Giáo trình Độc học môi trường

ều sinh vật bậc thấp. Đặc biệt vi khuẩn, động vật nguyên sinh (đơn bào) và nấm thể hiện khả năng sinh chuyển hoá chất độc trong môi trường. Mặc dù nhiều động vật có xương sống có thể trao đổi chất các chất độc nhanh hơn so với các dạng thấp này của sự 277 sống, khả năng tổng cộng của tất cả các dộng vật có xương sống đối với sự sinh chuyển hoá các chất độc là không có ý nghĩa gì đối với toàn bộ số phận chất độc trong môi trường. Giống như các chất xúc tác vô cơ, các vi sinh vật đơn giản sử dụng các enzim để hạ thấp năng lượng hoạt hoá của phản ứng và làm tăng tốc độ của sự chuyển hoá. Mỗi phản ứng chuyển hoá thành công phân huỷ hoá chất đi xa hơn, ngay cả vô cơ hoá nó thành các hợp chất vô cơ (CO2, H2O, các muối) và tiếp tục các chu trình cacbon và hiđro trên trái đất. Sinh chuyển hoá các chất độc bởi vi sinh vật vô cùng phong phú. Ví dụ các vi khuẩn, tuỳ điều kiện môi trường sống mà tồn tại các chủng vị khuẩn hiếu khí hoặc yếm khí. Mỗi chúng vi khuẩn chuyển hoá chất độc theo một con đường khác nhau. Chẳng hạn:. Đối với PCB có số nguyên tử clo nhỏ hơn hoặc bằng 6 trong điều kiện hiếu khí các vi khuẩn phân huỷ hiếu khí chúng qua hai giai đoạn: PCB chuyển hoá sinh học thành các hợp chất axit benzoic có chứa các nhóm thế clo và sau đó, là quá trình khoáng hoá clobenzoat thành cacbon đioxit và clo vô cơ; mỗi giai đoạn của quá trình này cần sự có mặt của các nhóm vi khuẩn khác nhau. + axit hiđroxi clo hoá catechol axit clobenzoic axit clobenzoic Trong điều kiện yếm khí, PCB phân huỷ sinh học chậm tạo thành các hợp chất PCB ít độc hơn có 1  2 nguyên tử clo phân tử theo phản ứng đeclo hoá. Trong quá trình này, các vi khuẩn kị khí thúc đẩy phản ứng phân huỷ PCB xảy ra qua hai giai đoạn: trong giai đoạn đầu electron tấn công vào liên kết C – Cl của PCB, sau đó clo bị tách loại và thay thế bằng hiđro. Ar – Cl + e– + R – H vi sinh vật Ar – H + Cl– + R (H2O) (HO  ) (H2) (H  ) x y Cl Cl Cl y OH OH Cl Cl y COOH O COOH xCl x x Cl COOH Cl Cl COOHHO OH CO2 OH Cl OH COOH Cl COOH CO2 H2O CO2+ 278 Đối với DDT trong đất và trầm tích: sự phân huỷ yếm khí thường chuyển hoá DDT thành DDD, còn sự phân huỷ hiếu khí chuyển hoá DDT thành DDE. Sự oxi hoá - khử kim loại trong nước cũng là một ví dụ: Fe2+ trong nước mặt bị oxi hoá trong điều kiện hiếu khí thành sắt Fe3+ kết tủa hiđroxit, trong khi đó Fe3+ không tan có mặt trong trầm tích ở đáy hồ trong điều kiện yếm khí lại bị khử thành Fe2+ tan vào nước hồ. Fe 3+ + e –  Fe2+ Thường sự sinh trưởng của vi sinh vật được kích thích vì chúng thu năng lượng từ phản ứng sinh chuyển hoá. Khi quần thể các vi sinh vật mở rộng, tốc độ sinh chuyển hoá toàn phần tăng, ngay cả khi tốc độ của mỗi vi sinh vật cá thể không thay đổi hoặc ngay cả giảm. Điều này gây khó khăn cho sự mô hình hoá và dự đoán các tốc độ sinh chuyển hoá trong tự nhiên. Khi nồng độ chất độc (và thế năng) là nhỏ so với các cơ chất khác hoặc khi các vi sinh vật không thể thu có hiệu quả năng lượng từ sự sinh chuyển hoá, sự sinh trưởng không được kích thích nhưng sự sinh chuyển hoá vẫn vượt một cách đáng kể qua sự đồng trao đồng chất. Sự sinh chuyển hoá có thể được mô hình hoá bằng sử dụng động học enzim đơn giản Michaelis – Menten, động học sinh trưởng vi sinh vật Monod, hoặc các mô hình số phức tạp hơn kết hợp với các thông số môi trường khác nhau, và ngay cả sự hình thành lớp đệm lót và chất nhớt nhựa cây, chúng đều ảnh hưởng đến sự khuếch tán của hoá chất và sự dinh dưỡng đối với quần thể vi sinh vật. Sự có thể tồn tại được của các quần thể vi sinh vật và các tốc độ sinh chuyển hoá phụ thuộc vào rất nhiều yếu tố như sự kích thích di truyền, độ ẩm, các chất dinh dưỡng, oxi, pH và nhiệt độ. Sự sinh chuyển hoá thường tăng với nhiệt độ trong một khoảng tối ưu nào đó. Sự có sẵn oxi và thức ăn khác nhau (C, N, P, Fe, Si) thường làm hạn chế sự sinh trưởng vi sinh vật, mà sự dinh dưỡng giới hạn thường thay đổi với không gian (ví dụ, sông suối) và thời gian (mùa). Sự phơi nhiễm lâu dài của các quần thể vi sinh vật đối với các chất độc nào đó là cần thiết cho sự thích nghi của các hệ enzim có khả năng phân huỷ các chất độc này. Chẳng hạn, người ta thấy các quần thể vi sinh tự nhiên ở vùng ô nhiễm lâu dài bởi sự rỉ ra của dầu tự nhiên và các hiđrocacbon từ rừng thông phát triển các hệ enzim oxi hoá được các hiđrocacbon dầu mỏ và đã được áp dụng xử lí dầu tràn. Ar Cl Ar Cl Ar R-H Ar H + R e Cl 279 Trong các hệ đất liền với hàm lượng oxi và dinh dưỡng cao, độ ẩm thấp và cacbon hữu cơ cao có thể khống chế sự sinh chuyển hoá bởi sự sinh trưởng của vi sinh hạn chế và lượng các chất độc cao đối với các vi sinh vật. 7.1.6. Mô hình số phận môi trường của chất độc Sự bàn luận ở trên cung cấp sự mở đầu định tính ngắn gọn về sự vận chuyển và số phận của các hoá chất trong môi trường. Mục đích của các nhà nghiên cứu môi trường là làm sao chuyển bức tranh định tính này thành mô hình khái niệm và cuối cùng thành sự miêu tả định lượng để có thể sử dụng để dự đoán hoặc tái cấu trúc số phận của hoá chất trong môi trường (hình 7.1). Sự miêu tả định lượng thường lấy dạng của mô hình cân bằng khối. Ý tưởng là ngăn hoá (phạm vi hoá) môi trường thành các đơn vị xác định (các thể tích kiểm soát) và mô tả bằng biểu thức toán học cho cân bằng khối bên trong phạm vi (ngăn). Cấu trúc của mô hình cân bằng khối dựa theo đường nét chung của chương này. Thứ nhất, xác định các phạm vi không gian và thời gian được xem xét và thiết lập các phạm vi môi trường hoặc các thể tích kiểm soát. Thứ hai, các nguồn phát thải được nhận diện và được định lượng. Thứ ba, các biểu thức toán học cho các quá trình vận chuyển lưu chuyển và khuếch tán được miêu tả. Cuối cùng là các quá trình chuyển hoá hoá học được định lượng. Quá trình xây dựng mô hình này được mô tả ở hình 7.4. Sự lắng đọng Sự khuếch tán vào khí quyển, Ikk khí quyển, Okk Đầu vào lưu chuyển từ sông, Is Sự lưu chuyển pha đơn, Oht Sự lưu chuyển giữa các pha, Oh Các nguồn phát thải, Ipt Phản ứng bất thuận nghịch , Obtn Hình 7.4. Mô hình cân bằng khối hoá học đơn giản