Nghiên cứu sự phân bố và chu chuyển của asen trong các thành phần chính của hệ sinh thái hồ tây, hà nội

Do đó, đề tài “Nghiên cứu sự phân bố và chu chuyển của Asen trong các thành phần chính của hệ sinh thái hồ Tây, Hà Nội” được thực hiện với các mục tiêu: - Đánh giá hiện trạng chất lượng

TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN

-

    

Bùi Thị Hoa

   

NGHIÊN CỨU SỰ PHÂN BỐ VÀ CHU CHUYỂN CỦA ASEN TRONG CÁC THÀNH PHẦN CHÍNH

CỦA HỆ SINH THÁI HỒ TÂY, HÀ NỘI

     

LUẬN ÁN TIẾN SĨ SINH HỌC

 

Hà Nội - 2017

TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN

-

    

Bùi Thị Hoa

   

NGHIÊN CỨU SỰ PHÂN BỐ VÀ CHU CHUYỂN CỦA ASEN TRONG CÁC THÀNH PHẦN CHÍNH

CỦA HỆ SINH THÁI HỒ TÂY, HÀ NỘI

 

Chuyên ngành: Sinh thái học

Mã số: 62420120

   

LUẬN ÁN TIẾN SĨ SINH HỌC

    

Hà Nội - 2017

LỜI CAM ĐOAN

Tôi xin cam đoan đây là công trình nghiên cứu khoa học của tôi. Các số liệu, kết quả nêu trong luận án là trung thực và chưa được ai công bố trong bất kỳ công trình nào khác. 

Nghiên cứu sinh

Bùi Thị Hoa

Để hoàn thành luận án này tôi cũng nhận được sự giúp đỡ của Xí nghiệp Môi trường  hồ  Tây;  Công  ty  khai  thác  cá  hồ  Tây;  Công  ty  TNHH  một  thành  viên  hồ Tây; Viện Công nghệ Môi trường - Trường Đại học Bách Khoa Hà Nội; Khoa Hóa học, Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQG Hà Nội; TS. Cung Thượng Chí - Viện  Địa  chất  -  Viện  Hàn  lâm  Khoa  học  Việt  Nam,  TS.  Ngô  Thị  Thúy  Hường  - Viện Khoa học Địa chất và Khoáng sản - Bộ Tài nguyên Môi trường, TS. Nguyễn Trọng Hiếu - Khoa Toán - Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, ĐHQG Hà Nội, đã tạo điều kiện và giúp đỡ tôi trong quá trình thu mẫu, phân tích mẫu, xử lý số liệu và thực hiện nghiên cứu.  

Cảm ơn gia đình, bạn bè và đồng nghiệp đã động viên và giúp đỡ cả về vật chất và tinh thần để tôi có thể hoàn thành được luận án này. 

Nghiên cứu sinh 

MỤC LỤC

MỤC LỤC………   1 

DANH MỤC CÁC KÝ HIỆU VÀ CHỮ VIẾT TẮT……….  4 

DANH MỤC BẢNG………   5 

DANH MỤC HÌNH………  7 

MỞ ĐẦU……….  9 

CHƯƠNG I. TỔNG QUAN TÀI LIỆU………   12 

1.1. Tổng quan về Asen………… ………… ………… …………   12 

1.1.1 Sự phân bố và chu chuyển của As trong tự nhiên………   13 

1.1.1.1 Sự phân bố của As trong tự nhiên……….  13 

1.1.1.2 Sự chu chuyển của As trong tự nhiên………  14 

1.1.2 Ảnh hưởng của As đến sức khỏe của con người và sinh vật……….  20 

1.1.2.1 Ảnh hưởng của As đến sức khỏe con người………   20 

1.1.2.2 Ảnh hưởng của As đối với sinh vật………  21 

1.2 Thực trạng ô nhiễm As và các nghiên cứu về As ở Việt Nam.………  23 

1.2.1 Thực trạng ô nhiễm As ở Việt Nam………   23 

1.2.2 Các nghiên cứu As ở Việt Nam……….  24 

1.3  Mô hình toán trong nghiên cứu về hệ sinh thái ………  28 

1.3.1 Ứng dụng mô hình toán trong các nghiên cứu về hệ sinh thái thủy vực  28  1.3.2. Tổng quan về phần mềm Stella………   33 

1.4. Tổng quan về hồ Tây, Hà Nội.………  34 

1.4.1. Điều kiện tự nhiên………   35 

1.4.2. Đặc điểm kinh tế xã hội khu vực quanh hồ Tây……… …………  36 

1.4.3. Đa dạng sinh học hồ Tây ………   37 

1.4.4. Các nghiên cứu về As và kim loại nặng ở hồ Tây….……….  40 

CHƯƠNG II. ĐỐI TƯỢNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU…………   42 

2.1.  Đối tượng và thời gian nghiên cứu……… ……  42 

2.1.1.  Đối tượng nghiên cứu………  42 

2.1.2. Địa điểm và thời gian nghiên cứu………   43 

2.2.  Phương pháp nghiên cứu……….  44 

2.2.1 Phương pháp thu và phân tích mẫu………  44 

2.2.1.1 Phương pháp thu thập mẫu vật ngoài thực địa……… 44 

2.2.1.2 Phương pháp phân tích mẫu trong phòng thí nghiệm……… 46 

2.2.2 Phương pháp kế thừa…….……… 48 

       2.2.3. Phương pháp tính toán sinh khối các nhóm sinh vật ở hồ…………   49 

       2.2.4. Phương pháp tính toán hệ số tích tụ sinh học (BCF).………   50 

       2.2.5. Phương pháp đánh giá rủi ro gây ung thư ……… 51 

       2.2.6. Phương pháp toán học và mô hình hóa………   52 

2.2.7. Phương pháp xử lý số liệu………   59 

CHƯƠNG III. KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN……… 60 

3.1. Hiện trạng chất lượng môi trường nước hồ Tây, Hà Nội……… 60 

3.1.1 Đặc tính thủy lý của nước………   60 

3.1.2 Đặc tính hóa học của nước……… 61 

3.2. Asen trong các thành phần của hệ sinh thái hồ Tây, Hà Nội và hệ số tích  tụ sinh học Asen ở một số nhóm sinh vật ……… 

  67  3.2.1. Nồng độ As trong nước………   67 

3.2.2. Hàm lượng As tổng số trong trầm tích hồ Tây………   70 

3.2.3. Hàm lượng As tổng số trong thực vật nổi……… ………   73 

3.2.4. Hàm lượng As tổng số trong động vật nổi……….……….  74 

3.2.5. Hàm lượng As tổng số trong một số loài cá ở hồ Tây, Hà Nội……   77 

 3.2.5.1 Hàm lượng As tổng số trong một số loài cá………    77 

3.2.5.2 Hàm lượng As tổng số trong các loại mô của các loài cá……  78 

3.2.6. Hàm lượng As tổng số trong một số loài động vật đáy (ĐVĐ) …….  81 

3.2.7. Sự tích tụ sinh học As trong các sinh vật ở hồ Tây.………  84 

3.3.  Rủi ro gây ung thư của As từ cá tới sức khoẻ cộng đồng………  86 

3.4. Xây dựng mô hình chu chuyển của As trong hệ sinh thái hồ Tây………   89 

      3.4.1. Xác định các thông số xây dựng mô hình………… 89 

      3.4.2. Kết quả mô phỏng ………   114 

3.4.2.1 Sự biến động sinh khối của các thành phần……… 114 

3.4.2.2 Sự biến động hàm lượng As trong các thành phần……… 120 

3.5. Kiểm chứng kết quả chạy mô hình……… 129 

KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ………   133 

Kết luận………   133 

Kiến nghị……….  135 

DANH  MỤC  CÔNG  TRÌNH  KHOA  HỌC  CỦA  TÁC  GIẢ  LIÊN  QUAN  ĐẾN LUẬN ÁN………  

  136  TÀI LIỆU THAM KHẢO………   137 

PHỤ LỤC………    

DANH MỤC CÁC KÝ HIỆU VÀ CHỮ VIẾT TẮT

cảm ứng) ILEC   International Lake Environment Committee (Ủy ban môi trường 

hồ Quốc tế) IRIS   Integrated Risk Information System (Hệ thống tích hợp thông tin 

rủi ro)  MMA  Monomethylarsonic acid (Mô-nô-mê-tyl-asenic axit) 

Bảng 2.1.  Địa điểm và tọa độ các điểm thu mẫu   44 Bảng 2.2.  Các thành phần chính của hệ sinh thái hồ Tây   53 Bảng 2.3.  Ma trận thể hiện mối quan hệ giữa các thành phần chính trong hệ 

sinh thái hồ Tây  

 

54 Bảng 3.1.  Thông  số  thủy  lý  hóa  tại  các  khu  vực nghiên cứu  vào  mùa  mưa 

(giai đoạn 2011 - 2014)………  

 

62 Bảng 3.2.  Thông  số  thủy  lý  hóa  tại  các  khu  vực  nghiên  cứu  vào  mùa  khô 

(giai đoạn 2011 - 2014)  

 

63 Bảng 3.3.  Nồng  độ  trung  bình  As  hòa  tan  trong  nước  tại  các  điểm  nghiên 

cứu (giai đoạn 2011 - 2014)………. 

 

67 Bảng 3.4.  Hàm  lượng  As  tổng  số  trung  bình  trong  nước  hồ  Tây,  Hà  Nội 

(giai đoạn 2011 - 2014)   

 

69 Bảng 3.5.  Hàm  lượng  As  tổng  số  trung  bình  trong  trầm  tích  hồ  Tây  (giai 

đoạn 2011 - 2014)  

 

71 Bảng 3.6.  Hàm  lượng  As  tổng  số  trung  bình  trong  thực  vật  nổi  ở  hồ  Tây 

(giai đoạn 2011 - 2014)   

 

73 Bảng 3.7.  Hàm  lượng As  tổng  số  trung bình  trong  động vật  nổi  (giai  đoạn 

2011 - 2014)   

 

75 Bảng 3.8.  Hàm lượng As tổng số trung bình trong một số loài cá ở hồ Tây, 

Hà Nội (giai đoạn 2011 - 2014)   

 

77 Bảng 3.9.  Hàm lượng As tổng số trung bình trong mô của một số loài cá ở 

hồ Tây, Hà Nội (giai đoạn 2011 - 2014)………  

 

80 Bảng 3.10.  Hàm lượng As tổng số trung bình trong ĐVĐ ở hồ Tây, Hà Nội 

(giai đoạn 2011 - 2014)   

 

81 

Bảng 3.11.  Hàm lượng As tổng số trong ĐVĐ tại các điểm thu nghiên cứu   82 Bảng 3.12.  Hệ số tích tụ sinh học As trong các thành phần của hệ sinh thái hồ 

Tây, Hà Nội………  

 

85 Bảng 3.13  Rủi ro gây ung thư của As trong mô cơ thịt của một số loài cá ở 

hồ Tây, Hà Nội……….………  

 

  88 Bảng 3.14.  Các thông số trong mô hình chu chuyển của As trong nước……   91 Bảng 3.15.  Các thông số trong mô hình chu chuyển của As trong TVN……   94 Bảng 3.16.  Các thông số trong mô hình chu chuyển của As trong ĐVN……   97 Bảng 3.17.  Các thông số trong mô hình chu chuyển của As trong cá mè…….  100 Bảng 3.18.  Các thông số trong mô hình chu chuyển của As trong cá chép…   103 Bảng 3.19.  Các thông số trong mô hình chu chuyển của As trong cá rô phi….  105 Bảng 3.20.  Các thông số trong mô hình chu chuyển của As trong cá trôi…….  108 Bảng 3.21.  Các thông số trong mô hình chu chuyển của As trong ĐVĐ……   110 Bảng 3.22.  Các thông số trong mô hình chu chuyển của As trong trầm tích….  113 

