Luận án Tiến sĩ Hóa học: Nghiên cứu quá trình tích luỹ - đào thải và ảnh hưởng của các kim loại nặng (As, Cd, Pb) đến hàm lượng cortisol trong cá Điêu hồng (Oreochromis sp.)

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO

VIỆN HÀN LÂM KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ VIỆT NAM

HỌC VIỆN KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ

----------------------------------------

NGUYỄN QUỐC THẮNG

NGHIÊN CỨU QUÁ TRÌNH TÍCH LUỸ - ĐÀO THẢI VÀ

ẢNH HƯỞNG CỦA CÁC KIM LOẠI NẶNG (As, Cd, Pb)

ĐẾN HÀM LƯỢNG CORTISOL TRONG CÁ ĐIÊU HỒNG (OREOCHROMIS SP.)

LUẬN ÁN TIẾN SĨ HOÁ HỌC

Tp. Hồ Chí Minh năm 2018

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO

VIỆN HÀN LÂM KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ VIỆT NAM

HỌC VIỆN KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ

--------------------------------- NGUYỄN QUỐC THẮNG

NGHIÊN CỨU QUÁ TRÌNH TÍCH LUỸ - ĐÀO THẢI VÀ

ẢNH HƯỞNG CỦA CÁC KIM LOẠI NẶNG (As, Cd, Pb)

ĐẾN HÀM LƯỢNG CORTISOL TRONG CÁ ĐIÊU HỒNG (OREOCHROMIS SP.)

Chuyên ngành: Hoá vô cơ

Mã số chuyên ngành: 9.44.01.13

LUẬN ÁN TIẾN SĨ HOÁ HỌC

NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC

1. PGS. TS. LÊ VĂN TÁN

2. PGS. TS. NGUYỄN THỊ KIM PHƯỢNG

Tp. Hồ Chí Minh, năm 2018

i

LỜI CAM ĐOAN

Tác giả xin cam đoan đây là công trình nghiên cứu của riêng tác giả.

Các kết quả nghiên cứu được trình bày trong luận án là trung thực, khách quan và

Tác giả luận án

chưa từng được ai công bố trong bất kỳ công trình nào khác.

Nguyễn Quốc Thắng

ii

LỜI CÁM ƠN

Luận án này được thực hiện và hoàn thành tại trường Đại học Công nghiệp

Thành phố Hồ Chí Minh, Viện nghiên cứu độc chất Hàn Quốc (Korea Instite of

Toxicology – Gajeong-ro, Yuseong-gu, Daejeon), Khoa Hoá học trường Đại học

Quốc gia Changwon (Hàn Quốc), Viện Địa lý Tài nguyên thành phố Hồ Chí Minh và

Viện Khoa học Vật liệu Ứng dụng – Học viện Khoa học và Công nghệ.

Xin bày tỏ lòng biết ơn sâu sắc nhất tới PGS.TS. Lê Văn Tán và PGS. TS.

Nguyễn Thị Kim Phượng là những người định hướng và hướng dẫn khoa học, đã tận

tình giúp đỡ tôi trưởng thành trong công tác nghiên cứu và hoàn thành luận án.

Xin hết lòng cảm ơn đối với TS. Bùi Thế Huy, trường Đại học Quốc gia

Changwon và TS. Seo Jong – Su, Viện nghiên cứu độc chất Hàn Quốc đã nhiệt tình

giúp đỡ và góp ý cho tác giả trong suốt thời gian thực hiện Luận án.

Chân thành cảm ơn thầy, cô, anh chị, trường Đại học Công nghiệp thành phố

Hồ Chí Minh, Viện Công nghệ Hoá học, Viện Khoa học Vật liệu Ứng dụng,

Viện Địa lý Tài nguyên thành phố Hồ Chí Minh đã động viên và tạo điều kiện

thuận lợi để tác giả hoàn thành luận án này.

Tác giả xin bày tỏ lòng biết ơn tới cha mẹ, vợ và các con đã luôn kịp thời

động viên, chia sẻ và tạo điều kiện tốt nhất giúp tôi hoàn thành luận án của mình.

TP.HCM, ngày tháng năm Tác giả luận án

Nguyễn Quốc Thắng

iii

MỤC LỤC

LỜI CAM ĐOAN ....................................................................................................... i

LỜI CÁM ƠN .. …………………………………………………………………….ii

MỤC LỤC….. .......................................................................................................... iii

DANH MỤC CHỮ VIẾT TẮT ............................................................................... vi

DANH MỤC BẢNG BIỂU ..................................................................................... vii

DANH MỤC HÌNH ẢNH ..................................................................................... viii

MỞ ĐẦU…… ............................................................................................................ 1

CHƯƠNG 1. TỔNG QUAN ..................................................................................... 4

1.1. Giới thiệu các kim loại nặng Cd, Pb và As ......................................................... 4

1.1.1. Nguồn gốc gây ô nhiễm kim loại nặng trong nước ........................................... 4

1.1.2. Độc tính của kim loại nặng ............................................................................... 5

1.1.3. Con đường xâm nhập kim loại nặng vào sinh vật ............................................. 7

1.1.4. Khả năng tích lũy sinh học ................................................................................ 7

1.1.5. Ảnh hưởng của kim loại nặng lên sinh vật ....................................................... 8

1.1.6. Khả năng giải độc tính kim loại nặng ............................................................... 9

1.1.7. Tổng quan về asen ........................................................................................... 10

1.1.8. Tổng quan về cadimi ....................................................................................... 16

1.1.9. Tổng quan về chì ............................................................................................. 20

1.2. Hóc-môn và cortisol ........................................................................................... 22

1.2.1. Khái niệm về hóc-môn .................................................................................... 22

1.2.2. Phân loại hóc-môn ........................................................................................... 23

1.2.3. Cơ chế tác dụng của hóc-môn ......................................................................... 23

1.2.4. Nhịp sinh học của hóc-môn............................................................................. 23

1.2.5. Hóc-môn cortisol ............................................................................................. 24

1.3. Giới thiệu về cá Điêu hồng ................................................................................ 29

1.3.1. Nguồn gốc cá Điêu hồng ................................................................................. 29

1.3.2. Đặc điểm của cá Điêu hồng ............................................................................ 30

iv

1.4. Kết luận về nghiên cứu tổng quan ...................................................................... 31

1.4.1. Tình hình nghiên cứu trong và ngoài nước về ảnh hưởng của kim loại nặng lên

cá Điêu hồng… ......................................................................................................... 31

