Nghiên cứu sự tích tụ kim loại nặng của một số loài cá kinh tế nước ngọt và ảnh hưởng của chúng lên một số chỉ tiêu hóa sinh

DẠI HỌC QUÓC GIA HÀ NỤI

BÁO CÁO TÒNG KẾT
KÉT QUẢ THỰC HIỆN ĐÈ TÀ I KH&CN
CÁP ĐẠI H Ọ C QUỎC GIA

Tên đề tài: Nghiên cửu sự tích tụ kim loại nặng của m ột sẩ toài cả
nước ngọt và tình hướng của chúng lên m ột số chí tiêu hóa sinh
Mà số đề tài: ỌG.12.10
Chù nhiệm dề tài: PGS.TS. Lê Thu Ilà

H à Nội, 2015


M ụ c lụ c

Trang
PHẦN I. THÔNG TIN CHUNG

1

PHẦN II. TỒNG QUAN KẾT QUẢ NGHIÊN c ứ u

2

1. Đặt vấn đề

2

2. Mục tiêu

2

3. Phương pháp nghiên cứu

2

4. Tổng kết Ket quả nghiên cứu

5

4.1. Sự tích tụ kim loại nặng trong mô thịt cá

5

4.2. Sự sinh trưởng của cá sinh sổng trong môi trường cỏ kim loại nặng

9

4.3. Hoạt tính enzyme

10

4.3.1. Catalaza (CAT)

10

4.3.2. Glutathione S-Transferase (GST)

14

4.4. Ảnh hưởng của p H đến sự tích tụ Pb trong mô thịt cá rô phi

17

4.5. Anh hưởng của độ cứng tổng số đến sự tích tụ Pb trong mô thịt cá rô phi

18

Kết luận

18

Tài liệu tham khảo

19

5. Đánh giá về các kết quả đã đạt được và kết luận

21

6 . Tóm tắt kết quả

21

PHÀN III. SẢN PHÀM, CÔNG B ố VÀ KẾT QUẢ ĐÀO TẠO CÙA ĐỀ TÀI

23

PHÀN IV. TỔNG HỢP KẾT QUẢ CÁC SẢN PHẨM KH&CN VÀ ĐÀO TẠO
CỦA ĐỀ TÀI

26

PHẦN V. TÌNH HÌNH s ử DỤNG KINH PHÍ

26

PHẦN V. KIẾN NGHỊ

27

PHẦN VI. PHỤ LỤC

27

1. Phụ lục 1. Các số liệu đã có của đề tài
1.1. Kết quả phân tích hàm lượng Pb, Cd, Cu trong mô thịt cá. Hệ số BCF
1.2 . Số liệu sinh trưởng của cá

1.3. Hoạt tính CAT, GST
1.4. Ảnh hưởng của pH
1.5. Ảnh hưởng của độ cứng tổng số
2. Phụ lục 2. Minh chứng về các công trình đã công bố
3. Phụ lục 3. Minh chứng về kết quả đào tạo Thạc sĩ và Cử nhân
4. Phụ lục 4. Thuyết minh đề cương đề tài


PHÀN I. THÔNG TIN CHUNG
1.1. Tên đề tài: Nghiên cứu sự tích tụ kim loại nặng của một số loài cá kinh tế nước ngọt và
ảnh hưởng của chúng lên một số chỉ tiêu hóa sinh

1.2. Mã số: QG.12.10
1.3. Danh sách chủ trì, thành viên tham gia thực hiện đề tài

TT

Chức danh, học vị, họ và tên

Đơn vị công tác

Vai trò thực hiện đề tài

1

PGS.TS. Lê Thu Hà

Trường ĐHKHTN

Chủ trì

2

TS. Phạm Thị Dậu

Trường ĐHKHTN

Thành viên

i

ThS. Bùi Thị Hoa

Trường ĐHKHTN

Thành viên

4

TS. Nguyễn Thành Nam

Trường ĐHKHTN

Thành viên

5

Phạm Thị Minh Uyên

Trường ĐHKHTN

HVCH (khóa 2011 -2 0 1 3 )

6

Trương Ngọc Hoa

Trường ĐHKHTN

Sinh viên (K54 QT Sinh học)

7

Mai Thị Huệ

Trường ĐHKHTN

Sinh viên (K54 QT Sinh học)

8

Nguyễn Thị Thu Trang

Trường ĐHKHTN

Sinh viên (K55 CN Sinh học)

9

Nguyễn Thị Huyền

Trường ĐHKIiTN

Sinh viên (K55 CN Sinh học)

10 Tăng Thị Nhung

Trường ĐHKHTN

Sinh viên (K55 CN Sinh học)

11 Phạm Ngọc Luân

Trường ĐHKHTN

Sinh viên (K55 CN Sinh học)

1.4. Đơn vị chủ trì: Trường Đại học Khoa học Tự nhiên
1.5. Thòi gian thực hiện:
1.5.1. Theo hợp đồng:

từ tháng 10 năm 2012 đến tháng 10 năm 2014

1.5.2. Gia hạn (nếu có):

03 tháng, đến tháng 01 năm 2015

1.5.3. Thực hiện thực tế:

từ tháng 10 năm 2012 đến tháng 01 năm 2015

1.6. Những thay đổi so vói thuyết minh ban đầu (nếu có):
Thay đổi 01 đối tượng nghiên cứu: đổi từ cá Trắm cỏ (Ctenopharyngodon ideỉla) sang cá
Trôi (Labeo rohita)
1.7. Tổng kinh phí được phê duyệt của đề tài: 200 triệu đồng.


PHẦN II. TỎNG QUAN KÉT QUẢ NGHIÊN c ứ u
1. Đặt vấn đề
Kim loại nặng được coi là những chất “ô nhiễm bảo toàn” bởi vì chúng không bị phân
hủy hoặc bị phân hủy sau một thời gian rất dài được đưa vào nước. Các chất này được tích luỹ
trong cơ thể sinh vật và một số có thể được khuyếch đại sinh học qua các chuỗi thức ăn. Những

động vật ăn thịt nam ở mắt xích cuối cùng của chuỗi thức ăn như cá, lại hấp thụ phần lớn các
chất ô nhiễm từ các hệ sinh thái thuỷ vực bằng con đường tiêu hoá, vì thế khả năng tích tụ sinh
học rất lớn. Nếu các loài cá này được sử dụng làm thực phẩm thì sẽ gây tác động đến sức khỏe
cộng đồng [ 1].
Kết quả khảo sát hàm lượng kim loại nặng trong nước của một số thủy vực nuôi cá trong
địa bàn thành phố Hà Nội của một số tác giả cho thấy cho thấy nhiều thủy vực có hàm lượng một
số kim loại nặng như Cu, Pb, Cd vượt quá QCVN 08:2008 [2, 3]. Đây sẽ là nguyên nhân gây tích
tụ kim loại nặng trong thịt cá nuôi tại các thủy vực này.
Từ những tài liệu tổng họp được cho thấy ở Việt Nam hàu hết các nghiên cứu mới chỉ dừng
lại ở mức độ cung cấp số liệu về hàm lượng các kim loại nặng trong sinh vật nói chung và cá nói
riêng. Hiện nay chưa có nghiên cứu nào đi sâu đánh giá hệ số tích tụ sinh học BCF của các kim
loại nặng của các loài cá kinh tế, cũng như ảnh hường của sự tích tụ kim loại nặng lên tốc độ
tăng trưởng, hoạt tính một số enzyme của cá.
Xuất phát từ những vấn đề còn tồn tại nói trên, chúng tôi đã thực hiện đề tài “Nghiên cứu
sự tích tụ kim loại nặng của một số loài cá kinh tế nước ngọt và ảnh hường của kim loại nặng lên
một số chỉ tiêu hóa sinh” để giải quyết những vấn đề đó.
2. Mục tiêu
Đánh giá hệ số tích tụ của từng kim loại nặng (Cd, Pb và Cu) của các loài cá nước ngọt:
cá rô phi (Oreochromis niloticus), cá chép (Cyprinus carpiò) và cá trôi (Labeo rohita).
Phân tích ảnh hưởng của các yếu tố pH và độ cứng tổng số (CaCƠ 3) của nước đối với sự
tích tụ kim loại nặng (Pb) của loài cá Rô phi (Oreochromis niloticus).
Xác định mối quan hệ giữa sự tích tụ sinh học của kim loại nặng và sự biến động của một
số chỉ tiêu sinh hoá trong gan cá (Catalaza và Glutathione S-Transferase).
3. Phương pháp nghiên cứu
Vât
• liêu:
•
Cá thí nghiệm được nhập từ Viện Nghiên cứu Thủy sản 1, Tỉnh Bắc Ninh. Cá rô phi có
trọng lượng khoảng 7,81 ± l,31g- Cá chép có trọng lượng khoảng 9,56 ± 2,48 g. Cá trôi có trọng
lượng khoảng 4,65 ± l,42g.

Thiết kế th ỉ nghiệm
Thí nghiêm về sư tích tu kim loai năng
Căn cứ vào Quy chuẩn kỹ thuật Việt Nam về chất lượng nước mặt bảo vệ đời sống thủy
sinh (QCVN 08:2008/BTNMT) nồng độ các kim loại nặng thí nghiệm được thiết kế như sau:
2


Bảng 1: Nông độ kim loại nặng trong môi trường nước thí nghiệm
Nồng độ Pb (mg/1)

Nồng độ Cd (mg/1)

Nồng độ Cu (mg/1)

0 1 0 .0 0 1

0 ± 0.001

0 ± 0.001

Be thí nghiệm 1

0 ,02 *

0,005*

0,02

Bể thí nghiệm 2

0,05**

0 ,01 **

0,05

Bể thí nghiệm 3

0,20

0,05

0 ,2 0 *

Bể
Bể đố ichứng

Ghi chú: * Giới hạn nồng độ kim loại nặng trong nước để bảo vệ đời sổng thủy sinh vật (A2)
** Giới hạn nồng độ kim loại nặng cho nước có yêu cầu chất lượng thấp (B2)
(QCVN 08:2008/BTNMT, Bộ Tài nguyên và Môi trường, 2008 [4])
Sau khi đưa cá về phòng thí nghiệm, cá được nuôi phục hồi sức khỏe trong khoảng thời
gian 10 ngày trước khi đưa vào sống trong môi trường nước có kim loại nặng. Cá được nuôi
trong môi trường có kim loại nặng trong khoảng thời gian 60 ngày để thu mẫu phân tích. Mật độ
cá nuôi là 40 - 45 con/ 100 lít. Cá được cho ăn thức ăn công nghiệp 1 ngày 2 lần và thay nước 2
ngày 1 lần.
Thời gian thu mẫu cá để phân tích hàm lượng kim loại nặng, hoạt tính enzyme và đo các
chỉ số sinh trưởng là 0 ngày, 15 ngày, 30 ngày, 45 ngày và 60 ngày, số lượng mẫu thu trong mỗi
đợt phân tích là 5 con cá/ 1 bể thí nghiệm.
Thí nghiêm về sư thay đỗi pH, đỏ cứng tồng số đối vói sư tích tu Pb của cá rỏ jQhị
Trình tự nuôi cá và thu mẫu phân tích kim loại nặng và đo các chỉ số sinh trưởng được

thực hiện tương tự như thí nghiệm về sự tích tụ kim loại nặng ở trên. Nồng độ Pb trong môi
trường nước = 0,05 mg/1. Giá trị pH và độ cứng tổng số của các bể được thiết kế như sau:
Bảng 2. Giá trị pH và độ cứng tổng số trong môi trường nước thí nghiệm
Bể

pH

Độ cứng tổng số (ppm)

7,0 (đối chứng)

80 - 100 (đối chứng)

Bể thí nghiệm 1

5,0

5 0 -6 0

Bể thí nghiệm 2

5,5

200 - 220

Bể thí nghiệm 3

6,0

300 - 330

Bể đối chứng

Dung dịch đệm để tạo pH khác nhau: trộn

X

ml 0.2M NaOAc với y ml 0.2M HOAc.

