CHƯƠNG 1 TỔNG QUAN
1.3. Đánh giá rủi ro liên quan đến sử dụng nước thải đô thị trong nuôi trồng
thủy sản
1.3.1. Phương pháp đánh giá rủi ro và đánh giá nguy cơ, rủi ro của độc chất đến hệ thủy sinh vật hệ thủy sinh vật
• Đánh giá rủi ro môi trường
Đánh giá rủi ro môi trường nhằm xác định con người hay các yếu tố môi trường bị tác động tổn hại bởi ô nhiễm đất, nước và khơng khí. Rủi ro là sự kết hợp các xác suất, hoặc tần suất xảy ra của một mối nguy hiểm xác định và mức độ hậu quả xảy ra [Lê Thị Hồng Trân, 2008]:
Rủi ro = Nguy hại + Tiếp xúc
Đánh giá rủi ro bao gồm một hay toàn bộ các nội dung sau:
Xác định mối nguy hại: là xác định ảnh hưởng bất lợi mà một chất nào đó tự
thân nó có khả năng gây ra (trực tiếp), hoặc trong một số trường hợp, nó gây nên các tác động (gián tiếp). Điều này bao gồm xác định các đối tượng bị tác động và điều kiện môi trường mà chúng tiếp xúc.
Đánh giá ảnh hưởng: Là một hợp phần của phân tích rủi ro liên quan đến
việc lượng hóa tần suất và cường độ của tác động, phụ thuộc vào mứcđộ tiếp xúc với tác nhân có độc tính.
Đánh giá tiếp xúc: Là một hợp phần của phân tích rủi ro cho phép ước tính
sự phát thải, đường truyền và tốc độ chuyển động của một tác nhân trong môi trường, cũng như sự chuyển hóa hoặc phân hủy của nó, làm cơ sở để tính tốn nồng độ/liều lượng mà đối tượng quan tâm có thể bị tiếp xúc.
Đặc trưng hóa rủi ro: Xác định mức độ rủi ro để quyết định rủi ro nào cần
giảm thiểu. Nó bao gồm việc nghiên cứu nhận diện rủi ro và sự cân bằng giữa rủi ro và lợi ích của việc giảm thiểu nó [Lê Thị Hồng Trân, 2008]. Phân loại đánh giá rủi ro mơi trường được chỉ ra ở hình 1.5.
- Gen
Hình 1.5 Phân loại và nội dung của đánh giá rủi ro môi trường
ĐÁNH GIÁ RỦI RO MƠI TRƯỜNG
Đánh giá rủi ro sức khỏe (HRA) tiến trình sử dụng các thông tin thực tế để xác định sự phơi nhiễm của cá thể
hay quần thể đối với vật liệu nguy hại hay hoàn cảnh nguy hại
Đánh giá rủi ro sinh
thái (EcoRA): chú
trọng đến quần thể, quần xã và những ảnh hưởng của các chất lên tỷ lệ tử vong và khả năng sinh sản. EcoRA đánh giá trên diện rộng trên nhiều sinh vật.
Đánh giá rủi ro công nghiệp (IRA)
Rủi ro do các nguồn vật
lý (được quan tâm nhiều
nhất là những rủi ro về
bức xạ từ các nhà máy hạt nhân hoặc các trung tâm nghiên cứu hạt nhân).
Rủi ro do hóa chất
Rủi ro sinh học (đánh giá
rủi ro đối với lĩnh vực an toàn thực phẩm, hoặc
đánh giá rủi ro đối với
những sinh vật biến đổi gen).
Đánh giá rủi ro đối với các địa điểm đặc biệt
có sự phát thải khơng theo quy trình
Đánh giá rủi ro đối với
các địa điểm đặc biệt có sự phát thải theo quy trình Đánh giá rủi ro trong giao thông Đánh giá rủi ro trong việc lập kế hoạch tài chính Đánh giá rủi ro sản phẩm và đánh giá chu trình sản phẩm Đánh giá rủi ro sinh thái do hóa chất Đánh giá rủi ro sinh thái đối với các hóa chất bảo vệ thực vật
Đánh giá rủi ro sinh thái đối với sinh vật biến đổi gen.
