Luận án Tiến sĩ Kỹ thuật: Nghiên cứu quy luật tích lũy kim loại nặng của con nghêu Meretrix Lyrata ở cửa biển bằng phương pháp mô hình hóa

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO TRƢỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOA HÀ NỘI ------------------------------- BÙI ĐẶNG THANH NGHIÊN CỨU QUY LUẬT TÍCH LŨY KIM LOẠI NẶNG CỦA CON NGHÊU MERETRIX LYRATA Ở CỬA BIỂN BẰNG PHƢƠNG PHÁP MÔ HÌNH HÓA

LUẬN ÁN TIẾN SĨ KỸ THUẬT

HÀ NỘI - 2010

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO TRƢỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOA HÀ NỘI ------------------------------- BÙI ĐẶNG THANH NGHIÊN CỨU QUY LUẬT TÍCH LŨY KIM LOẠI NẶNG CỦA CON NGHÊU MERETRIX LYRATA Ở CỬA BIỂN BẰNG PHƢƠNG PHÁP MÔ HÌNH HÓA Chuyên ngành: Quá trình thiết bị công nghệ hóa học

Mã số: 62.52.77.01

LUẬN ÁN TIẾN SĨ KỸ THUẬT

NGƢỜI HƢỚNG DẪN KHOA HỌC:

GS.TS. PHẠM VĂN THIÊM HÀ NỘI - 2010

LỜI CAM ĐOAN

Tôi xin cam đoan đây là công trình nghiên cứu của riêng tôi. Các số

liệu, kết quả đƣợc nêu trong luận án là trung thực và chƣa từng đƣợc cá nhân

hay tổ chức khoa học nào công bố trên bất kỳ công trình nào khác trong và

ngoài nƣớc.

Bùi Đặng Thanh

DANH MỤC CÁC KÍ HIỆU, CHỮ VIẾT TẮT

Viết tắt AVS BAF BSAF

Tên tiếng Anh Acid-volatile sulfides Bioaccumulation factor Biota-sediment accumulation factor Counts per second

CPS

CRC DO DEB F-AAS

FGEST

GF-AAS

HG-AAS

Tên tiếng Việt Hợp chất sulfite bay hơi axit Hệ số tích lũy sinh học Hệ số tích lũy sinh học trong trầm tích Số đếm ion trên giây (đơn vị đo của ICP-MS) Buồng phản ứng va chạm Oxy hòa tan Dự trữ năng lƣợng động học Phổ hấp thụ nguyên tử chế độ ngọn lửa Trao đổi cơ chất độc hại qua dinh dƣỡng và mang Phổ hấp thụ nguyên tử chế độ lò graphit Phổ hấp thụ nguyên tử chế độ bay hơi hydrit Sắc ký lỏng hiệu quả cao

HPLC

Phổ khối plasma cảm ứng cao tần

ICP-MS

ICP-OES

Phổ phát xạ quang plasma cảm ứng cao tần Phân biệt đối xử động năng Hợp chất metallothionein Cục Bảo vệ Môi trƣờng Hoa Kỳ

KED MT USEPA

Collision Reaction Cell Dissolve oxygen Dynamic Energy Budget Flame Atomic Absorption Spectrometry Food and Gill Exchange of Toxic Substances Graphit Furnace Atomic Absorption Spectrometry Hydrit Generator Atomic Absorption Spectrometry High Performance Liquid Chromatograph Inductively Coupled Plasma – Mass Spectrometry Inductively Coupled Plasma – Optical Emission Spectrometry Kinetic Energy Discrimination Metallothionein United State Environmental Protection Agency Oyster Bioaccumulation Model

Mô hình tích lũy sinh học sò Hợp chất hydrocacbon đa nhân thơm Polyaromatic hydrocacbons Hợp chất biphenyl đa clo Một loại nhựa polyme Teflon Độ lệch chuẩn tƣơng đối Độ lệch chuẩn Các kim loại chiết đƣợc đồng thời

Polychloro biphenyl Perfluoro alkoxy Relative Standard Deviation Standard Deviation Simultaneously extracted metals

OBM PAH PCB PFA RSD SD SEM

MỤC LỤC

Trang

MỞ ĐẦU 1

Chƣơng 1- TỔNG QUAN 4

1.1 Các mô hình tích lũy 4

1.1.1 Hƣớng xây dựng mô hình tích lũy 4

1.1.2 Mô hình thực nghiệm 5

1.1.3 Mô hình cơ chế 7

1.1.4 Mô hình thống kê 10

1.2 Nghiên cứu quy luật tích lũy kim loại nặng trong động vật 15

nhuyễn thể

1.2.1 Các kim loại nghiên cứu, nghêu Meretrix lytara và cơ 15

chế tích lũy

1.2.2 Các mô hình tích lũy kim loại nặng 18

1.2.3 Một số nghiên cứu về tích lũy kim loại nặng trong giống 31

nghêu Meretrix

1.3 Ứng dụng của các mô hình tích lũy 35

1.3.1 Khái quát 35

1.3.2 Ứng dụng làm chỉ thị sinh học và dự báo ô nhiễm kim 38

loại nặng

1.3.3 Ứng dụng trong cảnh báo an toàn thực phẩm 40

Chƣơng 2- PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 42

2.1 Các bƣớc nghiên cứu 42

2.2 Công cụ nghiên cứu, trang thiết bị và hóa chất 42

2.2.1 Phân tích mẫu nƣớc biển 45

2.2.2 Phân tích mẫu trầm tích và mẫu mô nghêu 45

2.3 Phƣơng pháp nuôi nghêu trong phòng thí nghiệm 50

2.3.1 Nuôi nghêu xây dựng mô hình thống kê 52

2.3.2 Nuôi nghêu xây dựng mô hình vi phân 53

2.4 Phƣơng pháp xác định tƣơng quan khối lƣợng 54

2.5 Phƣơng pháp xác định môi trƣờng tích lũy chủ yếu 55

2.6 Phƣơng pháp xây dựng mô hình hệ số tích lũy 57

2.7 Phƣơng pháp xây dựng mô hình thống kê 58

2.8 Phƣơng pháp xây dựng mô hình vi phân 63

Chƣơng 3- KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 68

3.1 Xác định môi trƣờng tích lũy chủ yếu 68

3.2 Đánh giá tƣơng quan các giá trị khối lƣợng 69

3.3 Mô hình hệ số tích lũy BAF 70

3.4 Mô hình thống kê 73

3.5 So sánh mô hình BAF và mô hình thống kê 76

3.6 Mô hình vi phân 80

3.6.1 Mô hình bài tiết 81

3.6.2 Mô hình tích lũy 84

3.6.3 Nhận xét chung về quy luật các hằng số tốc độ 86

3.7 Đánh giá độ tin cậy của mô hình vi phân 87

3.8 Ứng dụng các mô hình 91

3.8.1 Mô hình hệ số tích lũy BAF 91

3.8.2 Mô hình thống kê 92

3.8.3 Mô hình vi phân 93

KẾT LUẬN 95

KIẾN NGHỊ 97

DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH CỦA TÁC GIẢ 98

TÀI LIỆU THAM KHẢO 99

PHỤ LỤC 109

DANH MỤC CÁC BẢNG

Bảng 1.1 Một số thông số đƣợc sử dụng xây dựng mô hình OBM

Trang 30

Bảng 2.1 Chƣơng trình vi sóng xử lý mẫu trầm tích

46

Bảng 2.2 Chƣơng trình vi sóng xử lý mẫu mô nghêu

47

Bảng 2.3 Các thông số điều khiển thiết bị, thu nhận dữ liệu tối ƣu

49

Bảng 2.4 Một số yếu tố kỹ thuật và môi trƣờng nuôi vỗ nghêu bố mẹ

51

Bảng 2.5 Các điều kiện nuôi nghêu trong phòng thí nghiệm

52

Bảng 2.6 Ma trận kế hoạch thực nghiệm xây dựng mô hình thống kê

62

68

Bảng 3.1 Nồng độ Cd, As, Cu trong mô, nƣớc và trầm tích của khảo sát xác

định môi trƣờng tích lũy chủ yếu

Bảng 3.2 Khối lƣợng cả vỏ, khối lƣợng mô tƣơi, khối lƣợng mô khô của 10 cá

69

thể nghêu chọn ngẫu nhiên trong môi trƣờng tự nhiên

Bảng 3.3 Các kết quả xác định BAF thực nghiệm từ 10 mẫu nghêu sống trong

71

môi trƣờng tự nhiên

Bảng 3.4 Sai số giữa giá trị BAF tính theo mô hình so với giá trị BAF thực

72

nghiệm đối với 3 kim loại nghiên cứu

Bảng 3.5 Kết quả thí nghiệm thu đƣợc từ ma trận thực nghiệm, giá trị các hệ

74

số hồi quy và thông số thống kê đánh giá mô hình

Bảng 3.6 So sánh sai số giữa mô hình BAF và mô hình thống kê dựa theo giá trị

77

thực nghiệm trong kế hoạch thực nghiệm xây dựng mô hình thống kê

Bảng 3.7 Biến thiên nồng độ Cd, As, Cu trong mô nghêu của các thực nghiệm

81

xây dựng mô hình vi phân

Bảng 3.8 Kết quả tính toán giá trị hằng số tốc độ bài tiết

83

Bảng 3.9 Kết quả tính toán giá trị hằng số tốc độ hấp thu

84

Bảng 3.10 Nồng độ kim loại trong mô nghêu ở các thí nghiệm đối chứng

88

Bảng 3.11 Kết quả đánh giá độ tin cậy mô hình vi phân đối với Cd

89

Bảng 3.12 Kết quả đánh giá độ tin cậy mô hình vi phân đối với As

89

Bảng 3.13 Kết quả đánh giá độ tin cậy mô hình vi phân đối với Cu

90

DANH MỤC CÁC HÌNH VẼ, ĐỒ THỊ

Trang 15 Hình 1.1 Giải phẫu phần mô mềm bên trong nghêu Meretrix lyrata

Hình 1.2 Con đƣờng vận chuyển kim loại nặng qua lại giữa nƣớc, dinh 18

dƣỡng và động vật nhuyễn thể

19 Hình 1.3 Hình ảnh mang sò cho thấy có các sợi tơ song song (f)

19 Hình 1.4 Biểu đồ minh họa sợi mang có dòng nƣớc tuân theo chuyển động

lớp

Hình 1.5 Biểu đồ mô tả con đƣờng vận chuyển kim loại nặng sử dụng xây 21

dựng mô hình tích lũy DEB

49 Hình 2.1 Thiết bị phổ khối ICP-MS

52 Hình 2.2 Bể nuôi và các thiết bị sử dụng ổn định môi trƣờng sống của

nghêu trong phòng thí nghiệm

Hình 3.1 Đồ thị biểu diễn sự biến đổi nồng độ trong mô cả hai giai đoạn 82

tích lũy và bài tiết với môi trƣờng nƣớc nuôi có nồng độ khác

nhau: (a) Cd 4g/l, (b) Cd 20g/l, (c) As 25g/l, (d) As 50g/l, (e)

Cu 20g/l, (f) Cu 50g/l

Hình 3.2 Đồ thị biểu diễn sự dao động hằng số tốc độ bài tiết theo thời 83

gian nuôi tại mỗi mức nồng độ kim loại hòa tan trong nƣớc khác

nhau ở giai đoạn nuôi hấp thu

Hình 3.3 Đồ thị biểu diễn sự dao động của hằng số tốc độ hấp thu theo thời 86

gian nuôi tại mỗi mức nồng độ kim loại hòa tan trong nƣớc khác nhau

MỞ ĐẦU

Một trong các xu hƣớng nghiên cứu về môi trƣờng đang phát triển

mạnh trên thế giới là sử dụng sinh vật làm chỉ thị và xử lý ô nhiễm của đa

dạng các loại chất hóa học khác nhau, chủ yếu là các chất hữu cơ bền vững,

các chất hữu cơ chứa halogen, các kim loại nặng,…. Sinh vật đƣợc sử dụng

cho mục đích này bao gồm cả thực vật và động vật, một trong số đó là các

loài sinh vật đáy, các loài nhuyễn thể hai mảnh vỏ. Quy luật tích lũy chất gây

ô nhiễm vào sinh vật nói chung và loài nhuyễn thể nói riêng có thể đƣợc mô

tả bằng những mô hình phù hợp. Các mô hình tin cậy có thể ứng dụng làm

công cụ đánh giá, dự báo ô nhiễm, cảnh báo an toàn thực phẩm và hỗ trợ

trong nghiên cứu xử lý ô nhiễm môi trƣờng, một phƣơng pháp xử lý thân

thiện.

Ở Việt Nam, vấn đề ô nhiễm môi trƣờng đã đƣợc đề cập nhiều trong

các báo cáo khoa học, các công trình nghiên cứu và trên các phƣơng tiện

thông tin đại chúng, trong số đó có vấn đề về ô nhiễm kim loại nặng. Trong

nƣớc đã có các nghiên cứu về sự tích lũy chất ô nhiễm trong sinh vật, các

nghiên cứu tập trung vào đánh giá mức độ tích lũy cơ chất trong sinh vật tại

thời điểm hiện tại thông qua các phép đo trực tiếp, nghiên cứu cơ chế tích lũy

và đào thải, sàng lọc đối tƣợng sinh vật có thể sử dụng làm chỉ thị ô nhiễm

môi trƣờng. Tuy nhiên, việc mô hình hóa khả năng tích lũy của sinh vật chƣa

thực sự đƣợc quan tâm và chƣa có công trình nào nghiên cứu, công bố về quy

luật tích lũy hợp chất gây ô nhiễm của các loài sinh vật trong môi trƣờng sống.

Xuất phát từ những vấn đề trên, kết hợp với tổng hợp, phân tích đánh

giá các đối tƣợng trong môi trƣờng, tính thời sự và khả năng thực tiễn, đề tài

của luận án đƣợc lựa chọn với tiêu đề “Nghiên cứu quy luật tích lũy kim

loại nặng của con nghêu Meretrix Lyrata ở cửa biển bằng phƣơng pháp

mô hình hóa”. Đề tài tập trung nghiên cứu xây dựng một số mô hình tích lũy

các kim loại nặng As, Cd, Cu trên loài nghêu Meretrix Lyrata cả trong phạm

vi phòng thí nghiệm và môi trƣờng thực tế với độ tin cậy, khả năng ứng dụng

khác nhau. Đánh giá khả năng ứng dụng thực tiễn của các mô hình.

Về ý nghĩa khoa học và tính mới của đề tài: hƣớng đi, cách giải quyết để

đƣa ra quy luật tích lũy một số kim loại nặng trong nƣớc biển vào một loài

nhuyễn thể là một sự mạnh dạn trong nghiên cứu khoa học, khi mà những hiểu

biết về cơ chế và quy luật tích lũy sinh học phức tạp này ở Việt Nam còn hạn chế.

Kết quả xây dựng đƣợc mô hình tích lũy BAF dƣới dạng hàm sinh trƣởng không đồng đều y = a.Wb chỉ phụ thuộc khối lƣợng mô nhuyễn thể

(W) với độ chính xác nhất định là điểm mới của đề tài, đây là dạng mô hình

đã đƣợc các nhà khoa học trên thế giới dùng để tham số hóa tốc độ chuyển

hóa trao đổi chất, tốc độ sinh trƣởng, tần số hô hấp, tốc độ cấp dinh dƣỡng,

tốc độ tiêu thụ oxy, tổng diện tích mang…. Kết quả này bổ sung thêm khả

năng ứng dụng vạn năng của hàm sinh trƣởng không đồng đều.

Việc sử dụng mô hình thống kê bậc một, một mô hình đơn giản nhƣng

có độ tin cậy cao thƣờng áp dụng trong mô tả các quá trình hóa học, công

nghệ hóa học vào mô tả quy luật tích lũy sinh học kim loại nặng trong nhuyễn

thể cùng với các kết quả thu đƣợc là điểm hoàn toàn mới trong đề tài luận án.

Kết quả thu đƣợc góp phần khẳng định tính ƣu việt của mô hình thống kê, đó

là khi lựa chọn đƣợc điều kiện thí nghiệm thích hợp và có công cụ nghiên cứu

thỏa mãn vẫn có thể nghiên cứu các quy luật sống của các loài sinh vật trong

môi trƣờng bằng mô hình này.

Kết quả và các kết luận của đề tài là một trong những cơ sở khoa học

có giá trị, cho phép mở rộng đối tƣợng nghiên cứu cả về chiều rộng và chiều

sâu, nghiên cứu trên các loài nhuyễn thể khác nhau, các cơ chất tích lũy khác

nhau, nghiên cứu cả ở quy mô phòng thí nghiệm và môi trƣờng sống thực tế.

Về ý nghĩa thực tiễn: Các mô hình có thể dùng làm công cụ dự đoán ô

nhiễm As, Cd, Cu trong nƣớc biển dƣới những thay đổi điều kiện tự nhiên

tƣơng lai. Dự đoán nồng độ kim loại nặng As, Cd, Cu tích lũy trong mô nghêu

Meretrix lyrata sau những khoảng thời gian sinh trƣởng nhất định và sống

trong điều kiện môi trƣờng bị ô nhiễm các kim loại này, dự đoán thời gian

sinh trƣởng của nghêu bảo đảm đáp ứng yêu cầu về an toàn thực phẩm trong

điều kiện môi trƣờng sống cụ thể.

Các nghiên cứu của đề tài đƣợc thực hiện tại:

- Trung tâm Giáo dục và Phát triển Sắc ký - Trƣờng Đại học Bách

Khoa Hà Nội.

- Trung tâm Quan trắc - Phân tích Môi trƣờng biển Hải Quân - Bộ Tƣ

lệnh Hải Quân.

CHƢƠNG 1

TỔNG QUAN

1.1 CÁC MÔ HÌNH TÍCH LUỸ

1.1.1 Hƣớng xây dựng mô hình tích luỹ

Cả hai hƣớng mô hình hoá theo cơ chế và mô hình hoá bằng thực

nghiệm đều cần thiết cho dự đoán tích luỹ. Dựa vào độ chính xác cao của thực

nghiệm để đƣa ra các bộ chỉ thị tích luỹ tin cậy. Đo trực tiếp tích luỹ cho phép

đánh giá ngay tại chỗ về tồn dƣ chất độc trong mô động vật nhuyễn thể lấy tại

hiện trƣờng, đo trực tiếp cũng là cách để kiểm tra tích luỹ trong phòng thí

nghiệm nhờ sử dụng chính môi trƣờng (nƣớc, trầm tích) lấy tại hiện trƣờng

làm môi trƣờng thí nghiệm.

Trong nhiều trƣờng hợp khác, mô hình tích luỹ đã qua phê chuẩn lại là

một công cụ hữu ích. Ví dụ mô hình dự đoán đƣợc sử dụng để đánh giá quy

mô và/hoặc mẫu hình tích luỹ của dạng chất cụ thể dƣới điều kiện sống đặc

trƣng. Các mô hình dự đoán đƣợc dùng khi thực tế không thể đo trực tiếp

nồng độ trong mô, nghĩa là dùng để xác định xem nồng độ trong mô sẽ thay

đổi nhƣ thế nào theo thời gian cùng với sự thay đổi điều kiện sống.

Các mô hình dự đoán tốn ít chi phí hơn và có thể chạy mà không cần

đến dữ liệu đặc trƣng cho khu vực nghiên cứu. Tuy nhiên mô hình càng mang

tính phổ thông thì khả năng dự đoán càng kém chính xác. Các phép đo tại chỗ

nồng độ chất ô nhiễm trong môi trƣờng có độ chính xác cao hơn nhƣng lại

hạn chế về khả năng dự đoán, phép đo trực tiếp không có tác dụng trong dự

đoán các tác động do sự thay đổi điều kiện môi trƣờng cũng nhƣ không thể

dùng để ngoại suy kết quả qua lại giữa các dạng chất tích luỹ [15].

Có hai hƣớng chính để phát triển mô hình:

- Hƣớng bằng thực nghiệm: theo hƣớng này dữ liệu đo tại hiện trƣờng

và dữ liệu đo trong phòng thí nghiệm đƣợc sử dụng để tính toán các thông số

hệ số tích luỹ trong nƣớc BAF và hệ số tích luỹ trong trầm tích BSAF. Cũng

bằng thực nghiệm và khi đáp ứng đƣợc các yêu cầu đặt ra có thể sử dụng mô

hình thống kê để mô tả tích luỹ cơ chất của sinh vật.

- Hƣớng sử dụng công cụ toán học: sử dụng các mô hình động học và

mô hình cân bằng. Hƣớng này đƣợc ƣu tiên sử dụng xây dựng các mô hình

chuỗi dinh dƣỡng có xét đến các cơ chế tích luỹ.

Hai hƣớng trên không đứng độc lập mà có tác động qua lại lẫn nhau.

Dữ liệu đo tại hiện trƣờng đƣợc sử dụng để chuẩn và xác nhận tính phù hợp

của các mô hình toán học. Tính tƣơng hợp và khả năng ứng dụng của bất kỳ

mô hình nào phụ thuộc rất nhiều vào chất lƣợng của các thông số đầu vào và

mức độ tin cậy chấp nhận đƣợc của thông số đầu ra, các thông số sử dụng

trong xây dựng mô hình.

Mô hình động học cho phép dự đoán nồng độ trong mô sẽ thay đổi theo

thời gian nhƣ thế nào tốt hơn so với mô hình phân bố. Mô hình động học cho

phép dự đoán tƣơng đối chính xác thời gian để nồng độ trong mô đạt đến mức

mong muốn hoặc thời gian để nồng độ trong mô giảm đến mức không còn

gây tác động sau khi làm sạch [15].

1.1.2 Mô hình thực nghiệm

Xác định trực tiếp hay xác định bằng thực nghiệm là cách đơn giản

nhất để theo dõi hoặc đánh giá tích luỹ trong sinh vật sống dƣới nƣớc và nó

mang lại độ chính xác cao nhất. Các phƣơng pháp kiểm tra tích lũy bao gồm:

- Xác định tích luỹ trong phòng thí nghiệm.

- Xác định tích luỹ tại hiện trƣờng.

Đối với đánh giá tích luỹ bằng các phép đo hiện trƣờng, để đạt độ chính

xác thì việc thiết kế nghiên cứu tại hiện trƣờng và sử dụng các thành phần giải

thích dữ liệu cần phải đƣợc cân nhắc và tiêu chuẩn hoá kỹ lƣỡng. Một số

nghiên cứu cho thấy các giá trị BAF và BSAF đo tại hiện trƣờng có thể thay

đổi theo một hàm của vị trí và thời gian cùng với các dạng động vật nhuyễn

thể, ngay cả ở mức dinh dƣỡng và điều kiện sống nhƣ nhau.

Hệ số tích luỹ BAF đƣợc định nghĩa là “tỷ lệ nồng độ chất trong mô

sinh vật sống dưới nước với nồng độ của nó trong môi trường tại những vị trí

mà ở đó cả sinh vật và nguồn dinh dưỡng của nó tiếp xúc với nhau và cơ bản

không có sự thay đổi theo thời gian”. BAF đƣợc sử dụng thành công dự đoán

tồn dƣ các hợp chất hữu cơ phân cực trong mô, các chất hữu cơ trung hoà và

các kim loại [15].

Dữ liệu từ các nghiên cứu trong phòng thí nghiệm và từ hiện trƣờng có

thể đƣợc sử dụng để đƣa ra BAF. BAF có thể đƣợc tính toán qua mô hình

hoặc đo trực tiếp. BAF có đƣợc bằng thực nghiệm là chính xác nhất do nó

tích hợp tất cả các quá trình trong môi trƣờng. Giá trị BAF đặc biệt quan

trọng đối với những hợp chất có log Kow cao hơn 6 do sự tích luỹ của các hợp

chất này là quá cao và chỉ duy nhất phụ thuộc vào đặc tính kỵ nƣớc của chúng.

Kow là hằng số phân bố cơ chất giữa pha octanol và nƣớc.

Giá trị BAF xác định bằng thực nghiệm đƣợc tính bằng nồng độ chất ô

nhiễm trong mô chia cho nồng độ chất ô nhiễm đo đƣợc trong nƣớc hoặc trong

trầm tích:

(1.1)

(1.2)

Trong đó BAFw và BAFS tƣơng ứng là hệ số tích luỹ trong nƣớc và

trong trầm tích (đơn vị tƣơng ứng l/kg mô và kg trầm tích/kg mô). Cf (mg/kg)

là nồng độ chất ô nhiễm trong mô; Cs (mg/kg) là nồng độ chất ô nhiễm trong

trầm tích và Cd (mg/l) là nồng độ chất ô nhiễm trong nƣớc.

Hệ số BAF thực nghiệm mang tính phổ thông, không chứa đựng sự

phân biệt giữa tốc độ hấp thu, tốc độ bài tiết hoặc những yếu tố liên quan đến

hoạt động sinh lý của các dạng sinh vật. Tuy nhiên chỉ có thể tính đúng đƣợc

BAF nếu thiết kế thực nghiệm tại hiện trƣờng có tính đến trạng thái tiếp xúc

của các dạng quan tâm, bao gồm trong đó có các mô hình di chuyển, dao động

không gian, thời gian, nồng độ chất ô nhiễm, tuổi và giống loài động vật

nhuyễn thể. Các yếu tố này mang tính đặc trƣng theo vị trí hoặc theo từng

nghiên cứu, chúng có sự thay đổi đáng kể theo khối nƣớc, kiểu trầm tích và

các dạng chất ô nhiễm [16].

BAF cũng có thể thay đổi theo thời gian nếu nồng độ trong nƣớc hoặc

trong sinh vật thay đổi theo một hàm của thời gian. Khi các điều kiện môi

trƣờng thay đổi, khả năng dự đoán của BAF giảm đáng kể do BAF chỉ vận

hành tốt ở những điều kiện giống với điều kiện đã thực hiện các phép đo xác

định nó. Trong những trƣờng hợp điều kiện tiếp xúc chất ô nhiễm có sự dao

động thì mô tả bằng mô hình động học sẽ phù hợp hơn [15].

1.1.3 Mô hình cơ chế

Các mô hình cơ chế hoặc mô hình chuỗi dinh dƣỡng đƣợc nhóm thành

hai loại: phƣơng pháp cân bằng và phƣơng pháp động học [17]. Các mô hình

cân bằng và mô hình động học thành công trong trong mô tả sự tích luỹ các

hợp chất hữu cơ không phân cực (dioxin, furan và các chất PCBs). Các mô

hình này chƣa đƣợc áp dụng thành công trong mô tả sự tích luỹ kim loại hoặc

chất hữu cơ dễ chuyển hoá, phân huỷ, ví dụ nhƣ các hydrocacbon đa nhân

thơm PAH.

a. Mô hình cân bằng

Mô hình cân bằng kết hợp chặt chẽ các quá trình hấp thu chất ô nhiễm từ

cột nƣớc, từ trầm tích bị ô nhiễm và qua chuỗi dinh dƣỡng [17]. Các mô hình

này thƣờng đƣợc nhắc đến với tên mô hình “động lực” do trong điều kiện tự

nhiên hiếm khi đạt đƣợc cân bằng nhiệt động tuyệt đối giữa nồng độ chất ô

nhiễm trong trầm tích, nƣớc và sinh vật. Vì thế các mô hình cân bằng chấp

nhận giả thiết những điều kiện về trạng thái cân bằng giữa sinh vật và môi

trƣờng. Ngay cả ở những điều kiện trạng thái cân bằng, khi mà nồng độ không

có những thay đổi đáng kể theo thời gian thì những điều kiện này cũng không

phải luôn luôn đƣợc đáp ứng trong tự nhiên, lúc này cần đến các mô hình động

học.

Các mô hình cân bằng cũng chấp nhận giả thiết về một hệ thống kín, về

các phản ứng thuận nghịch và có đủ thời gian cho cơ chất phân bố xuyên suốt

hệ thống. Thời gian yêu cầu để đạt đến phân bố đầy đủ có sự dao động mạnh.

Ví dụ thời gian đòi hỏi để cân bằng một cơ chất giữa các hạt hữu cơ nhỏ và

nƣớc có thể tính bằng giây, ngày hoặc năm tuỳ theo kích thƣớc hạt và giá trị

Kow của cơ chất [18]. Cân bằng qua chuỗi dinh dƣỡng thậm chí còn có thể cần

đến thời gian kéo dài hơn để đạt đến trạng thái ổn định, tuỳ thuộc vào mức độ

phức tạp của chuỗi dinh dƣỡng và vô số các yếu tố khác [19].

Nhìn chung mô hình cân bằng đƣợc áp dụng cho các hợp chất có

logKow giữa 3,5 và 6,0 và không bị phân hủy hoặc chuyển hoá nhanh. Các mô

hình phức tạp hơn đƣợc phát triển để dự đoán nồng độ chất ô nhiễm ở trạng

thái ổn định thông qua chuỗi dinh dƣỡng. Mô hình Thomann [20] và mô hình

Gobas [21] là những ví dụ về các mô hình chuỗi dinh dƣỡng có cân bằng

phức tạp, trong những mô hình này có tính đến cả tƣơng tác với trầm tích.

b. Mô hình động học

Ngƣợc lại với các mô hình cân bằng, mô hình động học mô tả hiệu quả

tích luỹ nhƣ là kết quả từ sự tác động tổng thể tốc độ nhiều quá trình (hấp thu

và loại bỏ chất ô nhiễm). Các mô hình động học tập trung chủ yếu vào quá

trình tích tụ các chất ô nhiễm từ cột nƣớc, và gần đây hơn đƣợc áp dụng với

hấp thu từ trầm tích [22].

Tính tích hợp chặt chẽ của tích luỹ thông qua chuỗi dinh dƣỡng trong

mô hình động học đòi hỏi có một lƣợng lớn dữ liệu động học hấp thu và động

học bài tiết. Lợi thế của các mô hình động học là chúng có thể đƣợc sử dụng

để dự đoán nồng độ trong mô biến đổi theo thời gian dƣới những điều kiện ở

trạng thái không ổn định [17].

Nhìn chung có hai kiểu mô hình động học đƣợc sử dụng là mô hình

động học bậc nhất đơn giản và mô hình tích luỹ xây dựng dựa trên các nguồn

năng lƣợng sinh học. Trong mô hình bậc nhất, tất cả các con đƣờng hấp thu

đƣợc tập hợp thành một hằng số tốc độ hấp thu duy nhất và tất cả các con

đƣờng bài tiết thành một hằng số tốc độ bài tiết duy nhất theo nhƣ phƣơng

trình (1.3) [23], [24]. Trong mô hình này sinh vật đƣợc xem là một khoang

màng đồng thể, duy nhất đặt trong nƣớc có nguồn cung cấp cơ chất vô tận tại

một mức nồng độ cụ thể [18].

(1.3)

Trong đó dCf /dt (mg/kg/ngày) là tốc độ thay đổi nồng độ chất hoá học

trong mô theo thời gian, Cd (g/l) là nồng độ chất hoá học trong nƣớc,

(l/kg/ngày) là hằng số tốc độ hấp thu , (1/ngày) là hằng số tốc độ bài tiết và

t là thời gian. Hàm này có thể đƣợc sửa đổi cho mô hình tích luỹ từ trầm tích

nhờ thay bằng hằng số tốc độ hấp thu trầm tích (1/ngày) và thay Cd

và để dự đoán bằng Cs. Đối với mô hình này yêu cầu đánh giá đúng

thành công thời điểm đạt đến trạng thái ổn định [25].

Trong mô hình, nồng độ trong mô gia tăng theo thời gian ở tốc độ ban

đầu là cao nhất. Sau đó tốc độ này giảm dần cho đến khi tiệm cận đến một

mức nồng độ nào đó [18], [22]. Những mô hình này thích hợp nhất dùng cho

mô tả các quá trình không cân bằng trong các hệ thống mở.

Các mô hình động học phức tạp, còn gọi là mô hình tích luỹ độc tố dựa

vào những nguồn năng lƣợng sinh học. Quá trình hấp thu xuất hiện từ nhiều

con đƣờng: từ lớp nƣớc phía trên, nƣớc trong trầm tích, trầm tích đƣợc tiêu

hoá. Quá trình bài tiết cũng đƣợc xem xét qua nhiều con đƣờng.

Quá trình hấp thu từ mỗi con đƣờng đƣợc xem là độc lập và dựa vào

luồng vận chuyển từ môi trƣờng, nồng độ chất ô nhiễm có trong luồng đó, hiệu

quả đồng hoá có liên quan (qua mang hoặc qua đƣờng ruột). Chất ô nhiễm loại

bỏ khỏi sinh vật do bài tiết hoặc do chuyển hoá trao đổi. Việc dự đoán phần

mất mát do chuyển hoá trao đổi chất gặp khó khăn do ít liên quan đến đặc tính

kỵ nƣớc của chất hoá học, và có sự thay đổi lớn giữa các giống loài.

Các mô hình động học phức tạp này xem các quá trình hoá học và sinh

học xuất hiện trong cột nƣớc và trong sinh vật, mỗi bƣớc của quá trình đƣợc

mô hình hoá sử dụng động học bậc nhất, động học bậc 2 hoặc động học trạng

thái ổn định. Giống nhƣ các mô hình cân bằng, mô hình động học áp dụng với

các chất rất kỵ nƣớc (log Kow > 6) gặp khó khăn do đòi hỏi thời gian hấp thu

kéo dài để có thể đạt đến trạng thái cân bằng với nƣớc (từ một cho đến hơn

một năm) [18]. Nhiều sinh vật không sống đƣợc lâu nhƣ vậy nên không bao

giờ đạt đến trạng thái ổn định. Thêm vào đó khó dự đoán đƣợc sự hấp thu

những chất hoá học này do không thể nắm đƣợc tƣơng quan giữa các tốc độ

hấp thu và bài tiết khác nhau của chúng hoặc do những hiệu ứng pha loãng có

nguyên nhân từ sinh trƣởng [26], [27], [28], [29].