Bảng 3.23.   Hàm  lượng As  trong  các  thành  phần  theo  thời  gian (kết  quả  mô 

phỏng và thực tế)………

 

129 Bảng 3.24.  Kết  quả  mô  phỏng  dự  báo  hàm  lượng  As  trong  các  thành  phần 

của hệ sinh thái hồ Tây ………  

 

130 Bảng 3.25  So sánh kết quả mô phỏng và kết quả thực tế (năm 2016)……….  131 

DANH MỤC HÌNH

Hình 1.1.  Chu trình As trong tự nhiên………   15 Hình 1.2.  As và các phản ứng của As trong các hệ sinh thái hồ…………   17 Hình 1.3.  Sự chuyển hoá As vô cơ thành As hữu cơ nhờ quá trình methyl 

hóa……… 

 

18 Hình 1.4.  Giản đồ thể hiện các bước xây dựng mô hình ………  30 Hình 1.5.  Nguyên tắc mô hình hoá nồng độ một chất độc ở một bậc dinh 

dưỡng……… 

 

31 Hình 2.1.  Hình ảnh hồ Tây, sơ đồ vị trí các điểm thu mẫu………   43 Hình 2.2.  Chu trình vật chất trong hệ sinh thái hồ cá.……….  52 Hình 3.1.  Nồng độ As hoà tan trong nước tại các điểm nghiên cứu……….  68 Hình 3.2.  Nồng độ As tổng số trong nước hồ Tây, Hà Nội………   70 Hình 3.3.  Hàm lượng As tổng số trung bình trong trầm tích của các điểm 

nghiên cứu……….……… 

 

72 Hình 3.4.  Hàm  lượng  As  tổng  số  trung  bình  trong  TVN  tại  các  điểm 

nghiên cứu……….……… 

 

74 Hình 3.6.  Hàm lượng As tổng số trung bình trong một số loài cá ở hồ Tây, 

Hà Nội…….………….……….…………  

 

77 Hình 3.7.  Hàm lượng As tổng số trong các mô của một số loài cá ở hồ Tây  79 Hình 3.8.  Sự  tương  quan  giữa  hàm  lượng  As  tổng  số  trong  trai  sông  với 

hàm lượng As tổng số trong trầm tích ở hồ Tây, Hà Nội………  

 

83 Hình 3.9.  Hàm lượng As tổng số giữa các nhóm sinh vật ở hồ Tây, Hà Nội  83 Hình 3.10.  Sơ đồ mô phỏng sự chu chuyển của As trong nước hồ………….  90 Hình 3.11  Sơ đồ mô phỏng sự biến động sinh khối thực vật nổi ………….  92 Hình 3.12.  Sơ đồ mô phỏng sự chu chuyển của As trong thực vật nổi……   93 Hình 3.13.  Sơ đồ mô phỏng sự biến động sinh khối động vật nổi………   95 Hình 3.14.  Sơ đồ mô phỏng sự chu chuyển As trong động vật nổi………….  96 Hình 3.15.  Sơ đồ mô phỏng sự biến động sinh khối của cá mè trắng……….  98 Hình 3.16.  Sơ đồ mô phỏng sự chu chuyển của As trong cá mè trắng …   99 

Hình 3.17.  Sơ đồ mô phỏng sự biến động sinh khối cá chép ………  101 

Hình 3.18.  Sơ đồ mô phỏng sự chu chuyển của As trong cá chép…………   102 

Hình 3.19.  Sơ đồ mô phỏng sự biến động sinh khối cá rô phi………  103 

Hình 3.20.  Sơ đồ mô phỏng sự chu chuyển của As ở cá rô phi………   104 

Hình 3.21.  Sơ đồ mô phỏng sự biến động sinh khối cá trôi………   106 

Hình 3.22.  Sơ đồ mô phỏng sự chu chuyển của As trong cá trôi………  107 

Hình 3.23.  Sơ đồ mô phỏng sự biến động sinh khối động vật đáy…………   108 

Hình 3.24.  Sơ đồ mô phỏng sự chu chuyển của As trong động vật đáy…….  109 

Hình 3.25.  Sơ đồ mô phỏng sự biến động của mùn bã hữu cơ………   111 

Hình 3.26.  Sơ đồ mô phỏng sự chu chuyển của As trong trầm tích………   112 

Hình 3.27.  Kết quả mô phỏng sự biến động sinh khối của TVN, ĐVN, ĐVĐ  và mùn bã trong hồ……… 

  115  Hình 3.28.  Kết quả mô phỏng biến động sinh khối cá theo thời gian ………  118 

Hình 3.29.  Kết quả mô phỏng biến động sinh khối cá theo thời gian có đánh  bắt, có thả bù………  

  119  Hình 3.30.  Kết  quả  mô  phỏng  sự  biến  động  hàm  lượng  As  trong  nước,  TVN, ĐVN, ĐVĐ và trầm tích theo thời gian………  

  121  Hình 3.31.  Kết quả mô phỏng biến động hàm lượng As trong một số loài cá  theo thời gian……….……… 

  122  Hình 3.32.  Kết quả mô phỏng biến động hàm lượng As theo mô phỏng biến  động sinh khối của các loài cá……… 

  123  Hình 3.33.  Kết  quả  mô  phỏng  sự  biến  động  As  trong  các  thành  phần  khi  lượng As đầu vào thay đổi………. 

 

128  Hình 3.34.  Tương quan về hàm lượng As giữa giá trị mô phỏng và thực tế 

của các thành phần chính của hệ sinh thái hồ Tây (năm 2016)…. 

 

131 

MỞ ĐẦU

Hồ Tây là hồ lớn nhất trong khu vực nội thành Hà Nội. Với diện tích hơn 500 ha, 

hồ Tây có sự đa dạng về nguồn tài nguyên sinh vật, là một bảo tàng lưu trữ nguồn gen thủy  sinh vật của Hà Nội. Bên cạnh đó, hồ Tây mang dấu ấn đậm nét về văn hoá tâm linh với  khoảng 64 di tích lịch sử xung quanh hồ. Trong đó, đền Quán Thánh, chùa Trấn Quốc, đền  Đồng Cổ, phủ Tây Hồ… thu hút rất đông du khách trong và ngoài nước [34]. Trước đây,  các sản vật trong hồ như cá chép, tôm, trai, ốc, sen… là nguồn thực phẩm có giá trị mang  lại lợi ích kinh tế cho nhiều người dân sinh sống quanh hồ. Từ nguồn thực phẩm sẵn có và  phong phú đó, nhiều sản phẩm mang thương hiệu hồ Tây đã ra đời như bánh tôm hồ Tây, 

cà cuống hồ Tây, ốc hồ Tây, cá chép hồ Tây, sen hồ Tây… Tuy nhiên, hiện nay, do sự thay  đổi của môi trường sống, đặc biệt là sự suy giảm chất lượng môi trường nước mà nhiều  loài sinh vật không còn có mặt tại hồ như sâm cầm, cà cuống… Trong một số năm gần  đây, sản lượng trai ốc ở hồ Tây đã suy giảm nghiêm trọng [36].  

Hồ Tây có vai trò rất quan trọng về mặt cảnh quan: tọa lạc ngay giữa trung tâm  thành  phố,  hồ  Tây  cùng với  sông  Hồng đã  tạo  ra  khoảng  không  gian  rộng  rãi thoáng mát và trong lành cho Thủ đô nghìn năm văn hiến. Bên cạnh đó, hồ Tây còn 

có vai trò quan trọng trong điều tiết nước mưa và nước ngầm: hàng năm hàng nghìn mét khối nước mưa từ khu vực xung quanh đổ vào hồ đã tránh được ngập úng cục 

bộ  cho  khu  vực  xung  quanh.  Với  vai  trò  quan  trọng  đó  mà  đã  có  rất  nhiều  đề  tài nghiên cứu về hồ Tây khá đa dạng, bao gồm đánh giá chất lượng môi trường nước 

hồ,  đánh  giá  đa  dạng  sinh  học  hồ,  nâng  cấp  hệ  thống  cấp  thoát  nước,  xử  lý  nước thải, kè hồ, đánh giá khả năng chịu tải ô nhiễm của hồ… Tuy nhiên, vấn đề kim loại nặng (KLN) ở hồ Tây còn ít được quan tâm nghiên cứu, hoặc đã nghiên cứu nhưng kết quả cho thấy rằng hàm lượng các KLN (Cd, Pb, Hg) ở mức rất thấp [28, 37]. Kể 

từ  năm  2001  đến  nay,  đã  có  một  số  công  bố  cho  thấy  rằng,  hồ  Tây  không  chỉ  ô nhiễm  hữu  cơ  mà  hàm  lượng  các  KLN  như  Asen  (As),  cadimi  (Cd),  crôm  (Cr), đồng  (Cu),  chì  (Pb),  kẽm  (Zn),  sắt  (Fe)  trong  trầm  tích  và  trong  một  số  sinh  vật cũng ở mức cao [102]. Đặc biệt, trong sinh vật đáy (trai, ốc) hàm lượng As, Cd, Pb 

đã cao hơn tiêu chuẩn của Việt Nam và tiêu chuẩn của một số nước trên thế giới [18 

- 21, 108, 109].  

hồ Tây là một hệ sinh thái nước ngọt điển hình của khu vực đồng bằng sông Hồng, miền Bắc Việt Nam. Đây là một hệ sinh thái có ranh giới khá rõ ràng so với các hệ sinh thái khác, nên việc nghiên cứu sự chu chuyển của vật chất nói chung và As nói riêng qua các mắt xích thức ăn trong hệ sinh thái là một việc làm có ý nghĩa quan 

trọng  trong  nghiên  cứu  sinh  thái.  Do  đó,  đề  tài  “Nghiên cứu sự phân bố và chu chuyển của Asen trong các thành phần chính của hệ sinh thái hồ Tây, Hà Nội” 

được thực hiện với các mục tiêu: 

- Đánh giá hiện trạng chất lượng môi trường nước hồ Tây. 

- Đánh giá hiện trạng phân bố của As trong một số thành phần chính của hệ sinh thái hồ Tây và xác định mức độ tích tụ sinh học của As trong các sinh vật. 

- Đánh giá nguy cơ ảnh hưởng của As tới con người khi sử dụng một số loài cá 

ở hồ Tây làm thực phẩm. 

- Mô phỏng quá trình chu chuyển của As qua các thành phần chính của hệ sinh thái hồ Tây, Hà Nội và dự báo sự biến động hàm lượng của As trong các thành phần của hệ sinh thái hồ Tây theo thời gian. 

Nội dung nghiên cứu

- Xác  định  các  thông  số  thủy  lý  hóa  của  môi  trường  nước  hồ  Tây  (nhiệt  độ,  độ dẫn, độ muối, độ đục, BOD5, COD, ni tơ tổng số và phospho tổng số) 

- Xác  định  hàm  lượng  As  trong  các  thành  phần  của  hệ  sinh  thái  hồ  Tây:  trong nước (dạng hòa tan và dạng tổng số), As trong trầm tích hồ; hàm lượng As trong động vật nổi, As trong thực vật nổi, As trong các loài cá (mè trắng hoa nam, trôi 

ấn, chép, rô phi vằn, trắm cỏ) và hàm lượng As trong động vật đáy (ĐVĐ) (trai phồng, trai cánh và trùng trục). 

