Đánh giá độc tính của thuốc trừ sâu o,p`- DDT đến sự phát triển của phôi cá sóc Oryzias curvinotus

TAP CHI SINH HOC 2019, 41(2se1&2se2): 337–344
DOI: 10.15625/0866-7160/v41n2se1&2se2.14181

THE IMPACT OF o,p`- DDT PESTICIDE TOXICITY
ON THE DEVELOPMENT OF FISH EMBRYO Oryzias curvinotus
Tran Thi Thu Huong1, Nguyen Xuan Tong2,3,*, Nguyen Thanh Binh2,
Le Hung Anh2, Dang Thi Bich Hong2
1

Department of Environment, Hanoi University of Mining and Geology, Ha Noi, Viet Nam
2
Institute of Environmental Science, Engineering and Management, Industrial University
of Ho Chi Minh city, Ho Chi Minh city, Vietnam
3
Graduate University of Science and Technology, VAST, Vietnam
Received 10 August 2019, accepted 24 September 2019

ABTRACT
The fish Oryzias curvinotus was obtained from the Biotechnology Center of Ho Chi Minh
City, Vietnam, raised and reproduced, the male fish and the female fish were fertilized to
collected the embryos. The one-day-old fish embryos is harvested and exposured to differenct
concentrations of o, p`-DDT as follows: 0.01; 0.03; 0.05; 0.07; 0.1; 0.15; 0.17 µg/L and 0 µg/L
(the control sample). After 24 hours and 48 hours of testing, most of the fish embryos were not
able to survive, in which the concentration of 0.17 µg/L recorded the highest mortality rate of
62.2% and 75% comparing with the control sample has the survival rate of 100%. The LC 50
values at 24 hours and 48 hours were 0.0813 µg/l and 0.0406 µg/l, respectively, and the testing
concentrations all strongly effected the heart rate of fish embryos. The observation of
morphology and structure also found defects malformation in the spine and eyes of fish
embryos. The presence of o, p`-DDT in water has caused disadvantages for the growth and
development of aquatic animals in particular and the water ecosystem in general.
Keywords: Oryzias curvinotus, toxicity, DDT, POPs, pesticide.

Citation: Tran Thi Thu Huong, Nguyen Xuan Tong, Nguyen Thanh Binh, Le Hung Anh, Dang Thi Bich Hong, 2019.
The impact of o,p`- DDT pesticide toxicity on the development of fish embryo Oryzias curvinotus. Tap chi Sinh hoc,
41(2se1&2se2): 337–344. />Corresponding author email:
©2019 Vietnam Academy of Science and Technology (VAST)

337


TAP CHI SINH HOC 2019, 41(2se1&2se2): 337–344
DOI: 10.15625/0866-7160/v41n2se1&2se2.14181

ĐÁNH GIÁ ĐỘC TÍNH CỦA THUỐC TRỪ SÂU o,p`- DDT
ĐẾN SỰ PHÁT TRIỂN CỦA PHƠI CÁ SĨC Oryzias curvinotus
Trần Thị Thu Hƣơng1, Nguyễn Xn Tịng2,3,*, Nguyễn Thanh Bình2,
Lê Hùng Anh2, Đặng Thị Bích Hồng2
Khoa Môi trường, Trường Đại học Mỏ - Địa chất, Hà Nội
Viện Khoa học Công nghệ và Quản lý Môi trường, Trường Đại học Cơng nghiệp
thành phố Hồ Chí Minh
3
Học viện Khoa học và công nghệ, Viện Hàn lâm Khoa học và Công nghệ Việt Nam
1

2

Ngày nhận bài 10-8-2019, ngày chấp nhận 24-9-2019

TĨM TẮT
Cá sóc Oryzias curvinotus thu nhận từ Trung tâm Cơng nghệ Sinh học Thành phố Hồ Chí Minh,
Việt Nam, được ni trưởng thành và có khả năng sinh sản, cho cá đực và cái thụ tinh để tiến

hành thu phơi. Thu phơi cá sóc một ngày tuổi và cho phơi nhiễm với các nồng độ o,p`- DDT là
0,01; 0,03; 0,05; 0,07; 0,1; 0,15; 0,17 µg/L và 0 µg/L (mẫu đối chứng không bổ sung o,p`- DDT).
Sau 24 và 48 giờ thử nghiệm, hầu hết phơi cá sóc đều khơng có khả năng sống sót, trong đó nồng
độ 0,17 g/L ghi nhận tỷ lệ chết cao nhất tương ứng là 62,2% và 75% so với mẫu đối chứng có tỷ
lệ sống sót là 100% ở cả hai thời điểm thử nghiệm. Giá trị LC50 (50% Lethal Concentration) ở 24
và 48 giờ tương ứng là 0,0813 µg/L và 0,0406 µg/L và các nồng độ thử nghiệm đều gây tác động
mạnh đến nhịp tim của phơi cá. Quan sát hình thái và cấu trúc cũng phát hiện được các dị tật trên
xương sống và mắt của phơi cá sóc. Sự có mặt của o,p`- DDT trong nước đã gây những bất lợi
cho sự sinh trưởng và phát triển của động vật thủy sinh nói riêng và hệ sinh thái nước nói chung.
Keywords: Cá sóc, độc tính, DDT, POPs, thuốc bảo vệ thực vật.

Địa chỉ email liên hệ:
MỞ ĐẦU
Hóa chất bảo vệ thực vật nói chung và hóa
chất bảo vệ thực vật gốc clo nói riêng là
những hợp chất có độc tính, có khả năng tích
tụ cao và khó phân hủy trong mơi trường.
Trong số các hóa chất bảo vệ thực vật thuộc
nhóm hữu cơ khó phân hủy gốc clor, DDT
được sử dụng rộng rãi và phố biến hơn cả
(Báo cáo Bộ Tài nguyên Môi trường-TNMT,
2015; Báo cáo Tổng cục môi trường - TCMT,
2014, 2015; Báo cáo Bộ Nông nghiệp phát
triển – Nông thôn - BNNPTNT, 2014). DDT
là hợp chất tan ít trong nước nhưng có khả
năng giữ nước nên DDT có xu hướng bị hấp
phụ trong mơ sinh vật, trong cặn bùn, đất đá
và trầm tích. Khi ở trong đất, nó giữ nước và
338

chuyển thành dạng rắn, khó phân hủy (EPA,
1986) và được xếp vào danh sách các loại hóa
chất phải kiểm sốt vì có nguy cơ gây ung thư
cho người và động vật (Gerberding, 2002).
Hầu hết các đồng phân của DDT bị phân hủy
chậm thành DDD và DDE nhờ hoạt động của
các vi sinh vật. Do sự tích luỹ lâu dài trong
khơng khí, lịng đất và nguồn nước, vào các
mơ động vật - nguồn thực phẩm chính của loài
người nên hiện nay DDTs đã bị cấm sử dụng
ở nhiều nước (Công ước Stockholm, 2011).
Ngưỡng độc của DDT và một số đồng phân
của DDTs đã được xác định thông qua chỉ số
LC50 ở một số lồi động vật thí nghiệm như ở
lợn khoảng 1.000 mg DDT/kg (Ben- Dyke et
al., 1970), ở thỏ là 300 mg DDT/kg và 4.000 -


Đánh giá độc tính của thuốc trừ sâu

5.000 mg DDD/kg (Barbara et al., 2002).
Ngưỡng giá trị tối thiểu mà con người có thể
chịu đựng và khơng gây hại là 285 mg/kg
(Gerberding, 2002).
Cá sóc (Oryzias curvinotus) phân bố ở
Việt Nam (Quảng Ninh, Hà Nội, Quảng
Trị), Trung Quốc (Hải Nam) và Hồng Kông
(UICN Red List, 2012). Chúng thường sống
thành những đàn nhỏ ở nhiều nơi như cửa
sông, ven biển, ở cả môi trường nước ngọt

và nước lợ (UICN Red List, 2012). Cá sóc
có thân trong suốt, dài từ 2–4 cm khi trưởng
thành. Cá trưởng thành phân tính đực cái.
Có thể được phân biệt đực cái dựa vào đặc
điểm của vây cá. Cá đực có vây lưng, vây
hậu mơn và vây tia sậm màu, còn ở cá cái
các loại vây này hầu như trong suốt. Cá sóc
giao phối và đ vào lúc sáng sớm. M i lần
đ khoảng 15–40 trứng. Cá trưởng thành và
sinh sản ở độ tuổi 6–9 tháng sau khi nở. Cá
sóc là lồi cá thụ tinh ngồi, tinh trùng cá
được giải phóng ra mơi trường nước và xâm
nhập vào trứng qua l noãn trên màng đệm
để tạo thành hợp tử. Trứng thụ tinh phát
triển bình thường sẽ trở nên trong suốt, dễ
quan sát các đặc điểm biến đổi của phôi nên
cá sóc được xem như sinh vật mơ hình hữu
ích trong nghiên cứu đánh giá độc tính sinh
thái (UICN Red List, 2012).
Ở Việt Nam, DDT được dùng lần đầu tiên
là năm 1949 để phòng ngừa bệnh sốt rét. Tuy
nhiên, sau khi có lệnh cấm sử dụng từ 1992,
số lượng thuốc DDT đã giảm dần. Tuy nhiên,
ở Việt Nam thuốc này vẫn còn đang được sử
dụng đặc biệt ở vùng châu thổ sơng Cửu Long
vì là vùng có nhiều sơng rạch và nhiều mu i
(Báo cáo TCMT, 2015). Vì vậy, mục đích của
bài báo này là sử dụng cá sóc (O. curvinotus)
được lấy giống từ Trung tâm Công nghệ Sinh
học Thành phố Hồ Chí Minh, Việt Nam, ni

trưởng thành và có khả năng sinh sản, cho cá
đực và cái thụ tinh để tiến hành thu phôi, phôi
được phơi nhiễm với các nồng độ khác nhau
của o,p`- DDT nhằm đánh giá ảnh hưởng độc
tính của o,p`- DDT đến sự phát triển của phôi
cá làm cơ sở để nghiên cứu sâu thêm các ảnh
hưởng về tế bào hay về di truyền trên sinh vật
thủy sinh.

VẬT LIỆU VÀ
NGHIÊN CỨU

PHƢƠNG

PHÁP

Thuốc trừ sâu o,p`- DDT
o,p`- DDT tinh khiết 99% có nguồn gốc từ
Merck, có khả năng tích tụ lâu trong tự nhiên,
khó hịa tan nên được hịa tan trong dung mơi
khơng phân cực dimetylsulfoxide 4h trước khi
thí nghiệm. Theo Quy chuẩn kĩ thuật Quốc gia
về chất lượng nước biển vùng nuôi trồng thủy
sản, bảo tồn thủy sinh (QCVN 10-MT:
2015/BTNMT) và Quy chuẩn kĩ thuật Quốc
gia về chất lượng nước mặt bảo vệ đời sống
thủy sinh (QCVN 08-MT: 2015/BTNMT) giá
trị DDTs giới hạn trong vùng này là 1,0 µg/L
nên nghiên cứu đã tiến hành khảo sát 8 nồng
độ o,p`- DDT là 0 (mẫu đối chứng) và 0,01;

0,03; 0,05; 0,07; 0,1; 0,15 và 0,17 µg/L (mẫu
thí nghiệm).
Phơi cá sóc Oryzias curvinotus
Cá sóc O. curvinotus thu nhận từ Trung
tâm Cơng nghệ Sinh học Thành phố Hồ Chí
Minh, Việt Nam được ni trưởng thành và có
khả năng sinh sản, cho cá đực và cái thụ tinh
để tiến hành thu phôi: Phôi cá 1 ngày tuổi
được thu bằng ống hút nhựa và được cho vào
các đĩa petri (60 mm × 15 mm) để thao tác.
Lần lượt loại bỏ các phôi bị hư và rửa phôi
cho vào các đĩa petri thủy tinh sạch. Phôi tốt
và ấu trùng mới nở được nuôi trong điều kiện
nhiệt độ duy trì là 25–28oC (nhiệt độ phịng).
Điều kiện ni: Cho cá sóc bố m ăn ngày
2 lần lúc 9 giờ sáng và 4 giờ chiều hàng ngày,
thức ăn chiếm 10% trọng lượng cơ thể, thức
ăn được cho ăn là kết hợp của bo bo, thức ăn
công nghiệp và rtemia. Cho cá ăn một lượng
thức ăn vừa đủ để cá khơng đói hay dư thức
ăn làm dơ bể, vớt thức ăn ra khỏi bể sau khi
cho ăn 1 giờ. Mơi trường nước cá sống cần
sục khí thường xun 24/24, thay bể định kì
ngày 1 lần, m i lần thay 10% lượng nước bể.
Sử dụng bóng đ n hu nh quang và ánh sáng
tự nhiên để chiếu sáng các bể, chế độ chiếu
sáng 14 giờ ánh sáng và 10 giờ trong tối.
Nhiệt độ lí tưởng cho cá đ là 24oC.
Thiết kế thí nghiệm
Phơi cá O. curvinotus (1 ngày tuổi) được

lựa chọn ngẫu nhiên và cho phơi nhiễm với
339


Tran Thi Thu Huong et al.

thuốc trừ sâu o,p`- DDT ở 8 nồng độ khác
nhau (0; 0,01; 0,03; 0,05; 0,07; 0,1; 0,15 và
0,17 µg/L) trong các đĩa 6 giếng SPL (Hàn
Quốc), m i nồng độ 10 phơi cá. Độc tính của
o,p`- DDT được tính bằng tỷ lệ phơi
sống/chết, quan sát dị tật tim sau 24 giờ và 48
giờ và ghi nhận biến đổi hình thái, cấu trúc
phơi nhờ phần mềm RI Viewer kết nối với hệ
thống kính hiển vi soi ngược. Các thí nghiệm
được lặp lại ba lần.
Xử lý số liệu
Tất cả các số liệu được thống kê, tính tốn
và vẽ bằng phần mềm JMP Pro 10 với ý nghĩa
thống kê ρ < 0,05. Ước tính giá trị LC50 tại
thời điểm 24 giờ và 48 giờ được tính bằng
phương pháp Probit (Finney, 1971).
KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN
Ảnh hƣởng của o,p`- DDT đến nhịp tim
của phơi cá sóc
Sau 24 giờ thụ tinh, tim bắt đầu được
hình thành và đóng vai trị quan trọng trong
q trình phát triển của phơi cá. Kết quả
khảo sát ảnh hưởng của o,p`- DDT đến nhịp
tim của phôi cá O. curvinotus sau 24 giờ và

48 giờ được thể hiện trong bảng 1. Sau 24
giờ, nhịp tim trung bình của phơi ở mẫu đối
chứng là 120 ± 1,67 nhịp/phút. Nhịp tim tăng
tuyến tính với sự tăng dần của hầu hết các
nồng độ o,p`- DDT trong môi trường nuôi và
trong cùng một nồng độ nhịp tim phôi cũng
thay đổi qua các ngày nuôi. Từ nồng độ 0,05
đến 0,07, nhịp tim lại giảm xuống vì độc chất
Thời
gian
24 h
48 h

đã xâm nhập vào trong phôi làm chúng yếu
đi và mất dần khả năng sống sót. Nhịp tim
phơi tăng (1–10 nhịp/phút) từ nồng độ 0,01
đến 0,15 so với đối chứng (p < 0,0001).
Tương tự như ngày đầu, sau 48 giờ nhịp tim
của cá sóc đều tăng lên so với ngày đầu tiên
ở tất cả các nồng độ thử nghiệm. Từ nồng độ
0,01 đến 0,05 nhịp tim tăng dần và đến 0,17
lại giảm đi do phôi đã yếu và mất khả năng
phát triển (p < 0,029).
Nhịp tim phôi cá sau hai ngày khảo sát thay
đổi theo nồng độ o,p`- DDT do hàm lượng độc
chất trong môi trường sống của phôi tăng dần
theo thời gian. Ở giai đoạn đầu phơi cịn yếu,
nhiều bộ phận chưa hồn chỉnh và mới tiếp xúc
với mơi trường có nhiễm o,p`- DDT nên nhịp
tim cịn chậm. Sau đó, o,p`- DDT xâm nhập

vào trong phôi, ngấm vào máu và tim gây ra
các biến đối về sinh lí, có thể gây đột biến gen,
thậm chí làm phơi chết. Kết quả khảo sát phù
hợp với một số dữ liệu đã ghi nhận trước đây
(Brodeur et al., 2001; Barbara et al., 2002;
Lucas et al., 1994). Nghiên cứu của Barbara và
cs (2002) chỉ ra rằng, nhịp tim ở các giai đoạn
khác nhau của phôi tăng cùng với sự phát triển
của phôi và ấu trùng cá trong tất cả các nồng
độ thí nghiệm, do quá trình trao đổi chất tăng
song song với sự phát triển của phôi. Các
nghiên cứu này cũng cho rằng nhịp tim là chỉ
số tin cậy phản ánh quá trình sự trao đổi chất
diễn ra trong phơi. Nếu trong mơi trường sống
có chứa độc chất sẽ gây ra các kích thích ở
phơi và làm tăng nhịp tim phôi (Barbara et al.,
2002; Lucas et al., 1994).

Bảng 1. Nhịp tim của phơi cá Sóc sau 24 giờ và 48 giờ khảo sát
Nồng độ (µg/L)
0
0,01
0,03
0,05
0,07
0,1
0,15
120 ±
124 ±
128 ±

127 ±
123 ±
125 ±
126 ±
1,67bc
1,65abc
1,28a
1,68a
1,53abc
0,99ab
1,11a
127 ±
130 ±
131 ±
130 ±
128 ±
130 ±
130 ±
1,67ab
1,13ab
1,65a
1,67ab
1,89ab
1,02ab
1,4ab

0,17
119 ±
1,26c
124 ±

1,75b

Ghi chú: a, b, c, d: Thể hiện sự khác biệt theo hàng ở độ tin cậy 95%.

Ảnh hƣởng của o,p`- DDT đến phát triển
của phơi cá sóc
Phơi cá sóc một ngày tuổi được phơi
nhiễm với các nồng độ thuốc trừ sâu o,p`340

DDT từ 0 μg/L đến 0,17 μg/L, kết quả được
thể hiện trong hình 1. Độc tính của thuốc trừ
sâu ở các nồng độ khác nhau ảnh hưởng đến
phơi cá sóc là khác nhau, nồng độ của o,p`DDT càng cao thì tỷ lệ sống của phơi cá sóc


Đánh giá độc tính của thuốc trừ sâu

càng giảm. Sau 24 giờ và 48 giờ cho thấy, ở
các mẫu có bổ sung thuốc trừ sâu o,p`- DDT
hầu hết các phôi cá sóc thử nghiệm đều có tỷ
lệ sống thấp. Trong đó, nồng độ (0,17 g/L)
thể hiện độc tính mạnh nhất với tỷ lệ chết ghi
nhận tương ứng là 62,2% và 75% sau 24 giờ
và 48 giờ so với mẫu đối chứng có tỷ lệ sống
sót đạt 100% ở cả hai thời điểm phơi nhiễm.
Ở các nồng độ còn lại, tại thời điểm 24 giờ số
70

a

a)a)

lượng phôi chết thay đổi từ 6,7% đến 51,1%
và tại 48 giờ tỷ lệ này tăng lên là 18,3% và
65%. Kết quả trên hình 1 cho thấy, nồng độ
thuốc trừ sâu o,p`- DDT ảnh hưởng khác nhau
đến phơi cá sóc O. curvinotus và giới hạn gây
chết tối thiểu của thuốc trừ sâu được ghi nhận
có giá trị là 0,0813 µg/L và 0,0406 µg/L sau
24 giờ và 48 giờ thí nghiệm.
100
b)

Tỷ lệ tử vong

60

a

Tỷ lệ tử vong

80

a
ab
ab

b

40

30

bc

Phần trăm

Phần trăm

50
60
cd
40

bc

cd

cd

20

cde

10
e

0

0
0

de

20

de

e
0

0,01 0,03 0,05 0,07 0,1 0,15 0,17
Nồng độ

0,01 0,03 0,05 0,07 0,1 0,15 0,17
Nồng độ

Hình 1. Hình
Biếnthái
động
tỷ lệ chết (%) của phơi cá sóc O. curvinotus sau 24 giờ và 48 giờ phơi nhiễm
phơi cá sóc dưới tác động của o,p`- DDT được thể hiện ở hình 3. Những phơi cá sóc
với 0; 0,01;
0,03;
0,05;
0,07;
0,1;o,p`0,15
và 0,17
DDT:
a) có
Tạixuthời điểm

phơi nhiễm với thuốc
trừ sâu
DDT
(hình μg/L
3b-3h)thuốc
khơng trừ
cịnsâu
khả o,p`năng phát
triển
hướng dị dạng bào quan, mắt bị phù nề ngay ở nồng độ thấp (0,01 µg/L) so với phơi cá ở mẫu
đối chứng (hình 3a, mẫu không bổ sung o,p`- DDT). Ở nồng độ 0,07 µg/L xương sống của phơi
giờ;do
b)khi
Tạiphơi
thời
điểm
giờDDT làm chậm q trình nở
cá bị cong v o ở gần phần đầu24
và đuôi
phát
triển,48
o,p`phôi, làm cho xương sống khơng tăng trưởng tương ứng với kích thước với cơ thể.
a)

b)

e)

f)

c)

g)

d)

h)

Hình 2. Biến đổi hình thái phơi cá sóc O. curvinotus khi o,p`- DDT xâm nhập vào phôi theo
từng nồng độ qua 24 giờ: a) Mẫu đối chứng, b) 0,01 µg/L, c) 0,03 µg/L, d) 0,05 µg/L,
e) 0,07 µg/L, f) 0,1 µg/L, g) 0,15 µg/L, h) 0,17 µg/L
341


Tran Thi Thu Huong et al.

Hình thái phơi cá sóc dưới tác động của
o,p`- DDT được thể hiện ở hình 2. Những
phơi cá sóc phơi nhiễm với thuốc trừ sâu o,p`DDT (hình 2b–2h) khơng cịn khả năng phát
triển có xu hướng dị dạng bào quan, mắt bị
phù nề ngay ở nồng độ thấp (0,01 µg/L) so
với phơi cá ở mẫu đối chứng (hình 2a, mẫu
khơng bổ sung o,p`- DDT). Ở nồng độ 0,07
µg/L xương sống của phơi cá bị cong v o ở
gần phần đầu và đuôi do khi phôi phát triển,
o,p`- DDT làm chậm q trình nở phơi, làm
cho xương sống khơng tăng trưởng tương ứng
với kích thước với cơ thể.
Hóa chất bảo vệ thực vật khơng chỉ gây
ra ảnh hưởng cấp tính, mãn tính mà cịn gây

tác động cục bộ lên một số bào quan bị ảnh
hưởng như gan, tim,… và tiềm ẩn nhiều yếu
tố gây hại để lại nhiều hệ lụy về sau và khó
có thể kiểm sốt trong mơi trường sinh thái
thủy sinh. Biến dị cơ thể gây ảnh hưởng lớn
đến phát triển của phôi cá sóc. Một số nghiên
cứu đã chứng minh rằng, thuốc bảo vệ thực
vật nói chung và o,p`- DDT nói riêng gây ra
một loạt ảnh hưởng ở các loài động vật thủy
sinh như giảm khả năng phát triển, giảm tỷ lệ
sống và gây rối loạn nội tiết (Uchida et al.,
2010; Paul-Prasanth et al., 2011). o,p`- DDT
xâm nhập vào trong phôi, tác động đến hệ
thần kinh ngoại biên gây ra các rối loạn dẫn
đến tê liệt hệ thần kinh. Uchida (2010) chỉ ra
rằng, khi cho phơi cá Medaka Oryzias latipes

(một lồi có họ hàng gần với cá sóc O.
curvinotus) phơi nhiễm với 1ppb và 100 ppb
o,p`- DDT thì sau 48 giờ đã gây ra rối loạn
nội tiết, ảnh hưởng nghiêm trọng đến quá
trình sinh sản, sinh trưởng và được tích tụ
nhiều trong gan, thận cá. Hơn nữa, nghiên
cứu của Paul-Prasanth (2011) cũng ghi nhận
q trình rách lớp vỏ phơi để thốt nang của
cá nếu diễn ra trong mơi trường sinh trưởng
có độc chất sẽ bị cản trở, làm cá nở bị dị
dạng hoặc thậm chí chết phơi.
Ƣớc tính nồng độ gây chết của o,p`- DDT
đối với phơi cá sóc

Kết quả ước tính các nồng độ gây chết phơi
cá sóc O. curvinotus trong bảng 2 và hình 3
cho thấy, tỷ lệ chết của phơi cá tăng tuyến tính
với nồng độ thuốc trừ sâu o,p`- DDT và tăng
khi thời gian phơi nhiễm kéo dài.
Bảng 2. Ước tính giá trị LC50 của o,p`- DDT
tại các thời điểm 24 giờ và 48 giờ
Nồng độ o,p`- DDT (μg/L )
Tỷ lệ chết
24 giờ
48 giờ
Giá trị ước tính
LC10
0,029188
0,005299
LC20
0,047077
0,017448
LC30
0,059977
0,026208
LC40
0,071000
0,033693
LC50
0,081302
0,040690

Hình 3. Ước tính giá trị LC50 của o,p`- DDT tại các thời điểm 24 giờ và 48 giờ:
a) Tại thời điểm 24 giờ; b) Tại thời điểm 48 giờ

342


Đánh giá độc tính của thuốc trừ sâu

Kết quả nghiên cứu của bài báo đã chỉ ra
ảnh hưởng của hóa chất bảo vệ thực vật trong
môi trường nước đến sự phát triển của các loài
động vật thủy sinh. Giá trị LC50 ghi nhận tại
hai thời điểm phơi nhiễm 24 giờ và 48 giờ lần
lượt là 0,0813; 0,0406 g/L và tỷ lệ chết của
phôi cá tăng dần theo nồng độ thuốc trừ sâu
và theo thời gian phơi nhiễm. Điều này là do
DDT có khả năng tích lũy trong cơ thể người
và động vật, nhất là các mô mỡ, mô sữa, đến
khi đủ lượng gây độc thì DDT sẽ gây ra các
ảnh hưởng nghiêm trọng về mặt sinh học thậm
chí làm chết sinh vật (Gerberding, 2002).
DDTs có mặt trong mơi trường đã làm xáo
trộn điều kiện sống, gây stress cho cơ thể sinh
vật. Khi stress tại vỏ thượng thận tiết ra
cortisol, kích thích chuyển hóa glycogen trong
các cơ quan thành glucose trong huyết tương
làm tăng huyết áp, tăng đường huyết và kháng
miễn dịch (Mai Thế Trạch và Nguyễn Thy
Khuê, 2007). Khi cá bị stress kéo dài dẫn đến
nồng độ cortisol cao và làm ảnh hưởng đến sự
sinh trưởng của cá (Barton et al., 1987).
Kết quả thí nghiệm này cũng phù hợp với
một số nghiên cứu đã công bố trước đây

(Tymothy C. Marrs, 2012; Narahashi, 2010;
Peters, 1986). Tymothy C. Marrs (2012) đã
chứng minh rằng DDT xâm nhập vào cơ thể
sẽ gây ảnh hưởng đến cột sống và thậm chí là
tủy sống, làm v o xương sống của phôi cá.
Nguyên nhân là khi DDT đi vào phơi cá sóc,
chúng sẽ chuyển đổi thành DDE thông qua
việc loại bỏ hydro chloride. DDE ưa béo hơn
DDT và là hợp chất tích tụ sinh học chính
trong nhóm DDT. Các chất này tích tụ nhiều
trong máu, mỡ của cá sóc và gây độc ở gan,
não, thận, mơ - tuyến thượng thận, hệ thần
kinh của cá sóc. Chúng làm thay đổi các đặc
tính sinh lý và điện sinh lý của màng tế bào
thần kinh, xâm nhập vào gan và tạo thành các
khối u. o,p`- DDT hấp thụ vào cơ thể, vào
bạch huyết và chuyển thành lipid và các
protein huyết tương. Khi nồng độ hấp thụ đạt
ngưỡng sẽ làm cá tử vong, làm tổn thương não
và hệ thần kinh - yếu tố quan trọng nhất làm
phôi cá mất khả năng sinh sống (Narahashi,
2010). Bên cạnh sự khác nhau về độc tính của
các độc tố mơi trường, khả năng gây độc của
hóa chất bảo vệ thực vật cũng có xu hướng

phụ thuộc vào trọng lượng và kích thước của
cá thể nghiên cứu. Những cá thể nhỏ hơn dễ
bị ảnh hưởng khi phơi nhiễm với nồng độ thấp
hơn. Bên cạnh đó, những cá thể nhỏ thường
có độ hơ hấp và q trình tuần hồn trao đổi

chất cao làm cho lượng hóa chất bảo vệ thực
vật đi vào cơ thể nhanh hơn những cá thể có
kích thước lớn (Peters, 1986).
KẾT LUẬN
Kết quả nghiên cứu cho thấy, với nồng độ
o,p`- DDT phơi nhiễm là 0,01; 0,03; 0,05;
0,07; 0,1; 0,15; 0,17 µg/L và 0 µg/L, sau 24
và 48h hầu hết phơi cá sóc đều khơng có khả
năng sống sót. Trong đó, nồng độ (0,17 g/L)
ghi nhân tỷ lệ chết cao nhất là 62,2% và 75%
sau 24 giờ và 48 giờ phơi nhiễm so với mẫu
đối chứng có tỷ lệ sống sót là 100% ở cả hai
thời điểm thử nghiệm.
Những phơi cá sóc phơi nhiễm với thuốc
trừ sâu o,p`- DDT có xu hướng dị dạng bào
quan, mắt bị phù nề ngay ở nồng độ thấp
(0,01 µg/L) so với phôi cá ở mẫu đối chứng.
Kết quả nghiên cứu cũng ghi nhận giá trị
LC50 ở 24 giờ và 48 giờ của phơi cá sóc
tương ứng là 0,0813 µg/L và 0,0406 µg/L và
các nồng độ này đều gây tác động mạnh đến
nhịp tim của phôi cá.
TÀI LIỆU THAM KHẢO
Barbara J., Katarzyna U., Magorzata W.,
2002. The effect of temperature and heavy
metals on heart rate changes in common
carp Cyprinus carpio L. and grass carp
Ctenopharyngodon idella (val.) during
embryonic development. Archives of
Polish Fisheries, 89–131.

Barton B. A., Shreck C. B., Barton L. D.,
1987. Effect of chronic cortisol
administration and daily acute stress on
growth, physilogical conditions, and stress
responses in juvenile rainbow trout.
Disease of Aquatic Organism, 2: 173–185
Bononi V. L. R., Machado K. M. G.,
Matheu D. R., 2005. Ligninolytic
enzymes production and Remazol
Brilliant Blue R decolorization by
tropical Brazilian Basidiomycetes fungi.
Razilian, 36: 246–252.
343


Tran Thi Thu Huong et al.

Bộ Nông nghiệp và Phát triển nông thôn,
2014. Báo cáo Thực trạng và
giải pháp quản lý thuốc bảo vệ thực vật.
Bộ Tài nguyên và Môi trường, 2015. Báo cáo
đánh
giá
5
năm
thực
hiện
Quyết định 1946/QĐ-TTG của Thủ tướng
chính phủ.
Brodeur J. C., Dixon D. G., McKinley R. S.,

2001. Assessment of cardiac output as a
predictor of metabolic rate in rainbow
trout - J. Fish Biol., 58: 439–452.
Công ước Stockholm về các chất ô nhiễm hữu
cơ khó phân hủy - POP, 2011.
Ben- Dyke R., Sanderson D., Noakes D.,
1970. Acute toxicity data for pesticides.
World Rev Pestic Cont, 9: 119–127.
Gerberding J. L., 2002. Toxicological Profile
for
DDT,
DDE
and
DDD. Agency for Toxic Substances &
Disease Registry, USA.
Iucnredlist.org, 2018. The UICN Red List of
Threatened Species. Online, Accessed
(25/3/2018).
Iwata H., Tanabe S., Sakai N., Tatsukawa R.,
1993.
Distribution
of
persistent
organochlorines in the oceanic air and
surface seawater and the role of ocean on
their global transport and fate. Environ.
Sci. Technol., 27: 1080–1098.
Lucas M.C., 1994. Heart rate as an indicator
of metabolic rate and activity in adult
Atlantic salmon Salmo salar. J. Fish Biol.,

44: 889–903
Mai Thế Trạch, Nguyễn Thy Khuê, 2007. Nội
Tiết Học Đại Cương. Nxb Y học chi
nhánh Tp. HCM.
Narahashi T., 2010. Neurophysiological
effects of insecticides. Handbook of
Pesticide Toxicology, pp. 799–816.
Paul-Prasanth B., Shibata Y., Horiguchi R.,
Nagahama Y., 2011. Exposure to
diethylstilbestrol during embryonic and

344

larval stages of medaka fish (Oryzias
latipes) leads to sex reversal in genetic
males and reduced gonad weight in
genetic females. Endocrinology, 152(2):
707–717
Pereira W., Domagalski J., Hostettler F.,
Brown L., Rapp J. B., 1996. Occurrence
and accumulation of pesticides and
organic contaminants in river sediment,
water and clam tissues from the San
Joaquin River and tributaries, California.
Environ. Sci. Technol., 15(2): 172–180.
Peters R. H., 1986. The ecological
implications of body size. Cambridge
Studies in Ecology. Cambridge University
Press, pp. 344.
Staples C., Werner A., Hoogheem T., 1985.

Assessment
of
priority
pollutant
concentrations in the United States using
STORET database. Environ Toxicol
Chem., 4: 131–142.
Timothy C. M., 2012. Mammalian
Toxicology
of
Insecticides.
PSC
Publishing, no. Toxicology, pp. 18.
Tổng cục Môi trường, 2014. Báo cáo kỷ yếu
10 năm thực hiện công ước Stockholm về
các chất ô nhiễm hữu cơ khó phân hủy tại
Việt Nam.
Tổng cục Mơi trường, 2015. Báo cáo kết quả
điều
tra,
khảo
sát
100-150
điểm ô nhiễm môi trường do hóa chất Bảo
vệ thực vật POP tồn lưu tại Việt Nam,
Ban Quản lý dự án POP Pesticides.
Tổng cục Môi trường, 2015. Hiện trạng ơ
nhiễm mơi trường do hóa chất
Bảo vệ thực vật tồn lưu thuộc nhóm chất
hữu cơ khó phân hủy tại Việt Nam

Uchida
M., Nakamura
H., Kagami
Y., Kusano T., Arizono K.,
2010.
Estrogenic effects of o,p'-DDT exposure
in Japanese medaka Oryzias latipes. J
Toxicol Sci., 35(4): 605–608.