1.4.2. Nhiệm vụ đặt ra ............................................................................................... 32

CHƯƠNG 2. PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU .................................................. 33

2.1. Đối tượng nghiên cứu......................................................................................... 33

2.1.1. Cá…….. .......................................................................................................... 33

2.1.2. Kim loại ........................................................................................................... 33

2.1.3. Cortisol ........................................................................................................... 33

2.2. Phương pháp nghiên cứu .................................................................................... 33

2.2.1. Quy trình nghiên cứu ...................................................................................... 34

2.2.2. Phương pháp lập thực nghiệm ........................................................................ 35

2.2.3. Nghiên cứu ảnh hưởng của nồng độ Cd, Pb và As trong nước đến cá

Điêu hồng………… ............................................................................................. ….37

2.3. Các phương pháp phân tích ................................................................................ 38

2.3.1. Phân tích cortisol ............................................................................................. 38

2.3.2. Phân tích tổng hàm lượng Cd và Pb trong cá .................................................. 39

2.3.3. Phân tích tổng hàm lượng As trong cá ............................................................ 40

2.3.4. Phân tích cadimi, chì, asen hữu cơ .................................................................. 41

2.3.5. Đánh giá các quy trình phân tích .................................................................... 46

2.4. Xử lý kết quả thực nghiệm ................................................................................. 47

CHƯƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN ........................................................ 48

3.1. Đánh giá các phương pháp phân tích ................................................................. 48

3.3.1. Đánh giá phương pháp định lượng cortisol..................................................... 48

3.1.2. Đánh giá phương pháp định lượng Cd trong cá Điêu hồng ............................ 50

3.1.3. Đánh giá phương pháp định lượng Pb trong cá Điêu hồng ............................ 51

3.1.4. Đánh giá phương pháp định lượng As trong cá Điêu hồng ........................... 52

3.2. Nghiên cứu về asen ............................................................................................ 53

3.2.1. Nghiên cứu ngưỡng độc cấp tính của asen ..................................................... 53

3.2.2. Nghiên cứu độc mãn tính (sub-chronic) của As đối với cá Điêu hồng ........... 55

v

3.3. Nghiên cứu về Cd ............................................................................................... 70

3.3.1. Ngưỡng độc cấp tính của Cd ........................................................................... 70

3.3.2. Nghiên cứu độc mãn tính (sub-chronic) của Cd đối với cá Điêu hồng .......... 72

3.4. Nghiên cứu về chì .............................................................................................. 87

3.4.1. Ngưỡng độc cấp tính của Pb ........................................................................... 87

3.4.2. Nghiên cứu độc mãn tính (sub-chronic) của Pb đối với cá Điêu hồng ........... 89

3.5. So sánh ngưỡng độc hại cấp, quy luật tích lũy, đào thải và rối loạn nội tiết ... 102

3.6. Tích lũy kim loại nặng trong thịt cá tươi so với giới hạn cho phép cảnh báo

nguy cơ……… ........................................................................................................ 105

KẾT LUẬN….. ...................................................................................................... 108

ĐỀ XUẤT…… ....................................................................................................... 110

CÁC CÔNG TRÌNH LIÊN QUAN ĐẾN LUẬN ÁN ĐÃ CÔNG BỐ .............. 111

TÀI LIỆU THAM KHẢO .................................................................................... 112

PHỤ LỤC…… ....................................................................................................... 126

vi

DANH MỤC CHỮ VIẾT TẮT

RP-HPLC: Sắc ký lỏng cao áp pha đảo

DAD: Diode array detector

LH: Luteinizing Hormon

ACTH: Adrenocorticotropic hormon

CRH: Corticotropin-releasing hormon

ATP: Adenosine triphosphat

LD50: Liều lượng gây chết 50% cá thể nghiên cứu

LC50: Nồng độ gây chết 50% cá thể nghiên cứu

96-h LC50: Ngưỡng độc cấp tính gây chết 50% cá thể nghiên cứu trong 96 giờ

MT: Metallothionein

AsB: Asenobetain

DMA: Dimetyl asen

MMA: Monometyl asen

LOD: Giới hạn phát hiện

LOQ: Giới hạn định lượng

ppm: Nồng độ phần triệu

ppb: Nồng độ phần tỉ

SPSS: Statistical Package for Social Sciences

vii

DANH MỤC BẢNG BIỂU

Bảng 2.1. Điều kiện phân phân tích Cd, Pb bằng ICP-OES ..................................... 39

Bảng 2.2. Điều kiện phân phân tích As bằng ICP-MS ............................................. 40

Bảng 2.3. Điều kiện phân tích các dạng hóa học của asen bằng kỹ thuật ghép nối

HPLC-UV-HG-AAS ................................................................................................. 44

Bảng 3.1. Các thông số đánh giá phương pháp định lượng cortisol ......................... 49

Bảng 3.2. Các thông số đánh giá phương pháp định lượng Cd ................................ 50

Bảng 3.3. Các thông số đánh giá phương pháp phân tích Pb.................................... 51

Bảng 3.4. Các thông số đánh giá phương pháp phân tích As ................................... 52

Bảng 3.5. Ảnh hưởng của As trong nước đến trọng lượng cá Điêu hồng. ............... 55

Bảng 3.6. Dạng hóa học của asen trong gan và thịt cá Điêu hồng ô nhiễm .............. 63

Bảng 3.7. Sự thay đổi trọng lượng cá Điêu hồng sau 10 ngày ngưng ô nhiễm As. .. 65

Bảng 3.8. Phần trăm As đào thải sau 10 ngày cá ô nhiễm sống trong nước sạch ..... 66

Bảng 3.9. Ảnh hưởng của Cd trong nước đến trọng lượng cá Điêu hồng ................ 72

Bảng 3.10. Hàm lượng Cd ở dạng phức với MT so sánh với hàm lượng Cd tổng trong

gan và thịt cá ô nhiễm ............................................................................................... 79

Bảng 3.11. Sự thay đổi trọng lượng cá ô nhiễm sau 10 ngày sống trong nước sạch 81

Bảng 3.12. Phần trăm Cd đào thải sau 10 ngày cá ô nhiễm sống trong nước sạch .. 81

Bảng 3.13. Ảnh hưởng của Pb trong nước ô nhiễm đến khối lượng cá Điêu hồng .. 89

Bảng 3.14. Dạng hóa học của chì trong gan và thịt cá ô nhiễm ................................ 95

Bảng 3.15. Sự thay đổi trọng lượng cá Điêu hồng sau 10 ngày ngưng ô nhiễm ...... 96

Bảng 3.16. Phần trăm Pb đào thải sau 10 ngày cá ô nhiễm sống trong nước sạch ... 98

Bảng 3.17. Lượng kim loại nặng đi vào cơ thể hàng tuần qua chế độ ăn cá ô nhiễm.

