Faxonella clypeata của Heit, M và Fingerman, M (1977)

cho thấy các con cái có thể sống tới 30 ngày trong môi trường có hàm lượng thủy

ngân là 10mg/I1, trong khi đó thì con đực chỉ sống được 3 ngày trong môi trường

nước có hàm lượng thủy ngân thấp bằng một nửa Những con có kích thước lớn của

cả 2 loài này đều có khả năng chống chịu với thủy ngân tốt hơn những con nhỏ

(Heit, M and Fingerman, M., 1977) [43] Trong tự nhiên, hàm lượng các kim loại

nặng trong cơ thé DVKXS tỷ lệ nghịch với trọng lượng co thể (Van Hattum, B.,

Timmermans, K.R and Govers, H.A., 1991) [79].

Phan ứng của co thé sinh vật đối với các chat độc chịu ảnh hưởng của một số

các yếu tố khác nhau như: các giai đoạn sống trong vòng đời, lịch sử sinh trưởng

tình trạng dinh dưỡng, các yếu tố tác dong qua lại Do đó các loài khác nhau có khả năng chống chịu khác nhau đối với cùng một loại chất độc, cùng một loài cũng

có khả năng chống chịu khác nhau đối với các dạng chất độc khác nhau Thiếu trùng

của loài Baetis rhodani nhạy cảm với chất phenol gấp 50 lần so với Giun ít tơ

Limnodrrilus hoffmeistert ; loài Giáp xác Gammarus pulex nhạy cảm với phenol gấp

2 lần so với loài Giáp xác khác, Ase//us aquaticus (Green, D.W.J., William, K.A.

and Pascoe, D., 1985) [39]

Thuốc trừ sâu và thuốc diệt cỏ thường có thành phần chính là các chat clo hữu

cơ, những chất này có độc tính rất cao, chúng có giá trị LCs, - 96 giờ đối với

ĐVKXS trong khoảng | - 30pg/l Ngay cả đối với bọn ấu trùng Chironomidae, là

những sinh vật có khả năng chịu đựng ô nhiễm tốt, thì thuốc trừ sâu vân là hợp chất

có độc tính mạnh Như sau khi phun một số loại thuốc trừ sâu (Wolfatox, DDT )

thì ấu trùng Chironomidae, tôm (Caridina subnilotica, Palaemonetes tonkinensts)mất hẳn Ấu trùng Chironomidae chỉ xuất hiện trở lại sau 8 - 12 ngày, còn tôm thì

sau 50 ngày vân chưa thấy xuất hiện (Dang Ngọc Thanh, 1980) [13]

Trong nghiên cứu về xác định độc tính của một số chất đối với DVKXS,

William, K và các cộng sự đã đưa ra được dan liệu về độc tính của 3 chất cadmium,

phenol và ammonia đối với một số loài DVKXS (Williams, K., Green, D and Pascoe, D., 1984) [83]

Ammonia

Giun Limnodrilus hoftmeisteri

Oc Physa fontinalis 70 1,70

Giáp xác Gammarus pulex 69 2,05

Giáp xác Asellus aquaticus 180 2,3

| Phù du Baetis rhodani 15,5 7

Hai cánh Chironomus riparius 240 1,65

( Nguồn trích dan: William et al Freshwater Biological Monitoring, 1984) [83]

1.1.4 Tác động của 6 nhiễm nhiệt

Môi trường nước bị ô nhiễm nhiệt do nhiều nguyên nhân khác nhau như nhận

nước thải nóng từ các nhà máy nhiệt điện, nước xả của các đập nước lớn, do diện

tích rừng che phủ bị suy giảm Hiện tượng ô nhiễm nhiệt này gây nên các hậu quả làm tăng nhiệt độ trung bình của thủy vực, nồng độ ôxy hòa tan trong nước bị giảm

sút do các phản ứng ôxi hóa khử tăng tốc độ tiêu thụ ôxy, làm thay đổi các quá

trình sinh lý của sinh vật (Trần Yêm, Trịnh Thị Thanh, Phạm Ngọc Hồ, 1998) [20].

Mot hệ sinh thái thủy vực khi bị ô nhiễm nhiệt thì khu hệ sinh vật trong thủy vực đó sẽ thay đổi rất nhiều về mặt cấu trúc quần xã như các loài có giới hạn nhiệt

thấp sẽ biến mất, trong khi đó các loài có giới hạn biên độ nhiệt lớn sẽ tăng trưởng

với số lượng lớn Như trong loài giun Branchiura sowerby/ khi sống trong điều kiện

môi trường nước cao hơn 32°C, chúng tăng trưởng rất nhanh về số lượng Khi thủy

vực bị ô nhiễm nhiệt thì độ phong phú loài của các sinh vật bị suy giảm, trong đó có

cả DVKXS sống đáy và sống nổi (Mason, C.F., 1996) [54].

Sự thay đổi chế độ nhiệt của dòng chảy bên dưới đập nước tạo nên tác động lớnlên khu hệ động vật đáy, làm suy giảm độ phong phú về thành phần loài, phá vỡ

mùa sinh sản của nhiều loài Như tại sông Saskatchewan do nước xả của đập nước

làm tăng nhiệt độ trung bình của dòng chảy bên dưới đập nên chỉ thấy duy nhất một

họ Côn trùng đó là Chironomidae phát triển, trong khi đó ở các sông khác gần đó

người ta xác định được có hon 30 họ thuộc 12 bộ của lớp Côn trùng (David, A.J., 1986) [30].

Độ đa dạng và mật độ của DVKXS ở các suối vùng Bac California (Mỹ) còn

rừng che phủ và các suối không còn rừng che phủ cũng có sự sai khác lớn Các suối

có rừng che phủ thì độ da dạng DVKXS cao nhưng mật độ thì thấp, còn các suối

không có rừng che phủ thì độ đa dạng thấp còn mật độ lại cao Nguyên nhân là do các suối không có rừng che phủ nhiệt độ nước cao làm cho nhiều loài nhạy cảm với nhiệt độ bị loại trừ, nhưng nhiệt độ cũng là yếu tố kích thích sự tăng trưởng về số

lượng (David, A.J., 1986) [30].