ttTrÇm tÝch, O Ph¹m vi m«i tr-êng ThÓ tÝch kiÓm so¸t, V Nång ®é, C Biến đổi tồn dư = đầu vào (I) – đầu ra (O) V dC/dt = (Ikk + Is + Ipt) – (Okk + Ott + Oht + Oh + Obtn) ở trạng thái không thay đổi, dC/dt = 0 và (Ikk + Is + Ipt) = (Okk + Ott + Oht + Oh + Obtn) 280 Trong ví dụ này chúng ta đơn giản coi ngang bằng sự biến đổi trong tồn dư (tổng khối lượng trong hệ) với hiệu số giữa hoá chất đầu vào và đầu ra. Đầu vào bao gồm vô số các nguồn điểm và không điểm hoặc đơn giản xác định tổng hoá chất đi vào hệ. Đầu ra bao gồm tất cả các cơ chế mất: sự vận chuyển hoá chất ra khỏi phạm vi và các phản ứng chuyển hoá bất thuận nghịch. Nếu trạng thái không thay đổi được giả thiết (nghĩa là nồng độ của hoá chất không thay đổi trong suốt phạm vi thời gian của mô hình), thì sự biến đổi tồn dư là không và chúng ta còn lại phương trình cân bằng khối để giải. Các điều kiện trạng thái thay đổi cần đòi hỏi lời giải bằng số đối với các phương trình vi phân. 7.2. Sự đánh giá rủi ro môi trường 7.2.1. Mở đầu Đánh giá rủi ro là quá trình ấn định tầm cỡ và khả năng của các ảnh hưởng có hại liên quan với biến cố. Sự xây dựng phương pháp luận đánh giá rủi ro tập trung vào các biến cố tai nạn (ví dụ tai nạn rơi máy bay) hoặc các ảnh hưởng gây hại của môi trường đối với con người (phơi nhiễm hoá chất) và như vậy hầu hết sự đánh giá rủi ro được đặc trưng bởi những biến cố hoặc ảnh hưởng gây hại cụ thể dẫn đến một sự kết thúc nhất định rõ ràng (ví dụ, tỉ lệ chết của người hoặc bệnh ung thư). Quan hệ điểm cuối đơn – ảnh hưởng đơn này cho phép sử dụng các mô hình cơ học và thống kê tương đối đơn giản để đánh giá rủi ro và được sử dụng rộng rãi trong đánh giá rủi ro sức khoẻ con người. Tuy nhiên, mô hình dơn giản này không thích hợp cho các hệ sinh thái vì sự phức tạp cố hữu của hệ sinh thái (các loài khác nhau, quần thể và cộng đồng) và sự phơi nhiễm xảy ra với vô số nguồn gây hại (vật lí, hoá học, sinh học) ảnh hưởng cả trực tiếp đến tính đa dạng của các thành phần, các quá trình và các điểm cuối sinh thái. Như vậy mặc dù gốc rễ của đánh giá rủi do sinh thái có thể tìm thấy ở đánh giá rủi ro sức khoẻ con người (được đề cập ít nhất ở phần sau), phương pháp luận đánh giá rủi ro sinh thái chưa được phát triển tốt và các rủi ro được đánh giá còn chưa được đáng tin cậy cao. Cơ quan bảo vệ môi trường Mỹ (EPA) đã đưa ra các hướng dẫn để lập kế hoạch và tiến hành đánh giá rủi ro sinh thái. Vì tính phức tạp và tính chưa đáng tin cậy liên quan đến sự đánh gia rủi ro sinh thái, các hướng dẫn của EPA chỉ cung cấp khung chung cho sự tổ chức, phân tích các dữ kiện, thông tin, các giả định và chưa đáng tin cậy để đánh giá sự có khả năng của các ảnh hưởng sinh thái có hại (hình 7.5). Sự đánh giá rủi ro sinh thái có thể định nghĩa là quá trình đánh giá sự có khả năng mà các ảnh hưởng sinh thái có hại có thể xảy ra hoặc đang xảy ra như là kết quả phơi nhiễm đối với một hoặc nhiều hơn các chất độc. Việc đánh giá sự có khả năng có thể mở rộng từ những phán đoán định tính đến các khả năng định lượng, mặc dù sự đánh giá rủi ro định lượng vẫn còn ít trong sự đánh giá rủi ro sinh thái. 281 Hình 7.5. Khung chung cho sự đánh giá rủi ro sinh thái Ba giai đoạn đầu của quá trình đánh giá rủi ro sinh thái: (1) trình bày (đề xuất) vấn đề, (2) phân tích và (3) đặc trưng rủi ro. Trình bày vấn đề gồm sự xem xét các con đường tiềm năng và các loài có thể chịu ảnh hưởng bởi chất độc. Một phần của giai đoạn trình bày vấn đề là xây dựng mô hình tổng quan miêu tả các con đường phơi nhiễm, khu hệ sinh vật quan tâm và các điểm cuối ảnh hưởng dự kiến. Giai đoạn phân tích bao gồm đánh giá sự phơi nhiễm đối với chất độc và mối quan hệ giữa các đặc tính của chất độc và các ảnh hưởng sinh thái. Giai đoạn đặc trưng rủi ro bao gồm đánh giá rủi ro thông qua sự hợp nhất của phơi nhiễm và các định hình chất độc – đáp ứng, miêu tả rủi ro bằng thiết lập các đường biểu diễn của bằng chứng, và xác định các ảnh hưởng sinh thái và thông tin sự miêu tả này cho nhà quản lí rủi ro. Trong khi bàn luận giữa các nhà đánh giá rủi ro và quản lí rủi ro cả ở giai đoạn đầu (lập kế hoạch) và hoàn thành (thông tin kết quả) thường một sự khác biệt rõ được vẽ ra giữa sự đánh giá rủi ro và sự quản lí rủi ro. Sự đánh giá rủi ro tập trung vào sự đánh giá khoa học sự có khả năng của các ảnh hưởng có hại, và sự quản lí rủi ro bao gồm Sù ®¸nh gi¸ rñi ro sinh th¸i Tr×nh bµy vÊn ®ÒBµn luËn gi÷a nhµ ®¸nh gi¸ rñi ro vµ nhµ qu¶n lÝ rñi ro (lËp kÕ ho¹ch) §Æc tr-ng ph¬i nhiÔm §Æc tr-ng c¸c ¶nh h-ëng sinh th¸i P h ©n t Ýc h §Æc tr-ng rñi ro T h u n h Ën d ÷ liÖu ; k iÓm tra v µ q u an s¸ t Bàn luận giữa nhà đánh giá rủi ro và nhà quản lí rủi ro (kết quả) Sự quản lí rủi ro 282 sự lựa chọn tiến trình tác động trong sự đáp ứng đối với sự rủi ro đã được nhận biết, dựa vào nhiều yếu tố (xã hội, luật pháp hoặc kinh tế) để bổ sung vào kết quả đánh giá rủi ro. Sự quan sát và thu thập dữ liệu thường là cần thiết cho bất kì giai đoạn nào trong suốt quá trình đánh giá rủi ro và quá trình toàn bộ thường là gập ghềnh hơn là tuyến tính. 7.2.2.Trình bày vấn đề Trình bày vấn đề là quá trình để phát sinh và đánh giá các giả thiết bước đầu về câu hỏi vì sao các ảnh hưởng sinh thái xảy ra hoặc có thể xảy ra, vì các hoạt động của con người. Trong quá trình trình bày vấn đề, các mục đích quản lí được đánh giá để giúp thiết lập các mục tiêu cho sự đánh giá rủi ro, vấn đề sinh thái được xác định, và kế hoạch cho sự phân tích các dữ liệu và đặc trưng rủi ro được hình thành. Mục tiêu của quá trình này là để hình thành (1) các điểm cuối đánh giá đủ dể phản ảnh các mục đích quản lí và hệ sinh thái mà chúng có mặt, (2) các mô hình tổng quan miêu tả các quan hệ quan trọng giữa tác động và điểm cuối đánh giá. Các điểm cuối đánh giá và các mô hình tổng quan sau đó được hợp nhất vào sự hình thành kế hoạch hoặc đề xuất cho phân tích rủi ro. Lựa chọn các điểm cuối đánh giá Các điểm cuối đánh giá bao gồm thực thể sinh thái và thuộc tính thực thể, chúng liên quan tới sự đánh giá rủi ro và quản lí rủi ro, ví dụ các điểm cuối đánh