................................................................................................................................. 107

viii

DANH MỤC HÌNH ẢNH

Hình 1.1. Sơ đồ biến đổi các dạng asen trong sinh vật ............................................. 14

Hình 1.2. Công thức cấu tạo của cortisol .................................................................. 24

Hình 1.3. Con đường tổng hợp cortisol..................................................................... 25

Hình 1.4. Cá Điêu hồng. ............................................................................................ 30

Hình 2.1. Sơ đồ quy trình nghiên cứu ....................................................................... 34

Hình 2.2. Sơ đồ bố trí thí nghiệm .............................................................................. 36

Hình 2.3. Sơ đồ thời gian lấy mẫu. ........................................................................... 38

Hình 2.4. Sơ đồ phân tích liên tục các dạng hóa học của asen bằng kỹ thuật HPLC-

UV-HG-AAS ............................................................................................................. 45

Hình 3.1. Sắc ký đồ phân tích cortisol chuẩn ............................................................ 50

Hình 3.2. Ảnh hưởng của nồng độ As trong nước đến lượng cá chết trong 96 giờ .. 53

Hình 3.3. Đồ thị ước lượng LC50 của As trong 96 giờ đối với cá Điêu hồng ........... 54

Hình 3.4. Hình ảnh mang cá đối chứng và mang cá sau 20 ngày ô nhiễm asen ...... 56

Hình 3.5. Tích lũy As trong mang cá theo thời gian.. .............................................. 56

Hình 3.6. Tích lũy As trong gan cá theo thời gian. ................................................... 57

Hình 3.7. Tích lũy As trong thịt cá theo thời gian. .................................................. 58

Hình 3.8. Quy luật tích lũy As trong cá sau 20 ngày sống trong nước ô nhiễm. ..... 59

Hình 3.9. Tỷ lệ giữa nồng độ As trong nước và tích lũy As trong cá sau 20 ngày sống

trong nước ô nhiễm. .................................................................................................. 60

Hình 3.10. Sắc ký đồ chuẩn các dạng hóa học của asen. .......................................... 62

Hình 3.11. Sắc ký đồ dạng hóa học của asen trong mẫu cá chuẩn CMR. ................ 62

Hình 3.12. Sắc ký đồ dạng hóa học của asen trong a) thịt cá và b) gan cá Điêu hồng

sống trong nước ô nhiễm asen. .................................................................................. 63

Hình 3.13. Sự thay đổi hàm lượng As trong cá ô nhiễm sau 10 ngày sống trong nước

sạch. ........................................................................................................................... 66

Hình 3.14. Ảnh hưởng của As trong nước đến sự thay đổi hàm lượng cortisol trong

huyết tương cá.. ......................................................................................................... 67

ix

Hình 3.15. Sự thay đổi hàm lượng cortisol trong huyết tương cá ô nhiễm so với cá

đối chứng theo thời gian.. .......................................................................................... 68

Hình 3.16. Sự thay đổi hàm lượng cortisol trong huyết tương cá ô nhiễm sau 10 ngày

sống trong nước sạch.. ............................................................................................... 69

Hình 3.17. Ảnh hưởng của nồng độ Cd trong nước đến số lượng cá thí nghiệm chết

trong 96 giờ. .............................................................................................................. 71

Hình 3.18. Đồ thị ước tính giá trị LC50 trong 96 giờ của Cd đối với cá Điêu hồng . 71

Hình 3.19. Hình ảnh mang cá đối chứng và mang cá sau 20 ngày ô nhiễm cadimi . 73

Hình 3.20. Tích lũy Cd trong mang cá theo thời gian............................................... 74

Hình 3.21. Tích lũy Cd trong gan cá theo thời gian. ................................................. 75

Hình 3.22. Quá trình xâm nhập Cd vào bên trong cơ thể ......................................... 76

Hình 3.23. Tích lũy Cd trong thịt cá theo thời gian.. ................................................ 76

Hình 3.24. Quy luật tích lũy Cd trong cá Điêu hồng sau 20 ngày sống trong nước ô

nhiễm. ........................................................................................................................ 77

Hình 3.25. Tỷ lệ giữa tích lũy Cd trong cá sau 20 ngày sống trong nước ô nhiễm và

nồng độ Cd trong nước .............................................................................................. 78

Hình 3.26. Sự thay đổi hàm lượng Cd trong cá ô nhiễm sau 10 ngày sống trong nước

sạch. ........................................................................................................................... 82

Hình 3.27. Cơ chế loại bỏ Cd .................................................................................... 83

Hình 3.28. Ảnh hưởng của Cd đến sự thay đổi hàm lượng cortisol trong huyết tương

cá sống trong nước ô nhiễm.. .................................................................................... 84

Hình 3.29. Độ giảm hàm lượng cortisol trong cá ô nhiễm so với cá đối chứng ở ngày

thứ 4, 12 và 20 kể từ lúc bắt đầu sống trong nước ô nhiễm Cd. .............................. 85

Hình 3.30. Hàm lượng cortisol trong huyết tương cá ở ngày thứ 20 ô nhiễm và ngày

thứ 10 ngày thôi ô nhiễm Cd. .................................................................................... 86

Hình 3.31. Ảnh hưởng của nồng độ Pb trong nước đến lượng cá chết trong 96 giờ 87

Hình 3.32. Đồ thị ước lượng độc cấp tính của Pb đối với cá Điêu hồng. ................. 88

Hình 3.33. Hình ảnh mang cá đối chứng và mang cá sau 20 ngày ô nhiễm chì ....... 90

Hình 3.34. Tích lũy Pb trong mang cá theo thời gian. .............................................. 91