• Quy trình đánh giá rủi ro và cách tính hệ số rủi ro
Đánh giá rủi ro có thể thực hiện ở 3 cấp độ: 1- mơ tả định tính; 2- Đánh giá bán định lượng, 3- đánh giá định lượng. Ở mỗi cấp độ, nhiệm vụ được thực hiện để cung cấp thông tin gồm: Xác định mối nguy hại, đánh giá phơi nhiễm, đánh giá liều- phản ứng, mơ tả đặc tính rủi ro. Các thơng tin này được sử dụng để ra quyết định có cần phải tiếp tụcthực hiện đánh giá cấp độ cao hơn không. Quy trình đánh giá rủi ro mơi trường tổng qt được chỉ ra ở hình 1.6.
Hình 1.6 Quy trình đánh giá rủi ro môi trường tổng quát
[Nguồn: Casarett and Doull's, 2001]
• Đánh giá rủi ro hệ sinh thái (EcoRA)
Đánh giá rủi ro sinh thái là đánh giá khả năng gây tác động bất lợi cho hệ sinh thái do phơi nhiễm với một hay nhiều tác nhân (US-EPA, 1998). Đánh giá rủi ro sinh thái cung cấp thông tin cho các quyết định và môi trường để quản lý rủi ro. Quá trình này dựa trên hai yếu tố: đặc tính tác động và đặc tính tiếp xúc, nhấn mạnh vào 3 giai đoạn của đánh giá rủi ro là xác định vấn đề, giai đoạn phân tích và giai đoạn mơ tả đặc tính rủi ro. Rủi ro sinh thái có thể được hiển thị bằng nhiều cách
Xác định mối nguy hại
Đánh giá liều – phản ứng Đánh giá phơi nhiễm
Mô tả rủi ro
khác nhau: định tính (có hoặc khơng có rủi ro), bán định lượng (rủi ro yếu, trung bình, hoặc cao), rủi ro theo xác suất (rủi ro là x%) [Phạm Kim Phương và nnk, 2007].
Đánh giá rủi ro sinh thái chủ yếu dựa trên giá trị sinh thái của từng vị trí và khả năng suy giảm các giá trị sinh thái này trong tương lai do các tác động của con người gây ra. Tính khơng chắc chắn trong việc xác định giá trị, tần suất của các tác động và khả năng đáp ứng với các tác động cần được xác định và đánh giá như là một phần trong đánh giá rủi ro. Đối với người thì chỉ tập trung vào đánh giá rủi ro về mặt sức khỏe, còn đối với từng hệ sinh thái cần phải được đánh giá trong đánh giá rủi ro sinh thái. Một hệ sinh thái bao gồm các quần xã trong mối tương tác vật lý với mơi trường xung quanh như năng lượng, khí, nước, khống và đất.
Đánh giá rủi ro bao gồm 3 giai đoạn: thiết lập, phân tích và nhận diện rủi ro. Trong giai đoạn thiết lập, những nhà xác định rủi ro sẽ ước lượng mục đích và lựa chọn các điểm tới hạn để đánh giá, thiết lập mơ hình và phát triển kế hoạch phân tích. Trong giai đoạn phân tích, sẽ tiến hành đánh giá quá trình phơi nhiễm và mối quan hệ giữa tác nhân và tác động sinh thái kèm theo. Còn giai đoạn cuối là đánh giá rủi ro thơng qua tổng hợp các đặc tính phơi nhiễm và đặc tính phản hồi của tác nhân. Sau đó, xác định thiệt hại đến hệ sinh thái. Những dữ liệu cần phục vụ cho việc đánh giá rủi ro sinh thái bao gồm:
- Xác định độc tính đối với động vật hoang dã, sinh vật dưới nước, thực vật, và các loại côn trùng;
- Các sự cố môi trường;
- Sự vận chuyển của chất ô nhiễm trong mơi trường; - Ước tính nồng độ chất ô nhiễm;
- Xác định các tuyến phơi nhiễm với động vật và thực vật;
- Thơng tin về khí hậu, điều kiện tự nhiên và hiện trạng môi trường;
Việc đánh giá và mô tả rủi ro cho các hệ thống sinh thái, bao gồm rất nhiều các sinh vật sống dưới nước và trên cạn, cũng như trong nước mặt và nước ngầm. Đánh giá rủi ro sinh thái xem xét đến những vấn đề phức tạp và rộng lớn hơn bao
gồm nhiều loài hơn so với đánh giá rủi ro sức khỏe con người: cá, lồi khơng xương sống sống dưới nước, các loài thực vật trên cạn và dưới nước, các lồi động vật có vú, động vật lưỡng cư [Sandeerp, 2011].