- Xác định mức độ tích tụ sinh học của As trong các thành phần (TVN, ĐVN, cá, ĐVĐ) 

- Đánh giá rủi ro gây ung thư của As từ cá tới sức khỏe cộng đồng 

- Xây dựng mô hình mô phỏng sự chu chuyển của As trong các thành phần chính của hệ sinh thái hồ Tây.  

- Mô phỏng dự báo sự biến động hàm lượng As trong các thành phần theo thời gian. 

Cơ sở khoa học của luận án

- Dựa trên lý thuyết về hệ sinh thái, các chu trình vật chất trong hệ sinh thái, lưới thức ăn và các mắt xích thức ăn trong hệ sinh thái.  

- Đặc tính hóa học và khả năng gây độc của As đối với các sinh vật. 

- Định luật bảo toàn nguyên tố, bảo toàn khối lượng và sự cân bằng sinh khối. 

Những điểm mới của luận án

- Cung cấp bộ số liệu cập nhật và đầy đủ về hàm lượng As trong các thành phần khác nhau của hệ sinh thái hồ Tây. 

- Cung  cấp  dẫn  liệu  về  hệ  số  tích  tụ  sinh  học  của  As  trong  một  số  loài  sinh  vật trong hồ Tây. 

- Việc mô phỏng dự báo sẽ cung cấp cơ sở khoa học cho việc quản lý và phát 

triển bền vững hệ sinh thái hồ Tây trong tương lai

CHƯƠNG I TỔNG QUAN TÀI LIỆU

1 1 Tổng quan về asen

Nguyên  tố  asen  (As)  là  nguyên  tố  tự  nhiên  hình  thành  trong  vỏ  Trái  Đất. Khối lượng nguyên tử của As là 74,92, As là một á kim vừa có tính chất phi kim, vừa có tính chất kim loại nhưng tính chất kim loại của As rất mạnh, nên nó được coi 

là một kim loại nặng. Trong tự nhiên, As có một đồng vị bền là As 75 và 33 đồng vị khác được con người tổng hợp (tính đến năm 2003). Khối lượng nguyên tử của các đồng vị dao động từ 60 đến 92, ổn định nhất trong số các đồng vị là As 73 với chu 

Nguồn  gốc  tự  nhiên  gây  ô  nhiễm  As  là  do  hoạt  động  của  núi  lửa  và  cháy rừng. Ngoài ra, ô nhiễm As chủ yếu là do hoạt động của con người bao gồm khai thác dầu mỏ, luyện kim, đốt nhiên liệu hóa thạch, hoạt động công nghiệp, sản xuất nông nghiệp… Người ta ước tính rằng, khoảng 70% lượng As trên thế giới được sử dụng trong xử lý gỗ là dạng đồng chrome arsenate (CCA), 22% từ các hóa chất sử dụng  trong  nông  nghiệp,  còn  lại  là  trong  lĩnh  vực  sản  xuất  thủy  tinh,  trong  dược phẩm  và luyện  kim [153]. Ước  tính,  tỉ lệ  As  được giải phóng  vào  môi  trường  bởi các quá trình tự nhiên và nhân tạo là 60:40. Trong đó, đúc đồng chiếm tới 40% tổng lượng As phát thải vào môi trường do tác nhân nhân tạo [54]. 

1.1.1 Sự phân bố và chu chuyển của As trong tự nhiên

1.1.1.1 Sự phân bố của As trong tự nhiên

As có mặt với hàm lượng cao trong quặng sulfua đa kim, trong mỏ antimony 

và các mỏ kim loại khác. Ngoài ra, As còn có hàm lượng tương đối cao trong đất, nước ở các mỏ than, than bùn, trong sét giàu vật liệu hữu cơ, các tích tụ có nguồn gốc đầm hồ, trong chất thải của các nhà máy, xí nghiệp, trong nước ngầm, nước mặt 

và nước biển. Có 105 nước hoặc vùng lãnh thổ trên thế giới bị phơi nhiễm As và có khoảng 226 triệu người phơi nhiễm với As từ nước uống và thực phẩm [136].  Rất nhiều vùng trên thế giới như Argentina (Ac hen ti na), Bangladet (Băng 

la  đét),  Chile  (Chi  lê),  Trung  Quốc,  Hungary  (Hung  ga  ri),  Ấn  Độ  (Tây  Bengal), Mexico (Mê hi cô), Romani (Rô  ma ni), Đài Loan, Việt Nam, nhiều bang của Mỹ (California,  Navada,  Arizona),  Campuchia,  Myanma,  Nepal  đều  là  những  nơi  có nồng độ As trong nước ngầm ở mức cao vượt ngưỡng 10 µg/l, thậm chí nhiều nơi nồng độ As trong nước ngầm còn vượt ngưỡng 50 µg/l [131].  

Tại Hung ga ri và Rô ma ni, nồng độ As trong nước ngầm thuộc vùng trầm tích phù sa ở đồng bằng miền Nam Hung ga ri và một phần lãnh thổ của Rô ma ni lên tới 150 µg/l (trung bình là 32 µg/l) [131]. Tại Mê hi cô, 13/31 bang của Mê hi 

cô phơi nhiễm với As trong nước uống với nồng độ vượt quá 50 µg/l. Cá, bò và rau được nuôi, trồng trong các vùng bị phơi nhiễm As ở hàm lượng cao cũng cho ra các sản phẩm có hàm lượng As cao [136]. Tại Chi lê, trong nước mặt và nước ngầm của các thành phố Antofagasta, Calama và Tocopilla thuộc miền bắc Chi lê có nồng độ nồng độ As tương ứng thấp hơn 100 µg/l và 21.000 µg/l, còn nồng độ As trung bình trong nước chưa lọc là 440 µg/l (dao động từ 100 đến 1.000 µg/l) [89]. Tại Ac hen 

ti  na,  nồng  độ  As  trong  nước  ngầm  tại  Córdoba  dao  động  từ  6  đến  11.500  µg/l (trung  bình  là  255  µg/l);  tại  tỉnh  Tucuman  từ  12  đến  1.660  µg/l  (trung  bình  là  46 µg/l) [131]. 

Tại  Hoa  Kỳ,  nhiều  bang  ở  miền  Nam  như  Nevada,  California,  Arizona, Maine, Michigan, Minnesota, South Dakota, Oklahoma và Wisconsin có hàm lượng 

As  trong  nước  ngầm  vượt  quá  10  µg/l.  Thành  phố  Fallon  và  phía  Nam  sa  mạc 

Carson thuộc bang Nevada, hàm lượng As trong nước ngầm cấp cho sinh hoạt lên tới  100  µg/l  [131];  Tại  bang  California,  nồng  độ  As  trong  nước  ngầm  tại  Tulare thuộc thung lũng San Joaquin dao động từ 1 đến 2600 µg/l [68].  

Đặc  biệt,  châu  Á  là  nơi  mà  nguồn  nước ngầm  bị ô  nhiễm  As  nghiêm trọng nhất. Ở Băng la đét  và Ấn Độ (Tây Bengal),  hàm lượng As trong nước ngầm dao động rất lớn từ dưới 0,5 µg/l đến 3.200 µg/l [131]. Nước ngầm bị ô nhiễm As đã và đang  gây  ảnh  hưởng  đến  nồng  độ  As  trong  nước  uống.  Trong  nước  uống,  hàm lượng  As  cao  hơn  50  µg/l  đã  và  đang  gây  ảnh  hưởng  nghiêm  trọng  đến  sức  khỏe của khoảng 30 đến 35 triệu người dân Băng la đét và hơn 6 triệu người Tây Bengal 

và ảnh hưởng đến môi trường [131]. Hàm lượng As trong nước ngầm tại Đài Loan, Trung Quốc dao động từ 10 đến 1.800 µg/l tùy thuộc vào khu vực nghiên cứu [92]. Trong đó, tại Đông Bắc Đài Loan, nồng độ As trong nước ngầm vượt quá 600 µg/l (trung bình là 135 µg/l) [76]. Tại miền Bắc Trung Quốc, hàm lượng As trong nước ngầm tại vùng nội Mông gồm các tỉnh Xinjiang và Shanxi vượt quá ngưỡng 50 µg/l [112]. Tại Nhật Bản, nồng độ As trong nước nóng địa nhiệt (geothermal water) dao động từ 500 đến 4.600 µg/l [131]. 

1.1.1.2 Sự chu chuyển của As trong tự nhiên

Trong tự nhiên, As có thể tồn tại ở cả 3 trạng thái: rắn, lỏng và khí. Ở trạng thái rắn, As tồn tại ở dạng tinh thể hoặc As liên kết với các vật chất khác trong đất (hạt  keo đất)  và  liên  kết  với  sunfua,  lưu  huỳnh…  tạo  thành  các  loại  quặng. Trạng thái khí của As là khí asin có khả năng bay hơi còn trạng thái lỏng là các ion chứa 

As hòa tan trong môi trường nước. Do đó, cũng giống các chất hóa học khác, As có thể chuyển đổi trạng thái vật lý của nó. Việc chuyển đổi từ trạng thái này sang trạng thái  khác  phụ  thuộc  vào  điều  kiện  môi  trường  và  tuân  theo  định  luật  bảo  toàn nguyên tố và bảo toàn khối lượng.  

As có mặt trong đất là do ảnh hưởng của các hoạt động tự nhiên và nhân tạo. Tùy theo cấu trúc của đất mà hàm lượng As phân bố trong đất và trầm tích là khác nhau.  Trong  đất  nông  nghiệp,  As có  xu  hướng tập  trung  và  duy  trì  ở  lớp đất  mặt; trong đất cát, As sẽ di nhập sâu xuống lớp đất phía dưới. Tuy nhiên, ở đất sét, thì 

Trong không khí, As có nguồn gốc từ các quá trình khác nhau: đốt than của các nhà máy điện, đốt thực vật (gồm cả cháy rừng), đốt dầu mỏ, khí thải từ các khu công nghiệp… Bên cạnh đó, các quá trình tự nhiên như: sự phun trào của núi lửa, sự methyl hóa sinh học và sự khử asin cũng giải phóng một lượng khí asin rất lớn vào khí quyển. Khí asin lại quay trở lại Trái Đất bằng cách hấp thụ lên bề mặt vật chất, sau đó, các hạt vật chất lại theo mưa quay trở lại Trái đất [54].  

Các dạng hòa tan của As trong nước tự nhiên (nước ao hồ, sông suối, biển, nước ngầm) gồm asenit, asenat, methylarsonic acid (MMA) và dimethylarsinic acid (DMA).  Ngoài  ra,  các  dạng  hòa  tan  này  có  thể  được  methyl  hóa  nhờ  các  sinh  vật trong  nước  (thực  vật  nổi  (TVN),  thực  vật  lớn,  động  vật  và  các  vi  sinh  vật)  để  tạo thành các dạng As hữu cơ (hình 1.1). Tuy nhiên, các dạng hữu cơ  có thể lại  được chuyển thành As vô cơ thông qua quá trình phân hủy sinh học.  

 

Hình 1.1 Chu trình As trong tự nhiên

(Nguồn: Rita Mukhopadhyay và cộng sự (2002) [122]). 

là có khả năng thực hiện được ở từng khu vực xác định [54]. 