Đề tài nghiên cứu của luận án lựa chọn xây dựng mô hình vi phân bậc

nhất có dạng hàm (1.3). Đây là mô hình đƣợc các nhà khoa học trên thế giới

nghiên cứu trên nhiều đối tƣợng sinh vật khác nhau, nghiên cứu ở cả quy mô

trong phòng thí nghiệm và ngoài hiện trƣờng thực tế và cũng là mô hình đơn

giản, dễ triển khai các thí nghiệm lấy số liệu xây dựng, phù hợp với đối tƣợng

nghiên cứu trong đề tài là ion kim loại hòa tan ƣa nƣớc. Mô hình có tính ứng

dụng trong tính toán, dự báo khả năng tích lũy của sinh vật theo thời gian sinh

trƣởng, ứng dụng trong cảnh báo ô nhiễm môi trƣờng và trong vấn đề an toàn

thực phẩm.

1.1.4 Mô hình thống kê

Quá trình tích lũy và bài tiết chất hóa học của động vật nhuyễn thể là

những quá trình phức tạp, phụ thuộc vào nhiều yếu tố. Đối với phƣơng pháp

quy hoạch thực nghiệm thì cơ thể động vật nhuyễn thể và các quá trình trên

đƣợc xem là hộp đen. Nếu lựa chọn đƣợc các yếu tố thực sự có ảnh hƣởng lên

quá trình tích luỹ và là các yếu tố đáp ứng yêu cầu của quy hoạch thực

nghiệm, thì có thể xây dựng mô hình thống kê cho quá trình tích luỹ này.

Phƣơng pháp quy hoạch thực nghiệm có thể đƣợc xem là công cụ đắc

lực để nghiên cứu những đối tƣợng phức tạp. Tuy nhiên phƣơng pháp này

thƣờng đƣợc áp dụng trong mô tả các quá trình hóa học, công nghệ hóa học.

Việc áp dụng vào nghiên cứu mô tả quy luật tích lũy kim loại nặng của nghêu

Meretrix lyrata là hƣớng nghiên cứu hoàn toàn mới trong nội dung đề tài luận

án. Công dụng và tính hiệu quả của phƣơng pháp còn phụ thuộc vào chủ quan

ngƣời sử dụng. Để áp dụng có hiệu quả phƣơng pháp quy hoạch thực nghiệm,

cần dự tính và chuẩn bị trƣớc khá công phu về thông số nghiên cứu, trong đó

cần sử dụng đến các phƣơng pháp phân tích phƣơng sai để loại trừ yếu tố

không ảnh hƣởng, tìm kiếm yếu tố ảnh hƣởng, tiếp đến là lập kế hoạch thực

nghiệm, tiến hành thí nghiệm nhận thông tin, xây dựng và kiểm tra mô hình

[1], [2].

Các thông số nghiên cứu trong quy hoạch thực nghiệm thuộc nhóm

kiểm tra đƣợc và điều khiển đƣợc. Tuy nhiên trong số những thông số này cần

phân tích để chọn ra những yếu tố ảnh hƣởng chính, loại bỏ những yếu tố

không cần thiết nhằm đảm bảo tính khả thi và tính hiệu quả của thực nghiệm.

Đối với mô hình tích lũy độc tố trong động vật nhuyễn thể các thông số nhƣ

nồng độ độc tố trong môi trƣờng sống, thời gian sinh trƣởng, kích thƣớc, khối

lƣợng của động vật nhuyễn thể là những thông số có thể đƣợc lựa chọn trong

nghiên cứu. Những thông số này có tác động rõ rệt lên khả năng tích luỹ.

Việc lập kế hoạch thực nghiệm phải dựa trên các nguyên tắc cơ bản của

quy hoạch thực nghiệm, đó là các nguyên tắc [2]:

- Nguyên tắc không lấy toàn bộ trạng thái đầu vào: Về lý thuyết nếu

không tiến hành tất cả các thực nghiệm trong miền quy hoạch thì có thể bỏ sót

đặc điểm nào đó của hàm mục tiêu. Nhƣng trong thực tế không thể thực hiện

đƣợc điều này. Do vậy trong nghiên cứu chỉ lấy những giá trị rời rạc, chọn

mức biến đổi dựa trên cơ sở khoa học gắn liền với sự lựa chọn dạng hàm tức

dạng mô phỏng bề mặt đáp trị. Cụ thể trong đề tài nghiên cứu lựa chọn xây

dựng mô hình hồi quy bậc một thông qua triển khai kế hoạch thực nghiệm bậc

một toàn phần hai mức tối ƣu.

- Nguyên tắc phức tạp dần mô hình toán học: Do chƣa có một thông tin

nghiên cứu nào về xây dựng mô hình thống kê hàm lƣợng độc tố tích luỹ

đƣợc trong động vật nhuyễn thể phụ thuộc vào các yếu tố tác động, nên ngay

ban đầu sẽ không xây dựng mô hình phức tạp của đối tƣợng nghiên cứu này.

Do việc xây dựng mô hình phức tạp sẽ cần đến một số lƣợng lớn các thực

nghiệm tốn kém và mất nhiều thời gian, thậm chí uổng phí khi mô hình không

sử dụng đƣợc. Tuân thủ theo nguyên tắc của quy hoạch thực nghiệm là bắt

đầu từ những mô hình đơn giản nhất ứng với những thông tin ban đầu đã có

về động vật nhuyễn thể và khả năng tích luỹ độc tố của nó trong môi trƣờng,

quá trình xây dựng mô hình thống kê hàm lƣợng kim loại nặng tích luỹ trong

động vật nhuyễn thể sẽ bắt đầu với mô hình hồi quy bậc nhất.

Logic tiến hành thực nghiệm ở đây là làm ít thí nghiệm để có mô hình

đơn giản, mô hình bậc nhất, kiểm tra tính tƣơng hợp của nó. Nếu mô hình

tƣơng hợp, đạt yêu cầu thì dừng lại. Thông tin tiên nghiệm từ mô hình có thể

đƣợc sử dụng để xây dựng các mô hình khác, ví dụ xây dựng mô hình vi phân.

Nếu mô hình đơn giản này không tƣơng hợp sẽ tiến hành làm các thí nghiệm

mới, bổ sung để nhận đƣợc mô hình phức tạp hơn (ví dụ mô hình phi tuyến),

kiểm tra mô hình mới và cứ nhƣ vậy cho đến khi mô hình hữu dụng.

Các bƣớc thiết lập mô hình thống kê bao gồm :

- Xác định các yếu tố ảnh hƣởng và hàm mục tiêu,

- Xác định cấu trúc hệ,

- Xác định hàm toán mô tả,

- Xây dựng ma trận thực nghiệm, tiến hành thí nghiệm thu kết quả đầu ra,

- Xác định các thông số hàm toán,

- Kiểm tra tính tƣơng hợp của mô hình, cải tiến mô hình khi cần.

Qua phân tích thông tin tiên nghiệm trên đối tƣợng nghiên cứu, đề tài

luận án triển khai xây dựng mô hình thống kê để đánh giá khả năng tích lũy

của sinh vật nghêu Meretrix Lyrata đối với một số kim loại nặng. Mô hình có

thể sử dụng trong dự báo ô nhiễm và cảnh báo về vấn đề an toàn thực phẩm.

Đánh giá so sánh giữa mô hình vi phân và mô hình thống kê tìm hiểu quy luật

tích lũy của nghêu đối với các kim loại nghiên cứu.

Mô hình thống kê mô tả nồng độ kim loại tích luỹ trong mô động vật

nhuyễn thể phụ thuộc đồng thời vào nhiều yếu tố, trong đó có xét đến cả phần

đóng góp lên hàm hồi quy do sự tƣơng tác qua lại giữa các yếu tố. Chính vì

vậy khi mô hình đƣợc đánh giá tƣơng quan với bức tranh thực nghiệm thông

qua chuẩn thống kê nó sẽ có độ chính xác cao. Con đƣờng, cơ chế hóa sinh

học tích lũy kim loại nặng vào mô nhuyễn thể đƣợc xem là hộp đen.

Trong nghiên cứu của đề tài lựa chọn ra 3 yếu tố đƣợc cho là có tác

động đáng kể lên hàm hồi quy, các yếu tố này là nồng độ kim loại trong môi

trƣờng, khối lƣợng mô ban đầu và thời gian sinh trƣởng. Đây đều là các yếu

tố định lượng, dễ kiểm soát, việc lựa chọn các giá trị của chúng theo các mức

quy hoạch (giá trị đầu vào) là hoàn toàn độc lập, điều chỉnh được. Thông qua

mô hình có thể tính đƣợc nồng độ kim loại trong môi trƣờng hoặc trong mô

nhuyễn thể khi biết đƣợc các thông số còn lại.

Yếu tố thời gian xuất hiện trong mô hình cho phép ứng dụng mô hình

dự đoán thời gian hấp thu (thời gian sinh trƣởng) để nồng độ kim loại trong

mô đạt đến một mức nhất định, ví dụ mức có thể gây tác động có hại đến sức

khoẻ con ngƣời.

Để xây dựng mô hình thống kê, trong nội dung nghiên cứu của đề tài đã

tiến hành các thực nghiệm nuôi nghêu trong phòng thí nghiệm theo kế hoạch

thực nghiệm bậc một toàn phần hai mức tối ƣu. Với 8 thí nghiệm trong kế

hoạch thực nghiệm, mỗi thí nghiệm có một tệp các điều kiện nghiên cứu khác

nhau với các mức yếu tố cụ thể, không thí nghiệm nào giống thí nghiệm nào và

vì thế rất khó chọn đƣợc trong tự nhiên các địa điểm, khu vực nghiên cứu thoả

mãn những yêu cầu này. Triển khai các thí nghiệm nuôi nhuyễn thể trong

phòng thí nghiệm là hƣớng duy nhất để xây dựng mô hình thống kê. Trong môi

trƣờng phòng thí nghiệm cho phép kiểm soát đƣợc các mức thí nghiệm, nhƣng

khoảng thời gian sống của nhuyễn thể trong điều kiện này ngắn (chỉ trong vòng

30 ngày), không thể kéo dài khoảng biến thiên của yếu tố thời gian. Tuy nhiên

trong 4 yếu tố có thể tác động ngăn cản đạt đƣợc các điều kiện mà ở đó sinh vật

tích luỹ cơ chất ổn định bao gồm [25]: những thay đổi về nồng độ chất ô nhiễm

hoặc thay đổi hoạt tính trong quá trình nghiên cứu; khả năng tích lũy chất hóa

học của sinh vật bị thay đổi trong giai đoạn phơi nhiễm; có thêm con đƣờng

tích lũy khác chƣa đƣợc tính vào cùng với con đƣờng đang nghiên cứu; và chƣa

đủ thời gian phơi nhiễm để đạt đến trạng thái ổn định thì nghiên cứu trong

phòng thí nghiệm có thể đƣợc khống chế, loại bỏ ảnh hƣởng từ các yếu tố sự

thay đổi nồng độ chất ô nhiễm hoặc thay đổi hoạt tính sinh học trong quá trình

nghiên cứu và yếu tố có thêm các con đƣờng tích luỹ khác chƣa đƣợc tính vào

cùng với con đƣờng đang nghiên cứu.

Sự thay đổi nồng độ chất ô nhiễm trong mỗi thí nghiệm đƣợc loại bỏ do

không có tác động thay đổi bởi các yếu tố khí hậu, biến đổi môi trƣờng, giảm

bớt hoặc gia tăng nguồn thải..... nhƣ đối với môi trƣờng trong tự nhiên. Chế

độ thay nƣớc bổ sung hàng ngày bằng chính nguồn nƣớc tự nhiên đảm bảo

đƣợc nguồn dinh dƣỡng tự nhiên cần thiết cho nghêu. Sau khi thay nƣớc bổ

sung, kiểm tra và nếu cần điều chỉnh nồng độ kim loại trong nƣớc đến mức

đặt ra trong kế hoạch, bảo đảm nồng độ kim loại nặng trong môi trƣờng nuôi

ổn định. Hoạt tính của kim loại nặng đang nghiên cứu cũng xem nhƣ không

thay đổi do trạng thái hoá trị, các dạng tồn tại của nó không bị biến đổi nếu so

với trong môi trƣờng tự nhiên có thể xảy ra do các tác động vật lý và hoá học

khác. Yếu tố có thể có thêm các con đƣờng tích luỹ khác không đƣợc tính vào

cùng con đƣờng đang nghiên cứu đƣợc loại bỏ vì trong tất cả các thí nghiệm

chỉ có một con đƣờng tích luỹ duy nhất là từ pha nƣớc hoà tan. Các điều kiện

thí nghiệm tốc độ sục khí, bơm tuần hoàn nƣớc và nguồn thức ăn bổ sung (tảo

và men bánh mỳ) đều đồng nhất trong mọi thí nghiệm.

1.2. NGHIÊN CỨU QUY LUẬT TÍCH LUỸ KIM LOẠI NẶNG TRONG

ĐỘNG VẬT NHUYỄN THỂ

1.2.1 Các kim loại nghiên cứu, nghêu Meretrix lyrata và cơ chế tích lũy

Đề tài tập trung nghiên cứu quy luật tích luỹ kim loại nặng Cd, As, Cu

trong loài nghêu Meretrix Lyrata bằng phƣơng pháp mô hình hóa. Đây là loài

có giá trị dinh dƣỡng cao, đƣợc nuôi rộng rãi. Nó là đối tƣợng nuôi trồng

truyền thống cũng nhƣ sinh sống rộng khắp trong môi trƣờng tự nhiên ven

biển, là mặt hàng xuất khẩu có giá trị kinh tế với số lƣợng 2000-3000 tấn thịt

nghêu/năm [4].

Meretrix lyrata là một loài nằm trong giống nghêu Meretrix, trong

giống này còn có các loài Meretrix meretrix, Meretrix lusoria, Meretrix tripla,

Meretrix casta; Meretrix lime,...[14]. Các loài nằm trong giống nghêu

Meretrix có cấu tạo cơ thể giống nhau, hoạt động sinh học (cơ chế bắt mồi, hô

hấp, bài tiết,...) tƣơng tự nhau, nhƣng khác nhau về kích thƣớc, khối lƣợng,

Mấu vỏ Tuyến tiêu hóa

Mang Cơ

Tuyến sinh dục

Vòi nƣớc (vào và ra)

Chân Cơ màng áo

mầu sắc vỏ ngoài và giá trị dinh dƣỡng vào giai đoạn trƣởng thành [14].

Hình 1.1 Giải phẫu phần mô mềm bên trong nghêu Meretrix lyrata

Thân mềm của nhuyễn thể nói chung và nghêu Meretrix lyrata nói riêng

đƣợc bảo vệ bằng hai mảnh vỏ hình ô van ôm trọn thân. Nghêu có cấu tạo cơ

thể gồm miệng, cơ trƣớc, cơ sau, thận, tim, tuyến sinh dục, chân, mang, tua,

hậu môn, vòi hút nƣớc vào và vòi đẩy nƣớc ra theo hai con đƣờng riêng. Vòi

phía bụng là vòi hút nƣớc vào, vòi phía lƣng là vòi đẩy nƣớc ra. Vòi nƣớc của

nghêu to và ngắn, vòi lấy nƣớc vào dài hơn vòi đẩy nƣớc ra. Nghêu vùi thân

trong cát và thò vòi nƣớc lên trên cát để hô hấp, bắt mồi và bài tiết. Hệ hô hấp

của nghêu đóng vai trò quan trọng là lọc thức ăn và hô hấp. Miệng nghêu là

một rãnh ngang nằm phía trƣớc cơ thể, bên miệng có tấm môi ngoài, môi trong,

tiêm mao dùng để vận chuyển và chọn lọc thức ăn. Mang nghêu có hình chữ W

gồm hai lá mang nằm bên xoang màng áo, mỗi tấm gồm nhiều sợi tơ kết hợp

với nhau bằng màng mỏng có nhiều nếp gấp (28-30 nếp). Mang nghêu là cơ

quan hô hấp chủ yếu, ngoài ra các vi mạch trên màng áo ngoài, các vi mạch

trên môi cũng có tác dụng bổ trợ hô hấp. Động vật nhuyễn thể nói chung cũng

nhƣ nghêu Meretrix Lyrata nói riêng hô hấp bằng cách mở miệng ra, ngậm

miệng lại và dòng nƣớc đƣợc đƣa đi vào, đi ra qua chức năng của vòi nƣớc.

Mang của động vật nhuyễn thể đƣợc ví nhƣ một nhà máy lọc nƣớc nhỏ.

Nhờ vào cấu tạo đặc biệt của tấm mang, nhuyễn thể bắt mồi thụ động và liên

tục. Thức ăn đi qua mang đƣợc chọn lọc một phần đi vào hệ tiêu hoá, phần

còn lại bị đẩy ra ngoài [3].

Nhuyễn thể là loài có sự tích tụ sinh học cao hơn so với các loài động

vật có xƣơng sống nhƣ cá và động vật sống trên cạn, đồng thời chúng cũng

bài tiết ra ngoài nhiều hơn so với loài khác. Cá sống ở tầng nƣớc mặt hoặc

tầng nƣớc giữa còn nhuyễn thể sống ở đáy và ăn lọc nên khả năng hấp thu

kim loại nặng của nhuyễn thể cao hơn cá. Các tài liệu nghiên cứu cho thấy đối

với nhuyễn thể hai mảnh vỏ, kim loại nặng (Hg, Cd, Pb, Cu) đƣợc tích luỹ ở

mang và ở cơ, còn với cá thì tích lũy ở gan, thận và cơ [3].

Sự tích tụ ô nhiễm trong cơ thể của nhuyễn thể là cao nhất và con

đƣờng duy nhất chúng có thể hấp thụ đƣợc là từ nƣớc khi các chất ô nhiễm

hoà tan trong nƣớc hoặc liên kết với các chất lơ lửng, kim loại nặng dƣới dạng

ion hòa tan hấp thu qua mang vào mô mềm nhờ vào cấu trúc đặc biệt của

mang, kim loại liên kết với hạt rắn (trong đó có phần làm dinh dƣỡng) hấp thu

qua đƣờng tiêu hóa [3], [30], [31]. As, Cd, Cu là những kim loại nặng đƣợc

lựa chọn nghiên cứu với những lý do sau đây:

- Nguồn nƣớc sông, hồ, biển có nồng độ As, Cd chỉ vài g/l đã đƣợc

xem là bị ô nhiễm. Vì vậy sự tích luỹ As, Cd trong nhuyễn thể có tác dụng

đánh giá chất lƣợng môi trƣờng rất tốt.

- As, Cd có độc tính cao, các loài cá, nghêu, sò, ốc dễ hấp thụ và tích

luỹ trong cơ thể. Nhiều hợp chất asen có độ hoà tan trong nƣớc cao do vậy ô

nhiễm nƣớc do asen dễ xảy ra.

- Sự hiện diện của mô mềm có protein giầu sulfua tạo phức kim loại

của động vật nhuyễn thể (metallothionein, MT) đƣợc cho là nguyên nhân dẫn

đến thành phần kim loại trong chúng cao. Sự tiêu hoá chọn lọc kim loại với

mức độ khác nhau đƣợc cho là do bản chất hoá học của nguyên tố, nhƣng

quan trọng hơn là do protein MT. MT thƣờng bão hoà Zn và Cu, những kim

loại này dần bị thay thế bởi các kim loại khác, đặc biệt là bởi Cd [32], [33].

Đây là một trong những nguyên nhân cơ bản dẫn đến khả năng tích luỹ mạnh

Cd bởi các loài nhuyễn thể. Cũng từ nguyên nhân MT có khả năng bão hoà

Zn, Cu nên trong đề tài đã lựa chọn Cu làm đối tƣợng nghiên cứu để khẳng

định khả năng hấp thu, tích luỹ mạnh đối với kim loại này bởi nhuyễn thể

Meretrix lyrata.

- As, Cd và Cu là ba kim loại nặng cho thấy có thể mô tả đƣợc quy luật

tích luỹ trong nhuyễn thể Meretrix lyrata bằng các dạng mô hình đề tài lựa

chọn thông qua một số kết quả nghiên cứu khảo sát ban đầu lấy làm thông tin

tiên nghiệm.

1.2.2 Các mô hình tích luỹ kim loại nặng

1.2.2.1 Hai mô hình OBM và DEB

a. Mô hình OBM

Bắt đầu quá trình xây dựng mô hình với việc đƣa ra các biểu đồ mô tả

con đƣờng vận chuyển kim loại nặng qua lại giữa môi trƣờng sống (nƣớc,

trầm tích), nguồn dinh dƣỡng và bản thân động vật nhuyễn thể. Trong đó

nồng độ của một kim loại đƣợc điều khiển bởi sự cân bằng giữa lấy vào (hấp

thu), bài tiết và sinh trƣởng [30].

Kfw

Dinh dƣỡng (phytoplankton, cát, trầm tích lơ lửng)

Nƣớc (nƣớc bao phủ)

Sũ

kg ER

IR

Hình 1.2: Con đường vận chuyển kim loại nặng qua lại giữa nước, dinh dưỡng và động vật nhuyễn thể

Trong biểu đồ này Kfw là hệ số phân bố kim loại giữa nƣớc và dinh

dƣỡng, kg (cm/giây) là độ dẫn khối lƣợng kim loại qua mang, ER là tốc độ bài

tiết, IR là tốc độ cấp dinh dƣỡng.

Mô hình phát triển từ biểu đồ nhận thức này nằm trong nghiên cứu có

tên là “Mô hình tích lũy OBM trong sò áp dụng với kim loại nặng”. Thực tế

mô hình là phiên bản sửa đổi của mô hình trao đổi dinh dƣỡng có tên FGEST

còn gọi là mô hình trao đổi cơ chất độc hại qua dinh dƣỡng và qua mang do

Baber và Suarez phát triển [34]. Mô hình FGEST đƣợc phát triển cho cá.

Trong mô hình OBM xem sò lấy kim loại nặng vào từ nƣớc qua mang và qua

tiêu thụ nguồn dinh dƣỡng trong hệ thống tiêu hoá. Kim loại ra khỏi cơ thể

thông qua bài tiết, chuyển hoá trao đổi chất và qua sinh trƣởng. Mô hình

OBM dựa trên một số thừa nhận sau [30] :

- Ấu trùng sò xem nhƣ không có kim loại nặng vào thời điểm bắt đầu

nghiên cứu.

- Trong động vật nhuyễn thể có một hệ thống mang vận chuyển. Trên

bề mặt mang nƣớc đƣợc luân chuyển qua khe hở sợi mang, trong khi đó phần

hạt đƣợc vận chuyển nhờ tác dụng của lông mao hƣớng về xúc tu môi [35].

Do đó có thể xem sự khuếch tán kim loại và oxy hoà tan vào trong hệ thống

chỉ xuất hiện qua màng mang. Tổng diện tích bề mặt mang kiểm soát lƣợng

kim loại hấp thu và lƣợng oxy trao đổi.

- Xem các sợi mang đóng vai trò nhƣ những ống dẫn song song (hình

1.3), trong sợi mang đó nƣớc có dòng chảy lớp (hình 1.4). Sự chấp nhận

tƣơng tự nhƣ vậy cũng đƣợc Jorgensen sử dụng để giải thích cho hiện tƣợng

có dòng chảy lớp trên mang động vật hai mảnh là do chỉ số Reynold rất thấp

[36], [37].

- Sự trao đổi kim loại qua mang sò tuân theo khuếch tán đơn giản.

Hình 1.3 Hình ảnh mang sò cho thấy có các sợi tơ song song (f)

Hình 1.4 Biểu đồ minh hoạ sợi mang có dòng nước tuân theo chuyển động lớp

Trên cơ sở biểu đồ hình (1.1) và những thừa nhận trong xây dựng mô

hình OBM, sự tích luỹ kim loại nặng trong loài động vật nhuyễn thể có thể

đƣợc mô hình hoá sử dụng hàm cân bằng sau:

(1.4)

Trong đó Bf (g) là tổng lƣợng kim loại vào cơ thể phụ thuộc thời gian,

t (ngày) là thời gian. G và F tƣơng ứng miêu tả lƣợng kim loại thực tế hấp thu

từ pha hòa tan qua mang và từ dinh dƣỡng qua đƣờng tiêu hoá, f là ký hiệu chỉ

thị cho kim loại quan tâm.

Tốc độ sinh trƣởng đƣợc đƣa vào mô hình OBM để chuẩn cho sự pha

loãng nồng độ kim loại nặng trong cơ thể sò có nguyên nhân do sinh trƣởng.

Cùng với tốc độ bài tiết kim loại thì đây là thông số rất quan trọng để mô hình

hoá luồng năng lƣợng sinh học trong sò Crassostrea virginca. Tốc độ thay đổi

khối lƣợng cơ thể sò đƣợc Barber và Suarez đƣa ra dƣới dạng công thức [34]:

(1.5)

Trong đó W (g) biểu thị khối lƣợng mô sò phụ thuộc thời gian (đại diện

cho sự sinh trƣởng), Ir là tốc độ cấp dinh dƣỡng, Er là tốc độ bài tiết, R là tốc

độ hô hấp thông thƣờng, Ex là chất bài tiết và Sd là hoạt động động học đặc

trƣng hay sự hô hấp khác với hô hấp bình thƣờng.

Nồng độ tính theo tổng khối lƣợng cơ thể phụ thuộc thời gian đƣợc mô

phỏng theo Cf (g/g) nhƣ sau:

(1.6)

Trong mô hình OBM sẽ bao gồm các thuật ngữ có liên quan đến khối

lƣợng sò, năng lƣợng sinh học và các thông số đặc trƣng cho đặc điểm sinh lý

với kim loại nặng. Do không có hàm nào dùng chung cho động vật thân mềm

hai mảnh vỏ, chấp nhận hàm đƣợc sử dụng đánh giá năng lƣợng sinh học cho

cá cũng phù hợp để đánh giá năng lƣợng cho động vật nhuyễn thể [36], [38],

[39]. Trƣớc đây Liao cũng có một sự chấp nhận tƣơng tự nhƣ vậy để thông số

hoá một số số hạng liên quan đến năng lƣợng sinh học đối với sự tích luỹ Zn

trong loài động vật thân mềm Haliotis diversicolor [40].

b. Mô hình DEB

Một biểu đồ khác cũng đƣợc áp dụng để xây dựng mô hình tích luỹ là

Xây dựng cấu trúc

Duy trì sự sống

Duy trì sinh trƣởng

mô hình DEB nhƣ sau [41]:

1 2 k

Năng lƣợng dự trũ

1-k

[Kim loại hoà tan] Nƣớc Dinh dƣỡng [Kim loại hạt]

Dự trữ sinh sản

Sinh sản

Hình 1.5: Biểu đồ mô tả con đường vận chuyển kim loại nặng sử dụng xây dựng mô hình tích luỹ DEB

Trong biểu đồ này, kim loại vào cơ thể động vật nhuyễn thể cũng từ

pha hoà tan (nƣớc) đi qua mang và từ pha hạt (dinh dƣỡng) qua con đƣờng

tiêu hoá. Năng lƣợng sinh học động vật nhuyễn thể tích trữ đƣợc tiêu thụ vào

hai nhóm, nhóm thứ nhất để xây dựng cấu trúc cơ thể hay nói cách khác là lớp

hai mảnh vỏ và để duy trì sự sống, nhóm thứ hai để duy trì sự sinh trƣởng và

dự trữ cho sinh sản. Kim loại nặng theo các con đƣờng chuyển hoá này để

tích luỹ và bài tiết. Trong mô hình DEB xây dựng theo biểu đồ này, cả tốc độ

hấp thu và bài tiết kim loại nặng chấp nhận tỷ lệ với diện tích bề mặt toàn bộ

cơ thể sống của động vật nhuyễn thể.

1.2.2.2 Mô hình hấp thu từ nƣớc

Trong hàm (1.4), G đại diện cho lƣợng kim loại thực tế hấp thu từ pha

hoà tan trong nƣớc. Nƣớc đi qua mang dƣới dạng dòng chảy lớp và ở trạng

thái không đổi, chấp nhận kim loại trao đổi qua mang sò chỉ theo khuếch tán

đơn giản. Do đó định luật Fick I về sự khuếch tán đƣợc áp dụng để mô hình

hoá quá trình này theo công thức sau [34]:

(1.7)

Sg (cm2) là tổng diện tích mang của sò, kg (cm/giây) là độ dẫn khối

lƣợng kim loại qua mang, Kaw là hệ số phân bố kim loại nặng giữa máu sò và

nƣớc. Cd và Ca tƣơng ứng là nồng độ kim loại (g/ml) trong nƣớc có trong

mang sò và trong máu sò.

Trong cơ học chất lỏng, độ dẫn khối lƣợng hoá học kg có thể đƣợc định

nghĩa là một hàm của tốc độ khuếch tán hoá học và khoảng cách giữa các sợi

tơ mang. Khi chấp nhận các sợi tơ mang liền kề nhau xem nhƣ là những đĩa

song song và nƣớc thoát ra từ mang ở một trạng thái không đổi với dòng chảy

lớp, quá trình vận chuyển kim loại đến các sợi tơ có thể mô hình hoá bằng

hàm vi phân sau:

(1.8)

trong đó  là trị riêng của hàm,  là độ nhớt của chất lỏng giữa các sợi tơ, p là

áp lực chất lỏng dọc theo sợi tơ, y là vị trí dọc theo sợi tơ, h là một nửa

khoảng cách giữa các sợi tơ và D là hệ số khuyếch tán của kim loại trong chất

lỏng.

Hàm vi phân (1.8) đƣợc gọi là bài toán Graetz cổ điển dùng trong cơ

học chất lỏng để xác định chuyển khối trong chất lỏng với dòng chảy lớp giữa

những đĩa thấm song song [42], [43], [44]. Bài toán đã đƣợc chứng minh với

những điều kiện biên phù hợp nhƣ sự cân đối xung quanh vạch trung tâm,

việc giải hàm vi phân (1.8) rút gọn về việc xác định n và fn tƣơng ứng là trị

riêng và hàm riêng. Các trị riêng đƣợc xác định và dùng trị riêng thứ nhất để

biểu diễn độ dẫn khối lƣợng kg theo công thức sau [34]:

(1.9)

Trong đó là số Graetz.

Trong mô hình DEB, Stellio Casas và Cédric Backer cũng đƣa ra hàm

vi phân biểu diễn tốc độ biến đổi kim loại nặng Cf (mg/kg) trong mô động vật

nhuyễn thể theo thời gian có tính đến các yếu tố: tốc độ hấp thu từ nƣớc (kim

loại nặng tồn tại ở dạng hoà tan), tốc độ hấp thu từ pha hạt (kim loại nặng

trong phần hạt rắn lơ lửng, trong dinh dƣỡng), tốc độ bài tiết và sự pha loãng

nồng độ kim loại nặng trong cơ thể do nguyên nhân tăng trƣởng [41]. Hằng số

tốc độ hấp thu kim loại ở dạng hoà tan đƣợc tính theo công thức:

(l/g/ngày) (1.10)

Trong công thức này là hằng số [l/cm/ngày], V2/3 (cm2) là diện tích bề

mặt mô tính đƣợc nhờ chuyển hoá từ thể tích phần cơ thể sống V (cm3), W (g)

là khối lƣợng mô tƣơi. Nhƣ vậy hằng số tốc độ hấp thu phụ thuộc vào tổng

diện tích bề mặt mô và khối lƣợng mô. Hằng số tốc độ này có thể tính đƣợc

thông qua các thực nghiệm ngoài môi trƣờng tự nhiên cũng nhƣ trong phòng

thí nghiệm [41], [45], [46], [47].

Phần biến đổi nồng độ kim loại nặng hấp thu vào cơ thể động vật nhuyễn

thể Cf từ pha hoà tan theo thời gian lúc này đƣợc tính theo công thức sau:

(1.11)

1.2.2.3 Mô hình hấp thu từ dinh dƣỡng

Trong mô hình OBM, kim loại nặng tích luỹ từ nguồn dinh dƣỡng qua

hệ tiêu hoá thực tế đƣợc biểu diễn theo hàm cân bằng khối lƣợng dƣới đây:

(1.12)

Cp là nồng độ kim loại nặng trong phần dinh dƣỡng đã tiêu hoá, Ce là

nồng độ kim loại nặng trong phân bài tiết. Chấp nhận phần kim loại đã tiêu

hoá đƣợc thải ra ngoài qua phân không đổi, Er có thể đƣợc biểu diễn nhƣ sau:

(1.13)

f là hiệu quả đồng hoá dinh dƣỡng của động vật nhuyễn thể.

Trong OBM cũng nhƣ trong FGETS chấp nhận và .

Ở các công thức này Ke là hệ số phân bố kim loại giữa phân và nƣớc, Kf là hệ

số phân bố kim loại nặng giữa nƣớc và mô mềm.

Phần kim loại nặng tích luỹ qua con đƣờng dinh dƣỡng còn có thể biểu

diễn bằng công thức:

(1.14)

trong đó c là hiệu quả đồng hoá kim loại. Hiệu quả đồng hoá kim loại

nặng từ dinh dƣỡng là một phần kim loại nặng tiêu hoá còn nằm lại trong mô

sò sau khi nó đã bỏ đi phần vật liệu chƣa tiêu hoá [48], [49].

Kết hợp các hàm (1.12), (1.13) và (1.14), hiệu quả đồng hoá kim loại c

có thể biểu diễn nhƣ sau:

(1.15)

hay (1.16)

Hàm này cho thấy hiệu quả đồng hoá kim loại nặng giảm khi tổng

lƣợng kim loại nặng vào cơ thể Cf gia tăng. Baber trong một nghiên cứu khác

cũng đã chứng minh đƣợc c giảm theo hàm mũ [34].