Nghiên cứu về mối quan hệ giữa nhiệt độ và tốc độ tăng trưởng của một số loài Côn trùng thủy sinh sống trong sông Ogeechee, vùng Georgia nước Anh, cho thấy khi nhiệt độ trung bình của nước lớn hơn 25°C thì tốc độ sinh trưởng của bọn ấu trùng Hai cánh bị suy giảm còn tốc độ sinh trưởng của bọn Phù du và ấu trùng

Bướm hầu như không bi tác động (David, A.J., 1986) [30]

1.2 CÁC PHƯƠNG PHAP QUAN TRAC CHẤT LƯỢNG MOI TRƯỜNG NƯỚC

BẰNG CÁCH DỰA VÀO THÀNH PHẦN ĐỘNG VẬT KHÔNG XƯƠNG

SỐNG CỔ LỚN

Những khái niệm về quan trắc sinh học chất lượng môi trường nước các sông,

suối đã được khởi nguồn và phát triển ở Châu Âu từ những năm 1908, 1909 do các

nhà khoa học Kolkwitz, R và Marsson, M Phương pháp đầu tiên được biết đến làphương pháp sử dụng chỉ số hoại sinh (Saprobic Index) Vào năm 1955, Pantle, R

va Buck, H đã đưa ra công thức tính chỉ số hoại sinh như sau:

Š=>sh/>h

Trong đó S: chỉ số hoại sinh; s: giá trị hoại sinh của từng loài

h: tần số xuất hiện của từng loài, giá trị này nam trong khoảng từ |

đến 5 (trong đó “hiếm gap” = 1; “nhiều” = 3 và “phong phú” = 5) Mối tương quan giữa chỉ số hoại sinh với các mức ô nhiễm như sau:

Chỉ số hoại sinh Mức ô nhiém

1,0 - 1,5 ô nhiễm nhẹ (oligosaprobic)l5~ 25 ô nhiễm trung bình (B-mesosaprobic) 2,5 - 3,5 6 nhiễm nặng (c-mesosaprobic)

3,5 - 4,0 6 nhiém rat nang (polysaprobic)

(Nguồn trích dan: Metcalfe, J.L., 1989 Biological water quality assessment of running

waters based on macroinvertebrate communities: history and present status in Europe) {56}.

Phương pháp sử dung chỉ số hoại sinh đã được chấp nhận rộng rãi ở một số các

nước Châu Âu đến giữa những năm 1970, sau đó các phương pháp sử dụng các chỉ

số sinh học và các hệ thống điểm khác đơn giản hơn đã được phát triển thay thế cho

chỉ số hoại sinh (Metcalfe, J.L., 1989) [56]

Các phương pháp quan trắc chất lượng môi trường nước bằng DVKXS cỡ lớn

được chia làm 3 dạng phương pháp: phương pháp sử dụng chỉ số sinh học, phương

pháp sử dụng chỉ số đa dạng và phương pháp phân tích đa biến số.

1.2.1 Phương pháp sử dung chi số sinh học

Nguyên lý của phương pháp này là đánh giá chất lượng nước dựa trên cơ sở

của sự có mặt hoặc vắng mặt các loài đặc trưng đã được biết đến Như các loài ấu

tring muỗi Chironomus riparius, Giun it tơ, Tubifex tubifex và Limnodrilus

hofmeisteri thường phát triển mạnh trong điều kiện môi trường nước 6 nhiễm hữu

cơ, nhưng không có nghĩa đó là điều kiện giới hạn của chúng Các loài nhạy cảm với

ô nhiễm như Phù du, Cánh úp, Cánh lông sẽ biến mất khi có bất kỳ một sự ô nhiễmnào, tuy vậy đôi khi chúng cũng không xuất hiện trong trường hợp điều kiện sinh

cảnh hoặc địa lý không phù hợp (Pinder, L.C.V and Farr, LS., 1987a; Pinder, L.C.V and Farr, I.S., 1987b) [67, 68].

Các chỉ số sinh học phổ biến đã được áp dụng bao gồm nhiều các chỉ số khác

nhau Dưới đây là danh sách các chỉ số đó:

CHỈ SỐ SINH HỌC

Chỉ số tỷ lệ

Chironomidae : Các họ côn trùng khác Winner và cộng sự (1980)

Asellus : Gammarus Watton và Hawkes (1984)

Limnodrilus hoflfineisterr : các loài Oligochaeta Brinkhurst (1986)

khác Chironomidae : Oligochaeta Wiederholm (1980)

Tubificidae : các ho DVKXS khác Goodnight va Whitley (1960)

Chi số định tính

Chỉ số sinh học Trent (Trent Biotic Index) Woodiwiss (1964)

Chỉ số sinh học Bi (Belgian Biotic Index) DePauw và Vanhooren (1983)

Hệ thống điểm BMWP National Water Council (1981)

Chỉ số nửa-định lượng

Điểm Chandler Chandler (1970)

Chỉ số Chutter’s Chutter (1971)

(Nguồn trích dân: Pinder, L.C.V et al A comparison of macroinvertebrate surveillance

methods in relation to assessment water quality in a chalk stream 1987 ) [69]

Các chỉ số tỷ lệ là dạng chỉ số sinh học đơn giản nhất, nhưng cũng ít được sử

dụng nhất Các dạng chỉ số này được biểu diễn bằng một số hạng thể hiện sự so sánh

về mật độ của một taxon có khả năng chịu đựng ô nhiễm với các taxon khác mà ít chịu đựng ô nhiễm hơn (Caims, J.Jr and Pratt, J.R., 1993) [24].

Các chỉ số định tính và các chỉ số nửa-định lượng đều là những chỉ số được sử

dụng rộng rãi trên thế giới Các chỉ số định tính là những chỉ số sinh học dễ tính

toán, tuy vậy để có thể so sánh giữa các mẫu thì đòi hỏi phải tuân thủ một quy trình

lấy mẫu nghiêm ngặt Trong số các chỉ số định tính và nửa-định lượng thì don giản nhất là hệ thống điểm BMWP và phức tạp nhất là điểm Chandler, vì phương pháp

này đòi hỏi phải phân loại mẫu đến tên giống, thậm chí tên loài (Caims, J.Jr and

Pratt, J.R., 1993) [24].

Chỉ số sinh học Trent có thang điểm từ 0 đến 10, với điểm càng cao chất

lượng môi trường nước càng sạch Thang điểm này dược tinh dựa trên cơ sở một

bảng phân loại DVKXS đã được xác định sản cho từng thang điểm

(Woodiwis, F.S., 1964) [85].

Chi số sinh học Bỉ có thang điểm từ 0 đến 10, với điểm số càng cao thi sốlượng các taxon DVKXS man cảm với ô nhiễm càng nhiều Chỉ số sinh học Bi(bảng 1.2) đã chia ra Š loại chất lượng môi trường nước, mỗi loại đều có màu sắc

tương ứng (De Pauw, N and Hawkes, H A., 1993) [31]:

Bang 1.2 Chi số sinh học Bi

Mức độ 6 nhiém

Chi số sinh hoc Bi | Ma

10-9 xanh da trời | không 6 nhiễm hoặc 6 nhiễm nhẹ 8-7 xanh lá cây ô nhiễm nhẹ

6-5 vàng ô nhiễm trung bình 4-3 da cam ô nhiễm nặng

2-0 đỏ ô nhiễm rất nặng

Chi số Chutter’s đã được xây dựng trên cơ sở những nghiên cứu quan trắc chat lượng môi trường nước các sông suối vùng Nam Phi Để xác định giá trị của chi số

Chutter’s thì từng cá thé trong mẫu cần được xác định tên loài hoặc tên của đơn vị

phân loại cao hơn tùy thuộc vào từng nhóm DVKXS Mỗi một đơn vị phân loại có

một giá tri chat Juong tương ứng trong khoảng từ 0 (sạch) đến 10 (ô nhiễm), phụ

thuộc vào khả năng chống chịu của chúng với ô nhiễm Cộng tất cả các giá trị chat

lượng của các đơn vị phân loại trong mâu sau khi đã được nhân với số lượng cá thể của từng đơn vị phân loại này được một giá trị tống, chia tổng đó cho tổng số cá thể

có trong mẫu ta có được giá trị của chỉ số Chutter’s (Chutter, F.M., 1971) [26].