giá đối với môi trường mước là động vật hoang dã phụ thuộc nước, động vật đáy không xương sống, cộng đồng cá có vây, thực vật nước, tiêu chuẩn chất lượng nước/trầm tích, Cơ sở khoa học cho sự đánh giá rủi ro tăng cường khi mà các điểm cuối đánh giá là cả thích nghi sinh thái và nhạy cảm với tác nhân tác động quan tâm. Các điểm cuối đánh giá thích nghi sinh thái phản ánh các thuộc tính quan trọng của hệ sinh thái và có thể liên quan chức năng với các thành phần khác của hệ sinh thái; chúng giúp duy trì cấu trúc, chức năng và đa dạng sinh học của sinh thái. Ví dụ, các điểm cuối đánh giá thích nghi sinh thái có thể đóng góp vào cơ sở thực phẩm (nghĩa là sản phẩm ban đầu), làm tăng sinh nguồn dự trữ (chu trình dinh dưỡng) hoặc phản ứng cấu trúc cộng đồng, hệ sinh thái hoặc phong cảnh (nghĩa là đa dạng loài). Sự thích nghi sinh thái trở nên có ích khi nó có khả năng để nhận biết dòng thác tiềm năng của các ảnh hưởng có hại có thể sinh ra từ ảnh hưởng khởi đầu, như thay đổi chức năng hệ sinh thái. Sự lựa chọn điểm cuối đánh giá có thể chọn một hoặc nhiều loài và quá trình hệ sinh thái điển hình cho cộng đồng chức năng rộng. Các điểm cuối đánh giá nhạy cảm với tác nhân tác động là: tài nguyên sinh thái hoặc các thực thể nếu chúng nhạy cảm với tác nhân tác động cảm ứng - người. Độ nhạy cảm biểu thị thực thể sinh thái dễ đáp ứng như thế nào đối với một tác nhân tác động riêng. 283 Sự đo lường độ nhạy cảm có thể bao gồm tỉ lệ chết hoặc sự giảm sinh trưởng hoặc sự sinh sản, gây ra bởi sự nhiễm chất độc; những sự dị thường tập tính như chốn tránh nơi làm tổ hoặc địa bàn nguồn thức ăn do phải tiếp cận với tác nhân tác động như tiếng ồn, hoặc thay đổi cư trú. Độ nhạy cảm liên quan trực tiếp với kiểu tác động của tác nhân tác động. Ví dụ, độ nhạy cảm hoá học bị ảnh hưởng bởi sinh lí, di truyền và trao đổi chất riêng. Độ nhạy cảm cũng bị ảnh hưởng bởi lịch sử đời sống cá thể và cộng đồng, ví dụ, các loài cá có vòng đời dài và tốc độ sinh sản thấp sẽ dễ bị tổn thương hơn đối với sự tuyệt chủng từ sự tăng tỉ lệ chết so với loài có vòng đời ngắn và tốc độ sinh sản cao. Các động vật non nhạy cảm đối với tác nhân tác động hơn động vật trưởng thành, v.v Sự phơi nhiễm là một yếu tố quyết định chìa khoá khác trong tính nhạy cảm. Các đặc tính và các điều kiện phơi nhiễm ảnh hưởng đến các đáp ứng thực thể sinh thái đối với tác nhân tác động, và như vậy sẽ quyết định thực thể sinh thái nào là nhạy cảm. Vì vậy người ta phải xem xét thông tin về sự tiếp cận của thực thể sinh thái đối với tác nhân tác động theo thời gian (nghĩa là tần xuất và độ dài liên quan với các giai đoạn sống nhạy cảm) và cường độ phơi nhiễm. Người ta thấy ngay cả ở sự phơi nhiễm tác nhân tác động rất thấp, các ảnh hưởng có hại vẫn xuất hiện nếu thực thể sinh thái bị hạn chế trong giai đoạn sống quyết địng. Ví dụ, nếu cá không có khả năng tìm được nơi làm tổ thích hợp trong thời kì sinh sản của chúng, sự rủi ro có ý nghĩa ngay cả khi chất lượng nước cao và nguồn thức ăn dồi dào. Sự phơi nhiễm có thể xảy ra tại một thời điểm này nhưng các ảnh hưởng có thể không xuất hiện cho đến một thời điểm khác. Cả các đặc tính lịch sử sống và hoàn cảnh phơi nhiễm ảnh hưởng đến tính nhạy cảm trong trường hợp này. Ví dụ, sự phơi nhiễm của quần thể đối với các hoá chất homon môi trường có thể ảnh hưởng đến tỉ lệ giới con cái hoặc các ảnh hưởng xuất hiện chậm ở đời con (ung thư vú, tử cung hoặc vô sinh) làm phức tạp hoá sự đánh giá tính nhạy cảm. Mô hình tổng quan cần phải phản ánh những yếu tố bổ sung này. Xác định các điểm cuối đánh giá Hai khía cạnh đòi hỏi để xác định các điểm cuối đánh giá. Thứ nhất là thực thể sinh thái được đánh giá như là loài, nhóm chức năng của loài, chức năng hoặc đặc điểm hệ sinh thái, hoặc môi trường tự nhiên được đánh giá riêng. Thứ hai là đặc điểm của thực thể quan tâm, điều này quan trọng đối với việc bảo vệ và tiềm năng rủi ro. Khả năng phán đoán của chuyên gia và sự hiểu biết về các đặc điểm và chức năng của hệ sinh thái là quan trọng để thể hiện những mục đích chung vào các điểm cuối đánh giá có thể sử dụng được. Điểm cuối đánh giá quá rộng không thể đo lường hết được. Điểm cuối đánh giá quá hẹp có thể không quan sát được hết các đặc tính quan trọng của hệ sinh thái. Các điểm cuối đánh giá xác định rõ ràng sẽ cung cấp cả phương pháp và biên giới cho sự đánh giá rủi ro. 284 Các điểm cuối đánh giá ảnh hưởng trực tiếp đến loại, các đặc điểm và sự giải thích các dữ liệu và thông tin được sử dụng cho phân tích, và qui mô và đặc trưng của sự đánh giá. Ví dụ, điểm cuối đánh giá như là “sự sinh sản của nhuyễn thể hai vỏ: xác định các đặc tính quần thể địa phương và đòi hỏi rất nhiều loại khác nhau của dữ liệu và đặc trưng hệ sinh thái so với điểm kết thúc đánh giá “cấu trúc và chức năng quần xã sinh vật ở nước”. Sự có mặt của đa tác nhân tác động cũng ảnh hưởng đến sự lựa chọn điểm cuối đánh giá. Khi này người ta có thể chọn một điểm cuối đánh giá mà điểm cuối đánh giá này nhạy cảm đối với nhiều tác nhân tác động đã được nhận biết, đáp ứng theo các đường khác nhau đối với tác nhân tác động khác nhau, người ta có thể xem xét các ảnh hưởng kết hợp của đa tác nhân tác động trong lúc giảm đi các ảnh hưởng. Sự hình thành các mô hình tổng quan Các mô hình tổng quan liên kết các hoạt động của con người với các tác nhân tác động và đánh giá các mối quan hệ giữa các con đường phơi nhiễm, các ảnh hưởng sinh thái, và các vật nhận sinh thái. Các mô hình tổng quan bao gồm một tập hợp các giả thiết rủi ro miêu tả các quan hệ dự đoán giữa tác nhân tác động, sự phơi nhiễm và đáp ứng điểm cuối đánh giá, cùng với lí lẽ lựa chọn chúng. Các giả thiết rủi ro là các giả thiết theo quan niệm khoa học rộng; chúng không cần thiết phải thử thống kê và các giả thiết biến đổi hoặc phương pháp phân tích riêng bất kì. Các giả thiết rủi ro có thể dự đoán các ảnh hưởng của tác nhân tác động, hoặc chúng có thể mặc nhiên đúng như các tác nhân có thể gây ra các ảnh hưởng sinh thái quan sát được. Sơ đồ có thể sử dụng để minh hoạ các quan hệ được miêu tả bởi