Trong OBM cũng nhƣ trong FGETS đều có quan hệ sau:

(1.17)

Pa, Pl, Po tƣơng ứng là phần cơ thể sống động vật nhuyễn thể dƣới dạng

nƣớc, lipid và vật liệu hữu cơ không phải là lipid. Koc là hệ số phân bố cacbon

hữu cơ.

Nồng độ độc tố trong mô có liên quan đến phần chất béo. Sự phân bố

hợp chất hoá học giữa pha lipid và pha nƣớc đƣợc tham số hoá thành Kl. Hệ

số phân bố Kl là một hàm của Kow và đƣợc biểu diễn theo tƣơng quan sau:

(1.18)

Trong đó hằng số a có giá trị lý thuyết là 1,27 [34].

Ứng dụng mô hình OBM, Dennis và các cộng sự đã mô phỏng tổng

lƣợng hai kim loại Zn, Cd tích luỹ trong loài sò Crassostrea virginica tại vịnh

Apalachicola (Florida, Mỹ). Chƣơng trình tính toán OBM đƣợc viết trong

FORTRAN, đƣợc phân tích thêm bằng phần mềm đang đƣợc sử dụng phổ

biến GNUPLOT. Kết quả mô phỏng nồng độ Zn và Cd trong Crassostrea

virginica cho thấy nồng độ đạt đến cân bằng tính theo khối lƣợng khô tƣơng

ứng là 2000 và 3,2 g/g. Kết quả mô phỏng Cd gần với giá trị trung bình xác

định trực tiếp là 3,6 g/g và kết quả mô phỏng đối với Zn nằm trong dải thực

tế từ 700  4000 g/g [30].

Đối với mô hình DEB, hằng số tốc độ hấp thu kim loại nặng từ pha

dinh dƣỡng (pha hạt) đƣợc tính một cách đơn giản theo công thức:

(1/ngày) (1.19)

Trong đó (g/cm2/ngày) là hằng số, V2/3 (cm2) là diện tích bề mặt mô

và W (g) là khối lƣợng mô, f là hệ số phản ánh sự đồng hoá nồng độ dinh

dƣỡng (không thứ nguyên) và đƣợc tính theo công thức:

(1.20)

Với X là nồng độ dinh dƣỡng (mg/l) và Xk là hệ số bán bão hoà (g sắc tố/l).

Biến đổi nồng độ kim loại nặng trong cơ thể động vật nhuyễn thể Cf

hấp thu từ dinh dƣỡng theo thời gian lúc này đƣợc tính theo công thức:

(1.21)

1.2.2.4 Mô hình bài tiết kim loại nặng

Trong mô hình DEB, phần biến đổi nồng độ kim loại nặng bài tiết ra

ngoài theo thời gian đƣợc tính theo công thức [41]:

(1.22)

Hằng số tốc độ bài tiết ke (1/ngày):

(1.23)

(g/cm2/ngày) là hằng số; V2/3 (cm2) là diện tích bề mặt mô và W (g)

là khối lƣợng mô, Cf là nồng độ kim loại nặng trong cơ thể động vật nhuyễn

thể. Từ công thức (1.23) cho thấy hằng số tốc độ bài tiết cũng phụ thuộc và

tổng diện tích mô và khối lƣợng mô.

Trong mô hình DEB có tính đến nguyên nhân pha loãng do sự sinh

trƣởng làm giảm nồng độ kim loại nặng tích luỹ đƣợc. Hiệu ứng pha loãng

này đƣợc tính theo công thức:

(1.24)

Kết hợp các công thức (1.11), (1.21), (1.22) và (1.24), mô hình DEB

đƣa ra hàm vi phân nồng độ kim loại nặng Cf (mg/kg) theo khối lƣợng mô

biến đổi theo thời gian nhƣ sau:

(1.25)

Các nhà khoa học Pháp đã mô hình hoá sự tích luỹ kim loại vết Hg và

Pb trong loài trai Địa Trung Hải Mytilus galloprovincialis sử dụng mô hình

DEB, trong đó có đƣa ra mô hình vi phân (1.25). Các thực nghiệm tại hiện

trƣờng đƣợc xắp đặt để đo động học hấp thu và loại bỏ 2 kim loại trên tại 3 vị

trí vùng Địa Trung Hải (vịnh Lazaret, đầm phá Bages và Công viên Quốc gia

Port-Cost).

Tất cả các con trai với kích thƣớc vỏ 60 mm lấy từ khu nuôi trồng thuỷ

sản tại vị trí mở, sạch trên bờ biển đƣợc đặt vào trong những cái lồng lƣới làm

bằng vật liệu polyethylene. Lồng đƣợc ngâm ở độ sâu 10-12 m và treo trên

những kết cấu nuôi cố định. Trai đƣợc vận chuyển từ vùng sạch đến vùng ô

nhiễm mạnh, sau đó chuyển ngƣợc lại vị trí sạch. Các thực nghiệm đƣợc thiết

kế để khảo sát động học nồng độ kim loại Hg trong trai với việc đo đồng thời

nồng độ kim loại trong nƣớc, trong hạt lơ lửng và thực hiện các phép đo sinh

trắc học trai. Thực nghiệm nhƣ vậy cho phép quan sát đồng thời cả sự tích luỹ

và những thay đổi sinh lý trong sinh vật. Đối với các thực nghiệm về sự tích

luỹ trong môi trƣờng ô nhiễm, trai đƣợc vận chuyển đến nuôi trong 6 tháng tại

2 vị trí bị ô nhiễm (vịnh Lazaret và đầm phá Bages). Vào thời điểm cuối của

những thực nghiệm này, các lồng nuôi đƣợc vận chuyển trong thùng lạnh đến

vị trí sạch là đảo Port-Cost để khảo sát động học bài tiết ô nhiễm trong 3

tháng.

Thiết kế thực nghiệm bao gồm 4 mức độ tƣơng đƣơng 4 tệp dữ liệu:

mức một đƣợc đặt ở Bages trong 6 tháng, sau đó ở Port-Cost trong 3 tháng,

mức hai đặt ở Bages trong 3 tháng, sau đó ở Port-Cost trong 3 tháng, mức ba

đặt ở Larazet trong 6 tháng, sau đó ở Port-Cost trong 3 tháng và mức bốn đặt

ở Larazet trong 3 tháng, sau đó ở Port-Cost 3 tháng.

Bốn tệp dữ liệu sử dụng chuẩn ba hằng số với các kết quả:

l/cm2/ngày ; g/cm2/ngày ; và g/cm2/ngày đối với Hg,

l/cm2/ngày ; g/cm2/ngày ; và g/cm2/ngày đối với

Pb [41].

Cũng với phƣơng pháp thực nghiệm nhƣ trên, các nhà khoa học Bồ

Đào Nha đã xây dựng mô hình vi phân bậc nhất mô tả nồng độ Cd tích luỹ

trong loài trai Ruditapes decussatus. Mô hình biểu diễn qua cân bằng giữa quá

trình hấp thu và quá trình bài tiết có dạng nhƣ sau [50]:

(1.26)

Trong đó Cf (g/g) là nồng độ Cd trong mô tích lũy đƣợc sau thời gian

(l/g/ngày) là hằng số tốc độ t (ngày), Cd (g/l) là nồng độ Cd trong nƣớc,

hấp thu, (1/ngày) là hằng số tốc độ bài tiết. Các hằng số và đƣợc đánh

giá qua phân tích tƣơng quan phi tuyến. Theo công thức này thì không có sự

phân biệt giữa hằng số tốc độ hấp thu kim loại từ pha hoà tan và hằng số tốc

độ hấp thu kim loại từ pha hạt, mà chỉ có một hằng số tốc độ hấp thu chung .

Trong giai đoạn loại bỏ ô nhiễm khỏi mô (Cd = 0), mô hình này trở

thành dạng [50]:

(1.27)

là nồng độ Cd ban đầu trong giai đoạn loại bỏ ô nhiễm khỏi mô. Với

Thực chất khi kết hợp công thức (1.22) và (1.23) cùng một vài biến đổi toán

học đơn giản sẽ thu đƣợc công thức này.

Thực nghiệm đƣợc triển khai nhƣ sau: các cá thể trai R. Decussatus

trƣởng thành với độ dài vỏ trong khoảng 30-35 mm lấy từ một vị trí môi

trƣờng trong sạch, không bị ô nhiễm kim loại của đầm phá Ria Formosa (phía

nam Bồ Đào Nha) đƣợc chuyển về phòng thí nghiệm, đƣợc làm sạch trong

nƣớc biển có sục khí trong 7 ngày. Sau giai đoạn này trai đƣợc nuôi trong hai

môi trƣờng có nồng độ Cd tƣơng ứng là 4 g/l và 40 g/l trong 40 ngày. 9

nhóm mỗi nhóm 60 cá thể đặt trong bình chứa 10 lít nƣớc biển, trong đó có 3

nhóm sử dụng làm mẫu kiểm soát, 3 nhóm phơi nhiễm trong môi trƣờng 4

g/l Cd (Cd chuẩn đƣợc pha từ CdCl2.H2O), và 3 nhóm còn lại phơi nhiễm

trong môi trƣờng 40 g/l Cd. Sau giai đoạn phơi nhiễm này, các cá thể trai

đƣợc sang nuôi trong môi trƣờng nƣớc biển sạch trong 50 ngày (giai đoạn l oại

bỏ ô nhiễm trong mô) [50].

Trong quá trình triển khai thực nghiệm nƣớc đƣợc thay 2 ngày một lần

và mức nồng độ Cd phơi nhiễm liên tục đƣợc xác lập lại trong giai đoạn tích

luỹ. Các thông số môi trƣờng nƣớc nuôi đƣợc kiểm soát gồm nhiệt độ, độ

muối, pH, tỷ lệ phần trăm oxy bão hoà. Nồng độ Cd đƣợc đo trong suốt quá

trình làm thực nghiệm trƣớc và sau mỗi lần thay nƣớc. Nƣớc sử dụng trong

thực nghiệm lấy từ vị trí không bị ô nhiễm trong đầm phá Ria Formosa, đƣợc

lọc qua lƣới lọc kích thƣớc lỗ 200 m, theo cách này nƣớc vẫn giữ lại đƣợc vi

sinh vật phù du là nguồn dinh dƣỡng của trai trong khi loại bỏ đƣợc các vật

liệu rắn kích thƣớc lớn khác.

Để có số liệu phục vụ xử lý tính toán các thông số mô hình, tại mỗi một

trong 3 bình nuôi (bình kiểm soát, bình phơi nhiễm nồng độ Cd 4 g/l và bình

phơi nhiễm nồng độ Cd 40 g/l) một số cá thể đƣợc lấy ra để xác định nồng

độ Cd trong mô vào các ngày thứ 0, 7, 14, 21, 30 và 40 (trong giai đoạn tích

luỹ) và vào các ngày thứ 50, 60, 75 và 90 (trong giai đoạn loại bỏ ô nhiễm

kim loại khỏi mô) [50].

1.2.2.5 Ƣu nhƣợc điểm hai mô hình OBM và DEB

Mô hình tích lũy OBM mô tả đƣợc khả năng tích lũy kim loại nặng từ

cả pha hòa tan và pha không hòa tan. Khả năng dự đoán của mô hình đƣợc

đánh giá là phù hợp với các kết quả kiểm tra trong môi trƣờng sống thực tế.

Mô hình OBM cũng cho phép dự đoán đƣợc hệ số tích lũy BAF, một

thông số quan trọng để xác định cả tổng lƣợng kim loại tích lũy đƣợc và thành

phần hóa học chất ô nhiễm trong nƣớc. OBM là công cụ hiệu quả dùng để dự

đoán và đánh giá ô nhiễm kim loại nặng.

Tuy nhiên, để xây dựng mô hình cần đến nhiều thông số đầu vào phức

tạp, đặc biệt là các thông số liên quan đến năng lƣợng hệ thống sinh học và

thông số sinh trắc học. Bảng (1.1) liệt kê một số thông số quan trọng sử dụng

trong xây dựng mô hình [30].

Bảng 1.1: Một số thông số được sử dụng xây dựng mô hình OBM

Thông số

Ý nghĩa

Nồng độ kim loại nặng trong pha hoà tan Nồng độ kim loại nặng trong dinh dƣỡng hay còn gọi là pha hạt Hệ số phân bố kim loại nặng giữa pha hoà tan và pha hạt 1/2 khoảng cách giữa hai sợi tơ mang kề nhau Độ dài của sợi tơ mang

Cw (g/l) Cp (g/l) Kow Hlamel (cm) Xlamel (cm) Vlamel (cm/s) Tốc độ dòng nƣớc chảy giữa các sợi tơ mang Hiệu quả đồng hoá kim loại AE (%) T (0K) Nhiệt độ S (0/00) Độ muối Độ pH pH

Các thông số nhƣ Cw, Cp, T, S, pH có thể đo đƣợc tại hiện trƣờng

ow, AE, Hlamel, Xlamel, Vlamel cần phải có những nghiên cứu chuyên sâu rất phức

nghiên cứu cũng nhƣ trong phòng thí nghiệm. Tuy nhiên các thông số nhƣ K-

tạp để xác định. Ngoài ra để xây dựng mô hình còn phải đƣa ra đƣợc hàm

thực nghiệm về tốc độ tiêu thụ khí oxy theo khối lƣợng cơ thể.

Điều kiện nghiên cứu trong nƣớc chƣa cho phép ứng dụng mô hình này

vào đối tƣợng nghiên cứu của đề tài. Mô hình này không đƣợc lựa chọn cho

mục tiêu nghiên cứu đặt ra.

Đối với mô hình DEB, trong các mục trên đã đề cập đến hai phƣơng

pháp thực nghiệm đã đƣợc các nhà khoa học sử dụng để thu nhận dữ liệu xây

dựng mô hình vi phân. Một là phƣơng pháp triển khai thực nghiệm ngoài hiện

trƣờng tự nhiên và một là phƣơng pháp triển khai thực nghiệm trong phòng

thí nghiệm [41], [50]. Đây là những cơ sở khoa học sẽ đƣợc nghiên cứu, chọn

lọc, phối hợp để đƣa ra một phƣơng pháp triển khai thực nghiệm phù hợp với

điều kiện hiện có giúp xây dựng mô hình vi phân biểu diễn sự tích luỹ As, Cd,

Cu nằm trong nội dung nghiên cứu của đề tài luận án.

Mô hình vi phân (1.3) đơn giản, dễ triển khai thực nghiệm thu thập số

liệu phục vụ xây dựng mô hình. Mô hình có tính đến cả tốc độ tích lũy và tốc

độ bài tiết, phát huy vai trò trong dự đoán và tính toán xử lý ô nhiễm.

Nhƣợc điểm là để xây dựng đƣợc mô hình tin cậy, cần khống chế ổn

định các yếu tố tác động làm thay đổi hoạt động sống của nhuyễn thể, ảnh

hƣởng đến trạng thái, cân bằng tích lũy vì các thông số đầu vào không tính

đến các yếu tố sinh học.

Tuy nhiên dựa vào tính khả thi trong xây dựng mô hình, chúng tôi phối

kết hợp cả hai phƣơng pháp triển khai thực nghiệm ngoài hiện trƣờng tự nhiên

và trong phòng thí nghiệm của các nhà khoa học trên thế giới để đƣa ra một

quy trình nghiên cứu xây dựng mô hình (1.3) này.

1.2.3 Một số nghiên cứu về tích lũy kim loại nặng trong giống nghêu Meretrix

Patel và các cộng sự tiến hành thí nghiệm đánh giá sự ảnh hƣởng của

Se và Glutathionne lên khả năng tích lũy Hg của nghêu Meretrix casta trong

môi trƣờng có nồng độ Hg 0,1  5,0 mg/l. Kết quả cho thấy nồng độ Hg tích

lũy tăng mạnh trong 24 giờ, tiếp tục tăng chậm trong 7 ngày và sau đó dừng

lại. Thí nghiệm trên 4 loài hai mảnh vỏ, nghêu Meretrix casta tích lũy Hg

kém nhất (9 g/g), tiếp đến là A.rhombea và Anadara granosa (25 g/g) và

cao nhất là Perna viridis (47 g/g) [51].

Patel và Anthony nghiên cứu ảnh hƣởng các dạng muối vô cơ và hữu

cơ của Cd lên khả năng tích lũy của 6 loài hai mảnh vỏ, trong đó có loài Meretrix casta. Kết quả sự tích lũy Cd xảy ra cao nhất với dạng CdSO4, tiếp đến là CdI2, (C2H5COO)2Cd, CdCl2, Cd(NO3)2 và CdCO3. Sự tích lũy Cd trong nghêu Meretrix casta có tƣơng quan tuyến tính với thời gian thí nghiệm

[52].

Sadiq và Alam xác định nồng độ Hg trong mô nghêu Meretrix meretrix

(Vịnh Arabian) dao động trong khoảng 5160 g/kg (theo khối lƣợng tƣơi) và

khẳng định kích thƣớc nghêu, nồng độ muối có ảnh hƣởng đến sự tích lũy Hg

[53].

Wahi Abdul Rashid và các cộng sự nghiên cứu sự tích lũy và bài tiết

kim loại nặng trong nghêu Meretrix meretrix cho mục đích sử dụng loài

nghêu này quan trắc sinh học chỉ thị ô nhiễm nƣớc. Nhờ nuôi nghêu trong

điều kiện phòng thí nghiệm đã tìm đƣợc tốc độ tích lũy Cu, Zn, Pb vào nghêu

Meretrix meretrix tƣơng ứng là 0,99; 21,80; 0,57 g/g/ngày, tốc độ bài tiết

tƣơng ứng là 0,42; 23,55; 1,01 g/g/ngày. Nghiên cứu khẳng định nghêu

Meretrix meretrix có thể sử dụng hiệu quả làm quan trắc sinh học chỉ thị ô

nhiễm đối với Cu do có tốc độ tích lũy cao hơn đáng kể so với tốc độ bài tiết,

không thể dùng làm chỉ thị ô nhiễm với Zn do tốc độ tích lũy gần bằng tốc độ

bài tiết và với Pb không thấy xuất hiện tích lũy [54].

Các tác giả thuộc Viện Hóa học, Viện Khoa học và Công nghệ Việt

Nam và Trung tâm dịch vụ phân tích thí nghiệm thành phố Hồ Chí Minh đã

nghiên cứu về sự tích lũy các kim loại nặng As, Cd, Pb, Hg từ môi trƣờng các

bãi nuôi nghêu tự nhiên thuộc xã Cần Thạnh, huyện Cần Giờ, thành phố Hồ

Chí Minh thông qua các phép đo trực tiếp [5], [55]. Kết quả nghiên cứu cho

thấy Cd và Pb tích lũy trong ruột nghêu cao hơn 3 lần so với trong thịt, trong

khi As và Hg phân bố đồng đều trong cả ruột và thịt. Kết quả này hoàn toàn

phù hợp với kết quả xác định đƣợc thành phần kim loại trong chất rắn lơ lửng

(có chứa dinh dƣỡng nuôi nghêu) cao hơn so với thành phần hòa tan. Ví dụ

nồng độ Cd trong phần chất rắn lơ lửng đo đƣợc 0,13 mg/kg trong khi nồng

độ Cd tan trong nƣớc là 0,001 mg/kg (tƣơng đƣơng 10-9) [5]. Tƣơng quan nồng độ giữa pha hòa tan và pha không hòa tan cho thấy nghêu sống trong

môi trƣờng nuôi tự nhiên thuộc xã Cần Thạnh hấp thu kim loại nặng chủ yếu

qua tiêu hóa dinh dƣỡng và đi vào phần ruột. Một phần Hg, As đã di chuyển

từ ruột vào thịt và tích lũy ở đó, trong khi đó Cd và Pb chủ yếu vẫn nằm lại

trong ruột nghêu [5]. Nghiên cứu cũng chỉ ra Cd là nguyên tố có nồng độ

trong môi trƣờng thấp, nhƣng vẫn đƣợc nghêu Meretrix lyrata tích lũy mạnh.

Các tác giả Phạm Kim Phƣơng, Nguyễn Thị Dung, Chu Phạm Ngọc

Sơn nghiên cứu ảnh hƣởng của nồng độ các kim loại nặng Cd, Pb, As lên sự

tích lũy và đào thải của nghêu Meretrix lyrata [6]. Nghiên cứu chỉ ra trật tự

ƣu tiên tích lũy nhiều và nhanh nhất là Pb, tiếp theo là Cd và cuối cùng là As,

trong khi trật tự đào thải là As > Pb > Cd. Với các điều kiện thực nghiệm nuôi

đặc trƣng, các tác giả tính toán đƣợc tỷ lệ phần trăm đào thải kim loại nặng ra

khỏi nghêu so với nồng độ tích lũy đƣợc khi chuyển từ môi trƣờng ô nhiễm

sang nuôi trong môi trƣờng sạch. Để xác định trật tự ƣu tiên tích lũy cũng nhƣ

nghiên cứu về ngƣỡng độc hại, các thí nghiệm đƣợc tiến hành với nồng độ

kim loại pha thêm rất lớn, ví dụ với Cd là 0,1; 0,5; 1,0; 1,5 mg/l, cao hơn Quy

chuẩn kỹ thuật Quốc gia [13] về chất lƣợng nƣớc biển ven bờ 20, 100, 200 và

300 lần. Bằng thực nghiệm này xác định đƣợc nồng độ kim loại tích lũy vào

nghêu gia tăng nhanh theo thời gian, tỷ lệ với nồng độ hòa tan trong nƣớc.

Các thực nghiệm với nồng độ kim loại hòa tan trong nƣớc cao bất thƣờng chỉ

ra đƣợc nghêu đã bị ngộ độc và sống tối đa trong môi trƣờng nhân tạo đƣợc

15 ngày (5 ngày tích lũy và 10 ngày bài tiết), đồng thời các tác giả tìm đƣợc

ngƣỡng độc hại Cd với nghêu Meretrix lyrata là 0,1 mg/l hòa tan trong nƣớc

[7] (cao hơn Quy chuẩn cho phép 20 lần). Các tác giả cũng khẳng định As khi

tích lũy vào nghêu chuyển hóa trao đổi chất thành các dạng không độc, các

dạng này không đƣợc giữ lại và đào thải ra ngoài [6]. Tuy nhiên để chứng

minh các dạng hữu cơ chứa As này không đƣợc giữ lại trong nghêu cần sử

dụng đến kỹ thuật phân tích có độ tin cậy cao nhƣ sắc ký lỏng hiệu quả cao

HPLC nối ghép phổ khối ICP-MS để phân tích thành phần chứa kim loại nặng

trong thịt nghêu.

Các nhà khoa học nghiên cứu về sự tích lũy và bài tiết kim loại Cd

dạng vô cơ và phức hữu cơ với nghêu trƣởng thành. Kết quả chỉ ra Cd ở dạng

vô cơ hòa tan (CdCl2) dễ dàng tích lũy trong nghêu, nồng độ tích lũy tỷ lệ với nồng độ hòa tan trong nƣớc và đạt cao nhất so với các dạng Cd-EDTA và

dạng Cd-Humic [7]. Quy luật tích lũy tìm đƣợc là sau 5 ngày phơi nhiễm,

nồng độ tích lũy dạng muối vô cơ tăng lên và giảm đi với dạng hữu cơ, khẳng

định nghêu chỉ đào thải Cd vô cơ khi không còn tiếp xúc với môi trƣờng ô

nhiễm, trong khi ở dạng hữu cơ vừa có tích lũy vừa có đào thải ngay trong

giai đoạn phơi nhiễm. Kết quả nghiên cứu cũng chỉ ra với mức nồng độ Cd

trong nƣớc nuôi 0,5 mg/l và 1,0 mg/l nghêu đã bị ngộ độc cấp tính, thời gian thực nghiệm tổng cộng kéo dài đƣợc 15 ngày. Tuy nhiên dạng CdS 2 mặc dù có nồng độ trong nƣớc là 2 mg/kg, nồng độ tích lũy trong nghêu sau 5 ngày

phơi nhiễm chỉ đạt 0,3 mg/kg, thấp hơn mức 3,48 mg/kg cũng sau 5 ngày phơi nhiễm trong môi trƣờng nƣớc có nồng độ 1 mg/l CdCl2, cho nên nghêu chƣa bị ngộ độc cấp tính Cd dƣới dạng CdS2 và kéo dài đƣợc thời gian sống 25 ngày (5 ngày tích lũy và 20 ngày đào thải) [7].

Để đạt đƣợc kết quả tin cậy, các nghiên cứu [5], [6], [7] đã sử dụng hai

phƣơng pháp phân tích là quang phổ hấp thụ nguyên tử AAS và quang phổ phát xạ ICP-OES, giới hạn phát hiện các phƣơng pháp này đạt 5.10-4 đối với As, Cd, Pb và 5.10-3 đối với Hg [5]. Nhƣ vậy, bằng các phép đo trực tiếp mẫu trong môi trƣờng thực tế và

mẫu trong môi trƣờng nuôi nhân tạo, các nghiên cứu trong nƣớc đã chỉ ra xu

hƣớng tích lũy một số kim loại nặng trong nghêu Meretrix lyrata tăng khi

nồng độ trong nƣớc tăng và tăng theo thời gian phơi nhiễm, nồng độ tích lũy

trong ruột là đáng kể và chủ yếu khi nồng độ kim loại trong pha hạt cao hơn

nồng độ kim loại hòa tan, khẳng định vai trò tích lũy qua con đƣờng tiêu hóa

dinh dƣỡng. Các nghiên cứu cũng chỉ ra ngƣỡng độc hại Cd với nghêu và

chứng minh nghêu tích lũy mạnh Cd dƣới dạng ion vô cơ hòa tan [5], [6], [7].

Bổ sung với các kết quả trên, trong đề tài luận án bằng chế độ nuôi

nghêu có thay nƣớc hàng ngày, bổ sung dinh dƣỡng sạch (bảng 2.5), sử dụng

nguồn nƣớc có nồng độ kim loại nặng tự nhiên vết (bao gồm cả phần hòa tan

và phần không hòa tan), bổ sung kim loại dƣới dạng ion hòa tan ở nồng độ

không quá cao so với Quy chuẩn kỹ thuật Quốc gia về chất lƣợng nƣớc biển

ven bờ, các thực nghiệm nuôi nghêu đã kéo dài thời gian sống nhân tạo của

nghêu đến 30 ngày (20 ngày phơi nhiễm và 10 ngày bài tiết) và khống chế

con đƣờng tích lũy duy nhất vào nghêu để nghiên cứu là qua mang nhờ hô

hấp. Đề tài luận án sử dụng kỹ thuật phân tích ICP-MS mới có giới hạn phát hiện ng/l (hay ng/kg, tƣơng đƣơng 10-12) [80], đảm bảo độ tin cậy số liệu thực nghiệm. Các mô hình đề tài xây dựng đƣợc ngoài khả năng đánh giá quy luật

tích lũy phụ thuộc vào nồng độ ion kim loại hòa tan, thời gian sinh trƣởng còn

cho phép dự đoán, cảnh báo ô nhiễm môi trƣờng dƣới các điều kiện sống

trong tƣơng lai, cảnh báo trong vấn đề bảo đảm an toàn thực phẩm. Các ứng

dụng mô hình trong đề tài đƣợc trình bày chi tiết hơn trong mục 1.3 dƣới.

Mặc dù phạm vi ứng dụng mô hình bó hẹp chỉ với các ion kim loại hòa tan

hấp thu, tích lũy vào mang và cơ thông qua con đƣờng hô hấp hút nƣớc vào ra,

nhƣng các quy luật tích lũy đƣợc thể hiện bằng những chuẩn số cụ thể. 1.3 ỨNG DỤNG CỦA CÁC MÔ HÌNH TÍCH LŨY

1.3.1 Khái quát

Nói đến sử dụng sinh vật làm chỉ thị cho sự ô nhiễm môi trƣờng là nói

đến khả năng tích luỹ các chất ô nhiễm của chúng. Vì vậy đánh giá khả năng

sử dụng một loài nào đó có thể dùng làm chỉ thị ô nhiễm là nói đến những

hƣớng đƣợc lựa chọn để đánh giá mức độ tích luỹ. Có hai hƣớng đánh giá

mức độ tích luỹ là đo trực tiếp và xây dựng, phát triển các mô hình tích luỹ.

Đo trực tiếp là cách đơn giản nhất để đánh giá sự tích luỹ trong các sinh

vật sống dƣới nƣớc, các phép đo trực tiếp có thể đƣợc thực hiện trên sinh vật

thu tại môi trƣờng sống thực tế, hoặc trên sinh vật nuôi trong phòng thí

nghiệm. Đo trực tiếp giảm thiểu hoặc loại bỏ các vấn đề có liên quan đến mô

hình hoá. Các vấn đề quan trọng liên quan đến phép đo sự tích lũy trong

phòng thí nghiệm các chất hoá học từ môi trƣờng sống bao gồm:

- Lựa chọn đƣợc loài, dạng sinh vật phù hợp để kiểm tra,

- Các phƣơng pháp lấy và bảo quản mẫu,

- Các điều kiện sống, môi trƣờng phơi nhiễm,

- Thời gian sống, phơi nhiễm,

- Phƣơng pháp phân tích thống kê các dữ liệu thu đƣợc.

Các nghiên cứu sự tích lũy và nghiên cứu về mô hình tích luỹ đƣợc sử

dụng cho những mục đích sau [15]

1. Giám sát tích luỹ ở thời điểm hiện tại, dự đoán tích luỹ dưới các

điều kiện phơi nhiễm trong tương lai.

Mô hình dự đoán có thể đƣợc sử dụng đánh giá mức độ mở rộng

và/hoặc kiểu tích luỹ các cơ chất cụ thể dƣới những điều kiện phơi nhiễm đặc

trƣng. Mô hình dự đoán đƣợc sử dụng khi thực tế không thể hoặc khó thực

hiện phép đo trực tiếp, ví dụ nhƣ khi xác định nồng độ trong mô sẽ thay đổi

theo thời gian nhƣ thế nào nếu các điều kiện phơi nhiễm biến đổi. Các mô

hình dự đoán cũng có thể đƣợc sử dụng làm công cụ sàng lọc để xác định xem

việc đo trực tiếp tích lũy là có phù hợp hay không.

2. Sử dụng làm công cụ sàng lọc, làm công cụ dự đoán chính xác

Điều quan trọng là cần nắm rõ các mục tiêu về chất lƣợng dữ liệu trƣớc

khi tiến hành một nghiên cứu tích lũy do kiểu câu hỏi đƣợc trả lời sẽ phụ

thuộc vào dữ liệu thu thập hoặc dữ liệu đƣợc tạo ra. Xây dựng các mô hình dự

đoán tốn ít chi phí hơn và có thể chạy mà không cần đến dữ liệu đặc trƣng vị

trí, nhƣng mô hình phổ thông hơn, khả năng dự đoán tốt hơn sẽ có tính không

chắc chắn cao. Ở một khía cạnh khác, các phép đo nồng độ chất ô nhiễm

trong môi trƣờng và trong mô động vật nhuyễn thể tại vị trí cụ thể có độ đúng

và độ chính xác cao, nhƣng nhìn chung lại hạn chế về khả năng dự đoán. Mô

hình hữu ích trong dự đoán các tác động từ sự thay đổi các điều kiện môi

trƣờng lên nồng độ cơ chất tích luỹ hoặc để ngoại suy kết quả giữa các dạng

sinh vật, hai lợi thế này không thể có đƣợc từ các phép đo trực tiếp.

3. Sử dụng đánh giá định lượng các hợp chất tích luỹ trong mô loài

sinh vật dùng làm chỉ thị ô nhiễm

Nếu mục đích cuối cùng của một nghiên cứu là để xác định xem các chất

hóa học có trong môi trƣờng (nƣớc, trầm tích) có tích lũy hay không, có thể sử

dụng các phép kiểm tra ngắn hạn tƣơng đối đơn giản và rẻ tiền. Tuy nhiên

khoảng thời gian của các phép kiểm tra nhƣ vậy nhìn chung không đủ để cho

nồng độ trong mô sinh vật kiểm tra đạt đến trạng thái ổn định. Nếu yêu cầu

đánh giá định lƣợng nồng độ trong mô, cần đến các phép kiểm tra dài hạn hơn

(tối thiểu là 28 ngày). Nổi bật trong số những nghiên cứu này, Boese và Lee đã

liệt kê ra danh sách một số nghiên cứu sử dụng các sinh vật và điều kiện phơi

nhiễm khác nhau cùng với việc đánh giá tỷ lệ phần trăm so với nồng độ đạt

đƣợc ổn định trong mô sau 10 và sau 28 ngày phơi nhiễm [25].

4. Tìm kiếm các điều kiện môi trường sống mà ở đó sinh vật đạt được

sự tích luỹ ổn định.

Có 4 yếu tố có thể ngăn cản đạt đƣợc các điều kiện mà ở đó sinh vật

tích luỹ cơ chất ổn định. Đây cũng là những yếu tố cần đƣợc kiểm soát, tích

hợp đầy đủ để đạt đƣợc điều kiện tích lũy ổn định:

- Những thay đổi nồng độ chất ô nhiễm hoặc thay đổi hoạt tính trong

quá trình nghiên cứu,

- Thời gian phơi nhiễm không đủ để đạt đến trạng thái ổn định,

- Khả năng tích luỹ chất hoá học của sinh vật bị thay đổi trong giai

đoạn phơi nhiễm,

- Có thêm các con đƣờng tích luỹ khác chƣa đƣợc tính vào cùng với

con đƣờng đang nghiên cứu.

5. Xác định hoặc dự đoán thời gian hấp thu và/hoặc thời gian bài tiết

để đạt đến nồng độ cơ chất nhất định tích luỹ trong sinh vật

Đối với mục đích sử dụng làm công cụ dự đoán sự thay đổi nồng độ chất

hoá học tích luỹ trong mô theo thời gian thì mô hình động học hữu dụng hơn so

với mô hình phân bố. Các mô hình động học rất hiệu quả khi dùng để xác định

xem mất bao lâu thì nồng độ trong mô sinh vật đạt đến một mức mong đợi,

hoặc là sẽ mất bao lâu để giảm đến mức không gây tác động khi tiến hành giải

hấp thu (làm sạch) chất ô nhiễm tích luỹ ra khỏi cơ thể sinh vật [25].