Sự có mặt của As trong môi trường là nguyên nhân trực tiếp ảnh hưởng đến 

sự  phơi  nhiễm  As  trong  các  sinh  vật  bao  gồm  cả  động  vật  và  thực  vật.  Trong  đó, nhiều loại thực phẩm  mà con  người sử dụng có hàm lượng As tương đối  cao, đặc biệt là các thực phẩm có nguồn gốc từ hải sản, lúa gạo và nước hoa quả (ví dụ nước táo ép). As trong khẩu phần ăn của con người có nguồn gốc chủ yếu từ hải sản, As trong thủy sản chủ yếu là As hữu cơ, chiếm 85 đến 90% lượng As tổng số, nó ít độc hơn nhiều  so  với  dạng  vô cơ  và  không  có  sự khuếch  đại sinh học  As  qua  các  bậc dinh dưỡng [142; 145, 147]. Nồng độ của As trong thực phẩm thường dao động từ 

20 đến 300 µg/kg [155]. Hầu hết các loại thức ăn chứa hàm lượng As không vượt quá 250 µg/kg. Tuy nhiên, đối với các thực phẩm từ biển, như cá sống đáy, tôm, cua 

và tảo biển có thể chứa hàm lượng As lên đến hàng trăm mg/kg [136]. Hàm lượng 

As trong thức ăn của người Mỹ chứa từ 10 đến 20 µg/ngày, người Nhật 70 đến 370 µg/ngày,  hàm  lượng  As  tổng  số  trong  thực  phẩm  của  người  Australia  là  1  mg/kg [136].  Ở  Trung  Quốc  mức  tối  đa  cho  phép  của  As  vô  cơ  cho  thực  phẩm  là  0,2 mg/kg (đối với gạo) [55].  

Ở các hệ sinh thái nước ngọt, có sự chuyển đổi qua lại giữa dạng asenat (As V) và asenit (As III) và từ dạng vô cơ sang dạng hữu cơ, phụ thuộc vào các yếu tố môi  trường  pH,  Eh,  hàm  lượng  ôxit  sắt,  nhôm,  mangan,  ô  xi…  và  thành  phần  vi sinh vật trong môi trường (hình 1.2 a, b) [48, 131]. Ở pH = 6, H2AsO4- ưu thế hơn (89%)  so  với  HAsO32-  (11%).  Ở  pH  trung  tính,  H2AsO3- chiếm  ưu  thế  so  với  các dạng khác (hình 1.2a). 

Sự  methyl  hóa  As  (chuyển  hóa  As  từ  dạng  vô  cơ  sang  dạng  hữu  cơ)  được thực hiện nhờ các vi sinh vật như TVN và vi khuẩn. Đối với TVN, sự chuyển hóa 

As  phụ  thuộc  vào  nồng  độ  phospho  trong  môi  trường  (hình  1.3a)  [73].  Bằng  con đường  phospho  hóa,  TVN  hấp  thụ  phospho,  đồng  thời  với  quá  trình  hấp  thụ 

Hình 1.2: As và các phản ứng của As trong các hệ sinh thái hồ  

a) Ảnh hưởng của pH, Eh đến sự chuyển hóa của As trong môi trường nước ở 25 o C và

áp suất 1 bar; b) Lược đồ của dạng As và các phản ứng ô xi hóa khử tại các tầng khác nhau của hệ sinh thái hồ (nguồn: Bruce Hannon (1999) [48])

Sau  khi  vào  cơ  thể,  2  loại  phản  ứng  chính  xảy  ra  là  phản  ứng  khử  As  (V) thành  As  (III)  và  phản  ứng  ô  xi  hóa  methyl  từ  dạng  As  (III)  thành  dạng  mono  - methyl  và  di  -  methyl  bằng  cách  kết  hợp  với  S-adenosyl  methionine  (SAM)  và glutathione (GSH). Sản phẩm của quá trình methyl hóa là các dạng As hữu cơ như Monomethylarsonic  acid  (MMA)  CH3AsO2OH-;  Dimethylarsinic  acid  (DMA) (CH3)2AsOO-;  Trimethylarsine  (TMA)  (CH3)3As;  Trimethylarsine  oxide  (TMAO) (CH3)3AsO;  Arsenobetaine  (AsB)  (CH3)3AsCH2COOH;  Arsenocholine  (AsC) (CH3)3As  (CH2)2OH;  arsenoribosides  và  arsenophospholipids  được  tạo  ra  [146]. Các loại As hữu cơ này dễ dàng được bài tiết khỏi cơ thể qua đường nước tiểu. 

Các loài sinh vật khác nhau thì khả năng methyl hóa As là khác nhau: một số loài khả năng methyl hóa As rất thấp (ở mức tối thiểu), còn một số loài sinh vật hầu như không có sự methyl hóa As (ví dụ khỉ đuôi sóc Mỹ, lợn Guinea và tinh tinh). Tuy nhiên, ở người và một số động vật phổ biến ở phòng thí nghiệm, As vô cơ được methyl hóa và trao đổi sau đó được bài tiết ra ngoài dưới dạng nước tiểu [155]. 

   

Hình 1.3 Sự chuyển hoá As vô c

a) Sự Methyl hóa As vô c

của phospho (P) trong môi tr

chế hay P đầy đủ: khi P bị thi

mũi tên dày và đậm, c

mảnh hơn); DMAA:

b) Vai trò của vi sinh vật (TVN v

trình sinh địa của As trong các hệ thống thuỷ vực

thành  As  vô  cơ.  Sự  methyl  hóa  chuyển  As  vô c

xảy  ra  trong  cơ  thể  động  vật  không  x

ự chuyển hoá As vô cơ thành As hữu cơ nhờ quá trình methyl hóa

ự Methyl hóa As vô cơ nhờ TVN trong môi trường nước Mũi tên hi

ủa phospho (P) trong môi trường (Độ dày mỏng của mũi tên là đi

ế hay P đầy đủ: khi P bị thiếu thì As (V) đi vào tế bào nhiều hơn th

ậm, còn khi P đủ thì As (V) vào tế bào ít hơn thể hiện bằng mũi t ơn); DMAA: dimethylarsinic acid; MMAA: monomethylarsonic acid

ủa vi sinh vật (TVN và vi khuẩn) đối với sự chuyển hoá sinh học v

ịa của As trong các hệ thống thuỷ vực)

ự  methyl  hóa  chuyển  As  vô  cơ  thành các  dạng  As  hữu  c

ể  động  vật  không  xương  sống,  có  xương  sống  bao  gồm  cả  con 

ên cứu được thực hiện nhằm nghiên cứu sự tích lũy v

ủa các hợp chất độc nói chung và KLN nói riêng trong đó có As, n

 Clements (1992) [156] đã nghiên cứu sự tích lũy sinh học và s

òng thơm và các KLN (Cu, Zn và Cd) trong điều kiện ph

ực địa. Nghiên cứu cho thấy, sự tích lũy KLN trong sinh vật 

 

DMAA DMAA

MMAA

III

ình methyl hóa

ên hiển thị điều kiện

ên là điều kiện P bị hạn

ả  năng  phân  giải 

ặc biệt, nhiều loài vi khuẩn có ọng trong việc ô xi hóa các sản phẩm chứa methyl As và As hữu cơ 

ạng  As  hữu cơ  cũng ống  bao  gồm  cả  con 

thay  đổi  theo  mùa  và  có  mối  tương  quan  về  sự  phân  bố  của  KLN  trong  nước  và trong thức ăn (động vật không xương sống ở đáy) đến khả năng hấp thụ KLN trong 

Rahman và cộng sự (2012b) [121] đã chỉ ra, có sự tích lũy sinh học của As 

vô  cơ  qua  các  mắt  xích  thức  ăn  ở  nước.  Tuy  nhiên,  ở  các  sinh  vật  như  TVN,  vi khuẩn…  thì  xảy  ra  sự  methyl  hóa  để  chuyển  hóa  As  vô  cơ  từ  nước  và  trầm  tích thành  dạng  As  hữu  cơ  ít  độc  hơn  trong  cơ  thể  chúng,  đây  được  coi  là  một  trong những cơ chế giải độc của các thủy sinh vật. Mặc dù, có sự tích tụ sinh học qua các mắt xích thức ăn nhưng As ít gây ảnh hưởng đến sức khỏe của các sinh vật. Vì dạng 

As hữu cơ mà sinh vật chuyển hóa bằng con đường methyl hóa dễ dàng được đào thải ra môi trường. Nghiên cứu cũng chỉ ra rằng, không có sự khuếch đại sinh học của As qua các mắt xích thức ăn ở nước và phơi nhiễm với As khi ăn các thức ăn từ thủy sản không phải là vấn đề nghiêm trọng đối sức khỏe con người, mà vấn đề là con người phơi nhiễm với rất nhiều nguồn chứa As vô cơ khác như từ nước uống, gạo,  rau…  [69,  103,  123,  154,  155].  Rahman  và  cộng  sự  (2012b)  đưa  ra  kết  luận rằng, tại các nước châu Á và Đông Nam Á, nơi mà sự ô nhiễm As khá phổ biến và 

1.1.2 Ảnh hưởng của As đến sức khỏe của con người và sinh vật

As vô cơ và hợp chất vô cơ của As với liều lượng cao rất độc, thường gây tử vong  cho  các  sinh  vật  phơi  nhiễm.  Hàm  lượng  As  trong  đất,  trong  nước  và  trong không khí nếu vượt ngưỡng cho phép thì đều gây ra những ảnh hưởng tiêu cực đến đời sống của các sinh vật nói chung và con  người sinh sống trong khu vực đó nói riêng. Ngoài ra, con người ở các vùng không bị phơi nhiễm As cũng có khả năng bị phơi  nhiễm  nếu  sử  dụng  các  thực  phẩm  (gạo,  rau,  hải  sản…)  chứa  hàm  lượng  As cao lấy từ vùng bị phơi nhiễm [122]. 

1.1.2.1 Ảnh hưởng của As đến sức khỏe con người

As có thể gây độc cấp tính hay mãn tính. Ở người, ngộ độc do As chủ yếu là ngộ độc cấp tính do phơi nhiễm với liều lượng As cao, liều gây chết người dao động 

từ 1,5 mg/kg đến 500 mg/kg thể trọng; liều 0,06 g As2O3 gây ngộ độc [154]. As độc gấp 4 lần so với thủy ngân và As không gây mùi khó chịu khi có mặt trong nước, 

nên  không thể  phát  hiện,  vì vậy,  các  nhà  hóa  học còn  gọi  As  là  “sát thủ vô hình” 

[153].   

Độc mãn tính:  Các hợp chất của As vô cơ là chất gây ung thư đối với con người.  As  tác  dụng  với  các  nhóm  sunfuahydryl  (-SH),  ảnh  hưởng  tới  các  enzym chuyển hóa gây ung thư da, bàng quang, thận, phổi, gan, các bệnh tiểu đường. As có thể gây đột biến, gây đứt đoạn NST, thay đổi Chromatid chị em và gây đột biến gen [153]. Ung thư da có thể xảy ra đối với những người phơi nhiễm với As do sử dụng nước uống chứa hàm lượng As từ 0,35 mg/l đến 1,14 mg/l, người hít phải khí độc chứa As và người thường xuyên sử dụng các loại thực phẩm chứa hàm lượng As vô 

cơ cao [154]. Nguy cơ ung thư phổi và bàng quang tăng lên khi nồng độ As trong nước uống dao động từ 10 đến ≤ 50 µg/l [50, 86, 105, 107, 153 - 155]. Hiện nay, người ta có thể dựa vào hàm lượng As trong cơ thể con người để tìm hiểu hoàn cảnh 

và môi trường sống. Hàm lượng As trong tóc của nhóm dân cư khu vực nông thôn trung  bình  là  0,4  đến  1,7  µg/kg,  khu  vực  thành  phố  công  nghiệp  là  0,4  đến  2,1 µg/kg, còn khu vực ô nhiễm nặng dao động từ 0,6 đến 4,9 µg/kg [155].  