mô hình tổng quan và các giả thiết rủi ro. Sơ đồ mô hình tổng quan là công cụ hữu ích cho sự thông tin các con đường quan trọng và để nhận biết các nguồn chủ yếu của sự chưa đáng tin cậy. Các sơ đồ này và các giả thiết rủi ro có thể được sử dụng để nhận dạng hầu hết các con đường quan trọng và các quan hệ xem xét ở giai đoạn phân tích. Tính phức tạp của mô hình tổng quan phụ thuộc vào tính phức tạp của vấn đề, số các tác nhân tác động và các điểm cuối đánh giá xem xét, bản chất của các ảnh hưởng và các đặc điểm của hệ sinh thái. Đối với tác nhân tác động đơn và điểm cuối đánh giá đơn, mô hình tổng quan có thể là các quan hệ tương đối đơn giản. Trong trường hợp, ở đây mô hình khái niệm miêu tả, bên cạnh các con đường của các tác nhân tác động và điểm cuối đánh giá riêng, sự tương tác của đa tác nhân tác động và các điểm cuối đánh giá đòi hỏi thêm một số các mô hình phụ để miêu tả các con đường riêng. Các mô hình khác sau đó cũng được sử dụng để khảo sát các con đường riêng này tương tác như thế nào. Một ví dụ về mô hình tổng quan đối với đường phân nước (hình 7.6). 285 Sự chọn lọc các đo lường Bước sau cùng của giai đoạn trình bày vấn đề là sự hình thành kế hoạch phân tích hoặc đề xuất nhằm nhận dạng các đo lường để đánh giá giả thiết rủi ro và mô tả phác hoạ đánh giá, các dữ liệu cần, các giả định, các nội dung và phương pháp riêng để tiến hành phân tích. Các hoạt động Nông nghiệp Công nghiệp Thành phố Giải trí thương mại Vùng, toàn cầu Tác nhân tác động Chất độc Dinh dưỡng Hạt đất, bụi Tiếng động Bệnh tật Bức xạ tử ngoại Thay đổi thuỷ văn Thay đổi nơi cư trú Áp lực thu hoạch Biến đổi khí hậu Loài gây hại lan rộng Các mô hình ảnh hưởng sinh thái Điểm cuối đánh giá Động vật hoang dã phụ thuộc nước Động vật đáy không xương sống Quần xã cá Tiêu chuẩn chất lượng nước/trầm tích Thực vật nước Các đo lường Quần thể /đánh giá sức khoẻ chim nước, lưỡng cư, bò sát Động vật không xương sống hồ, độ phong phú, đa dạng, chỉ số sức khoẻ Đánh giá sức khoẻ: những bất thường lớn, bệnh học mô, tồn lượng chất độc, chỉ thị sinh học Đánh giá nước: chỉ số oxi, độ đục, năng suất sơ bộ, tồn lượng chất độc, thử nghiệm sinh học Đánh giá thực vật: độ che phủ, sự giảm ánh sáng, chất dinh dưỡng hoà tan, tảo lớn Hình 7.6. Ví dụ mô hình tổng quan đường phân nước Biện pháp kiểm soát nước, thuốc trừ dịch hại, phân bón, cải tạo đất Nơi thải hoá chất, phát thải chất thải, xây dựng, tràn dầu Các nguồn ô tô, nước cống thải, xây dựng, bãi thải Nạo vét kênh, bảo vệ ven bờ, bắt cá, săn bắn, bơi thuyến, chợ búa Sự lắng đọng từ khí quyển, đốt nhiên liệu hoá thạch, cloflocacbon 286 Có ba loại đo lường có thể được lựa chọn. Đo lường ảnh hưởng (còn gọi là điểm cuối đo lường) là đo lường để sử dụng đánh giá đáp ứng của điểm cuối đánh giá khi bị phơi nhiễm tác nhân tác động. Đo lường phơi nhiễm là đo lường xem sự phơi nhiễm xảy ra như thế nào, bao gồm tác nhân tác động chuyển động qua môi trường thế nào và nó có thể xảy ra đồng thời với điểm cuối đánh giá thế nào. Đo lường hệ sinh thái và các đặc tính của vật nhận bao gồm các đặc điểm hệ sinh thái ảnh hưởng đến tính cách và vị trí của điểm cuối đánh giá, sự phân bố của tác nhân tác động, và các đặc tính lịch sử đời sống của điểm cuối đánh giá, mà có thể ảnh hưởng đến sự phơi nhiễm hoặc sự đáp ứng đối với tác nhân tác động. Những sự đo lường này tăng lên khi tính phức tạp của sự đánh giá tăng. Một sự xem xét quan trọng trong sự nhận dạng các đo lường này là độ nhạy cảm đáp ứng và sự thích nghi sinh thái của chúng. Độ nhạy cảm đáp ứng thường là cao nhất với sự đo lường ở các mức thấp của tổ chức sinh học, nhưng sự thích nghi sinh thái cao nhất ở các mức cao của tổ chức sinh học. Sự đối nghịch này được thể hiện trên hình7.7. Mức tổ chức sinh học Thời gian đáp ứng Hình 7.7. Sự đối nghịch giữa độ nhạy cảm đáp ứng và sự thích nghi sinh thái Thời gian đáp ứng và độ nhạy cảm đáp ứng của vật nhận sinh thái là hàm số của mức tổ chức sinh học. Mức tổ chức sinh học càng cao có sự thích nghị sinh thái càng lớn. Tuy nhiên, khi mức tổ chức sinh học tăng, thời gian đáp ứng tăng, độ nhạy cảm đáp ứng giảm, và các mối quan hệ liên quan trở nên không đáng tin cậy. Sự đánh giá rủi ro môi trường phải cân bằng thế nào để có độ nhạy cảm, sự thích nghi sinh thái và các quan hệ liên quan hợp lí. Độ nhạy cảm đáp ứng Sự thích nghi sinh thái Sự thích nghi sinh thái Độ nhạy cảm đáp ứng 287 7.2.3. Phân tích Giai đoạn hai của đánh giá rủi ro sinh thái, giai đoạn phân tích, gồm hai phần: Đặc trưng phơi nhiễm Đặc trưng ảnh hưởng sinh thái Đặc trưng phơi nhiễm Trong sự đặc trưng phơi nhiễm, các dữ kiện tin cậy và xác đáng được phân tích để miêu tả các nguồn tác nhân tác động, sự phân bố các tác nhân tác dộng trong môi trường và sự tiếp xúc hoặc sự cùng xảy ra của các tác nhân tác động với các vật nhận sinh thái. Sự mô tả tác nhân tác động để nhận biết ở đâu tác nhân tác động sinh ra và sinh ra như thế nào, các nguồn khác của tác nhân tác động. Sự phân tích phơi nhiễm có thể xuất phát với nguồn đã được biết, sự phân tích cũng có thể bắt đầu với sự phơi nhiễm đã biết và cố gắng để liên kết chúng với nguồn, hoặc có thể bắt đầu với tác nhân đã biết và cố gắng để nhận dạng nguồn và định lượng sự tiếp xúc hoặc sự cùng xảy ra của tác nhân tác động với vật nhận sinh thái. Sự miêu tả nguồn bao gồm những gì được biết về cường độ, thời điểm, vị trí của tác nhân tác động và có những thành phần khác được phát thái bởi nguồn ảnh hưởng đến sự vận chuyển, chuyển hoá hoặc nhận dạng sinh học của tác nhân tác động quan tâm không. Nhiều tác nhân tác động có các đồng hành tự nhiên hoặc đa nguồn cần phải xem xét, ví dụ, nhiều hoá chất gặp trong tự nhiên (như là các kim loại), đa nguồn (các PAH).Các tác nhân tác động vật lí hoặc sinh học cũng có những đồng hành tự nhiên. Sự tạo ra các tác nhân tác động thứ cấp cũng có thể làm thay đổi lớn rủi ro. Các tác nhân tác động thứ cấp có thể được tạo ra thông qua các quá trình chuyển hoá sinh học hoặc phi sinh học hoặc vật lí hoặc thông qua các quá trình hệ sinh thái. Ví dụ: các chất dinh