1.3.2 Ứng dụng làm chỉ thị sinh học và dự báo ô nhiễm kim loại nặng

Có nhiều nghiên cứu của các nhà khoa học về sử dụng sinh vật sống

dƣới nƣớc làm chỉ thị ô nhiễm kim loại nặng đã đƣợc công bố. Bên cạnh các

nghiên cứu sử dụng cá làm chỉ thị ô nhiễm [56], [57], [58], [59], [60], [61],

[62], [63], [64], [65], [66], nghiên cứu sử dụng các loài động vật nhuyễn thể

cho mục đích này cũng rất phong phú. Ví dụ, trong hệ sinh thái Lagunar-

Estuarin (Mexico), đây là một môi trƣờng quan trọng cho sản xuất tôm, các

nghiên cứu cho thấy loài tôm Juvenile P.setiferus kém nhạy cảm với Cd hơn

so với loài tôm Crangon septemspinosa và loài Palaemonetes vulagaris. Các

loài tôm trắng ít bị tổn thƣơng bởi hiệu ứng độc hại do Zn gây ra hơn so với

loài Daphina magna và loài Ceriodaphina dubria [67]. Tại Mỹ, đề tài Mussel

Watch đã đƣa vào khai thác sử dụng các loài trai và sò để quan trắc xu hƣớng

biến đổi nồng độ các chất ô nhiễm vùng ven biển, trong đó có quan trắc các

kim loại nặng [68]. Một số nghiên cứu khác cũng kết luận động vật nhuyễn

thể có nhiều đặc trƣng cho phép dùng đánh giá hoạt tính sinh học kim loại

nặng trong nƣớc ven bờ biển cũng nhƣ trong nhiều vùng khác nhau trên thế

giới [69], [70], [71], [72], [73], [74].

Szefer [75] sử dụng sò Thái Bình Dƣơng Crassostrea gigas và hai loài

cua Goetice depressa, Leptodius exaratus làm các chỉ thị sinh học kim loại

vết cho nƣớc biển phía đông đảo Kyusha, Nhật Bản. Sò và cua đƣợc lấy tại 3

vùng là Urashiro, Akamizu và Saganoseki dọc theo bờ biển phía đông đảo

Kyushu.

Nồng độ của Fe, Cd, Zn, Mn, Cu, Ni và Pb trong loài trai lấy từ đảo

Elcho, bắc Terrioty, Úc là Fe: 13,07  273; Cd: 0,29  10,63; Zn: 2,39  8,51;

Mn: 0,25  4,84; Cu: 0,45  8,76; Ni: 0,16  0,59 và Pb: 2,59  9,38 g/g

khối lƣợng tƣơi. Nồng độ các kim loại này trong loài sò bắt từ cùng một vùng

nhƣ vậy là Fe: 94,8  419; Cd: 6  20,3; Zn: 1,09  6,28; Mn: 2515  6256;

Cu: 0,47  3,18; Ni: 1,71  5,64 và Pb: 0,45  2,17 g/g. Nhƣ vậy nồng độ

Mn trong sò là cao nhất, do đó nó có thể đƣợc sử dụng làm chỉ thị sinh học

của Mn trong môi trƣờng nhiệt đới [76].

Nghiên cứu sự tích luỹ kim loại nặng trên hai loài nhuyễn thể Chama

pacifica và Ostrea stentina tại Vịnh Iskenderum (Thổ Nhĩ Kỳ) cho thấy nồng độ

Cd, Co, Ni và đặc biệt là Pb trong Chaman pacifica cao hơn trong Ostrea

stentina; trong khi đó nồng độ Cr, Cu, Fe, Mn và Zn trong Ostrea stentina cao

hơn trong Chaman pacifica. Từ kết quả nghiên cứu, các nhà khoa học đã lựa

chọn Chaman pacifica dùng làm chỉ thị, quan trắc sinh học ô nhiễm các kim loại

nặng Cd, Co, Ni, Pb còn loài Ostrea stentina phù hợp hơn khi dùng làm chỉ thị,

quan trắc sinh học cho Cr, Cu, Fe, Mn và Zn trong nƣớc biển vịnh Iskenderum

[77].

Trong nội dung nghiên cứu của đề tài có 3 kiểu mô hình đƣợc xây dựng

mô tả quy luật tích luỹ kim loại vết As, Cd, Cu trong nƣớc vào loài nghêu

Meretrix Lyrata. Đó là các mô hình:

a) Mô hình hệ số tích luỹ

Mô hình hệ số tích luỹ có dạng của hàm sinh trƣởng không đồng đều:

(1.28)

Mỗi kim loại trên từng loài nhuyễn thể sẽ có các cặp hệ số a, b khác

nhau. Cùng một cá thể, tại một giá trị khối lƣợng mô khô W mỗi kim loại cho

một giá trị BAF khác nhau. Nó cho phép so sánh khả năng tích luỹ của

nhuyễn thể với các kim loại khác nhau, qua đó lựa chọn đƣợc đối tƣợng kim

loại nặng gây ô nhiễm có thể sử dụng nhuyễn thể làm chỉ thị. Ngoài ra trong

điều kiện không có trang thiết bị xác định kim loại nồng độ vết trong môi

trƣờng, có thể thông qua khối lƣợng mô và nồng độ kim loại trong mô sơ bộ

dự đoán đƣợc mức nồng độ kim loại trong nƣớc với độ chính xác nhất định.

b) Mô hình thống kê bậc một

Mô hình thống kê bậc một đề tài xây dựng phụ thuộc các yếu tố khối

lƣợng mô, thời gian sinh trƣởng và nồng độ kim loại hòa tan.

Nếu xây dựng đƣợc mô hình thống kê tƣơng hợp với bức tranh thực

nghiệm thì đây là thông tin tiên nghiệm, cơ sở để triển khai xây dựng các mô

hình khác, ví dụ xây dựng mô hình vi phân bậc một mô tả tốc độ tích luỹ kim

loại nặng theo thời gian. Bằng mô hình thống kê có thể dự đoán đƣợc nồng độ

kim loại hòa tan trong nƣớc khi biết đƣợc nồng độ tích lũy trong mô sau một

khoảng thời gian sinh trƣởng nhất định trong điều kiện ứng dụng mô hình.

c) Mô hình vi phân

Mô hình đề tài xây dựng có dạng nhƣ phƣơng trình vi phân (1.3) mô tả

sự tích luỹ kim loại nặng trong nhuyễn thể có tính đến tốc độ tích lũy và tốc

độ bài tiết.

Giống nhƣ các mô hình khác, mỗi kim loại nặng trên mỗi loài nhuyễn

thể sẽ có một dải giá trị hằng số tốc độ hấp thu, một dải giá trị hằng số tốc độ

bài tiết khác nhau phụ thuộc vào điều kiện phơi nhiễm. Từ đó đánh giá đƣợc

ƣu thế của loài nhuyễn thể nghiên cứu là phù hợp làm chỉ thị ô nhiễm cho kim

loại nặng nào.

1.3.3 Ứng dụng trong cảnh báo an toàn thực phẩm

Mô hình thống kê đề tài nghiên cứu xây dựng có hàm mục tiêu là nồng

độ kim loại nặng As, Cd, Cu tích lũy đƣợc trong mô nghêu Meretrix Lyrata

phụ thuộc vào khối lƣợng mô ban đầu, thời gian sinh trƣởng và nồng độ kim

loại trong nƣớc. Nồng độ kim loại nặng tích luỹ cao nhất trong nhuyễn thể

tƣơng ứng với trạng thái sinh vật tích luỹ cơ chất ổn định, và nhƣ vậy trong

điều kiện nồng độ kim loại trong nƣớc không thay đổi hoặc thay đổi không

đáng kể, tại một giá trị khối lƣợng mô nghêu ban đầu đƣa vào nuôi có thể tính

đƣợc khoảng thời gian cần thiết để nghêu đạt đến trạng thái tích lũy ổn định,

hoặc sau một khoảng thời gian nào đó để nồng độ trong mô đạt đến mức nhất

định. Những tính toán về mặt thời gian này đều có liên quan đến việc sử dụng

nghêu làm nguồn thực phẩm cho con ngƣời.

Nồng độ kim loại trong mô tƣơng ứng với trạng thái nhuyễn thể tích

luỹ cơ chất ổn định có thể đƣợc suy ra từ kết quả xây dựng mô hình vi phân.

Mô hình vi phân có thể đƣợc sử dụng xác định hoặc dự đoán thời gian

hấp thu kim loại nặng đạt đến một mức nồng độ nhất định trong mô nhuyễn

thể. Mô hình bài tiết cho phép xác định thời gian cần thiết để nhuyễn thể bài

tiết giảm nồng độ trong mô đến mức nồng độ cho phép trong môi trƣờng nuôi

trồng sạch. Khi các hằng số trong mô hình đƣợc chuẩn với độ chính xác cao,

mô hình hoàn toàn có thể sử dụng làm công cụ dự đoán tích luỹ dƣới các điều

kiện sống, phơi nhiễm khác nhau. Các dự đoán nồng độ kim loại tích lũy

trong mô đều có liên quan đến vấn đề cảnh bảo, bảo đảm an toàn khi sử dụng

nghêu làm thực phẩm.

Trong mô hình vi phân chứa thông số thời gian, vì vậy có thể tính toán

dự đoán thời gian sinh trƣởng tối đa cho phép mà nồng độ kim loại tích lũy

trong mô vẫn nằm dƣới tiêu chuẩn quy định an toàn thực phẩm.

Kết quả nghiên cứu đề tài của luận án đƣa ra 3 mô hình gồm: mô hình

hệ số tích lũy BAF dƣới dạng hàm sinh trƣởng không đồng đều đƣợc xây

dựng từ số liệu hiện trƣờng thực tế, mô hình thống kê bậc nhất và mô hình vi

phân bậc nhất đƣợc xây dựng từ số liệu trong phòng thí nghiệm. Các mô hình

đƣợc đánh giá và so sánh về độ chính xác, mối liên quan qua lại giữa các mô

hình, đánh giá khả năng ứng dụng trong dự báo ô nhiễm và trong vấn đề an

toàn thực phẩm. Đánh giá khả năng cải tiến mô hình và mở rộng đối tƣợng,

phạm vi nghiên cứu trong tƣơng lai.

CHƢƠNG 2 PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

2.1 CÁC BƢỚC NGHIÊN CỨU

Các bƣớc nghiên cứu trong đề tài bao gồm:

- Xác định môi trƣờng tích lũy kim loại nặng chủ yếu của nghêu từ các

số liệu trong hiện trƣờng thực tế.

- Xây dựng mô hình hệ số tích lũy với số liệu từ môi trƣờng thực tế.

- Xây dựng mô hình thống kê từ số liệu trong phòng thí nghiệm.

- Xây dựng mô hình vi phân từ số liệu trong phòng thí nghiệm.

- So sánh độ chính xác, tin cậy của các mô hình và đánh giá khả năng

ứng dụng thực tiễn.

2.2 CÔNG CỤ NGHIÊN CỨU, TRANG THIẾT BỊ VÀ HÓA CHẤT

Các kim loại nặng nói chung, As, Cd và Cu nói riêng thƣờng đƣợc xác

định nồng độ bằng phƣơng pháp phân tích phổ nguyên tử. Trong đó phổ biến

là phƣơng pháp phổ hấp thụ nguyên tử. Các kim loại As, Cd, Cu trong nền

mẫu tự nhiên có nồng độ rất thấp, chỉ vào khoảng hàng đơn vị cho đến hàng

chục g/l. Nếu xác định bằng kỹ thuật phổ hấp thụ nguyên tử ngọn lửa (F-

AAS) phải sử dụng đến bƣớc xử lý mẫu cô đặc trƣớc khi đo, xác định. Cách

làm này gây sai số lớn, đặc biệt khi cần phân biệt những sai khác, chênh lệch

nồng độ kim loại nhỏ.

Vì vậy phƣơng pháp phổ hấp thụ nguyên tử lò graphit (GF-AAS) với

giới hạn phát hiện thấp g/l thƣờng đƣợc sử dụng xác định nồng độ Cd, Cu

trong các nền mẫu khác nhau, phƣơng pháp phổ hấp thụ nguyên tử bay hơi

hydrit (HG-AAS) cũng có giới hạn phát hiện thấp cỡ g/l đƣợc sử dụng để

xác định As. Tuy nhiên các phƣơng pháp này cần sử dụng đến hoá chất hiệu

chỉnh nền, chất khử tinh khiết, đắt tiền. Đồng thời là những phƣơng pháp có

dải tuyến tính hẹp nên mẫu có nồng độ cao cần pha loãng trƣớc khi đo, gây ra

sai số. Ví dụ với máy quang phổ hấp thụ nguyên tử của Perkin-Elmer, dải đo

tuyến tính kỹ thuật GF-AAS cho Cd và HG-AAS cho As đều chỉ đến 1 g/l,

kỹ thuật GF-AAS với Cu tuyến tính đến 5 g/l.

Việc nghiên cứu quy luật hấp thu, tích luỹ kim loại nặng As, Cd, Cu

trong động vật nhuyễn thể, cụ thể ở đây là trong loài nghêu Meretrix Lyrata

đòi hỏi phải thu nhận một số lƣợng lớn dữ liệu nồng độ các kim loại trong

nhiều loại nền mẫu khác nhau: mẫu nƣớc với nồng độ trong dải g/l, mẫu

trầm tích và mẫu mô nghêu với nồng độ trong dải g/g. Đặc biệt để thu đƣợc

số liệu nghiên cứu về sự biến đổi hàm lƣợng kim loại tích luỹ trong mô nghêu

nuôi trong phòng thí nghiệm đòi hỏi phải có đƣợc một phƣơng pháp đo nhạy,

có khả năng phân biệt đƣợc những biến đổi nhỏ nồng độ kim loại trong mô

theo từng ngày nuôi với độ chính xác cao, sự khác biệt này thậm chí có thể

chỉ vài chục ng/l.

Với những yêu cầu đó các phƣơng pháp phổ hấp thụ nguyên tử GF-

AAS và HG-AAS có thể không đáp ứng đƣợc vì không thể phân biệt chính

xác những khác biệt nồng độ chỉ xoay quanh giá trị giới hạn phát hiện. Ví dụ

giới hạn phát hiện As, Cd với máy quang phổ hấp thụ nguyên tử của Perkin -

Elmer tƣơng ứng là 0,095 g/l và 0,02 g/l.

Phổ khối cảm ứng cao tần ICP-MS nằm trong số các phƣơng pháp phổ

nguyên tử. Phƣơng pháp có độ nhạy, giới hạn phát hiện rất cao trong dải ng/l

với hầu hết các nguyên tố. Phƣơng pháp này đủ nhạy để phân biệt đƣợc

những biến đổi nhỏ nồng độ As, Cd, Cu trong mô nghêu, cũng nhƣ những

thay đổi nồng độ các kim loại này trong môi trƣờng một cách chính xác.

Cụ thể trong thí nghiệm nuôi nghêu lấy số liệu xây dựng mô hình vi

phân của đề tài, sự thay đổi nồng độ trong thời gian ngắn xác định đƣợc với

Cd sau 4 ngày nuôi trong môi trƣờng có nồng độ Cd hòa tan 4 g/l là 0,035

g/g, cũng sau 4 ngày nhƣng trong môi trƣờng có nồng độ Cd 20 g/l là

0,150 g/g. Đối với giai đoạn nuôi lấy số liệu tính toán hằng số tốc độ bài tiết,

chênh lệch nồng độ Cd trong mô nhỏ nhất sau 2 ngày nuôi là 0,004 g/g. Tất

cả các mức chênh lệch nói trên đều cao hơn gấp hàng nghìn lần so với giới

hạn phát hiện Cd của phƣơng pháp đo ICP-MS sử dụng trong nghiên cứu là

0,00195 g/l. Đối với As, chênh lệch nồng độ trong mô nhỏ nhất sau 4 ngày

nuôi trong môi trƣờng có nồng độ As hòa tan 25 g/l là 0,160 g/g, sau 4

ngày nuôi trong môi trƣờng có nồng độ As hòa tan 50 g/l là 0,180 g/g.

Trong giai đoạn nuôi bài tiết, chênh lệch nồng độ As trong mô thấp nhất sau 2

ngày nuôi là 0,018 g/g. Các mức chênh lệch nồng độ As này đều cao hơn rất

nhiều so với khả năng phát hiện As của thiết bị đo là 0,00379 g/l. Kết quả

khảo sát với Cu tƣơng tự. Các số liệu tính toán nồng độ thay đổi dựa trên kết

quả thí nghiệm thể hiện trong bảng (3.7).

Ngoài ra với dải đo tuyến tính rộng từ ng/l đến mg/l, độ chính xác cao

đồng đều trên toàn dải đo, phƣơng pháp ICP-MS cho phép xác định nồng độ cả

As, Cd và Cu trong nƣớc, trong trầm tích và trong mô nghêu chỉ với một tệp

các thông số vận hành, thu nhận dữ liệu duy nhất. Độ chính xác cao đạt đƣợc

của các kết quả dù ở dải g/l hay g/g đều nhƣ nhau.

Chất lƣợng, độ tin cậy, độ chính xác các kết quả phân tích là yếu tố

quan trọng hàng đầu để khẳng định độ tin cậy của các mô hình thu đƣợc. Nhờ

vào những lợi thế có đƣợc, ICP-MS đƣợc lựa chọn làm công cụ đo, thu nhận

dữ liệu phù hợp cho mục đích nghiên cứu của đề tài.

Các máy đo pH, đo oxy hoà tan, đo độ dẫn đƣợc sử dụng để xác định

những thông số chất lƣợng môi trƣờng sống tự nhiên cũng nhƣ kiểm tra, điều

chỉnh, kiểm soát chất lƣợng nƣớc nuôi trong phòng thí nghiệm. Thiết bị bơm

nƣớc tuần hoàn, sục khí, ổn nhiệt dùng trong nuôi sinh vật cảnh đƣợc sử dụng

để ổn định điều kiện các bể nuôi nghêu.

2.2.1 Phân tích mẫu nƣớc biển

Mẫu nƣớc biển đƣợc lấy bằng dụng cụ lấy mẫu chuyên dùng trong

nghiên cứu biển, đƣợc gọi là ống batomet của hãng General Ocean (Mỹ). Ống

lấy mẫu chế tạo từ vật liệu trơ hóa học, hở hai đầu và đóng tự động khi đã có

nƣớc nạp đầy ống. Nồng độ vết các kim loại nặng As, Cd, Cu trong nƣớc biển

nuôi nghêu đƣợc xác định bằng cách pha loãng mẫu 10 lần với nƣớc sạch

(nƣớc đạt chất lƣợng 18,2 M), axit hóa bằng HNO3 tinh khiết phổ nguyên tử

đến nồng độ 1% và đo trực tiếp bằng kỹ thuật ICP-MS. Hệ thống thiết bị phổ

khối ICP-MS sử dụng trong nghiên cứu có trang bị công nghệ buồng phản

ứng va chạm thụ động (CRC), đây là công nghệ đột phá mới ra đời trong thời

gian gần đây trong sự phát triển không ngừng của kỹ thuật ICP-MS cho phép loại bỏ các ảnh hƣởng phổ polyatom (ví dụ ảnh hƣởng của 45Ar35Cl+ lên 75As+, của 40Ar23Na+ lên 63Cu+) ngay trong trong hệ thống đo. Vì vậy hầu nhƣ mọi

loại mẫu nƣớc (kể cả nƣớc biển) đều có thể đo trực tiếp không cần qua xử lý

(trừ mẫu có tổng thành phần chất rắn hòa tan cao hơn 3%) [78], [79]. Khả

năng đo trực tiếp mẫu không qua xử lý hạn chế đƣợc tối đa sai số ở bƣớc xử

lý mẫu và cho kết quả chính xác nhất, đặc biệt là trong phân tích vết. Chỉ số

kỹ thuật giới hạn phát hiện của hệ thống ICP-MS sử dụng trong nghiên cứu

đối với 3 kim loại là As 0,01072 g/l; Cd 0,00086 g/l và Cu 0,00637 g/l

[80]. Giới hạn phát hiện thực tế đạt đƣợc của thiết bị sử dụng trong nghiên

cứu đề tài là 0,00379 g/l đối với As; 0,00195 g/l đối với Cd và 0,05909

g/l đối với Cu trong dải sai số tƣơng đối sau 3 lần đo lặp lại 1  3%.

2.2.2. Phân tích mẫu trầm tích và mẫu mô nghêu

Mẫu trầm tích, mô nghêu đƣợc xử lý trên hệ thống lò vi sóng 7295

Microwave của hãng O.I.Analytical (Mỹ). Lò vi sóng có khả năng đo, kiểm

soát và điều chỉnh đồng thời cả áp lực (tối đa 600 psi) và nhiệt độ (tối đa 2000C). Lò vi sóng dùng trong xử lý mẫu phân tích hóa học vận hành thành

nhiều giai đoạn, mỗi giai đoạn bao gồm các thông số: công suất lò sử dụng

(theo % công suất tối đa), nhiệt độ (hoặc áp suất) cần đạt đến, thời gian giữ ổn

định ở nhiệt độ (hoặc áp suất) đã đặt và thời gian tối đa khống chế hoàn tất

một giai đoạn trƣớc khi chuyển sang vận hành giai đoạn tiếp theo. Xử lý mẫu

bằng lò vi sóng là kỹ thuật phù hợp nhất cho phân tích ICP-MS, kỹ thuật này

bảo đảm hòa tan mẫu triệt để trong một bình kín làm bằng nhựa Teflon PFA,

không làm ô nhiễm mẫu, không mất mẫu dƣới dạng hơi (đặc biệt là đối với

As và Cd).

Đối với mẫu trầm tích: cân 0,5 g mẫu (đã qua sấy khô hoàn toàn ở 1050C trong 48 giờ) cho vào bình PFA Teflon của lò vi sóng, thêm 9 ml

HNO3 và 3 ml HCl đặc. Chuẩn bị mẫu trắng có cùng lƣợng và trên cùng loại

hoá chất nhƣ vậy gồm 0,5 ml nƣớc siêu sạch, 9 ml HNO 3 đặc và 3 ml HCl đặc.

Bảng 2.1 trình bày chƣơng trình vi sóng xử lý mẫu trầm tích [81].

Bảng 2.1 Chương trình vi sóng xử lý mẫu trầm tích

Giai đoạn

Công suất lũ [%]

Thời gian tối đa [phút:giây]

Thời gian giữ tại nhiệt độ thiết lập [phút:giây]

1 2

50 100

Điểm thiết lập nhiệt độ [0C] 125 175

01:00 04:30

05:00 05:00

Đối với mẫu mô nghêu: nghêu đƣợc bóc vỏ, toàn bộ phần mô mềm đƣợc

lấy ra khỏi hai mảnh vỏ bằng dao Teflon, giữ lại phần mang, cơ, ruột, bỏ phần

chất thải trong ruột, các bộ phận giữ lại đƣợc sấy khô triệt để trong 5 ngày ở 600C. Sau đó mẫu đƣợc nghiền mịn, trộn kỹ, cân 0,2 g mô khô cho vào bình

Teflon PFA của lò vi sóng, thêm vào 5 ml HNO3 đặc [82]. Chuẩn bị mẫu trắng

chứa cùng lƣợng và loại hoá chất nhƣ vậy gồm 0,2 ml nƣớc siêu sạch cộng với

5 ml HNO3 đặc. Sử dụng chƣơng trình lò vi sóng xử lý mẫu mô động vật

nhuyễn do nhà sản xuất thiết bị cung cấp và đƣợc thể hiện trong bảng 2.2 dƣới

đây [82]. Tất cả các kết quả xác định giá trị nồng độ kim loại nặng trong mô

nghêu của đề tài đều biểu diễn theo g/g khối lƣợng mô khô.

Bảng 2.2 Chương trình vi sóng xử lý mẫu mô nghêu

Giai đoạn Công suất

Điểm thiết lập áp suất [psig]

Thời gian tối đa [phút:giây]

[%]

50 75 75

1 2 3

Thời gian giữ tại áp suất thiết lập [phút:giây] 02:00 05:00 02:00

05:00 06:00 03:00

20 40 60

Giai đoạn Công suất

Điểm thiết lập áp suất [psig]

Thời gian tối đa [phút:giây]

[%]

75 75 75 75 75

4 5 6 7 8

Thời gian giữ tại áp suất thiết lập [phút:giây] 02:00 02:00 02:00 02:00 15:00

03:00 03:00 03:00 03:00 16:00

80 100 120 140 160

Với phƣơng pháp và các điều kiện áp dụng nuôi nghêu trong phòng thí

nghiệm trong đề tài luận án nhƣ: nồng độ kim loại nặng tự nhiên trong nƣớc

biển xa bờ sử dụng làm nƣớc nuôi [8], [9], [10], [11], [12], trong men bánh

mỳ dùng làm nguồn dinh dƣỡng bổ sung đều là siêu vết và thấp hơn rất nhiều

so với nồng độ ion kim loại pha thêm vào thì kim loại hấp thu, tích lũy vào

mô mềm chỉ là dạng ion hòa tan và qua con đƣờng hô hấp bằng mang (con

đƣờng tiêu hóa dinh dƣỡng xem nhƣ không có đóng góp). Thực tế đã xác định

đƣợc nồng độ các kim loại nặng trong nƣớc biển nuôi nghêu xây dựng mô

hình thống kê và mô hình vi phân là Cd 0,095 g/l; As 0,148 g/l và Cu 3,092

g/l. Toàn bộ phần diện tích mang và mô mềm tiếp xúc với nƣớc đều có liên

quan đến nồng độ ion kim loại tự do tích lũy đƣợc [41] và kim loại tích lũy

theo thời gian nuôi chủ yếu nằm ở phần mang và cơ [3], [30], [31].

Yếu tố ra của các mô hình thống kê, mô hình vi phân trong đề tài chỉ

liên quan đến nồng độ ion kim loại nặng tự do hòa tan trong nƣớc và chỉ tích

lũy ở mang, cơ, phần nội tạng không có tích lũy. Vì vậy về lý thuyết chỉ cần

giữ lại phần mang và cơ để xác định nồng độ kim loại. Tuy nhiên để tránh khi

loại phần ruột có thể làm mất một phần cơ do gặp khó khăn trong bóc tách các

phần nội tạng, phần ruột cũng đƣợc giữ lại để xử lý, phù hợp với mục đích

của đề tài chỉ dừng lại xây dựng mô hình tích lũy ion kim loại hòa tan hấp thu

qua mang, phù hợp với mục đích ứng dụng mô hình trong cảnh báo an toàn

thực phẩm khi ngƣời tiêu dùng thƣờng sử dụng toàn bộ phần cơ thể mô làm

dinh dƣỡng. Phạm vi mô tả của mô hình tuy bị thu hẹp nhƣng chính xác với

mục tiêu đặt ra.

Nồng độ As, Cd, Cu đƣợc phân tích trên thiết bị phổ khối 7500ce ICP-

MS của hãng Agilent Technologies (Mỹ). Thiết bị đƣợc điều chỉnh đạt độ nhạy cao nhất chỉ cho ba nguyên tố trên tại các đồng vị 75As, 111Cd và 63Cu.

Tối ƣu một phƣơng pháp vận hành, thu nhận số liệu duy nhất cho cả ba đồng

vị trên trong mọi nền mẫu nghiên cứu, bao gồm nền trầm tích, nền nƣớc có độ đến 270/00 và nền mô động vật nhuyễn thể. Tất cả các số mặn trong dải 240/00

liệu đo đƣợc của ba nguyên tố tại những mức nồng độ khác nhau, trong các

nền khác nhau đều có độ chính xác nhƣ nhau.

Ngoài ra trong nghiên cứu còn sử dụng đến các thiết bị, dụng cụ phụ

trợ xử lý, chuẩn bị mẫu nhƣ máy cất nƣớc hai lần (Aquatron 4000, Anh), máy

lọc nƣớc siêu sạch dùng cho phân tích vết (Labconco, Mỹ), tủ sấy (MMM,

Đức), cân phân tích có độ chính xác đến 0,001g (Satorious, Đức), các loại

dụng cụ thuỷ tinh cần thiết khác.

Chất chuẩn rắn sử dụng điều chỉnh nồng độ kim loại hòa tan đối với

các thí nghiệm trong phòng thí nghiệm gồm: CdCl2, As2O3 và CuCl2 đều là

các loại chuẩn tinh khiết.

Các kết quả xây dựng chuẩn thiết bị cho thấy phép đo có thể đƣợc thực

hiện với độ chính xác cao ngay cả ở nồng độ vết của As và Cd. Giới hạn phát

hiện đạt đƣợc là 0,00195 g/l đối với Cd; 0,00379 g/l đối với As và 0,05909

g/l đối với Cu đủ để phân biệt những biến đổi nhỏ nồng độ kim loại tích luỹ

đƣợc trong mô động vật nhuyễn thể, ngay cả trong khoảng thời gian sinh

trƣởng ngắn (tính theo đơn vị ngày).

Hình 2.1 Thiết bị phổ khối ICP-MS

Trƣớc khi xây dựng chuẩn các nguyên tố kim loại nghiên cứu, thiết bị

đƣợc điều chỉnh để có thể mang lại hiệu quả phân tích cao nhất với giá trị giới

hạn phát hiện thấp nhất. Sử dụng chức năng điều chỉnh tự động của thiết bị

trong chế độ độ nhạy cao với dung dịch chuẩn phổ nguyên tử nồng độ 1 g/l

các nguyên tố Li, Y, Ce, Tl. Bảng 2.3 tổng kết kết quả điều chỉnh các thông số

điều khiển thiết bị, thu nhận dữ liệu.

Bảng 2.3 Các thông số điều khiển thiết bị, thu nhận dữ liệu tối ưu

Thông số

Giá trị

Thông số

Giá trị

Điều kiện Plasma

Thấu kính ion

1500 W Thấu kính chiết 1 0,9 l/phút Thấu kính chiết 2 0,22 l/phút Thấu kính Omega

Công suất RF Dòng khí mang Dòng khí bổ trợ Nhiệt độ buồng phun sƣơng 2 0C Tốc độ bơm nhu động

0,1 rps

4,3 V -106,5 V -16 V - 9 V - 48 V - 18 V - 16 V

Các thông số bộ tách khối QP 125 V 125 V 1 V 0 V

AMU Gain AMU Offset Axis Gain Axis Offset

QP Focus Cell Exit OctP Bias QP Bias Các thông số nhân điện tử phát hiện Analog HV Pulse HV

1700 V 1020 V

2.3 PHƢƠNG PHÁP NUÔI NGHÊU TRONG PHÕNG THÍ NGHIỆM

Nghêu nuôi đƣợc lấy từ bãi nuôi tự nhiên và đang trong giai đoạn phát

triển mạnh.

Dùng nƣớc biển tự nhiên làm nguồn nƣớc nuôi nghêu trong phòng thí

nghiệm với việc bổ sung thêm tảo và men bánh mỳ. Nguồn nƣớc biển này là

nƣớc biển xa bờ có nồng độ vết As, Cd, Cu, đƣợc pha loãng đến đạt nồng độ

muối phù hợp và xác định lại nồng độ kim loại để xác nhận hai kim loại trên

tồn tại ở nồng độ siêu vết. Sau đó nƣớc biển đƣợc pha thêm chuẩn Cd, As, Cu

đến nồng độ định trƣớc. Nƣớc biển sử dụng nuôi nghêu trong phòng thí

nghiệm đã đƣợc xác định là có số lƣợng và giống loài sinh vật phù du phong

phú [8], [9], [10], [11], [12], cho thấy có thể dùng làm dinh dƣỡng tốt cho

nghêu. Sử dụng nƣớc biển tự nhiên nuôi nghêu mà không phải là nƣớc biển

nhân tạo bảo đảm điều kiện môi trƣờng sống giống nhất với điều kiện trong tự

nhiên. Chế độ thay nƣớc trong quá trình nuôi và thay bằng chính nƣớc biển tự

nhiên đảm bảo ổn định môi trƣờng sống cũng nhƣ nguồn thức ăn tự nhiên cho

nghêu. Tảo đơn bào và men bánh mỳ chỉ đóng vai trò là nguồn thức ăn bổ

sung. Môi trƣờng sống tƣơng đồng với môi trƣờng tự nhiên là một yếu tố

quan trọng cho phép ứng dụng các mô hình xây dựng trong phòng thí nghiệm

vào thực tiễn.

Ngay sau khi lấy, nghêu đƣợc rửa sạch bằng nƣớc nuôi tự nhiên, ngâm

trong nƣớc biển đƣa về phòng thí nghiệm trong ngày.

Môi trƣờng nuôi trồng với các điều kiện sống trong phòng thí nghiệm nhƣ sau: nƣớc đƣợc lấy từ môi trƣờng tự nhiên có độ mặn 330/00 đƣợc pha loãng đến đạt độ mặn 250/00, oxy hoà tan đo đƣợc 6,8 mg/l, pH 7  8, tảo bổ sung 8.105 tế bào/l, vụn bánh mỳ bổ sung làm thức ăn 0,75 g/kg nghêu, nhiệt

độ nƣớc đƣợc duy trì ở 260C  270C. Bể nuôi đƣợc sục khí và bơm tuần hoàn

bằng các thiết bị của Trung Quốc có bán trên thị trƣờng dùng trong nuôi sinh

vật cảnh.

Chế độ thay nƣớc nhƣ sau: thay 5%/ngày trong 10 ngày đầu, 16 ngày

tiếp theo thay 10%/ngày, những ngày tiếp theo còn lại thay 15%/ngày [4].