Hệ thống điểm BMWP (Biological Monitoring Working Party) ở Anh được ra

đời vào năm 1976, đó là kết quả nghiên cứu của Cục môi trường Anh (British

Department of the Environmet) (bang 1.3).

Hệ thống điểm BMWP có số điểm từ 1 đến 10, mỗi một ho DVKXS cỡ lớn trong hệ thống điểm được nhận một giá trị điểm tương ứng với khả năng chống chịu

với ô nhiễm của họ đó Các họ kém chịu đựng ô nhiễm nhất, như các họ phù du.

cánh úp, có điểm số cao nhất là 10; còn những họ có khả năng chịu đựng ô nhiễm

tốt như Giun ít tơ (Oligochaeta), họ Chironomidae thì có điểm số thấp là 1 và 2.

Phương pháp thu mẫu và tính điểm có thể được mô tả ngắn gon như sau: thời gian

thu mẫu tại mỗi điểm 3 phút, dụng cụ thu mẫu là loại vợt cào, thu mẫu ở mọi sinh

cảnh như nền đáy, nơi có thực vật, bờ sông suối ; Phân loại mau DVKXS đến tên

họ Mỗi họ có mặt được tính điểm 1 lần, không phụ thuộc vào số lượng cá thé của

họ đó, sau đó cộng lại ta có được điểm BMWP tổng số Điểm BMWP tổng số được

chia cho tổng số họ tham gia tính điểm sẽ có được chỉ số ASPT (Average score per

taxon).

Hệ thống điểm BMWP hiện nay đang được áp dụng rộng rãi trên khắp nước

Anh trong mọi nghiên cứu về quan trắc chất lượng môi trường nước các sông, suối

Hệ thống này cũng đã được biến đổi để áp dụng cho các nước khác như Tây Ban

Nha (Alba-Tercedor và Sanchez-Ortega, 1988), Ấn Độ (De Zwart va Trivedi, 1994),

Uc (Chesman, 1995), Ha Lan (Tolkamp, 1995) va Thai Lan (Mustow, S.E., 1997).

(EPHEMEROPTERA) Siphlonuridae, Ecdyonuridae, Leptophlebidae,

Ephemeridae, Ephemerellidae, Potamanthidae

(PLECOPTERA) Taeniopterygidae, Leuctridae, Capniidae, Perlodidae,

Perlidae, Chloroperlidae

(HEMIPTERA) Aphelocheiridae

(TRICHOPTERA) Phryganeidae, Molannidae, Beraeidae, Odontoceridae,

Leptoceridae, Goeridae, Lepidostomatidae, Branchycentridae, Sericostomatidae

(TRICHOPTERA) Rhyacophilidae, Polycentropodidae, Limnephilidae

| (CRUSTACEA) Corophidae, Gammaridae

(GASTROPODA) Neritidae, Viviparidae, Ancylidae

(BIVALVIA) Unionidae

| (ODONATA) Platycnemidae, Coenagriidae

(TRICHOPTERA) Hydroptilidae

| (TRICLADIA) Planariidae, Dendrocoelidae

| (HEMIPTERA) Mesovelidae, Hydrometridae, Gerridae, Nepidae, Naucoridae,

| Notonectidae, Pleidae, Corixidae

| (TRICHOPTERA) Hydropsychidae

(COLEOPTERA) Haliplidae, Hygrobiidae, Dytiscidae, Gyrinidae, Hydrophilidae,

Clambidae, Helodidae, Dryopidae, Elminthidae

| (DIPTERA) Simuliidae, Tipulidae

| (HIRUDINEA) Piscicolidae

| (EPHEMEROPTERA) Baetidae

| (MEGALOPTERA) Sialidae

(HIRUDINEA) Glossiphonidae, Hirudidae, Erpobdellidae

(GASTROPODA) Valvatidae, Hydrobiidae, Lymnaidae, Physidae, Planorbidae

Nhược điểm của hệ thống điểm BMWP là điểm BMWP tổng số phụ thuộc vào

độ đa dạng DVKXS cỡ lớn của các điểm nghiên cứu, mà trong tự nhiên thì độ da

dạng này không chỉ phụ thuộc vào chất lượng môi trường nước mà còn phụ thuộc

nhiều vào điều kiện tự nhiên như: cấu trúc nền đáy, tốc độ dòng chảy Do đó khó

có thể so sánh chất lượng môi trường nước của các hệ thống dòng chảy khác nhau.

Chính vì vậy, hiện nay nhiều nhà khoa học cho rằng sử dụng chí số ASPT mang lại

kết quả tốt hơn Bởi vi chỉ số ASPT ít phụ thuộc vào độ da dạng của các taxon

(Pinder, L.C.V and Farr, I.S., 1987a; Pinder, L.C.V et af, 1987b) [67, 68] Tuy nhiên

chỉ số ASPT lại phụ thuộc vào nhiệt độ va các mùa trong nam, hon thé nữa chi số

ASPT thường không phan ánh chính xác những dang 6 nhiém chất độc như nước bi

axít hóa, ô nhiễm kim loại nặng (Zamora-Muñoz C., ev a/, 1995) [86]

Để khác phục nhược điểm này, chương trình RIVPACS (River Invertebrate

Prediction and Classification System) do Viện Sinh thái nước ngọt Anh (Institute of

Freshwater Ecology) xây dung va phat triển đã đề xuất một phương pháp quan trac

chất lượng môi trường nước bằng cả chỉ số ASPT và số lượng các taxon có trongmẫu với mối tương quan như ở bảng 1.4 (Environmental Agency, 1997) [36]:

Bảng 1.4: Mối tương quan giữa chỉ số ASPT và số lượng các taxon

trong quan trắc chất lượng môi trường nước của Anh

Giá trị ASPT Giá trị ASPT

6 nhiễm hữu cơ | ô nhiễm hữu cơ

ô nhiễm các chất độc | (+ ô nhiễm các | (+ ô nhiễm các

(Nguồn trích dân: Environmetal Agency, Procedure for collecting and analysing

macroinvertebrate samples for RIVPACS , 1997) [36]

/ ES i ee i | |

cao Do vậy, phương pháp sử dụng chỉ số đa dạng được sử dụng để đo độ mất cân

bằng trong môi trường Điều cần chú ý là ở môi trường nước không ô nhiễm có đặc điểm là có một số lượng lớn các loài, nhưng không có loài nào là loài chính trong

quần xã Khi môi trường nước bị mất cân bằng thì những loài nhạy cảm sẽ biến mất,

làm giảm độ phong phú loài trong quần xã, đồng thời các loài thích ứng được sẽ

tăng lên về số lượng Hầu hết các chỉ số đa dạng đều được tính toán trên số liệu về

số lượng loài trong mẫu và độ phong phú của từng loài, nhưng độ nhạy cảm của từngloài với ô nhiễm thì không được tính đến Các chỉ số đa dạng được sử dụng rộng rãi

ở Bắc Mỹ, còn ở Anh thì được dùng cùng với các chỉ số sinh học khác

Chi số Margalef D=(S-1)/logN Margalef (1968)

Chỉ số Menhinick I=SAN Menhinick (1964)

Trong đó: § = số lượng các loài trong mau; Ni = số lượng cá thể của loài i

N = tong số cá thể của mẫu

(Nguồn trích dan: Pinder, L.C.V et al, A comparison of macroinvertebrate surveillance

methods in relation to assessment water quality in a chalk stream, 1987; Charles, J.K Ecologycal Methodology, 1990) [69, 25].

