Tài liệu 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

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI BÁO CÁO TỔNG KẾT KẾT QUẢ THỰC HIỆN ĐỀ TÀI KH&CN CẤP ĐẠI HỌC QUỐC GIA 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 Mã số đề tài: QG.12.10 Chủ nhiệm đề tài: PGS.TS. Lê Thu Hà Hà Nội, 2015 PHẦN 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 3 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 – 2013) 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 ĐHKHTN 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. Thời 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 với thuyết minh ban đầu (nếu có): Thay đổi 01 đối tượng nghiên cứu: đổi từ cá Trắm cỏ (Ctenopharyngodon idella) sang cá Trôi (Labeo rohita) 1.7. Tổng kinh phí được phê duyệt của đề tài: 200 triệu đồng. 1 PHẦN II. TỔNG QUAN KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU 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 và có thể được khuyếch đại sinh học qua các chuỗi thức ăn. Những động vật ăn thịt nằm 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. 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 hưởng 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 carpio) và cá trôi (Labeo rohita). - Phân tích ảnh hưởng của các yếu tố pH và độ cứng tổng số (CaCO3) 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 (Phụ lục 1.0) Vật liệu: Cá thí nghiệm được nhập từ Viện Nghiên cứu Thủy sản 1, Tỉnh Bắc Ninh. Cá rô phi có trọng lượng khoảng 7,81 ± 1,31g. Cá chép có trọng lượng khoảng 9,56 ± 2,48 g. Cá trôi có trọng lượng khoảng 4,65 ± 1,42g. Thiết kế thí nghiệm Thí nghiệm về sự tích tụ kim loại nặng Bảng 1: Nồng độ kim loại nặng trong môi trường nước thí nghiệm Bể Bể đối chứng Bể thí nghiệm 1 Bể thí nghiệm 2 Bể thí nghiệm 3 Nồng độ Pb (mg/l) 0  0.001 0,02* 0,05** 0,20 Nồng độ Cd (mg/l) 0  0.001 0,005* 0,01** 0,05 Nồng độ Cu (mg/l) 0  0.001 0,02 0,05 0,20* Ghi chú: * Giới hạn nồng độ kim loại nặng trong nước để bảo vệ đời sống thủy sinh vật (A2) ** Giới hạn nồng độ kim loại nặng cho nước có yêu cầu chất lượng thấp (B2) [4] Sau khi đưa cá về phòng thí nghiệm, cá được nuôi phục hồi sức khỏe trong 10 ngày. Mật độ cá là 40 – 45 con/ 100 lít. Cá được cho ăn thức ăn công nghiệp 1 ngày 2 lần/ ngày và nước trong các bể được thay 2 ngày/ 1 lần, nồng độ kim loại trong các bể luôn được duy trì . 2 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 sau phơi nhiễm. Số lượng mẫu thu trong mỗi đợt phân tích là 5 con cá/ 1 bể thí nghiệm. Thí nghiệm về sự thay đổi pH, độ cứng tổng số đối với sự tích tụ Pb của cá rô phi 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/l. 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 Bể đối chứng Bể thí nghiệm 1 Bể thí nghiệm 2 Bể thí nghiệm 3 pH 7,0 (đối chứng) 5,0 5,5 6,0 Độ cứng tổng số (ppm) 80 – 100 (đối chứng) 50 – 60 200 – 220 300 – 330 Dung dịch đệm để tạo pH khác nhau: trộn x ml 0.2M NaOAc với y ml 0.2M HOAc. CaCO3 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(NO3)2, CuSO4 và Cd(NO3)2. Mẫu 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]. 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 độ 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 cao thân (cm); Trọng lượng (g) Phương pháp phân tích Catalaza Hoạt tính Catalaza (CAT) trong gan cá được xác định bằng máy quang phổ theo phương pháp của Beers và Sizer (1952) [6]. Sự phân hủy của H2O2 được xác định thông qua sự giảm độ hấp thụ ở bước sóng 240 nm. Phương pháp phân tích Glutathione S-Transferase Hoạt tính Glutathione S-Transferase (GST) trong gan cá được xác định bằng máy quang phổ ở bước sóng 340 nm theo phương pháp của Habig và cộng sự [7]. 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. 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 3 4. Tổng kết Kết quả nghiên cứu 4.1. Sự 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, trong khi đó đồng lại là một thành phần cần thiết cho cấu tạo và hoạt động của một số enzyme của cá. 