CaC 03 được sử dụng để tăng độ cứng của nước, giảm độ cứng của nước bằng thiết bị lọc nước.
Phương pháp phân tích kim loại nặng
Nước máy được dùng để làm môi trường nuôi cá. Kim loại nặng trong các bể thí nghiệm
có nguồn gốc từ các loại muối Pb(NƠ 3)2, CuSƠ 4 và Cd(NƠ 3)2.
3


Mầu thịt cá được chuẩn bị để phân tích kim loại nặng được thực hiện dựa trên phương
pháp của Gerstmann và Frank và được cải tiến bởi Ngô Thị Thúy Hường (2010) [5], trình tự các
bước tiến hành như sau:
Thêm 2 ml HNO 3 65% và 0,5 ml HC1 30% vào mỗi mẫu mô. Để mẫu ở nhiệt độ phòng trong
khoảng thời gian 24h (trong tủ hút khí độc), sau đó cho thêm 200 |il H 2O 2 vào mẫu và tiếp tục
để ở nhiệt độ phòng 5h trước khi phá mẫu.
Mầu được vô cơ hóa với nhiệt độ 40°c trong vòng 1h và sau đó tăng lên 120°c trong vòng
3h tới khi mẫu được vô cơ hóa hoàn toàn (mẫu trong, không có bọt khí).
Sau đó mẫu vô cơ hóa, mẫu được pha loãng với nước cất đến 20 ml và lọc bàng màng xenlu-lô 0,45 Ịim.
Hàm lượng kim loại nặng được đo bằng máy ICP-MS (Inductively-coupled plasma mass
spectrometry ELAN® 9000; Perkin-Elmer SCIEX, Waltham, MA, USA) tại Viện Địa chất, Viện
khoa học và công nghệ Việt Nam.
Phương pháp đánh giá tốc đô sinh trưởng của cá
Các chỉ số đánh giá tốc độ sinh trưởng cá bao gồm:

- Tổng chiều dài cơ thể (cm)
- Chiều dài tiêu chuẩn (cm)
- Chiều sâu cơ thể (cm)
- Trọng lượng (g)
Phương pháp phân tích Catalaia
Hoạt tính Catalaza (CAT) trong gan cá được xác định bằng máy quang phổ theo phương
pháp của Beers và Sizer (1952) [7]. Một đơn vị của catalase sẽ phân hủy 1,0 |iM H 2O2 thành oxy
và nươc trong 1 phút tại pH 7 và nhiệt độ 25°c. Sự phân hủy của H 2O 2 được xác định thông qua
sự giảm độ hấp thụ ở bước sóng 240 nm.
Phương pháp phân tích G lutathione S-Transferase
Hoạt tính Glutathione S-Transferase (GST) trong gan cá được xác định bàng máy quang
phổ ở bước sóng 340 nm theo phương pháp của Habig và cộng sự [6 ]: sử dụng lchloro 2,4
dinitrebenzene (CDNB) làm dung dịch đệm. Hoạt tính GST được tính toán bằng cách sử dụng hệ
số tắt của CDNB: 9.6 m M ^cm ' 1 và được thể hiện như số mol của GSH-CDNB bị thủy phân
trong một phút, trên 1mg protein.
Phân tích số liệu
Số liệu được biểu diễn với giá trị trung bình ± SEM (n = 5) và sử dụng phần mềm
GraphPrism để vẽ đồ thị. Phương pháp phân tích phương sai ANOVA (Two way factor) được sử
dụng để đánh giá nghĩa thống kê của sự sai khác giữa các hàm lượng kim loại nặng trong thịt cá,
hoạt tính GST và Catalaza trong gan cá khi so sánh số liệu giữa bể đối chứng với các bể thí
nghiện và giữa các bể thí nghiệm với nhau.
Hệ số BCF (Bioconcentration fator) được tính theo công thức:
BCF = nồng độ độc tố trong cơ thể sinh vật / nồng độ trung bình của độc tố đó trong môi trường


4. Tổng kết Kết quả nghiên cứu
4.1. S ự tích tụ kim loại nặng trong mô thịt cá (Phụ lục 1.1. và phụ lục 2.1 và 2.2)
Chì và cadimi là 2 loại kim loại không có vai trò sinh học đối với cá (không là nguyên tố
sinh học), trong khi đó đồng lại là một thành phần cần thiết cho cấu tạo và hoạt động của một số
enzyme của cá (nguyên tố sinh học). Nhiều nghiên cứu chỉ ra rằng cả kim loại không là nguyên

tố sinh học và kim loại là nguyên tố sinh học đều gây ảnh hưởng độc đến các quá trình sinh lý,
quá trình sinh hóa, sinh sản, sinh trưởng và khả năng sống sót của các loài cá [8].
4.1.1. Sự tích tụ chì (Pb)
Hàm lương Pb trong mô thỉt cá
Nồng độ Pb
Ẹ:-:-| Đối chừng

Nồng độ Pb
0ỈĨ3) ĐỔI chứng

ỈM Ì 0,02 mg/l

ESS 0,02 mg/l
r~1 0,05 mg/l

B

.

0,05 mg/l
0,20 mg/l

0,20 mg/l

0

15

30

45

60

15
30
45
Thời gian p h ơ i nhiễm (ngày)

Thời gian phơi nhiểm (ngảy)
cn c
-ỉ

N ồng đ ộ Pb
ES3 Đổi chứng
0.02 mg/l
f ~ l 0,05 my/l
^

0,20 mg/l

Hình 1. Biến động hàm lượng Pb trong
mô thịt cá theo thòi gian
(a. cá rô phi; b. cá chép; c. cá trôi)

Thời gian phơi nhiễm (ngày)

Hàm lượng Pb trong mô thịt của cả 3 loài cá nghiên cứu được thể hiện trong hình 1, phụ
lục 1.1 (mục 1). Kết quả cho thấy tại bể đối chứng hàm lượng Pb trong mô thịt cá không tăng
(p>0,05). Trong khi đó hàm lượng Pb trong mô thịt cá sống trong các bể thí nghiệm đều có xu

hướng tăng theo thời gian phơi nhiễm ở cả 3 loài cá nghiên cứu (p<0,05). Tuy nhiên sự sai khác
có ý nghĩa thống kê giữa hàm lượng Pb trong thịt cá ở bể thí nghiệm khi so với bể đối chứng đã
xuất hiện sau 15 đến 30 ngày phơi nhiễm ở cá rô phi và cá chép, trong khi đó ở cá trôi chỉ xuất
hiện sau 60 ngày phơi nhiễm. Khi so sánh hàm lượng Pb trong thịt cá giữa các bể thí nghiệm cho
thấy có sự sai khác mang ý nghĩa thống kê (p<0,05) chỉ xảy ra ở cá rô phi và cá chép, còn cá trôi
thì khòng thấy sự sai khác [9, 10].
So sánh sư tích tu chì giữa các loài cá nghiên cửu
Kiết quả đánh giá sự tích tụ chì sau 60 ngày nuôi thí nghiệm giữa ba loài cá nghiên cứu
được thể hiện trong hình 2. Kết quả cho thấy sau 60 ngày phơi nhiễm Pb với 3 nồng độ chì trong
môi trường nước khác nhau thì cá chép có lượng Pb tích tụ cao nhất so với ngày 0, tiếp theo là cá
rô phi và cuối cùng là cá trôi, thứ tự này giống nhau ở cả 3 bể thí nghiệm. Cụ thể là ở cá chép sau
60 ngay phơi nhiễm Pb, hàm lượng Pb trong thịt cá tăng 4,9 đến 6,2 lần; ở cá rô phi tăng 3,3 đến
5,0 lần và ở cá trôi tăng 2,4 đến 3,2 lần.
5


Đồ thị ở hình 2 cho thấy hàm lượng Pb tích tụ trong mô thịt cả 3 loài cá đều tăng khi nồng
độ Pb> trong môi trường tăng. Tuy nhiên sự tích tụ chì không tăng tỉ lệ thuận theo mức độ tăng
nồng 'độ Pb trong môi trường ở cả ba loài nghiên cứu.
Nồng độ Pb
E 3 0.02 (mg/l)
C D 0.05 (mg/l)
C D 0.20 (mg/l)

— 6Ỉ-

*õ

5

QQ

800-1

Nông độ Pb

600-

E23 0.02 (mg/l)
E D 0.05 (mg/l)
CZ3 0.20 (mg/l)

ỹỊSỊữ

'yỉỉỉị

44-

400-

22-

200 -

WỀ

tim

I
Chép

I
Rỏ phi

Trôi

Trôi

Hìmh 2. Sự tích tụ Pb trong thịt cá ở ngày
thứ 60 so với ngày 0

Hình 3. Hệ số BCF Pb của các loài cá nghiên
cứu

Hê số' BCF chì
Hệ số BCF chì của các loài cá nghiên cứu sau 60 ngày phơi nhiễm (hình 3, phụ lục 1.1 —
mục 4) cho thấy ở hệ số BCF tỷ lệ nghịch với nồng độ chì trong môi trường. Ket quả này thể
hiện ờ cả 3 loài cá nghiên cứu. Hệ số BCF chì của cá chép lớn nhất, sau đó đến cá rô phi và thấp
nhất l à cá trôi, tương tự mức độ tích tụ Pb trong thịt cá ở ngày thứ 60. Điều này có thể cho thấy
nồng độ Pb hòa tan trong môi trường nước là yếu tố không tương quan dương với mức độ tích tụ
Pb trong thịt cá.
4.1.2 . Sự tích tụ cadimi (Cd)
Hàm lượng Cd trong mỏ thịt cá
Nồng độ Cd

Nồng độ Cd

E 3 Đôi chứng

EẼSI Đối chứng

w
0.005 mg/l

ra
m
^

E 3 0.01 mg/l
0.05 mg/l

0.005 mg/l
0.01 mg/l
0.05 mg/l

■
oq

0

0

15

15

Thời gian p h ơ i nhiễm (ngày)