Chỉ số đa dạng Shannon-Weiner là một chỉ số được sử dụng rộng rãi nhất trên

thế giới Wihm, J.L va Dorris, T.C (1968) sau khi áp dụng chỉ số đa dạng Simpson (H') cho các dòng chảy từ 6 nhiễm đến không ô nhiễm đã dua ra kết luận: giá trị H’ > 3 chỉ thi cho nước sạch, H’ trong khoảng 1 - 3 chỉ thị cho nước bị 6 nhiễm nhẹ đến trung bình, còn H’ < 1 chi thị cho nước bi 6 nhiễm nặng (Wilhm,

J.L and Dorris, T.C., 1968) [82]

Sau 2 năm nghiên cứu về độ da dang của DVKXS cỡ lớn của 2 hồ vùng Bac nước Anh, Mason, C.F thấy rằng hầu hết các điểm 6 nhiễm đều có độ đa dạng

thấp hơn các điểm không ô nhiễm, tuy nhiên vào tháng 6 của cả 2 năm nghiên cứu

thì độ đa dạng của các điểm không ô nhiễm lại thấp hơn Nguyên nhân là do tại các

điểm 6 nhiễm vào thời điểm tháng 6, ấu trùng của loài Tanytarsus holochlorus (Chironomidae) tăng số lượng quần thể rất nhanh, làm cho chỉ số đa dạng của các

điểm ô nhiễm cao hơn điểm không ô nhiễm (Mason, C.F., 1977) [53].

Các yếu tố ảnh hưởng lên chỉ số đa dạng bao gồm phương pháp thu mẫu, vị trílấy mẫu, thời gian thu mẫu trong năm, cấp phân loại, trong khi đó chỉ số đa dạngcủa cùng một điểm thu mẫu trong các mùa khác nhau trong năm có độ sai khác lớn hơn cả độ sai khác của chỉ số này giữa các điểm khác nhau trên cùng một dòng chảy(Murphy, P.M., 1978; Pinder, L.C.V and Farr, I.S., 1987a) [58, 67] Pinder, L.C.V cùng cộng su trong nghiên cứu so sánh giữa 4 chỉ số đa dang (Shannon, Sipmson, Margalef và Menhinick) đánh giá chất lượng nước đã đi đến kết luận không một chỉ

số đa dạng nào trong 4 chỉ số đó lại không phụ thuộc vào thời gian lấy mẫu, kíchthước mẫu và cấp phân loại (Pinder, L.C.V et a/, 1987) [69]

Phương pháp sử dụng chỉ số đa dạng cũng như các phương pháp khác đều có

ưu điểm và nhược điểm của nó Dưới đây là danh sách những ưu điểm và nhược

điểm của phương pháp này đã được một số nhà khoa học tổng kết (Pinder, L.C.V ef

al, 1987; Washington, H.G., 1984) [69, 81]:

Uu điểm:

- Cac chỉ số da dang là những chi số định lượng hoàn toàn, không có kích

thước và thích hợp với phân tích thống kê.

- - Các chỉ số đa dang có mối tương quan độc lập với kích thước mâu.

- - Các chi số đa dạng mang tinh chủ quan vì chúng không liên quan với khả

năng chịu đựng ô nhiễm của từng loài.

Nhược điểm:

- Các chỉ số đa dạng phụ thuộc nhiều vào phương pháp thu mau, cấp phân

loại (đa dạng loài thường cao hơn đa dạng họ), điều kiện tự nhiên của dòng

chảy được nghiên cứu

- Trong điều kiện môi trường nước không 6 nhiễm thì giá trị của các chi số

đa dạng cũng có sự khác biệt nhau nhiều.

- Gi trị của các chỉ số đa dang không cho chúng ta biết trong quan xã bao

gồm các loài chịu đựng ô nhiễm hay các loài nhạy cảm với ô nhiễm.

- - Các chỉ số đa dạng là tỷ số của 2 biến số và các biến số này có mối quan hệ

mật thiết với thống kê Do đó, phương pháp thu mẫu để tạo ra số liệu thống

kê của các biến số này mà không đồng nhất thì kết quả tính tỷ số sẽ lớn hơnnhiều so với giá trị thực

- Phan ứng của quần xã với sự gia tăng 6 nhiễm không phải là quan hệ tuyến

,

tinh.

- Cho đến nay những nghiên cứu sử dung chi số da dang đánh giá 6 nhiém

nước ở mức trung bình van chưa đủ để tạo cơ sở dữ liệu

123 Phương pháp phán tích đa biến

Phương pháp phân tích đa biến là một trong những phương pháp giám sát sinh

học các thủy vực nước chảy đang được sử dụng phổ biến hiện nay Trong khi các chỉ

số sinh học và chỉ số đa dạng biểu diễn thông tin về các mẫu thu được bằng một giá

trị cụ thể nào đó, thì phương pháp phân tích đa biến số biểu diễn thông tin của các

mau qua số liệu thành phần các đơn vị phân loại trong mẫu, điều đó rất quan trong

vì có thể xác định được tác nhân làm thay đổi chất lượng nước nào tác động lên

quần xã DVKXS Phương pháp phân tích đa biến là phân tích số liệu theo kiểu ma

trận, với các loài là các dòng, các don vi mẫu (thường là điểm lấy mau) là các cột, và

mật độ (có thể là số liệu có mạt/không có mat) là những số liệu đầu vào

(Palmer, M.W., 1993) [63].

Phương pháp phân tích da biến sử dung cả số liệu về sự có mặt - vắng mat của

các họ DVKXS và các số liệu định lượng khác, qua đó cho thấy độ phong phú các

loài DVKXS bị ảnh hưởng lớn bởi các tác động của các yếu tố môi trường, số liệu

về sự có mặt - vắng mặt của một hoặc nhiều họ DVKXS nào đó không thể hiện được

rõ ràng mối liên quan này (Manly, B.F.J., 1986) [52].