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 lượng Pb trong mô thịt cá Hình 1. Biến động hàm lượng Pb trong mô thịt cá theo thời gian (a. cá rô phi; b. cá chép; c. cá trôi) 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 không thấy sự sai khác [9, 10]. So sánh sự tích tụ chì giữa các loài cá nghiên cứu Hình 2. Mức độ 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 Kết 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 4 60 ngày 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. 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. Hệ 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. Kết quả này thể hiện ở cả 3 loài cá nghiên cứu. Hệ số BCF chì của cá chép lớn nhất, sau đó đến cá rô phi và thấp nhất là 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 mô thịt cá Hình 4. Biến động hàm lượng Cd trong mô thịt cá theo thời gian (a. cá rô phi; b. cá chép; c. cá trôi) 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 cứu 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 với bể 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/l 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 sự tích tụ cadimi giữa các loài cá nghiên cứu 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/l 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 5 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 trôi tăng 10,1 đến 13,3 lần và cá rô phi là 6,2 đến 7,6 lần. Hình 6. Hệ số BCF Cd của các loài cá Hình 5. Mức độ tích tụ Cd trong thịt cá ở nghiên cứu ngày thứ 60 so với ngày 0 Ghi chú: bể có nồng độ 0,05 mg/l sử dụng số liệu của ngày thứ 45 Hệ số BCF cadimi 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 mức độ giảm dần như sau: cá trôi > cá chép > cá rô phi. 4.1.3. Sự tích tụ đồng (Cu) Hàm lượng Cu trong mô thịt 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). Kết 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]. Khi so sánh hàm lượng Cu trong thịt cá giữa các bể thí nghiệm cho thấy 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. Hình 7. Biến động hàm lượng Cu trong mô thịt cá theo thời gian (a. cá rô phi; b. cá chép; c. cá trôi) So sánh sự tích tụ đồng giữa các loài cá nghiên cứu 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 6 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/l 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/l 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. Hình 8. Sự tích tụ Cu trong thịt cá ở ngày thứ 60 so với ngày 0 Hình 9. Hệ số BCF Cu của các loài cá nghiên cứu Hệ 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 này thể hiện ở cả 3 bể thí nghiệm. 4.1.4. Đánh giá sự tích tụ kim loại nặng của các loài cá nghiên cứu Kết quả nghiên cứu sự tích tụ Pb, Cd và Cu ở 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. Kết quả này tương tự như kết quả nghiên cứu của các tác giả Ahmed M.S. (2010), Jeng-Wei Tsai và cộng sự (2012) [11, 12]. Hình 10. Mức độ tích tụ Pb, Cd và Cu của cá rô phi (a), cá chép (b), cá trôi (c) 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) [13, 14]. 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. 7 4.2. Sự sinh trưởng của cá sinh sống trong môi trường có kim loại nặng (Phụ lục 1.2.) Kết 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/l đã gây chết cá trôi sau 60 ngày phơi nhiễm. Điều đó cho thấy có thể giới hạn sinh thái chịu đựng Cd của cá trôi là thấp hơn so với cá rô phi và cá chép. Hình 11. Trọng lượng cá nghiên cứu ở ngày 0 và ngày thứ 60 (a. phơi nhiễm Pb; b. phơi nhiễm Cd; c. phơi nhiễm Cu) 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 Hình 12. Biến động hoạt tính CAT trong gan cá theo thời gian phơi 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) 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 8 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/l). 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. Kết quả này tương tự như mức tăng hàm lượng Pb tích tụ trong thịt cá đã được bàn luận ở mục 4.1.1 [15]. 4.3.1.2. Trong môi trường có Cd Hình 13. Biến động hoạt tính CAT trong gan cá theo thời gian phơi 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) 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 tăng dần sau 15 đến 45 ngày phơi nhiễm, và đến 60 ngày phơi nhiễm thì hoạt tính CAT 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 điểm 60 ngày khi so sánh bể đối chứng với bể có nồng độ 0,01 mg/l và tại thời điểm 45 (p < 0,001) khi so với bể có nồng độ 0,05 mg/l. 