Bảng (2.4) trình bày kết quả khảo sát các điều kiện nuôi nghêu Meretrix

Lyrata khác nhau do Viện nghiên cứu cứu nuôi trồng thủy sản II tiến hành [4].

Bảng 2.4 Một số yếu tố kỹ thuật và môi trường nuôi vỗ nghêu bố mẹ

Khẩu phần ăn

pH

Số cá thể

Chế độ thay nƣớc

T (0C)

DO (mg/l)

Số ngày nuôi

Tỷ lệ chết (%/số ngày nuôi)

Độ mặn (0/00)

Tảo (tb/l)

Men (g/kg)

30

8.105

26,5

7,8-8,0

6,4-6,5

30

73%/4 ngày

1

6

5% ngày thứ 3 5% ngày thứ 4

30

8.105

5% ngày thứ 4

26,5

8,0

6,4-6,5

30

1

5

60%/2 ngày 100%/5 ngày

1

8

49

8.105

26,5

7,8-8,0

6,4-6,5

27

Cách ngày thay 5%

22,5%/6 ngày 71,4%/7 ngày 100%/8 ngày

5

27

8.105

1-2

26,7

8,0

6,7

27

Cách ngày thay 5%

14,8%/3 ngày 81,5%/4 ngày 100%/5 ngày

11

32

8.105

1

26,5

7,7

6,8

27

3 ngày thay nƣớc 3 lần, mỗi lần 5%

3%/ 3 ngày 37,5%/4 ngày 100%/11 ngày

32

80

8.105

0,5-1

7,7-8,0

6,8

24-27

26,5- 27

0% 21 ngày 1,25%/22 ngày 2,5%/23 ngày 8,75%/32 ngày

5%/ngày (10 ngày đầu) 10%/ngày (16 ngày tiếp theo 15%/ngày (những ngày còn lại)

Nguồn dinh dƣỡng bổ sung gồm tảo và men bánh mỳ cũng đƣợc phân

tích As, Cd, Cu để khẳng định không có đóng góp kim loại từ những nguồn

này vào phần tích lũy trong nghêu ngoài nguồn tự nhiên và nguồn bổ sung

bằng chất chuẩn.

Phân tích nồng độ các kim loại trong nƣớc nuôi và bổ sung cho đến đạt

mức nồng độ đặt ra trong kế hoạch.

Bảng (2.5) tổng kết các điều kiện nuôi nghêu trong phòng thí nghiệm sử

dụng trong nghiên cứu của đề tài và một số thông số đầu vào của cá thể nghêu.

Bảng 2.5: Các điều kiện nuôi nghêu trong phòng thí nghiệm

Thông số

Số cá thể nghêu nuôi trong một thí nghiệm Thể tích nƣớc bể nuôi

Giá trị 80 con 100 lít

Khối lƣợng mô tƣơi trung bình ban đầu Khối lƣợng mô khô trung bình ban đầu Tảo đơn bào bổ sung làm dinh dƣỡng Men bánh mỳ bổ sung làm dinh dƣỡng Nhiệt độ nƣớc

pH

Độ muối trung bình

1,091 g 0,205 g 8.105 tế bào/lít 0,5 g/kg 260C  270C 7  8 25 0/00

Hình (2.2) dƣới đây miêu tả hệ thống bể nuôi nghêu trong phòng thí

Bơm nƣớc tuần hoàn

Thiết bị ổn định nhiệt độ

Sục không khí cấp oxy

Nghêu

nghiệm:

Hình 2.2 Bể nuôi và các thiết bị sử dụng ổn định môi trường sống của

nghêu trong phòng thí nghiệm

2.3.1 Nuôi nghêu xây dựng mô hình thống kê

Nghêu đƣợc lựa chọn kỹ lƣỡng theo kinh nghiệm của ngƣời nuôi để đạt

đƣợc các yêu cầu sau:

- Nghêu khoẻ mạnh, có đặc điểm sinh học cho thấy có khả năng sinh

trƣởng, sức sống tƣơng đồng.

- Các cá thể có khối lƣợng cả con tại hai mức thí nghiệm của kế hoạch

thực nghiệm là 6,92 g và 14,6 g (tƣơng ứng với khối lƣợng mô khô 0,2 g và

0,5 g) đƣợc lựa chọn cẩn thận sao cho khối lƣợng của chúng ít dao động nhất.

Sau khi kết thúc thực nghiệm nuôi, cá thể nghêu đƣợc bóc vỏ, phần mô đƣợc lấy ra và xử lý sấy khô ở 600C trong 5 ngày. Tiếp theo lựa chọn những mẫu

khô có khối lƣợng xấp xỉ nhau để phân tích lấy số liệu thực nghiệm. Mỗi thí

nghiệm trong ma trận thực nghiệm có 5 mẫu phân tích, trung bình cộng các kết

quả này đƣợc lấy làm kết quả thí nghiệm trong ma trận kế hoạch thực nghiệm.

2.3.2 Nuôi nghêu xây dựng mô hình vi phân

Các hằng số tốc độ hấp thu tích lũy và hằng số tốc độ bài tiết trong mô

hình vi phân là các hằng số xác định bằng thực nghiệm. Để xác định những

giá trị hằng số tốc độ hấp thu và hằng số tốc độ bài tiết cần đến các số liệu mô

tả sự biến đổi nồng độ kim loại trong mô nghêu. Việc xác định đồng thời cả

hằng số tốc độ hấp thu và hằng số bài tiết chỉ dựa trên một tệp số liệu nuôi

tích luỹ là không khả thi do cả hai quá trình tích luỹ và bài tiết diễn ra song

song, vì vậy các nhà khoa học trên thế giới chia thực nghiệm thành hai giai

đoạn, giai đoạn nuôi tích luỹ và giai đoạn nuôi bài tiết, số liệu giai đoạn nuôi

bài tiết đƣợc xử lý tìm dải hằng số tốc độ bài tiết, sau đó kết hợp giá trị hằng

số tốc độ bài tiết tìm đƣợc và số liệu giai đoạn nuôi tích luỹ xử lý tìm giá trị

hằng số tốc độ hấp thu [41], [50].

Phạm vi, thời gian và kinh phí không cho phép áp dụng cách thức triển

khai thực nghiệm trong môi trƣờng thực tế tƣơng tự nhƣ của các nhà khoa học

Pháp [41]. Vì vậy việc xây dựng mô hình vi phân trong đề tài dựa trên các kết

quả nghiên cứu trong phòng thí nghiệm giống nhƣ xây dựng mô hình thống

kê. Phƣơng pháp triển khai thực nghiệm, thu thập số liệu tính toán hằng số tốc

độ bài tiết, hằng số tốc độ tích lũy dựa trên quy trình nghiên cứu của các nhà

khoa học Bồ Đào Nha đã từng áp dụng xây dựng mô hình vi phân tích lũy và

bài tiết Cd trên loài nhuyễn thể Ruditapes Decussatus [50], điều chỉnh cho

phù hợp với đối tƣợng nghiên cứu, mục tiêu của đề tài cũng nhƣ độ chính xác,

tin cậy trang thiết bị đo ICP-MS đáp ứng đƣợc.

Thực nghiệm nuôi nghêu đƣợc triển khai trong hai bể, một bể pha

chuẩn kim loại ở nồng độ thấp Cd 4 g/l, As 25 g/l, Cu 20 g/l và một bể

pha chuẩn kim loại ở nồng độ cao Cd 20 g/l, As 50 g/l, Cu 50 g/l.

Thời gian nuôi giai đoạn tích lũy kéo dài 20 ngày, mẫu đƣợc lấy ra

phân tích nồng độ kim loại vào các ngày thứ 4, 8, 12, 16 và 20; nguồn nƣớc

thay hàng ngày cũng là nƣớc biển tự nhiên sạch đã đƣợc pha chuẩn kim loại.

Trƣớc và sau mỗi thời điểm thay nƣớc đều xác định lại nồng độ kim loại

trong bể nuôi và nếu cần thiết điều chỉnh lại nồng độ về mức ban đầu.

Tất cả các cá thể nghêu còn lại sau 20 ngày nuôi đƣợc chuyển sang

nuôi trong nƣớc biển sạch chƣa qua pha chuẩn kim loại và đã pha loãng đến

nồng độ muối phù hợp. Đây là giai đoạn nuôi bài tiết để xác định hằng số tốc

độ bài tiết. Các cá thể nghêu còn lại trên đƣợc nuôi trong nguồn nƣớc này thêm

10 ngày. Tần suất lấy mẫu nghêu phân tích là 2 ngày một lần, dữ liệu thu đƣợc

sử dụng tính toán hằng số tốc độ bài tiết ke. Kết hợp giá trị hằng số tốc độ bài

tiết ke và số liệu giai đoạn nuôi hấp thu tích lũy 20 ngày đầu để xác định hằng

số tốc độ tích lũy ku.

2.4 PHƢƠNG PHÁP XÁC ĐỊNH TƢƠNG QUAN KHỐI LƢỢNG

Yếu tố đầu vào khối lƣợng mô trong xây dựng mô hình thống kê đòi

hỏi lựa chọn cẩn thận các cá thể nghêu có tính đồng nhất cao và khẳng định

giữa khối lƣợng cả con (phần vỏ và phần mô tƣơi bên trong), khối lƣợng phần

mô tƣơi và khối lƣợng mô sau khi sấy khô triệt để có tính tƣơng quan cao.

Để chứng minh quan hệ qua lại giữa ba thông số là khối lƣợng cả con,

khối lƣợng mô tƣơi và khối lƣợng mô khô là các quan hệ tuyến tính, trong

quá trình nghiên cứu lựa chọn ngẫu nhiên 10 cá thể nghêu có kích thƣớc khác

nhau, xác định các giá trị của ba thông số trên và xây dựng phƣơng trình bậc

nhất, tính toán hệ số tƣơng quan. Để đảm bảo độ tin cậy cao nhất của các

thông tin thu đƣợc, tại mỗi điểm thí nghiệm chỉ xác định thông số cho một cá

thể duy nhất, không làm lặp.

Rửa sạch cá thể nghêu, cân giá trị khối lƣợng cả con. Bóc vỏ và tách

toàn bộ phần mô tƣơi bên trong, cân giá trị khối lƣợng mô tƣơi. Sấy khô phần mô tƣơi tại 600C trong 5 ngày và cân giá trị khối lƣợng mô khô.

2.5 PHƢƠNG PHÁP XÁC ĐỊNH MÔI TRƢỜNG TÍCH LŨY CHỦ YẾU

Việc nghiên cứu xác định môi trƣờng mà nghêu tích lũy kim loại nặng

từ đó có ý nghĩa quan trọng đối với các thực nghiệm xây dựng mô hình thống

kê và mô hình vi phân. Hai mô hình thống kê và vi phân đƣợc xây dựng từ số

liệu thực nghiệm nuôi nghêu trong phòng thí nghiệm, vì vậy mức độ phức tạp

của các con đƣờng tích lũy khác nhau sẽ quyết định đến tính khả thi của việc

triển khai thí nghiệm cho phép thu nhận đầy đủ dữ liệu cần thiết, và theo đó là

mức độ phức tạp của mô hình thu đƣợc.

Để xác định môi trƣờng nghêu Meretrix Lyrata tích luỹ kim loại nặng

chủ yếu từ đó, sử dụng kết hợp một số thông tin phân tích dữ liệu nhƣ sau:

- Đánh giá tƣơng quan giữa nồng độ kim loại trong nghêu so với trong

nƣớc và so với trong trầm tích. Cách đánh giá này đã đƣợc các nhà khoa học

Mỹ sử dụng để kết luận đâu là môi trƣờng tích luỹ chủ yếu các kim loại nặng

Cd, Cr, Cu, Pb, Zn vào loài sò Crassostrea virginica [31]. Kết luận đƣa ra là

loài sò này hấp thu các kim loại nặng trên trong vịnh Florida (Mỹ) chủ yếu từ

pha nƣớc phía trên, pha trầm tích đóng góp không đáng kể sau khi so sánh hệ

số tƣơng quan thu đƣợc trong môi trƣờng nƣớc đối với Cd: 0,41; Cr: 0,63;

Cu: 0,72; Pb: 0,3; Zn: 0,5 đều lớn hơn so với trong môi trƣờng trầm tích Cd: -

0,04; Cr: 0,10; Cu: 0,65; Pb: 0,20; Zn: 0,10. Ở đây các nhà khoa học không có

chủ ý kết luận hay đánh giá rằng giữa nồng độ kim loại trong nhuyễn thể so

với nồng độ kim loại trong môi trƣờng là có hay không có tƣơng quan, mục

đích chỉ so sánh tƣơng đối các giá trị hệ số giữa hai môi trƣờng nƣớc và trầm

tích, nếu sự khác biệt là rõ rệt và giống nhau ở đa số hoặc tất cả các kim loại

nghiên cứu thì đây là một trong những thông tin để góp phần đi đến kết luận

về môi trƣờng mà nhuyễn thể tích lũy kim loại chủ yếu từ đó.

- Việc nghiên cứu môi trƣờng tích luỹ chủ yếu đƣợc thực hiện trên số

liệu hiện trƣờng (theo cách thức và phƣơng pháp triển khai thực nghiệm của

các nhà khoa học Mỹ [31]), đó là nồng độ kim loại nặng trong các cá thể

nghêu giống nhau thu đƣợc tại những vị trí có nồng độ kim loại tƣơng ứng

trong nƣớc và trong trầm tích khác nhau. Xem các vị trí nghiên cứu đồng nhất

về các yếu tố môi trƣờng, trừ nồng độ kim loại để tính phần trăm sai số tƣơng

đối (RSD) gây ra bởi dao động nồng độ kim loại, so sánh RSD của từng kim

loại trong môi trƣờng nƣớc và trong môi trƣờng trầm tích để có thêm thông

tin đánh giá. Nếu môi trƣờng nào có RSD lớn hơn (dao động nhiều về nồng

độ) thì có thể kết luận đây là môi trƣờng tích luỹ chủ yếu đã tạo ra các giá trị

RSD lớn của nồng độ kim loại trong nghêu, trong khi môi trƣờng có RSD nhỏ

và ổn định hơn xem nhƣ đóng góp không đáng kể vào nồng độ kim loại nghêu

tích luỹ đƣợc.

- Kết hợp hai nguồn thông tin trên cùng với đánh giá, phân tích bản chất

quá trình sinh trƣởng, phát triển của nghêu, bản chất môi trƣờng sống phù hợp

với nghêu để đi đến kết luận cuối cùng. Nghêu Meretrix Lyrata dễ nuôi, không

tốn thức ăn và dựa chủ yếu vào nguồn tự nhiên nhƣ tảo, mùn bã hữu cơ, các

chất lơ lửng, sinh vật phù du mà chủ yếu là tảo silic phù du, tảo giáp (kích

thƣớc trung bình 6-8 m), tảo lam, tảo kim (kích thƣớc trung bình 2-3 m), tảo

lục. Loài nghêu Meretrix Lyrata sống ở khu vực sông ven biển, nơi có nền cát

mịn đến cát trung bình với hàm lƣợng cát từ 60-90%. Bình thƣờng nghêu sống

vùi trong cát, khi cần lấy thức ăn nó trồi lên bề mặt đáy, những nguồn thức ăn

trên chủ yếu nằm trong pha nƣớc. Đặc điểm này cho phép dự đoán có thể

nghêu sẽ tích lũy kim loại nặng chủ yếu từ pha nƣớc (bao gồm phần kim loại

hòa tan và kim loại nằm trong chất rắn lơ lửng nghêu sử dụng làm thức ăn).

2.6 PHƢƠNG PHÁP XÂY DỰNG MÔ HÌNH HỆ SỐ TÍCH LUỸ

Sử dụng dạng hàm sinh trƣởng không đồng đều để xây dựng mô hình

hệ số tích lũy BAF. Xuất phát từ ứng dụng của dạng hàm này đã đƣợc dùng

tham số hoá tốc độ chuyển hoá trao đổi chất, tốc độ sinh trƣởng, tần số hô hấp,

tốc độ cấp dinh dƣỡng, tốc độ tiêu thụ oxy, tổng diện tích mang,.... Các thông

số này đều có ảnh hƣởng đến hoạt động sống và sự sinh trƣởng của nhuyễn

thể, nên đƣợc đặt giả thiết có tác động lên khả năng tích luỹ kim loại trong mô.

Sự sinh trƣởng và phát triển của đối tƣợng nghiên cứu thể hiện qua mức độ

tăng khối lƣợng và kích thƣớc cơ thể. Cá thể lớn có nhu cầu và tốc độ tiêu thụ

dinh dƣỡng cao hơn, lƣợng nƣớc lấy vào qua mang nhiều hơn, kết hợp với

phần tổng diện tích mang lớn dẫn đến tốc độ hấp thu tích luỹ kim loại cũng

cao hơn. Từ đó cho thấy dạng hàm sinh trƣởng không đồng đều cũng có thể là

một cách để biểu diễn nồng độ kim loại tích luỹ.

Mô hình hệ số tích luỹ BAF theo dạng hàm sinh trƣởng không đồng

đều đƣợc xây dựng từ các số liệu hiện trƣờng. Tại cùng một vị trí nghiên cứu

xác định nồng độ kim loại trong các cá thể khác nhau, có khối lƣợng mô khác

nhau. Tổ hợp đƣợc các cặp dữ liệu hệ số BAF theo một giá trị W, các cặp dữ

liệu này sử dụng xây dựng mô hình.

Mô hình hệ số tích luỹ BAF đƣợc xây dựng có dạng:

(2.1)

trong đó a và b là các hệ số thực nghiệm, W (g) là khối lƣợng mô khô.

Từ hàm này lấy logarit hai vế ta có:

(2.2)

Đặt lg(BAF) = y, lg(a) = b0 và lg(W) = x, phƣơng trình trên trở về dạng

y = b0 + b.x và các hệ số b0, b hoàn toàn có thể tìm đƣợc bằng phƣơng pháp

bình phƣơng tối thiểu.

Đánh giá độ chính xác, tin cậy của mô hình thông qua sai số gây ra bởi

sự khác nhau giữa giá trị BAF tính theo mô hình và giá trị BAF thực nghiệm.

2.7 PHƢƠNG PHÁP XÂY DỰNG MÔ HÌNH THỐNG KÊ

Có nhiều yếu tố tác động lên nồng độ kim loại tích luỹ trong mô nghêu,

những yếu tố có mức độ tác động đáng kể hơn cả là nồng độ kim loại hoà tan

trong nƣớc, thời gian sinh trƣởng, khối lƣợng mô, tốc độ cấp dinh dƣỡng, tần

số hô hấp..... So với trong môi trƣờng tự nhiên có nhiều biến động, nghiên cứu

trong phòng thí nghiệm cho phép ổn định đƣợc nhiều yếu tố khó kiểm soát

nhƣ: tốc độ trộn, nồng độ oxy hoà tan, tốc độ cấp dinh dƣỡng. Ngoài ra nghiên

cứu trong phòng thí nghiệm còn khống chế đƣợc những thay đổi nồng độ chất

ô nhiễm hoặc thay đổi hoạt tính tích lũy trong quá trình nghiên cứu, ổn định

đƣợc khả năng tích luỹ chất ô nhiễm trong giai đoạn phơi nhiễm và cố định

đƣợc một hoặc chỉ một số nhất định con đƣờng hấp thu, tích luỹ. Đây đều là

những yếu tố ảnh hƣởng đến trạng thái hấp thu, tích luỹ ổn định của nhuyễn thể.

Trên cơ sở yêu cầu đặt ra đối với các biến đƣợc lựa chọn xây dựng ma

trận thực nghiệm là các thông số có thể đo được và điều khiển được, độc lập

điều chỉnh được và có ảnh hưởng rõ nét đến hàm mục tiêu, cộng với khả năng

nuôi thành công động vật nhuyễn thể nghêu Meretrix Lyrata trong phạm vi

phòng thí nghiệm đã đƣợc hiện thực hoá. Các yếu tố đầu vào đƣợc lựa chọn

để xây dựng mô hình bao gồm:

Yếu tố thứ nhất là khối lƣợng mô nghêu khô vào thời điểm bắt đầu nuôi

Z1: 0,2  0,5 g (tƣơng ứng khối lƣợng mô nghêu tƣơi trong khoảng 1,096 

2,687 g và khối lƣợng toàn bộ cá thể trong khoảng 6,92  14,6 g). Giữa khối

lƣợng mô và các thông số khác nhƣ tổng diện tích bề mặt mô, tốc độ tiêu thụ

dinh dƣỡng, tốc độ tiêu thụ oxy, lƣu lƣợng nƣớc qua mang,.... là có mối quan

hệ qua lại lẫn nhau. Các cá thể lớn (khối lƣợng mô cao hơn) đều có giá trị của

các thông số đề cập trên lớn hơn so với cá thể nhỏ (khối lƣợng mô thấp hơn).

Việc lựa chọn một trong các yếu tố đầu vào là khối lƣợng mô bắt buộc các

yếu tố có quan hệ với nó không đƣợc lựa chọn do sự thay đổi giá trị của khối

lƣợng mô theo các mức quy hoạch kéo theo sự thay đổi bắt buộc của các yếu

tố liên quan (không đáp ứng yêu cầu là biến độc lập điều chỉnh đƣợc). Tuy

nhiên, yếu tố đầu vào khối lƣợng mô đại diện đƣợc cho sự tác động từ tất cả

các thông số có quan hệ với nó và nhƣ vậy rõ ràng nó là yếu tố có ảnh hƣởng

đáng kể đến nồng độ kim loại tích lũy đƣợc theo thời gian.

Yếu tố thứ hai là thời gian nuôi Z2: 4  28 ngày. Hiển nhiên thời gian

sinh trƣởng có liên quan đến nồng độ kim loại tích lũy đƣợc trong mô. Thời

gian kéo dài, lƣợng kim loại tích lũy đƣợc sẽ tăng lên cho đến khi đạt đƣợc

trạng thái ổn định. Sự thay đổi giá trị của yếu tố khối lƣợng mô nghêu ban đầu

Z1 theo mức quy hoạch nêu trên không phụ thuộc và kéo theo sự thay đổi đối

với giá trị mức quy hoạch của yếu tố thời gian Z2 cũng nhƣ ngƣợc lại. Ở đây

yếu tố Z1 là khối lƣợng của cá thể nghêu lúc bắt đầu đƣa vào nuôi theo thí

nghiệm trong kế hoạch thực nghiệm, không phải là giá trị khối lƣợng gia tăng

trong một khoảng thời gian sinh trƣởng nhất định nên giá trị lựa chọn theo

mức quy hoạch của nó và giá trị lựa chọn theo mức quy hoạch của yếu tố Z2

không phụ thuộc nhau.

Yếu tố thứ ba là nồng độ ion kim loại hòa tan trong nƣớc Z3 : Cd 4 

0 = 0,35 g khối lƣợng khô (tƣơng ứng

20 g/l; As 25  50 g/l; Cu 20  50 g/l.

0 = 12 g/l đối với

0 = 16 ngày và Z3 0 = 35 g/l đối với Cu.

Các yếu tố tại tâm kế hoạch Z1

khối lƣợng toàn bộ cá thể  10,78 g), Z2 0 = 37,5 g/l đối với As và Z3 Cd, Z3

Căn cứ lựa chọn mức cho yếu tố đầu vào dựa trên các thông tin khảo

sát thực tế và thông tin tiên nghiệm. Yếu tố Z1 dựa trên khảo sát thực tế về dải

khối lƣợng mô (bao gồm cả khối lƣợng mô tƣơi và khối lƣợng mô khô tƣơng

ứng) từ các cá thể sống trong giai đoạn phát triển mạnh nhất trong môi trƣờng

tự nhiên (từ tháng 3 đến tháng 5). Các cá thể nghêu đƣa vào nuôi trong phòng

thí nghiệm lấy từ nguồn nuôi trồng tự nhiên và vào thời điểm đầu tháng 3.

Lựa chọn nghêu giai đoạn này đƣa vào nuôi để đảm bảo các cá thể có sức

sống tốt nhất, sức đề kháng cao nhất, có thể sống đƣợc trong môi trƣờng

phòng thí nghiệm với thời gian dài nhất. Khảo sát sơ bộ cho thấy vào đầu giai

đoạn 3 tháng nghêu phát triển mạnh này khối lƣợng mô khô nằm trong dải từ

0,2 g đến 0,5 g. Trong khi đó khối lƣợng mô khô vào cuối tháng 5, thời điểm

nghêu ngừng sinh trƣởng vào khoảng 0,9 g đến 1,1 g.

Mức quy hoạch yếu tố Z2 dựa trên thông tin thực tế về thời gian sống

tối đa cho phép của động vật nhuyễn thể nói chung [25] và loài nghêu

Meretrix Lyrata nói riêng trong điều kiện phòng thí nghiệm [4].

Mức quy hoạch yếu tố Z3 dựa trên tiêu chuẩn cho phép trong Quy

chuẩn kỹ thuật Quốc gia về chất lƣợng nƣớc biển ven bờ, các mức lựa chọn

cho yếu tố đầu vào đều hoặc cao hơn nồng độ cho phép hoặc nằm trong dải

các mức nồng độ cho phép của Quy chuẩn. Cụ thể Quy chuẩn áp dụng cho

nƣớc biển nuôi trồng thuỷ sản, nƣớc khu vực bãi tắm và nƣớc các khu vực

khác tƣơng ứng với Cd đều là 5 g/l, đối với As là 10 g/l, 40 g/l, 50 g/l,

đối với Cu là 30 g/l, 500 g/l và 1000 g/l [13]. Việc lựa chọn mức nồng độ

kim loại nặng hòa tan nhƣ vậy cho yếu tố đầu vào Z3 là để bảo đảm cho các

mô hình thu đƣợc có ý nghĩa và có thể sử dụng đƣợc trong dự báo ô nhiễm.

Các yếu tố đầu vào trên đều có thể đo và khống chế đƣợc. Trong đó chỉ

có yếu tố Z1 đòi hỏi có sự khảo sát và lựa chọn cẩn thận mẫu nghêu sống đƣa

vào nuôi đảm bảo có độ đồng đều cao nhất giữa các cá thể (kích thƣớc và

khối lƣợng). Tuy nhiên qua nghiên cứu khảo sát hàng loạt mẫu mô nghêu để

đánh giá mối quan hệ qua lại giữa 3 yếu tố là khối lƣợng toàn bộ cá thể (bao

gồm khối lƣợng phần vỏ hai mảnh và khối lƣợng phần mô tƣơi bên trong),

phần khối lƣợng mô tƣơi và khối lƣợng mô khô cho thấy các cặp đại lƣợng

này có quan hệ bậc nhất với hệ số tƣơng quan cao. Yếu tố Z3 đƣợc đảm bảo

nhờ đo nồng độ Cd, As, Cu có trong nguồn nƣớc nuôi tự nhiên, sau đó bổ

sung bằng cách pha chất chuẩn trực tiếp vào nguồn nƣớc dƣới dạng chất

chuẩn rắn cho đến mức thí nghiệm yêu cầu trong sự điều chỉnh pH và nồng độ

muối vẫn giữ ở giá trị môi trƣờng sống tự nhiên của nghêu. Trƣớc và sau mỗi

thời điểm thay nƣớc hàng ngày đều có kiểm tra nồng độ kim loại hòa tan

trong nƣớc, bổ sung chất chuẩn đến mức quy hoạch.

Yếu tố ra hay nói cách khác là hàm hồi quy bậc nhất là nồng độ Cd, As,

Cu (g/g khối lƣợng khô) trong nghêu Meretrix Lyrata tích luỹ đƣợc sau khi

đã trừ đi phần tích luỹ tự nhiên trƣớc đó (sò đƣa vào nuôi trong thực nghiệm

không phải là loại con giống ban đầu). Các điều kiện nuôi giống nhƣ đã trình

bày trong bảng (2.3). Đây là trƣờng hợp có ba hàm mục tiêu đƣợc nghiên cứu

cùng lúc trên một ma trận thực nghiệm với các yếu tố ảnh hƣởng ban đầu Z1,

Z2 nhƣ nhau, chỉ khác nhau mức Z3. Mỗi một thí nghiệm trong 8 thí nghiệm

của ma trận thực nghiệm và 3 thí nghiệm ở tâm kế hoạch đều đƣợc xác định

đồng thời nồng độ cả ba kim loại trong cùng một cá thể nghêu.

Đáp ứng một trong các nguyên tắc cơ bản của quy hoạch thực nghiệm

là phức tạp dần mô hình toán học, hàm hồi quy thực nghiệm đƣợc lựa chọn

xây dựng là hàm hồi quy bậc một:

Trong đó x1, x2 và x3 là biến mã hoá tƣơng ứng của các yếu tố đầu vào

Z1, Z2, Z3 và tính theo công thức sau:

(2.3)

Với và

Các yếu tố đầu vào triển khai thực nghiệm theo ma trận kế hoạch thực

nghiệm cụ thể nhƣ sau:

+ Với Cd: Z1min = 0,2 g; Z1max = 0,5 g; Z2min = 4 ngày; Z2max = 28 ngày;

Z3min = 4 g/l; Z3max = 20 g/l

+ Với As: Z1min = 0,2 g; Z1max = 0,5 g; Z2min = 4 ngày; Z2max = 28 ngày;

Z3min = 25 g/l; Z3max = 50 g/l

+ Với Cu: Z1min = 0,2 g; Z1max = 0,5 g; Z2min = 4 ngày; Z2max = 28 ngày;

Z3min = 20 g/l; Z3max = 50 g/l Xây dựng ma trận thực nghiệm bậc một hai mức tối ƣu bao gồm 8 thí

nghiệm (N = 8) với các điều kiện thí nghiệm đƣợc mô tả trong bảng (2.6).

Bảng 2.6: Ma trận kế hoạch thực nghiệm xây dựng mô hình thống kê

Biến thực

Biến mã

TT

Z1

Z2

Z3

x0

x1 x2 x3 x1x2 x1x3 x2x3 x1x2x3

-

-

-

+

+

+

-

1 Z1min Z2min Z3min +

+

-

-

-

-

+

+

2 Z1max Z2min Z3min +

-

+

-

-

+

-

+

3 Z1min Z2max Z3min +

+

+

-

+

-

-

-

4 Z1max Z2max Z3min +

-

-

+

+

-

-

+

5 Z1min Z2min Z3max +

+

-

+

-

+

-

-

6 Z1max Z2min Z3max +

-

+

+

-

-

+

-

7 Z1min Z2max Z3max +

+

+

+

+

+

+

+

8 Z1max Z2max Z3max +

Từ các kết quả thực nghiệm (i: 18) tính các hệ số b trong phƣơng

trình hồi quy theo các công thức sau:

(2.4)

Đánh giá tính có nghĩa của các hệ số b thông qua chuẩn Student với

tiêu chuẩn đáp ứng là:

(2.5)

Trong đó p là mức có nghĩa (p = 0,05), f2 = m-1 là bậc tự do lặp. Sb là

độ lệch chuẩn của hệ số b. Chỉ những hệ số b nào đáp ứng đƣợc tiêu chuẩn

(2.5) trên mới xuất hiện trong phƣơng trình hồi quy rút gọn. Các hệ số b đều

có chung độ lệch Sb tính theo công thức dƣới đây:

(2.6)

với (2.7)

là trung bình Ở đây y0j là các kết quả thí nghiệm ở tâm kế hoạch;

cộng các y0j ; m là số thí nghiệm ở tâm kế hoạch (m: 1j).

Sau khi loại đi các hệ số b không thoả mãn (2.5), dựa vào phƣơng trình

hồi quy rút gọn tìm đƣợc các giá trị hàm hồi quy tính theo mô hình tƣơng

ứng tại từng thí nghiệm. Tính toán phƣơng sai giữa kết quả thực nghiệm và

giá trị tính theo mô hình qua công thức:

(2.8)

Với L là số hệ số còn lại trong phƣơng trình hồi quy rút gọn.

Đánh giá tính tƣơng hợp của mô hình bằng chuẩn Fisher với tiêu

chuẩn:

(2.9)

f1 = N-L là bậc tự do dƣ. Fbang(p,f1,f2) là chuẩn Fisher tra bảng tại mức có

nghĩa p (p = 0,05), bậc tự do dƣ f1, bậc tự do lặp f2. Ftinh là chuẩn Fisher tính

đƣợc qua công thức:

(2.10)

Ngoài ra độ chính xác của mô hình còn đƣợc đánh giá qua sai số giữa

kết quả tính theo mô hình và kết quả thực nghiệm tại mỗi một trong 8 thí

nghiệm ma trận.

So sánh sai số giữa kết quả tính theo mô hình và kết quả thực nghiệm

trên cả hai mô hình hệ số tích lũy BAF và mô hình thống kê để so sánh mức

độ tin cậy, tƣơng hợp với thực nghiệm của từng mô hình.

2.8 PHƢƠNG PHÁP XÂY DỰNG MÔ HÌNH VI PHÂN

Hàm vi phân tổng quát đƣợc xây dựng có dạng:

(2.11)

Với (l/g/ngày) là hằng số tốc độ hấp thu kim loại chung cho cả quá

trình hấp thu từ pha hoà tan và quá trình hấp thu từ pha hạt, Cd (g/l) là nồng

độ kim loại trong nƣớc (tổng dạng hoà tan và dạng không hoà tan). Cf (g/g)

là nồng độ kim loại trong mô và (1/ngày) là hằng số tốc độ bài tiết.

Từ các công thức (1.11), (1.22) cho thấy hai hằng số ku và ke phụ thuộc vào tổng diện tích bề mặt mô (V2/3) và khối lƣợng mô (W). Hai đại lƣợng này

biến đổi theo thời gian, vì vậy kết quả thu đƣợc sẽ là một dải hằng số tốc độ

đối với cả ku và ke.

Khi nhuyễn thể lấy kim loại vào cơ thể xảy ra đồng thời hai quá trình hấp

thu tích luỹ giữ lại trong mô làm tăng nồng độ và quá trình bài tiết làm giảm

nồng độ. Vì vậy trong tính toán, chấp nhận hằng số tốc độ bài tiết đƣợc xác định

trƣớc, sau đó sử dụng giá trị hằng số này cùng với số liệu thực nghiệm giai đoạn

tích luỹ để chuẩn hằng số tốc độ hấp thu .

Trong giai đoạn nuôi bài tiết, thực nghiệm tiến hành trong môi trƣờng

có nồng độ kim loại hoà tan ở mức siêu vết, xem nhƣ bằng 0 (Cd = 0). Mô

hình lúc này có dạng:

(2.12)

Phƣơng trình đƣợc biến đổi về dạng:

(2.13)

hay dƣới dạng:

(2.14)

Đây chính là công thức (1.27) đã nêu trong chƣơng Tổng quan.

Trong đó là nồng độ kim loại nặng trong mô nghêu vào các thời

điểm lấy mẫu phân tích trong giai đoạn này và là nồng độ kim loại nặng

trong mô nghêu vào thời điểm bắt đầu giai đoạn thực nghiệm bài tiết chất ô

nhiễm ra khỏi mô.

Vào thời điểm đầu giai đoạn nuôi bài tiết có một giá trị , vào các

ngày thứ 2, 4, 6, 8, 10 của giai đoạn này đo đƣợc các giá trị khác nhau.

. Kết quả Thay vào công thức (2.13) tính đƣợc các giá trị ke ứng với từng

thu đƣợc dãy các giá trị ke tƣơng ứng với mỗi mức nồng độ kim loại nặng hòa

tan trong nƣớc Cd khác nhau ở giai đoạn nuôi tích lũy.

Quá trình tích luỹ kim loại nặng vào nhuyễn thể theo thời gian tiến dần

đến trạng thái cân bằng. Ở trạng thái cân bằng (dCf/dt = 0), nồng độ kim loại

nghêu hấp thu, tích lũy đƣợc đạt cực đại và tính theo công thức:

(2.15)

Và mô hình tích luỹ đƣợc biểu diễn dƣới dạng cân bằng giữa hấp thu và

bài tiết có dạng phƣơng trình (1.26), công thức này đƣợc các nhà khoa học Bồ

Đào Nha sử dụng xây dựng mô hình vi phân bậc nhất mô tả nồng độ Cd tích

luỹ trong loài trai Ruditapes decussatus [50]. Từ phƣơng trình (1.26) rút ra

hằng số tốc độ hấp thu ku theo công thức:

(2.16)

Trong giai đoạn thực nghiệm nuôi tích lũy, với môi trƣờng nƣớc có

nồng độ kim loại Cd, sau khoảng thời gian t tính từ lúc bắt đầu triển khai

thực nghiệm thu đƣợc một giá trị nồng độ tích lũy trong mô Cf, kết hợp với

các giá trị hằng số tốc độ bài tiết thay vào phƣơng trình (2.16) tìm đƣợc các

giá trị hằng số tốc độ hấp thu ku.

Trong phƣơng pháp xử lý số liệu thực nghiệm tính toán các hằng số tốc

độ, chấp nhận một số giả thiết sau đây:

- Đặc điểm của thực nghiệm nuôi giai đoạn hấp thu cũng nhƣ giai đoạn

bài tiết là giá trị nồng độ đầu đƣợc xác định trên một số cá thể nghêu cụ

thể, các cá thể nghêu khác có thể có nồng độ đầu dao động so với giá trị này.

Nhờ lựa chọn cẩn thận các cá thể sống trong môi trƣờng tự nhiên tại cùng địa

điểm đƣa vào nuôi trong phòng thí nghiệm với độ đồng nhất cao (đồng đều về

kích thƣớc, khối lƣợng, các đặc điểm sống khác), thừa nhận giá trị đúng

với tất cả các các thể nghêu. Các cá thể nghêu lấy ra xác định theo thời

gian sẽ không còn tham gia tiếp vào quá trình hấp thu hay bài tiết và do đó

các cá thể nghêu còn lại đƣợc lấy ra đo vào những thời điểm sau đó vẫn chung

nhau giá trị ban đầu. Nói cách khác trong quá trình xử lý số liệu tính toán

. ku và ke chỉ có một giá trị

- Giai đoạn nuôi bài tiết chỉ xảy ra quá trình bài tiết với nồng độ đầu

trong mô cao. Trong khi đó giai đoạn nuôi hấp thu, tích lũy song song xảy ra

cả quá trình hấp thu và bài tiết với nồng độ đầu trong mô thấp hơn, vì vậy

hằng số tốc độ bài tiết ở hai giai đoạn này có khác biệt nhất định. Việc xác

định đồng thời cả hằng số tốc độ hấp thu và hằng số tốc độ bài tiết chỉ bằng

thực nghiệm nuôi hấp thu là không khả thi. Vì vậy trong quá trình xử lý số

liệu chấp nhận hằng số tốc độ bài tiết trong cả hai giai đoạn là nhƣ nhau. Nói

cách khác sử dụng hằng số tốc độ bài tiết tính đƣợc từ số liệu giai đoạn nuôi

bài tiết đƣa vào phƣơng trình (2.16) để tính hằng số tốc độ hấp thu.

- Thay lần lƣợt các giá trị hằng số tốc độ bài tiết tìm đƣợc vào phƣơng

trình (2.16) để tìm hằng số tốc độ hấp thu, và nhƣ vậy ứng với mỗi giá trị ke,

tại mỗi mức nồng độ kim loại hòa tan trong nƣớc thu đƣợc một dãy các giá trị

ku theo t khác nhau.

- Để đảm bảo khả năng nuôi sống nghêu trong điều kiện phòng thí

nghiệm, các cá thể đƣợc lựa chọn trong môi trƣờng tự nhiên vào thời kỳ sinh

trƣởng mạnh (không phải nghêu giống), là những cá thể khỏe, sức đề kháng tốt.

Bản thân trong nghêu có mức nồng độ kim loại đã tích lũy đƣợc nhất định. Mặt

khác do khi đƣa vào nuôi trong phòng thí nghiệm nghêu cần thời gian để thích

nghi với điều kiện sống, để đạt đến trạng thái tích lũy ổn định và tiến đến cân

bằng, khoảng thời gian này là 4 ngày đầu tiên giai đoạn nuôi hấp thu. Vì vậy

giá trị nồng độ trong mô sau 4 ngày đầu tiên này đƣợc xem là nồng độ vào thời

điểm bắt đầu lấy số liệu hấp thu, thời điểm ứng với t trong công thức (1.26)

bằng 0. Các giá trị nồng độ vào ngày thứ 8, 12, 16, 20 giai đoạn nuôi hấp thu

đƣợc hiệu chỉnh với giá trị nồng độ đầu vào ngày thứ 4 này. Và nhƣ vậy giá trị

Cf trong công thức (2.16) là hiệu số của nồng độ trong mô vào các thời điểm

lấy mẫu sau 8, 12, 16, 20 ngày với nồng độ trong mô vào ngày thứ 4.

Độ chính xác, tin cậy của mô hình đƣợc đánh giá qua so sánh giá trị

tính theo mô hình và giá trị thực nghiệm nồng độ kim loại tích lũy trong mô

nghêu. Tiến hành 2 dãy thí nghiệm đối chứng, một dãy có nồng độ các kim

loại hòa tan là Cd 8 g/l, As 30 g/l, Cu 30 g/l, dãy còn lại có nồng độ Cd

16 g/l, As 40 g/l và Cu 40 g/l. Hai dãy thí nghiệm này cũng đƣợc lấy mẫu

xác định nồng độ trong mô vào các ngày thứ 4, 8, 12, 16, 20. Đây là các giá

trị thực nghiệm. Các giá trị tính theo mô hình dựa vào công thức (1.26).

Để xác định Cf theo mô hình cho các thí nghiệm mới này, cần biết các

giá trị ku và ke trong công thức (1.26). Trong hai thí nghiệm sử dụng tìm dải

hằng số tốc độ hấp thu và dải hằng số tốc độ bài tiết, kết quả thu đƣợc thể

hiện sự thay đổi các giá trị hằng số này theo nồng độ kim loại hòa tan trong

nƣớc. Đặt giả thiết giữa các hằng số tốc độ và khoảng nồng độ nghiên cứu có

quan hệ bậc nhất, thiết lập quan hệ này và dựa vào đó tính hằng số tốc độ tại

các mức nồng độ trong thí nghiệm đối chứng. Sai số giữa giá trị Cf thực

nghiệm và giá trị tính theo mô hình là căn cứ chấp nhận các giả thiết đặt ra và

độ tin cậy của mô hình thu đƣợc.

CHƢƠNG 3

KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN

3.1 XÁC ĐỊNH MÔI TRƢỜNG TÍCH LŨY CHỦ YẾU

Để đánh giá tƣơng quan giữa nồng độ As, Cd, Cu trong mô mềm loài

nghêu Meretrix Lyrata và nồng độ As, Cd, Cu trong nƣớc, trong trầm tích.

Lựa chọn 8 vị trí lấy mẫu trong môi trƣờng tự nhiên, mục đích đặt ra là để thu

đƣợc dữ liệu trong các môi trƣờng có nồng độ kim loại hoà tan trong nƣớc

cũng nhƣ trong trầm tích khác nhau.

Bảng (3.1) trình bày kết quả khảo sát nồng độ Cd, As và Cu trong mô

nhuyễn thể, trong nƣớc, trầm tích tại 8 vị trí khác nhau.

Bảng 3.1 Nồng độ Cd, As, Cu trong mô, nước và trầm tích của khảo sát xác định môi trường tích lũy chủ yếu

TT

Cd Cu Cu

Nồng độ trong mô [g/g] As

1 2 3 4 5 6 7 8

Nồng độ trong Nồng độ trong nƣớc trầm tích [g/g] [g/ml] Cd Cu Cd As As 1,482 6,437 9,821 0,00219 0,02115 0,01275 1,901 11,67 14,18 1,269 6,331 11,12 0,00175 0,00356 0,01417 1,682 12,71 14,21 1,260 6,656 12,04 0,00125 0,02011 0,02086 2,203 11,98 12,94 2,199 7,307 17,56 0,00201 0,02717 0,03848 2,271 11,27 13,72 1,351 6,056 20,74 0,00192 0,00318 0,07777 2,027 12,04 17,04 1,148 7,535 19,03 0,00155 0,01033 0,06208 1,921 10,77 15,17 1,157 7,265 11,86 0,00108 0,02753 0,01965 2,181 13,77 14,54 2,004 6,983 37,24 0,00157 0,03840 0,09280 1,602 12,50 14,70 8,26 65,8

51,5

7,77

22,7

7,61

73,9

12,4

RSD(%) 26,9

Từ các kết quả trên, tính đƣợc hệ số tƣơng quan giữa nồng độ kim loại

trong mô và trong nƣớc đối với từng kim loại nhƣ sau Cd: 0,43; As: 0,51; Cu:

0,91. Giữa nồng độ kim loại trong mô và trong trầm tích Cd: -0,04; As: -0,18

và Cu: 0,34. Kết quả này cho thấy biểu hiện về hoạt tính tích lũy của các kim

loại nghiên cứu trong từng môi trƣờng đối với cả sò Crassostrea virginica [30]

và nghêu Meretrix lyrata là tƣơng đối giống nhau.

Phần trăm sai số tƣơng đối RSD giữa các kết quả nồng độ kim loại

trong trầm tích là Cd: 12,4%; As: 7,61%; Cu: 8,26%. Giữa các kết quả nồng

độ kim loại trong nƣớc là Cd: 22,7%; As: 65,8%; Cu: 73,9%. Nhƣ vậy có thể

thấy nồng độ kim loại trong trầm tích ổn định hơn, trong nƣớc dao động mạnh.

Giá trị RSD nồng độ kim loại trong mô là Cd: 26,9%; As: 7,77% và Cu:

51,5%. Ngoại trừ As, hai kim loại còn lại có nồng độ dao động tƣơng đối lớn.

So sánh các giá trị RSD có thể thấy sự dao động nồng độ trong mô nghêu chủ

yếu là do sự dao động nồng độ trong nƣớc, nói cách khác nƣớc có thể xem là

môi trƣờng tích luỹ chủ yếu kim loại nặng vào nghêu.

Kết hợp những thông tin đánh giá, phân tích trên đi đến kết luận nƣớc

là môi trƣờng chủ yếu nghêu tích luỹ kim loại nặng. Đây là thông tin quan

trọng cho phép triển khai các nghiên cứu về quy luật tích luỹ As, Cd, Cu của

nghêu trong phòng thí nghiệm, khi môi trƣờng trầm tích nuôi đƣợc xem nhƣ

không phải là con đƣờng hấp thu, tích luỹ chủ yếu.

3.2 ĐÁNH GIÁ TƢƠNG QUAN CÁC GIÁ TRỊ KHỐI LƢỢNG

Bảng (3.2) là các kết quả xác định giá trị 3 thông số khối lƣợng của 10

cá thể nghêu khác nhau đƣợc lấy tại cùng một khu vực trong môi trƣờng sống

tự nhiên.

Bảng 3.2 Khối lượng cả vỏ, khối lượng mô tươi, khối lượng mô khô của 10 cá thể nghêu chọn ngẫu nhiên trong môi trường tự nhiên

STT Khối lƣợng cả vỏ [g]

Khối lƣợng mô khô [g]

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

1,3549 4,1263 5,4662 7,7721 10,4345 11,9875 12,9007 16,3636 18,7488 22,4348

Khối lƣợng mô tƣơi [g] 0,1894 0,3208 0,8962 1,0655 1,8867 2,1962 2,2351 2,8867 3,7693 4,2543

0,0291 0,0398 0,1604 0,2031 0,3634 0,3893 0,4437 0,5739 0,6383 0,8064

Sử dụng phƣơng pháp bình phƣơng tối thiểu tìm đƣợc phƣơng trình bậc

nhất biểu diễn quan hệ giữa y là khối lƣợng cả vỏ và x là phần khối lƣợng mô

tƣơi nhƣ sau:

y = 4,8089.x + 1,6849 (3.1)

Phƣơng trình này có hệ số tƣơng quan r1 = 0,99283

Tƣơng tự nhƣ vậy tìm đƣợc phƣơng trình biểu diễn giữa y là khối lƣợng

cả vỏ và x1 là phần khối lƣợng mô khô:

(3.2) y = 25,699.x1 + 1,7846

Hệ số tƣơng quan của mối quan hệ này là r2 = 0,99398

Và cuối cùng là phƣơng trình bậc nhất biểu diễn quan hệ giữa x là khối

lƣợng mô tƣơi và x1 là khối lƣợng mô khô:

(3.3) x = 5,3054.x1 + 0,0348

Hệ số tƣơng quan của phƣơng trình là r3 = 0,99392

Kết quả trên cho thấy mặc dù là các cá thể sống có thể có đặc điểm sinh

học và hoạt động sống không thực sự giống nhau hoàn toàn nhƣng loài nghêu

Meretrix Lyrata vẫn có một tƣơng quan tuyến tính cao giữa các thông số khối

lƣợng cả con, khối lƣợng phần mô tƣơi và khối lƣợng phần mô khô. Nhƣ vậy

việc lựa chọn các cá thể nghêu có khối lƣợng cả vỏ xung quanh giá trị 6,924 g

và 14,63 g để đạt đƣợc các mức khối lƣợng khô tƣơng ứng 0,2 g và 0,5 g

trong triển khai thực nghiệm xây dựng mô hình thống kê là hoàn toàn khả thi.

3.3 MÔ HÌNH HỆ SỐ TÍCH LUỸ BAF

Để việc biểu diễn quan hệ giữa BAF theo khối lƣợng mô nghêu khô W

bằng hàm sinh trƣởng không đồng đều đạt độ chính xác cao nhất, ít chịu tác

động bởi các yếu tố môi trƣờng nhất. Các mẫu nghêu đƣợc lấy tại cùng một vị

trí trong môi trƣờng tự nhiên, cùng một thời điểm. Chọn ra 10 nhóm nghêu có

kích thƣớc khác nhau, mỗi nhóm phân tích 7 mẫu lấy kết quả trung bình nồng

độ kim loại trong mô. Đồng thời khối lƣợng mô tƣơi, khối lƣợng mô khô

tƣơng ứng với giá trị nồng độ kim loại trong mô này cũng là trung bình cộng

khối lƣợng mô tƣơi, khối lƣợng mô khô của 7 mẫu nghiên cứu đó.

Tất cả các mẫu nghêu đều đƣợc lấy tại vị trí số 1 (trong số các vị trí

nghiên cứu của mục 3.1) với nồng độ Cd trong nƣớc là 2,193 g/l, nồng độ As

là 21,15 g/l và nồng độ Cu là 12,75 g/l. Từ đây tìm đƣợc giá trị hệ số tích

luỹ BAF cho từng nhóm nghêu. Từ các công thức = y ; tìm

đƣợc các giá trị yi và xi. Bảng (3.3) trình bày các kết quả nghiên cứu cho 10

nhóm mẫu nghêu sống trong tự nhiên đối với cả 3 kim loại Cd, As, Cu.

Bảng 3.3 Các kết quả xác định BAF thực nghiệm từ 10 mẫu nghêu sống trong môi trường tự nhiên

BAF

BAF

TT

Nồng độ trong mô [g/g]

BAF Nồng độ trong mô [g/g]

Nồng độ trong mô [g/g]

Cd Khối lƣợng mô khô trung bình [g]

As Khối lƣợng mô khô trung bình [g]

Cu Khối lƣợng mô khô trung bình [g]

9,821 9,851

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

0,6383 770,274 1,131 0,4707 515,732 5,552 0,8064 262,506 1,285 0,5739 585,955 5,861 0,3654 277,116 0,3893 772,627 1,483 0,6383 676,242 6,437 0,6383 304,350 10,185 0,3654 798,823 1,531 0,3893 689,130 6,565 0,3470 310,402 10,937 0,8064 857,804 1,599 0,2646 729,138 6,656 0,2646 314,704 11,124 0,4707 872,470 1,688 0,3654 769,722 6,983 0,4707 330,165 11,405 0,5739 894,510 1,748 0,8064 797,082 7,265 0,5739 343,450 12,458 0,3470 977,098 1,791 0,1604 816,689 7,836 0,3893 370,496 13,420 0,1604 1052,55 1,883 0,3470 858,641 8,560 0,4437 404,728 17,188 0,4437 1348,08 1,901 0,4437 866,849 9,307 0,1604 443,026 20,736 0,2646 1626,35

Mô hình hệ số tích luỹ BAFCd , BAFAs và BAFCu đối với nghêu Meretrix

lyrata xây dựng đƣợc có dạng :

(3.4)

(3.5)

(3.6) BAFCd = 651,628.(W)-0,115 BAFAs = 276,058.(W)-0,205 BAFCu = 775,315.(W)-0,247

Tiến hành tính toán các giá trị BAF từ mô hình thu đƣợc, tính toán sai

số giữa giá trị theo mô hình so với giá trị thực nghiệm. Các kết quả đƣợc trình

bày trong bảng (3.4).

Bảng 3.4 Sai số giữa giá trị BAF tính theo mô hình so với giá trị BAF thực nghiệm đối với 3 kim loại nghiên cứu

Khối lƣợng mô (g)

BAF thực nghiệm

Cd BAF mô hình

BAF thực nghiệm

As BAF mô hình

BAF thực nghiệm

Cu BAF mô hình

Sai số (%)

Sai số (%)

Sai số (%)

0,1604 816,689 804,379 1,51 443,026 401,729 9,32 1052,55 1218,41 15,76 0,2646 729,138 759,345 4,14 314,704 362,551 15,20 1626,35 1076,71 33,80 0,3470 858,641 736,017 14,28 310,402 342,951 10,49 977,098 1006,97 3,06 0,3654 769,722 731,653 4,94 277,116 339,338 22,45 798,823 994,201 24,45 0,3893 689,130 726,336 5,40 370,496 334,959 9,59 772,627 978,764 26,68 0,4437 866,849 715,484 17,46 404,728 326,097 19,43 1348,08 947,648 29,70 0,4707 515,732 710,635 37,79 330,165 321,613 2,59 872,470 933,921 7,04 0,5739 585,955 694,604 18,54 343,450 309,342 9,93 894,510 889,294 0,58 0,6383 676,242 686,154 1,46 304,350 302,670 0,55 770,274 866,238 12,46 0,8064 797,082 667,937 16,20 262,506 288,508 9,90 857,804 817,636 4,68

Kết quả trong bảng (3.3) cho thấy: khi sắp xếp nồng độ kim loại trong

mô theo thứ tự tăng dần (theo đó là các giá trị BAF tăng dần), khối lƣợng mô

không tuân theo quy luật nhƣ vậy. Cũng nhƣ vậy, trong bảng (3.4) khi sắp xếp

theo thứ tự khối lƣợng mô tăng dần, hệ số BAF thực nghiệm thay đổi không

theo quy luật này, trong khi đó các giá trị BAF tính theo mô hình giảm dần do

hệ số b trong mô hình âm. Nhìn chung ở cả 3 kim loại nghiên cứu phần lớn số

liệu thể hiện khi khối lƣợng mô tăng hệ số BAF giảm, ví dụ với kim loại Cd

tại khối lƣợng mô khô 0,1604g; 0,3654g; 0,6383g hệ số BAF tƣơng ứng là

816,689; 769,722; 676,242; cũng tại những khối lƣợng mô khô này hệ số

BAF đối với nguyên tố Cu là 1052,55; 798,823; 770,274.

So sánh các hệ số a trong 3 mô hình cho thấy nghêu tích lũy Cu mạnh

nhất, tiếp đến là Cd và cuối cùng là As. Trong khi đó sự khác biệt các hệ số b

thể hiện mức độ ảnh hƣởng của khối lƣợng mô lên giá trị hệ số tích lũy theo

trật tự lớn nhất ở Cu, tiếp đến As và cuối cùng là Cd. Nghêu tích lũy mạnh Cu

phù hợp với kết luận của một số nghiên cứu trên thế giới về khả năng tích lũy

nồng độ cao Zn, Cu của động vật nhuyễn thể.

Sai số giữa giá trị thực nghiệm và giá trị tính theo mô hình đối với cả

ba kim loại giữa các mẫu tƣơng đối dao động. Khi sắp xếp theo trật tự khối

lƣợng mô tăng dần, các giá trị sai số không theo quy luật nào, nguyên nhân

đƣợc cho là do mô hình biểu diễn chỉ chứa một thông số là khối lƣợng mô

khô, mô hình đơn giản nên độ chính xác không cao. Sai số giữa giá trị thực

nghiệm và giá trị tính theo mô hình khi khối lƣợng mô thay đổi có khoảng

dao động rộng đối với cả 3 kim loại cho thấy hàm sinh trƣởng không đồng

đều hoặc không phù hợp để xây dựng mô hình BAF, hoặc chấp nhận mô hình

với sai số lớn, hoặc không phù hợp khi xây dựng mô hình bằng các số liệu thu

thập ngoài hiện trƣờng thực tế.

3.4 MÔ HÌNH THỐNG KÊ

Bảng (3.5) trình bày các kết quả thực nghiệm sử dụng để xây dựng

mô hình thống kê cho cả 3 kim loại theo đúng trật tự thí nghiệm từ 1 đến 8 nhƣ

trong ma trận kế hoạch thực nghiệm xây dựng ở bảng (2.6); các kết quả thí

nghiệm tại tâm kế hoạch ; sai số thí nghiệm ; độ lệch chuẩn các hệ số hồi

quy ; giá trị sử dụng đánh giá tính có nghĩa của hệ số b tại mức có

; giá trị nghĩa p = 0,05 và bậc tự do f2 = 2; các hệ số hồi quy; sai số dƣ

chuẩn Fisher ; giá trị chuẩn Fisher tra bảng dùng để đánh giá

tính tƣơng hợp của mô hình tại p = 0,05; f2 = 2 và bậc tự do dƣ f1 = N-L tùy

theo từng mô hình.

Giá trị bằng giá trị tổng nồng độ trong mô nghêu trừ đi phần tích luỹ

ban đầu. Nồng độ Cd, As, Cu trung bình trong các cá thể nghêu vào thời điểm

bắt đầu đƣa vào nuôi tƣơng ứng là 1,633 g/g, 7,831 g/g, 12,504 g/g với

khối lƣợng mô khô 0,2g; và 1,731 g/g, 6,995 g/g, 10,588 g/g với khối

lƣợng mô khô 0,5 g. Với cá thể nuôi ở thí nghiệm tâm kế hoạch có khối lƣợng

mô khô trung bình 0,35 g, nồng độ Cd, As, Cu ban đầu trong mô tƣơng ứng là

1,580 g/g, 7,198 g/g, 11,883 g/g.

Bảng 3.5 Kết quả thí nghiệm thu được từ ma trận thực nghiệm, giá trị các hệ số hồi quy và thông số thống kê đánh giá mô hình

Kết quả 8 thí nghiệm trong ma trận kế hoạch thực nghiệm,

[g/g]

4

7

8

5

Thí nghiệm Cd

1 1,203

2 0,931

3 1,440

6 1,071 12,527 11,669 13,704 12,268

ố t

n ê y u g N

As Cu

0,591 6,092

0,523 5,933

1,191 9,561

0,975 7,492

8,631 34,20

8,042 10,213 42,65 30,66

8,944 34,58

Kết quả 3 thí nghiệm lặp tại tâm kế hoạch

[g/g], sai số thí nghiệm

và

Nguyên tố

Cd 6,817

As 4,647

Cu 14,12

6,680

4,509

13,93

6,869

4,405

14,56

0,009531

0,0147373

0,104433

0,0345

0,0429

0,1142

0,1483

0,1845

0,4911

Các hệ số b trong mô hình thực nghiệm

Hệ số

ố t

n ê y u g N

Cd As Cu

b0 6,852 4,889 21,396

b1 -0,367 -0,268 -1,730

b13 -0,207 -0,197 -1,172

b12 -0,084 -0,103 -0,805

b23 0,175 0,179 0,918

b123 -0,060 -0,066 -0,327

b3 b2 5,690 0,269 0,442 4,069 2,175 14,126 Các thông số sử dụng đánh giá tính tƣơng hợp của mô hình

Nguyên tố

Cu 0,86463

Cd 0,04877

As 0,12580

8,27

5,12

8,54

18,5

19,2

19,2

Đối chiếu tiêu chuẩn đánh giá tính có nghĩa của hệ số hồi quy theo

công thức (2.5), mô hình hồi quy bậc nhất đối với Cd chứa các hệ số b0, b1, b2,

b3, b13, b23 ; mô hình hồi quy bậc nhất cho As chứa các hệ số b0, b1, b2, b3, b13 ;

và mô hình của Cu chứa các hệ số b0, b1, b2, b3, b12, b13, b23. Các mô hình thu

đƣợc nhƣ sau :

Cho Cd: (3.7)

(3.8)

Cho As: Cho Cu:

(3.9)

Từ các kết quả tính toán thông số thống kê trong bảng (3.5) và đối chiếu

tiêu chuẩn đánh giá tính tƣơng hợp với bức tranh thực nghiệm của mô hình thể

hiện qua công thức (2.9) cho thấy cả 3 mô hình đều tƣơng hợp.

Sử dụng công thức (2.3) chuyển từ biến mã x sang biến thực Z, các mô

hình hồi quy viết theo biến thực có dạng:

Cho Cd:

Cho As:

Cho Cu:

Vào ngày nuôi thứ 10 và thứ 20 của thí nghiệm thứ 3 (Z1 = 0,2g; Z3 = 4

g/l Cd, 25 g/l As, 20 g/l Cu) trong ma trận kế hoạch thực nghiệm, một số

cá thể nghêu đƣợc phân tích nồng độ kim loại để so sánh giữa giá trị thực

nghiệm và giá trị tìm đƣợc từ mô hình. Kết quả trung bình nồng độ Cd sau 10

và 20 ngày nuôi tƣơng ứng là 2,867 g/g và 3,020 g/g, kim loại As là 8,631

g/g và 8,714 g/g và của Cu là 19,685 g/g và 20,555 g/g. Sau khi trừ đi

phần nồng độ ban đầu của từng kim loại ứng với khối lƣợng mô 0,2 g, nồng độ

Cd gia tăng trong mô sau 10 và 20 ngày nuôi tƣơng ứng là 1,234 g/g và 1,387

g/g, đối với As là 0,8 g/g và 0,883 g/g, với Cu là 7,181 g/g và 8,051 g/g.

Giá trị nồng độ Cd gia tăng trong mô nghêu tính theo mô hình sau 10

và 20 ngày nuôi tƣơng ứng là 1,268 g/g và 1,344 g/g, đối với As là 0,665

g/g và 1,035 g/g, với Cu là 6,759 g/g và 8,455 g/g. Sai số giữa kết quả

tính theo mô hình so với kết quả thực nghiệm sau 10 và 20 ngày nuôi ở thí

nghiệm thứ 3 trong ma trận kế hoạch thực nghiệm đối với Cd tƣơng ứng là

2,75% và 3,10%, với As là 16,87% và 17,21%, với Cu là 5,87% và 5,02%.

Các giá trị sai số này tƣơng đƣơng với mức sai số của cùng thí nghiệm thứ 3

trong ma trận thực nghiệm (bảng 3.6). Kết quả này góp phần khẳng định độ tin

cậy của các mô hình.

Ba mô hình thống kê thu đƣợc đều đƣa đến một số kết luận chung nhƣ

sau:

- Nồng độ Cd, As, Cu tích luỹ gia tăng trong mô nghêu tỷ lệ nghịch với

khối lƣợng mô khô ban đầu.

- Nồng độ Cd, As, Cu tích luỹ gia tăng trong mô nghêu tỷ lệ thuận với

thời gian sinh trƣởng và nồng độ kim loại hoà tan trong nƣớc. Thời gian sinh

trƣởng có mức độ ảnh hƣởng mạnh nhất đối với Cu, tiếp theo là As và cuối

cùng là Cd. Trong khi đó trật tự ảnh hƣởng của yếu tố nồng độ từ mạnh đến

yếu hơn là Cu > Cd > As. Các nhận xét này đƣợc rút ra từ các giá trị hệ số

tuyến tính trong phƣơng trình hồi quy.

- Tƣơng tác qua lại giữa khối lƣợng mô và nồng độ kim loại hoà tan

đều có ảnh hƣởng làm giảm nồng độ kim loại tích luỹ đƣợc đối với cả Cd, As

và Cu. Ngoài ra còn có tƣơng tác giữa thời gian sinh trƣởng và nồng độ kim

loại hoà tan ảnh hƣởng làm tăng nồng độ Cd, Cu tích luỹ trong mô nghêu.

Riêng với Cu còn có thêm tƣơng tác giữa khối lƣợng mô và thời gian sinh

trƣởng làm giảm nồng độ tích luỹ đƣợc trong mô.

3.5 SO SÁNH MÔ HÌNH BAF VÀ MÔ HÌNH THỐNG KÊ

Các mẫu nghêu đƣợc phân tích nồng độ kim loại trong quá trình xây

dựng mô hình thống kê đều có xác định khối lƣợng mô khô, nhƣ vậy có thể

tính đƣợc hệ số tích luỹ qua mô hình BAF đã xây dựng, từ đó tìm đƣợc giá trị

nồng độ kim loại trong mô theo mô hình này.

Kết hợp các công thức (1.1) và (1.28) rút ra nồng độ kim loại tích lũy

trong mô theo mô hình BAF nhƣ sau:

(3.10)

Đây là giá trị tổng nồng độ tích lũy đƣợc, trừ đi phần nồng độ đã có

trong mô vào thời điểm đầu khi bắt đầu đƣa nghêu vào nuôi thu đƣợc giá trị

nồng độ tích lũy sau khoảng thời gian nuôi trong ma trận thực nghiệm xây

dựng mô hình thống kê.

Nếu lấy giá trị thực nghiệm trong ma trận thực nghiệm xây dựng mô

hình thống kê làm giá trị thực, kết quả tính đƣợc thông qua hai mô hình BAF

và mô hình thống kê đều có sai số so với giá trị thực. Đây đƣợc xem là thông

tin so sánh độ chính xác của hai mô hình.

Bảng (3.6) so sánh độ chính xác của hai mô hình khi so giá trị nồng độ

kim loại tìm đƣợc từ mô hình với giá trị thực nghiệm.

Bảng 3.6 So sánh sai số giữa mô hình BAF và mô hình thống kê dựa theo giá trị thực nghiệm trong kế hoạch thực nghiệm xây dựng mô hình thống kê

1

2

3

4

5

6

7

8

Thí nghiệm trong kế hoạch

0,237 0,566 0,431

0,726

0,221

0,517

0,428

0,707

Khối lƣợng mô khô [g]

Nồng độ thực nghiệm [g/g]

1,071 0,975 7,492

12,527 11,669 13,704 12,268 8,944 8,631 34,58 34,20

10,21 42,65

8,042 30,66

0,973 0,374 6,224

13,870 12,329 12,735 11,832 7,825 10,97 31,67 43,78

8,595 35,30

8,807 34,71

Cd 1,203 0,931 1,440 As 0,591 0,523 1,191 Cu 6,092 5,933 9,561 Cd 1,443 1,052 1,238 As 1,440 0,760 0,370 Cu 9,264 7,289 6,585

Nồng độ tính theo mô hình BAF [g/g]

1,096 1,191 7,164

12,672 11,524 13,560 12,412 8,935 8,981 34,91 34,53

9,865 42,32

8,051 30,33

Cd 1,228 0,908 1,416 As 0,449 0,307 1,333 Cu 5,766 6,260 9,890

Nồng độ tính theo mô hình thống kê [g/g]

Cd Theo BAF

Theo thống kê 2,08

As Theo BAF

Cu Theo BAF

Sai số giữa kết quả tính theo mô hình và kết quả thực nghiệm (%) 7,07 1,05 15,82 3,38 17,23 0,77

19,95 13,00 14,03 1,67 2,47 143,6 45,31 68,93 Theo thống kê 24,03 41,30 11,92 57,97 22,85 31,13 3,44 5,51

9,15 2,33 61,64 22,15 16,92 4,38

5,65 1,24 9,51 0,11 13,21 1,08

10,72 1,16 27,10 4,05 28,01 0,96

Theo thống kê 5,35

3,55 1,17 12,51 0,10 8,41 0,95

Khi so sánh độ chính xác ngay trong các mô hình thống kê đều rút ra

một kết luận là ở dải nồng độ kim loại hòa tan thấp (thí nghiệm 1, 2, 3, 4

trong kế hoạch) mô hình có sai số lớn hơn so với ở dải nồng độ kim loại hòa

tan cao (thí nghiệm 5, 6, 7, 8 trong kế hoạch). Đặc biệt là kim loại As, chênh

lệch sai số ở hai mức nồng độ thấp và cao là rất lớn, mô hình mắc sai số lớn ở

nồng độ As hòa tan trong nƣớc thấp, sự chênh lệch này bé hơn ở kim loại Cu

và đồng đều hơn cả là ở kim loại Cd.