Thời gian phơỉ nhiễm (ngày)

Nông dộ Cd

ES3
m
D
^

Đối chứng
0.005 mg/l
0.01 mg/í
0.05 mg/l

Hình 4. Biến động hàm lượng Cd trong mô
thịt cá theo thòi gian
(a. cá rô phi; b. cá chép; c. cá trôi)

Thời gian phơi nhiễm (ngày)

c.
Kết quả phân tích hàm lượng Cd trong thịt cá sau 60 ngày phơi nhiễm được thể hiện
trong hình 4, phụ lục 1.1 (mục 2). Hàm lượng Cd trong thịt của cả 3 loài cá nghiên cửu ở bể đối
chứng có tăng tuy nhiên sự sai khác này không có ý nghĩa thống kê (p<0,05). Trong khi đó hàm
lượng Cd trong thịt cá ở các bể thí nghiệm tăng lên nhiều và có sự sai khác thống kê lớn khi so
6


với bê đối chứng. Cụ thể là ở cá rô phi và cá chép sự sai khác giữa bể thí nghiệm với bể đối
chứng xuất hiện từ ngày thứ 30 sau phơi nhiễm, với p < 0,001; còn ở cá trôi thì xuất hiện sau 45
ngày và sự sai khác này rất lớn (p < 0,001). Đến 60 ngày phơi nhiễm thì chỉ có cá trôi ở bể có
nồng độ 0,05 mg/1 bị chết hết nguyên nhân có thể do lượng Cd tích tụ trong cá ở bể này đã đủ
lớn để gây chết cá, trong khi đó cá rô phi và cá chép vẫn sống bình thường. Như vậy có thể cho
thấy cá trôi nhạy cảm với Cd hơn cá rô phi và cá chép [10].

So sánh sư tích tu cadimi giữa các loài cá nghiên cửu
— 20n
.«2
‘<ọ
ả 15-

250-1

c

ỊỌ
o

Nồng độ Cd

ỈV&:

m í 0.005 (mg/l)
□ 0.01 (mg/l)
□ 0.05 (mg/l)

10-

~

o
«0.

Nồng độ Cd

u. 200-

&*>>>

5-

ọCũ

ES3 0.005 (mg/l)
□ 0.01 (mg/l)
□ 0.05 (mg/l)

ỈY /yk-

*

«1>.
1

100 -

w&?-

m
m
T— \ •£$:§: t .
0- MỂ. —

50-

.8

s

I

RÔ phi

Chép

_I

Trôi

Rô phi

1

/■

IT Ạ

Chép

_

Trôi

Ạ

Hình 6. Hệ sỏ BCF Cd của các loài cá
Hình 5. Sự tích tụ Cd trong thịt cá ở ngày

nghiên cứu
thứ 60 so vói ngày 0
Ghi chú: bể có nồng độ 0,05 mg/l sử dụng so liệu của ngày thú 45
Hình 5 thể hiện mức độ gia tăng hàm lượng Cd trong thịt cá ở ngày thứ 60. Kết quả cho
thấy ở cả 3 loài cá bể có nồng độ 0,01 mg/1 có sự tăng hàm lượng Cd thấp nhất ở cả 3 loài cá. Bể
có nồng độ thấp nhất và cao nhất có sự tăng thêm hàm lượng Cd trong thịt cá là như nhau. Kết
quả này cho thấy nồng độ Cd trong nước và sự tích tụ thêm Cd trong thịt cá không tương quan
với nhau và mức độ tích tụ Cd của cá chép là lớn nhất, sau đó đên cá trôi và thấp nhất là cá rô
phi. Cụ thể là sau 60 ngày phơi nhiễm hàm lượng Cd trong thịt cá chép tăng lên 12,1 đến 17,2
lần, ở cá trồi tăng 10,1 đến 13,3 lần và cá rô phi là 6,2 đén 7,6 làn.
Hê số BCF cadimỉ
Hệ số BCF Cd được thể hiện trong hình 6 và phục lục 1.1 (mục 4). Kết quả cho thấy hệ
số BCF Cd tỷ lệ nghịch với nồng độ Cd trong nước. Kết quả này thể hiện ở cả 3 loài cá nghiên
cứu. Hệ số BCF Cd không có trật tự như sự tích tụ Cd trong thịt cá ở ngày thứ 60. Cụ thể là Sự
tích tụ Cd ở ngày thứ 60 so với ngày 0 ở cá chép là cao nhất, trong khi đó BCF của cá chép lại
thấp hơn cá trôi. Thứ tự hệ số BCF Cd theo mức độ giảm dần như sau: cá trôi > cá chép > cá rô

4.1.3. Sự tích tụ đồng (Cu)
Hàm lương Cu trong mô thit cá
Biến động hàm lượng Cu trong mô thịt cá theo thời gian phơi nhiễm được thể hiện trong
hình 7, phụ lục 1.1 (mục 3). Ket quả phân tích cho thấy tương tự như kết quả nghiên cứu ở Pb và
Cd, hàm lượng Cu trong mô thịt cá ở bể đối chứng không tăng theo thời gian (p < 0,05). Trong
khi đó hàm lượng Cu trong mô thịt cá ở các bể thí nghiệm đều gia tăng theo thời gian. Sự sai
khác giữa hàm lượng Cu trong thịt cá ở bể đối chứng khi so với các bể thí nghiệm có ý nghĩa
thống kê sau 30 đến 45 ngày phơi nhiễm (p <0,01 và p < 0,005). Kết quả này thể hiện ở cả 3 loài
cá nghiên cứu [9,10].

7

Khi so sánh hàm lượng Cu trong thịt cá giữa các bê thí nghiệm cho thây chỉ ở cá chép và
cá trôi mới xuất hiện sự sai khác có ý nghĩa thống kê (p < 0,05) sau 30 đến 45 ngày phơi nhiễm.
Nồng độ Cu

ESI

Đ ổi

chửng

Nổng độ Cu

K23 0.02 mg/l
CZ3 0.05 mg/l
ÍSS3 0.20 mg/l

15

30

ESI

Đ ối

chứng

EE21 0.02 mg/l
□
0.05 mg/l
ÉSS 0.20 mg/l

pE
1
•KI

45

T h ờ i g ia n p h ơ i n h iễ m (n g à y )

T h ờ i g ia n p h ơ i n h iễ m (n g à y )

Nồng độ Cu
ESI

Đ ối chứ ng

^
0.02 mg/l
c u 0.05 mg/l
^
0.20 mg/l

T h ờ i g ia n p h ơ i n h iễ m (ngày)

Hình 7. Biến động hàm lượng Cu trong mô
thịt cá theo thòi gian
(a. cá rô phi; b. cá chép; c. cá trôi)

c.

So sánh sư tích tu đồng giữa các loài cá nghiên cửu
Hình 8 thể hiện mức độ tăng hàm lượng Cu trong thịt cá sau 60 ngày phơi nhiễm. Kết quả
cho thấy ở cá rô phi không thấy có sự sai khác giữa 3 bể thí nghiệm, trong khi đó cá chép và cá
trôi thể hiện rõ hàm mức độ gia tăng hàm lượng Cu trong thịt cá tăng theo nồng độ Cu trong
nước. Tuy nhiên cũng tương tự như kết quả thí nghiệm với Pb và Cd thì sự gia tăng hàm lượng
Cu không tỷ lệ thuận với mức độ tăng nồng độ Cu. Tại 2 bể có nồng độ Cu là 0,02 và 0,05 mg/1
thì mức độ tăng thêm của Cu trong thịt cá ở cả 3 loại gần như nhau. Tại bể có nồng độ Cu là
0,20 mg/1 thì mức độ tích lũy thêm Cu trong thịt cá chép sau 60 ngày phơi nhiễm là lớn nhất, gấp
5,5 lần; tiếp theo đó là cá trôi, gấp 5,0 lần và thấp nhất là cá rôi phi, gấp 3,9 lần.
6n

1000n
Nồng độ Cu
m
0.02 (mg/l)

3

Ũ

4-

□

3*

0.05 (mg/l)

CZ3 0.20 (mg/l)

LL

g

Nồng độ Cu

800

Cũ

^

0.02 (mg/l)

</> 600

□

0.05 (mg/l)

□

0.20 (mg/l)

«a>.

400H

— I

200

•5

5

í
Rô phỉ

Chép

Trôi

Hình 8. Sự tích tụ Cu trong thịt cá ở ngày
thứ 60 so vói ngày 0

Rõ phi

Chép

Trôi

Hình 9. Hê số BCF Cu của các loài cá
nghiên cứu

Hê số BCF của đồng
Hệ số BCF Cu của 3 loài cá nghiên cứu được thể hiện trong hình 9, phụ lục 1.1 (mục 4).
Tương tự như hệ số BCF Pb và Cd, hệ số BCF Cu cũng tỷ lệ nghịch với nồng độ Cu trong môi
trường. Hệ số BCF Cu của cá rô phi cao nhất, tiếp đến là cá chép và thấp nhất là cá trôi. Kết quả
nàv thế hiện ở cả 3 bể thí nghiệm.

4.1.4. Đảnh giá sự tích tụ kim loại nặng của các loài củ nghiên cừu

Hình 10. Mức đô• tích tu Pb, Cd và Cu •
của cá rô phi (a), cá chép (b), cá trôi (c)

Kết quả nghiên cứu sự tích tụ Pb, Cd và Cu ỏ' 3 loài cá rô phi, chépvà trôi đều cho thấy khi nồng
độ kim loại trong môi trường nước tăng lên thì mức độ tích tụ kim loại trong thịt cá cũng tăng theo. Ket
quả này tương tự như kết quả nghiên cứu của các tác giả Carriquiriborde and Ronco (2008), Wu et al.
(2008), Ahmed M.s. (2010), Jeng-Wei Tsai và cộng sự (2012) [11, 12, 13, 14].
Kết quả so sánh mức độ tích tụ Pb, Cd và Cu của từng loài cá nghiên cứu sau 60 ngày
phơi nhiễm so với ngày 0 được thể hiện trong hình 10 . số liệu cho thấy ở cá rô phi và cá chép có
mức độ tích tụ kim loại theo thứ tự giảm dần như sau Cd > Pb > Cu. Kết quả này tương tự kết
quả nghiên cứu của các tác giả Mustafa (2000) và Al-Nagaawy (2008) [15, 16]. Các kết quả
nghiên cứu này cho rằng mức độ tích tụ của các kim loại không phải là nguyên tố sinh học
thường cao hơn mức độ tích tụ các kim loại là nguyên tố sinh học. Tuy nhiên trong kết quả
nghiên cứu của đề tài đối với cá trôi thì có thứ tự thay đổi như sau: Cd > Cu > Pb.
4.2. S ự sinh trưởng của cá sinh sống trong m ôi trường có kim loại nặng (Phụ lục 1.2.)
Ket quả đánh giá sự sinh trưởng của cá sinh sống trong môi trường có kim loại nặng được
thể hiện trong hình 11 và phụ lục 1.2 . số liệu cho thấy tốc độ sinh trưởng của cá ở bể đối chứng
(không có kim loại nặng) tương tự như cá sống trong các bể có kim loại nặng ở các nồng độ khác
nhau. Kết quả này được thể hiện ở cả 3 loài cá nghiên cứu và ở cả 3 thí nghiệm với Pb, Cd và
Cu. Như vậy nồng độ kim loại nặng thí nghiệm đã không ảnh hưởng đến tốc độ sinh trưởng của
3 loài cá nghiên cứu. Tuy nhiên, nồng độ Cd 0,05 mg/1 đã gây chết cá trôi sau 60 ngày phơi
nhiễm. Điều đó cho thấy giới hạn sinh thái chịu đựng Cd của cá trôi là thấp hơn so với cá rô phi
và cá chép.

9

*


Bể thi nghiệm

20-1

^

0 ngày

tm

□

Đối chứng

□

Đối chứng

□

0.02 mg/l

a

0.005 mg/l

GE3 0 05 mg/l

E2Ỉ 0.20 mg/l

20 -

5?

DI
§.
b
O)

0 ngày

GS3 0.01 mg/l

15‘

E2J 0.05 mg/l

ồ- 10

0-

I

li 1

p

I

R ô phi

T

Chép

RÔ phi

T rô i

Chép

I

Trôi

b.

a.
Bể thí nghiệm

25-1

n

0 ngày

ẩ I Đối ch ứ n g
20-

E D 0.0 0 5 mg/l

E23 0.01 mg/l

ơi

c
55
Ơ
c5
p*

15-

E22 0 .0 5 mg/l

10-

I I

Hình 11. Trọng lượng cá nghiên cứu
ở ngày 0 và ngày thứ 60
(a. phoi nhiễm Pb; b. phoi nhiễm Cd;
c. phoi nhiễm Cu)

I

"1

Rô phi

C hép

1

Trôi

c.
4.3. Hoạt tính enzyme (Phụ lục 1.3. và phụ lục 2.3; 2.4)
4.3.1. Catalaza (CAT)

4.3.1.1. Trong môi trường có Pb
Hoạt tính CAT trong gan cá dưới ảnh hưởng của Pb được thể hiện ở hình 12, phụ lục 1.3
(mục 1.1). Kết quả nghiên cứu cho thấy sau 15 và 30 ngày phơi nhiễm hoạt tính CAT ở cả 3 loài
cá nghiên cứu đều thấp hơn ngày 0. Hoạt tính CAT chỉ tăng sau 45 ngày phơi nhiễm. Kết quả
phân tích thống kê cho thấy chỉ có hoạt tính CAT ở gan cá rô phi có sự sai khác có ý nghĩa giữa
bể thí nghiệm với bể đối chứng (p < 0,01). Trong khi đó hoạt tính CAT trong gan cá chép và cá
trôi sai khác có ý nghĩa (p < 0,05) chỉ xuất hiện khi so sánh giữa bể đối chứng với bể có nồng độ
Pb cao nhất (0,20 mg/1).
Đồ thị trong hình 12.d. cho thấy mức độ tăng hoạt tính CAT mạnh nhất là ở gan cá chép,
sau đó đến cá rô phi và thấp nhất là cá trôi sau 60 ngày phơi nhiễm Pb. Khi so sánh hoạt tính
CAT giữa các bể nghiên cứu của cùng một loài cho thấy ở cả 3 loài cá nghiên cứu mức độ tăng
hoạt tính CAT tăng theo nồng độ Pb trong môi trường, nhưng mức tăng thì không tỷ lệ thuận với
mức tăng nồng độ Pb. Ket quả này tương tự như mức tăng hàm lượng Pb tích tụ trong thịt cá đã
được bàn luận ở mục 4.1.1 [17].

10

N ồng độ Pb

ỉ

a
E

ặ

150-1

I

100‘

I1
«ẫ

K

<
(3

50-

1

L

ĩ0

15

30

45

Nồng độ Pb

I Đối c h ử n g

□ 0.02 mg/l
^
0.05 mg/l
KS 0.20 mg/l

<
o

p
lỉ

150'

I

100-

n 0.02 mg/l
E22 0.05 mg/l

E53 0.20 mg/l

lí
lí
p

50-

o
15

Thời gian p h ơ i nhiễm (ngày)

30

Q.

<

<3

fO-

o

X

N ồng đ ộ Pb
□

%
II
ìĩ

1
lì

\ì

15

30

60

b.

150-

50-

45

1
ếỉ

Thời gian phơi nhiễm (ngày)

a.
'ỉ

"I

li

X

60

I Đối c h ứ n g

45

Thời gian p h ơ i nhiễm (ngày)

r ịị

Nồng độ Pb

“9
4iri **

Đối c h ứ n g

o 0.02 mg/l
E23 0.05 mg/l
KS 0.20 mg/l

m

0.02 (mg/l)

□

0.05 (mg/l)

□

0.20 (mg/l)

1

In
lí
60

Wầ
I
Rô phi

Chép

I
Trôi

c.
d.
Hình 12. Biến động hoạt tính CAT trong gan cá theo thòi gian phoi nhiễm Pb
(a. cá rô phi; b. cá chép; c. cá trôi; d. Mức độ tăng hoạt tính CAT ở ngày thứ 60 so với ngày 0 )
4.3.1.2. Trong môi trường có Cd

Kết quả phân tích hoạt tính CAT trong gan cá dưới tác động của Cd được thể hiện trong
hình 13, phụ lục 1.3 (mục 1.2). Kết quả nghiên cứu cho thấy hoạt tính CAT ở cả 3 loài đều có xu
hướng tàng dần sau 15 đến 45 ngày phơi nhiễm, và đến 60 ngày phơi nhiễm thì hoạt tính cA T
lại giảm. Kết quả phân tích thống kê cho thấy hoạt tính CAT thể hiện sự sai khác có ý nghĩa (p <
0,5) khi so sánh kết quả phân tích giữa bể đối chứng với các bể thí nghiệm sau 45 đến 60 ngày
phơi nhiễm ở cá rô phi. Trong khi đó ở cá chép không thấy sự sai khác có ý nghĩa giữa bể đối
chứng và bể thí nghiệm (p > 0,05). Đối với cá trôi thì xuất hiện sai khác có ý nghĩa (p < 0,05) tại
thời điém 60 ngày khi so sánh bể đối chứng với bể có nồng độ 0,01 mg/1 và tại thời điểm 45 (p <
0,001) khi so với bể có nồng độ 0,05 mg/1. Như vậy hoạt tính CAT trong gan cá rô phi đáp ứng
tốt với ô nhiễm Cd ở cả 3 nồng độ sau 45 ngày phơi nhiễm, còn hoạt tính CAT trong gan cá chép
không đáp ứng với ô nhiễm Cd, cá trôi chỉ đáp ứng với nồng độ Cd cao [17].
Kết quả phân tích cho thấy tại ngày thứ 45 sau phơi nhiễm Cd hoạt tính CAT của cả 3
loại cá đạt giá trị cao nhất, số liệu phân tích mức độ tăng hoạt tính CAT ngày thứ 45 so với ngày
0 được của các bể thí nghiệm được thể hiện trong hình 13.d. Đồ thị cho thấy mức độ gia tăng
hoạt tính CAT có xu hướng tăng khi nồng độ Cd tăng, nhưng mức tăng cũng không tỷ lệ thuận
với mức tăng nồng độ Cd trong môi trường. Như vậy hoạt tính CAT trong gan của cả 3 loài cá
nghiên cứu đều không thể hiện tính đáp ứng với các nồng độ Cd khác nhau trong môi trường.

11


?

g

150- ị

ỉ
Q.
ặ

E

Nồng độ Cd

ặ

I

100*

c

I Đối chửng

□

3

H
<

0.005 mg/ỉ

W

o

50*

£

c

0.01 mg/l

l

ES] 0.05 mg/l

Ạ.
0
X

Ệ
a
0)
ễ
'E
D
\<
o
£
c

150n

Nồng độ Cd
I

100-

0.005 rng/l

^

0.01 mg/l

5 3 0.05 mg/l
50-

0

±

15
15

30

45

30

b.

a.
150-

Nồng độ Cd
I I Đối chứng

100'

E23 0.01 mg/l

a

□

<
(3

45

Thời gian phơi nhiễm (ngày)

Thời gian phơi nhiễm (ngày)

I

I Đối chứng

□

0.005 mg/l

M

Ip

50-

£đ

±

Nồng độ Cd
0.005 (mg/l)

m

ũ

o

0.05 mg/l

15
30
45
Thời gian phơi nhiễm (ngày)

I

□

0.01 (mg/í)

□

0 .05 (mg/l)

60

Hình 13. Biến động hoạt tính CAT trong gan cá theo thời gian phoi nhiễm Cd
(a. cá rô phi; b. cá chép; c. cá trôi; d. Mức độ tăng hoạt tính CAT ở ngày thứ 45 so với ngày 0 )
4.3.1.3. Trong môi trường có Cu
Nồng độ Cu
3
2
a
0)
Ễ 60'
5
1
3

□

Dốỉ chừng

□

0.02 mg/l

5

Nồng độ Cu

60'

£
ù.
ơ)
i

E23 0.05 mg/l

ặ

ES 0.20 mg/l

3

c

40

I<

40-

I

11

0

ĩ

15

30

<
3 20H
JcC

lí
ÌẰ

20 -

«•

n

I 0-

ịị

i
15

45

30

'3
r (
a

à

Nồng độ Cu

ễ 60H

I

'Ẹ

E 3 0.02 mg/l

»- 40-

^

<

X

.

0-

1
15

i

ll 1

I
30

0.05 mg/l

E

0.20 mg/l

1! \
Ễ
V
/\

lỉ
60

I
li

45

Thời gian phơi nhiễm (ngày)

60

c
.«(0
*<0
(/>

I Đối chứng

3

<$•

^

b.

a.

c 20«

1

45

Đối chứng

EU 0.02 mg/l

Thời gian phơi nhiễm (ngày)

Thời gian phơi nhiễm (ngày)

0

J

□

0.05 mg/l

E 3 0.20 mg/l

ỗ
x;
c
~
M 2
*■
«•
0
£

Nồng độ Cu
m

0.02 (mg/l)

□

0.05 (rng/l)

□

0.20 (rng/l)

.5 1'
>«
«0-

*ụ 0

Rô phi

~T“ *
Chép

1
Trôi

c.
Hình 14. Biến động hoạt tính CAT trong gan cá theo thòi gian phơi nhiễm Cd
(a. cá rô phi; b. cá chép; c. cá trôi; d. Mức độ tăng hoạt tính CAT ở ngày thứ 60 so với ngày 0)
12


Hình 14, phụ lục 1.3 (mục 1.3) thể hiện kết quả phân tích hoạt tính CAT trong gan 3 loài
cá nghiên cứu dưới tác động của Cu. số liệu cho thấy sự tăng giảm CAT trong 3 loài cá nghiên
cứu không như nhau. Cụ thể như sau:
- Ở cá rô phi: sự sai khác CAT giữa bể đối chứng với các bể thí nghiệm chỉ xuất hiện sau 45
ngày phơi nhiễm Cu với 2 nồng độ 0,05 và 0, 20 mg/1. Bên cạnh đó sự sai khác có ý nghĩa
lần lượt là p < 0,05 và p < 0,001 khi so sánh giá trị CAT trong gan cá giữa bể có nồng độ
0,02 mg/1 và bể có nồng độ 0,20 mg/1.
- Ở cá chép: hoạt tính CAT tăng đột biến ở ngày thứ 45 ở bể có nồng độ 0,20 mg/1 và ngày
thứ 60 ở bể có nồng độ 0,02 mg/1. Giá trị CAT ở 2 thời điểm này có sự khác biệt có ý nghĩa
thống kê với các giá trị còn lại (p < 0 ,001 ).

- Ở cá trôi: hoạt tính CAT trong gan cá của các bể thí nghiệm có nồng độ 0,05 và 0,20 mg/1
đều thể hiện sự sai khác có ý nghĩa (p < 0,01) khi so sánh với bể đối chứng sau 30 đến 60
ngày phơi nhiễm Cu. Sự sai khác có ý nghĩa thống kê (p < 0,01) còn thể hiện khi so sánh
CAT giữa các bể thí nghiệm với nhau.
Ket quả đánh giá mức độ tăng hoạt tính CAT sau 60 ngày phơi nhiễm Cu của 3 loài cá
nghiên cứu được thể hiện trong hình 14.d. số liệu cho thấy ở cá rô phi với nồng độ Cu 0,20 mg/1
giá trị CAT tăng mạnh nhất, còn 2 giá trị còn lại là như nhau. Ngược với cá rô phi, hoạt tính
CAT của cá chép tăng mạnh nhất ở bể có nồng độ thấp nhất (0,02 mg/1). Trong khi đó ờ cá trôi
hoạt tính CAT có mức độ tăng lên thuận theo sự tăng nồng độ Cu trong môi trường.
4.3.1.4. Tương quan giữa hàm lượng kim loại nặng với hoạt tính CA T
Bảng 3. Tương quan giữa hàm lượng kim loại nặng vói hoạt tính CAT
TT

Kim loại

Cá nghiên cứu
Rô phi

1

Pb

Chép
T

A•

Trôi

2

3

Cd

Cu

Giá trị R

Giá trị p

0,65

<0,05

-

-

0,83

<0,01

Rô phi

-

-

Chép

-

-

Trôi

-

-

Rô phi

0,56

<0,05

Chép

0,70

<0,05

rp

0,81

<0,001

A•

Trôi

Ghi chú: - không xác định được tương quan
Các kết quả nghiên cứu trước đây của các tác giả Wang và cộng sự (2013), Mohanty
(2013) cho thấy hoạt tính CAT trong gan cá đáp ứng rõ nhất với ô nhiễm kim loại nặng [18, 19].
Kết quả nghiên cứu cho thấy sau 60 ngày phơi nhiễm Pb, Cd và Cu hoạt tính CAT của cà 3 loài
cá nghiên đêu có xu hướng tăng lên. Dựa vào kết quả phân tích thống kê khi so sánh giá trị CAT
giữa bể đối chứng và bể thí nghiệm cho thấy hoạt tính CAT trong gan cá rô phi đáp ứng với cả 3
kim loại nghiên cứu sau 45 ngày phơi nhiễm ở mọi nồng độ kim loại trong nước đã thí nghiệm.


Trong khi đó hoạt tính CAT của gan cá chép chỉ đáp ứng ở nồng độ Pb và Cu cao, còn hoạt tính
CAT của gan cá trôi thì đáp ứng với cả 3 kim loại ở nồng độ cao.
Dựa vào số liệu giá trị trung bình của hàm lượng Pb, Cd, Cu trong mô thịt cá và giá trị
trung bình của hoạt tính CAT trong gan cá của cùng mẫu, mức độ tương quan giữa hàm lượng
kim loại nặng với hoạt tính CAT đã được xác định và thể hiện trong bảng 3, phụ lục 1.3 (mục
1.4). Bảng 3 cho thấy đã xác định được 5 mối tương quan trong đó không có tương quan nào
thuộc về Cd, 2 tương quan chặt (R>0,8) thuộc về cá trôi và các tương quan còn lại là tương quan
không chặt. Kết quả này cho thấy CAT đáp ứng với ô nhiễm Pb của cá rô phi, cá trôi và đáp ứng
với ô nhiễm Cu của cả 3 loài cá nghiên cứu.
4.3.2. Glutathione S-Transferase (GST)
4.3.2.1. Trong môi trường có Pb
~ 2-0-1
o«*■#

Nồng độ Pb
□

!> 1.5«

o>
1 . 0«

30

=L

0.15H

Ư
)
o

0.10-

z

n>

±0

J]ề
15

0.20-

0.05-

i

0.00-

ĩầ
15

lỉ

Nồng độ Pb

£1

I

I Đối chứng

E 3 0,02 mg/l

0 . 10 '

^

0,05 mg/l

K S 0,20 mg/l

0.00-

1
1

ỉ

ầ

I

Ễ
ĩỉ

15

30

Úầ

30

45

60

b.

sr 0.15'
5

0.05'

ấ

T h ờ i gia n p h ơ i n h iễ m (ngày)

a.

tó

li

V /. V

15

45

T h ờ i gian p h ơ i nhiễm (ngày)

H
0

I Đối chứng

em 0,02 mg/l
^ 0,05 mg/l
ES 0,20 mg/l

•C
c

I

m

0 .0 -

t

Nồng độ Pb
I

£
0)

ỉề

0 . 5«

0.25-

-C

0,02 mg/l
Ê223 0,05 mg/l
5 S 0,20 mg/l

=L

ỏ
X

Đ ối ch ứ n g

•3

45

60

li 2.(h
ũ

hw
o
c
•
‘S

£

Nồng độ Pb

1.5-

ES3 0.02 (mg/l)
□ 0.05 (mg/l)
□ 0.20 (mg/l)

1. 0-

0.5-

*D
I 0.0'
Ễ

_

I

I

R ô phi

Chép

Trôi

Thời gian phơi nhiễm (ngày)

d.
c.
Hình 20. Biến động hoạt tính GST trong gan cá theo thòi gian phoi nhiễm Pb
(a. cá rô phi; b. cá chép; c. cá trôi; d. Mức độ tăng hoạt tính GST ở ngày thứ 60 so với ngày 0 )
Kết quả phân tích hoạt tính GST được thể hiện trong hình 20, phụ lục 2.1. số liệu cho thấy
biến thiên hoạt tính GST của 3 loài cá là khác nhau. Cụ thể như sau:
Đoi với cá rô phi giá trị GST chỉ tăng mạnh tại thời điểm 15 và 30 ngày phơi nhiễm ở bể
có nồng độ 0,20 mg/1 và bể có nồng độ 0,05 mg/1 (p<0,01).
Ở cá chép chỉ có giá trị GST tại thời điểm 30 ngày phơi nhiễm của bể có nồng độ 0,20
mg/1 mới có sự sai khác có ý nghĩa với bể đối chứng và các bể thí nghiệm còn lại.

Đôi với cá trôi hoạt tính GST trong gan cá cũng chỉ tăng mạnh sau 60 ngày phơi nhiễm
của bể có nồng độ 0,20 mg/1 (p< 0 .001 ).
14


Đồ thị trong hình 20.d. cho thấy sau 60 ngày phơi nhiễm hoạt tính GST của cá rô phi
không tăng mà còn giảm so với ngày 0. Hoạt tính GST của cá chép sinh sống trong bể có nồng
độ 0,02 và 0,20 tăng hơn so với ngày 0, còn bể có nồng độ 0,05 thì giảm. Đối với cá trôi thì hoạt
tính GST ngày thứ 60 trong gan cá ở bể 0,02 mg/1 giảm còn 2 bể còn lại đều tăng lên [20].
4.3.2.2. Trong môi trường có Cd
9 1.5n

‘3
‘D

£0.

ơ)
E
01

Nồng độ Cd

I
□

1 .0 '

i
h

0

£c

0.5'

*

ạ-

0
ỉ

c 0.20-»
£a

Nồng độ Cd

5

0 .0 '

í
15

Ấ

ỈẪ j i
Ề 1

30

45

Đồi chứng

□ 0.005 mg/l
M 0.01 mg/ỉ
H 0.05 mg/l

I

□

0.15H

ò)
1

Ễ

h 0.10iọ

0
£
Ễ

0

I

60

15

I

45

60

b.

0.25«
Nồng độ Cd

Nồng độ Cd
I

0.20-

ò)
5 0.15K

I

1

0 0. 10'

fc
ỉ
0
ĩ

30

Thời gian phơỉ nhiễm (ngày)

a.
£a

Ilí

1

0 .00 «

Thời gian phơi nhiễm (ngày)

p

1

I 1

0.05- J_x.

»■

Đồi chứng

□ 0.005 mg/l
^ 0.01 mg/l
K3 0.05 mg/l

I Đối chứng

^
□
□

CH 0.005 mg/l
^ 0.01 mg/l
KS 0.05 mg/l

0.005 (mg/l)
0.01 (mg/l)
0.05 (mg/l)

i

0.05-

iỉ 1
lĩ

0.00'
15

30

45

_ I
60

Rô phi

Thời gian phơi nhiễm (ngày)

d.
c.
Hình 21. Biến động hoạt tính GST trong gan cá theo thời gian phoi nhiễm Cd
(a. cá rô phi; b. cá chép; c. cá trôi; d. Mức độ tăng hoạt tính GST ngày thứ 60 so với ngày 0 )
Ket quả phân tích hoạt tính GST trong gan cá dưới tác động của Cd được thể hiện trong
hình 21 và phụ lục 1.3 (mục 1.2). số liệu cho thấy giá trị GST có xu thế tăng dần theo thời gian
phơi nhiễm và sai khác có ý nghĩa khi so với bể đối chứng sau 45 ngày phơi nhiễm (p<0,05 và
p< 0 ,001 ).
Hình 21 .d. thể hiện mức độ tăng hoạt tính GST trong cá sau 60 ngày phơi nhiễm. Kết quả
cho thây hoạt tính GST của cả 3 loài cá nghiên cứu khi sống trong môi trường có Cd đều tăng
lên, mức độ tăng ở cá rô phi và cá trôi tăng theo nồng độ Cd trong môi trường. Trong khi đó mức
độ tăng GST của cá chép ở bể có nồng độ cao thứ 2 (0,01 mg/1) lại cao nhất [20].
4.3.2.3. Trong môi trường có Cu
Hình 22 và phụ lục 1.3 (mục 2.3) thể hiện sự biến động hoạt tính GST của gan cá trong
60 ngày phơi nhiễm Cu. số liệu cho thấy hoạt tính GST có sự gia tăng theo thời gian, tuy nhiên
khi so sánh số liệu của bể đối chứng với số liệu của các bể thí nghiệm so sai khác có ý nghĩa
thống kê chỉ xuất hiện sau 60 ngày phơi nhiễm (p<0,05) ở tất cả các loài cá nghiên cứu. Kết quả
phân tích thống kê cũng cho thấy giá trị GST của các bể thí nghiệm đa số sai khác không có ý
nghĩa (p>0,05).

15


Mức độ tăng hoạt tính GST của gan cá sau 60 ngày phơi nhiễm Cu so với ngày 0 được
thể hiện trong hình 22.d. Ket quả cho thấy hoạt tính GST ở ngày thứ 60 của tất cả các bể thí
nghiệm của cả 3 loài cá đều tăng lên. Tuy nhiên ở cá rô phi mức độ tăng GST lại giảm dần theo
sự tăng nồng độ Cu, ngược lại cả cá chép và cá trôi đều có xu hướng tăng dần theo sự tăng nồng
độ Cu trong môi trường.
0.5-

0.15i
Nồng độ Cu

0.4‘
0.30 .2'

Ịk

ề

Is

0 . 1’
0.0

15

ị 4 ỀII
ếì
i s

Ệị
ũ
30

ầ
45

a
ồ)
ễ
ồ)
i

□

Đối chứng

□

0.02 mg/l
0.05 mg/l

h-

^

0.20 mg/l

0

Nồng độ Cu
I

C 3 0,02 mg/l

XÁ

0.05-

11

■13

lí

B

0.00

60

Nồng độ Cu

i

0 . 10 '
5

0.05«

Ầì
Ti

0.00-

II

l \

15

X tl

ì
ầ
lì
30

0,05 mg/ỉ

E S 0,20 mg/l

30

45

60

b.

0.15-

Ó

^

Thời gian phơi nhiễm (ngày)

a.

00

-1

V /.\

15

Thời gian phơi nhiễm (ngày)

h-

I Đối chứng

0.10

1ặs
45

Thời gỉan p hơ i nhiễm (ngày)

1
Ip
V/. K

lì

60

□

Đổi chứng

□

0.02 mg/l

^

0.05 mg/l

c
' 2 5 -ị
*«o
H 4.

Nồng độ Cu

0

E3 0.02 (mg/l)
□ 0.05 (mg/l)
ED 0.20 (mg/l)

c 3-

KS 0.20 mg/l

1 2-S V
•ọ-

i 0
s

_

m

I

Rô phi

Chép

I

Trôi

d.

c.
Hình 22. Biến động hoạt tính GST trong gan cá theo thòi gian phơi nhiêm Cu
(a. cá rô phi; b. cá chép; c. cá trôi; d. Mức độ tăng hoạt tính GST ngày thứ 60 so với ngày 0)
4.3.2.4. Tương quan giữa hàm lượng kim loại nặng với hoạt tính GST
Dựa trên các kết quả đã phân tích ở trên cho thấy hoạt tính GST bị ức chế bởi Pb ở cá rô
phi, còn ở cá chép và trôi làm tăng GST ở nồng độ Pb cao (0,20 mg/1). Như vậy Pb ảnh hưởng
khác nhau với các loài cá khác nhau và với các nồng độ khác nhau. Kết quả tương tự cũng được
Chen và cộng sự (2002) công bố [21]. Trong khi đó Cd thể hiện ảnh hưởng làm tăng GST trong
gan cá ỏf cả 3 loài cá nghiên cứu. Kết quả này tương tự như kết quả của tác giả Mani và cộng sự
(2014) [22]. Các nghiên cứu đó đều chỉ ra rầng Cd làm tăng hoạt tính GST của cá ngay cả khi
các loà: cá này phơi nhiễm Cd với nồng độ thấp và thời gian ngán. Ảnh hường của Cu cũng làm
tăng hcạt tính GST như Cd. Kết quả này tương đồng với kết quả của Iqbal Ahmad và cộng sự
(2005) 23].
Dựa vào số liệu giá trị trung bình của hàm lượng Pb, Cd, Cu trong mô thịt cá và giá trị
trung b.nh cùa hoạt tính GST trong gan cá của cùng mẫu, mức độ tương quan giữa hàm lượng
kim loậ nặng với hoạt tính GST đã được xác định và thể hiện trong bảng 5, phụ lục 1.3 (mục
2.4). Eảng 5 cho thấy đã xác định được 6 mối tương quan trong đó không có tương quan nào
thuộc \ề Pb, 1 tương quan chặt (R>0,8) thuộc về cá trôi, 02 tương quan tương đối chặt (R > 0,7)

16


thuộc về cá rô phi và cá chép, các tương quan còn lại là tương quan không chặt. Như vậy GST
của cả 3 loài cá nghiên cứu đêu đáp ứng với ô nhiễm Cd và Cu.
Bảng 5. Tương quan giữa hàm lượng kim loại nặng với hoạt tính GST
TT

1

2

3

Kim loại

Pb

Cd

Cu

Giá trị R

Giá trị p

Rô phi

-

-

Chép

-

-

Trôi

-

-

Rô phi

0,72

< 0,001

Chép

0,47

<0,05

Trôi

0,58

<0,05

Rô phi

0,53

< 0,01

Chép

0,79

< 0,001

rp

0,92

< 0,001

Cá nghiên cứu

A•

Trôi

Ghi chủ: - không xác định được tương quan
4.4. Ảnh hưởng của p H đến sự tích tụ Pb trong mô thịt cá rô p h i (Phụ lục 1.4.)
30-1

E 3 pH = 7.0
ra

pH = 6.0

E 3 pH = 5.5
m

« 20
O)
■ I 0 ngảy

pH = 5.0
Ợ)
5 . 10-

□

pH = 7.0

□

pH = 6.0

E23 pH = 5.5
^

1 EI-l*
I 11
1 ị-m
l i : 11
i 1 1 P;Ị
15

30

45

= 5.0

Bế thí nghiệm

Thời gian phơi nhiễm (ngày)

Hình 23. Biến động hàm lượng Pb trong thịt
cá rô phi theo thòi gian

pH

Hình 24. Trọng lượng cá rô phi sau 60 ngày
phơi nhiễm Pb và pH thay đổi

Kết quả nghiên cứu ảnh hưởng của pH đến sự tích tụ Pb (0,05 mg/1) trong thịt cá rô phi
được thể hiện trong hình 23 và phụ lục 1.4 (mục 1). số liệu cho thấy hàm lượng Pb trong thịt cá
rô phi ở bể thí nghiệm có pH = 6 là luôn có giá trị cao nhất ở tất cả các thời điểm phân tích mẫu.
hàm lượng Pb trong mô thịt cá ở tất cả các bể thí nghiệm có xu hướng tăng dẫn theo thời gian.
Tuy nhiên kết quả phân tích thống kê cho thấy giá trị hàm lượng Pb trong thịt cá ờ pH = 6 chỉ
khác biệt có ý nghĩa với pH = 7 ở thời điểm 60 ngày (p < 0,05), với pH = 5,0 ở thời điểm 15 (p <
0,01) và 30 ngày (p < 0,05), còn không khác biệt so với pH = 5,5 (p>0,05). Điều này cho thấy
pH trong khoảng 5,0 đến 7,0 ít có ảnh hưởng đến sự tích tụ Pb trong thịt cá rô phi. Tác giả WJ
van Aardt và LCR Venter (2004) cũng công bố kết quả tương tự [24].
Hình 24 và phụ lục 1.4 (mục 2) biểu diễn sự sinh trưởng của cá rô phi. Kết quả nghiên
cứu cho thấy pH của nước và nồng độ Pb 0,05 mg/1 không ảnh hưởng đến tốc độ sinh trưởng của
cá. Ket quả này tương tự như kết quả trong mục 4.2.
ĐAi HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
TRUNG TẦM THÔNG TIN THƯ VIỆ N

M

ồ GOồ OOA. M

17


4.5. Ảnh hưởng của độ cứng tổng số đến sự tích tụ Pb trong mô thịt cá rô p h i (Phụ lục 1.5.)
Biến thiên hàm lượng Pb trong thịt cá rô phi trong điều kiện độ cứng tổng số của nước
khác nhau, nồng độ Pb là 0,05 mg/1 được thể hiện trong hình 25 và phụ lục 1.5 (mục 1). số liệu
cho thấy hàm lượng Pb trong mô thịt cá có xu hướng tăng ở thời điểm 15 và 45 ngày, và giảm ở
30 và 60 ngày. Tại tất cả các thời điểm thu mẫu hàm lượng Pb trong thịt cá ở các bể thí nghiệm
với nước mềm (CaCƠ 3 < 120 ppm) đều cao hơn nước cứng (CaCƠ 3 = 200 - 220 ppm) và nước
rất cứng (CaCƠ 3 > 300 ppm). Kết quả này tương tự như kết quả nghiên cứu của Karthikeyan s.
và cộng sự (2007) về sự tích tụ Ni. Nghiên cứu đó chỉ ra ràng loài cá Cirrhinus mrigala tích tụ
Ni mạnh ở nước mềm [25]. Tuy nhiên kết quả phân tích thống kê cho thấy chỉ sau 45 ngày phơi
nhiễm, hàm lượng Pb trong mô thịt cá rô phi mới thể hiện sự sai khác có ý nghĩa giữa các bể thí
nghiệm, cụ thể là giữa bể 3 với 4 có p< 0,05; giữa bể 2 với 3; bể 1 với 3 có p < 0,01; giữa bể 1
với 4, bể 2 với 4 c ó p < 0,001.
Sự sinh trưởng của cá rô phi trong điều kiện nước có độ cứng tổng số khác nhau và nồng
độ Pb là 0,05 mg/1 được thể hiện trong hình 26 và phụ lục 1.5 (mục 2). Kết quả cho thấy độ cứng
tổng số không ảnh hưởng đến sự sinh trưởng của cá.

gOỊỊ
ES3
I l
gg§

C aC 03 = 8 0 - 100 ppm
C aC 0 3 = 5 0 - 6 0 ppm
CaCOa = 200 - 220 ppm
CaCC>3 = 300 -330 ppm

2 2°1?

0)

15

I
ĩ
ạ
c
0*
ũ
h

Thời gian phơi nhỉểm (ngày)

Hình 25. Biến động hàm lượng Pb trong
thịt cá rô phi theo thòi gian

BS 0 ngày

0

s-

» I CaC03 = 80 - 100 ppm

I

□

CaC03 = 5 0 -6 0 ppm

E 3 CaC03 = 200 - 220 pprĩ
E23 CaC03 = 300 -330 ppm

2
3
Bể thí nghiệm

Hình 26. Trọng lượng cá rô phi sau 60 ngày
X
*
r
Ả
phơi nhiêm Pb và độ cứng tông sô thay đôi

Kết luận
Từ các kết quả nghiên cứu của đề tài có thể rút ra các kết luận sau:
1. Mức tích tụ kim loại nặng trong mô thịt cá sau 60 ngày phơi nhiễm:
Tích tụ Pb: cá chép> cá rô phi > cá trôi
Tích tụ Cd: cá chép> cá trôi > cá rô phi
Tích tụ Cu: cá chép > cá trôi > cá rô phi
2. Hệ sô BCF Pb, Cd và Cu của cả 3 loài cá nghiên cứu đều tỷ lệ nghịch với nồng độ kim
loại trong môi trường nước. Giá trị BCF như sau:
BCF Pb: cá chép> cá rô phi > cá trôi
BCF Cd: cá trôi > cá chép > cá rô phi
BCF Cu: cá rô phi > cá chép > cá trôi

18

3.

Trong phạm vi nồng độ Pb, Cu < 0,20 mg/1;Cd < 0,05 mg/1 trong môi trườngnước đều
không ảnh hưởng đến sự sinh trưởng của cả 3 loài cá nghiên cứu.

4.

Kết quả đánh giá mức độ tích tụ kim loại nặng sau 60 ngày phơi nhiễm ở các nồng độ
khác nhau cho thấy:
Cá rô phi và cá chép đều có xu hướng tích tụ Cd > Pb > Cu.
Cá trôi có xu hướng tích tụ Cd > Cu > Pb

5. Hoạt tính CAT
Sau 60 ngày phơi nhiễm Pb, Cd và Cu hoạt tính CAT trong gan của cả 3 loài cá
nghiên cứu đều tăng. Nhưng đáp ứng của CAT với kim loại có ý nghĩa thống kê chỉ
xuất hiện đối với cá rô phi khi phơi nhiễm với cả 3 kim loại ở mọi nồng độ đã nghiên
cún; với cá chép chỉ thể hiện với nồng độ Pb và Cu là 0,20 mg/1; với cá trôi thể hiện
đáp ứng có ý nghĩa với nồng độ Pb và Cu là 0,20 mg/1 và Cd là 0,05 mg/1.
Đã xác định được 5 mối tương quan giữa hàm lượng Pb và Cu trong mô thịt cá với
hoạt tính CAT. Hoạt tính CAT chỉ thị cho ô nhiễm Pb của cá rô phi, cá trôi và chỉ thị
cho ô nhiễm Cu của cả 3 loài cá nghiên cứu.
6 . Hoạt tính GST

Sau 60 ngày phơi nhiễm Pb hoạt tính GST trong gan cá thay đổi khác nhau giữa 3
loài cá. Trong khi đó cả Cd và Cu đều làm tăng hoạt tính GST (p <0,05).
Đã xác định được 6 mối tương quan giữa hàm lượng Cd và Cu trong mô thịt cá với
hoạt tính GST, điều này thể hiện GST chỉ thị cho ô nhiễm Cd và Cu của cả 3 loài cá
nghiên cứu.
7. pH trong khoảng 5,0 đến 7,0 và nồng độ Pb là 0,05 mg/I không ảnh hưởng đến sự tích tụ
?b và sinh trưởng của cá rô phi.

8 . Sự tích tụ Pb của cá rô phi trong nước mềm nhiều hơn trong nước cứng. Độ cứng tổng số

của nước và nồng độ Pb là 0,05 mg/1 không ảnh hưởng đến sinh trưởng của cá rô phi.
9. Dối tượng ưu tiên có thể nuôi tại các ao sừ dụng nguồn nước đầu vào từ các sông Tô
Lịch, sông Kim Ngưu, sông Lừ và sông Sét (bị ô nhiễm kim loại nặng) ở vùng Thanh Trì
à cá trôi > cá rô phi > cá chép.
Tài liệu tham khảo
[1].Maíon C.F., 1996. Bioỉogy offreshwaterpollution. Longman Group Limited.
[2].
Ha Thu Le and Huong Thi Thuy Ngo, 2014. « Cd, Pb, and Cu in water and sediments and
thei' bioaccumulation in freshwater físh of some lakes in Hanoi, Vietnam ». Toxicological &
Envronmental Chemistry. Vol. 95, No. 8 , 1328-1337.
[3].Lun Lan Hương và đồng tác giả, 2011. Sự phân bố và ảnh hưởng của một số kim loại nặng
trong hồ Tây (Hà Nội). Tạp chí Khoa học và Công nghệ, số 1, trang 14 - 18. Sở Khoa học và
Côrg nghệ Hà Nội.
[4].Bộ ĩài nguyên và Môi trường, 2008, Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về chất lượng nước mặt,
QC nM 08:2008/BTNMT.
[5].Ng(, H.T.T., Gerstmann, s., Frank, H., 2010. Subchronic effects of environment-like
cadnium levels on the bivalve Anodonta anatina (Linnaeus 1758): I. Bioaccumulation,
19


distribution and effects on calcium metabolism. Toxicological & Environmental Chemistry,
1-14..
[6 ].Habig, w . H.; Pabst, M. J.; Jakoby, w . B., Glutathione S-Transferases: The íìrst enzymatic
step in mercapturic acid íbrmation. Joumal of Biological Chemistry. 1974, 249, (22), 71307139.
[7].Beers, R. F.; Sizer, I. w ., A spectrophotometric method for measuring the breakdown of
hydrogen peroxide by catalase. Journal of Biological Chemistry. 1952, 195, (1), 133-140.
[8].Mustafa K. and Canli M. (2000). “Elimination of Essential (Cu, Zn) and Non-Essential (Cd,
Pb) Metals from Tissues o f a Freshwater Fish Tilapia zilli”. Turk Joumal Zool 24, p. 429436.

[9].
Lê Thu Hà, Nguyễn Thị Thu Trang, Phạm Thị Minh Uyên. « Sự tích tụ chì và đồng trong cơ
thịt cá chép (Cyprinus carpioỴ. Tạp chí Khoa học Đại học Quốc gia Hà Nội, Khoa học Tự
nhiên và Công nghệ. Tập 30, số 3S, năm 2014, tr. 28 - 32.
[10]. Lê Thu Hà, Bùi Thị Hoa, Trương Ngọc Hoa, Mai Thị Huệ. “Đánh giá sự tích tụ chì,
đồng, cadimi trong cơ thịt cá trôi (Labeo rohita)”. Tạp chỉ Nông nghiệp và Phát triển Nông
thôn. Tập số...., năm 2015 (đã chấp nhận đăng).
[11]. Carriquiriborde p, Ronco AE., 2008, Distinctive accumulation patterns o f Cd(II), Cu(ỈI),
and Cr(VI) in tissue o f the South American teỉeost, pejerrey (Odontesthes bonariensis),
AquatToxicol 86 , p. 313-322.
[12]. Wu SM, Ding HR, Lin LY, Lin YS., 2008, Juvenile tilapia (Oreochromis mossambicus)
strive to maintain physioỉogicaỉ ýunctions aỷter waterborne copper exposure. Arch Environ
Contam Toxicol 54 (3), p. 482-492.
[13]. Ahmed M .s. and Bibi s. 2010, Uptake and bioaccumulation o f waterborne lead (Pb) in
the ímgerỉlings o f a freshwater cyprinid, catla catla L., The Joumal of Animal & Plant
Sciences, 20(3), p. 201-207.
[14]. Jeng-Wei Tsai et al., 2012, Toxicokinetics o f tilapia following high exposure to
waierborne and dietary copper and implications for coping mechanisms. Environ Sci Pollut
Res DOI 10.1007/s 11356-012-1304-3.
[15]. Mustafa K. and Canli M., 2000, Elimination o f Essential (Cu, Zn) and Non-Essential (Cd,
Pbj Metals from Tissues o f a Freshwater Fish Tilapia zilli. Turk Joumal Zool 24, p. 429-436.
[16]. Al- Nagaawy, A.M., 2008, Accumulation and elimination o f copper and lead /rom o.
Niloticus fmgerlings and consequent irựỉuence on their tissue residues and some biochemical
parameters. 8th International Symposium on Tilapia in Aquaculture p.431 - 445.
[17]. Phạm Thị Dậu, Tăng Thị Nhung, Lê Thu Hà. “Ảnh hưởng của cadimi và chì lên hoạt tính
enzyme catalaza của cá chép (Cyrinus carpio) và cá trôi (Labeo rohitaỴ. Tạp chí Khoa học
Đạ học Quôc gia Hà Nội, Khoa học Tự nhiên và Công nghệ. Tập 30, số 6 S-A, năm 2014, tr.
89 - 94
[18]. Wang, X. F. c ., w . H.; Zhang, z.; Chen, H. G. and Jia, X. p., Effects of Water Bome
Mercury and Cadmium Exposure on Lipid Peroxidation and Antioxidant Enzymes in

Mangrove Red Snapper Lutjanus argentimaculatu. Research Journal o f Applied Sciences,
Enịineering and Technology. 2013, 6, (13), 2395-2401.
[19]. Mohanty, B. p. M., M. R. and Pradhan s., Cadmium Induced Toxicity and Antioxidant
Aciivities in Labeo Rohita (Hamilton). Environment and Ecoỉogy Research. 2013, 1, (2), 4147.
[20]. Phạm Thị Dậu, Nguyễn Thị Huyền and Lê Thu Hà. « Sự thay đổi hoạt tính enzyme
glu:athione-S-transferase bởi cadimi và chì ở cá nước ngọt ». Tạp chí Khoa học Đại học
Quíc gia Hà Nội, Khoa học Tự nhiên và Công nghệ. Tập 30, số 3S, năm 2014, tr. 16 - 20.
[21]. Chen, L.; Guo, H.; Shen, H.; Wang, X., Effect of trace lead on the antioxidant system of
fisl liver. E nvir. C hem . 2002 , 21, (5), 485-489.
20


[22]. Mani, R. M., B. Valivittan, K. Suresh, and Suresh A., Glutathione-S-transferase and
catalase activity in different tissues of marine catíish arius arius on exposure to cadmium.
Int. J. P harm . Sci. 2014, ố, ( 1), 326-332.
[23]. iqbal Ahmad, Miguel Oliveira, Ma'rio Pacheco, Maria Ana Santos. Anguilla anguilla L.
oxicative stress biomarkers responses to copper exposure with or without b-naphthoflavone
pre^exposure. Chemosphere. 2005, 61, 267-275.
[24]. WJ van Aardt and LCR Venter. The effects of lead, water hardness and pH on oxygen
consunption, plasma chlorides and bioaccumulation in the freshwater fish Tilapia
sparrinanii. Aýrican Journaỉ o f Aquatic Science, 2004, 29(1): 37-46.
[25]. Karthikeyan s., Palaniappan PL. RM. and Selvi Sabhanayakam. Iníluence of pH and
water hardness upon nickel accumulation in edible físh Ciưhinus mrigala. Journal o f
Environmental Biology, 2007, 28(2) 489-492.
5. Đánh ịiá về các kết quả đã đạt được và kết luận
Đánh gic về các kết quả đạt được
Đề tà đã thực hiện đầy đủ cả 3 nội dung nghiên cứu đã đăng kýtrong khoảng thời gian 27
tháng từ tháng 10/2012 đến tháng 01 /2015.
Các kết quả đạt được phản ánh được đầy đủ mục tiêu đặt ra của đề

tài.

Số liệu của đề tài đã được sử dụng để công bố 04 bài báo, trong đó 3 bài đã xuất
đượcchấp nhận đăng trong tháng 2/2015.

bản

Đề tà hỗ trợ đào tạo được 01 thạc sĩ và 06 sinh viên (trong đó có 02 sinh viên thuộc chương
trình dào tạo chiến lược của ĐHQG).
Kết luận Đề tài đã hoàn thành nhiệm vụ được giao, trong đó vượt mức về kết quả đào tạo là 04
sinh viên
6 . Tóm tìt kết qu ả (tiếng Việt và tiếng Anh)

hghiên cứu được thực hiện với mục tiêu đánh giá sự tích tụ Pb, Cd và Cu của cá rô phi
(Oreochiomis niỉoticus), cá chép (Cyprinus carpio) và cá trôi (Labeo rohita) cũng như ảnh
hưởng cia các kim loại này lên hoạt tính CAT và GST. Bên cạnh đó phân tích ảnh hường của pH
và độ cứig tổng số (CaCƠ 3) của nước đối với sự tích tụ Pb của loài cá rô phi. Cá sừ dụng trong
nghiên cru được cung cấp bởi Viện nuôi trồng Thủy sản 1 (Bắc Ninh, Việt Nam). Nghiên cứu
được thic hiện với 3 bể thí nghiệm và 1 bể đối chứng. Mỗi bể có 40 đến 45 con cá/1 loài trong
100 lít nrớc, được nuôi trong 60 ngày. Nồng độ Pb hoặc Cu trong các bể là 0,0 mg/1, 0,02 mg/1,
0,05 mgj và 0,20 mg/1. Nồng độ Cd là 0,0 mg/1, 0,005 mg/1, 0,01 mg/1 và 0,05 mg/1.
tết quả nghiên cứu cho thấy hàm lượng kim loại trong mô thịt cá có xu hướng tăng dần
theo thờ gian phơi nhiễm đặc biệt có ý nghĩa thống kê sau 45 đến 60 ngày phơi nhiễm (p < 0,05
và p < COI), trong khi đó thì bể đối chứng tăng không có ý nghĩa thống kê (p > 0,05). Hệ số
BCF cùc 3 kim loại Pb, Cd, Cu của cả 3 loài cá nghiên cứu đều tỷ lệ nghịch với nồng độ kim loại
trong mã trường nước. Kết quả phân tích hoạt tính CAT trong gan cá cho thấy CAT tăng có ý
nghĩa thrng kê (p < 0,05) sau 45 đến 60 ngày phơi nhiễm ở nồng độ 0,20 mg/1 của Pb, Cu và
nồng độ0,05 mg/1 của Cd. Hàm lượng Pb và Cu trong thịt cá có tương quan tuyến tính với hoạt
tính CA", trong khi đó Cd thì không tương quan. Cd và Cu đều làm tăng hoạt tính GST của cả 3

và1bài


loài ca nghiên cứu, còn Pb ảnh hưởng khác nhau ở các loài cá khác nhau. Kết quả này cũng được
thể hién trong kết quả phân tích tương quan giữa hàm lượng kim loại trong mô thịt cá với hoạt
tính GST. Cụ thể: hàm lượng Cd và Cu trong mô thịt cá có tương quan với hoạt tính GST, còn
Pb thì không. Nồng độ kim loại khác nhau trong môi trường nước không ảnh hưởng đến sự sinh
trường của cá.
Kết quả phân tích hàm lượng Pb trong mô thịt và đánh giá sinh trưởng của cá rô phi sống
trong nôi trường có nồng độ Pb là 0,05 mg/1 và pH ờ 4 mức 7,0; 5,0; 5,5 và 6,0 cho thấy pH
không ảnh hưởng đến sự tích tụ Pb trong mô thịt và tốc độ sinh trưởng của cá. Trong khi đó kết
quả đanh giá ảnh hưởng của độ cứng tổng số cho thấy cá sống trong nước mềm (độ cứng tổng số
<120 ppm) có mức độ tích tụ Pb cao hơn nước cứng (độ cứng tổng số > 300 ppm), nhưng tốc độ
sinh tiưởng của cá như nhau ở các độ cứng nước khác nhau.
Sum nary
A study was conducted to evaluate the uptake and accumulation of vvaterbome lead (Pb)
cadmum (Cd) and copper (Cu) in ílesh of Tilapia (Oreochromis niloticus), Common carp
(Cyprnus carpio) and Major carp (Labeo rohità). Fish were obtained from Aquaculture No.l
(Bac Ninh, Viet Nam). Four groups of físh (40 to 45 each/ 1 species) were maintained in 100
liters of water in glass tanks . Each group was exposed to a sub-lethal dose of vvaterborne Pb and
Cu atO.O mg/1 (control), 0.02 mg/1, 0.05 mg/1 and 0.20 mg/1 and Cd at 0.0 mg/1 (control), 0.005
mg/1, 3.01 mg/1 and 0.05 mg/1 for 60 days. Fish sampling was done on day zero and every 15
days tiereaữer from all tanks.
The ồtudy results showed that metal coneentrations in ílesh tissue tends to increase over
time (f exposure is particularly signiíĩcant 45 to 60 days after exposure (p <0.05 and p <0.01),
w heras an increase control without statistical signiíicance (p> 0.05). BCFs o f Pb, Cd, Cu of the
three ipecies studied were inversely related to the metals level in the aquatic environment. Result
analyíis CAT activity in liver showed statistically signifícant (p <0.05) after 45 to 60 days of
exposire at 0.20 mg/1 o f Pb, Cu treatment and at 0,05 mg/1 of Cd treatment. Pb and Cu
conceitrations in ílesh tissue correlated with the CAT activity, whereas Cd are uncoưelated. Cd

and Cu were increased GST activity of all three species studied, and Pb different effects in
differ:nt species. This result is also reílected in the results of correlation analysis betvveen metal
conceitrations in ílesh tissue for GST activity. Speciílcally, Cd and Cu concentrations in flesh
tissueare correlated with GST activity, and Pb is not. Different metal concentrations in water did
not afect the growth of fish.
The Tilapia were exposed to Pb (0.05 mg/1) in pH = 7.0, 5.0, 5.5 and 6.0. The study
indicđes that Pb accumulation and the growth of Tilapia were not signiíìcantly iníluenced by
pH. Vhile the results to assess the impact of the total hardness of the water showned that
accunulation o f Pb was significantly increased at the higher at sofìt water (total hardness < 100
ppm) than at hard water (total hardness > 300 ppm). But the growth of Tilapia was not
inílueiced by the total hardness of the water.
22


PHẦN III. SẢN PHẨM, CÔNG BÓ VÀ KÉT QUẢ ĐÀO TẠO CỦA ĐÈ TÀI

3.1. Ket quả nghiên cứu (Phụ lục 1)
Yêu cầu khoa học hoặc/và chỉ tiêu kinh tế - kỹ thuật
TT
1

Tên sản phẩm
Hệ số BCF của
Cu, Pb, Cd của
lừng loài cá
nghiên cứu

Đăng ký

Đat

đưoc
•
•

Phân tích, đánh giá và
so sánh mức độ tích tụ
kim loại nặng giữa các
loài cá nghiên cứu, giữa
các kim loại nặng của
cùng một loài cá, giữa
các loài cá khác nhau
của cùng một loại kim
loại nặng

- Số liệu về hàm lượng Pb, Cu, Cd trong mô
thịt của 3 loài cá: cá Rô phi (Oreochromis
niloticus)-, cá Trôi (Labeo rohita) và Cá
Chép (Cyprinus carpio) theo thời gian phơi
nhiễm (0, 15, 30, 45 và 60 ngày) và theo
nồng độ kim loại trong môi trường (0 ,02 ;
0,05 và 0,20 mg/1 đối với Pb và Cu; 0,005;
0,01 và 0,05 mg/1 đối với Cd) (phụ lục 1.1).
- Hệ số BCF của Cu, Pb, Cd của từng loài
cá nghiên cứu (phụ lục 1. 1).
- 02 bài báo (phụ lục 2 )

2

Sự tăng trưởng
của cá thí nghiệm

Tốc độ tăng trưởng của
các loài cá nuôi trong
phòng thí nghiệm, trong
môi trường có kim loại
nặng

Số liệu về mức tốc độ tăng trưởng của của 3
loài cá: cá Rô phi (Oreochromis niloticus)\
cá Trôi (Labeo rohita) và Cá Chép
('Cyprinus carpio) sinh sống trong môi
trường có chứa Pb, Cu, Cđ với 3 nồng độ
kim loại nặng khác nhau (phụ lục 1.2 ).

3

Anh hưởng của
pH

Ảnh hưởng của sự thay
đổi độ pH đến sự tích tụ
kim loại nặng và tốc độ
tăng trường của loài cá
nghiên cứu.

Số liệu về hàm lượng Pb trong mô thịt và
tốc độ tăng trưởng của cá Rô phi
('Oreochromis niloticus) sinh sống trong
cùng nồng độ Pb như nhau nhưng có pH
thay đổi (phụ lục 1.4).

4

Anh hưởng của
lộ cứng tổng số
rong nước

Ảnh hưởng của sự thay
đổi độ cứng tổng số
(CaCCh) đến sự tích tụ
kim loại nặng và tốc độ
tăng trưởng của loài cá
nghiên cứu

Số liệu về hàm lượng Pb trong mô thịt và
tốc độ tăng trường của cá Rô phi
(Oreochromis nilotìcus) sinh sống trong
cùng nồng độ Pb như nhau nhưng có độ
cứng tổng số (CaCƠ 3) thay đổi (phu luc
1.5)7

5

Các chỉ tiêu sinh
ioá (Catalaza,
GST)

Mối quan hệ giữa sự - Hoạt tính Catalaza và GST trong gan 3
tích tụ sinh học của loài cá: cá Rô phi (Oreochromis niloticus);
KLN và sự biến động cá Trôi (Labeo rohita) và Cá Chép

của các chỉ tiêu sinh 0Cyprinus carpio) sinh sống trong môi
hoá (Catalaza, GST) trường có chứa Pb, Cu, Cd (phụ lục 1.3).
- Hệ số tương quan giữa CAT, GST với
trong cá.
hàm lượng KLN (phụ lục 1.3).
- 02 bài báo (phụ lục 2 )

6

"hành phần loài
l á nuôi tại vùng
tó sừ dụng nước
hải

Đề xuất thành phần loài
cá nuôi tại vùng có sử
dụng nước thải trong
nuôi trồng thủy sản.

Thứ tự ưu tiên loài cá nên nuôi tại ao có sử
dụng nước thải: cá trôi > cá rô phi > cá chép
(Kết luận 9)

23