dưỡng đi vào các cửa sông lạch có thể làm giảm oxi hoà tan do chúng làm tăng sản xuất nguyên sinh và sự phân huỷ kế tiếp. Sự thay đổi môi trường hiếu khí sang yếm khí thường kèm theo sự tạo ra sunfua thông qua vi khuẩn khử sunfat. Sunfua tác dụng như tác nhân thứ cấp đối với sinh vật phụ thuộc oxi, xong cũng có thể làm giảm sự phơi nhiễm các kim loại thông qua sự kết tủa của các sunfua kim loại. Sự phân bố của tác nhân tác động có thể được miêu tả bằng sử dụng sự đo lường, mô hình hoặc cả hai. Nếu tác nhân tác động đã được giải phóng sẵn, đo lường trực tiếp môi trường hoặc kết hợp mô hình hoá và đo trực tiếp. Phương pháp mô hình hoá có thể cần thiết nếu sự đánh giá được dự định cho sự dự đoán viễn cảnh. 288 Sự phân tích phơi nhiễm sau đó đi tới sự định hình phơi nhiễm để nhận dạng vật nhận và con đường phơi nhiễm, mô tả cường độ và phạm vi không gian và thời gian phơi nhiễm, mô tả tác động của những sự biến đổi và chưa đáng tin cậy đối với sự đánh giá phơi nhiễm, và trình bày kết luận về sự có khả năng của sự phơi nhiễm sẽ xảy ra. Có thể lấy ví dụ sự phơi nhiễm hexaclobenzen (tác nhân tác động) của chồn vizon (vật nhận sinh thái) từ các nguồn ô nhiễm khác nhau dựa vào sự đo lường trực tiếp sự hấp thu hàng ngày (bảng 7.1) Trong nhiều trường hợp phơi nhiễm được xác định qua các phương pháp gián tiếp, ví dụ đo tải trọng cơ thể hoặc tồn lượng mô. Các phương pháp này điển hình được sử dụng để đánh giá sự phơi nhiễm đối với các động vật hoang dã hoặc các khu hệ sinh vật khác mà sự hấp thu hàng ngày của chúng không được biết. Tải trọng toàn thân ít hữu ích hơn so với nồng độ trong các mô riêng. Tải trọng cơ thể hoặc mô là phương pháp đo sự phơi nhiêm tốt đối với các tác nhân tác động (hoá chất) không bị thay đổi qua sự trao đổi chất. Bảng 7.1. Sự hấp thu hàng ngày toàn phần cực đại hexaclobenzen (HCB) đối với chồn vizon. Môi trường Nồng độ cực đại của HCB Tốc độ hấp thu trung bình, ngày–1 Sự hấp thu hàng ngày cực đại của HCB, ng kg thể trọng–1 ngà y–1 Không khí 0,29 ng m–3 0,55 m 3 ngày–1 0,16 Nước 87 ng L–1 0,1 L ngày–1 8,7 Khẩu phần ăn 1: 100% cá 287 ng g–1 215 g ngày–1 60.845 Khẩu phần ăn 2: 100% chim và động vật có vú 80 ng g–1 158 g ngày–1 4.740 Sự hấp thu hàng ngày toàn phần đối với không khí, nước và khẩu phần 1 60.854 Sự hấp thu hàng ngày toàn phần đối với không khí, nước và khẩu phần 2 60.854 Sự phơi nhiễm nói chung được định lượng như là các giá trị nhiễm được đánh giá cho mỗi vật nhận sinh thái trong mỗi phạm vi quan tâm. Biểu thức của sự phơi nhiễm bao gồm khoảng thời gian (như ngày hoặc tháng), thời gian thực tế được lựa chọn trên cơ sở 289 trường hợp riêng bao gồm thông tin như bản chất của sự phơi nhiễm, ngắt đoạn hoặc liên tục và khoảng thời gian của chu trình sống của vật nhận. Sự xử lí thống kê các giá trị phơi nhiễm được đánh giá là cần thiết để điều chỉnh cả sự biến đổi thực tế và sự chưa đáng tin cậy. Đặc trưng ảnh hưởng sinh thái Trong sự đặc trưng các ảnh hưởng sinh thái, những dữ liệu xác đáng được phân tích để đánh giá các quan hệ tác nhân tác động – đáp ứng và để cung cấp bằng chứng mà sự phơi nhiễm tác nhân tác động gây ra đáp ứng quan sát được. Sự đặc trưng miêu tả các ảnh hưởng khó được thuyết minh bởi tác nhân tác động, cần liên kết các ảnh hưởng này với điểm cuối đánh giá, và đánh giá các ảnh hưởng thay đổi với sự thay đổi các mức tác nhân tác động. Phân tích đáp ứng sinh thái Phân tích đáp ứng sinh thái gồm ba thành phần chủ yếu: Xác định mối quan hệ giữa sự nhiễm tác nhân tác động và các ảnh hưởng sinh thái. Đánh giá sự đáng tin cậy các ảnh hưởng có thể xảy ra hoặc đang xảy ra như là kết quả của sự phơi nhiễm. Liên kết các ảnh hưởng sinh thái đo lường được với các điểm cuối đánh giá. Sự đánh giá rủi ro sinh thái đòi hỏi sự hiểu biết về các mối quan hệ giữa sự phơi nhiễm tác nhân tác động và các đáp ứng sinh thái tạo ra. Các quan hệ tác nhân tác động – đáp ứng được sử dụng trong sự đánh giá riêng phụ thuộc vào phạm vi và bản chất của sự đánh giá rủi ro sinh thái như được xác định trong giai đoạn hình thành vấn đề và được phản ảnh trong kế hoạch phân tích. Ví dụ, đánh giá điểm của ảnh hưởng (nghĩa là LC 50) có thể được so sánh với các đánh giá điểm từ các tác nhân tác động khác. Hàm tác nhân tác động – đáp ứng (nghĩa là dạng đường biểu diễn) có thể là tiêu chuẩn để xác định sự có mặt hoặc vắng mặt của ngưỡng ảnh hưởng hoặc để đánh giá các sự rủi ro gia tăng, hoặc các hàm tác nhân tác động – đáp ứng có thể được sử dụng như đầu vào cho các mô hình ảnh hưởng sinh thái. Trong những trường hợp đơn giản sự đáp ứng sẽ là một biến số (ví dụ, tỉ lệ chết) và sự phân tích đơn biến định lượng có thể được sử dụng. Nếu sự đáp ứng quan tâm gồm nhiều biến số riêng (ví dụ độ phong phú loài trong quần xã ở nước), thì kĩ thuật thống kê đa biến phải được sử dụng. Kĩ thuật này (ví dụ, yếu tố và phân tích nhóm) có thời gian dài sử dụng trong sinh thái, tuy nhiên ít được dùng trong đánh giá rủi ro. Các quan hệ tác nhân tác động – đáp ứng có thể được miêu tả khi sử dụng bất kì chiều nào của 290 sự phơi nhiễm (cường độ, không gian, thời gian). Cường độ thường được sử dụng nhiều nhất đối với tác nhân tác động là hoá chất (ví dụ, liều, nồng độ). Khoảng thời gian nhiễm cũng có thể được sử dụng cho các quan hệ tác nhân tác động hoá chất – đáp ứng; ví dụ, các mức nhiễm cấp trung bình thường liên quan với thông số thời gian (ví dụ, 24 giờ, 48 giờ, 96 giờ). Cả chiều thời gian và không gian của phơi nhiễm có thể là quan trọng đối với những xáo trộn vật lí như lụt lội. Nhân quả là quan hệ giữa nguyên nhân (một hoặc nhiều tác nhân tác động) và ảnh hưởng (đáp ứng điểm cuối đánh giá đối với một hoặc nhiều tác nhân tác động). Sự hình thành các quan hệ nhân quả đặc biệt quan trọng trong sự đánh giá rủi ro được tiến hành bởi các ảnh hưởng sinh thái có hại quan sát được như cá chết hoặc sự giảm sút lâu dài trong một quần thể. Các tiêu chuẩn được thiết lập để đánh giá nhân quả là các giả thuyết của Knoch. Tuy nhiên phương pháp này không thể thực hành được nếu nguồn tài nguyên thí nghiệm không có