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 [15]. 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 9 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. 4.3.1.3. Trong môi trường có Cu Hình 14. Biến động hoạt tính CAT trong gan cá theo thời gian phơi nhiễm Cu (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) 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/l. 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/l và bể có nồng độ 0,20 mg/l. Trong khi đó ở cá chép: hoạt tính CAT tăng đột biến ở ngày thứ 45 ở bể có nồng độ 0,20 mg/l và ngày thứ 60 ở bể có nồng độ 0,02 mg/l. 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). Đối với cá trôi: hoạt tính CAT trong gan cá của các bể thí nghiệm có nồng độ 0,05 và 0,20 mg/l 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. Kết 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/l 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/l). Trong khi đó ở 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 CAT 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 [16, 17]. Kết quả nghiên cứu cho thấy sau 60 ngày phơi nhiễm Pb, Cd và Cu hoạt tính CAT của cả 3 loài 10 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 được 5 mối tương quan tuyến tính 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 Hình 20. Biến động hoạt tính GST trong gan cá theo thời gian phơi 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: Đối 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/l và bể có nồng độ 0,05 mg/l (p<0,01). Đối với cá chép chỉ có giá trị GST tại thời điểm 30 ngày phơi nhiễm của bể có nồng độ 0,20 mg/l mới có sự sai khác có ý nghĩa với bể đối chứng và các bể thí nghiệm còn lại. Trong khi đó ở 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/l (p<0.001). 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/l giảm còn 2 bể còn lại đều tăng lên [18]. 11 4.3.2.2. Trong môi trường có Cd Hình 21. Biến động hoạt tính GST trong gan cá theo thời gian phơi 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) Kết 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 thấy 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/l) lại cao nhất [18]. 4.3.2.3. Trong môi trường có Cu Hình 22. Biến động hoạt tính GST trong gan cá theo thời gian phơi nhiễm Cu (a. cá rô phi; b. cá chép; c. cá trôi; d. Mức độ tăng hoạt tính GST ngày thứ 60) 12 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). 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. Kết 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 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/l). 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 [19]. Trong khi đó Cd thể hiện ảnh hưởng làm tăng GST trong gan cá ở cả 3 loài cá nghiên cứu. Kết quả này tương tự như kết quả của tác giả Mani và cộng sự (2014) [20]. Các nghiên cứu đó đều chỉ ra rằng Cd làm tăng hoạt tính GST của cá ngay cả khi các loài cá này phơi nhiễm Cd với nồng độ thấp và thời gian ngắn. Ảnh hưởng của Cu cũng làm tăng hoạt tính GST như Cd. Kết quả này tương đồng với kết quả của Iqbal Ahmad và cộng sự (2005) [21]. 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 GST trong gan cá của cùng mẫu, mức độ tương quan giữa hàm lượng kim loại nặng với hoạt tính GST đã được xác định và thể hiện trong bảng 5, phụ lục 1.3 (mục 2.4). Bảng 5 cho thấy đã xác định được 6 mối tương quan trong đó không có tương quan nào thuộc về Pb, 1 tương quan chặt (R>0,8) thuộc về cá trôi, 02 tương quan tương đối chặt (R > 0,7) 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. 4.4. Ảnh hưởng của pH đến sự tích tụ Pb trong mô thịt cá rô phi (Phụ lục 1.4.) Hình 23. Biến động hàm lượng Pb trong thịt cá rô phi theo thời gian Hình 24. Trọng lượng cá rô phi sau 60 ngày phơi nhiễm Pb và pH thay đổi 13 Kết quả nghiên cứu ảnh hưởng của pH đến sự tích tụ Pb (0,05 mg/l) 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 ở 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 [22]. 