1.1.2.2 Ảnh hưởng của As đối với sinh vật

Các hợp chất của As gây độc cấp tính và độc mãn tính cho cá thể, quần thể 

và quần xã sinh vật ở các nồng độ khác nhau từ vài microgram/lít đến gram/lít. Mức 

độ ảnh hưởng còn phụ thuộc vào từng loài, độ tuổi, thời gian phơi nhiễm, thời điểm phơi nhiễm và dạng As gây độc  Tác động của As và các hợp chất của nó lên sinh vật gồm tác động gây  chết, gây ức chế sinh trưởng, ức chế quang hợp, ảnh hưởng đến khả năng sinh sản và tập tính của sinh vật. Các dạng As khác nhau thì khả năng gây độc cũng khác nhau: As III độc hơn As V, As vô cơ độc hơn so với As hữu cơ. Nồng  độ  As  hoặc  sự  trao  đổi  As  trong  máu,  tóc,  móng  và  nước  tiểu  được  coi  là những chỉ thị sinh học (bioindicator) đối với phơi nhiễm As [154]. 

Sự tích tụ sinh học của As trong các thủy sinh vật

Hệ số tích tụ sinh học (Bioaccumulation factor - BAF) là sự tích lũy một chất hóa học của một thủy sinh vật, đó là kết quả của sự hấp thụ chất hóa học đó từ tất cả các nguồn trong môi trường mà chúng sinh sống (từ nước, từ trầm tích, từ thức ăn). Còn hệ số tích tụ sinh học (Bioconcentration factor - BCF) là sự tích lũy một chất hóa học của một thủy sinh vật, đó là kết quả của sự phơi nhiễm của sinh vật với hóa chất đó thông qua hô hấp bề mặt (qua mang và/hoặc qua da).  

Đối với các hệ sinh thái thủy vực nước đứng (lentic): ao, hồ, đầm nước ngọt, BAF của As khác nhau tùy theo khu vực phân bố và tùy thuộc vào loài. BCF trung bình của các động vật không xương sống nước ngọt dao động từ 2 đến 22 L/kg, ở cá dao động từ 0,048 đến 14 L/kg [146]. Ở hồ Grace (Grace Lake), BAF của sinh vật bậc 2 dao động từ 28,3 đến 377,8 L/kg; còn ở hồ Kam (Kam Lake) dao động từ 3,4 đến  63,6  L/kg  [146].  BAF  của  As  ở  động  vật  nổi  kích  thước  nhỏ  (small zooplankton) và TVN (thu bằng lưới với kích thước mắt lưới 45 - 202 µm) ở 20 hồ của Hoa Kỳ dao động từ 369 đến 19.487 L/kg, trong khi nhóm ĐVN kích thước lớn (larger zooplankton) (thu bằng lưới với kích thước mắt lưới > 202 µm) thì hệ số này 

dao động từ 154 đến 2.748 L/kg [52]. Chen và cộng sự (2000a), cũng cho thấy rằng, BAF trung bình của As trong ĐVN nhỏ tại hồ Upper Mystic của Hoa Kỳ là 4.391 L/kg; còn ĐVN lớn là 2.747 L/kg [51]. BAF của sinh vật bậc 3 ở các loài cá nước ngọt dao động từ 19 đến 96 L/kg, còn  đối với các  loài côn trùng nước ở bậc dinh dưỡng 3 thì BAF của As trong chúng dao động từ 1 đến 26 L/kg. BAF của cá chép 

ở hồ Upper Mystic là 14,88 L/kg, ở hồ Talkalai là 29,76 L/kg [146]. 

Đối  với  các  thủy  vực  nước  chảy  (lotic):  sông,  suối,  BAF  của  As  ở  nhóm động vật không xương sống (gồm ấu trùng chuồn chuồn, ốc) ở nước của sông Haya-kawa thấp hơn 10 L/kg. BAF của cá chép ở sông Gila (Gila River, AZ) dao động từ 4,76  đến  11,9  L/kg,  cá  bống,  cá  hồi  ma  su  (masu  salmon)  ở  sông  Hayakawa (Hayakawa River, Nhật Bản) tương ứng là 13,21 L/kg và 5,79 [146].  

Đối với các hệ sinh thái nước mặn, BCF của động vật không xương sống ở biển  dao  động  từ  12  đến  1.390  L/kg  [146];  BAF  của  thân  mềm  ở  đầm  Venice (Venice  Lagoon)  gần  đảo  Murano,  Italy  dao  động  từ  762  đến  1.263  L/kg  [146]. BAF  của  các  loài  hai  mảnh  vỏ  ở  vùng  cửa  sông  Tamar  và  Fal  thuộc  Vương  quốc Anh  (UK)  dao  động  từ  632,9  đến  6.490  L/kg;  các  loài  thân  mềm  ở    gần  đảo Murano, Italy, dao động từ 762 đến 1263 L/kg. BAF tương ứng của 2 loài hàu thu tại vịnh Biscayne, Florida (1993) là 8.382 L/kg và 5.303 L/kg [146]. 

Đánh giá nguy cơ của As trong các loài thủy sản đến sức khỏe cộng đồng

Kar và cộng sự (2011) [125] đã nghiên cứu cá rô phi và tôm được nuôi trong các hồ bị nhiễm As ở nồng độ (50 µg/l) thì  nguy cơ ảnh hưởng  đến sức khỏe con người  rất  cao.  Tỉ  lệ  As  vô  cơ/As  tổng  số  trong  các  mẫu  cá  dao  động  từ  11,7  đến 14,2% (trung bình là 12,5%). BAFs của As tổng số trong cá dao động từ 10,3 đến 22,1.  BAF  của  As  vô  cơ  dao  động  từ  1,33  đến  2,82.  Rủi  ro  ung  thư  đối  với  con người liên quan đến hàm lượng As vô cơ trong cá là 2,36×10−4 ± 0,99×10−4, giá trị này cao hơn  200 lần  mức tổi  thiểu gây nguy cơ ung thư là 1×10−6 và nguy cơ tổn thương từ cá đến sức khỏe con người là 1,22 ± 0,52 [125]. 

Peshut và cộng sự (2007) [115] cho thấy rằng, không có xu hướng tích tụ và khuếch  đại  As  trong  một  số  loài  sinh  vật  biển.  Đối  với  các  mẫu  nghiên  cứu,  hàm 

Liao và cộng sự (2003) [57] đã nghiên cứu về ảnh hưởng gây độc cấp tính và 

sự  tích  lũy  sinh  học  của  As  trong  cá  rô  phi  (Oreochromis mossambicus)  tại  một 

vùng  nhiễm  bệnh  chân  đen  ở  người  tại  Đài  Loan.  Kết  quả  nghiên  cứu  cho  thấy, trong vùng nghiên cứu, hàm lượng As trong  ruột cá cao  hơn trong  dạ dày, gan và mang, thấp nhất là trong cơ thịt cá. Hàm lượng As trong cơ thịt cá  có tương quan thuận với hàm lượng As trong nội tạng cá và đó là một trong những nguy cơ tiềm ẩn đối  với  sức  khỏe  của  con  người.  Nghiên  cứu  cũng  đưa  ra  khuyến  cáo  rằng,  con người khi ăn cá nên bỏ nội tạng để tránh các nguy cơ rủi ro. 

  Liu và cộng sự (2007) [53] đã đưa ra dẫn chứng về sự tích lũy sinh học của 

các  hợp  chất  chứa  As  trong  loài  trai  nuôi  (Meretrix lusoria)  và  đánh  giá  nguy  cơ 

ung thư (Cancer Risk = CR) tiềm ẩn của As đối với sức khỏe con người. Tỉ lệ trung bình của As vô cơ/As tổng số trong con trai dao động từ 12,3% đến 14,0%, do đó, nguy cơ phơi nhiễm với As vô cơ từ trai, hàu là rất lớn. Nguy cơ rủi ro gây ung thư liên quan đến việc tiêu thụ trai trong vùng người dân mắc bệnh bàn chân đen ở Tây Nam Đài Loan dao động trong khoảng từ 4,52*10-6 đến 80,7*10-6, vượt ngưỡng an 

toàn từ 4,52 đến 80,7 lần…[53]. 

1.2 Thực trạng ô nhiễm As và các nghiên cứu về As ở Việt Nam

1.2.1 Thực trạng ô nhiễm As ở Việt Nam

Theo Đỗ Văn Ái và cộng sự (2000) [1], dựa vào nguồn gốc và đặc điểm di chuyển, tập trung của As có thể chia lãnh thổ Việt Nam ra 3 kiểu vùng có khả năng 

ô nhiễm As chủ yếu là miền núi, đồng bằng và đới duyên hải.  

Vùng  núi  với  các  đá  biến  đổi  nhiệt  dịch,  quặng  vàng,  đa  kim,  sulfua  và  vỏ phong  hóa  và  đá  phát  triển  trên  chúng  giàu  As  với  hàm  lượng  dao  động  từ  5  đến 261,842  ppm;  hoạt  động  khai  khoáng  là  một  trong  những  nguồn  gây  ô  nhiễm  As vào môi trường. Trong đó, các mỏ thuộc khu vực Ngân Sơn, Bắc Lạng, sông Chảy, 

Một số nơi vùng đồng bằng, hàm lượng As vượt quá tiêu chuẩn cho phép của Việt  Nam  mà  nguồn  ô  nhiễm  là  do  các  quá  trình  tự  nhiên  (ô  xi  hóa  khoáng  vật sunfua và khoáng vật chứa As trong trầm tích, khử các hydroxit sắt chứa As…) và hoạt động của con người [1]. Vùng bị ảnh hưởng của ô nhiễm As nặng do địa chất 

đó  là  đồng  bằng  sông  Hồng  ở  miền  Bắc  (với  2  tỉnh  thành  bị  ô  nhiễm  nặng  là  Hà Nội,  Hà  Nam)  và  đồng  bằng  sông  Cửu  Long  ở  miền  Nam  giáp  biên  giới Campuchia. Một vùng khác có diện tích nhỏ hơn cũng chịu ảnh hưởng của ô nhiễm 

As là Hải Phòng [30].  

Vùng  thứ  3,  là  đới  duyên  hải  (trầm  tích  biển  ven  bờ  tại  một  số  khu  vực  ở Quảng Ngãi, Phú Yên có hàm lượng ion As hấp phụ cao hơn tiêu chuẩn môi trường trầm tích của  Canada  [1]. Nguồn  ô  nhiễm  chủ  yếu  là  do hoạt  động  của  con  người bao gồm sử dụng thuốc trừ sâu, diệt cỏ, vũ khí hóa học [1]. 

Diện  tích  vùng  ảnh  hưởng  bởi  As  ở  Việt  Nam  lên  đến  hơn  11.000  km2  và hàm  lượng As  dao động  ở  mức  từ  1  đến  3.050  µg/l.  Ước  tính  rằng  số  người phơi nhiễm với hàm lượng As cao hơn 50 µg/l ở khu vực miền Bắc Việt Nam dao động 

từ 0,5 triệu đến 10 triệu người và 5,8 đến 10 triệu người có nguy cơ phơi nhiễm với nồng độ As cao hơn 10 µg/l [35, 132, 149]. Theo UNICEF, mức ô nhiễm As ở Việt Nam cao bằng với Bangladet và họ đã xác định rằng Việt Nam là nước có nguy cơ ô nhiễm As cao [136].  

1.2.2 Các nghiên cứu As ở Việt Nam

Nghiên cứu về As ở Việt Nam chỉ mới được bắt đầu từ những năm đầu thập niên 90 của thế kỉ 20. Có thể chia lịch sử nghiên cứu về As ở Việt Nam thành 2 giai đoạn lớn là giai đoạn trước năm 2000 và giai đoạn sau năm 2000. 

Giai đoạn trước năm 2000: Đặng Văn Can (1997) [13], Đỗ Văn Ái và cộng 

sự  (2000)  [1],  Đặng  Mai  (2000)  [25],  cho  thấy  rằng,  hàm  lượng  As  trong  đá  và quặng ở các  khu vực  khác nhau là  khác nhau: As trong trầm tích  ở vùng Tây  Bắc Việt  Nam  dao  động  từ  0,28  đến  1,33  ppm;  As  trong  quặng  vàng  khu  vực  Đồi  Bù 

(Hòa  Bình)  dao  động từ  50  đến  204  ppm;  khu  vực  Khau Âu  -  La Hiên  (Bắc  Kạn, Thái Nguyên) dao động từ 1.292 đến 1.442 ppm; As trong quặng chì - kẽm khu vực 

mỏ chì - kẽm chợ Đồn Bắc Kạn đạt tới 8.205 đến 61.824 ppm.  

As trong nước: Đỗ Trọng Sự (1996, 2000) đã công bố về sự có mặt As trong trầm tích và trong nước ngầm tại một số vùng miền Bắc và địa bàn Hà Nội. Nghiên cứu của ông chỉ ra rằng, hàm lượng As trong nước ngầm của một số vùng miền Bắc dao động từ 0,0001 đến 0,32 mg/l. Một số khu vực của Hà Nội gồm huyện Thanh Trì và quận Hai Bà Trưng có hàm lượng As trong nước ngầm vượt quá tiêu chuẩn cho phép [29, 30]; Các nghiên cứu của Nguyễn Thị Chuyền và cộng sự (2000) [15] cho thấy, hàm lượng As trong nước ngầm ở những vùng có trầm tích Đệ tứ với các túi bùn giàu vật liệu hữu cơ thường cao hơn so với các vùng khác và hàm lượng As trong lớp trầm tích đệ tứ dao động từ 6 đến 63 ppm [15]. Ngoài ra, nghiên cứu của 

Hồ Vương Bính (2000) [3]; nghiên cứu của Đỗ Văn Ái và cộng sự (2000) [1]; Đặng Văn  Can  và  cộng  sự  (2000)  [13]   đã  phát  hiện  thấy  nồng  độ  As  trong  các  mẫu nước khảo sát ở khu vực thượng lưu sông Mã, Sơn La,  Phú  Thọ, Bắc Giang, Hưng Yên, Hà Nội, Hà Nam, Nam Định, Thanh Hóa  đều vượt tiêu chuẩn cho phép đối với nước sinh hoạt của Quốc tế và Việt Nam. 

As trong sinh vật: Phuong và cộng sự (1999) [116] đã công bố hàm lượng As trong gạo của Việt Nam 0,03 - 0,47 mg/kg khối lượng khô, hàm lượng này vẫn nằm trong  giới  hạn  cho  phép  của  Việt  Nam  (QĐ  46/  BYT,  2007).  Nghiên  cứu  của Nguyễn Tài Lương (2000) [24] cho thấy, hàm lượng As trong các mẫu thức ăn chăn nuôi  (thức  ăn  của  gia  cầm  dao  động  từ  0,11  mg/kg  đến  1,49  mg/kg  mẫu  khô  và trong thức ăn chăn nuôi của lợn dao động từ 0,3 đến 9,7 mg/kg mẫu khô) nằm dưới ngưỡng cho phép (10 mg/kg). Hàm lượng As trong mẫu thịt gà và thịt lợn ở một số tỉnh miền Bắc dao động từ 0,10 đến 1,88 mg/kg mẫu tươi (trong thịt gà dao động từ 0,1 đến 1,88 mg/kg mẫu tươi; trong thịt lợn dao động từ 0,14 mg/kg đến 0,43 mg/kg mẫu tươi). Nghiên cứu của Đỗ Văn Ái và cộng sự (2000) [1] cho thấy, hàm lượng 

As  trung  bình  trong  lúa,  ngô  hạt,  sắn  củ  tương  ứng  là  0,97;  0,78;  0,22  ppm  trọng lượng khô. As trong nước tiểu của dân cư sống trong khu vực phơi nhiễm As thuộc 

Trong giai đoạn này, một số nghiên cứu đã đi sâu vào lĩnh vực tìm giải pháp làm  giảm  thiểu  hàm  lượng  As  trong  nước  ngầm  và  nước  cấp  cho  sinh  hoạt  như nghiên cứu của Trần Hồng Côn và cộng sự (2000) [16], Trần Hiếu Nhuệ và cộng sự (2000) [27], Đỗ Văn Ái và cộng sự (2000) [1] đã tập trung vào cách thức làm giảm thiểu tác động của ô nhiễm As tới môi trường và sức khỏe con người.  

Nhìn chung, các nghiên cứu về As trong giai đoạn này chủ yếu về địa chất, địa chất thủy văn, địa hóa và thuỷ địa hoá. Việc nghiên cứu As chỉ mang tính khái quát và kết hợp chung với các nguyên tố khác trong quá trình tìm hiểu về địa chất. Bên cạnh đó, bước đầu cũng có các nghiên  cứu đánh  giá hàm lượng As trong các đối tượng là sinh vật như các cây trồng (lúa, ngô, sắn), vật nuôi (gia súc, gia cầm), tuy nhiên các nghiên cứu này chưa quan tâm đến nhóm sinh vật ở nước.  

Giai đoạn sau năm 2000  

Nghiên cứu nổi bật trong giai đoạn này là nghiên cứu của Berg, M. và cộng 

sự  (2001)  [47],  kết  quả  của  nghiên  cứu  này  cho  thấy,  hàm  lượng  As  trong  nước ngầm của Hà Nội dao động từ 1 đến 3050 µg/l (trung bình là 159 µg/l). Trong đó, vùng bị ảnh hưởng cao nhất là huyện Thanh Trì với 89% mẫu nước ngầm thu được 

có  hàm  lượng  As  vượt quá  tiêu  chuẩn  của  US. EPA  và  Tiêu  chuẩn  Việt  Nam (50 µg/l) [149]. Hàm lượng As trung bình trong các mẫu của Thanh Trì là 432 µg/l. Do 

đó, nguy cơ phơi nhiễm mãn tính của As đối với con người là rất cao [149]. 

2005), khảo sát về nồng độ As trong nước của 71.000 giếng khoan ở 17 tỉnh đồng bằng thuộc cả 3 miền: Bắc, Trung, Nam cho thấy, nguồn nước giếng khoan của các tỉnh vùng lưu vực sông Hồng: Hà Nam, Nam Định, Hà Tây, Hưng Yên, Hải Dương 

Nghiên cứu của Chính phủ Việt Nam và UNICEF trong hơn 2 năm (2003 -và các tỉnh An Giang, Đồng Tháp thuộc lưu vực sông Mê Kông đều bị nhiễm As rất cao. Tỷ lệ các giếng có nồng độ As từ 0,1 mg/l đến hơn 0,5 mg/l dao động từ 59,6 đến  80%  [110],  cao hơn Tiêu  chuẩn cho  phép  của  Việt  Nam  và  Tổ chức  Y  tế  thế giới (WHO) từ 10 đến 50 lần. 

và cộng sự (2007) đã công bố về hàm lượng vết của As trong tầng nước ngầm của 

Hà Nội [110]. Đỗ Văn Bình (2007) [2], đã nghiên cứu về sự hình thành và phân bố của asen trong nước dưới đất trầm tích đệ tứ vùng Hà Nội, đánh giá, dự báo và đề xuất các giải pháp phòng ngừa những ảnh hưởng của nó đến chất lượng nước phục 

vụ sinh hoạt Winkel và cộng sự (2008) [98] đưa ra mô hình không gian biểu diễn 

sự phân bố của các khu vực ô nhiễm As trong nước ngầm thuộc tầng Holocene tại đồng  bằng  sông  Hồng  và  đồng  bằng  sông  Cửu  Long.  Trần  Tứ  Hiếu  và  cộng  sự (2008) [18] đã công bố hàm lượng As có mặt trong trầm tích và trong một số sinh vật đáy (trai, ốc) ở hồ Tây, Hà Nội. Ngoài ra, một số nhà khoa học trẻ cũng đã có những nghiên cứu về ô nhiễm As được trình bày trong các đề tài thạc sĩ và tiến sĩ.  Nhìn  chung,  trong  giai  đoạn  này,  các  nghiên  cứu  về  As  khá  đa  dạng  và phong phú bao gồm các đánh giá về hàm lượng As trong nước ngầm ở các khu vực khác nhau trên địa bàn cả nước; các đánh giá về ảnh hưởng của hoạt động sản xuất, khai  thác  mỏ  đến  sự  phát  thải  As  vào  môi  trường;  các  nghiên  cứu  đánh  giá  hàm lượng  As trong  các  đối  tượng  sinh vật  cũng  được  quan  tâm  nhiều  hơn so  với giai đoạn  trước  năm  2000.  Tuy  nhiên,  các  nghiên  cứu  về  As  trong  các  hệ  sinh  thái  ở nước và đánh giá khả năng tích tụ As trong các sinh vật còn rất hạn chế. Hơn nữa Việt Nam là quốc gia có bờ biển rất dài với hơn 3.260 km và có hệ thống sông suối, 

hồ ao vô cùng phong phú, do đó, nguồn lợi thủy sản đóng một vai trò rất quan trọng trong đời sống cũng như sự phát triển kinh tế - xã hội. Cho nên, việc đánh giá tác động  của  các  yếu  tố  môi  trường  ảnh  hưởng  đến  nguồn  lợi  cá  nói  chung  và  ảnh hưởng  của  As  đến  các  sinh  vật  ở  nước  và  sự  vận  chuyển  sinh  học (biotransformation) của As trong các sinh vật trong một hệ sinh thái ở nước là một việc làm cần thiết. Đặc biệt, trong giai đoạn hiện nay, khi mà tác động của các yếu 

tố môi trường đến hệ sinh thái ở nước ngày càng trở nên sâu sắc và khó kiểm soát thì việc dự báo các biến động đến môi trường, phục vụ cho mục đích quản lý càng 

có ý nghĩa khoa học và thực tiễn. 

1.3 Mô hình toán trong nghiên cứu về hệ sinh thái

Mô  hình  ngày  càng  được  ứng  dụng  rộng  rãi  trong  việc  quản  lý  môi  trường bởi  vì  chúng  không  chỉ  là  công  cụ  mà  còn  liên  quan  đến  việc  định  lượng  các  tác động đến các thành phần khác nhau của hệ sinh thái và đến toàn bộ hệ sinh thái. Mô hình  sinh  thái  học  được  coi  như  một  công  cụ  quản  lý  và  công  cụ  nghiên  cứu  từ những  năm  70  của  thế  kỷ  XX.  Mô  hình  hoá  không  bao  giờ  phản  ánh  được  giống hoàn  toàn  thực  tế,  nhưng  nó  phản  ánh  được  tính  quy  luật  của  hệ  thống,  giúp  con người hiểu được tình trạng đã xảy ra trong quá khứ, hiện tại và dự báo được sự phát triển của hệ thống trong tương lai [44, 85, 91, 152]. 