Có nhiều phương pháp phân tích đa biến số đã được áp dụng ở các nước khác

nhau như phương pháp phân tích đa chiều được sử dụng ở Mỹ, phương pháp

AusRivAS (Australian River Assessment Scheme), phương pháp RIVPACS (River,Invertebrate Prediction And Classification System) và phương pháp BEAST (Benthic

Assesment of Sediment) được sử dung ở Uc, Anh va Canada (hinh 1.1)

(Reynoldson, T.B ef a/, 1995) [72].

Bên cạnh các phương pháp kể trên thì hiện nay ở Anh một số nhà khoa học còn

xây dựng một số các phương pháp phân tích khác như các phương pháp DECORANA (Detrended correspondence analysis) và phương pháp TWINSPAN

(Two-way indicator species analysis) được xây dung bởi Hill, M.O (Hill, M.O.,

1979a; 1979b) [43, 44]; và phương pháp CCA (Canonical Correspondence Analysis)

do Palmer xây dựng trên cơ sở phương pháp DECORANA đã được sửa chữa những

yếu điểm (Mustow, S.E., 1997) [59].

DECORANA là phương pháp phân tích sự khác nhau giữa các điểm nghiên

cứu một cách gián tiếp, trong đó sự thay đổi về môi trường không được nghiên cứu trực tiếp mà được phỏng đoán thông qua số liệu về thành phần loài (Hill, M.O., 1979a) [45] Khác với phương pháp DECORANA, phương pháp CCA là phương

pháp phân tích trực tiếp sự khác nhau giữa các điểm nghiên cứu, nhờ đó mà thành

phần các loài được liên kết trực tiếp và tức thì với các thông số môi trường biến đổikhác nhau Phương pháp CCA nhằm mục đích giải thích sự phản ứng tuyến tính của

các loài với những thay đổi khác nhau của môi trường (Palmer, M.W., 1993) [63]

Phan tich da chiéu Phan tich da bién

Thu thập số liệu về thành phần các nhóm DVKXS và đặc điểm về

sinh cảnh của các điểm nghiên cứu

Các điểm nghiên cứu được phân nhóm trên cơ sở

phương pháp thu mâu cho các thành phần loài

tương tự nhau

Trên cơ sở đặc BEAST AusRivAS/RIVPACS

điểm địa lý hoặc Trên cơ sở các tập Trên cơ sở tất cả các điểm

vật lý của các hợp con các điểm nghiên cứu nhưng chủ yếu

điểm nghiên cứu nghiên cứu mà có là các nhóm điểm có thể

khả năng cùng sử tạo thành một tập hợp

dụng mot biểu thức

toán cao

Trên cơ sở sự Trên cơ sở so sánh các

phân bố các số taxa của các điểm nghiên liệu đa chiều cứu với các nhóm điểm

tham khảo thông qua cấu

chờ ở các nhóm điểm

tham khảo

Hình 1.1: Sơ đồ phan tích theo phương pháp đa chiều và đa biến

(Nguồn trích dan: Reynoldson T B et al Biological guidelines for freshwater sediment

based on benthic Assessment of Sediment (the BEST) using multivariate approach for predicting biological state 1995) [72]

Phương pháp TWINSPAN thống kê các nhóm điểm nghiên cứu trong một hệ

thống cấp bậc trên cơ sở của thành phần các nhóm phân loại của chúng, trong khi các loài được phân loại cùng lúc trên cơ sở sự xuất hiện của chúng trong nhóm.

Phương pháp xác định các loài chỉ thị chỉ ra sự khác biệt lớn về tần xuất xuất hiện

các nhóm phân loại giữa các điểm nghiên cứu (Hill, M.O., 1979b) [46].

Tại miền tây xứ Wales, phương pháp TWINSPAN đã được áp dụng để đánh

song Ở nước thải 9 cá thể hơn 99 cá

có xuất hiện bên Heptagenids? thể nhiễm

trên/bên dưới các Oligochaeta?

(Nguon trích dẫn: Rutt G P., Pickerring T D and Reynolds N R M The impact of

live-stock farming on Welsh stream: the development and testing of a rapid biological method

for use in the assessment and control of orgarnic pollution for farms 1993) [74]

TWINSPAN đã được sử dụng để giám sát sinh học các dòng chảy của nước

Anh trên cơ sở khu hệ DVKXS của chúng Đã có 438 điểm nghiên cứu trên các

dòng chảy đó đã được thu mẫu bằng phương pháp thu mâu đạp nước sampling) sử dụng phương pháp TWINSPAN để phân tích số liệu Phương pháp này

(kick-là một phương pháp đơn giản và những người không chuyên về sinh học cũng có thể

sử dụng phương pháp này để xác định nhanh những điểm nguồn 6 nhiễm (Rutt,

G.P., et all, 1990) [74].

124 Những ưu điểm khi sử dung bậc phan loại cấp ho làm don vị chi thị đánh giá

chat luong nước

Hiện nay, trên thé giới hau hết các phương pháp sử dung DVKXS cỡ lớn đánh

giá chất lượng nước đều dùng bậc phân loại cấp họ như các phương pháp AusRivAS,

BEAST; các hệ thống điểm BBI, BMWP, FBI và một số các chỉ số tỷ lệ Một số các

kết quả nghiên cứu cho thấy khi dùng bậc phân loại cấp họ trong phương pháp sử

dụng DVKXS cỡ lớn đánh giá chất lượng nước có các ưu điểm sau (Environmetal

Agency, 1997; Mason, C.F., 1996; Mustow, S.E., 1997; National Water Council,

1981; Swanrat, P., 1996) [36, 54, 59, 60, 78] :

- Các khoá định loại mau DVKXS đến tên ho dé sử dung, do đó định loại đến

tên họ không nhất thiết cần các chuyên gia về phân loại học, vì vậy ứng dụng

trong các hệ thống quan trắc sẽ đơn giản

- Hiện nay, hầu hết các thủy vực bị ô nhiễm đều ở dạng ô nhiễm các chất hữu

cơ, mà phản ứng đối với ô nhiễm hữu cơ của các loài trong cùng một họ

thường tương tự nhau Phản ứng của các loài khác nhau trong cùng một họ chỉ

có ý nghĩa đối với các dạng ô nhiễm các chất độc như kim loại nặng, pH.

- = Vùng phân bố rộng địa lý cũng như vùng phân bố sinh thái của họ rộng hon

loài do đó khi sử dụng họ để thiết lập chỉ số sinh học sẽ có khả năng ứng dụng

rộng rãi trong cả một quốc gia, thậm chí cả ở các quốc gia khác nhau cũng có

thể sử dụng chung.

1.3 NHŨNG NGHIÊN CỨU SỬ DỤNG ĐỘNG VAT KHÔNG XƯƠNG SONG CO

LỚN ĐÁNH GIÁ CHẤT LƯỢNG NƯỚC Ở CHÂU Á VÀ VIỆT NAM

1.3.1 Những nghiên cứu ở Chau A

Hiện nay, ở châu Á những nghiên cứu về thành phần và phân bố của các nhóm

PVKXS ở các thủy vực đã có nhiều, nhưng những nghiên cứu về sử dụng DVKXS

cỡ lớn để đánh giá chất lượng nước còn chưa đáng kể.