Hình 3.35. Tích lũy Pb trong gan cá theo thời gian. ................................................. 92

x

Hình 3.36. Tích lũy Pb trong thịt cá theo thời gian. .................................................. 93

Hình 3.37. Quy luật tích lũy Pb trong cá sau 20 ngày sống trong nước ô nhiễm. .... 94

Hình 3.38. Tỷ lệ giữa lượng Pb tích lũy trong cá sau 20 ngày cá sống trong nước ô

nhiễm và lượng Pb trong nước .................................................................................. 95

Hình 3.39. Sự thay đổi hàm lượng Pb trong cá sau 10 ngày sống trong nước sạch. 97

Hình 3.40. Ảnh hưởng của Pb trong nước đến sự thay đổi hàm lượng cortisol trong

huyết tương cá. .......................................................................................................... 99

Hình 3.41. Sự khác biệt về lượng cortisol trong huyết tương cá ô nhiễm và cá đối

chứng ở ngày thứ 4, 12 và 20 kể từ lúc bắt đầu sống trong nước ô nhiễm Pb. ....... 100

Hình 3.42. Sự thay đổi hàm lượng cortisol trong huyết tương cá ô nhiễm Pb sau 10

ngày sống trong nước sạch.. .................................................................................... 101

Hình 3.43. Hàm lượng kim loại nặng trong cá ô nhiễm so sánh với giới hạn cho phép

tối đa ........................................................................................................................ 106

1

MỞ ĐẦU

Hiện nay, sự gia tăng dân số cùng với sự phát triển nhanh chóng của ngành

công nghiệp làm gia tăng lượng chất thải ra môi trường. Vì vậy, môi trường sống

ngày càng bị ô nhiễm với mức độ nghiêm trọng. Sinh vật và nhất là các loài thuỷ sản

sống trong môi trường ô nhiễm bị ảnh hưởng đến sự sinh trưởng, phát triển.

Không những vậy, các độc chất sẽ tích tụ trong cơ thể chúng và sẽ rất nguy hiểm nếu

con người ăn phải thức ăn có nhiễm độc chất. Vì thế, vấn đề nghiên cứu sự tích luỹ

và đào thải độc chất cũng như ảnh hưởng của độc chất đến sự sinh trưởng phát triển

của các loài thuỷ sản là hết sức quan trọng và đã được các nhà khoa học quan tâm

nghiên cứu.

Trong những thập niên gần đây, các nhà khoa học trên thế giới đã quan tâm

nghiên cứu về sự tích luỹ và đào thải kim loại nặng cũng như sự ảnh hưởng của

kim loại nặng đến hàm lượng sinh hóa (gluco, cortisol, glutathion, lipit, …) trong

cơ thể sinh vật nhằm phản ánh phản ứng của cơ thể trước sự thay đổi của môi trường

sống.

Việt Nam là quốc gia đang phát triển nên vấn đề xử lý chất thải chưa được

quan tâm đúng mức dẫn đến việc ô nhiễm môi trường là không thể tránh khỏi,

nhất là ô nhiễm các kim loại nặng không có vai trò sinh học nhưng rất độc đối với

con người như Cd, Pb và As. Các loài thuỷ sản sống trong môi trường ô nhiễm bị

ảnh hưởng đến sản lượng và chất lượng. Trong các loài thuỷ sản, cá Điêu hồng là loài

rất được ưa chuộng làm thức ăn do chất lượng thịt cá và giá thành hợp lý. Tuy nhiên,

việc đánh giá phản ứng của cá Điêu hồng do ảnh hưởng của kim loại Cd, Pb và As

trong môi trường ô nhiễm và sự tích luỹ, đào thải các kim loại này chưa được

nghiên cứu. Do đó, nghiên cứu sinh chọn đề tài: “Nghiên cứu quá trình tích luỹ -

đào thải và ảnh hưởng của các kim loại nặng (As, Cd, Pb) đến hàm lượng cortisol

trong cá Điêu hồng (Oreochromis sp.)” nhằm mục đích giải quyết các vấn đề sau:

2

- Tìm ra ngưỡng độc cấp tính (LC50 trong 96 giờ) của từng kim loại Cd, Pb và

As để đánh giá độc tính của từng kim loại đối với cá Điêu hồng.

- Tìm ra ảnh hưởng của các kim loại (Cd, Pb, As) trong nước ô nhiễm đến

hàm lượng cortisol trong cá. Đây là yếu tố chỉ mức độ căng thẳng sinh lý và oxy hóa

của cá sống trong nước ô nhiễm kim loại nặng. Từ đó có thể đề xuất sử dụng cá làm

chỉ thị sinh học để phát hiện kịp thời ô nhiễm nguồn nước do kim loại nặng.

- Nghiên cứu quy luật hấp thu và đào thải kim loại nặng (Cd, Pb, As) trong

gan, mang và thịt cá Điêu hồng sống trong môi trường ô nhiễm trên cơ sở đó

khuyến cáo người nuôi cá có hướng nuôi thích hợp nhằm cung cấp nguồn cá sạch ra

thị trường để đảm bảo sức khoẻ người tiêu dùng.

Nội dung nghiên cứu của luận án

1. Xác định ngưỡng độc cấp tính trong 96 giờ của Cd, Pb, As đối với cá

Điêu hồng. Dựa trên giá trị LC50 trong 96 giờ, lựa chọn nồng độ kim loại nặng

phù hợp để tiến hành các nghiên cứu tiếp theo.

2. Nghiên cứu quy luật tích luỹ và đào thải kim loại nặng trong cá Điêu hồng

nuôi trong nguồn nước ô nhiễm và sau đó nuôi trong nguồn nước sạch.

3. Nghiên cứu ảnh hưởng của kim loại nặng trong nước đến sự thay đổi

hàm lượng cortisol trong cá.

Ý nghĩa khoa học

- Kết quả nghiên cứu sẽ làm cơ sở khoa học trong lĩnh vực hoá học môi trường,

độc chất môi trường, sử dụng chỉ thị sinh học để cảnh báo ô nhiễm môi trường và

nguy cơ gây hại cho sức khỏe con người.