Phương pháp thương số - “the quotient” được biết đến là một phương pháp phổ biến nhất của mơ tả đặc tính rủi ro bán định lượng. Phương pháp này chủ yếu tính tỷ lệ (hoặc thương số) giữa nồng độ gây tác động dự báo (PEC) hoặc nồng độ gây tác động đo đạc (MEC) và nồng độ dự báo ngưỡng không gây tác động (PNEC). Giá trị nồng độ ngưỡng này có thể được ước tính từ các dữ liệu sẵn có trong tài liệu cho những chất tinh khiết, các tiêu chuẩn, quy định liên quan và sử dụng những giá trị đo đạc thí nghiệm (các thí nghiệm sinh học –bioassays) đối với môi trường. Đây là phương pháp được sử dụng rộng rãi trong các đánh giá rủi ro môi trường. Đối với đánh giá rủi ro môi trường và sinh thái [European Chemicals Bureau, 2003]:
RQ= MEC (PEC)/PNEC (1.1)
Trong đó: RQ: Hệ số rủi ro
MEC: Nồng độ gây tác động qua đo đạc PEC: Nồng độ gây tác động qua dự báo
PNEC: Nồng độ dự báo ngưỡng không gây tác động
Khi: RQ <1: Rủi ro thấp RQ ≥ 1: Rủi ro cao
Ngồi ra có thể đánh giá rủi ro sinh thái với cấp độ chi tiết hơn: RQ từ 0,01 đến <0,1: Rủi ro thấp
RQ từ 0,1 đến <1: Rủi ro trung bình RQ ≥ 1: Rủi ro cao
Khi giá trị thương số (quotient) RQ ≥1, rủi ro được xem là đáng kể. Trong một số trường hợp có thể tính RQ như sau:
Phơi nhiễm cấp tính: RQ = EEC/LD50 (1.2) Phơi nhiễm mãn tính: RQ = EEC/NOAEL (1.3) Trong đó:EEC là nồng độ độc chất trong mơi trường
Giá trị nồng độ môi trường qua đo đạc (MEC) được xác định qua việc phân tích thực nghiệm. Cịn giá trị nồng độ mơi trường dự báo được ước tính sử dụng mơ hình tốn học dự đốn cho hai quy mô địa lý: vùng và địa phương. Đối với nguồn phân tán mơ hình khu vực dựa trên các mơi trường đại diện ước tính nồng độ mơi trường trung bình và cung cấp thơng tin cho các chất đặc biệt trên môi trường quan tâm (khơng khí, đất, nước, trầm tích). Giá trị nồng độ dự báo ngưỡng (PNEC) có thể được ước tính từ dữ liệu về độc tính cho các chất liên quan. Những dữ liệu này có thể bao gồm các phép đo độc tính cấp tính hoặc mãn tính đối với các lồi khác nhau trong các thử nghiệm qui mơ phịng thí nghiệm hoặc các phép đo độc tính (ít găp hơn) được thực hiện trong lĩnh vực này. PNEC có thể được xác định từ các dữ liệu này thông qua ngoại suy sử dụng “điều kiện áp dụng” thích hợp để loại trừ sự khác biệt giữa các điều kiện thử nghiệm thực hiện [Craggs, 2005; Edwards, 1992, Xiaowei, 2012]. Nồng độ dự báo ngưỡng không gây ảnh hưởng (PNEC) được xác định dựa trên dữ liệu tác động đến mơi trường, chẳng hạn như gây độc cho cá, lồi động vật không xương sống hay tảo thể hiện qua các giá trị EC10, LC50 hoặc NOEC chia cho một hệ số an toàn AF (Assessment factor). Đối với nghiên cứu cấp tính, hệ số an tồn có giá trị bằng 