Năm 1978, Rao, S.V.R và cộng sự (1978) trong điều tra về hiện trạng ô nhiễm

của dòng sông Khan, Ấn Độ đã thấy rằng có thể sử dụng tỷ lệ phần trăm số lượng

Giun ít tơ so với tổng số lượng cá thé DVKXS cỡ lớn sống đáy để đánh giá chất lượng nước Trong kết quả nghiên cứu đó tác giả thấy rang khi tỷ lệ số lượng cá thể

Giun ít tơ lớn hơn 80% thì chất lượng môi trường nước của thủy vực đó là ô nhiễm

hữu cơ nặng hoặc bị 6 nhiễm bởi nước thải công nghiệp (Rao, S.V.R et a/, 1978)

[7L].

Trong một số năm gần đây Qi, S (1985, 1987, 1991) đã sử dụng DVKXS cỡ

lớn sống đáy để đáng giá chất lượng nước các thủy vực thuộc châu thổ sông Châu

Giang, Trung Quốc Nghiên cứu cho thấy các nhóm Giun ít tơ, Giun nhiều tơ và

loài Thân mềm Corbicula fluminea (thuộc họ Corbiculidae) là những nhóm có số

lượng lớn ở vùng này Trong nghiên cứu này tác giả đã sử dụng chỉ số BPI

(Biological Pollution Index) để phân tích cấu trúc quần xã DVKXS sống đáy, và

chia chất lượng môi trường nước thành 4 mức khác nhau Chỉ số BPI được tính như sau: BPI = log(N, + 2)/log(N, + 2) + log(N; + 2), trong đó N,, N3, N; là mật độ

tương ứng của Giun ít tơ, Giun nhiều tơ va Corbicula fluminea Đông thời với việc

sử dụng chỉ số BPI, thì tác giả cũng dùng phương pháp phân tích tương quan và thấyrằng hàm lượng ôxy hòa tan và chỉ số BOD; có mối tương quan gần với chỉ số BPI

(Qi, S., 1991) [70] Cũng ở Trung Quốc, năm 1991 Lianfang, Y va cộng sự (1991)

đã sử dụng chỉ số FMI (Family Monitoring Index) để hệ thống chất lượng môi

trường nước sông Jiu-Hua (Lianfang, Y er a/, 1991) [51].

Ở Indonesia, Kristyanto, A.I.A và Kusjantono, H (1991) đã tiến hành nghiên cứu sử dụng chỉ số BBI (Belgian Biotic Index) để đánh giá chất lượng nước sông Ledok Kết quả nghiên cứu cho thấy giữa chỉ số BBI và các thông số hóa học có mối

tương quan với nhau (Kristyanto, A.I.A and Kusjantono, H., 1991) [SO].

Nam 1994, De Zwart, D va Trivedi, R.C (1994) trong nghiên cứu sử dung hệ

thống điểm BMWP để quan trac một số dòng sông của Ấn Độ Sau nghiên cứu này

các tác giả đã sửa đổi lại hệ thống điểm BMWP cho phù hợp với những đặc điểm sinh thái và thành phần hệ DVKXS của Ấn Độ như sau (De Zwart, D and Trivedi,

R.C., 1994) [32]:

- Những họ có trong hệ thống điểm BMWP Ấn Độ mà không có trong hệ

thống điểm BMWP Anh: Syrphidae (2); Culicidae (5); Blepharoceridae (5);

Psephenidae (5); Noteridae (5); Belostomatidae (5); Hebridae (5); Veliidae (5); Nereidae (6); Nephthyidae (6); Palaemonidae (6); Atyidae (6); Thiaridae (6); Bithynidae (6) va Platycnemididae (8).

- Nhiing họ có trong hệ thống điểm BMWP Anh mà khong có trong hệ thống

điểm BMWP Ấn Độ: Valvatidae (3); Physidae (3); Clambidae (5);

Corophidae (6); Astacidae (8); Phryganeidae (10); Molannidae (10); Beraeidae (10), Odontoceridae (10); Chloroperlidae (10) va Taeniopterygidae (10).

- Một số ho được sửa chữa điểm như sau (điểm gốc -> điểm mới):

Duggessidae (5 — 4); Agriidae (8 — 6); Hydrobiidae (3 — 6) và Platycneminidae (6 —> 8).

Trong nghiên cứu áp dụng phương pháp RBP II (Rapid Bioassessment Protocols) được xây dựng bởi Cục Bảo vệ Môi trường My (US Environmental

Protection Agency) để đánh giá chất lượng nước một số dòng chảy vùng bác TháiLan, Suwanrat, P (1996) đã nhận định rằng các chỉ số: Độ phong phú các taxa, FBI.

số lượng EPT (Ephemeroptera, Plecoptera, Trichoptera) / Chironomidae, tỷ lệ % các

ho trong quần xã đều có hiệu qua khi áp dung cho Thai Lan (Suwanrat, P., 1996)

[78].

Với nghiên cứu về DVKXS cỡ lớn và chất lượng môi trường nước một số sông

vùng bắc Thái Lan từ năm 1990 đến năm 1993, Stephen Eric Mustow đã áp dung

một số phương pháp như hệ thống điểm BMWP và chỉ số ASPT; chỉ số đa dạng

Shannon (H’); phương pháp phân tích đa biến số Kết quả nghiên cứu cho thấy các

phương pháp đó đều phù hợp sử dụng ở Thái Lan Tuy vậy hệ thống điểm BMWP

cần có những sửa đổi để phù hợp với điều kiện sinh thái của Thái Lan Tác giả đã có

những sửa đổi như sau (Mustow, S.E., 1997) [59]:

- - Những ho có trong hệ thống điểm BMWP Thái Lan mà không có trong hệ

thống điểm BMWP Anh: Palaemonidae (8); Atyidae (8); Chlorocyphidae

(6); Macromidae (6); Psephenidae (5); Corydalidae (4); Thiaridae (3): Corbiculidae (3); Parathelphusidae (3) va Protoneuridae (3).

- Nhiing ho có trong hệ thống điểm BMWP Anh mà không có trong hệ thống

điểm BMWP Thái Lan: Taeniopterygidae (10); Capniidae (10);

Chloroperlidae (10); Beraeidae (10); Brachtcentridae (10);

Sericostomatidae (10); Astacidae (8); Corophiidae (6); Gammaridae (6);

Dendrocoelidae (5); Valvatidae (3); Physidae (3) va Asellidae (3).

- Mot số họ được sửa chữa điểm như sau (điểm gốc > điểm mới):

Siphlonuridae (10 —> 4); Lestidae (8 —> 6); Agriidae (8 —> 6); Gomphidae ((8 — 6); Cordulegastridae (8 —> 6); Aeshnidae (8 —> 6); Corduliidae (8 > 6); Libellulidae (8 — 6).