- Đề tài góp phần xác nhận giá trị sử dụng của phương pháp xác định kim loại

nặng (Cd, Pb, As) bằng thiết bị phổ nguyên tử và phương pháp xác định cortisol trong

cá bằng thiết bị sắc ký lỏng pha đảo hiệu năng cao RP- HPLC-UV.

- Kết quả nghiên cứu của đề tài làm cơ sở khoa học cho những nghiên cứu về

độc chất môi trường, kỹ thuật phân tích môi trường.

3

Ý nghĩa thực tiễn: Kết quả nghiên cứu của luận án góp phần cảnh báo những rủi ro,

nguy cơ lan truyền kim loại nặng qua thực phẩm.

4

CHƯƠNG 1. TỔNG QUAN

1.1. Giới thiệu các kim loại nặng Cd, Pb và As

1.1.1. Nguồn gốc gây ô nhiễm kim loại nặng trong nước

1.1.1.1. Nguồn tự nhiên trong đất

Kim loại nặng là một trong những thành phần tự nhiên của lớp vỏ trái đất.

Trong đá, chúng tồn tại dưới nhiều dạng khác nhau. Quặng kim loại nặng có thể ở

dạng sunfua như sắt, asen, chì, chì-kẽm, coban, vàng, bạc và niken; hoặc ở dạng oxit

như nhôm, mangan, selen và antimon. Một số tồn tại dưới dạng sunfua và oxit như

sắt, đồng và coban. Quặng khoáng sản có xu hướng tồn tại theo kiểu nhóm

nguyên tố, theo đó kim loại tồn tại dạng sulfua sẽ chủ yếu ở cùng với nhau, tương tự

như vậy đối với các oxit. Do đó, sunfua chì, cadimi, asen và thủy ngân tự nhiên được

tìm thấy cùng với sulfua sắt (pyrit, FeS2) và đồng (chalcopyrit, CuFeS2) [1]. Các

kim loại trong đất sẽ đi trực tiếp vào môi trường nước thông qua sự phong hóa đá, sự

bào mòn do nước, pH của nước thấp là nguyên nhân hòa tan một số kim loại nặng.

1.1.1.2. Từ hoạt động nông nghiệp

Quá trình sản xuất nông nghiệp góp phần gia tăng một lượng đáng kể

hàm lượng kim loại nặng trong nước. Các loại hóa chất bảo vệ thực vật, các loại

phân bón, đặc biệt là phân lân có chứa các kim loại nặng như As, Pb, Hg. Thuốc

bảo vệ thực vật thường chứa nhiều kim loại nặng như: As, Pb, Hg. Một số loại thuốc

như: CuSO4, Zineb, Macozeb… chứa các kim loại nặng như Cu, Zn, Mn. Thông qua

hoạt động phun, bón thuốc mà kim loại nặng có mặt trong nước [2-4].

1.1.1.3. Từ hoạt động công nghiệp

Sự phát triển công nghiệp đang vượt quá sự phát triển của cơ sở hạ tầng.

Hiện nay, các ngành công nghiệp đều đổ trực tiếp chất thải chưa được xử lý vào

môi trường. Kim loại nặng và độc tố là các thành phần đặc trưng của các chất thải

công nghiệp. Theo kết quả quan trắc và phân tích môi trường, hàm lượng đồng, chì,

5

cadimi và coban,… ở các vùng nước ven biển gần các thị trấn và trung tâm

công nghiệp lớn nhiều hơn so với mức tự nhiên của chúng trong nước biển. Hơn nữa,

khí thải các nhà máy nhiệt điện, các lò hỏa táng, khí thải phương tiện giao thông chứa

một lượng kim loại đi vào môi trường không khí và sau đó là môi trường nước [2, 5].

Hoạt động khai thác khoán sản cũng góp phần rất lớn vào việc thải các

kim loại nặng vào môi trường nước [1, 6]. Nước thải ngành khai thác khoán sản chứa

một lượng lớn kim loại nặng.

1.1.1.4. Nguồn gốc do hoạt động sinh hoạt của con người

Một nguyên nhân khác gây nên sự ô nhiễm là do nước thải sinh hoạt của

con người. Nước thải sinh hoạt thường trực tiếp thải vào môi trường mà không qua

bất kỳ hình thức xử lý nào. Theo nghiên cứu của Phan Văn duyệt (2000), ở một số

vùng, nhiều người đã lén cho thạch tín xuống những giếng không dùng nữa để yểm

Tĩnh Thần, tức Thần Giếng. Trước khi đổ đất lấp trũng xây nhà, người ta đã đổ

thạch tín xuống để Yểm Thần Giếng, trấn Thuỷ Tề, Hà Bá... Việc này đã thành

một tập tục không rõ từ đời nào truyền lại, từ đó, asen đi vào nước ngầm [7].

1.1.2. Độc tính của kim loại nặng

Độc tính của các tác nhân đối với sinh vật được thể hiện qua các thông số:

a) Liều lượng độc: Là đại lượng biểu thị độ lớn của tác nhân gây độc như

hóa chất, vật lý, sinh học. Liều lượng độc có thể được biểu diễn qua đơn vị khối lượng

hay thể tích chất độc trên một đơn vị khối lượng cơ thể sinh vật (mg, g/kg khối lượng

cơ thể hoặc mL/kg). Nồng độ trong không khí được biểu diễn qua đơn vị khối lượng

hay thể tích trên phần triệu thể tích không khí (ppm hay miligam, gam/m3 không khí).

Nồng độ trong nước có thể biểu diễn qua đơn vị ppm, ppb.

b) Ngưỡng độc cấp tính là ngưỡng độc tính được xác định bằng nồng độ của

một hóa chất, một tác nhân gây độc lên một nhóm sinh vật thử nghiệm trong thời gian

ngộ độc ngắn, trong điều kiện có kiểm soát. Để đánh giá độc tính cấp và ngưỡng độc,

người ta có thể dùng các đại lượng sau để đánh giá:

6

- LD50 (lethal dose 50%): Liều gây chết trung bình của một hóa chất ở một

liều đơn. Liều lượng gây chết 50% quần thể sinh vật trong một điều kiện thí nghiệm

cụ thể trong một khoảng thời gian xác định thông qua tiếp xúc trực tiếp với chất

gây độc. LD50 thường được sử dụng đối với động vật sống trên cạn.