Khi so sánh sai số giữa các cặp thí nghiệm có cùng mức khối lƣợng khối

lƣợng mô Z1 và mức nồng độ kim loại hòa tan trong nƣớc Z3, chỉ khác nhau thời

gian nuôi Z2 (bốn cặp thí nghiệm 1 và 3; 2 và 4; 5 và 7; 6 và 8) hoặc so sánh sai

số giữa các cặp thí nghiệm có cùng mức khối lƣợng mô, cùng mức thời gian

nuôi nhƣng khác nhau về nồng độ kim loại hòa tan trong nƣớc (bốn cặp thí

nghiệm 1 và 5; 2 và 6; 3 và 7; 4 và 8) cho thấy: sai số mô hình thống kê ứng với

môi trƣờng có nồng độ kim loại hòa tan cao hơn hoặc ứng với thời gian sinh

trƣởng kéo dài hơn đều nhỏ hơn so với sai số ứng với môi trƣờng có nồng độ

kim loại hòa tan thấp hơn hoặc thời gian sinh trƣởng ngắn hơn. Ví dụ với nguyên

tố Cd, cặp thí nghiệm 1 và 3 có cùng yếu tố Z1 = 0,2 g; Z3 = 4 g/l, sai số mô

hình thống kê ứng với thời gian sinh trƣởng 28 ngày là 1,67% nhỏ hơn sai số mô

hình ứng với thời gian sinh trƣởng 4 ngày là 2,08%. Cặp thí nghiệm 2 và 7 có

cùng yếu tố Z1 = 0,2 g; Z2 = 28 ngày, sai số mô hình thống kê ứng với môi

trƣờng có nồng độ kim loại hòa tan 20 g/l là 1,05% nhỏ hơn sai số mô hình ứng

với môi trƣờng có nồng độ kim loại hòa tan 4 g/l là 2,33%.

Mô hình BAF cũng thể hiện quy luật sai số tƣơng tự nhƣ mô hình thống

kê, kết quả tính theo mô hình tƣơng ứng với nồng độ kim loại hòa tan trong

nƣớc thấp (4 thí nghiệm đầu trong ma trận thực nghiệm) có sai số cao hơn so

với sai số của kết quả tính theo mô hình tƣơng ứng với nồng độ kim loại hòa

tan trong nƣớc cao (4 thí nghiệm sau trong ma trận thực nghiệm). So sánh sai

số mô hình BAF theo các cặp thí nghiệm trong ma trận thực nghiệm xây dựng

mô hình thống kê có kết luận tƣơng tự nhƣ đối với mô hình thống kê. Từ kết

quả so sánh trong bảng (3.6) cho thấy mô hình thống kê có độ chính xác cao

hơn mô hình BAF ở cả ba kim loại. Nguyên nhân đƣợc lý giải nhƣ sau:

Hàm hồi quy bậc một là nồng độ kim loại nặng tích lũy gia tăng và

đƣợc xây dựng bằng các số liệu thực nghiệm cũng là nồng độ tích lũy gia tăng,

đƣợc đánh giá tƣơng hợp bức tranh thực nghiệm bằng chuẩn thống kê cho nên

có độ chính xác cao. Hàm hồi quy thể hiện đƣợc sự tác động từ nhiều yếu tố

và tƣơng tác giữa các yếu tố (khối lƣợng mô ban đầu, thời gian sinh trƣởng,

nồng độ kim loại hòa tan) cho nên phản ánh đúng hơn quy luật tích lũy trong

điều kiện quy hoạch. Trong khi đó, nồng độ trong mô tính đƣợc bằng mô hình

BAF là tổng nồng độ tích lũy có sẵn trong cá thể vào thời điểm bắt đầu nuôi

và nồng độ tích lũy gia tăng, phần nồng độ tích lũy có sẵn ban đầu trong

nghêu là từ môi trƣờng sống tự nhiên với nhiều yếu tố tác động khác nhau, có

thể có quy luật tích lũy khác với phần tích lũy gia tăng trong phòng thí

nghiệm chỉ chịu tác động từ 3 yếu tố quy hoạch đã nêu. Đồng thời tổng nồng

độ tính đƣợc bằng mô hình BAF chỉ dựa trên duy nhất thông số khối lƣợng

mô, trong khi phần nồng độ tích lũy gia tăng thể hiện phụ thuộc đồng thời vào

cả 3 yếu tố quy hoạch. Vì vậy nồng độ tích lũy gia tăng tính bằng mô hình

BAF sẽ không phản ánh đúng quy luật nhƣ mô hình thống kê và mắc sai số

lớn. Thực tế kết quả cho thấy ở cả 3 kim loại nghiên cứu, sai số mô hình BAF

đều lớn hơn sai số mô hình thống kê trong tất cả các thí nghiệm (bảng 3.6)

Mô hình thống kê xây dựng từ số liệu nuôi nghêu trong phòng thí

nghiệm với nhiều yếu tố tác động đã đƣợc khống chế. Trong khi đó mô hình

BAF đã xây dựng đƣợc dựa trên việc xử lý các số liệu đầu vào thu thập từ

môi trƣờng thực tế, nồng độ kim loại tích lũy trong mô phụ thuộc vào rất

nhiều các yếu tố nhƣ:

- Sự thay đổi tốc độ trộn, nồng độ oxy hòa tan, tốc độ cấp dinh dƣỡng

trong quá trình tích lũy. Các yếu tố này trong thực nghiệm xây dựng mô hình

thống kê đƣợc ổn định.

- Ngay bản thân nồng độ kim loại Cd trong công thức (3.10) cũng có thể

thay đổi trong quá trình phơi nhiễm. Nếu cho rằng giá trị Cd tại các vị trí lấy

mẫu xác định số liệu xây dựng mô hình BAF ổn định theo thời gian, thì trong

mức nồng độ kim loại đo đƣợc trong nƣớc tại môi trƣờng thực tế (Cd 2,193

g/l, As 21,15 g/l, Cu 12,75 g/l), kim loại có thể tồn tại dƣới dạng ion hòa

tan, ion liên kết trong phân tử hữu cơ, ion liên kết với các hạt rắn lơ lửng,….,

mỗi dạng tồn tại có hoạt tính tích lũy khác nhau, bản thân các dạng cũng có

thể thay đổi nồng độ theo thời gian. Các yếu tố này đều tác động đến nồng độ

tổng số tích lũy đƣợc trong mô. Trong khi đó nồng độ kim loại hòa tan ở các

thí nghiệm nuôi nghêu trong phòng thí nghiệm sử dụng xây dựng mô hình

thống kê đƣợc ổn định theo thời gian, dạng tồn tại chủ yếu là dạng ion hòa tan

từ chất chuẩn pha thêm vào (phần nồng độ kim loại tự nhiên đều thấp hơn

nhiều so với nồng độ tổng cộng trong nƣớc nuôi, cụ thể nồng độ tự nhiên của

các kim loại là Cd 0,095 g/l; As 0,148 g/l và Cu 3,092 g/l), theo đó hoạt

tính tích lũy trong các thí nghiệm nuôi nghêu cũng đƣợc ổn định trong quá

trình phơi nhiễm.

- Trong điều kiện tự nhiên có thể có nhiều con đƣờng tích lũy khác

nhau cùng xảy ra. Với thực nghiệm nuôi trong phòng thí nghiệm chỉ có một

con đƣờng tích lũy duy nhất là từ kim loại hòa tan trong nƣớc qua mang.

Tất cả các nguyên nhân trên cho thấy việc biểu diễn nồng độ tích lũy

trong mô nghêu chỉ phụ thuộc vào khối lƣợng mô (mô hình BAF) từ số liệu

thực tế sẽ kém chính xác. Đồng thời nếu lấy yếu tố đầu ra của mô hình thống

kê làm mốc so sánh hai mô hình, kết quả từ mô hình BAF sẽ mắc sai số lớn.

3.6 MÔ HÌNH VI PHÂN

Với nguồn nƣớc nuôi trong giai đoạn tích luỹ (20 ngày đầu), kết quả xác

định nồng độ các kim loại trong nƣớc biển xa bờ chƣa qua pha loãng là Cd

0,137 g/l, As 0,214 g/l, Cu 4,142 g/l. Nguồn nƣớc này có nồng độ muối 330/00. Kết quả xác định lại nồng độ ba kim loại này sau khi pha loãng đến nồng độ muối phù hợp 250/00 là Cd 0,095 g/l, As 0,148 g/l, Cu 3,092 g/l.

Bảng 3.7: Biến thiên nồng độ Cd, As, Cu trong mô nghêu của các thực nghiệm xây dựng mô hình vi phân

Nồng độ Cd trong nƣớc Nồng độ As trong nƣớc Nồng độ Cu trong nƣớc

Ngày nuôi

4 g/l

20 g/l

25 g/l

50 g/l

20 g/l

50 g/l

Thực nghiệm giai đoạn tích luỹ 20 ngày đầu, Cf [g/g]

4 8 12 16 20

8,251 8,411 8,580 8,702 8,848

18,223 18,905 19,575 20,282 20,917

14,259 14,409 14,572 14,725 14,868

16,762 16,942 17,065 17,241 17,392

46,882 48,157 49,462 50,693 51,966

22 24 26 28 30

2,862 2,897 2,928 2,956 2,985 Thực nghiệm giai đoạn bài tiết 10 ngày tiếp theo, Cf [g/g] 2,981 2,976 2,973 2,967 2,964

14,842 14,821 14,794 14,765 14,741

17,337 17,287 17,226 17,161 17,113

20,827 20,742 20,664 20,569 20,497

8,833 8,815 8,797 8,785 8,777

51,581 51,167 50,843 50,408 49,882

Bảng (3.7) trên tổng kết các kết quả nghiên cứu trong cả hai giai đoạn

hấp thu, tích luỹ và giai đoạn bài tiết kim loại đối với cả 2 thí nghiệm có nồng

độ các kim loại trong nƣớc ở mức thấp và mức cao khác nhau.

3.6.1 Mô hình bài tiết

Hình (3.1) là đồ thị biểu diễn sự biến đổi nồng độ Cd, As, Cu trong mô

nghêu theo thời gian trong cả hai giai đoạn tích lũy và bài tiết với mỗi thí nghiệm

có nồng độ kim loại hòa tan trong nƣớc cao thấp khác nhau.

(a) (b)

(c) (d)

(e) (f)

Hình 3.1: Đồ thị biểu diễn sự biến đổi nồng độ kim loại trong mô cả hai giai đoạn tích lũy và bài tiết với môi trường nước nuôi có nồng độ khác nhau: (a) Cd 4g/l, (b) Cd 20g/l, (c) As 25g/l, (d) As 50g/l, (e) Cu 20g/l, (f) Cu 50g/l

Để tìm các giá trị hằng số bài tiết ke, tính toán các giá trị

theo trong phƣơng trình (2.13). Đối với Cd, nồng độ ứng với giai đoạn

nuôi tích lũy có nồng độ Cd hòa tan trong nƣớc 4 g/l và 20 g/l tƣơng ứng là

2,985 g/g và 14,868 g/g, với As ứng với giai đoạn nuôi tích lũy có nồng độ

hòa tan trong nƣớc 25 g/l và 50g/l tƣơng ứng là 8,848 g/g và 17,392 g/g,

với Cu ứng với giai đoạn nuôi tích lũy có nồng độ hòa tan trong nƣớc 20 g/l

và 50 g/l tƣơng ứng là 20,971 g/g và 51,956 g/g. Bảng (3.8) tổng kết các

giá trị ke tại cả hai mức nồng độ kim loại hòa tan trong nƣớc ở giai đoạn nuôi

tích lũy khác nhau.

Bảng 3.8: Kết quả tính toán giá trị hằng số tốc độ bài tiết

t (ngày)

10 7,06.10-3

2 1,34.10- 3

Cd = 4 g/l = 2,985 g/g

ke (1/ngày) 0,67.10-

0,71.10-3

8,58.10-3

3 1,75.10- 3

Cd = 20 g/l = 14,868 g/g

ke (1/ngày) 0,87.10-

0,86.10-3

8,06.10-3

Cd = 25 g/l

3 1,70.10- 3

= 8,848 g/g

C d

ke (1/ngày) 0,85.10-

0,81.10-3

16,2.10-3

3 3,17.10- 3

Cd = 50 g/l = 17,392 g/g

ke (1/ngày) 1,58.10-

1,62.10-3

20,3.10-3

3 4,31.10- 3

Cd = 20 g/l = 20,917 g/g

ke (1/ngày) 2,15.10-

2,03.10-3

As

40,9.10-3

3 7,44.10- 3

Cd = 50 g/l = 51,956 g/g

ke (1/ngày) 3,72.10-

C u

4 3,02.10- 3 0,75.10- 3 3,17.10- 3 0,79.10- 3 3,74.10- 3 0,93.10- 3 6,06.10- 3 1,51.10- 3 8,40.10- 3 2,10.10- 3 15,5.10- 3 3,87.10-

6 4,03.10- 3 0,67.10- 3 4,94.10- 3 0,82.10- 3 5,78.10- 3 0,96.10- 3 9,59.10- 3 1,60.10- 3 12,2.10- 3 2,03.10- 3 21,8.10- 3 3,63.10-

8 6,05.10- 3 0,76.10- 3 6,95.10- 3 0,87.10- 3 7,15.10- 3 0,89.10- 3 13,4.10- 3 1,67.10- 3 16,8.10- 3 2,10.10- 3 30,4.10- 3 3,80.10-

4,09.10-3

3

3

3

3

ke.103

ke.103

ke.103

Hình 3.2: Đồ thị biểu diễn sự dao động hằng số tốc độ bài tiết theo thời gian nuôi tại mỗi mức nồng độ kim loại hòa tan trong nước khác nhau ở giai đoạn nuôi hấp thu.

3.6.2 Mô hình tích luỹ

Giai đoạn nuôi hấp thu, tích lũy có hai dãy thực nghiệm với nồng độ

kim loại hòa tan trong nƣớc cao thấp khác nhau. Giá trị nồng độ kim loại

trong mô vào ngày thứ 4 tính từ lúc bắt đầu nuôi đƣợc xem là nồng độ đầu .

Áp dụng công thức (2.16) để tính giá trị hằng số tốc độ hấp thu, trong công

thức này sử dụng các giá trị hằng số tốc độ bài tiết đã tìm đƣợc, nồng độ Cf là

hiệu số giữa nồng độ đo đƣợc vào các ngày thứ 8, 12, 16, 20 với nồng độ đo

vào ngày thứ 4. Bảng (3.9) tổng kết các giá trị hằng số tốc độ hấp thu cho cả 3

kim loại tại mỗi mức nồng độ hòa tan trong nƣớc khác nhau và ứng với giá trị

ke khác nhau.

t (ngày)

4 0,035

8 0,066

12 0,094

16 0,123

(g/g)

ke (1/ngày)

= 2,862 g/g)

ku (l/g/ngày) (Cd = 4 g/l;

Bảng 3.9: Kết quả tính toán giá trị hằng số tốc độ hấp thu

0,67.10-3 0,71.10-3 0,75.10-3 0,76.10-3

Cd

2,19.10-3 2,19.10-3 2,19.10-3 2,19.10-3 0,150

2,07.10-3 2,07.10-3 2,07.10-3 2,07.10-3 0,313

1,97.10-3 1,97.10-3 1,97.10-3 1,97.10-3 0,466

1,93.10-3 1,93.10-3 1,93.10-3 1,93.10-3 0,609

(g/g)

ke (1/ngày)

= 14,259 g/g)

ku (l/g/ngày) (Cd = 20 g/l;

1,88.10-3 1,88.10-3 1,88.10-3 1,88.10-3 0,160

1,96.10-3 1,96.10-3 1,96.10-3 1,96.10-3 0,329

1,95.10-3 1,95.10-3 1,95.10-3 1,95.10-3 0,451

1,91.10-3 1,91.10-3 1,92.10-3 1,92.10-3 0,597

0,79.10-3 0,82.10-3 0,86.10-3 0,87.10-3 (g/g)

ke (1/ngày)

= 8,251 g/g)

ku (l/g/ngày) (Cd = 25 g/l ;

0,81.10-3 0,85.10-3 0,89.10-3 0,93.10-3 0,96.10-3

1,60.10-3 1,60.10-3 1,60.10-3 1,60.10-3 1,60.10-3 0,180

1,65.10-3 1,65.10-3 1,65.10-3 1,65.10-3 1,65.10-3 0,303

1,51.10-3 1,51.10-3 1,51.10-3 1,51.10-3 1,51.10-3 0,479

1,50.10-3 1,50.10-3 1,50.10-3 1,50.10-3 1,50.10-3 0,630

(g/g)

ke (1/ngày)

= 16,762 g/g)

ku (l/g/ngày) (Cd = 50 g/l;

As As

1,51.10-3 1,58.10-3 1,60.10-3 1,62.10-3 1,67.10-3

9,03.10-4 9,03.10-4 9,03.10-4 9,03.10-4 9,03.10-4 0,682

7,62.10-4 7,62.10-4 7,62.10-4 7,62.10-4 7,62.10-4 1,352

8,05.10-4 8,06.10-4 8,06.10-4 8,06.10-4 8,06.10-4 2,059

7,97.10-4 7,97.10-4 7,98.10-4 7,98.10-4 7,98.10-4 2,694

(g/g)

ke (1/ngày)

= 18,223 g/g)

ku (l/g/ngày) (Cd = 20 g/l ;

2,03.10-3 2,10.10-3 2,15.10-3

8,56.10-3 8,56.10-3 8,56.10-3 1,275

8,52.10-3 8,52.10-3 8,52.10-3 2,580

8,68.10-3 8,69.10-3 8,69.10-3 3,811

8,56.10-3 8,56.10-3 8,56.10-3 5,084

(g/g)

Cu

ke (1/ngày)

= 46,882 g/g)

ku (l/g/ngày) (Cd = 50 g/l;

3,63.10-3 3,72.10-3 3,80.10-3 3,87.10-3 4,09.10-3

6,42.10-3 6,42.10-3 6,42.10-3 6,42.10-3 6,43.10-3

6,54.10-3 6,55.10-3 6,55.10-3 6,55.10-3 6,56.10-3

6,49.10-3 6,49.10-3 6,50.10-3 6,50.10-3 6,51.10-3

6,54.10-3 6,55.10-3 6,55.10-3 6,55.10-3 6,56.10-3

Trong xử lý số liệu, các giá trị ke sử dụng tính ku là các giá trị tƣơng ứng

nằm trong dãy thí nghiệm có cùng nồng độ kim loại hòa tan trong nƣớc ở giai

đoạn nuôi tích lũy (do đặt giả thiết tốc độ bài tiết ở giai đoạn tích lũy và giai

ku..103

ku..103

ku..103

đoạn thuần túy chỉ có quá trình bài tiết là nhƣ nhau).

Hình 3.3: Đồ thị biểu diễn sự dao động của hằng số tốc độ hấp thu theo thời gian nuôi tại mỗi mức nồng độ kim loại hòa tan trong nước khác nhau

3.6.3 Nhận xét chung về quy luật các hằng số tốc độ

So sánh các giá trị hằng số tốc độ bài tiết, hằng số tốc độ hấp thu của

nghêu đối với 3 kim loại nặng nghiên cứu đi đến một số nhận xét sau:

- Đối với cả 3 kim loại, hằng số tốc độ bài tiết tƣơng đối ổn định với cả

cá thể nuôi trong môi trƣờng có nồng độ kim loại hòa tan cao và cá thể nuôi

trong môi trƣờng có nồng độ kim loại hòa tan thấp. Trong đó hằng số tốc độ

bài tiết với cá thể có nồng độ đầu trong mô cao cao hơn so với cá thể có nồng

độ đầu trong mô thấp. Cụ thể dải hằng số tốc độ bài tiết đối với Cd trong dải

nồng độ hòa tan 4  20 g/l là 0,67.10-3  0,87.10-3 (1/ngày), đối với As trong

dải nồng độ hòa tan 25  50 g/l là 0,81.10-3  1,67.10-3 (1/ngày) và với Cu

trong dải nồng độ hòa tan 20  50 g/l là 2,03.10-3  4,09.10-3 (1/ngày). Mức

độ chênh lệch, dao động giữa các giá trị hằng số tốc độ bài tiết khi so sánh hiệu số giá trị nhỏ nhất và lớn nhất là cao nhất đối với Cu (2,06.10-3 1/ngày), tiếp đến là As (0,86.10-3 1/ngày) và thấp nhất là Cd (0,2.10-3 1/ngày).

- Ứng với nồng độ kim loại hòa tan trong nƣớc thấp, xu hƣớng thay đổi

hằng số tốc độ hấp thu ku theo thời gian là giảm nhanh đối với Cd, giảm chậm

với As và ổn định với Cu. Trong khi đó xu hƣớng thay đổi ku theo thời gian

ứng với mức nồng độ kim loại hòa tan cao là giảm chậm đối với Cd, ổn định

đối với cả As và Cu. Theo thời gian các hằng số tốc độ hấp thu ở cả hai mức

nồng độ Cd hòa tan trong nƣớc khác nhau đều có xu hƣớng giảm và cùng

tiệm cận đến giá trị ổn định

- Ngƣợc lại với quy luật hằng số tốc độ bài tiết, hằng số tốc độ hấp thu

ứng với nồng độ kim loại hòa tan trong nƣớc thấp cao hơn so với hằng số tốc

độ hấp thu ứng với nồng độ kim loại hòa tan trong nƣớc cao. Biên độ dao

động giữa giá trị hằng số tốc độ hấp thu cao nhất và thấp nhất tuân theo quy

luật giống với biên độ dao động hằng số tốc độ bài tiết, cao nhất ở kim loại Cu (2,27.10-3 l/g/ngày), tiếp đến là As (0,89.10-3 l/g/ngày) và cuối cùng là Cd (0,31.10-3 l/g/ngày).

- Trong 3 kim loại nghiên cứu, khả năng tích lũy vào nghêu Meretrix

Lyrata đƣợc thể hiện qua hằng số tốc độ hấp thu xắp xếp theo trật tự giảm dần,

bắt đầu mạnh nhất là kim loại Cu (trong dải 6,42.10-3  8,69.10-3 l/g/ngày ứng

với nồng độ Cu hòa tan nằm giữa 50 g/l và 20 g/l) , tiếp đến là Cd (trong

dải 1,88.10-3  2,19.10-3 l/g/ngày ứng với nồng độ Cd hòa tan nằm giữa 20

g/l và 4 g/l) và cuối cùng là As (trong dải 7,62.10-4  1,65.10-3 l/g/ngày ứng

với nồng độ As hòa tan nằm giữa 50 g/l và 25 g/l).

3.7 ĐÁNH GIÁ ĐỘ TIN CẬY CỦA MÔ HÌNH VI PHÂN

Từ kết quả tìm đƣợc dải hằng số tốc độ hấp thu và dải hằng số tốc độ

bài tiết cho từng kim loại trong khoảng nồng độ hòa tan nghiên cứu, xây dựng

đƣợc các quan hệ bậc nhất nhƣ sau:

- Đối với Cd trong khoảng 4  20 g/l:

(3.11) (3.12) ke = 0,0125.10-3.Cd + 6,2.10-4 ku = - 0,0194.10-3.Cd + 2,268.10-3

- Đối với As trong khoảng 25  50 g/l:

(3.13) (3.14) ke = 0,0344.10-3.Cd - 0,05.10-3 ku = - 0,0355.10-3.Cd + 2,537.10-3

- Đối với Cu trong khoảng 20  50 g/l:

(3.15) (3.16)

ke = 0,0686.10-3.Cd + 0,66.10-3 ku = - 0,0756.10-3.Cd + 10,2.10-3 Bảng (3.10) trình bày các kết quả thực nghiệm xác định đƣợc nồng độ

kim loại trong mô vào các thời điểm lấy mẫu trong hai thí nghiệm đối chứng.

Phƣơng pháp thu nhận dữ liệu tƣơng tự nhƣ hai dãy thí nghiệm sử dụng xây

dựng mô hình.

Bảng 3.10: Nồng độ kim loại trong mô nghêu ở các thí nghiệm đối chứng

Nồng độ Cd trong nƣớc Nồng độ As trong nƣớc Nồng độ Cu trong nƣớc

Ngày nuôi

8 g/l

16 g/l

30 g/l

30 g/l

40 g/l

4 8 12 16 20

5,706 5,765 5,824 5,876 5,938

40 g/l Giai đoạn tích luỹ, Cf [g/g] 13,379 13,531 13,680 13,835 13,975

9,975 10,123 10,276 10,419 10,583

11,417 11,534 11,651 11,768 11,875

27,806 28,675 29,542 30,414 31,283

37,358 38,427 39,468 40,521 41,636

Từ công thức (3.11) đến (3.16) xác định đƣợc các giá trị ke và ku tƣơng

ứng với các mức nồng độ kim loại hòa tan khác nhau trong bảng (3.7) và

(3.10). Thay các giá trị này vào công thức (1.26) tìm nồng độ tích lũy trong

mô, đây là giá trị tính đƣợc theo mô hình. Giá trị thực nghiệm có đƣợc từ các

số liệu trong bảng (3.7), bảng (3.10) bằng cách trừ số liệu nồng độ trong mô

vào các ngày thứ 8, 12, 16, 20 vào số liệu ngày thứ 4 thu đƣợc Cf tích lũy

trong mô sau 4, 8, 12, 16 ngày nuôi.

Thay giá trị Z1 = 0,205 g (Bảng 2.5), Z2 là thời gian nuôi giai đoạn tích

lũy nhƣ trong thực nghiệm xây dựng mô hình vi phân và Z3 là nồng độ kim

loại hòa tan trong nƣớc vào các hàm hồi quy của mô hình thống kê tìm đƣợc

nồng độ kim loại tích lũy trong mô tính theo mô hình sau những khoảng thời

gian nuôi nhất định.

Bảng (3.11) trình bày các kết quả tính toán sai số giữa giá trị tính theo

từng mô hình so với giá trị thực nghiệm đối với kim loại Cd.

Ngày thứ

4

8

12

16

Cd = 4 g/l; ke = 0,67.10-3 1/ngày; ku = 2,19.10-3 l/g/ngày

Sai số mô hình vi phân (%) Sai số mô hình thống kê (%)

2,86 14,3

6,06 7,57

11,7 3,19

13,0 1,63

Cd = 8 g/l; ke = 0,72.10-3 1/ngày; ku = 2,11.10-3 l/g/ngày

Sai số mô hình vi phân (%) Sai số mô hình thống kê (%)

13,5 3,39

14,4 3,39

18,8 4,70

15,9 2,15

Cd = 16 g/l; ke = 0,82.10-3 1/ngày; ku = 1,96.10-3 l/g/ngày

Sai số mô hình vi phân (%) Sai số mô hình thống kê (%)

6,84 11,9

6,84 11,9

6,55 12,2

8,73 14,6

Cd = 20 g/l; ke = 0,87.10-3 1/ngày; ku = 1,88.10-3 l/g/ngày

Sai số mô hình vi phân (%) Sai số mô hình thống kê (%)

0,67 3,33

4,15 7,03

3,65 6,22

1,97 4,43

Bảng 3.11: Kết quả đánh giá độ tin cậy mô hình vi phân đối với Cd

Xử lý tính toán tƣơng tự, các bảng (3.12) và (3.13) trình bày kết quả

tƣơng ứng cho As và Cu.

Ngày thứ

4

8

12

16

Cd = 25 g/l; ke = 0,81.10-3 1/ngày; ku = 1,65.10-3 l/g/ngày

3,12 7,50

0,30 10,0

9,31 1,55

9,88 0,84

Sai số mô hình vi phân (%) Sai số mô hình thống kê (%)

Cd = 30 g/l; ke = 0,98.10-3 1/ngày; ku = 1,47.10-3 l/g/ngày

18,9 2,70

16,9 1,66

18,7 0,90

15,3 2,63

Sai số mô hình vi phân (%) Sai số mô hình thống kê (%)

Cd = 40 g/l; ke = 1,33.10-3 1/ngày; ku = 1,12.10-3 l/g/ngày

17,1 2,63

17,9 1,66

16,7 2,63

18,6 0,67

Sai số mô hình vi phân (%) Sai số mô hình thống kê (%)

Cd = 50 g/l; ke = 1,67.10-3 1/ngày; ku = 0,76.10-3 l/g/ngày

15,5 17,8

0,33 2,31

5,43 7,31

4,60 6,03

Sai số mô hình vi phân(%) Sai số mô hình thống kê (%)

Bảng 3.12: Kết quả đánh giá độ tin cậy mô hình vi phân đối với As

Ngày thứ

4

8

12

16

Cd = 20 g/l; ke = 2,03.10-3 1/ngày; ku = 8,69.10-3 l/g/ngày

Sai số mô hình vi phân (%) Sai số mô hình thống kê (%)

1,47 1,76

1,99 0,96

0,05 2,43

1,56 0,59

Cd = 30 g/l; ke = 2,72.10-3 1/ngày; ku = 7,93.10-3 l/g/ngày

Sai số mô hình vi phân (%) Sai số mô hình thống kê (%)

8,97 3,11

8,47 0,17

7,71 0,31

7,16 0,03

Cd = 40 g/l; ke = 3,40.10-3 1/ngày; ku = 7,18.10-3 l/g/ngày

Sai số mô hình vi phân (%) Sai số mô hình thống kê (%)

6,64 0,09

7,34 1,37

6,70 4,23

4,49 0,09

Cd = 50 g/l; ke = 4,09.10-3 1/ngày; ku = 6,42.10-3 l/g/ngày

Sai số mô hình vi phân (%) Sai số mô hình thống kê (%)

0,16 0,47

2,09 1,58

1,36 0,05

2,22 0,12

Bảng 3.13: Kết quả đánh giá độ tin cậy mô hình vi phân đối với Cu

Từ số liệu đánh giá độ tin cậy mô hình vi phân đối với cả Cd, As và Cu

trong các bảng trên đi đến một số nhận xét:

- Sai số gây ra do sai khác giữa giá trị thực nghiệm và giá trị tính theo

mô hình ở các thí nghiệm đối chứng đều lớn hơn so với ở các thí nghiệm dùng

để xây dựng mô hình. Điều này hoàn toàn hợp lý.

- Tập trung đánh giá trên các thí nghiệm đối chứng cho thấy, so với Cd

và Cu thì mô hình của As có sai số lớn hơn. Nguyên nhân có thể do nghêu

Meretrix Lyrata hấp thu As kém ổn định hơn so với hấp thu Cd và Cu.

Tuy nhiên mức sai số ở các thí nghiệm đối chứng với cả 3 kim loại đều

có thể chấp nhận đƣợc do các giá trị này là tổ hợp của nhiều nguồn gây sai số

khác nhau.

Nhƣ vậy giả thiết đặt ra về quan hệ bậc nhất giữa các hằng số tốc độ

theo dải nồng độ nghiên cứu của kim loại hòa tan có thể chấp nhận đƣợc khi

áp dụng để dự đoán nồng độ tích lũy trong mô trong điều kiện ứng dụng mô

hình, các kết quả xây dựng mô hình vi phân là đáng tin cậy.

So sánh độ chính xác giữa mô hình vi phân và mô hình thống kê thông

qua đánh giá sai số giá trị tính trên từng mô hình so với giá trị thực nghiệm.

Kết quả cho thấy đối với nguyên tố Cu, cả hai mô hình đều có độ chính xác

cao, sai số mô hình thống kê nhìn chung nhỏ hơn so với sai số mô hình vi

phân. Đối với nguyên tố As, tại hai mức nồng độ kim loại hòa tan ở hai đầu

dải nồng độ nghiên cứu (25 g/l và 50 g/l), sai số của cả hai mô hình có sự

dao động, sai số tại các thí nghiệm đối chứng ổn định hơn và mô hình thống

kê cho kết quả tốt hơn thể hiện qua sai số nhỏ hơn. Đối với nguyên tố Cd

nhận xét tƣơng tự nhƣ đối với nguyên tố As, sai số tại các thí nghiệm đối

chứng ở cả hai mô hình đều ổn định hơn so với tại các thí nghiệm có nồng độ

kim loại hòa tan nằm ở hai đầu dải nồng độ nghiên cứu.

3.8 ỨNG DỤNG CÁC MÔ HÌNH

3.8.1 Mô hình hệ số tích lũy BAF

BAF chỉ sử dụng đƣợc dƣới những điều kiện giống với điều kiện đã

thực hiện phép đo lấy số liệu xây dựng mô hình nên miền xác định khối lƣợng

mô khô của mô hình là: 0,160 g  0,806 g; tƣơng ứng với miền xác định khối

lƣợng mô tƣơi: 0,886 g  4,313 g và miền xác định khối lƣợng toàn bộ cá thể

(cả phần vỏ): 5,907 g  22,508 g. Các dải giá trị khối lƣợng này đƣợc suy ra

từ công thức (3.1), (3.2) và (3.3).