1.3.2 Nhitng nghiên cứu ở Việt Nam

O Việt Nam, từ những năm 1960 đã có nhiều nghiên cứu quan tâm đến su tác

động của sự nhiễm bẩn của các thủy vực lên sự thay đổi thành phần loài và số lượng

cá thể của từng loài động vật Như nghiên cứu về hồ Tay của Dang Ngọc Thanh

(1980) cho thấy ở cửa cống nước thải bùn đen thối, sinh vật đáy không phát triển

được; số lượng động vật nổi cao và chủ yếu là trùng bánh xe (Đặng Ngọc Thanh,1980) [13].

Theo kết quả nghiên cứu về sông Tô Lịch của Nguyễn Xuân Quynh (1985) cho

thấy: đoạn sông từ Bưởi đến Nghĩa Đô nhận nước thai của các nhà máy da, giấy

Thuy Khê, mỳ Nghĩa Do làm cho đoạn sông này bị nhiém ban nặng, thành phan loài

và số lượng động vật nổi thấp (14 loài), động vật đáy không gặp Đoạn từ Cầu Giấy

đến Kim Giang do điều kiện môi trường nước tốt hơn nên số lượng loài tăng lên, đã

gặp từ 17-24 loài, 4 loài động vật đáy (2 loài Giun ít tơ và 2 loài ấu trùng

Chironomidae) Đoạn từ nhà máy sơn Tổng Hợp đến Cầu Biêu do nhận nước thải

của các nhà máy son, pin và phân lân Văn Điển nên số lượng DVKXS lại giảm

xuống Cũng theo nghiên cứu của Nguyễn Xuân Quynh về DVKXS trong các thủy

vực có nước thải vùng Hà Nội cho thấy nước càng bị ô nhiễm thành phần và số

lượng các loài DVKXS càng giảm (Nguyễn Xuan Quynh, 1985) [8].

Trong nghiên cứu về DVKXS trong các thủy vực có nước thai vùng Hà Nội từ

năm 1981 đến 1990, Nguyễn Xuân Quynh (1995) đã đề xuất một hệ thống phân loại

độ nhiễm bẩn các thủy vực có nước thải ở Hà Nội (bảng 1.5) dựa trên một số chỉ tiêu

lý hóa học, quy định sự có mặt hay vắng mặt của một số loài hay nhóm loài

PVKXS, được coi như sinh vật chỉ thị, quy định sự phát triển về số lượng và khối

lượng của chúng ở những mức độ khác nhau Từ những kết quả thu được, tác giả đãnhận định rằng (Nguyễn Xuân Quynh, 1995) [9]:

- ĐVKXS (thông qua các giá trị về sinh vật lượng, sự khác nhau về tính đa

dạng, mức độ phong phú về thành phần loài ) chỉ thị tốt cho mức độ 6nhiễm các thủy vực trong mối tương quan nghịch

- Mức độ nhiễm bẩn của các thủy vực tăng lên, các giá trị ve BOD;, COD

tăng, hàm lượng Oxy hòa tan giảm xuống, đồng thời thành phan loài và số lượng DVKXS cũng giảm theo.

- _ Ở thủy vực bẩn ít, hàm lượng oxy hòa tan cao, BOD;, COD ở mức độ còn

thấp, thủy vực ở trong tình trạng giàu dinh dưỡng vừa phải, tạo điều kiện

cho DVKXS phát triển tốt nhất, đặc biệt là sinh vật lượng.

- _ Ở các thủy vực bị nhiễm bẩn nang, trong thành phần động vật nổi Rotatoria

bao giờ cũng chiếm ưu thế so với giáp xác nổi Copepoda và Cladocera.

Giáp xác nổi giảm sút nhiều ở thủy vực bẩn vừa loại œ và hau như mất han

ở thủy vực rất bẩn Trong thành phần động vat đáy, ấu trùng Chironomidae

chiếm ưu thế so với Oligochacta ở thủy vực ít bẩn Ở thủy vực bẩn vừa

Oligocheta và Chironomidae thay phiên nhau giữ vai trò ưu thế Nhưng ở

thủy vực bẩn loại œ, Oligochaeta luôn luôn chiếm ưu thế, còn ở thủy vực rất

bẩn đã không còn gặp ấu trùng Chironomidae và Mollusca.

Bảng 1.5: Các chỉ tiêu hóa học và sinh học (Động vật không xương sống)

xác định mức độ ô nhiêm các thủy vực vùng Hà Nội

Ban vừa loại B Ban vừa loại œ Rat ban

(Oligosaprobe) (B _ (œ Mesosaprobe) | (Polysaprobe)

25 - 50 >50

Phong phú về

thành phan loài va

số lượng

về thành phần loài và và số lượng giảm | thành phần loài

số lượng nhất là Co và Cl | và số lượng |

| Zooplankton R < Co + Cl R > Co +Cl R > Co +Cl Chỉ có R.

(Nguồn trích dan: Nguyễn Xuân Quynh Nghiên cứu về PVKXS trong các thủy vực

có nước thải vùng Hà Nội Luận án Tiến s7, 1995) [9]

Từ năm 1998 đến năm 2000, với sự tài trợ của Quỹ Darwin của chính phủ Anh,

Hội nghiên cứu thực địa (Field Studies Council) và Viện Sinh thái nước ngọt

(Institute of Freshwater Ecology) nước Anh đã hợp tác cùng với Khoa Sinh hoc,

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên (Đại học Quốc gia Hà Nội) và Cục Môi trường (Bộ Khoa học Công nghệ và Môi trường) Việt Nam thực hiện dự án “Bảo tồn đa

dang sinh học thông qua việc sử dụng DVKXS cỡ lớn làm sinh vật chỉ thị quan trắc

và đánh giá chất lượng nước ở Việt Nam” Kết quả của dự án là đã xây dựng dược

một quy trình quan trác, đánh giá chất lượng nước ngọt ở Việt Nam thông qua sinh

vật chỉ thị là DVKXS cỡ lớn và nghiên cứu thử nghiệm, sửa đổi hệ thống điểm

BMWP và ASPT cho phù hợp với điều kiện tự nhiên và khu hệ DVKXS cỡ lớn ở

Việt Nam (Nguyễn Xuân Quynh, 2001) [10]

Trên cơ sở hệ thống điểm BMWP của Anh và hệ thống điểm BMWP đã được

điều chỉnh của Thái Lan (Mustow, S.E 1997), dựa vào thành phần DVKXS cỡ lớn

đã gặp và mối liên quan của nó với đặc điểm thủy lý hóa học của mỗi điểm nghiêncứu ở Việt Nam, Nguyễn Xuân Quynh và cộng sự đã bước đầu đề xuất một hệ thống

điểm BMWP đã điều chỉnh cho Việt Nam (bang 1.6) Từ kết quả nghiên cứu đó các

tác giả đã đề xuất cần phải có thêm nhiều hơn nữa các nghiên cứu về sự phân bố vàkhả năng chống chịu của các họ DVKXS cỡ lớn ở các thủy vực nước ngọt để làm cơ

sở dit liệu, từ đó hoàn thiện hơn hệ thống điểm BMWP cho Việt Nam (Nguyễn Xuân

Quýnh và cộng sự, 2001) [10].