- LC50 (lethal concentration 50%): Nồng độ gây chết 50% quần thể sinh vật

trong một điều kiện thí nghiệm cụ thể trong một khoảng thời gian xác định thông qua

tiếp xúc trực tiếp với chất gây độc. LC50 thường dùng để đánh giá độc tính của

chất độc dạng lỏng hòa tan trong nước hoặc bụi trong môi trường không khí và được

đo bằng microgram (hoặc mg) của tác nhân gây độc cho mỗi lít dung dịch hoặc

phần triệu (ppm), trong không khí hoặc nước. LC50 càng nhỏ, độc tính của hóa chất

càng lớn. LC50 được sử dụng trong việc so sánh các độc tính, giá trị LC50 không thể

ngoại suy trực tiếp từ một loài này cho một loài khác hoặc cho con người.

Giá trị LD50, LC50 được thực hiện trong vòng 24 đến 96 giờ và được thử nghiệm

trên một loại chất nhất định để xác định nồng độ. Thời gian cũng được ghi cùng với

liều lượng gây chết: LC50 24 giờ, LC50 48 giờ, LC50 72 giờ, LC50 96 giờ. Thông số

ngưỡng độc cấp tính thường sử dụng nhất cho cá là LC50 trong 96 giờ.

Để xác định ngưỡng độc cấp tính, một phương pháp thử nghiệm thông dụng là

xây dựng một thí nghiệm để tìm ra mối quan hệ giữa nồng độ chất thử và phần trăm

cá thể bị ngộ độc từ đó xây dựng đường cong nồng độ gây chết. Từ đường cong này,

LC50 được quan sát, tính toán hay nội suy [8, 9].

Các yếu tố môi trường ngoài ảnh hưởng đến độc tính:

- Nhiệt độ môi trường: Có thể làm tăng, giảm hay không ảnh hưởng đến

độc tính của hóa chất tùy thuộc vào loại độc tố, loài sinh vật và điều kiện tác động cụ

thể. Nguyên nhân, khi nhiệt độ tăng làm tăng quá trình ion hóa, giải phóng độc tố

dưới dạng ion tự do nên dễ xâm nhập qua màng tế bào.

- Lượng oxi hòa tan: Khi lượng oxi hòa tan trong nước giảm sẽ làm tăng

độc tính của độc chất trong môi trường nước. Nguyên nhân có thể do cơ thể thiếu oxi

nên cơ chế bảo vệ kém hiệu quả.

7

- pH: pH ảnh hưởng trực tiếp đến dạng tồn tại của ion kim loại trong nước. pH

thấp, kim loại tồn tại dưới dạng ion tự do và độc tính tăng lên.

1.1.3. Con đường xâm nhập kim loại nặng vào sinh vật

Độc chất xâm nhập vào cơ thể sinh vật từ bộ phận cơ thể tiếp xúc với độc chất,

chẳng hạn như qua đường tiêu hóa, đường hô hấp, qua da, qua các cơ quan tổn thương.

- Qua đường tiêu hóa: Các chất độc trong thức ăn, nước uống vào đường

tiêu hóa qua miệng, sau đó đến dạ dày, ruột non, gan... Trong ruột, những phần tử có

kích cỡ nhỏ sẽ đi qua kẽ hở tế bào chất của ruột non để vào máu. Một phần độc chất

đi vào gan, được giải độc và chuyển qua mật rồi trở lại đường tiêu hóa để thải ra ngoài

qua phân.

- Qua đường hô hấp: Độc chất trong môi trường xâm nhập vào cơ thể sinh vật

qua đường hô hấp. Đây là con đường xâm nhập độc tố nhanh nhất vào hệ tĩnh mạnh.

Đối với động vật trên cạn, phổi là nơi chất độc dễ xâm nhập nhất qua hệ thống

vi mạch máu, màng nhày tại đây. Đối với động vật dưới nước, chất độc thâm nhập

chủ yếu qua mạch máu trong mang. Độc chất theo máu đi trực tiếp đến các bộ phận

khác trong cơ thể mà không qua gan để giải độc một phần như là hệ tiêu hóa.

Mang cá tích điện tích âm, nguyên nhân do trên mang cá có hệ thống mao mạch lớn,

trong khi đó điểm đẳng điện của các amino axít trong huyết tương ứng với pH khoảng

8.

- Qua da: Da bảo vệ cơ thể khỏi tác động vật lý, hóa học và sinh học.

Tuy nhiên, do đặc điểm cấu tạo của da và hàm lượng độc tố trong môi trường mà

độc chất có thể xâm nhập vào cơ thể qua da. Nếu da bị tổn thương thì mức độ

nhiễm độc càng nhanh. Đối với động vật sống trong nước ô nhiễm, da liên tục

tiếp xúc với độc tố trong nước nên khả năng nhiễm độc càng cao.

1.1.4. Khả năng tích lũy sinh học

Sau khi vào máu, độc chất được vận chuyển đến các tế bào khác nhau của các

bộ phận trong cơ thể. Tại đây, tùy theo đặc điểm lý hóa của độc tố, đặc điểm của

tế bào và một số yếu tố khác mà độc chất có thể phân bố và tích lũy khác nhau ở các

cơ quan khác nhau.

8

- Các chất có khả năng hòa tan được trong nước thì phân bố trong các dịch của

cơ thể và phân bố khá đồng đều trong toàn cơ thể. Ví dụ như các ion: Na+, K+, Li+, ...

- Các chất cư trú trong xương: Do có ái lực với các mô xương, các cation Ca2+,

Ba2+, Sr2+, Be2+, Cd2+... tập trung vào các mô xương.

- Các chất cư trú trong các mô mỡ, mô béo: Là những chất kém phân cực, hoặc

những ion có thể tạo thành những hợp chất kém phân cực có ái lực với mô béo,

mô mỡ.

- Các kim loại nặng (Cd, Pb, Hg...) có ái lực với nhóm thiol nên ức chế

hoạt động của các enzym.

Đã có nhiều nghiên cứu trên cá đánh giá khả năng tích lũy kim loại trong các

cơ quan khác nhau của cá. Các cơ quan thường được dùng để đánh giá là thịt, gan,

thận, mang, tim, mỡ. Các kết quả nghiên cứu cho thấy, những kim loại khác nhau sẽ

hiện diện với mức khác nhau trong các cơ quan khác nhau, khả năng tích lũy kim loại

nặng ở các loài khác nhau cũng khác nhau [10-15]. .

1.1.5. Ảnh hưởng của kim loại nặng lên sinh vật

Tùy theo đặc điểm của độc chất và loài mà ảnh hưởng của độc chất cũng

khác nhau. Có những độc chất có tính độc đối với loài này mà không độc hoặc ít độc

với loài khác. Có những chất không độc ở hàm lượng nhỏ nhưng gây độc ở hàm lượng

lớn. Nhìn chung, khi vào cơ thể, các độc chất kim loại nặng sẽ gây ra các phản ứng

khác nhau, từ đó ảnh hưởng đến sự sinh trưởng phát triển của sinh vật.

Andrea Martini Ribeiro và cộng sự (2014) nghiên cứu trên cá Prochilodus

lineatus sau khi cho ô nhiễm Pb có nồng độ từ 0,7 - 1,7 mg/L, hàm lượng gluco trong

máu tăng đáng kể sau 6 và 24 giờ nhưng sau đó trở về mức bình thường sau 96 giờ,

trong khi đó hàm lượng cortisol máu thay đổi không đáng kể. Nghiên cứu về trao đổi

ion: Hàm lượng Na+ giảm sau 96 giờ, Cl- giảm sau 24 giờ, Ca2+ giảm sau 96 giờ,

ngược lại, hàm lượng K+ tăng. Về độ hoạt động của enzym, sau 24 giờ, enzym

Na+/K+-ATPase trong mang giảm, nhưng phục hồi sau 96 giờ, trong khi đó enzym

cacbonic anhydrase không bị tác động bởi tiếp xúc với Pb [13].

9

1.1.6. Khả năng giải độc tính kim loại nặng

Tùy theo tính chất hóa học, kích cỡ phân tử độc chất, trạng thái cơ thể của

sinh vật mà mức độ nhiễm độc khác nhau. Từ đó, độc chất đi vào hệ tuần hoàn. Sự

di chuyển của độc chất bên trong cơ thể phụ thuộc cấu trúc sinh học của hóa chất

bên trong cơ thể. Trong hệ tuần hoàn, độc chất có thể tồn tại dạng tự do hoặc liên kết

với protein (thường là albumin). Hóa chất có thể thoát khỏi đường máu và xâm nhập

vào các mô khác, tại đây, độc chất có thể được chuyển hóa sinh học (ở gan) để

đào thải (ở thận) hoặc tích tụ (ở mô mỡ). Các phản ứng này xảy ra nhanh hay chậm

tùy thuộc vào hàm lượng độc chất ở bộ phận tiếp xúc, ái lực và hoạt tính riêng của

độc chất.

Thận là cơ quan bài tiết chủ yếu chất độc qua đường nước tiểu. Ngoài ra,

chất độc còn có thể bài tiết qua gan, mật, qua bài tiết mồ hôi, nước mắt, phân. Tốc độ

đào thải chất độc khỏi cơ thể phụ thuộc vào tốc độ chuyển hóa và bài tiết chúng.

Trong cơ thể, chất độc được chuyển hóa thành dạng ít độc hơn, tính ưa mỡ kém hơn,

dễ hòa tan trong nước nên dễ bài tiết hơn.

Đối với cá Tilapia Nilotica, thí nghiệm cho ô nhiễm Cd và/hoặc Zn ở các mức

nồng độ khác nhau trong 10 ngày, sau đó ngưng ô nhiễm 30 ngày, khi phân tích

hàm lượng Cd và Zn trong các bộ phận của cá, kết quả cho thấy sự đào thải Cd

thể hiện rõ ràng trong mang cá ở tất cả các nồng độ thử nghiệm, trong khi ở thịt sự

loại bỏ Cd không đáng kể. Với tất cả các nồng độ thí nghiệm, sự đào thải đáng kể của

kẽm là trong mang trong khi không thấy bất kỳ loại bỏ đáng kể của kẽm trong thịt

sau 30 ngày ngưng ô nhiễm [16]. Nghiên cứu trên cá atlantic salmon và atlantic cod,

khi cho cá ô nhiễm As qua thức ăn trong 3 tháng, sau đó ngưng ô nhiễm 3 tháng.

Trong giai đoạn ô nhiễm, với cá Atlantic salmon, hàm lượng As tổng tăng đáng kể

trong thịt, gan, thận, trong khi đối với Atlantic cod, hàm lượng As tăng đáng kể chỉ

trong thịt. Trong giai đoạn ngưng ô nhiễm, khả năng đào thải As đối với 2 loài có

sự khác biệt đáng kể, để đào thải một nửa As từ thịt, cá Atlantic cod cần 77 ngày

trong khi Atlantic salmon chỉ cần 37 ngày [17].

10

Theo nghiên cứu của Wei Zhang và cộng sự (2016), cá biển Siganus fuscescens

được cho ô nhiễm As (III) và As (V) qua chế độ ăn trong 21 và 42 ngày. Hàm lượng

As vô cơ tích lũy đáng kể trong ruột, gan và thịt. Nghiên cứu cho thấy As (III) và As

(V) được giảm độc tính do chuyển hóa thành asenobetaine (AsB) (63,3% -91,3%

trong gan; 79,0% - 95,2% trong thịt). Quá trình chuyển đổi sinh học As bao gồm

oxi hóa As (III) thành As (V) hoặc khử As (V) thành As (III), methyl hóa thành axit

monomethylarsonic (MMA) và axit dimethylasinic (DMA) và sau đó chuyển hóa

thành asenobetaine [18].

Một số kim loại nặng sẽ được hạn chế tích lũy trong các mô cá bởi các

hóa chất khác tác động. Theo nghiên cứu của Davar Shahsavani và cộng sự (2011)

trên loài cá Cyprinus carpio, cá bị gây ô nhiễm Pb ở nồng độ 7 mg/L trong 10 ngày

với điều kiện có và không có allicin (là dược chất được trích ly từ tỏi), kết quả

phân tích cho thấy hàm lượng Pb tích lũy trong các mô khác nhau của cá tăng

đáng kể so với nhóm đối chứng. Nhưng nhóm cá có ô nhiễm bổ sung bằng allicin thì

hàm lượng Pb tích lũy giảm đáng kể. Điều này cho thấy tác dụng hiệu quả của allicin

trong việc giảm hàm lượng Pb tích lũy. Nghiên cứu này cho thấy hướng mở

trong việc điều trị ngộ độc chì, tuy nhiên cần phải nghiên cứu thêm ảnh hưởng

dược học của allicin cũng như đặc tính cải thiện nhiễm độc chì [19].