sẵn hoặc nếu các ảnh hưởng có hại xảy ra trên một phạm vi không gian rộng, thực nghiệm và sự tương quan khó xác thực. Trong hầu hết các trường hợp sự nội suy là cần thiết để đánh giá nhân quả. Phạm vi đánh giá rủi ro cũng ảnh hưởng đến sự nội suy qua bản chất của điểm cuối đánh giá. Sự đánh giá sơ bộ là đánh giá rủi ro đối với các mức dinh dưỡng chung, như cá và chim, có thể nội suy trong số các chi khác nhau hoặc các họ để nhận được khoảng nhạy cảm đối với tác nhân tác động. Bất cứ phương pháp nào được sử dụng để liên kết điểm cuối đánh giá với các đo lường của ảnh hưởng, điều quan trọng là làm sao để áp dụng các phương pháp đó trong sự phù hợp với sinh thái cơ sở và các nguyên tắc của độc học. Ví dụ, như sự không phù hợp sử dụng quan hệ cấu trúc - hoạt tính để dự đoán tính độc từ cấu trúc hoá học trừ khi hoá chất xem xét có cùng kiểu tác dụng độc đối với các hoá chất chuẩn. Tương tự những sự nội suy từ loài chim trên cạn cho chim nước có thể đáng tin cậy hơn nếu các yếu tố như sự khác nhau về các chuẩn thức ăn, sinh lí, và tập tính mùa (ví dụ, đực cái, tập quán di cư) được xem xét. Sự định hình tác nhân tác động – đáp ứng Hoạt động sau cùng của phân tích đáp ứng sinh thái là sự định hình tác nhân tác động – đáp ứng để đánh giá các loài đơn, quần thể, các mức dinh dưỡng chung, quần xã, hệ sinh thái hoặc phong cảnh. Ví dụ nếu loài đơn bị tác động, các ảnh hưởng sẽ biểu thị các thông số riêng như là các ảnh hưởng đến tỉ lệ chết, sự sinh trưởng và sinh sản, trong khi đó ở mức quần xã, các ảnh hưởng được tổng kết trong danh từ cấu trúc hoặc chức năng phụ thuộc vào điểm cuối đánh giá. Sự định hình tác nhân tác động – đáp ứng tổng kết bản chất và cường độ của ảnh hưởng, thời gian phục hồi, thông tin nhân quả liên kết 291 tác nhân tác động với các ảnh hưởng quan sát được, và những sự chưa đáng tin cậy liên quan với sự phân tích. 7.2.4. Đặc trưng rủi ro Đặc trưng rủi do là giai đoạn cuối của đánh giá rủi ro sinh thái. Trong giai đoạn này các dữ liệu phơi nhiễm và ảnh hưởng được gom ở giai đoạn phân tích được kết hợp lại và tiềm năng rủi ro được đặc trưng. Trong quá trình đặc trưng rủi ro, các rủi ro được đánh giá, được giải thích, và những mặt mạnh, những hạn chế, những giả định và những sự không đáng tin cậy được tổng kết. Các rủi ro được đánh giá bằng sự kết hợp thành một thể thống nhất giữa sự phơi nhiễm và sự định hình tác nhân tác động – đáp ứng với việc sử dụng các kĩ thuật khác nhau so sánh đánh giá điểm cuối hoặc phân bố các dữ liệu của phơi nhiễm và ảnh hưởng, mô hình quá trình, hoặc phương pháp bán thực nghiệm như các dữ liệu quan sát thực địa. Các rủi ro được miêu tả và thông tin cho bước quản lí rủi ro. Đánh giá rủi ro Sự đánh giá rủi ro xác định sự có khả năng của các ảnh hưởng có hại đối với các điểm cuối đánh giá, và là quá trình sử dụng sự phơi nhiễm và sự định hình tác nhân tác động–đáp ứng. Các rủi ro có thể được đánh giá bằng một hoặc nhiều hơn các phương pháp sau: (1) đánh giá dựa trên sự phán đoán nhà nghề tốt nhất và được biểu thị bằng các loại chất lượng như là thấp, trung bình hoặc cao (hình 7.8); (2) phương pháp thương số (đánh giá bằng so sánh các đánh giá điểm đơn của phơi nhiễm và các ảnh hưởng, là tỉ số của nồng độ phơi nhiễm và nồng độ ảnh hưởng, nếu tỉ số này lớn hơn 1 thì chứng tỏ sự rủi ro có ý nghĩa). Ví dụ, sự đánh giá rủi ro sinh thái đối với động vật hoang dã (chim) phơi nhiễm thuốc trừ sâu cacbofuran (2,3-đihiđro-2,2-đimetyl-7- benzofuranol metylcacbamat) trong hệ sinh thái nông nghiệp bằng phương pháp này và có thương số > 1; (3) đánh giá bằng sát nhập quan hệ tác nhân – đáp ứng toàn bộ thường là một hàm số không tuyến tính của sự phơi nhiễm; (4) đánh giá bằng sát nhập sự biến đổi trong các đánh giá phơi nhiễm và ảnh hưởng, cung cấp khả năng dự đoán biến đổi về tầm cỡ và sự có khả năng của các ảnh hưởng ở những dự đoán tương lai phơi nhiễm khác nhau; (5) đánh giá dựa vào các mô hình quá trình, mà các mô hình này dựa vào một phần hoặc toàn phần những sự gần đúng lí thuyết của dự phơi nhiễm và các ảnh hưởng; (6) đánh giá dựa vào các phương pháp bán thực nghiệm, bao gồm các dữ liệu quan sát thực địa. 292 Tài nguyên Nguồn tác Nhân tác động Tảo phù du Động vật nổi Trứng cá và ấu trùng Sinh vật đáy mềm Sinh vật đáy cứng Cá đáy Cá ăn thịt Đời sống thực vật Lưỡng cư, bò sát Động vật có vú Chim Chất lượng nước Sức khoẻ con người Nước xả thuốc trừ dịch hại C TB T C TB T C TB T C TB T C TB T C TB T C TB T C T Các nguồn điểm T T C TB T T C TB T C TB T T Sản xuất dầu khí T T C TB T T C TB T T T T T Khí quyển T T T T T Trầm tích ô nhiễm T T C C T C TB T Bệnh, mầm bệnh C TB T T C C C TB T TB TB TB Tải hạt C TB T C TB T C C C C T T T C Tải cacbon C TB T C TB T C C C TB T C TB T TB Tải dinh dưỡng C C C C C TB T C TB T C TB T C C Lụt C TB T C TB T C TB T C TB T C TB T C TB T C TB T C TB T C TB T C Áp lực nghề cá C TB T C Phấn hoa, xâm thực C T Biến đổi khí hậu C C TB TB TB C Hình 7.8. Ví dụ đánh giá rủi ro theo loại chất lượng đối với nền tác nhân tác động và nguồn tài nguyên rủi ro. C = cao, TB = trung bình, T = thấp Miêu tả rủi ro Sau khi các rủi ro đã được đánh giá, thông tin có được cần phải được hợp thành một thể thống nhất và được làm rõ ý nghĩa nội dung để đưa ra các kết luận về các sự rủi 293 ro của điểm cuối đánh giá. Sự miêu tả rủi ro bao gồm sự đánh giá toàn bộ các bằng chứng ủng hộ và phản bác sự đánh giá rủi ro và giải thích làm rõ các ảnh hưởng có hại đối với điểm cuối đánh giá. Sự tin cậy trong các kết luận của đánh giá rủi ro có thể được tăng lên bởi sử dụng một số thông tin bằng chứng để làm rõ và so sánh các đánh giá rủi ro. Những thông tin bằng chứng này có thể dẫn ra từ các nguồn khác bởi những kĩ thuật khác thích hợp đối với các ảnh hưởng có hại đến điểm cuối đánh giá, như phương pháp thương số, các kết quả mô hình hoá, thí nghiệm thực địa hoặc quan sát thực địa. Một số các yếu tố để xem xét khi đánh giá tách riêng các thông tin bằng chứng. Đó là: sự xác đáng của bằng chứng đối với mô hình tổng quan, sự đầy đủ và chất lượng của các dữ liệu và