Trong tự nhiên, vật chất được quay vòng tạo thành chu trình vật chất, do đó, dựa  trên  bản  chất  này  của  vật  chất,  có  thể  mô  hình  hóa  được  sự  chu  chuyển  (chu trình) của vật chất trong  một hệ sinh thái (từ hệ sinh thải nhỏ như bể cá cảnh cho đến hệ sinh thái lớn nhất là sinh quyển), ví dụ như chu trình ni tơ, chu trình cac bon, chu trình nước  Mục đích xây dựng mô hình đối với một hệ sinh thái là để hiểu và 

dự báo các tương tác trong hệ thống cũng như phục vụ cho việc miêu tả sự tương tác giữa các thành phần trong toàn bộ hệ thống nói chung và hệ sinh thái nói riêng. Lotka  -  Voltera  (Lotka,  1925;  Volterra,  1926)  [100]  đã là những  người  đầu tiên  nghiên  cứu  về  tương  tác  vật  dữ  -  con  mồi.  Tiếp  đó,  Nicholson  -  Bailey (Nicholson  -  Bailey,  1935)  [111],  đã  đưa  ra  mô  hình  nghiên  cứu  về  mối  quan  hệ giữa sinh vật ký sinh và vật chủ. Từ đó đến nay, rất nhiều nghiên cứu ứng dụng toán học vào mô hình hóa và mô phỏng các quá trình sinh học đã được thực hiện. Trong 

số đó, có khá nhiều nghiên cứu được thực hiện với các hệ sinh thái ở nước.  

1.3.1 Ứng dụng mô hình toán trong các nghiên cứu về hệ sinh thái thủy vực

DiToro và cộng sự (1971) [61] đã phát triển một mô hình 3 chiều để dự báo đáp ứng của quần thể thực vật nổi (TVN) với sự ô nhiễm của các chất dinh dưỡng. Miller  (1971)  [106]  cũng  đã  đưa  ra  được  sơ  đồ  lưu  lượng  dịch  chuyển  của  thủy ngân trong hệ sinh thái thủy vực. Hannon (1973) [72] lần đầu tiên đưa vào phân tích một cách hệ thống một hệ sinh thái, ông cho rằng hệ sinh thái cũng giống như các 

hệ thống kinh tế, nên để mô hình hóa được thì phải biết các đầu vào, đầu ra của cả 

hệ  và  của  các  thành  phần  trong hệ. Lehman  và  cộng  sự (1975)  [97]  đã đưa  ra các biến  để  miêu  tả  nồng  độ  dinh  dưỡng  dự  trữ  trong  sinh  khối  của  thực  vật  nổi,  các biến này là cơ sở để dự báo các tác động của môi trường đến sự phát triển quá mức của TVN. 

Gillet  và  cộng  sự  (1974)  [70]  đã  đưa  ra  mô  hình  vận  chuyển  của  thuốc  trừ sâu; Hill và cộng sự (1976) [75] đã xem xét động học của vinylclo trong các hệ sinh thái thuỷ vực, Lassiter và cộng sự (1976) [94] đã nghiên cứu về hàm lượng vết của thuỷ ngân trong hệ sinh thái thuỷ vực và năm 1978 ông đã nghiên cứu động học của methyl parathion và benzothiophene [94]. Những mô hình này đã được áp dụng để tính toán các quá trình như sự bay hơi, sự quang phân, sự ô xi hoá, sự khử, sự phân huỷ sinh học, sự hấp thụ, sự ion hoá và tạo phức, sự tương tác giữa môi trường và sinh vật. Thông thường các mô hình được xây dựng dựa trên cơ sở từ hai đến bốn bậc dinh dưỡng, nhưng người ta cũng có thể nghiên cứu mô hình dựa trên một lưới thức ăn [83].  

Thomann và cộng sự (1974) [139] đã mô hình hoá sự phân bố của Cd ở hồ Erie, ông đã áp dụng mô hình một chuỗi thức ăn với cấu trúc cơ bản tương tự với các  mô  hình  phú  dưỡng,  dựa  trên  các  phương  trình  cân  bằng  khối  lượng  của  mỗi bậc dinh dưỡng ở một không gian xác định. Curtis và cộng sự (1977) [59] đã thiết lập nhiều mô hình chi tiết (mô hình con) hiển thị sự tích luỹ của thuỷ ngân trong cá. Baccini  và  cộng  sự  (1977)  đã  phát  triển  mô  hình  động  học  ứng  dụng  nhờ  nghiên cứu tính ổn định của kim loại ở trạng thái phối tử [83]. 

Seip (1979) [91] đã mô hình hóa sự hấp thụ KLN (Fe và Zn) của tảo. Nghiên cứu cho thấy, sự hấp thụ KLN của tảo đáy phụ thuộc vào thông số sinh trưởng của tảo, nồng độ Zn trong môi trường, tỷ lệ chết và sức chứa môi trường. 

Nghiên cứu của Sviezhev và cộng sự (1984) [137] đã xây dựng mô hình chu chuyển của các chất dinh dưỡng ni tơ (N) và phospho (P). cho một hệ sinh thái hồ. Đây là mô hình mô phỏng sự chu chuyển của các chất dinh dưỡng trong các thành phần (bậc dinh dưỡng) khác nhau trong một hệ sinh thái hồ nuôi cá.  

Jorgensen (1979b, 1983) [81, 83] đã đưa ra các nguyên tắc để tiến hành thực hiện  các  bước  mô  hình  hóa  trong  bài  toán  mô  phỏng  (hình  1.4).  Bên  cạnh  đó, Jorgensen (1983) [83], đã đưa ra mô hình cơ sở cho sự chu chuyển của một chất độc qua  một  bậc  dinh  dưỡng  (hình  1.5).  Ngoài  ra,  các  phương  trình  biểu  diễn  sự  biến động về hàm lượng của một chất độc trong nước, trong trầm tích và trong sinh vật cũng  được  ông  đưa  ra,  đó  là:  phương  trình  thể  hiện  sự  vận  chuyển  của  chất  độc trong nước; phương trình thể hiện sự vận chuyển của chất độc trong các sinh vật và phương trình thể hiện sự biến động hàm lượng của chất độc trong trầm tích. 

Hình 1.4 Giản đồ thể hiện các bước xây dựng mô hình

(nguồn Jorgensen (1983) [83])

Xác định giới hạn không gian, thời gian Xác định mục đích nghiên cứu 

  

Schnoor (1996) [79], đã đề cập đến sự chu chuyển của KLN trong hệ thống thủy vực (hồ, sông) và sự vận chuyển của các KLN trong đất. Tuy nhiên, ông chưa quan tâm đến sự vận chuyển của vật chất trong sinh vật ở các thủy vực đó.  

Nghiên  cứu  của  Simona  và  cộng  sự  (2007)  [130],  đã  mô  hình  hóa  và  mô phỏng sự vận chuyển của các KLN trong trầm tích và trong nước. Nghiên cứu này cũng đã chứng minh rằng, hồ là một hệ động học và nó đạt được đến trạng thái ổn định  phụ  thuộc  vào thể  tích  của  các  dòng  vào  và  dòng  ra  trong  một  phạm  vi  nhất định [130].  

Ngoài ra, một số tác giả cũng đã tiến hành mô hình hóa và mô phỏng các quá trình  vận  chuyển  của  KLN  nói  chung  và  As  nói  riêng  trong  các  hệ  sinh  thái  thủy vực, trong đó có thể kể đến một số công trình sau: 

Lee và cộng sự (1998) [96], đã nghiên cứu ảnh hưởng của sinh khối vi tảo lên 

hiệu suất hấp thụ Cd, Cr và Zn của hai loài trai (Potamocorbula amurensis và Macoma balthica) thuộc lớp hai mảnh vỏ tại vịnh San Fancisco. Nghiên cứu cho thấy, khả năng 

tích lũy sinh học của 2 loài trai đối với các KLN tuân theo thứ tự Zn > Cd > Cr [96]. 

 

   Sinh khối 

Cơ thể 

Thức ăn vào 

cơ thể 

Làm thức ăn cho sinh  vật ở bậc cao hơn 

Không đồng 

hóa được 

Chết 

Bài tiết   (hô hấp)  Nồng độ  

chất độc 

nhiều  tơ (Arenicola marina)  dưới  sự  tác  động của  các  thông số vật  lý:  tốc  độ  hấp 

thụ, tốc độ đào thải, hằng số sinh trưởng, tỉ lệ tiêu hóa tại từng địa điểm nghiên cứu. Kết quả cho thấy, sự tích lũy sinh học As trong giun nhiều tơ liên quan đến địa chất tại  từng  điểm  nghiên  cứu;  30  đến  60%  lượng  As  phân  bố  trong  trầm  tích  tại  các điểm nghiên cứu được tích lũy bởi giun nhiều tơ. Với nồng độ asenat tăng dần từ 2 đến  20  μg/l,  hằng  số  hấp  thụ  tương  ứng  As  của  giun  nhiều  tơ  là  0,1648 

± 0,0135 l/g/ngày,  hệ  số  đồng  hóa  As  là  7,8 ± 0,8%.  Tốc  độ  bài  tiết  As  của  giun nhiều  tơ  được  nuôi  trong  dung  dịch  asenat  0,0449  ± 0,0034/ngày  còn  trong  trầm tích là 0,0478 ± 0,0225 /ngày; thời gian bán rã sinh học As là 15 ngày [49]. 

Ngày nay, các mô hình sinh thái học độc tố ngày càng được ứng dụng nhiều, các mô hình này được chia làm hai loại: mô hình số phận (fate model) và mô hình ảnh hưởng (effect model). Mô hình số phận cho chúng ta biết nồng độ của một chất hoá học ở một (hoặc nhiều thành phần của môi trường) và cho biết được thời gian của những thay đổi về nồng độ trong thành phần đó, ví dụ, sự thay đổi nồng độ của một hóa chất trong nước, trong TVN, trong cá hoặc trong thân mềm. Còn mô hình ảnh hưởng cho chúng ta biết được sự vận chuyển của  một chất hoá học hoặc hàm lượng của chất hoá học đó trong một thành phần của hệ thống, mà thành phần này gây ảnh hưởng đến một cá thể sinh vật, quần thể, quần xã, hệ sinh thái, cảnh quan (gồm 2 hay nhiều hệ sinh thái) hoặc đến toàn bộ sinh quyển. Trong các nghiên cứu hiện nay, có thể nghiên cứu kết hợp cả mô hình số phận và mô hình ảnh hưởng của một chất độc trong môi trường, tuy nhiên, để thực hiện được nghiên cứu này đòi hỏi khối lượng công việc rất lớn và rất phức tạp [85].  

Tóm lại, các mô hình nghiên cứu sự vận chuyển của các kim loại lượng vết ở các thủy vực (cả nước đứng và nước chảy) vẫn còn khá hạn chế. Nghiên cứu sâu chỉ mới  tập  trung  vào  thủy  ngân  (Hg)  mà  chưa  quan  tâm  nhiều  đến  các  kim  loại  vết khác [140]. Nhiều nghiên cứu chỉ ra mối liên hệ động học giữa các thành phần vô sinh của môi trường mà chưa tiến hành mô phỏng sự chu chuyển của các kim loại này  qua  nhiều  mắt  xích  thức  ăn  khác  nhau  trong  một  hệ  sinh  thái.  Do  đó,  nghiên 

cứu này được thực hiện để xác định sự phân bố của nguyên tố As trong các thành phần  khác  nhau  của  hệ  sinh  thái  hồ  Tây,  Hà  Nội  và  khoảng  thời  gian  của  những thay đổi hàm lượng này trong các thành phần, nói cách khác là mô hình số phận của chất  độc  được  áp  dụng  trong  nghiên  cứu  này.  Tuy  nhiên,  hệ  sinh  thái  là  một  hệ thống vô cùng phức tạp, do đó, khi tiến hành mô phỏng nhiều yếu tố đã được đơn giản hóa hoặc lược bớt để hệ thống trở nên đơn giản hơn. Tuy nhiên, việc đơn giản hoá này không làm mất những đặc điểm đặc trưng đại diện cho toàn hệ thống. 