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/l không ảnh hưởng đến tốc độ sinh trưởng của cá. Kết quả này tương tự như kết quả trong mục 4.2. 4.5. Ảnh hưởng của độ cứng tổng số đến sự tích tụ Pb trong mô thịt cá rô phi (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/l 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 (CaCO3 < 120 ppm) đều cao hơn nước cứng (CaCO3 = 200 – 220 ppm) và nước rất cứng (CaCO3 > 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 rằng loài cá Cirrhinus mrigala tích tụ Ni mạnh ở nước mềm [23]. 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 có 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/l 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. Hình 25. Biến động hàm lượng Pb trong thịt cá rô phi theo thời gian Hình 26. Trọng lượng cá rô phi sau 60 ngày phơi nhiễm Pb và độ cứng tổng số thay đổi 14 Kết luận Từ các kết quả nghiên cứu của đề tài có thể rút ra các kết luận sau: 1. Hệ số 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. Dựa vào mức độ tăng thêm hàm lượng kim loại trong thịt cá sau 60 ngày phơi nhiễm cho thấy: mức độ tích tụ Pb của cá cá chép> cá rô phi > cá trôi; mức độ tích tụ Cd của cá trôi > cá chép > cá rô phi và mức độ tích tụ Cu của cá rô phi > cá chép > cá trôi 2. 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. 3. 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. 4. pH trong khoảng 5,0 đến 7,0 và nồng độ Pb là 0,05 mg/l không ảnh hưởng đến sự tích tụ Pb. Sự tích tụ Pb của cá rô phi trong nước mềm nhiều hơn trong nước cứng. 5. Đối tượng ưu tiên có thể nuôi tại các ao sử 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 là cá trôi > cá rô phi > cá chép. Tài liệu tham khảo [1]. Mason C.F., Biology of freshwater pollution. Longman Group Limited. 1996 [2]. Ha Thu Le and Huong Thi Thuy Ngo, Cd, Pb, and Cu in water and sediments and their bioaccumulation in freshwater fish of some lakes in Hanoi, Vietnam, Toxicological & Environmental Chemistry. Vol. 95, No. 8 (2014), 1328–1337. [3]. Lưu Lan Hương và đồng tác giả, 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 (2011), 14 – 18. [4]. Bộ Tài nguyên và Môi trường, Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về chất lượng nước mặt, QCVN 08:2008/BTNMT (2008). [5]. Ngo, H.T.T., Gerstmann, S., Frank, H., Subchronic effects of environment-like cadmium levels on the bivalve Anodonta anatina (Linnaeus 1758): I. Bioaccumulation, distribution and effects on calcium metabolism. Toxicological & Environmental Chemistry (2010), 1-14. [6]. Beers, R. F.; Sizer, I. W., A spectrophotometric method for measuring the breakdown of hydrogen peroxide by catalase. Journal of Biological Chemistry 195, 1(1952), 133-140. [7]. Habig, W. H.; Pabst, M. J.; Jakoby, W. B., Glutathione S-Transferases: The first enzymatic step in mercapturic acid formation. Journal of Biological Chemistry, 249, 22 (1974), 71307139. [8]. Mustafa K. and Canli M., Elimination of Essential (Cu, Zn) and Non-Essential (Cd, Pb) Metals from Tissues of a Freshwater Fish Tilapia zilli, Turk Journal Zool 24 (1974), 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 carpio)”. Tạp chí Khoa học Đại học Quốc gia Hà Nội, Khoa học Tự nhiên và Công nghệ. Tập 30, số 3S (2014), 28 – 32. 15 [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 chí Nông nghiệp và Phát triển Nông thôn, Số 3 + 4 (2015), 152 - 155. [11]. Ahmed M.S. and Bibi S. 2010, Uptake and bioaccumulation of waterborne lead (Pb) in the fingerllings of a freshwater cyprinid, catla catla L., The Journal of Animal & Plant Sciences, 20(3), p. 201-207. [12]. Jeng-Wei Tsai et al., 2012, Toxicokinetics of tilapia following high exposure to waterborne and dietary copper and implications for coping mechanisms. Environ Sci Pollut Res DOI 10.1007/s11356-012-1304-3. [13]. Mustafa K. and Canli M., 2000, Elimination of Essential (Cu, Zn) and Non-Essential (Cd, Pb) Metals from Tissues of a Freshwater Fish Tilapia zilli. Turk Journal Zool 24, p. 429-436. [14]. Al- Nagaawy, A.M., 2008, Accumulation and elimination of copper and lead from O. Niloticus fingerlings and consequent influence on their tissue residues and some biochemical parameters. 