Các dạng hàm BAF cho thấy nghêu Meretrix Lyrata khi sử dụng làm

chỉ thị cho các kim loại nghiên cứu có mức độ đặc trƣng giảm dần từ Cu đến

Cd và cuối cùng là As.

Các dạng hàm BAF có thể đƣợc sử dụng dự đoán hệ số tích lũy ngay

tại chỗ vào thời điểm khảo sát. Từ hệ số tích lũy tìm đƣợc khi biết một trong

hai giá trị hoặc nồng độ kim loại trong nƣớc hoặc nồng độ kim loại trong mô

nhuyễn thể sẽ dự đoán đƣợc giá trị còn lại. Các giá trị thu đƣợc có thể sử dụng

đánh giá sơ bộ mức độ ô nhiễm kim loại nặng trong môi trƣờng (liên quan

đến vấn đề ô nhiễm) hoặc đánh giá mức độ tích lũy của nhuyễn thể ở thời

điểm hiện tại (liên quan đến vấn đề an toàn thực phẩm). Tuy nhiên kết quả

nghiên cứu cho thấy các mô hình BAF thu đƣợc có độ chính xác không cao,

kết quả tính từ mô hình này chỉ có ý nghĩa khảo sát sơ bộ. Nguyên nhân dẫn

đến độ chính xác kém của mô hình đã đƣợc trình bày trong phần so sánh độ

chính xác của mô hình BAF và mô hình thống kê.

3.8.2 Mô hình thống kê

Mô hình thống kê đƣợc áp dụng với điều kiện môi trƣờng sống có sự

ổn định về tốc độ trộn, nồng độ oxy hòa tan, tốc độ cấp dinh dƣỡng,... và sử

dụng xác định nồng độ kim loại biến đổi trong mô sau một thời gian sinh

trƣởng nhất định.

Mô hình chỉ áp dụng với dạng ion kim loại hòa tan và không gian biến

của mô hình là không gian biến sử dụng xây dựng ma trận thống kê, bao gồm:

- Khối lƣợng mô khô ban đầu trong dải 0,2 g  0,5 g; tƣơng ứng dải

khối lƣợng toàn bộ cá thể 6,92 g  14,6 g.

- Thời gian sinh trƣởng 4  28 ngày.

- Nồng độ ion kim loại hòa tan trong nƣớc với Cd trong dải 4 g/l  20

g/l; với As trong dải 25 g/l  50g/l và Cu từ 20 g/l  50 g/l.

Thông qua so sánh hệ số hồi quy của biến nồng độ kim loại hòa tan Z3

trong phƣơng trình hồi quy cho thấy nghêu Meretrix Lyrata sử dụng làm chỉ

thị ô nhiễm tốt nhất cho Cu, tiếp theo là Cd và cuối cùng là As. Đây là ứng

dụng làm công cụ sàng lọc của mô hình.

Mục đích sử dụng chính của mô hình là để xác định nồng độ kim loại

biến đổi trong mô sau một thời gian sinh trƣởng nhất định, và nhƣ vậy khi

biết nồng độ kim loại trong mô vào thời điểm đầu có thể dự đoán đƣợc nồng

độ tích lũy trong mô cuối giai đoạn đánh giá. Đánh giá này liên quan đến vấn

đề an toàn thực phẩm.

Mô hình có thể sử dụng dự đoán, chỉ thị ô nhiễm kim loại nặng trong

trƣờng hợp không có công cụ xác định trực tiếp chính xác nồng độ vết. Lấy ví

dụ với những cá thể nghêu có khối lƣợng mô khô 0,2 g nếu sau một tuần sinh

trƣởng tích lũy Cd đƣợc trên 1,965 g/g khối lƣợng khô thì có thể kết luận

nguồn nƣớc đã bị ô nhiễm Cd (> 5 g/l theo Quy chuẩn kỹ thuật Quốc gia về

chất lƣợng nƣớc biển ven bờ) [13]. Giá trị 1,965 g/g tính đƣợc từ mô hình

thống kê áp dụng cho kim loại Cd với Z1 = 0,2g, Z2 = 7 ngày và Z3 = 5 g/l.

Tính toán tƣơng tự, với cá thể nghêu có khối lƣợng mô khô ban đầu

0,2g sau một tuần sinh trƣởng tích lũy As đƣợc trên 5,670 g/g khối lƣợng

khô thì có thể kết luận nguồn nƣớc đã bị ô nhiễm As khi đối chiếu với Quy

chuẩn kỹ thuật Quốc gia về chất lƣợng nƣớc biển ven bờ áp dụng cho nƣớc

khu vực bãi tắm (> 40 g/l) [13]. Nếu tích lũy Cu đƣợc trên 15,98 g/g và đối

chiếu với Quy chuẩn kỹ thuật Quốc gia về chất lƣợng nƣớc biển ven bờ áp

dụng cho nƣớc nuôi trồng thủy sản có thể kết luận nguồn nƣớc đã bị ô nhiễm

Cu (> 30 g/l) [13].

3.8.3 Mô hình vi phân

Mô hình vi phân cũng đƣợc áp dụng với điều kiện môi trƣờng sống có sự

ổn định về tốc độ trộn, nồng độ oxy hòa tan, tốc độ cấp dinh dƣỡng,... và sử

dụng xác định nồng độ ion kim loại hòa tan tích lũy trong mô sau một thời gian

sinh trƣởng nhất định.

Các điều kiện áp dụng khác bao gồm:

- Nồng độ ion kim loại hoà tan nằm trong dải Cd: 420 g/l, As: 2550

g/l và Cu: 2050 g/l.

- Các cá thể nghêu đƣa vào nuôi vào thời điểm đầu có khối lƣợng mô

khô cỡ 0,205 g; tƣơng ứng khối lƣợng mô tƣơi cỡ 1,122 g và khối lƣợng toàn

bộ cá thể (phần mô và vỏ hai mảnh) cỡ 7,053 g. Trong điều kiện tự nhiên là

vào thời điểm đầu tháng 3, thời điểm bắt đầu giai đoạn nghêu sinh trƣởng và

phát triển mạnh nhất.

Mô hình tích lũy sử dụng xác định nồng độ tích lũy đƣợc trong mô sau

một thời gian nhất định và trong điều kiện môi trƣờng sống ổn định. Mô hình

bài tiết cho phép xác định hoặc dự đoán thời gian bài tiết cần thiết để nồng độ

kim loại nặng trong mô nhuyễn thể giảm đến mức cho phép. Điều này đặc

biệt có ý nghĩa dự đoán, cảnh báo trong vấn đề an toàn thực phẩm khi sử

dụng nghêu tại từng khu vực làm nguồn dinh dƣỡng.

Lấy ví dụ với tiêu chuẩn an toàn thực phẩm cho xuất khẩu nhuyễn thể

làm dinh dƣỡng vào thị trƣờng EU yêu cầu nồng độ Cd thấp hơn 1 mg/kg

khối lƣợng mô tƣơi; từ mối quan hệ giữa khối lƣợng mô tƣơi x và khối

lƣợng mô khô x1 xác lập trong mục (3.2) xác định đƣợc ngƣỡng nồng độ này

tƣơng ứng với 5,496 g/g khối lƣợng khô. Với nồng độ đầu Cd trong mô là

2,862 g/g khối lƣợng khô (Bảng 3.7) có nghĩa khi nghêu tích luỹ tăng thêm

một giá trị Cf = 2,364 g/g sẽ không đạt tiêu chuẩn an toàn thực phẩm. Giả

thiết nghêu sống trong môi trƣờng ô nhiễm Cd 10 g/l, áp dụng công thức

(1.26) tính đƣợc thời gian sinh trƣởng tối đa cho phép là 119 ngày tính từ

thời điểm đạt nồng độ đầu trong mô 2,862 g/g khối lƣợng mô khô. Trong

trƣờng hợp môi trƣờng ô nhiễm nặng hơn Cd 20 g/l, khoảng thời gian này

giảm xuống còn 65 ngày. Trong quá trình tính toán, các giá trị hằng số tốc

độ ku và ke đƣa vào công thức (1.26) đƣợc suy ra từ các công thức (3.11) và

(3.12).

KẾT LUẬN

Các kết quả nghiên cứu của đề tài bao gồm:

1. Xây dựng mô hình hệ số tích lũy BAF các kim loại nặng Cd, As, Cu

chỉ phụ thuộc vào khối lƣợng mô khô W(g) của nghêu Meretrix Lyrata sống

trong điều kiện môi trƣờng Việt Nam. Đây là kết quả nghiên cứu mới của đề

tài:

Đối với kim loại Cd:

Đối với kim loại As:

Đối với kim loại Cu:

Các mô hình áp dụng trong dải khối lƣợng mô khô: 0,160  0,806 g;

tƣơng ứng với dải khối lƣợng mô tƣơi: 0,886  4,313 g và dải khối lƣợng toàn

bộ cá thể (phần mô mềm và phần hai mảnh vỏ): 5,907  22,508 g.

2. Xây dựng mô hình thống kê bậc một biểu diễn nồng độ các ion kim

loại nặng As, Cd, Cu hòa tan trong nƣớc tích lũy trong nghêu Meretrix Lyrata

sống trong điều kiện phòng thí nghiệm, phụ thuộc vào các yếu tố khối lƣợng

mô ban đầu Z1 (0,2  0,5 g), thời gian sinh trƣởng Z2 (4  28 ngày) và nồng độ

ion kim loại hòa tan trong nƣớc Z3 (Cd: 4  20 g/l; As: 25  50 g/l; Cu: 20

 50 g/l ). Đây là kết quả nghiên cứu mới của đề tài:

Đối với kim loại Cd

Đối với kim loại As

Đối với kim loại Cu

3. Xây dựng mô hình vi phân bậc một biểu diễn biến đổi nồng độ các

ion kim loại nặng hòa tan As, Cd, Cu tích lũy trong mô nghêu Meretrix

Lyrata sống trong điều kiện phòng thí nghiệm theo thời gian với kết quả tìm

đƣợc dải các giá trị hằng số tốc độ trong miền điều kiện áp dụng mô hình

nồng độ ion kim loại hòa tan Cd: 4 20 g/l, As: 25 50 g/l; Cu: 20  50

g/l. Đây là kết quả nghiên cứu áp dụng của đề tài:

+ Dải hằng số tốc độ bài tiết: Cd: 0,67.10-3  0,87.10-3 1/ngày ; As:

0,81.10-3  1,67.10-3 1/ngày và Cu: 2,03.10-3  4,09.10-3 1/ngày.

+ Dải hằng số tốc độ tích lũy: Cd: 1,88.10-3  2,19.10-3 l/g/ngày ; đối

với As: 7,62.10-4  1,65.10-3 l/g/ngày và Cu: 6,42.10-3  8,69.10-3 l/g/ngày.

Khẳng định quan hệ giữa hằng số tốc độ hấp thu ku, hằng số tốc độ bài

tiết ke trong mô hình vi phân phụ thuộc bậc nhất vào dải nồng độ ion kim loại

hòa tan nghiên cứu:

+ Đối với Cd trong khoảng 4  20 g/l:

ke = 0,0125.10-3.Cd + 6,2.10-4 ku = - 0,0194.10-3.Cd + 2,268.10-3

+ Đối với As trong khoảng 25  50 g/l:

ke = 0,0344.10-3.Cd - 0,05.10-3 ku = - 0,0355.10-3.Cd + 2,537.10-3

+ Đối với Cu trong khoảng 20  50 g/l:

ke = 0,0686.10-3.Cd + 0,66.10-3 ku = - 0,0756.10-3.Cd + 10,2.10-3

KIẾN NGHỊ

Có thể ứng dụng các mô hình thu đƣợc để khảo sát, dự đoán nồng độ

ion kim loại nặng hòa tan trong nƣớc (chỉ thị ô nhiễm) hoặc nồng độ ion kim loại

nặng hòa tan tích lũy vào mô nghêu Meretrix Lyrata trong điều kiện môi trƣờng

sống bị ô nhiễm và sau khoảng thời gian sinh trƣởng nhất định (cảnh báo an toàn

thực phẩm).

Các kết quả đề tài đạt đƣợc góp phần mở ra khả năng nghiên cứu cả về

chiều rộng và chiều sâu mà trƣớc mắt là nghiên cứu quy luật tích lũy dạng

chất hữu cơ chứa kim loại, tập trung vào các chất hữu cơ chứa Cd, Cu, As.

Nghiên cứu quy luật tích lũy trên từng phần cơ thể nghêu khác nhau là phần

mang, phần mô mềm không chứa mang. Xây dựng các mô hình nhƣ trong đề

tài luận án cũng bằng cách triển khai thực nghiệm tƣơng tự, sử dụng hệ thống

HPLC-ICP-MS làm công cụ đo. Đây là những nghiên cứu chuyên sâu do các

chất hữu cơ khác nhau chứa cùng một kim loại nặng sẽ có độc tính khác nhau,

có hoạt tính tích lũy khác nhau, vì vậy nghiên cứu trên dạng chất cụ thể cung

cấp nhiều thông tin hữu ích hơn so với nghiên cứu dƣới dạng tổng nồng độ

tích lũy. Tiếp theo có thể mở rộng nghiên cứu về cơ chế chuyển hóa trao đổi

chất khi tích lũy vào nhuyễn thể thông qua phƣơng pháp xây dựng mô hình.

DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH CỦA TÁC GIẢ

1. Bùi Đặng Thanh, Phạm Văn Thiêm (2008), “Tƣơng quan giữa nồng độ

As, Cd trong nghêu Meretrix Lyrata và trong nƣớc, trầm tích cửa biển”,

Tạp chí Hóa học, 46(5A), Tr. 11-13.

2. Bùi Đặng Thanh, Phạm Văn Thiêm (2008), “Một số mô hình tích lũy

sinh học kim loại vết Cd trong động vật nhuyễn thể Meretrix Lyrata”,

Tạp chí Hóa học, 46(5A), Tr. 18-23.

3. Bùi Đặng Thanh, Phạm Văn Thiêm (2009), “Mô hình vi phân mô tả

hàm lƣợng Cd hòa tan tích lũy trong mô động vật nhuyễn thể Meretrix

Lyrata”, Tạp chí Hóa học, 47(2A), Tr. 39-42.

4. Bùi Đặng Thanh (2007), “Khai thác khả năng phân tích trực tiếp mẫu

nền cao bằng CRC-ICP-MS”, Tạp chí Khoa học và Công nghệ, 45(1B),

Tr. 78-84.

5. Nguyễn Thị Nhƣ Ngọc, Bùi Đặng Thanh (2008), “Xác định As trong

nƣớc bằng kỹ thuật ICP-MS”, Tạp chí Hóa học, 46(5A), Tr. 14-17.

TÀI LIỆU THAM KHẢO

Tiếng việt

1. Lê Đức Ngọc (2001), Xử lý số liệu và kế hoạch hóa thực nghiệm, Nhà

xuất bản Đại học Quốc gia Hà Nội.

2. Nguyễn Minh Tuyển (2004), Quy hoạch thực nghiệm, Nhà xuất bản

Khoa học và Kỹ thuật, Hà Nội.

3. Sở Khoa học và Công nghệ tỉnh Quảng Nam (2006), Báo cáo tổng hợp

đề tài: Nghiên cứu xác định hàm lượng kim loại nặng được hấp thụ bởi

một số loài nhuyễn thể trên một số sông và vùng cửa sông tại Quảng

Nam, Quảng Nam.

4. Nguyễn Đình Hùng và nhóm nghiên cứu (2006), Nghiên cứu một số chỉ

tiêu môi trường, đặc điểm sinh học và nguồn lợi nghêu (Meretrix

Lytara) ở Đồng bằng Sông Cửu Long, Viện nghiên cứu Nuôi trồng

thuỷ sản II.

5. Phạm Kim Phƣơng, Nguyễn Thị Dung, Chu Phạm Ngọc Sơn (2007),

Nghiên cứu sự tích lũy kim loại nặng As, Cd, Pb và Hg từ môi trường

nuôi tự nhiên lên nhuyễn thể hai mảnh vỏ, Tạp chí Khoa học và Công

nghệ, 45, tr. 57-62.

6. Phạm Kim Phƣơng, Nguyễn Thị Dung, Chu Phạm Ngọc Sơn (2008),

Nghiên cứu ảnh hưởng nồng độ của kim loại nặng (Cd, Pb, As) lên sự

tích lũy và đào thải của nghêu (Meretrix lyrata), Tạp chí Khoa học

Công nghệ, 46 (2), tr. 89-95.

7. Phạm Kim Phƣơng, Nguyễn Thị Dung, Chu Phạm Ngọc Sơn (2008),

Nghiên cứu sự tích lũy và đào thải kim loại Cadimi (Cd) dạng vô cơ và

hữu cơ đối với nghêu trưởng thành trong môi trường nuôi nhân tạo,

Tạp chí Hóa học, 46 (6), tr. 666-670.

8. Bộ Tài Nguyên và Môi trƣờng (2004), Báo cáo tổng hợp Kết quả quan

trắc - Phân tích Môi trường vùng biển Đông - Đông Nam bộ.

9. Bộ Tài nguyên và Môi trƣờng (2005), Báo cáo tổng hợp Kết quả quan

trắc - Phân tích Môi trường vùng biển Đông - Đông Nam bộ.

10. Bộ Tài nguyên và Môi trƣờng (2006), Báo cáo tổng hợp Kết quả quan

trắc - Phân tích Môi trường vùng biển Đông - Đông Nam bộ.

11. Bộ Tài nguyên và Môi trƣờng (2007), Báo cáo tổng hợp Kết quả quan

trắc - Phân tích Môi trường vùng biển Đông - Đông Nam bộ.

12. Bộ Tài nguyên và Môi trƣờng (2008), Báo cáo tổng hợp Kết quả quan

trắc - Phân tích Môi trường vùng biển Đông - Đông Nam bộ.

13. Bộ Tài nguyên và Môi trƣờng (2008), Quy chuẩn kỹ thuật Quốc gia về

chất lượng nước biển ven bờ, QCVN 10:2008/BTNMT.

Tiếng Anh

14. Anuwat Nateewathana (1995), ”Taxonomic account of commercial and

edible molluscs excluding cephalopods of Thailand”. Phuket Marine

Biological Center Special Publication, 15, pp.93-116.

15. U.S. Environmental Protection Agency, Bioaccumulation Analysis

Workgroup (2000), Bioaccumulation Testing and Interpretation for the

Purpose Of Sediment Quality Assessment, Washington DC 20460.

16. Rubinstein, N.L., Lores E. , and Gregory N. (1983), “Accumulation of

PCBs, mercury, and cadmium by Nereis virens, Mercenaria mercenaria,

and Palaemontes pugio from contaminated sediments”, Aquat. Toxicol,

3, pp. 249-260.

17. Lee II (1992), “Models, muddles, and mud: predicting

bioaccumulation of sediment associated pollutants”, Sediment toxicity

assessment, pp. 267-293.

18. Spacie, A., McCarty L.S. and Rand G.M. (1995), “Bioaccumulation and

bioavailability in multiphase systems”, In Fundamentals of aquatic

toxicology: Effects, environmental fate, and risk assessment, pp. 493-521.

19. Gobas, F.A.P.C., and Z’Graggen M. (1994), Modeling and monitoring

of the temporal response of the Lake Ontario ecosystem to historical

inputs of PCBs, Denver, CO.

20. Thomann, R.V., Connolly J.P. and Parkerton T.F. (1992), “An

equilibrum model of organic chemical accumulation in aquatic food webs

with sediment interaction”, Environ. Toxicol. Chem, 11, pp. 615-629.

21. Gobas, F.A.P.C (1993), “A model for predicting the bioaccumulation

of hydrophobic organic chemicals in aquatic food webs: Application to

Lake Ontario”, Ecol. Model, 69, pp.1-17.

22. Boese, B.L., Lee II H. and Echls S. (1997), “Evaluation of first-order

model for the prediction of the bioaccumulation of PCBs and DDT

from sediment into the marine deposit-feeding clam Macoma nasuta”,

Environ. Toxicol. Chem, 16, pp. 1545-1553.

23. Spacie, A., and Hamelink J.L. (1982), “Alternate models for describing

the bioconcentration of organics in fish”, Environ. Toxicol. Chem, 1,

pp. 309-320.

24. Davies, R.P., and DobbsA.J. (1984), “The prediction of

bioaccumulation in fish”, Wat. Res. 18, pp. 1253-1262.

25. Boese, B.L, and Lee II (1992), Synthesis of methods to predict

bioaccumulation of sediment pollutants, ERL-N No. N232. U.S.

Environmental Protection Agency, Environmental Research Laboratory,

Narragansett, RI.

26. Hawker, D.W., and Connell D.W. (1988), “Influence of partition

coefficient of lipophilic compounds on bioconcentration kinetics with

fish”, Water Res. 22, pp. 701-707.

27. Gobas, F.A.P.C., Clark K.E., Shu W.Y., and Mackay D. (1989),

“Bioconcentration of polybrominated benzenes and biphenyls and

related superhydrophobic chemicals in fish: Role of bioavailability and

elimination in the feces”, Environ. Toxicol. Chem. 8, pp. 231-245.

28. Niimi, A.J., and Cho C.Y. (1981), “Elimination of hexachlorobenzene

(HCB) by rainbow trout (Salmogairdneri) and an examination of its

kinetics in Lake Ontario salmonids”, Can. J. Fish Aquat. Sci. 38, pp.

1350-1356.

29. Sijm, D.T.H.M., Seinen W., and Opperhuizen A. (1992), “Life-cycle

biomagnification study in fish”, Environ. Sci. Technol. 26, pp. 2162-2147.

30. Dennis A. Apeti, Elijah Johnson and Larry Robinson (2005), “A

Model for Bioaccumulation of Metals in Crassostrea virginica from

Apalachicola Bay, Florida”, American Journal of Environmental

Sciences, 1(3), pp. 239-248.

31. Nennis A. Apeti, Larry Robinson and Elijah Johnson (2005),

“Relationships between Heavy Metal Concentrations in the American

Oyster (Crassostrea virginica) and Metal Levels in the Water Column

and Sediment in Apalachicola Bay”, American Journal of

Environmental Sciences, 3(1), pp. 179-186.

32. Kramer, J.M., (1994), Bomonitoring of Coastal Waters and Estuaries,

CRC Press, Inc. Boca Raton, Florida.

33. Kennedy, V.S. and Newell R.I.E. (1996), The eastern oyster

Crassostrea virginica, Maryland Sea Grant College, University of

Maryland system, College park MD.

34. Baber, M.C., Suarez L.A. and Lassiter R.R. (1991), “Modeling

bioaccumulation of organic pollutants in fish with an application to

PCBs in Lake Ontario Salmonids. Canadian J.”, Fish and Aqua. Sci., 48,

pp. 318-337.

35. Newell R.I.E. and Langdon C.J. (1996), Mechanisms and Physiology

of Larval and Adult Feeding. In: Kennedy V.S. and Eble A.F. The

eastern oyster Crassostrea virginica, Maryland Sea Grant College,

University of Maryland system, College park MD.

36. Jorgensen C.B., (1983), “Fluid mechanical aspect of suspension

feeding”, Marine Ecol. Progress Ser., 11, pp. 89-103.

37. Jorgensen C.B., (1996), “Bivalve filter feeding revisited”, Marine Ecol.

Progress Ser., 142, pp. 287-302.

38. Oliver B.G. and Niimi A. (1985), “Bioconcentration factors of some

halogenated orgnics for Rainbow trout: Limitations in their use for

prediction of environmental residues”, Environ. Sci. Technol., 19, pp.

842-849.

39. Batterman, A.R., Cook P.M., Lodge K.B. and Lothenbach D.B. (1989)

“Methodology used for a laboratory determination of relative

contribution of water, sediment and food routes of uptake for 2,3,7,8-

TCDD bioaccumulation by lake trout in Lake Ontario”, Chemosphere,

19, pp. 451-458.

40. Liao, C-M, Cheng B-C., Lin M-C. and Chen J-W., (2000), “An

optimal trace zinc biomonitor (Haliotis diversicolor supertexta) control

system design in aquaculture ecosystems”, Appl. Math. Model., 24, pp.

27-43.

41. Stellio Casas, Cedric Bacher (2006), “Modelling trace metal (Hg and

Pb) bioaccumulation in the Mediterranean mussel, Mytilus

galloprovincialis, applied to environmental monitoring”, Journal of Sea

Research., 56, pp. 168-181.

42. Brown, G.M., (1960), “Heat or mass transfer in fluid in laminar flow in

a c circular or flat conduit”, A.I.Ch.E.J., 6, pp. 179-183.

43. Colton, C.K., Smith K.A. and Merril E. (1971), “Laminar mass

transfer in a flat duct with permeable walls”, A.I.Ch.E.J., 17, pp. 113-

780.

44. Walter, G., (1974), “Mass transfer in laminar flow between parallel

permeable plates”, A.I.Ch.E.J., 20, pp. 881-889.

45. Thomann, R. V., Mahony, J. D., Mueller, R. (1995), “A Steady-State

model of biota sediment accumulation factor for metals in two marine

bivalves”. Environ. Toxicol. Chem., 14, pp. 1989-1998.

46. Roditi, H. A., Fisher, N. S., (1994), “Rates and routes of trace element

uptake in zebra mussels”, Limmol. Oceanogr., 44, pp. 1730-1749.

47. Roditi, H. A., Fisher, N., Sanude-Wilhelmy, S. A., (2000), “Uptake of

dissolved organic carbon and trace elementsby zebra mussels”, Nature.,

407, pp. 78-80.

48. Ke, C. and Wang W-X. (2001), “Bioaccumulation of Cd, Se and Zn in

an estuarine oyster (Crassostrea rivularis) and a coastal oyster

(Sccostrea glomerata)”, Aquat. Toxicol., 56, pp. 33-51.

49. Wang, W-X. and Fisher N.S. (1997), “Modeling the influence of body

size on trace element accumulation in the mussel Mytilus edulis”,

Marine Ecol. Progress Ser., 161, pp. 103-115.

50. Angela Serafim and Maria Joao Bebianno (2007), “Kinetic model of

cadmium accumulation and elimination metallothionein response in

ruditapes decussates”, Environmental Toxicology and Chemistry, 26(5),

pp. 960-969.

51. Patel B., Chandy J.P. and Patel S. (1988), “Do selenium and

glutathione inhibit the toxic effects of mercury in marine

lamellibranchs”. Science of The Total Environment, 67(2-3), pp.147-

166.

52. Patel B. and Anthony K. (1991), “Uptake of cadmium in tropical

marine lamellibranchs, and effects on phisiological behavior”. Marine

Biology (BERLINE), 108(3), pp.457-470.

53. Sadiq M., Alam I.A. (1992), “Bioaccumulation of mercury by clams

(Meretrix meretrix) collected from the Saudi Coast of the Arabian Gulf”.

Chemical Speciation and Bioavailability, 4(1), pp.1-17.

54. Wahi Abdul Rashid., Vun Leong Wan., Mohd Harun Abdullah (2009),

“Accumulation and Depuration of Heavy Metals in the Hard Clam

(Meretrix meretrix) under laboratory conditions”. Tropical Life Sciences

Research, 20(1), pp.17-24.

55. D Nugegoda., PK Phuong., D Nguyen, PNS Chu (2009),

“Bioaccumulation and depuration of complexed and uncomplexed trace

metals by the Asian clam meretrix lyrata from Vietnam”. SETAC Europe 19th Annual Meeting.

56. Patin S.A. (1984), “Tilapia as a bio-assay organism in toxicological

studies Biogeochemical and toxicological studies of water pollution”.

Moskva (USSAR): Vniro, pp.39-46.

57. Rashed M.N (2001a), “Cadminum and lead levels in fish (Tilapia

nilotica) tissues as biological indicator for lake water pollution”.

Environ.Monito.Assess. 68, pp.75-89.

58. Rashed M.N (2001b), “Monitoring of environmental heavy metals in

fish from Nasser Lake Environ”. Intern. pp.27-33.

59. Awdallah R.M., Mohamed A.E., Gaber S.A (1985), “Determination of

trace elements in fish by instrumental neutron activation analysis”.

J.Radioanal. Nucl.Chem. Lett. 95(3), pp.145-154.

60. Adham,K.G.; Hasan,I.F., Taha,N. and Amin,Th (1999), “Impact of

hazardous exposure to metals in the Nile and Delta Lakes on the Catfish

Clarias Lazera”. Environ. Monit. Asses. 54(1), pp.107-124.

61. Mohamed, A.E.; Awadallah, R.M. and Gaber, S.A (1990), “Chemical and

ecological studies on Tilapia nilotica”, J.Water SA., 16(2), pp.131-134.

62. Khallaf, M.F., Neverty, F.G. and Tonkhy, T.R (1994), “Heavy metal

concentration in fish and water of the Rever Nile and fish farms In”,

National conference on the River Nile, Assint Univ., Egypt.

63. Takatsu,A. and Uchiumi, A (1998), “Abnormal arsenic accumulation

by fich living in a naturally acidified lake”. Analyst.123, pp.73-75.

64. Olivero,J.; Navas,V.; Derez,A.; Solano,B.; Arguello,E. and Sala,R

(1997), “Mercury levels in mussle of some fish species from the Dique

Channel”, Colombia. Bull.Environ. Contam. Toxical.58, pp.865-870.

65. Malm,O.; Brancles,F.J.; Kag,A.; Castro,M.B.; Pfeiffer,W.C.;

Harada,M.; Bastos,W.R.; Kato,H. (1995), “Mercury and methyl

mercury in fish snd humn hair from the Tapajos River basin, Brazil”.

Sci.Total Environm. 75, pp.141-150.

66. Kalfakakon, V. and Akrida-Demertzi, K. (2000), “Transfer factors of

heavy metals in aquatic organisms of different trophic level”.

67. Magliette, R.J.; Doherty,F.G.; Mackinney,D.; Venkataramani,L.

(1995) “Need for environmental quality guidelines based on ambient

freshwater quality criteria in natural waters-case study “Zinc”.

Bull.Environ. Environ. Contam.Toxicol. 54, pp.532-626.

68. O’Conner, T.P. (1996), “Trends in chemical concentrations in mussels

and oysters collected along the US coast from 1986 to 1993”. Mar

Environ Res., 41, pp.183-200.

69. Uysal, H. and Parlak, H. (1992), “The concentrations of some heavy

metals in Sphaeroma serratum (Leach) collected from Izmir Bay”.

Journal of Faculty of Science of Ege University, 14, pp.1-5.

70. Egemen. O., Mordogan, H., Sunlu, U. and Onen, M. (1994), “Ege ve

Marmara bolgesinde dagilim gostren Ostrea edulis 1., 1758’ de bazi agir

metal (Pb, Cd, Cu, Zn) duzeylerinin karsilastirilmali olarak

arastirilmasi”. E.U., Su Urunleri Dergisi, 11, pp.33-36.

71. Blackmore, G. (2001), “Interspecific variation in heavy metal body

concentrations in Hong Kong marine invertebrates”. Environ. Pollut.,

114, pp.303-311.

72. Cohen, T., Que Hee, S.S. and Ambrose, R.F. (2001), “Trace elements

in fish and invertebrates of three California coastal wetlands”. Marine

Pollut. Bull., 42, pp.224-232.

73. Hung, T.C., Meng, P.J., Han, B.C., Chuang, A. and Huang, C.C.

(2001), “Trace metals in different species of mollusca, water and

sediments from Taiwan coastal area”. Chemosphere, 44, pp.833-841.

74. Sunlu, U. (2002), “Comparison of heavy metals in native and cultured

mussel Mytilus galloprovincialis (L., 1758) from the Bay of Izmir

(Aegean Sea/Turkey)”. Mediterranean Mussel Watch CIESM

Workshop 18-21 April, Marseilles, France, pp.69-72.

75. Szefer,P.; Ikuta,K.; Kushiyama,S.; Frelek,K. and Geldon, J. (1997),

“Distribustion of trace metals in the Pacific oyster, Crassostrea gigas,

and Crabs from the East Cost of Kyusha Island, Japan”.

Bul.Environ.Contam.Toxicol., 58, pp.108-114.

76. Peerzada,N.; Pakkiyaretnan,T.; Skliros,S.; Guinea,M.; Ryan,P. (1992),

“Distribution of heavy metals in Elcho Island, Northern Territory,

Australia”. Sci.Total.Environm. 119, pp.19-27.

77. Aysun Turkmen, Mustafa Tukmen, Yalcm Tepe (2005),

“Biomonitoring of Heavy Metals from Iskenderun Bay Using Two

Bivalve Species Chama pacifica Broderip, 1834 and Ostrea stentina

Payraudeau, 1826”. Turkish Journal of Fisheries and Aquatic Sciences

5: 107-111. 2005.

78. Steve Wilbur and Emmet Soffey (2004), “Real World Analysis of

Trace Metals in Drinking Water Using the Agilent 7500ce ICP-MS

with Enhanced ORS Technology”, Part 2 of a 3 part series on

Environmental Analysis, Agilent Technologies, USA.

79. Steve Wilbur and Emmet Soffey (2004), “Analysis of High Matrix

Environmental Samples with the Agilent 7500ce ICP-MS with

Enhanced ORS Technology”, Part 3 of a 3 part series on

Environmental Analysis, Agilent Technologies, USA.

80. Steve Wilbur and Emmet Soffey (2004), “Performance Characteristics

of the Agilent 7500ce - The ORS Advantage for High Matrix Analysis”,

Part 1 of a 3 part series on Environmental Analysis, Agilent

Technologies, USA.

81. O.I.Analytical, “Microwave-Assisted Acid Digestion of Sediments by

USEPA Method 3051”, Application Note 07211197.

82. O.I.Analytical, “Digestion of Animal Tissue Samples Using the

Analytical Microwave Digestion System and Moderate Pressure

Vessels”, Application Note 17180701.