1.3.2 Tổng quan về phần mềm Stella

Hiện  nay,  có  rất  nhiều  phần  mềm  được  ứng  dụng  trong  nghiên  cứu  mô phỏng. Stella là phần mềm do nhóm 7 chuyên gia Hà Lan xây dựng, với nhiều tiện ích, rất dễ sử dụng. Phần mềm Stella là một công cụ trực quan và có tính khoa học nghiêm ngặt. Ưu điểm nổi bật nhất của Stella là mô phỏng các mối quan hệ của các yếu tố bằng hình ảnh và các phương trình, nên rất dễ hiểu và dễ sử dụng. Với dao diện dễ dàng cho người sử dụng đưa các thông số đầu vào thông qua số liệu, thanh trượt, các hộp nhập dữ liệu và đầu ra là các bảng biểu, số liệu hoặc đồ thị. Sơ đồ cấu trúc  cho biết  cấu  trúc  mô hình  và  hình ảnh  gần  gũi  với  thực  tế.  Các  phương  trình được thể hiện rất chi tiết, với nhiều phương trình khác nhau. Bước thời gian và công nghệ xử lý được kiểm soát bởi người lập mô hình hoặc người sử dụng mô hình. Hơn nữa, Stella rất dễ dàng cho việc kiểm tra, đánh giá. Có thể được sử dụng 

để xây dựng các mô hình khác nhau từ các hệ thống đơn giản đến các hệ thống phức tạp với nhiều kết nối không tuyến tính. Rất dễ so sánh kết quả mô phỏng bằng Stella 

và số liệu thực tế. Đặc biệt, Stella là một phần mềm hiệu quả đối với các bài toán nghiên cứu sự biến động theo thời gian. Với các phương trình vi phân, phần mềm này  cho  ra  kết  quả  nhanh  và  hiệu  quả  cao.  Ngôn  ngữ  trong  Stella  dễ  hiểu,  các phương trình trong Stella đọc được cả trên các phần mềm C+ và Fortran.  

Trong giao diện Stella, các biến trạng thái được biểu diễn bởi hình chữ nhật, các biến điều khiển được thể hiện bằng hình tròn, các mũi tên nối giữa các hình tròn với nhau và với các hình chữ nhật trong sơ đồ mô phỏng thể hiện sự ảnh hưởng lẫn nhau giữa các biến với hàm. Các hình tròn hay hình chữ nhật đều được nối với các 

chương  trình  con,  cho  phép  nhận  các  giá  trị  đưa  vào  dưới  dạng  hằng  số,  biểu  đồ thông số và hàm số để có thể đạt hiệu quả cao nhất.  

Đối với phương pháp giải gần đúng phương trình vi phân, Stella cho phép sử dụng  phương  pháp  Euler  và  Runge  -  Kutta.  Trong  nghiên  cứu  này  sự  chênh  lệch giữa  các  kết  quả  khi  giải  bằng  cả  2  phương  pháp  là  không  đáng  kể.  Kết  quả  mô phỏng  được  thể  hiện  trên  cả  hai  phương  diện:  hình  ảnh  (đồ  thị),  số  liệu  (bảng  số liệu). Với những ưu điểm trên, phần mềm Stella được lựa chọn cho việc mô phỏng 

sự chu chuyển của As trong hệ sinh thái hồ Tây. 

1.4 Tổng quan về hồ Tây, Hà Nội

Hồ  Tây  nằm  ở  21o03’vĩ  độ  Bắc,  105o50’  kinh  độ  Đông  thuộc  quận  Tây  Hồ phía Tây Bắc nội thành Hà Nội, phía Bắc giáp đê bao Yên Phụ - Tứ Liên, phía Nam giáp  đường  Thụy  Khuê,  phía  Đông  giáp  đường  Thanh  Niên,  phía  Tây  giáp đường Lạc Long Quân. Trước đây, hồ Tây bao gồm cả hồ Trúc Bạch, từ sau khi đắp đường Thanh Niên hồ Trúc Bạch bị tách khỏi hồ Tây; tuy nhiên, giữa 2 hồ vẫn có sự trao đổi nước qua cống Trúc Bạch (cống cây Si) trên đường Thanh Niên. 

Hồ Tây là một hồ nước ngọt tự nhiên lớn nhất trong các hồ thuộc đồng bằng sông Hồng, được hình thành do sự đổi dòng của sông trong quá trình lịch sử để lại sông cụt và chuyển thành hồ [31]. Trước sự cố môi trường xảy ra ngày 1, 2 tháng 10 năm 2016, hồ Tây được coi là một hệ sinh thái tương đối đa dạng với hệ động - thực vật vô cùng phong phú. Do đó, hồ Tây được xếp vào 1 trong số 500 hồ có giá trị cần được bảo tồn trên thế giới (ILEC, 2001) [77].  

Các bản đồ về hồ Tây ở các giai đoạn khác nhau cho thấy, hồ có nhiều biến động về  diện tích và hình dáng nhưng cho đến nay diện tích hồ hầu như ổn định và ít biến đổi  (việc kè hồ đã được hoàn thành đúng dịp kỉ niệm 1000 năm Thăng Long - Hà Nội, năm  2010). Số liệu về diện tích hồ trước năm 1987 là 446 ha; số liệu đo đạc của Sở địa  chính Hà Nội năm 1987 là 515 ha; năm 1997 là 526,126 ha; diện tích hồ Tây sau khi  hoàn thiện toàn bộ bờ kè xung quanh hồ là 519,753 ha (chưa gồm diện tích hồ Vả: 

3,985 ha và hồ sen Quảng An: 3,779 ha) [37, 38].  

 

1.4.1 Điều kiện tự nhiên

Mặt nước hồ Tây có diện tích khoảng 520 ha, chu vi khoảng 18 km với dung tích nước gần 9 triệu m3 [26, 38]. Độ sâu của mực nước hồ từ 0,2 đến 2,8 m, tầng đáy hồ là một lớp bùn dày 0,2 đến 1,5 m gồm cát  lẫn đất sét (sét chiếm 80%), tại các  vùng  cống  thải  lớp  bùn  đáy  dày  hơn  so  với  các  vùng  khác  [26].  Hồ  gần  như được chia làm 2 phần: phần từ cống Đõ sang bán đảo Quảng An (Phủ Tây Hồ) trở lên phía Bắc gọi là hồ trên; phần còn lại là hồ dưới [26, 38].  

Bảng 1.1 Bảng tổng hợp nhiệt độ, lượng mưa, độ ẩm trung bình các tháng trong năm của Hà Nội từ năm 2011 đến năm 2015

Ghi chú: T: nhiệt độ ( o C); M: lượng mưa (mm); Â: độ ẩm (%)

Nguồn: Cục Thống kê thành phố Hà Nội [12], Viện khoa học Khí tượng thuỷ văn và Biến đổi khí hậu [41]

Khí hậu: Hồ Tây nằm trong vùng nhiệt đới gió mùa mang tính chất điển hình 

của  khí  hậu  Hà  Nội,  với  lượng  mưa  trung  bình  hàng  năm  1775  mm  (từ  2008  - 2013).  Trong  đó,  mùa  mưa  từ  tháng  5  đến  tháng  11  (mùa  hè)  chiếm  tới  hơn  80% tổng lượng mưa cả năm. Đặc biệt, vào giữa mùa hè tháng 7 và tháng 8, mỗi tháng 

có 16 - 18 ngày mưa với lượng mưa trung bình là 280 - 430 mm [12]. Lượng nước bốc  hơi  trung  bình  các  tháng  dao  động  từ  khoảng  51  mm  (tháng  3)  đến  86  mm 

(tháng  7)  (bảng  1.3)  [12],  phụ  thuộc  vào  gió,  nhiệt  độ  và  bức  xạ.  Lượng  bốc  hơi bình quân ngày ở giữa hồ dao động từ 3,7 đến 5,0 mm/ngày [41]. Độ ẩm không khí trung bình tháng của hồ dao động từ 80% đến 90% và thay đổi theo mùa. Vào mùa 

hè, hướng gió thịnh hành nhất là hướng gió Đông Nam, hồ Tây thường có lốc xoáy với cường độ khá mạnh. Vào mùa đông, khí trời thường rất lạnh và ít mưa, hướng gió thịnh hành là Đông Bắc [12, 41].  

Thuỷ văn:  Có  8  cửa  cống  chính  thông  với  hồ:  cống  Đõ  ở  phía  Nam  hồ,  trên 

đường Thuỵ Khuê thông với sông Tô Lịch; cống Xuân La; cống cây Si (cống Trúc Bạch) trên đường Thanh Niên thông với hồ Trúc Bạch; cống Tàu Bay (cạnh xưởng phim tài liệu vườn hoa Lý Tự Trọng); cống Quảng Bá; cống đầu dốc Yên Phụ; cống Khách sạn Tây Hồ; cống Cái gần công viên nước hồ Tây. Trong các cống này, chỉ 

có duy nhất cống Xuân La là nước chảy từ hồ ra ngoài vào tháng 8 đến tháng 10 khi 

mà lượng nước mưa trong hồ lớn, tất cả các cống còn lại đều là nước đổ vào hồ [37, 38]. Ngoài ra, còn có hàng trăm cống thoát nước mưa, nước thải đổ vào hồ.  

Địa chất hồ Tây:  hồ  Tây  có  nguồn  gốc  từ  sông  Hồng  trong  quá  trình  dịch 

chuyển và đổi dòng lòng sông. Vì vậy, trầm tích của hồ Tây là kết quả của quá trình 

kế thừa và phát triển trên nền trầm tích của sông Hồng, gồm 2 hệ trầm tích phức tạp giữa sông và hồ. Tầng trầm tích gồm 3 lớp: lớp trên cùng (0 - 0,2 m) là trầm tích bột sét pha cát giàu xác rong tảo; lớp thứ hai (0,2 - 0,6 m) là bột sét màu nâu với môi trường oxy hoá và lớp thứ ba (0,6 - 1,5 m) là bột sét màu xám đen. Trong toàn bộ tầng trầm tích này, thành phần sét chiếm khoảng 80%, cát dưới 10%, mùn hữu cơ 4 

- 12%, đây là nguồn dinh dưỡng cho các loài thuỷ sinh phát triển góp phần cải thiện môi trường hồ [26].  

1.4.2 Đặc điểm kinh tế xã hội khu vực quanh hồ Tây

Hồ  Tây thuộc  quận  Tây  Hồ,  là  một  trong  những  quận  nội  thành  của  Hà Nội, với diện tích 24,39 km2, gồm 8 phường, trong đó, 6 phường liên quan trực tiếp đến 

hồ  Tây  là  Thuỵ  Khuê,  Yên  Phụ,  Quảng  An,  Nhật  Tân,  Xuân  La  và  Bưởi.  Dân  cư 160,3  nghìn  người,  mật  độ  6.572  người/km2  [12],  tập  trung  đông  ở  phía  Nam  và Đông Nam của hồ. Bên cạnh lượng dân cư định cư, vùng quanh hồ Tây có khoảng