1000 được áp dụng cho các giá trị EC50. Nghĩa là giá trị EC50 của loài cá sau khi tiếp xúc 48 giờ bằng 50mg/L thì giá trị PNEC cho cá là 0,05mg/L. Đối với các nghiên cứu mãn tính, hệ số an tồn là nhỏ hơn (trong khoảng 1-100). Trong trường hợp khơng có tác dụng với các nghiên cứu cấp tính, PNEC được lấy bằng 1/1000 độ tan trong nước của độc chất; tương tự nhưvậy nếu khơng có tác dụng trong các nghiên cứu mãn tính, PNEC sẽ là 1/100 hoặc thậm chí bằng 1/10 độ tan trong nước [Michael và Jose, 1998].
Độ tin cậy của đánh giá phụ thuộc đáng kể vào chất lượng của dữ liệu sử dụng (như giá trị MEC) và vào chất lượng và tính phù hợp của các giá trị ngưỡng nồng độ dự báo sử dụng (PNEC). Mặc dù có thể có sự khơng chắc chắn liên quan đến MEC và PNEC dùng trong đánh giá rủi ro, việc sử dụng hệ số rủi ro để nhận biết các vấn đề tiềm năng cần quan tâm vẫn rất có ích. Tính khơng chắc chắn có thể giảm thiểu được bằng việc lựa chọn cẩn thận những nguồn dữ liệu có chất lượng tốt
và các giá trị ngưỡng phù hợp hoặc những dữ liệu này cần được mô tả để việc sử dụng các kết quả đánh giá rủi ro sau này sẽ xét được ảnh hưởng có thể có của tính khơng chắc chắn đó. Tính khơng chắc chắn cũng có thể gia tăng theo sự biến thiên của các giá trị RQ tính được. Phép đo đầu tiên về tính khơng chắc chắn được thực hiện bằng cách tính các giá trị của RQ ở mức trung bình và cao nhất (trường hợp xấu nhất về sinh thái hay sức khỏe con người) để so sánh. Việc định lượng đầy đủ hơn tính khơng chắc chắn có thể thực hiện bằng cách sử dụng lấy mẫu ngẫu nhiên các cặp MEC và PNEC và lặp lại nhiều lần để xác định tỷ lệ phần trăm (xác suất) của các giá trị đo đạc vượt giá trị ngưỡng.
Rosa Aiello và nnk (2013) đã đánh giá các nguy cơ sức khỏe liên quan đến việc tái sử dụng nông nghiệp xử lý nước thải đơ thị ở miền đơng Sicily, Italy. Thí nghiệm kéo dài từ 2004 đến 2009 cho thấy nguy cơ lây phơi nhiễm Rotavirus, Campylobacter và Cryptosporidium đối với rau diếp trồng với phương pháp tưới tiêu không hạn chế với nước thải được xử lý từ hệ thống đất ngập nước nhân tạo. Amin và nnk (2013) đã nghiên cứu sự tích lũy kim loại nặng (Cu, Ni, Zn, Cr, Fe, Mn, Co, Pb) rau xanh trồng sử dụng nước thải tưới khu vực Mardan, Pakistan. Mangan đã phát hiện sự tích lũy kim loại ở các phần ăn được của hành tây Allium cepa với mức 28,05 mg/kg. Mức tích lũy của tất cả các kim loại khác thử nghiệm phát hiện thấy đều cao hơn đáng kể trong rau tưới bằngnước thải so với dùng nước giếng để tưới. Do vượt giới hạn cho phép nên đã khuyến cáo người tiêu dùng sử dụng các loại rau được tưới bằng nước thải có thể bị phơi nhiễm kim loại nặng quá mức dẫn đến nguy cơ, rủi rosức khỏe.