Trong nghiên cứu sử dụng DVKXS cỡ lớn đánh giá chất lượng nước khu vực thành phố Đà Lạt, suối Dac Ta Dun và sông Da Nhim, Hoang Thị Hòa (2000) đã sử

dụng cả 2 hệ thống điểm BMWP của Anh và BMWP áp dụng cho Việt Nam Tác giả

đã đưa ra kết luận: Phương pháp sử dụng DVKXS cỡ lớn đánh giá chất lượng nước

là một phương pháp có nhiều ưu điểm Chỉ số ASPT được tính theo hệ thống điểm

BMWP áp dụng cho Việt Nam sát thực hơn so với hệ thống điểm BMWP của Anh.

Vì một số điểm nghiên cứu được xếp ở mức bẩn ít (Oligosaprobe) theo hệ thống

điểm BMWP của Anh và được xếp ở mức bẩn vừa (Mesosaprobe) theo hệ thống

điểm BMWP cho Việt Nam, dựa vào các dân liệu thủy lý hóa và những quan sát trực

tiếp thì các điểm nay ở mức ban vừa như đánh giá theo hệ thống điểm BMWP áp

(TRICHOPTERA) Phryganeidae, Molannidae, Odontoceridae/ Branchycentridae,

Leptoceridae, Goeridae, Lepidostomatidae

| (CRUSTACEA) Potamidae 8

(TRICHOPTERA) Psychomyiidae, Philopotamidae

(EPHEMEROPTERA) Caenidae

(PLECOPTERA) Nemouridae

(TRICHOPTERA) Rhyacophilidae, Polycentropodidae, Limnephilidae

(GASTROPODA) Neritidae, Ancylidae

(ODONATA) Platycnemidae, Lestidae, Gomphidae, Cordulegastridae,

Aeshnidae, Calopterigigae, Chlorocyphidae, Macromidae

(TRICHOPTERA) Hydroptilidae

(HEMIPTERA) Veliidae, Mesovelidae, Hydrometridae, Gerridae, Nepidae, Naucoridae,

Notonectidae, Belostomatidae, Hebridae, Pleidae, Corixidae

| (TRICHOPTERA) Hydropsychidae

(COLEOPTERA) Haliplidae, Dytiscidae, Gyrinidae, Hydraenidae,

Hydrophilidae, Hygrobiidae, Helodidae, Dryopidae, Elminthidae, Chrysomelidae,

Curculionidae, Psephenidae, Ptilodactylidae

(DIPTERA) Simuliidae, Tipulidae

(BIVALVIA) Mytilidae

(PLAT YHELMINTHES) Planariidae

(HIRUDINEA) Piscicolidae

(EPHEMEROPTERA) Baetidae/Siphlonuridae

(MEGALOPTERA) Sialidae, Corydalidae

(ODONATA) Coenagrionidae, Corduliidae, Libellulidae

(GASTROPODA) Pilidae, Viviparidae

(BIVALVIA) Unionidae, Amblemidae

(DIPTERA) Ephydridae, Stratiomyidae, Blepharoceridae

| (HIRUDINEA) Glossiphonidae, Hirudidae, Erpobdellidae

(GASTROPODA) Bithynidae, Lymnaidae, Planorbidae, Thiaridae, Littorinidae

(BIVALVIA) Corbiculidae, Pisidiidae

(CRUSTACEA) Parathelphusidae, Atyidae, Palaemonidae

| (QDONATA) Protoneuridae

| (DIPTERA) Chironomidae 2

| (OLIGOCHAETA) tất cả các họ trong lớpnày | 1

(Nguồn trích dân: Nguyen Xuan Quynh, Mai Dinh Yen, Clive Pinder and Steve Tilling.

Biologycal surveillanceoff freshwater, using macroinvertebrates, 2000 ) [6T |

10

mn

CHƯƠNG 2: THỜI GIAN, DIA DIEM VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

2.1 THOI GIAN, DIA DIEM NGHIÊN CUU

- Luan án được tổng kết những số liệu đã thu từ tháng 6 năm 1998 đến tháng 3

nam 2001 tại các thủy vực suối Tam Dao, song Vực Thuyền, song Cau Tôn và

một phần sông Cà Lồ nằm trên địa phận tỉnh Vĩnh Phúc.

- — Thời gian thu mâu: thu mau vào các tháng 3, thang 6, tháng 9 và tháng 12

trong năm.

- Các điểm thu mau cụ thể được thể hiện qua hình 2.1.

2.2 PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CÚU

2.2.1 Phương pháp thu tháp mau vat ngoài tự nhiên

Mẫu nước và mau DVKXS được lấy đông thời Thong thường mau nước sẽ

được lấy trước để tránh những ảnh hưởng chủ quan do quá trình lấy mau DVKXS

đem lại.

2.2.1.1 Phương pháp thu mầu nước (theo Lê Trinh, 1997) [17]

- Mau nước được lấy cach mat nước khoảng từ 30cm đến 50cm tùy mức dé nông

sâu của từng thủy vực, hướng dụng cụ lấy mẫu về hướng dòng nước chảy đến.

- Dung cu lấy mâu là lọ nhựa hoặc thủy tinh

2.2.1.2 Phương pháp thu mau PVKXS cỡ lớn

“ Dụng cu lấy mau (hình 2.1):

- Vot cao: có khung vuông với một cạnh là 257mm, túi lưới sâu ít nhất

250mm, kích thước mắt lưới 1000um

- Lưới vét: Lưới có khung hình chữ nhật với kích thước 450 x 200mm, túi

lưới sâu 60cm, kích thước mat lưới 10001im Túi lưới có một túi bảo vệ bên

ngoài hở một đầu được làm bằng chất liệu bền hơn Mot dây kéo được gan vào khung.

® _ Cách thức thu mẫu:

- — Thời gian lấy mẫu: 3 phút cho một lần lấy mẫu tại một điểm cộng | phút

cho thao tác tìm kiếm Thu nhặt toàn bộ mau vật bát được.

Cách thức lấy mau:

+ Đối với suối và sông có mực nước nông: thì lấy mau bang 2 hình thức là

lấy mẫu đạp nước đối với những nơi nước nông và bằng phẳng, lấy mẫu quét

đối với những vị trí có thực vật che phủ và nơi nước sâu Thời gian cho cả 2

thao tác này là 3 phút

+ Tại những dòng sông lớn thì sử dụng lưới vét thay cho đạp nước với Š lần

kéo lưới vét: 3 lần từ giữa dòng vào bờ và 2 lần song song với bờ Thời gian

là 3 phút

* Phan bố thời gian lấy mẫu: Trước khi lấy mau can phải quan sát xem tại vi trí

lấy mẫu có bao nhiêu dạng sinh cảnh và mỗi dạng sinh cảnh chiếm cứ bao nhiêu

% không gian toàn bộ điểm lấy mẫu, để từ đó có thể phân chia thời gian lấy mẫu

cho mỗi dang sinh cảnh một cách hợp lý Ví dụ: