Đánh giá sự tích tụ kim loại nặng (cd, pb cu và zn) của cá chép (cyprinus carpio) và cá rô phi (oreochromis niloticus) trong lưu vực sông nhuệ đáy

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN




NGUYỄN THỊ HỒNG VÂN




ĐÁNH GIÁ SỰ TÍCH TỤ KIM LOẠI NẶNG (Cd, Pb, Cu, và Zn) CỦA
CÁ CHÉP (CYPRINUS CARPIO) VÀ CÁ RÔ PHI (OREOCHROMIS
NILOTICUS) TRONG LƯU VỰC SÔNG NHUỆ - ĐÁY





LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC

Hà Nội - 2014




ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN




NGUYỄN THỊ HỒNG VÂN




ĐÁNH GIÁ SỰ TÍCH TỤ KIM LOẠI NẶNG (Cd, Pb, Cu, và Zn) CỦA
CÁ CHÉP (CYPRINUS CARPIO) VÀ CÁ RÔ PHI (OREOCHROMIS
NILOTICUS) TRONG LƯU VỰC SÔNG NHUỆ - ĐÁY




Chuyên ngành: Sinh thái học

Mã số: 60420120



LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC



NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC
TS. NGÔ THỊ THÚY HƯỜNG
PGS. TS. LÊ THU HÀ




Hà Nội – 2014



LỜI CẢM ƠN
Với tình cảm chân thành, xin được gửi lời cảm ơn sâu sắc nhất tới TS. Ngô Thị
Thúy Hường và PGS. TS. Lê Thu Hà - những người đã tận tình chỉ bảo, hướng dẫn tôi
trong quá trình nghiên cứu và giúp đỡ tôi hoàn thành luận văn này.
Tôi xin gửi lời cảm ơn đến các thầy cô, cán bộ của phòng thí nghiệm Sinh thái
học và Sinh học môi trường đã giúp đỡ chúng tôi về trang thiết bị kỹ thuật để thực hiện
nghiên cứu này. Tôi cũng xin gửi lời cảm ơn đến các anh, chị, bạn bè đang công tác tại
Viện Địa chất và Khoáng sản, cảm ơn các em sinh viên lớp Cử nhân tài năng Sinh học
khóa K13 đã nhiệt tình tham gia cùng nghiên cứu.
Tôi cũng xin được gửi lời cảm ơn đến quý thầy cô đã giảng dạy trong chương
trình cao học Sinh thái học, các thầy cô đã truyền đạt cho tôi những kiến thức nền tảng

rất bổ ích về sinh thái học và môi trường đồng thời đã giúp đỡ tôi rất nhiều trong suốt
quá trình học tập và nghiên cứu.
Nghiên cứu này là một phần của đề tài được tài trợ bởi Quỹ Phát triển Khoa
học và Công nghệ Quốc gia (Nafosted), mã số 106.13-2011.04. Xin được cảm ơn Quỹ
Phát triển Khoa học và Công nghệ Quốc gia (Nafosted) đã tạo điều kiện về kinh phí
giúp đỡ chúng tôi thực hiện nghiên cứu này.
Cuối cùng, tôi xin gửi những tỉnh cảm sâu sắc nhất tới gia đình và bạn bè,
những người luôn quan tâm và động viên tôi trong suốt quá trình học tập và nghiên
cứu.
Hà Nội, tháng 4 năm 2014
Học viên

Nguyễn Thị Hồng Vân


MỤC LỤC
MỞ ĐẦU 1
CHƯƠNG I: TỔNG QUAN TÀI LIỆU 3
1.1. Tổng quan về kim loại nặng 3
1.1.1. Định nghĩa kim loại nặng 3
1.1.2. Tính chất của kim loại nặng 3
1.1.2. Tình hình ô nhiễm kim loại nặng 5
1.2. Đặc tính và ảnh hưởng của một số kim loại nặng nghiên cứu lên động vật thủy
sinh 7
1.2.1 Cađimi (Cd) 7
1.2.2. Chì (Pb) 9
1.2.3. Đồng (Cu) 10
1.2.4. Kẽm (Zn) 11
1.3. Tổng quan về loài nghiên cứu và khu vực nghiên cứu 13
1.3.1. Đặc điểm phân loại, phân bố và sinh học của loài nghiên cứu 13

1.3.2. Đặc điểm khu vực nghiên cứu 17
1.4. Tình hình nghiên cứu trong và ngoài nước về tác động của kim loại nặng trên
động vật thủy sinh 22
1.4.1. Các nghiên cứu trên thế giới 22
1.4.2. Các nghiên cứu ở Việt Nam 23
CHƯƠNG II: THỜI GIAN, ĐỐI TƯỢNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
26
2.1. Đối tượng nghiên cứu 26
2.2. Thời gian và địa điểm nghiên cứu 26
2.2.1. Địa điểm nghiên cứu 26
2.2.2. Thời gian nghiên cứu 28
2.3. Phương pháp nghiên cứu 28


2.3.1. Phương pháp thu mẫu ngoài thực địa 28
2.3.2. Phương pháp chuẩn bị mẫu phân tích 28
2.3.3. Phương pháp phân tích mẫu 31
2.3.4. Phương pháp xử lý số liệu 31
CHƯƠNG III: KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN 33
3.1. Đặc điểm môi trường LVS Nhuệ - Đáy 33
3.1.1. Các đặc tính thủy lý, thuỷ hóa của LVS Nhuệ - Đáy 33
3.1.2. Hàm lượng KLN trong nước và bùn đáy của LVS 35
3.2. Hàm lượng KLN trong các mô sinh học của cá chép và rô phi. 40
3.2.1. Hàm lượng Zn trong các mô cá 42
3.2.2. Hàm lượng Cu trong các mô cá 44
3.2.3. Hàm lượng Pb trong các mô cá 46
3.2.4. Hàm lượng Cd trong mô cá 48
3.3. Tương quan giữa nồng độ KLN trong môi trường và sự tích tụ của chúng trong
các mô sinh học 52
3.3.1. Tương quan giữa nồng độ KLN trong nước với KLN trong mô cá 52

3.3.2. Tương quan giữa hàm lượng KLN trong bùn đáy với sự tích tụ của chúng
trong các mô cá 63
KẾT LUẬN 70
KIẾN NGHỊ 71
TÀI LIỆU THAM KHẢO 72









DANH MỤC BẢNG
Bảng 3.1. Chỉ tiêu thủy lý, hóa của nước mặt thuộc LVS Nhuệ - Đáy (giá trị trung bình
±SEM) 33
Bảng 3.2. Hàm lượng Zn, Cu, Pb, Cd (mg/kg w.w.) trong các cơ quan của cá chép và
cá rô phi thu thập từ các mặt cắt khác nhau (giá trị trung bình ± SEM) 41
Bảng 3.3. Tổng hợp các mối tương quan giữa nồng độ KLN trong nước (mg/l) với sự
tích tụ KLN trong các mô của cá chép và cá rô phi (mg/kg w.w.). 52
Bảng 3.4. Tổng hợp các mối tương quan giữa hàm lượng KLN trong bùn đáy (mg/kg
d.w.) và sự tích tụ KLN trong các mô của cá chép và cá rô phi (mg/kg w.w.) 63
Bảng 3.5. Tổng hợp các mối tương quan giữa hàm lượng KLN trong bùn đáy (mg/kg
d.w.) với sự tích tụ của chúng trong các mô của cá chép (mg/kg w.w.) theo mặt cắt. 65
Bảng 3.6. Tổng hợp các mối tương quan giữa hàm lượng KLN trong bùn đáy (mg/kg
d.w.) với sự tích tụ KLN trong các mô của cá rô phi (mg/kg w.w) theo mặt cắt 66

DANH MỤC HÌNH
Hình 1.1. Ô nhiễm kim loại nặng trong đất và nước do tác động của con người (Singh
& Steinnes, 1994). 5
Hình 1.2. Cá chép (Cyprinus carpio) 13
Hình 1.3. Cá rô phi (Oreochromis niloticus) 15
Hình 2.1. Vùng nghiên cứu và điểm thu mẫu thuộc LVS Nhuệ - Đáy. 27
Hình 2.2. Nội quan cá xương (Nguồn ảnh: Bách khoa tri thức) 29
Hình 3.1. Biến động hàm lượng các KLN trong nước theo mặt cắt 35
Hình 3.2. Biến động hàm lượng các KLN trong nước theo mùa 37
Hình 3.3. Biến động các KLN trong bùn đáy theo mặt cắt (mg/kg d.w.) 38
Hình 3.4. Biến động các KLN trong bùn đáy theo mùa (mg/kg d.w.) 39
Hình 3.5. Biến động hàm lượng Zn trong mô cá chép và cá rô phi theo mặt cắt. 42
Hình 3.6. Biến động hàm lượng Zn trong các mô cá chép và cá rô phi theo mùa 44
Hình 3.7. Biến động hàm lượng Cu trong các mô cá chép và cá rô phi theo mùa 45
Hình 3.8. Biến động hàm lượng Pb trong các mô cá chép và cá rô phi theo mặt cắt 46
Hình 3.9. Biến động hàm lượng Pb trong các mô cá chép và cá rô phi theo mùa 47

Hình 3.10. Biến động hàm lượng Cd trong các mô cá chép và cá rô phi theo mặt cắt . 49
Hình 3.11. Biến động hàm lượng Cd trong các mô cá chép và cá rô phi theo mùa 50
Hình 3.12.a.b.c. Tương quan giữa nồng độ Pb trong nước (mg/l) với sự tích tụ Pb trong
gan cá chép, thận cá chép và thận cá rô phi (mg/kg w.w.) tại mặt cắt 2. 55
Hình 3.13. Tương quan giữa nồng độ Zn trong nước (mg/l) và sự tích tụ Zn trong gan
cá chép (mg/kg w.w.) tại mặt cắt 3. 56


Hình 3.14. Tương quan giữa nồng độ Cu trong nước (mg/l) với sự tích tụ Cu trong
mang rô phi (mg/kg w,w) tại mặt cắt 3. 56
Hình 3.15. Tương quan giữa nồng độ Cd trong nước (mg/l) với sự tích tụ Cd trong
mang rô phi (mg/kg w.w.) tại mặt cắt 3. 57
Hình 3.16. Tương quan giữa nồng độ Zn trong nước (mg/l) với sự tích tụ Zn trong
mang cá chép (mg/kg w.w.) tại mặt cắt 4. 57
Hình 3.17.a.b. Tương quan giữa nồng độ Cd trong nước (mg/l) với sự tích tụ Cd trong
mang và gan cá chép (mg/kg w.w.) tại mặt cắt 4. 58
Hình 3.18.a.b.c. Tương quan giữa nồng độ Cu trong nước (mg/l) với sự tích tụ Cu
trong các mô mang, thận, cơ cá rô phi (mg/kg w.w.) tại mặt cắt 4. 59
Hình 3.19. Tương quan giữa nồng độ Cd trong nước (mg/l) với sự tích tụ Cd trong
mang cá rô phi (mg/kg w.w.) tại mặt cắt 4. 60
Hình 3.20.a.b. Tương quan giữa nồng độ Pb trong nước (mg/l) với sự tích tụ Pb trong
mang và gan cá chép (mg/kg w.w.) tại mặt cắt 5. 61
Hình 3.21. Tương quan giữa nồng độ Zn trong nước (mg/l) với sự tích tụ Zn trong gan
cá rô phi (mg/kg w.w.) tại mặt cắt 5. 62

DANH MỤC TỪ VIẾT TẮT
ANOVA
Analysis of variance (phân tích phương sai)
BTNMT
Bộ Tài nguyên Môi trường
FAO
Food and Agriculture Organization of the United Nations (Tổ
chức Lương thực và Nông nghiệp Liên Hiệp Quốc)
ICP-MS
Inductively coupled plasma mass spectrometry (phương pháp khối phổ
plasma cảm ứng)
KLN
Kim loại nặng
LVS
Lưu vực sông
MC1
Mặt cắt 1
MC2
Mặt cắt 2
MC3
Mặt cắt 3

MC4
Mặt cắt 4
MC5
Mặt cắt 5
mg/kg w.w.
mg/kg trọng lượng mẫu ướt
mg/kg d.w.
mg/kg trọng lượng mẫu khô
NTTS
Nuôi trồng thủy sản
QCVN
Quy chuẩn Việt Nam
QĐ-BYT
Quy định - Bộ y tế
SEM
Standard Error of Mean (Độ lệch tiêu chuẩn của giá trị trung bình)
TCCP
Tiêu chuẩn cho phép
WHO
World Health Organization (Tổ chức Y tế Thế giới)
1

MỞ ĐẦU
Những năm gần đây, nền kinh tế - xã hội của đất nước đang có những bước tiến
vượt bậc. Tốc độ phát triển kinh tế nhanh, đặc biệt là tốc độ phát triển của các ngành
công nghiệp nhưng lại không có sự tương xứng trong phát triển các mô hình xử lý chất
thải công nghiệp đã dẫn đến những hệ quả rất xấu cho môi trường trong đó có hiện
trạng ô nhiễm kim loại nặng (KLN) ở các lưu vực sông. Kim loại nặng là thành phần
đặc trưng của chất thải công nghiệp và chất thải sinh hoạt. Việc xả thải ồ ạt các chất
thải công nghiệp và sinh hoạt chưa qua xử lý vào các lưu vực sông đã khiến cho chất

lượng nước và bùn đáy bị suy giảm nghiêm trọng. Hàm lượng cao của các KLN được
tích tụ trong nước và bùn đáy sẽ gây ảnh hưởng đến sự phát triển của các loài động
thực vật thủy sinh. Các kim loại này sẽ được tích tụ trong các mô của sinh vật thủy
sinh, ảnh hưởng đến các quá trình sinh lý và sinh hóa của sinh vật, hơn nữa có thể gây
ảnh hưởng đến sức khỏe con người thông qua chuỗi thức ăn. Zn, Cu, Pb, Cd đều là các
KLN có thể gây độc với sinh vật khi được tích tụ ở nồng độ cao trong đó Pb và Cd là
các kim loại rất độc, Zn và Cu là các kim loại thiết yếu cho cơ thể sinh vật nhưng ở
nồng độ dư thừa lại tác động xấu đến sự phát triển của sinh vật.
Lưu vực sông Nhuệ - Đáy hiện đang chịu tác động của nước thải từ các khu
công nghiệp và các khu dân cư tập trung ở các tỉnh và thành phố thuộc lưu vực sông.
Theo số liệu thống kê các tỉnh năm 2007, số các nhà máy, xí nghiệp đóng trên lưu vực
là 156.259 cơ sở (Hà Nội 74.493, Hà Nam 22.700, Nam Định 36.000, Ninh Bình
21.466 và Hòa Bình 1.600 cơ sở). Dân số trên lưu vực sông Nhuệ, Đáy ước tính đến
nay khoảng hơn 10 triệu người, mật độ trung bình đạt 1405 người/km
2
, cao gấp 5,5 lần
so với bình quân chung của cả nước (252 người/km
2
). Với mật độ dân cư, nhà máy, xí
nghiệp dày đặc như vậy, lưu vực sông đang phải tiếp nhận một lượng KLN rất lớn từ
nguồn chất thải công nghiệp và sinh hoạt. Các kim loại này sau khi được đổ vào các
con sông sẽ được lưu lại trong nước, tích tụ trong bùn đáy và sinh vật thủy sinh. Trước
2

hiện trạng này, một số cơ quan, tổ chức trong và ngoài nước đã tiến hành những nghiên
cứu và đánh giá hiện trạng môi trường trên hệ thống sông Nhuệ - Đáy cũng như hiện
trạng môi trường nước phục vụ nuôi trồng thuỷ sản (NTTS). Tuy nhiên, những nghiên
cứu này hầu như chưa đánh giá mức độ tích tụ sinh học của các KLN ở sinh vật thủy
sinh mà chỉ tập trung vào việc đánh giá mức độ ô nhiễm môi trường do tác động của
các nhà máy, làng nghề, nước thải sinh hoạt, dựa vào tiêu chuẩn nước sinh hoạt, nước

dùng cho NTTS và nước thải. Vì vậy, nghiên cứu “Đánh giá sự tích tụ kim loại nặng
(Cd, Pb, Cu và Zn) của cá chép (Cyprinus carpio) và cá rô phi (Oreochromis
niloticus) trong lưu vực sông Nhuệ - Đáy” là vô cùng cần thiết, nhằm góp phần đánh
giá thực trạng ô nhiễm môi trường, đánh giá mức độ tích tụ KLN trong hai loài cá kinh
tế, phục vụ cho ngành NTTS và nâng cao nhận thức về an toàn vệ sinh thực phẩm cho
người tiêu dùng. Nghiên cứu được tiến hành với các mục tiêu sau đây:
1. Đánh giá sự tích tụ các KLN Cd, Pb, Cu và Zn trong nước và trầm tích thuộc
lưu vực sông (LVS) Nhuệ - Đáy.
2. Đánh giá mức độ tích tụ sinh học của các KLN trong các mô mang, gan, thận,
cơ của hai loài cá chép và rô phi trên sông Nhuệ, sông Đáy và các ao nuôi thủy
sản sử dụng nước của hai sông này.
3. Đánh giá được mối liên hệ giữa hàm lượng KLN trong nước và bùn đáy đối với
sự tích tụ sinh học trong các loài cá nghiên cứu, góp phần khuyến cáo về an toàn
vệ sinh thực phẩm.




3

CHƯƠNG I: TỔNG QUAN TÀI LIỆU
1.1. Tổng quan về kim loại nặng
1.1.1. Định nghĩa kim loại nặng
Kim loại nặng là những kim loại có tỷ trọng lớn hơn 5g/cm
3
và thông thường
chỉ bao gồm những kim loại hoặc các á kim liên quan đến sự ô nhiễm và độc hại. Tuy
nhiên chúng cũng bao gồm những nguyên tố kim loại cần thiết cho sinh vật ở nồng độ
thấp [34]. Kim loại nặng được chia làm 3 loại: các kim loại độc (Hg, Cr, Pb, Zn, Cu,
Ni, Cd, As, Co, Sn,…), những kim loại quý (Pd, Pt, Au, Ag, Ru,…), các kim loại

phóng xạ (U, Th, Ra, Am,…). Tỷ trọng của những kim loại này thông thường lớn hơn
5g/cm
3
[23].
Các KLN và muối của chúng là những chất độc hại và là chất khá bền vững, khó
phân hủy sinh học. Những kim loại này có mặt trong hầu hết các loại nước thải công
nghiệp, đặc biệt là các ngành liên quan tới kim loại như: công nghiệp mạ, hóa chất, sản
xuất pin, cơ khí… [10].
1.1.2. Tính chất của kim loại nặng
Kim loại nặng không bị phân hủy sinh học [26], không độc khi ở dạng nguyên
tố tự do nhưng nguy hiểm đối với sinh vật sống khi ở dạng cation do khả năng gắn kết
với các chuỗi cacbon ngắn dẫn đến sự tích tụ trong cơ thể sinh vật sau nhiều năm [49].
Đối với con người, một số nguyên tố KLN gây độc như Pb, Hg, Al, As, Cd, Ni…
Trong các KLN, một số rất cần thiết cho sức khỏe con người, chẳng hạn như Fe, Zn,
Mg, Co, Mn và Cu; mặc dù với lượng rất ít nhưng chúng hiện diện trong các quá trình
chuyển hóa sinh hoá của sinh vật. Tuy nhiên, nếu các nguyên tố này tích tụ trong cơ thể
ở mức cao, vượt quá ngưỡng cần thiết thì chúng là trở nên nguy hại đối với đời sống
của sinh vật [29]. Các nguyên tố kim loại còn lại là các nguyên tố không thiết yếu và
có thể gây độc tính cao khi hiện diện trong cơ thể; tuy nhiên tính độc chỉ thể hiện khi
chúng đi vào chuỗi thức ăn. Các nguyên tố này bao gồm Hg, Ni, Pb, As, Cd, Al, Pt và
4

Cu ở dạng ion kim loại. Chúng đi vào cơ thể qua các con đường hấp thụ của cơ thể như
hô hấp, tiêu hóa và qua da. Nếu KLN đi vào cơ thể và tích lũy bên trong tế bào lớn hơn
sự phân huỷ chúng và thải độc của tế bào thì chúng sẽ tăng dần và sự ngộ độc sẽ xuất
hiện [29]. Do vậy người ta bị ngộ độc không những khi bị phơi nhiễm với hàm lượng
cao của KLN mà cả khi với hàm lượng thấp và thời gian phơi nhiễm kéo dài sẽ đạt đến
hàm lượng gây độc. Tính độc hại của các KLN được thể hiện qua:
(1) Một số KLN có thể bị chuyển từ dạng có độc tính thấp sang dạng có độc tính
cao hơn trong một vài điều kiện môi trường, ví dụ các hợp chất hữu cơ của thủy

ngân độc hơn nhiều so với thuỷ ngân vô cơ.
(2) Sự tích tụ và khuếch đại sinh học của các kim loại này qua chuỗi thức ăn có thể
làm tổn hại các hoạt động sinh lý bình thường và sau cùng gây nguy hiểm cho
sức khỏe của con người.
(3) Tính độc của các nguyên tố này có thể ở một nồng độ rất thấp khoảng 0,1 - 10
mg/l [21].
Tính độc của kim loại có thể bị thay đổi bởi các nhân tố vô sinh như nhiệt độ, độ
pH, thế ô xi hoá khử (Eh), ánh sáng, độ ẩm, lượng mưa, tốc độ gió, tia bức xạ.
Độ pH: pH có ảnh hưởng rõ rệt đối với độ hoà tan của kim loại trong đất và nước.
Nếu pH giảm, một số kim loại trở nên dễ tan hơn các loại khác và do đó có khả năng
hoạt động sinh học cao hơn. Ví dụ ở pH dưới 4,5, độ tan của nhôm (Al) tăng đột ngột
và trở thành nhân tố làm chết cá ở những hồ bị axit hóa [56]. Ở những vùng nhiễm
phèn, hàm lượng Fe và Al vượt quá ngưỡng chịu đựng của cá, cá sẽ chết do mang bị
đóng cứng bởi các hợp chất của Fe và Al, quan sát hiện tượng cá chết người ta thấy
trên mang chúng xuất hiện lớp rỉ màu đỏ nâu đó là do quá trình oxy hóa các KLN như
sắt, nhôm.
Nhiệt độ: nhiệt độ môi trường ảnh hưởng đến sự trao đổi chất của cả động vật
đẳng nhiệt và biến nhiệt. Đối với các loài cá ở cả nước mặn và nước ngọt, chưa tìm
5

thấy mối liện hệ đặc biệt nào giữa độ độc của kim loại với nhiệt độ. Tuy nhiên, đối với
động vật không xương sống nước mặn, phần lớn tính độc của các kim loại đều tăng khi
nhiệt độ môi trường tăng. Tính độc của kim loại khác nhau giữa các kim loại và các
loài cá. Đối với cá hồi, độ độc của Cu tăng khi nhiệt độ giảm và độ độc của AgNO
3

tăng khi nhiệt độ tăng. Đối với các loài cá không phải họ cá hồi, độ độc của Cd giảm
xuống khi nhiệt độ tăng [38].
Sự phối kết hợp giữa các kim loại: Trong hầu hết các trường hợp, khi có sự kết
hợp giữa các kim loại, chúng sẽ tăng thêm tính độc. Chỉ một số ít các trường hợp, khi

một kim loại được thêm vào sẽ làm giảm độc tính của kim loại khác. Ví dụ Ag sẽ làm
cản trở những tác động của Cd lên trứng cá bơn [38].
1.1.2. Tình hình ô nhiễm kim loại nặng
Kim loại nặng hiện diện trong tự nhiên đều có trong đất và nước, hàm lượng của
chúng thường tăng cao do tác động của con người. Các KLN do tác động của con
người là nguồn gây ô nhiễm KLN chủ yếu khi chúng đi vào môi trường đất và nước.
Các kim loại như As, Cd, Cu, Ni và Zn do con người thải ra môi trường ước tính nhiều
hơn so với nguồn kim loại có trong tự nhiên, đặc biệt Pb do con người thải ra cao hơn
Pb trong tự nhiên 17 lần [37].

Hình 1.1. Ô nhiễm kim loại nặng trong đất và nước do tác động của con người
(Singh & Steinnes, 1994).
6

Các hoạt động công nghiệp, nông nghiệp, các sản phẩm của quá trình xả thải,
sản phầm từ hoạt động sinh hoạt của con người, vv làm gia tăng nồng độ KLN trong
môi trường. Các kim loại được xả vào môi trường thường xuyên và liên tục và nhanh
chóng được phát tán ra xa nguồn thải và tác động gây độc của chúng vẫn tiếp tục diễn
ra cho dù chúng đã ngừng thải vào môi trường [37].
Đốt cháy các nhiên liệu hóa thạch làm giải phóng khoảng 20 kim loại độc quan
trọng vào môi trường như As, Cd, Pb và Ni [30]. Một số hoạt động và sản phẩm công
nghiệp có sử dụng và chứa hàm lượng cao các kim loại độc hại. Ví dụ Cd được sử
dụng trong mạ thép, hợp kim, chống ăn mòn, hàn, bột màu, nhựa, cao su, chất bán dẫn.
As được dùng trong quá trình luyện kim, có trong hầu hết tro than và khí thải của quá
trình đốt cháy nhiên liệu hóa thạch. Con người còn sử dụng asen trong các sản phẩm
bột màu, thủy tinh, dược phẩm, vv. Pb là một kim loại phổ biến, được ứng dụng nhiều
trong các sản phẩm công nghiệp và thương mại như phụ gia của xăng, pin, hợp kim
hàn, hệ thống ống nước, đạn dược, sơn, men gốm sứ…. Một kim loại phổ biến khác là
thủy ngân được sử dụng để sản xuất clo và soda trong công nghiệp sản xuất giấy và bột
giấy, công nghiệp sản xuất pin, bóng đèn huỳnh quang, công tắc điện, sơn và các sản

phẩm nông nghiệp, dược phẩm [37].
Trong nông nghiệp, các loại phân hóa học cũng là nguồn gây ô nhiễm KLN chủ
yếu, do nguồn nguyên liệu và quá trình sản xuất có chứa các loại KLN. Các KLN chủ
yếu có trong phân bón như Cd, Cr, Cu, Mn, Ni, Zn, Hg. Những kim loại này được cây
trồng hấp thụ và tích lũy trong sản phẩm. Người và gia súc dùng sản phẩm chứa các
kim loại này lâu ngày sẽ bị nhiễm độc. Hàm lượng của Cd trong phân lân biến động
khác nhau tùy thuộc vào nguồn gốc của đá phosphate. Phân lân có nguồn gốc từ đá
phosphate Bắc Carolina chứa Cd 0,054 g/kg, phân lân có nguồn gốc từ đá Sechura
chứa hàm lượng Cd 0,012 g/kg, trong khi đó phân lân có nguồn gốc từ đá phosphate
Gafsa chứa 0,07 g/kg [24]. Thuốc trừ sâu, thuốc diệt cỏ và các sản phẩm bảo vệ thực
7

vật, động vật khác là nguồn thải chính của As trong môi trường. As có nhiều trong
thuốc trừ sâu (ví dụ Pb
3
(AsO
4
)
2
), chất bảo quản gỗ, chất làm khô cây, thuốc diệt cỏ (ví
dụ Na
3
AsO
3
), thuốc nhuộm, chất bổ sung cho thức ăn gia súc, thuốc diệt ve trên gia
súc, vv. Thủy ngân được sử dụng như thuốc diệt nấm cho hạt giống, thuốc ức chế sự
phát triển của nấm trong các nhà máy giấy, vv. [37].
Kim loại nặng còn có mặt trong các sản phẩm thiết yếu phục vụ đời sống của
con người như sơn, nước máy, các hóa chất trong quá trình chế biến thực phẩm, mỹ
phẩm, dầu gội đầu, thuốc nhuộm tóc, thuốc đánh răng, xà phòng Con người có thể bị

nhiễm các kim loại này thông qua thức ăn, hô hấp hay hấp thụ qua da và chúng được
tích tụ trong các mô theo thời gian sẽ đạt tới hàm lượng gây độc.
Như vậy, trong đa số các trường hợp, các kim loại trở thành chất gây ô nhiễm là
do các hoạt động của con người. Chúng được thải vào nước, không khí và môi trường
đất thông qua chất thải, sản phẩm phụ từ sản xuất công nghiệp, khai thác mỏ, sản phẩm
đốt (than, dầu), thuốc trừ sâu, tiêu hủy chất thải, phân lân, sản xuất xi măng, đốt gỗ, vv.
Các chất gây ô nhiễm từ các nguồn trên sẽ làm ảnh hưởng đến cả môi trường không
khí, đất và nước.
1.2. Đặc tính và ảnh hưởng của một số kim loại nặng nghiên cứu lên động
vật thủy sinh
1.2.1 Cađimi (Cd)
Cd hiện diện khắp nơi trong lớp vỏ của trái đất với hàm lượng trung bình
khoảng 0,1 mg/kg. Hàng năm sông ngòi vận chuyển một lượng lớn Cd khoảng 15.000
tấn đổ vào các đại dương. Hàm lượng Cd được ghi nhận có thể lên đến 5 mg/kg trong
các trầm tích sông và hồ, từ 0,03 đến 1 mg/kg trong các trầm tích biển [54].
Cd là một trong những nguyên tố độc hại nhất, được sử dụng trong mạ thép, hợp
kim, chống ăn mòn, hàn, bộ phận điện, cao su, chất bán dẫn. Cd có thể xâm nhập vào
nguồn nước từ khai thác mỏ, dầu động cơ, hay từ các ngành công nghiệp hóa chất [37].
8

Trong nước, Cd tồn tại chủ yếu ở dạng Cd
2+
và rất dễ bị thủy phân trong môi trường
kiềm. Trung bình cứ 1 lít nước biển có chứa 1,1x10
-4
mg Cd ở dạng Cd
2+
. Ngoài dạng
hợp chất vô cơ, nó liên kết với các chất hữu cơ, đặc biệt là axit humic tạo thành phức
chất có khả năng hấp thụ tốt trên các hạt sa lắng [12].

Cd có cấu trúc điện tử tương tự Zn, tuy nhiên ái lực của chúng với nhóm
sulfhydryl (-SH) cao hơn so với Zn. Vì vậy, chúng can thiệp vào phản ứng của các
enzyme chứa Zn gây rối loạn trao đổi chất, Cd có thể thay thế Zn trong các tế bào thần
kinh gây suy giảm và mất trí nhớ. Cd cũng có thể gây nhiễu loạn các quá trình sinh học
có sự tham gia của Mg và Ca theo cách tương tự như đối với Zn [29].
Cd và các hợp chất của chúng là những chất cực độc ngay cả ở những nồng độ
rất thấp, chúng có thể được tích lũy sinh học trong các sinh vật thủy sinh và trong các
hệ sinh thái. Cd hấp thụ vào các cơ quan gan tụy, vỏ, mang và các bộ phận khác của
tôm. Gan tụy và mang hấp thụ cao nhất. Tuy nhiên, Cd ít ảnh hưởng đến quá trình lột
xác của tôm. Cd tích tụ phần lớn ở thận và có thời gian bán hủy sinh học dài, từ 10 - 35
năm [6].
Đối với con người, Cd được biết gây tổn hại đối với thận và xương ở liều lượng
cao. Nghiên cứu trên 1021 người đàn ông và phụ nữ bị nhiễm độc Cd ở Thụy Điển cho
thấy nhiễm độc kim loại này có liên quan đến gia tăng nguy cơ gãy xương ở độ tuổi
trên 50 [54]. Bệnh itai-itai là bệnh do sự ngộ độc Cd trầm trọng. Tất cả những bệnh
nhân với bệnh này điều bị tổn hại thận, xương đau nhức và trở nên xốp, giòn và dễ gãy
[45]. Cd gây rối loạn quá trình trao đổi Ca thông qua việc làm suy giảm nguồn năng
lượng dự trữ và hoạt tính của enzyme carbonic anhydrase, một enzyme đóng vai trò
quan trọng trong quá trình trao đổi, chuyển hoá Ca, đã được chứng minh trên loài trai
nước ngọt [41, 42, 43].
9

1.2.2. Chì (Pb)
Hàm lượng Pb trung bình trong thạch quyển ước khoảng 1,6x10
-3
phần trăm
trọng lượng, trong khi đó trong đất trung bình là 10
-3
phần trăm và khoảng biến động
thông thường là từ 0,2x10

-3
đến 20x10
-3
phần trăm. Pb hiện diện tự nhiên trong đất với
hàm lượng trung bình 10-84 mg/kg [40].
Trong khí quyển, hàm lượng Pb tương đối cao hơn so với các kim loại khác.
Nguồn chính của Pb phân tán trong không khí xuất phát từ quá trình đốt cháy các nhiên
liệu xăng chứa Pb và khói bụi từ các khu công nghiệp. Trong nước, Pb tồn tại ở dạng
Pb
+2
. Pb trong nước máy có nguồn gốc tự nhiên chiếm tỷ lệ khiêm tốn, nguồn chủ yếu
là từ đường ống dẫn và các thiết bị chứa nước [12].
Pb gây độc đối với hệ thần kinh trung ương (gây tổn thương vĩnh viễn), ức chế
tạo máu (can thiệp vào quá trình tổng hợp heme), thiếu máu, rối loạn chức năng thận
và là chất gây ung thư. Pb vô cơ ức chế tổng hợp hemoglobin dẫn đến bệnh thiếu máu.
Pb có cấu trúc tương tự ion canxi, do vậy Pb được đưa vào các tế bào thần kinh và ty
thể. Sự thay thế Ca
2+
trong các tổ chức làm ảnh hưởng đến các chức năng của tế bào
và các quá trình trao đổi chất, làm giảm quá trình tổng hợp ATP và dẫn đến xuất hiện
nhiều các hoạt động bất thường của tế bào. Pb sẽ làm ảnh hưởng đến sự dẫn truyền
xung thần kinh qua các xynap của nơ ron thần kinh [32]. Chu kì bán rã của Pb trong
máu khoảng một tháng, trong xương từ 20 - 30 năm [36]. Đối với sinh vật thủy sinh, độ
độc mãn tính của Pb là làm cho cá bị stress, đen vây. Độ độc cấp tính ảnh hưởng lên hệ
thống mang, làm tôm cá không hô hấp được. Đối với cá, khi độ cứng nhỏ hơn 50 mg
CaCO
3
/l thì hàm lượng Pb phải nhỏ hơn 4,0 mg/l. Trong nước lợ/mặn thì độ độc của
Pb lên thủy sinh vật sẽ giảm so với trong nước ngọt [6].
Tương tự đối với con người, Pb có tác động lên hệ enzyme, nhất là enzyme có

nhóm hoạt động chứa hyđro. Người bị nhiễm độc Pb sẽ bị rối loạn một số chức năng
cơ thể, thường là rối loạn chức năng trong cơ quan tạo huyết (tủy xương). Pb có thể
10

xâm nhập vào cơ thể qua nước uống, không khí bị ô nhiễm, thức ăn là động vật và thực
vật nhiễm Pb. Đặc tính nổi bật của Pb là sau khi xâm nhập vào cơ thể nó ít bị đào thải
mà tích tụ theo thời gian đến một mức độ nào đó mới gây độc hại. Xương là nơi tích
lũy Pb chủ yếu trong cơ thể, chiếm đến 95% tổng lượng Pb có trong cơ thể, nó kìm
hãm quá trình chuyển hóa canxi bằng cách trực tiếp hoặc gián tiếp thông qua quá trình
kìm hãm chuyển hóa vitamin D [12]. Khả năng loại bỏ Pb ra khỏi cơ thể rất chậm, chủ
yếu qua nước tiểu. Các hợp chất Pb hữu cơ rất bền vững và độc hại đối với con người,
có thể dẫn đến chết người [46].
Những biểu hiện của ngộ độc Pb cấp tính như nhức đầu, tính dễ cáu, dễ bị kích
thích, và nhiều biểu hiện khác nhau liên quan đến hệ thần kinh. Con người bị nhiễm
độc lâu dài đối với Pb có thể bị giảm trí nhớ, giảm khả năng hiểu, giảm chỉ số IQ, xáo
trộn khả năng tổng hợp hemoglobin có thể dẫn đến bệnh thiếu máu [36]. Pb cũng được
biết là tác nhân gây ung thư phổi, dạ dày và u thần kinh đệm [52]. Nhiễm độc Pb có thể
gây tác hại đối với khả năng sinh sản, gây sẩy thai, làm suy thoái nòi giống [28].
1.2.3. Đồng (Cu)
Đồng được tìm thấy tự nhiên trong các khoáng như cuprite (Cu
2
O), malachite
(Cu
2
CO
3
.Cu(OH)
2
), chalcopyrite (CuFeS
2

), chalcocite (Cu
2
S), và bornite (Cu
5
FeS
4
) và
trong nhiều hợp chất hữu cơ. Ion Cu (II) gắn kết qua ôxy đối với các tác nhân vô cơ
như H
2
O, OH
-
, CO
3
2-
, SO
4
2-
, vv.; còn đối với các tác nhân hữu cơ, gắn kết qua các
nhóm như phenolic và carboxylic [53]. Vì vậy hầu hết Cu trong tự nhiên là phức hợp
với các hợp chất hữu cơ [53]. Sự khuếch tán Cu từ các nguồn tự nhiên trên khắp thế
giới từ bụi được mang bởi gió trung bình hàng năm là 0,9-15 × 10
3
tấn, cháy rừng 0,1 -
7,5 × 10
3
tấn và hoạt động núi lửa 0,9 - 18 × 10
3
tấn [58].
Đồng được xem là một trong những nguyên tố cần thiết đối với sự phát triển của

thực vật, động vật và con người. Cu tham gia vào tạo hồng cầu, bạch cầu và là thành
phần của rất nhiều enzyme quan trọng, ví dụ như enzyme chống ô xi hoá superoxide
11

dismutase, cytochrom oxidase và các enzyme liên quan đến chức năng não và hệ tuần
hoàn. Cu tham gia vào việc sản xuất năng lượng, tạo sắc tố đen (melanin) và là kim
loại trung tâm của hemocyanin, sắc tố máu của các loài nhuyễn thể. Tuy nhiên, sự tích
tụ Cu với hàm lượng cao có thể gây độc cho cơ thể sinh vật. Cu
2+
là dạng độc nhất của
Cu và khi pH càng tăng thì các dạng của Cu sẽ thay đổi từ Cu
2+
, CuCO
3
, Cu(CO
3
)
2
2-
,
Cu(OH)
3
-
đến dạng cuối cùng là Cu(OH)
4
2-
. Cu
2+
ảnh hưởng đến 80% quá trình quang
hợp của tảo ở nồng độ 0,1 mg/l. Ở nồng độ 0,05 mg/l, Cu ức chế sự phát triển của tảo

đến 40%. Liều lượng 16 - 32 mg/kg thức ăn sẽ ảnh hưởng đến sự tăng trưởng của cá
nheo Mỹ nhưng không ảnh hưởng đến tế bào máu cũng như cơ cá. Microcystis sp. sẽ bị
tiêu diệt hoàn toàn ở liều lượng 63 mg/l ở dạng Cu
2+
của CuSO
4
.5H
2
O. Khi sử dụng
những hợp chất CuSO
4
thì sau 12 ngày hầu hết chúng ở dạng hòa tan và tiếp tục tồn
lưu trong môi trường đến ngày thứ 19. Độ độc của Cu sẽ giảm đi với sự hiện diện của
Fe, acid citric, EDTA, acid humic và các peptid. CaO có tác dụng làm giảm độ độc của
Cu
2+
do sự cạnh tranh giữa Ca
2+
và Cu
2+
trên bề mặt của các tế bào mang cá [6].
Ở người, đã phát hiện thấy Cu thực sự là tác nhân gây bệnh Wilson và những
người mắc bệnh này có chứa hàm Cu rất cao trong gan và não [58]. Các nghiên cứu y
học cho thấy khi nồng độ Cu cao hơn mức cho phép, một số người có dấu hiệu mắc
bệnh do Cu tích tụ trong gan, thận, não như bệnh về thần kinh schizophrenia. Ngược
lại, khi nồng độ Cu quá thấp, cơ thể sẽ phát triển không bình thường, đặc biệt là đối với
trẻ em [48].
1.2.4. Kẽm (Zn)
Hàm lượng Zn trung bình trong đất và đá thông thường gia tăng theo thứ tự: cát
(10-30 mg/kg), đá granit (50 mg/kg), sét (95 mg/kg), và bazan (100 mg/kg) [59]. Hàm

lượng Zn hiện diện tự nhiên trong đất 17 - 125 mg/kg. Cháy rừng phóng thích một
lượng lớn Zn vào không khí. Ước tính có khoảng 7600 tấn Zn trên toàn cầu được
phóng thích vào không khí mỗi năm do cháy rừng [40]. Sự phong hoá địa chất là một
12

trong những nguyên nhân phóng thích Zn vào môi trường. Mỗi năm trên thế giới có
khoảng 1 - 3 triệu tấn Zn từ các hoạt động khai thác mỏ, luyện kim đi vào môi trường
đất. Sử dụng phân bón hoá học cũng là một trong những nguyên nhân làm gia tăng hàm
lượng Zn trong môi trường [31]. Lượng Zn đi vào môi trường đất hàng năm từ việc sử
dụng phân bón trên thế giới khoảng 260 - 1100 tấn. Ngoài ra, nguồn đáng kể Zn đi vào
môi trường đất hàng năm trên thế giới khoảng 640 - 1914×10
3
tấn từ những chất thải
có chứa Zn như chất thải động vật, chất thải nông nghiệp, phân bón, bùn thải cống
rãnh, bụi than, nông dược, vv. [59].
Zn là nguyên tố cần thiết đối với cơ thể sinh vật cũng như đối với các loài thủy
sinh. Tuy nhiên, sự thiếu hụt hay dư thừa Zn đều gây hại đến cơ thể sinh vật. Trong cơ
thể sinh vật, Zn thường tích tụ chủ yếu trong gan, cơ quan tích tụ chủ yếu của các
nguyên tố vi lượng trong cơ thể; khoảng 2g Zn được thận lọc mỗi ngày. Hấp thụ nhiều
Zn có thể gây nôn, tổn hại thận, lách, làm giảm khả năng hấp thu Cu và gây bệnh thiếu
máu liên quan đến sự thiếu hụt Cu. Hấp thụ Zn trong khẩu phần ăn hàng ngày > 1000
mg gây nôn, sốt, tổn hại thận và lách, từ 200-500 mg/ngày gây xáo trộn dạ dày, buồn
nôn, hoa mắt. Hấp thụ Zn > 100 mg/ngày gây giảm sự hấp thụ Cu [33].

13

1.3. Tổng quan về loài nghiên cứu và khu vực nghiên cứu
1.3.1. Đặc điểm phân loại, phân bố và sinh học của loài nghiên cứu
1.3.1.1. Cá chép (Cyprinus carpio)
* Phân loại
Giới: Animalia (động vật)
Ngành: Chordata (động vật có dây sống)
Lớp: Actinopterygii (lớp cá vây tia)
Bộ: Cypriniformes (bộ cá chép)
Họ: Cyprinidae (họ cá chép)
Giống: Cyprinus (cá chép)
Loài: Cyprinus carpio.

Hình 1.2. Cá chép (Cyprinus carpio)
(Ảnh: Ngô Thị Thúy Hường)
14

* Phân bố
Cá chép phân bố rộng khắp trên toàn thế giới trừ Nam Mỹ, Tây Bắc Mỹ,
Madagasca và châu Úc. Ở Việt Nam, cá phân bố rộng trong sông ngòi, ao hồ, ruộng ở
hầu hết các tỉnh phía Bắc Việt Nam. Giới hạn trong tự nhiên của cá này về phía Nam là
sông Ba Nam Trung Bộ. Hiện nay do việc di chuyển và thuần hóa cá chép vào các tỉnh
phía Nam nên nó đã được phát tán ra nhiều vực nước tự nhiên. Cá có nhiều dạng hình
như: Cá chép trắng, chép cẩm, chép hồng, chép đỏ, chép lưng gù, chép thân cao, chép
Bắc Kạn v.v [7]
Hình thái: Thân cá hình thoi, mình dây, dẹp bên. Viền lưng cong, thuôn hơn
viền bụng. Đầu cá thuôn, cân đối. Mõm tù. Có hai đôi râu: Râu mõm ngắn hơn đường
kính mắt, râu góc hàm bằng hoặc lớn hơn đường kính mắt. Hàm dưới hơi dài hơn hàm

trên. Môi dưới phát triển hơn môi trên. Vẩy tròn lớn. Lưng xanh đen, hai bên thân phía
dưới đường bên vàng xám, bụng trắng bạc. Gốc vây lưng và vây đuôi hơi đen. Vây
đuôi và vây hậu môn đỏ da cam. Vây hậu môn viền sau lõm, tia đơn cuối hoá xương
rắn chắc và phía sau có răng cưa. Hậu môn ở sát gốc vây hậu môn. Vây đuôi phân thuỳ
sâu, hai thuỳ hơi tầy và tương đối bằng nhau [7].
Tập tính sinh sống: Cá Chép sống ở tầng đáy các vùng nước, nơi có nhiều mùn
bã hữu cơ, thức ăn đáy và cỏ nước. Cá chịu được nhiệt độ từ 0 - 40°C, thích hợp ở 20 -
27°C. Cá có thể sống trong điều kiện khó khăn khắc nghiệt [19].
Dinh dưỡng: Cá Chép ăn tạp, thiên về động vật không xương sống ở đáy. Tùy
theo kích thước cá và mùa vụ mà thành phần thức ăn có sự thay đổi nhất định. Cá Chép
nuôi, ngoài thức ăn tự nhiên trong các thủy vực, còn ăn các loại thức ăn gia công và
thức ăn nhân tạo khác [19].
Sinh trưởng, sinh sản: Cá chép là loài có kích cỡ trung bình, lớn nhất có thể đạt
tới 15 - 20 kg. Tốc độ tăng trưởng giảm dần theo chiều dài nhưng lại tăng dần theo
15

trọng lượng [19]. Cá Chép thành thục sau 1 năm tuổi. Sức sinh sản của cá lớn, khoảng
15 - 20 vạn trứng/1kg cá cái. Mùa sinh sản kéo dài từ mùa xuân đến mùa thu [7].
1.3.1.2. Cá rô phi (Oreochromis niloticus)
* Phân loại
Giới: Animalia (động vật)
Ngành: Chordata (động vật có dây sống)
Lớp: Actinopterygii (lớp cá vây tia)
Bộ: Perciformes (Bộ cá Vược)
Họ: Cichlidae (họ cá rô phi hay cá hoàng đế)
Giống: Oreochromis (giống cá rô phi)
Loài: Oreochromis niloticus.

Hình 1.3. Cá rô phi (Oreochromis niloticus)
(Ảnh: Ngô Thị Thúy Hường)

* Phân bố
Oreochromis niloticus là một loài cá thuộc họ Cá hoàng đế (Cichlidae), có
nguồn gốc từ châu Phi, là loài bản địa của khu vực từ Syria tới miền đông châu Phi,
16

qua Congo tới Liberia. Nó là loài cá có giá trị kinh tế cao và đã được đưa vào nuôi tại
nhiều khu vực khác nhau, trong đó có Việt Nam [19].
* Đặc điểm sinh học
Hình thái: Cá rô có thân hình màu hơi tím, vảy sáng bóng. Vi đuôi có màu sọc
đen sậm song song từ phía trên xuống phía dưới và phân bổ khắp vi đuôi. Vi lưng có
những sọc trắng chạy song song trên nền xám đen. Viền vi lưng và vi đuôi có màu
hồng nhạt. Toàn thân phủ vẩy, ở phần lưng có màu sáng vạng nhạt hoặc xám nhạt,
phần bụng có màu trắng ngà hoặc màu xanh nhạt. Trên thân có từ 6-8 vạch sắc tố chạy
từ lưng xuống bụng. Thân cao, hình hơi bầu dục, dẹp bên. Đầu ngắn. Hai hàm dài bằng
nhau, môi trên dầy[19].
Tập tính sinh sống: Cá rô phi sinh trưởng và phát triển trong nước ngọt, nước lợ
và có thể phát triển ở nước biển có độ mặn 32‰. Phát triển tối ưu ở độ mặn dưới
5
o
/
oo
. Cá sống ở tầng nước dưới và đáy, có thể chịu đựng được ở vùng nước có hàm
lượng ôxy hoà tan thấp 1mg/l, ngưỡng gây chết cho cá khoảng 0,3 - 1mg/l. Giới hạn
pH 5 - 11. Cá có nguồn gốc nhiệt đới, nhiệt độ thích hợp để phát triển là 25
o
C - 35
o
C,
song chịu đựng kém với nhiệt độ thấp. Nhiệt độ gây chết cho cá là 11 - 12
o

C [19].
Dinh dưỡng: Cá ăn tạp, thức ăn gồm các tảo dạng sợi, các loài động thực vật
phù du, mùn bã hữu cơ, ấu trùng các loại côn trùng, động vật sống ở nước, cỏ, bèo, rau
và cả phân hữu cơ. Ngoài ra chúng có khả năng ăn thức ăn bổ sung như cám gạo, bột
ngô, bánh khô đậu, các phế phụ phẩm khác và thức ăn viên [17].
Sinh trưởng, sinh sản: Cá rô phi lớn nhanh, tuy nhiên tốc độ lớn phụ thuộc nhiệt
độ, thức ăn, mật độ nuôi và loài cá. Trong điều kiện nhiệt độ nước trên 20°C, cá rô phi
thành thục lần đầu sau 4 - 5 tháng tuổi và cỡ cá tương đương 100 - 150g. Cá rô phi vằn
có thể đẻ nhiều lần trong năm, cá cái đẻ trứng và ấp trứng trong miệng. Chu kỳ sinh
sản của cá rô phi kéo dài khoảng 30 - 45 ngày từ khi phát dục lần đầu đến khi phát dục