các thiết kế thực nghiệm hỗ trợ nghiên cứu, mặt mạnh của các quan hệ nguyên nhân/ảnh hưởng, và những sự không đáng tin cậy tương đối của mỗi bằng chứng và khuynh hướng của chúng. Ở điểm này trong sự đặc trưng rủi ro, những sự thay đổi mong đợi ở điểm cuối đánh giá được đánh giá và miêu tả. Bước tiếp theo là làm rõ những sự thay đổi này được xem là có hại và có ý nghĩa không. Những sự thay đổi có hại có ý nghĩa được xác định bởi những sự quan tâm sinh thái hoặc xã hội, và như vậy chúng phụ thuộc vào sự phán đoán nghề nghiệp giỏi của nhà đánh giá. Năm tiêu chuẩn được đề xuất để đánh giá sự thay đổi có hại ở điểm cuối đánh giá là: bản chất của các ảnh hưởng, cường độ các ảnh hưởng, phạm vi không gian, phạm vi thời gian, khả năng phục hồi. Để phân biệt sự thay đổi sinh thái nào là có hại trong số những biến cố thường có của sự biến đổi hệ sinh thái hoặc gây ra những thay đổi nhỏ không có ý nghĩa khu hệ sinh vật, điều này là quan trọng để xem xét bản chất và cường độ của các ảnh hưởng. Ví dụ, điểm cuối đánh giá bao gồm sự sống sót, sự sinh trưởng và sự sinh sản của loài phải xem xét các ảnh hưởng được dự đoán gồm sự sống sót và sinh sản hoặc chỉ sự sinh trưởng không thôi. Hoặc nếu sự sống sót của con bị ảnh hưởng, thì sự tổn thất tương đối phải được xem xét. Điều này cần thiết để xem xét cả bối cảnh sinh thái và thống kê của ảnh hưởng khi đánh giá cường độ. Ví dụ, ý nghĩa thống kê giảm 1% trong sự sinh trưởng cá có thể không ảnh hưởng đối với điểm cuối đánh giá của sự biến đổi quần thể cá, và sự giảm sút 10% trong sinh sản có thể là sấu đối với quần thể động vật biển có vú sinh sản chậm so với tảo nổi sinh sản nhanh. Phạm vi không gian và thời gian cũng cần được xem xét trong sự đánh giá tai hoạ của ảnh hưởng, đặc biệt là ảnh hưởng đối với phong cảnh (diện tích ảnh hưởng, thời gian phục hồi) cũng như nhiều trường hợp khác liên quan đến các yếu tố thời gian và không gian. Sự phục hồi có thể đánh giá được tuy khó khăn. Ví dụ, ta có khả năng phân biệt được những thay đổi, đó là thuận nghịch (sự phục hồi dòng kênh từ sự thải nước cống), bất thuận nghịch (sự tuyệt chủng loài, không phục hồi được). Tốc độ tương đối của sự 294 phục hồi cũng có thể đánh giá được. Ví du, quần thể cá trong dòng suối phục hồi nhanh hơn từ sự phơi nhiễm hoá chất phân huỷ hơn là từ sự thay đổi nơi sinh sống do kênh hoá dòng suối. Quản lí rủi ro Khi sự đặc trưng rủi ro hoàn thành, sự miêu tả đánh giá rủi ro được thông tin cho nhà quản lí rủi ro để làm điểm tựa cho việc ra quyết định quản lí rủi ro. Thông tin này thường là một báo cáo có thể gồm các nội dung sau: miêu tả các kết quả kế hoạch hoá của nhà đánh giá rủi ro/ nhà quản lí rủi ro, báo cáo về mô hình tổng quan và điểm cuối đánh giá, bàn luận về các nguồn dữ liệu chủ yếu và các phương pháp phân tích sử dụng, báo cáo về sự định hình tác nhân tác động – đáp ứng và phơi nhiễm, miêu tả các rủi ro đối với điểm cuối đánh giá bao gồm sự đánh giá rủi ro và đánh giá tai hoạ, tổng kết các phạm vi chủ yếu của sự không đáng tin cậy (sự bất định) và các phương pháp được sử dụng đối với chúng, bàn luận về sự phán xét chính sách khoa học hoặc các giả định thiếu hoặc không đủ làm cầu nối thông tin và làm cơ sở cho các giả định này. Khi rủi ro có ý nghĩa được khẳng định, cần thiết phải quản lí nó. Các chiến lược quản lí rủi ro tìm kiếm giảm thiểu các rủi ro. Sự quản lí rủi ro tiến hành ở nhiều dạng khác nhau bao gồm: các kĩ thuật kiểm soát ô nhiễm, quan trắc ô nhiễm và phòng ngừa tại chỗ, hạn chế sử dụng địa điểm để tránh phơi nhiễm, khôi phục sản xuất. 7.3. Độc học môi trường và sức khoẻ con người Sự đánh giá rủi ro sức khoẻ con người trong độc học môi trường dựa vào sự đánh giá rủi ro sinh thái thông qua động vật hoang dã. Sự liên kết giữa động vật hoang dã và sức khoẻ con người được xem là cơ sở cho sự nội suy trong đánh giá rủi ro. Con người chia sẻ nhiều cơ chế tế bào và dưới tế bào với các động vật hoang dã. Con người và động vật hoang dã cũng trùng lặp trong môi trường vật lí của chúng và vì vậy bị phơi nhiễm bởi cùng những chất ô nhiễm. Đó là bằng chúng để giả thiết rằng khi các hệ bảo tồn cao là mục tiêu của chất độc môi trường thì cả hệ sinh thái và con người bị ảnh hưởng. Có những khó khăn và nhiều điều quan tâm trong sự nội suy các dữ liệu động vật hoang dã cho người. Khi có sự thay đổi riêng chất ô nhiễm trong sức khoẻ động vật hoang dã, thì điều quan tâm ở người là về sự phối hợp các ảnh hưởng có hại ở người có khuynh hướng tập trung vào các thời kì phát triển nhạy cảm bao gồm trong tử cung, sinh đẻ mới, dậy thì, tiết sữa, tắt kinh; cũng có những rủi ro tăng lên của các ung thư khác nhau gây ra bởi các chất ô nhiễm môi trường. Tổng tỉ lệ một số ung thư tăng, đặc biệt ở các nước công nghiệp phát triển (ở phần dưới sẽ đưa ra đánh giá rủi ro ung thư). Dựa trên các mô hình động vật, các mẫu biểu tượng phơi nhiễm hoá chất trong sự nghiên cứu về 295 nguyên nhân bệnh của nhiều ung thư, nhờ đó sự liên kết đối với bằng chứng ung thư người dường như đáng tin cậy. Tuy nhiên, sự liên kết các phơi nhiễm chất ô nhiễm đã biết với quần thể người chịu ảnh hưởng là khó khăn,đặc biệt khi các ảnh hưởng không được nhận biết liên tục nhiều năm và tác nhân gây bệnh theo thời gian không còn hoặc không xác định được. Giống như động vật hoang dã, một số ảnh hưởng sức khoẻ con người có thể là thuận nghịch. Trong một số trường hợp, điều đó có thể là vấn đề về liều. Liều cao có thể dẫn đến các ảnh hưởng trực tiếp bất thuận nghịch, như dị tật. Tuy nhiên các liều thấp có thể biểu lộ ẩn hoặc biến đổi chức năng chậm trong sự nhạy cảm không rõ cho đến sau sự phơi nhiễm đã qua đi và cá thể đã được thử thách. Đặc biệt người có đời sống dài, ngay cả các liều rất thấp cũng có thể gây ra sự rủi ro sức khoẻ người, làm cho các cá nhân còn trẻ chịu các quá trình sinh bệnh mãn tính. Các động vật hoang dã không bị ảnh hưởng theo con đường tương tự do đời sống của chúng nói chung ngắn. Bất kể loài, quá trình đánh giá rủi ro đòi hỏi bốn giai đoạn: nhận biết nguy hai, đánh giá liều – đáp ứng, đánh giá phơi