M, LS Thái Dố lượng loài cá Vương (sunfish species) ược (Bass) và cá
a) Chỉ thị sinh học áp dụng cho các con sông và vùng đất ngập nước
Về phương diện lịch sử và trên cơ sở toàn cầu, việc xây dựng chỉ thị sinh học cho
đánh giá chất lượng các hệ sinh thái nước ngọt có nhiều tiến bộ hơn so với các hệ sinh thái biển và cửa sông. So với các hệ sinh thái biển, các hệ sinh thái nước ngọt có tính dễ bị tổn thương lớn hơn đối với sự xáo trộn (chẳng hạn, giảm cả khả năng pha loãng chất thải lẫn khả năng đệm hoá chất) và sự xáo trộn do con người đối với các thuỷ vực nội địa cũng như các lưu vực của chúng cũng lớn hơn. Các hệ sinh thái nước ngọt cũng thường dễ tiếp cận và nghiên cứu hơn. Do tất cả các lý do kể trên, có thể hy vọng rằng việc xây dựng các phương pháp chuẩn cho quan trắc sinh học trong các hệ sinh thái này sẽ có nhiều ưu điểm hơn. Những yếu tố khác giải thích cho sự chậm trễ hơn trong quá trình xây dựng chỉ thị đánh giá chất lượng nước của các hệ sinh thái biển và cửa sông sẽđược liệt kê ở phần sau.
Thực tế, tất cả các quần thể và quần xã động vật, thực vật có thể dùng làm chỉ thị được xây dựng cho sông, hồ và đất ngập nước Australia, chẳng hạn như tảo, động vật không xương sống cỡ lớn và cá, đều là những loài thuỷ sinh thực sự và do đó chịu rủi ro lớn nhất từ các thành phần có trong nước (xem thêm "các taxa khác" ở bên dưới).
• Tảo
Tảo thoả mãn nhiều tiêu chí đòi hỏi đối với taxa chỉ thị hiệu quả (Hellawell 1986) và do chúng giữ vai trò nền tảng trong chuỗi thức ăn và trong chức năng hệ sinh thái nên chúng chứng thực xác đáng cho kết luận trong các chương trình quan trắc sinh học. Chúng đặc biệt thích hợp cho những điều tra có liên quan đến những chất dinh dưỡng vô cơ và hữu cơ, và có thể, theo lý thuyết, so với những chỉ thịđộng vật không xương sống thông thường, chúng thể hiện những thay đổi sớm hơn và tại một giai
đoạn nhiễm bẩn sớm hơn.
và các thuỷ vực nước chảy chậm hoặc bị ngăn dòng để đánh giá mức độ phú dưỡng. Trong các sông cạn, phương pháp đo sinh khối của các tảo bám (periphyton) và tốc độ
tăng trưởng của chúng (sự tăng lên của sinh khối trong tự nhiên theo thời gian) được sử dụng rộng rãi đểđo đạc/quan trắc sựđa dạng. Tỷ lệ của tổng vật chất hữu cơ (được
đo bằng sinh khối khô không có tro) so với sinh khối tự dưỡng (đo bằng chlorophyll a) trong periphyton, được gọi là Chỉ số Tự dưỡng. Đây là một phép đo ảnh hưởng ô nhiễm hữu cơ của dòng chảy khá hiệu quả. Những kỹ thuật này đã được nghiên cứu ở
New Zealand, nhưng để phát triển cho các chương trình quan trắc của Úc thì chưa
được hướng dẫn hoặc không thực sự có thể dùng được, đặc biệt đối với các dòng chảy theo mùa và tạm thời.
Các chỉ số sinh học dựa cơ sở trên sự phong phú của loài trong quần xã tảo đã
được sử dụng rộng rãi trong quan trắc sinh học ở bán cầu bắc. Đầu tiên, chỉ số phân huỷ (saprobic index) được sử dụng rộng rãi ở châu Âu để đo đạc mức độ ô nhiễm hữu cơ. Mặc dù một số quốc gia vẫn áp dụng chỉ số phân huỷ, nhưng các cấp phân loại của chúng cho các thuỷ vực trong một biên độ rộng của sự ô nhiễm thường nên được xem là không nhạy cảm, do đó những chỉ số phản ánh các biên độ ô nhiễm khác đã được giới thiệu. Đó là các chỉ số sinh học nói chung và chỉ số đa dạng trên cơ sở các quần xã tảo silic. Nhiều sinh cảnh có những taxon tảo phân bố toàn cầu chiếm ưu thế
(thường là periphyton trong dòng chảy). Do đó có thể sử dụng thông tin sinh thái học trong các tài liệu về những sinh cảnh đó.
Khi hệ thực vật có những taxon bản địa chiếm ưu thế, sử dụng chỉ sốđa dạng có thể thích hợp hơn, vì việc giải thích dữ liệu không phụ thuộc vào những hiểu biết về
các biên độ sinh cảnh. Tuy nhiên, những đáp ứng của những chỉ số này cần được đánh giá cho các điều kiện địa phương, bởi không có những "điểm kỳ diệu" trong những chỉ
số này có mối quan hệ chắc chắn với sự ô nhiễm. Một vấn đề thông thường với nhiều chỉ số này là chúng có ít cơ sở sinh lý học, mà thường xuất phát từ các cơ sở về phân bố (và sự tương quan).
Các mô hình dự báo đưa ra một tiếp cận tương đối mới đối với việc đánh giá chất lượng nước. Việc xây dựng và ứng dụng những mô hình này vẫn đang được thảo luận trong một số tờ báo và đã được ứng dụng cho động vật không xương sống cỡ lớn ở
sông. Tiếp cận này cũng có thể có khả năng áp dụng cho tảo và không bị giới hạn đối với thủy vực nước chảy. Một mô hình cho tảo si líc sống bám đã được xây dựng cho sông, suối của Vương quốc Anh. Các tiếp cận mô hình tương tự cũng được thử nghiệm
ở Úc. Đây là mọt phần của Chương trình Chất lượng sông quốc gia. Một trong những khó khăn chính nảy sinh khi quần xã tảo được sử dụng cho đánh giá sinh học đó là các khoá phân loại học không sẵn có cho môi trường địa phương. Điều cần thiết là quan
trắc bên ngoài những đo đạc sinh khối đơn giản sẽ đòi hỏi những người điều kiển có kỹ năng - ít nhất đối với các trạng thái của các loài hoặc mức độ di truyền trong phân loại học.
Charles et al. (1994) giả thiết rằng tiếp cận palaeolimnological cần được kết hợp chặt chẽ trong các chương trình quan trắc sinh học như một phương pháp xác định xu hướng. Ông cho rằng dữ liệu về trầm tích cũng quan trọng trong đánh giá xu hướng nước mặt bởi lẽ nó cung cấp các thông tin về trạng thái tự nhiên của các điều kiện đã có trước khi có những thay đổi do tác động của con người, cũng như về điều kiện tự
nhiên và mức độ của các thay đổi và xu hướng tự nhiên trước khi chương trình quan trắc bắt đầu. Phú dưỡng và axit hoá là hai vấn đề chất lượng nước được biệt hữu ích trong các nghiên cứu palaeolimnological. Cần chú ý rằng các nghiên cứu palaeolimnological không thể được thực hiện trong các môi trường xói lở và do đó không phù hợp với quan trắc sinh học cho dòng chảy. Nghiên cứu này có khả năng áp dụng đối với cửa sông, hồ chứa và đất ngập nước.
• Động vật không xương sống cỡ lớn
Động vật không xương sống ởđáy bao gồm tập hợp nhiều loài sinh vật sống trên hoặc trong nền đáy của sông, hồ và các vùng đất ngập nước. Sinh cảnh thích hợp bao gồm gỗ, thực vật thuỷ sinh, trầm tích sinh vật dạng mịn và các nền vô cơ như cát, đá và sỏi. Những động vật không xương sống này có các kích cỡ khác nhau, nhưng phần lớn là nhỏ hơn 2 cm chiều dài và cần được định loại với sự hỗ trợ của kính phóng đại. Các nhau phân loại chính là côn trùng, giáp xác, thân mềm, giun dẹt và giun đốt. Phần lớn động vật không xương sống là những thành phần quan trọng của các hệ sinh thái. Chúng ăn các tảo bám (và có thể hạn chế sự nở hoa của một số nơi), hỗ trợ sự phân huỷ các hợp chất hữu cơ và chu trình sinh dưỡng, đồng thời chúng cũng có thể trở
thành thức ăn cho các động vật ăn thịt (ví dụ như cá).
Động vật không xương sống ởđáy là những sinh vật thường được dùng cho quan trắc sinh học của các hệ sinh thái nước ngọt ở nhiều nơi, trong đó có Australia. Bởi lẽ
chúng có mặt trong phần lớn các sinh cảnh; tính di chuyển của chúng thường bị hạn chế; chúng dễ thu mẫu với những kỹ thuật truyền thống; và chúng khá đa dạng đảm bảo một biên độ rộng về tính nhạy cảm đối với sự thay đổi về cả chất lượng nước và cả
sinh cảnh. Có nhiều dạng sống trong trầm tích, do đó, các quần xã cư trú, hoặc những taxon đại diện, phần lớn là sự lựa chọn thông thường cho việc đánh giá độc tính của trầm tích. Một số loài động vật không xương sống cũng sống trong một thời gian đủ
dài (chẳng hạn như thân mềm và giáp xác) để có thể trở thành những chỉ thị tích luỹ
ô nhiễm được sử dụng để giải thích chất lượng sinh cảnh và mức độ ô nhiễm nước. (Đáp ứng của các taxon khác nhau đối với các dạng ô nhiễm hoá học đã được tư liệu khá đầy đủ cho các thuỷ vực thuộc bán cầu bắc. Trong khi những thông tin này đã có
đối với phần lớn Úc và New Zealand, chúng vẫn không được tổng hợp từ những báo cáo riêng lẻ.
Với tính phổ cập và những ưu điểm vốn có đối với quan trắc sinh học cho chất lượng nước, động vật không xương sống cỡ lớn được lựa chọn như nhóm chỉ thị chính
được xây dựng cho đánh giá sinh học sông, suối của Úc trong Chương trình Sức khỏe các con sông Quốc Gia (Schofield & Davies 1996). Nhiều nghiên cứu đã được công bố đã sử dụng động vật không xương sống ở đáy trong đánh giá chất lượng nước ở Úc (chẳng hạn, các bài báo chuyên đề của Australian Journal of Ecology, Vol. 20, Issue 1 (1995). Phân tích các dữ liệu về động vật không xương sống thường được hỗ trợ bởi tính toán 1 hoặc nhiều phép đo khác hoặc các chỉ số chẳng hạn như chỉ số đa dạng hoặc phần trăm quần xã bao gồm các nhóm nhạy cảm ô nhiễm. Những đo đạc này cũng đã được xây dựng ở một số nơi trên cơ sở những hiểu biết về khả năng chống chịu ô nhiễm của một số taxon thông thường. Ví dụ, Chỉ số Quần xã Động vật không xương sống cỡ lớn (Macroinvertebrate Community Index (MCI) (Stark 1985, 1993) đã
được phát triển ở New Zealand và hiện đang được Hội đồng địa phương sử dụng rộng rãi để xác định và quan trắc sự suy thoái chất lượng nước. Tương tự, Chessman (1995)
đã phát triển chỉ số SIGNAL (Stream Invertebrate Grade Number — Average Level) cho động vật không xương sống, xác định cho mức phân loại họ ở vùng đông nam Australia. Những chỉ số sinh học này dựa cơ sở giả thuyết rằng khả năng chống chịu ô nhiễm thay đổi giữa các loài hoặc giữa những taxon lớn hơn.
Tuy nhiên, có hai vấn đềđã nảy sinh trong phát triển và áp dụng điểm số về khả
năng chống chịu ô nhiễm ở Úc và New Zealand. Đầu tiên, phần lớn thông tin về khả
năng chống chịu có liên quan đến ô nhiễm hữu cơ, mặc dù ngày càng nhiều các vấn đề
liên quan đến khả năng chống chịu đối với axit hoá và kim loại nặng (xem các ý kiến bên trên); và ở Australia còn phức tạp hơn do phần lớn thông tin về khả năng chống chịu ô nhiễm đều xuất phát từ các nghiên cứu về các vùng đông nam và tây nam ôn hoà. Thứ hai, một số nhóm động vật không xương sống ít thông tin về phân loại học ở
mức chi hoặc loài; do đó nhiều chỉ số về khả năng chống chịu được phát triển cho mức họ hoặc mức định danh lớn hơn. Cần thừa nhận rằng trong một số nhóm, các taxon thành phần có thể thay đổi nhiều về khả năng chống chịu của chúng.
Ngoài phân tích về thành phần và cấu trúc của quần xã động vật không xương sống cỡ lớn, những đo đạc về nhóm chức năng dinh dưỡng là những đo đạc quần xã khác đôi khi được sử dụng cho việc xem xét những đáp ứng quần xã đối với chất
lượng nước. Các nhóm chức năng phản ánh mức độ dinh dương (động vật ăn thực vật, detritivores and động vật ăn thịt) và do đó phản ánh các nguồn thức ăn hiện tại. Loài
ưu thế của mỗi nhóm thức ăn nào đó tại một vị trí (chẳng hạn, từ phương pháp nạo vét, phương pháp lọc) là những chỉ thị cho một chất ô nhiễm hoá học nào đó. Mặc dù đây là phương pháp phù hợp ở Bắc Mỹ (Resh & Jackson 1993), nó lại ít phổ biến ở Úc. Choy et al. (1997) và Choy and Marshall (1999) đã chứng minh rằng những thay đổi trong các nhóm chức năng dinh dưỡng - cùng với những thay đổi trong thành phần quần xã - tại những mặt cắt của dòng chảy, chịu ảnh hưởng của những biến đổi của chế độ dòng chảy của đông nam Queensland (ngăn nước ở hạ lưu). Cách tiếp cận phụ
thuộc vào chức năng chính xác của các taxon đối với các nhóm dinh dưỡng, thông tin về chúng không được tài liệu hoá toàn diện cho các động vật không xương sống trong dòng chảy của Úc.
• Cá nước ngọt
Ở một số nơi, cá rất có tiềm năng được sử dụng trong đánh giá sinh học của chất lượng nước. Khu hệ cá nước ngọt của Australiacó tính đa dạng cao ở miền bắc của lục
địa, tính đa dạng thấp ở miền nam và trong nội địa. Ngoài ra, phần lớn khu hệ cá nội
địa miền nam, bao gồm cả những loài ngoại lai, hiện tại được coi là khu hệ cá chiếm
ưu thế cả về số lượng và sinh khối tại nhiều vùng và có những ảnh hưởng quan trọng
đến các quần thể cá bản. Được biết đến nhiều nhất trong số đó là cá chép, cá hồi và cá muỗi châu Âu. Khu hệ cá cũng có tỷ lệ tương đối cao các loài có giai đoạn sống di trú
ở biển và vùng cửa sông. Ở New Zealand, sự phân bố của các loài cá có những đặc tính riêng . Thực vậy, tại tất cả các vĩ độ, khoảng 75% khu hệ cá bản địa là nước lợ. Do đó, việc sử dụng các quần xã cá nước ngọt cho lĩnh vực đánh giá sinh học của chất lượng nước và sinh cảnh không được khuyến nghịở New Zealand.
Đánh giá sinh học sử dụng cá nước ngọt đã được thực hiện với một số biện pháp
ở Úc:
Đánh giá sự thay đổi về tính đa dạng, cấu trúc quần thể, thêm hoặc bớt của một số loài đơn lẻ;
Đánh giá sự thay đổi trong thành phần cấu trúc quần xã;
Đánh giá sự thay đổi sinh lý và sinh hoá trong mô tế bào cá;
Đánh giá hàm lượng chất ô nhiễm trong tế bào mô cá;
Đánh giá độc tố học của nước xung quanh hoặc các nguồn nước.
Những phương pháp trên chưa được kiểm chứng đầy đủ về khả năng ứng dụng ở
thiếu những nền tảng thông tin về tháp dân số loài cá và điều kiện sinh thái của chúng. Cũng khó xác định được mối quan hệ giữa dữ liệu về môi trường nền và sự phong phú các loài cá do còn thiếu thông tin cần thiết, hạn chế nghiên cứu về các cá thể loài riêng biệt. Davies (1989, 1992) cho rằng để có thể tiến hành bất kỳ phép tính toán và đánh giá về mặt sinh thái nào cũng đòi hỏi phải có số liệu dẫn chứng cụ thể về mối liên hệ
giữa điều kiện thủy văn và sự phong phú loài. Thêm vào đó, cách tiếp cận dựa vào các dẫn chứng so sánh về cấu trúc cộng đồng là thiết thực và phù hợp cho vùng phía Nam và nội địa Úc, là vùng có đặc trưng đa dạng loài thấp, sự dao động của tính đa dạng loài là lớn (do bị chi phối từ những thiên tai,sự cố bất ngờ), và tính trội của những loài ngoại lai cũng cao. Vì vậy đòi hỏi phải có những nghiên cứu chi tiết về tháp dân số các loài cá cho những vùng này (bao gồm gần như toàn bộ diện tích châu lục Úc).
Cuối cùng, các phép tính đánh giá sinh học cũng cần xem xét phạm vi trong đó các loài cá và quần thể cá có tương tác với các điều kiện lý hóa của môi trường. Nhiều loài cá vùng đất ngập nước và vùng nước sông chỉ thích nghi được một phần khi chuyển vào sống trong vùng chuyển giao dữa hai dạng môi trường sống. Ởđây phải kể đến cả những tác động tự nhiên và do con người gây cản trở cho sự phát triển dân số
các quần thể cá. Điều này cần đặc biệt lưu ý khi đánh giá những biến động trong mật
độ loài cá vùng nước chảy dể có những giải pháp quản lý vùng và duy trì quần thể cá.