8th International Symposium on Tilapia in Aquaculture p.431 – 445. [15]. 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 rohita)”. Tạp chí Khoa học Đại học Quốc gia Hà Nội, Khoa học Tự nhiên và Công nghệ. Tập 30, số 6S-A, năm 2014, tr. 89 – 94 [16]. Wang, X. F. C., W. H.; Zhang, Z.; Chen, H. G. and Jia, X. P., Effects of Water Borne Mercury and Cadmium Exposure on Lipid Peroxidation and Antioxidant Enzymes in Mangrove Red Snapper Lutjanus argentimaculatu. Research Journal of Applied Sciences, Engineering and Technology. 2013, 6, (13), 2395-2401. [17]. Mohanty, B. P. M., M. R. and Pradhan S., Cadmium Induced Toxicity and Antioxidant Activities in Labeo Rohita (Hamilton). Environment and Ecology Research. 2013, 1, (2), 4147. [18]. Phạm Thị Dậu, Nguyễn Thị Huyền and Lê Thu Hà. « Sự thay đổi hoạt tính enzyme glutathione-S-transferase bởi cadimi và chì ở cá nước ngọt ». Tạp chí Khoa học Đại học Quốc gia Hà Nội, Khoa học Tự nhiên và Công nghệ. Tập 30, số 3S, năm 2014, tr. 16 – 20. [19]. Chen, L.; Guo, H.; Shen, H.; Wang, X., Effect of trace lead on the antioxidant system of fish liver. Envir. Chem. 2002, 21, (5), 485-489. [20]. Mani, R. M., B. Valivittan, K. Suresh, and Suresh A., Glutathione-S-transferase and catalase activity in different tissues of marine catfish arius arius on exposure to cadmium. Int. J. Pharm. Sci. 2014, 6, (1), 326-332. [21]. Iqbal Ahmad, Miguel Oliveira, Ma´rio Pacheco, Maria Ana Santos. Anguilla anguilla L. oxidative stress biomarkers responses to copper exposure with or without b-naphthoflavone pre-exposure. Chemosphere. 2005, 61, 267–275. [22]. WJ van Aardt and LCR Venter. The effects of lead, water hardness and pH on oxygen consumption, plasma chlorides and bioaccumulation in the freshwater fish Tilapia sparrmanii. African Journal of Aquatic Science, 2004, 29(1): 37–46. [23]. Karthikeyan S., Palaniappan PL. RM. and Selvi Sabhanayakam. Influence of pH and water hardness upon nickel accumulation in edible fish Cirrhinus mrigala. Journal of Environmental Biology, 2007, 28(2) 489-492. 16 5. Đánh giá về các kết quả đã đạt được và kết luận Đánh giá về các kết quả đạt được - Đề tài đã thực hiện đầy đủ cả 3 nội dung nghiên cứu đã đăng ký trong 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 bản và 1 bài được chấp nhận đăng trong tháng 2/2015. - Đề tài hỗ trợ đào tạo được 01 thạc sĩ và 06 sinh viên (trong đó có 02 sinh viên thuộc chương trình đào 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 tắt kết quả (tiếng Việt và tiếng Anh) Nghiên cứu được thực hiện với mục tiêu đánh giá sự tích tụ Pb, Cd và Cu của cá rô phi (Oreochromis niloticus), cá chép (Cyprinus carpio) và cá trôi (Labeo rohita) cũng như ảnh hưởng của các kim loại này lên hoạt tính CAT và GST. Bên cạnh đó phân tích ảnh hưởng của pH và độ cứng tổng số (CaCO3) của nước đối với sự tích tụ Pb của loài cá rô phi. Cá sử dụng trong nghiên cứu được cung cấp bởi Viện nuôi trồng Thủy sản 1 (Bắc Ninh, Việt Nam). Nghiên cứu được thực hiện với 3 bể thí nghiệm và 1 bể đối chứng. Mỗi bể có 40 đến 45 con cá/1 loài trong 100 lít nước, được nuôi trong 60 ngày. Nồng độ Pb hoặc Cu trong các bể là 0,0 mg/l, 0,02 mg/l, 0,05 mg/l và 0,20 mg/l. Nồng độ Cd là 0,0 mg/l, 0,005 mg/l, 0,01 mg/l và 0,05 mg/l. Kết quả nghiên cứu cho thấy hàm lượng kim loại trong mô thịt cá có xu hướng tăng dần theo thời gian phơi nhiễm đặc biệt có ý nghĩa thống kê sau 45 đến 60 ngày phơi nhiễm (p < 0,05 và p < 0,01), trong khi đó thì bể đối chứng tăng không có ý nghĩa thống kê (p > 0,05). Hệ số BCF của 3 kim loại Pb, Cd, Cu của cả 3 loài cá nghiên cứu đều tỷ lệ nghịch với nồng độ kim loại trong môi trường nước. Kết quả phân tích hoạt tính CAT trong gan cá cho thấy CAT tăng có ý nghĩa thống kê (p < 0,05) sau 45 đến 60 ngày phơi nhiễm ở nồng độ 0,20 mg/l của Pb, Cu và nồng độ 0,05 mg/l của Cd. Hàm lượng Pb và Cu trong thịt cá có tương quan tuyến tính với hoạt tính CAT, trong khi đó Cd thì không tương quan. Cd và Cu đều làm tăng hoạt tính GST của cả 3 loài cá nghiên cứu, còn Pb ảnh hưởng khác nhau ở các loài cá khác nhau. Kết quả này cũng được thể hiện 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 trưởng của cá. Kết quả phân tích hàm lượng Pb trong mô thịt và đánh giá sinh trưởng của cá rô phi sống trong môi trường có nồng độ Pb là 0,05 mg/l và pH ở 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 đánh giá ảnh hưởng của độ cứng tổng số cho thấy cá sống trong nước mềm (độ cứng tổng số 17 <120 ppm) có mức độ tích tụ Pb cao hơn nước cứng (độ cứng tổng số > 300 ppm), nhưng tốc độ sinh trưởng của cá như nhau ở các độ cứng nước khác nhau. Summary A study was conducted to evaluate the uptake and accumulation of waterborne lead (Pb) cadmium (Cd) and copper (Cu) in flesh of Tilapia (Oreochromis niloticus), Common carp (Cyprinus carpio) and Major carp (Labeo rohita). Fish were obtained from Aquaculture No.1 (Bac Ninh, Viet Nam). Four groups of fish (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 waterborne Pb and Cu at 0.0 mg/l (control), 0.02 mg/l, 0.05 mg/l and 0.20 mg/l and Cd at 0.0 mg/l (control), 0.005 mg/l, 0.01 mg/l and 0.05 mg/l for 60 days. Fish sampling was done on day zero and every 15 days thereafter from all tanks. The study results showed that metal concentrations in flesh tissue tends to increase over time of exposure is particularly significant 45 to 60 days after exposure (p <0.05 and p <0.01), whereas an increase control without statistical significance (p> 0.05). BCFs of Pb, Cd, Cu of the three species studied were inversely related to the metals level in the aquatic environment. Result analysis CAT activity in liver showed statistically significant (p <0.05) after 45 to 60 days of exposure at 0.20 mg/l of Pb, Cu treatment and at 0,05 mg/l of Cd treatment. Pb and Cu concentrations in flesh tissue correlated with the CAT activity, whereas Cd are uncorrelated. Cd and Cu were increased GST activity of all three species studied, and Pb different effects in different species. This result is also reflected in the results of correlation analysis between metal concentrations in flesh tissue for GST activity. Specifically, Cd and Cu concentrations in flesh tissue are correlated with GST activity, and Pb is not. Different metal concentrations in water did not affect the growth of fish. The Tilapia were exposed to Pb (0.05 mg/l) in pH = 7.0, 5.0, 5.5 and 6.0. The study indicates that Pb accumulation and the growth of Tilapia were not significantly influenced by pH. While the results to assess the impact of the total hardness of the water showned that accumulation of Pb was significantly increased at the higher at soft water (total hardness < 100 ppm) than at hard water (total hardness > 300 ppm). But the growth of Tilapia was not influenced by the total hardness of the water. 18 PHẦN III. SẢN PHẨM, CÔNG BỐ VÀ KẾT QUẢ ĐÀO TẠO CỦA ĐỀ TÀI 3.1. Kết quả nghiên cứu (Phụ lục 1) TT Tên sản phẩm Yêu cầu khoa học hoặc/và chỉ tiêu kinh tế - kỹ thuật Đăng ký Đạt được 1 Hệ số BCF của Cu, Pb, Cd của từng loài cá nghiên cứu 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/l đối với Pb và Cu; 0,005; 0,01 và 0,05 mg/l 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, Cd với 3 nồng độ kim loại nặng khác nhau (phụ lục 1.2). 3 Ảnh hưởng của pH Ảnh hưởng của sự thay đổi độ pH 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 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 Ảnh hưởng của độ cứng tổng số trong nước Ảnh hưởng của sự thay đổi độ cứng tổng số (CaCO3) 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 trưởng của cá Rô phi (Oreochromis niloticus) sinh sống trong cùng nồng độ Pb như nhau nhưng có độ cứng tổng số (CaCO3) thay đổi (phụ lục 1.5). 5 Các chỉ tiêu sinh hoá (Catalaza, GST) Mối quan hệ giữa sự tích tụ sinh học của KLN và sự biến động của các chỉ tiêu sinh hoá (Catalaza, GST) trong cá. - Hoạt tính Catalaza và GST trong gan 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, Cd (phụ lục 1.3). - Hệ số tương quan giữa CAT, GST với hàm lượng KLN (phụ lục 1.3). - 02 bài báo (phụ lục 2) 6 Thành phần loài cá nuôi tại vùng có sử dụng nước thải 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) 19