nhiễm và đặc trưng rủi ro. Thường các quá trình này là rất khó trong các quần thể người nên các sự nội suy được sử dụng, bao gồm sự nội suy định tính giữa các loài từ động vật thí nghiệm cho người và nội suy định lượng từ liều cao đến liều thấp. Những sự bất định trong hai sự nội suy này đôi khi tạo ra độ tin cậy thấp trong sự đánh giá rủi ro đối với người. Khi các dữ liệu người có chất lượng thấp hoặc không có sẵn, các khả năng cảm thụ của động vật hoang dã có thể phục vụ vai trò hữu ích trong sự đánh giá rủi ro người. Đánh giá rủi ro gây ung thư Đối với sự đánh giá rủi ro ung thư có một điều phải thừa nhận là không có ngưỡng gây ảnh hưởng có hại của hầu hết các hoá chất riêng. Người ta giả thiết rằng có một số ít các biến cố phân tử có thể gợi lên những sự biến đổi trong tế bào đơn dẫn đến sự tăng sinh tế bào không kiểm soát và thực tế dẫn đến trạng thái lâm sàng của bệnh. Cơ chế này liên quan đến “không ngưỡng” vì không có mức phơi nhiễm hoá chất để không gây ra một khả năng có thể nhất định, tuy nhỏ, của sự sinh đáp ứng ung thư. Vì vậy, trong đánh giá rủi ro ung thư, ngưỡng ảnh hưởng không được đánh giá. Sự đánh giá rủi ro ung thư gồm hai phần: (1) ấn định phân loại chất và mức độ bằng chứng; (2) tính toán yếu tố hệ số góc. Ấn định phân loại chất và mức độ bằng chứng. Mục đích ở đây là để xác định sự có khả năng tác nhân là chất gây ung thư. Bằng chứng được đặc trưng riêng cho các nghiên cứu đối với người và các nghiên cứu đối với 296 động vật ở các mức độ: đủ, giới hạn, chưa đủ, không dữ liệu, hoặc bằng chứng không ảnh hưởng. Dựa trên đặc trưng này và trên phạm vi mà hoá chất được chỉ ra là chất gây ung thư trong động vật, trong người hoặc trong cả hai mà được xếp theo vị trí thứ tự. Có một số cách phân loại đánh giá sự gây ung thư ở người (Cơ quan bảo vệ môi trường Mỹ, Cộng đồng Châu Âu). Bảng 7.2 giới thiệu cách phân loại của cơ quan bảo vệ môi trường Mỹ. Bảng 7.2. Sự phân loại đánh giá gây ung thư ở người. Nhóm Bằng chứng Ví dụ* 1. Tác nhân là gây ung thư Đủ (người) Asen, aflatoxin, benzen, estrogen, vinylclorua 2A. Tác nhân có khả năng gây ung thư Giới hạn (người) Đủ (động vật) Benz[a] antraxen, đietylnaph- tylamin, PCB, stiren oxit 2B. Tác nhân có thể gây ung thư Giới hạn (người) hoặc Không đủ (người) Đủ (động vật) TCDD, stiren, uretan 3. Tác nhân không có khả năng phân loại là gây ung thư 5-Azaxitiđin, điazepam 4. Tác nhân có khả năng không gây ung thư Chưa đủ (người) Chưa đủ (động vật) Caprolactam * Các thí dụ đưa ra ở đây là tương đối, một số có thể thay đổi vị trí phân loại theo mức độ bằng chứng thay đổi. Định lượng đối với ảnh hưởng gây ung thư Sự định lượng rủi ro dựa trên sự đánh giá hoá chất được biết hoặc có khả năng là chất gây ung thư người, giá trị tính độc được xác định định lượng từ quan hệ liều – đáp ứng (yếu tố hệ số góc). Yếu tố hệ số góc được tính cho các hoá chất loại 1, 2A, 2B. Sự hình thành yếu tố hệ số góc buộc phải áp dụng mô hình đối với bộ các dữ liệu có sẵn và sử dụng mô hình để nội suy từ các liều cao đến các mức phơi nhiễm thấp mong đợi đối với sự tiếp xúc người. Có một số các mô hình nội suy liều thấp có thể được chia thành các mô hình phân bố và các mô hình cơ học (đa giai đoạn tuyến tính). Mô hình đa giai đoạn tuyến tính được sử dụng trong hầu hết các trường hợp. Về cơ bản, sau khi các dữ liệu khớp vào mô hình lựa chọn, giới hạn độ tin cậy trên 95% của hệ số góc đường biểu diễn liều – đáp ứng tạo ra được tính. Nó biểu thị sác xuất của đáp ứng trên đơn vị hấp thụ suốt thời gian sống, hoặc có 5% trường hợp sác xuất của đáp ứng có thể lớn hơn so với giá trị được đánh giá trên cơ sở các dữ liệu thực nghiệm và mô hình sử dụng. Các giá trị tính độc đối với các ảnh hưởng ung thư có thể được biểu thị theo một số cách. Yếu tố hệ số góc được biểu thị là *q1 : 297 Yếu tố hệ số góc = Rủi ro trên đơn vị liều = Rủi ro trên mg/kg.ngày Yếu tố hệ số góc vì vậy có thể được sử dụng để tính sự đánh giá giới hạn trên của rủi ro (R) Rủi ro = *q1 [rủi ro  (mg/kg/ngày) –1 ]  phơi nhiễm (mg/kg/ngày) ở đây: rủi ro là sác xuất không thứ nguyên (nghĩa là 1.10–5) của cá thể phát triển ung thư, phơi nhiễm là sự hấp thu hàng ngày mãn tính thực trung bình trên 70 năm: mg/kg/ngày. Như vậy, rủi ro (R) có thể xác định được nếu ta có thể xác định được yếu tố hệ số góc và sự phơi nhiễm ở địa điểm thải hoặc địa điểm nghề nghiệp. Vì sự hấp thu tương đối thấp (so với sự hấp thu trên động vật thí nghiệm) hầu như giống với hấp thu từ môi trường, nên có thể giả thiết rằng quan hệ liều – đáp ứng sẽ là tuyến tính trên phần thấp của đường biểu diễn liều – đáp ứng mô hình đa giai đoạn. Phương trình tuyến tính này chỉ có hiệu lực ở những mức rủi ro thấp (nghĩa là rủi ro được đánh giá là 0,01). Đối với rủi ro trên 0,01 phải sử dụng phương trình: Rủi ro = 1 – mũ (– phơi nhiễm  yếu tố hệ số góc) Cơ quan bảo vệ môi trường Mỹ đặt mục tiêu rủi ro ung thư thời gian sống giới hạn trong khoảng 10–6 đến 10–4 đối với phơi nhiễm hoá chất 298 TÀI LIỆU THAM KHẢO 1. David A. Wright and Pamela Welboun, “Environmental toxicology”, Cambridge University Pres, 2002. 2. Emest Hodgson, “A textbook of modern toxicology”, third edition, published by John Wiley & Sons, Inc., Houben New Jersey, 2004. 3. Loomis, Ted A., “Essentials of toxicology”, 3rd edition, 1978. Copyright  1978 by Lea & Febiger, Printed in the USA. 4. Schowarzenbank R. P., Gschwend P. M. and Inboden D. M., “Environmental organic Chemistry” 2nd ed., John Wiley & Sons, Inc., New York, 2002. 5. H. W. Gerarde, “Toxicology and biochemitry of aromatic hydrocarbons”, printed in the Netherlands by Zuid-Nether-Landsche Drukkerij, 1960. 6. Kriege R., “Handbook of Pesticide Toxicology”, San Diego, Academic Pres, 2001. 7. N. T. Kärki, “Mechanisms of toxicology and metabolism”, Pergamon press, 1976. 8. Colin Baird, “Enviromental Chemistry”, Secomd edition, W. H. Freeman and compapy, New York, 1999. 9. Curtis D. Klaaseen, “Toxicology”, sixth edition, McRaw-Hill, New York, 2001. 10. Lê Huy Bá, “Độc học môi trường”. NXB KHKT, Thành phố Hồ Chí Minh, 2001.