Nghiên cứu của Gupta và nnk (2010) về sự tích tụ sinh học của các kim loại nặng trong rau sử dụng nước thải đô thị để tưới tiêu cho thấy xu hướng tích tụ các kim loại nặng trong đất là Fe>Pb> Mn> Cr> Cd. Sự tích tụ giữa 3 loại thực vật được trồng trên đất này cũng khác nhau và khác nhau giữa phần gốc và phần ngọn. Nghiên cứu khác của Avci và Deveci (2013) đã phân tích nồng độ một số kim loại nặng trong phần ăn được của nhiều loại thực vật trồng trên đất sử dụng nguồn tưới nước thải. Kết quả cho thấy nồng độ Co là từ 0,03 đến 0,66 mg/kg, Mo: 0,1- 3,2
mg/kg, Zn: 8 – 148 mg/kg trong hạt ngô, lá bạc hà và các loại rau, Cd: 0,01- 0,05 mg/kg, Cr: 2-5,5 mg/kg, Cu: 6- 47 mg/kg, Ni: 0,6- 6,7 mg/kg và Pb: 0,2- 3,5 mg/kg trong ngô và bạc hà. Mặc dù hàm lượng kim loại trong hạt gạo là thấp hơn hầu hết những phần khác của cây và vẫn nằm trong giới hạn cho phép, việc hạn chế và có biện pháp can thiệp vẫn rất được khuyến khích bởi nguy cơ phơi nhiễm cao thơng qua việc tiêu thụ sản phẩm thường xun. Như vậy, có sự tích lũy sinh học của các kim loại nặng trong các sản phẩm nông nghiệp do hoạt động tưới tiêu của con người.
Tại Ấn Độ, cũng đã có những bằng chứng về ảnh hưởng tiêu cực của việc sử dụng nước thải đô thị cho hoạt động nông nghiệp. Mẫu nước, đất và hạt ở gần khu vực sơng Sabarmati được phân tích chỉ ra rằng có sự tăng mức độ một số kim loại nặng (Cd, Cr, Cu) trong nước sông và (Cr và Cu) trong nước giếng. Mức độ chì cao được tìm thấy trong hạt lúa mỳ được tưới bằng nguồn nước ngầm bị ô nhiễm. Những kim loại nặng (Cd, Pb, và Zn) được đặc biệt chú trọng trong và xung quanh Delhi, khi mà nhiều nghiên cứu chỉ ra mức độ cao vượt mức tiêu chuẩn của Ấn Độ theo luật chống pha trộn thực phẩm ở một số loại rau phổ biến như cải bó xơi, đậu bắp, súp lơ.
Trong một số trường hợp ngay cả khi những kim loại nặng khơng được tìm thấy trong mẫu nước thải (có thể do nồng độ dưới ngưỡng phát hiện), thì một số kim loại vẫn được tìm thấy trong thực vật cũng như mẫu đất trầm tích như trong nghiên cứu của Chisanga (2004).
1.3.2. Nguy cơ, rủi ro và ảnh hưởng gây độc của asen
Asen là một ngun tố khơng cần thiết có thể gây độc cho con người, tuy nhiên do phân bố rộng rãi trong môi trường As gây nguy cơ phơi nhiễm cao cho người. Con đường chính của việc tiếp xúc với các loại khác nhau của As (vô cơ và hữu cơ) là thông qua ăn uống (trong thực phẩm, đồ uống), qua da [Laxen và nnk, 1981; Mara và nnk, 2001].