1.1.7. Tổng quan về asen

1.1.7.1. Đặc điểm của kim loại asen

Asen là nguyên tố tồn tại nhiều trong vỏ Trái đất. Asen (z=33), có cấu hình

điện tử lớp ngoài cùng 4s24p3, có khối lượng nguyên tử là 74,92 đvC. Asen vừa mang

tính chất của một phi kim, vừa mang tính chất của một kim loại. Tính kim loại của

As vượt trội hơn cho nên As được xếp chung với nhóm kim loại. Asen có nhiều dạng

thù hình. Asen kim loại tinh khiết có màu xám ghi. Tuy nhiên, trong môi trường

tự nhiên, asen thường liên kết với các nguyên tố khác như oxi, hidro, lưu huỳnh ...

tạo thành dạng asen vô cơ, hoặc liên kết với cacbon và hidro tạo thành dạng asen

hữu cơ [20].

11

Trạng thái ôxi hóa phổ biến nhất của asen là -3 (asenua: thông thường trong

các hợp chất liên kim loại tương tự như hợp kim), +3 (asenat (III) hay asenit và

phần lớn các hợp chất asen hữu cơ), +5 (asenat (V): phần lớn các hợp chất vô cơ chứa

ôxy của asen ổn định). Cần phân biệt độc tính của asen vô cơ và asen hữu cơ,

trong khi asen vô cơ có độc tính mạnh, asen hữu cơ có nguồn gốc tự nhiên từ

sự phân hủy các loài cá, hải sản, không có độc tính và đào thải nhanh chóng khỏi

cơ thể con người [20].

-. Với dạng hữu cơ, asen thường ít

Với dạng asen vô cơ, trong không khí asen thường tồn tại dạng As2O3, trong

3-, AsO2

nước, đất và thực phẩm tồn tại dạng AsO4

độc hơn. Tuy nhiên, một số hợp chất hữu cơ của asen có độc tính cao nên trước đây

người ta sử dụng trong nông nghiệp. Đó là mono metyl asonic axít (MMA) và muối

của nó (monosodium metan asonat [MSMA] và disodium metan asonat [DSMA]);

dimetyl asinic axít (DMA) và muối của nó (sodium dimetyl asinit hoặc sodium

cacodylat) và roxarsone (3-nitro-4-hydroxyphenylarsonic axít). Một vài dạng asen

được tìm thấy trong cá và nhuyễn thể, nhiều nhất là asenobetaine and asenocholine

và được gọi là “asen cá” [20-22].

Asen tồn tại trong nước biển, với nồng độ thường dao động trong khoảng 1 –

2 g/L, trong nước sông từ 5 – 10 g/L, trong nước ngầm từ 1 – 5 g/L (có thể còn

cao hơn nữa phụ thuộc vào tầng địa chất và khu vực có bị ô nhiễm As hay không).

Trong nền đáy hàm lượng asen tương đối lớn từ 5 – 3000 mg/kg. Hàm lượng asen

trong lớp vỏ Trái đất dao động trong khoảng rất rộng, tuy nhiên giá trị trung bình

khoảng 3 – 4 mg/kg [20].

Asen có nhiều ứng dụng trong nông nghiệp để trừ sâu và trừ cỏ, như chì asenat

sử dụng kích thích sinh trưởng cho cây cam, canxi asenat dùng làm thuốc diệt cỏ,

natri asenit dùng làm thuốc diệt nấm cho nho, axít asenic dùng làm chất làm khô

xử lý hạt giống đậu bắp. Asen còn được sử dụng rộng rãi để bảo quản gỗ và làm khô

bông vải (dưới dạng hỗn hợp CrO3.CuO.As2O5). Ngoài ra, asen còn được dùng trong

dược phẩm, công nghiệp điện tử như tạo bán dẫn, điện thoại, tế bào năng lượng và

12

nghiên cứu không gian, làm chất khử màu trong sản xuất chai lọ thuỷ tinh và kính...

[20].

1.1.7.2. Độc tính của asen

Tác hại hóa sinh chính của asen là: Làm đông tụ protein; tạo phức với coenzym

và phá hủy quá trình photphat hóa tạo ra ATP. Cơ chế gây độc của asen là tấn công

vào các nhóm sulfuahydryl của enzym làm cản trở hoạt động của các enzym. Asen

(III) ở nồng độ cao làm đông tụ các protein do asen (III) tấn công vào liên kết có

nhóm sunfua.

Màng tế bào có thể hạn chế sự tấn công của các độc chất [23]. Để hiểu sâu hơn

về các phản ứng của màng với độc chất, người ta thực hiện các thí nghiệm được

tiến hành bằng cách sử dụng liposome làm đối tượng nghiên cứu và tác động độc chất

asenat. Các kết quả thí nghiệm cho thấy liposome bị hóa lỏng và phá hủy bởi asenate.

Điều này được xem như là một bằng chứng cho thấy asenic đã liên kết với liposome

và ảnh hưởng trực tiếp lên chúng. Asenic liên kết với màng tế bào ở mức khá cao

ngay khi bắt đầu quá trình tương tác cho thấy sự liên kết nhanh chóng của asenat

trong dung dịch màng. Sự giải phóng sau khi liên kết nhanh cũng có thể xuất phát từ

động thái chuyển asenic từ các vị trí ưu tiên trên màng đến các dạng bền vững hơn ở

trên màng và trong tế bào chất [24]. Một báo cáo khoa học gần đây về As (III)

cho thấy asenite có lẽ tạo các liên kết hydrogen trực tiếp với nhóm photphat của

các phân tử dimyristoyl photphatidylcholin trong quá trình cạnh tranh với các

phân tử nước hydrat hóa cũng như các nhóm amino. Sự giảm tương tác giữa các nhóm

photphatidylcholin – photphatidylcholin sẽ làm giải phóng các nhóm photphat và

do đó độ linh động của lipid sẽ tăng lên trên bề mặt màng liposome. Do đó, asenic

chèn vào những chỗ trống để lại trên bề mặt ưa nước của màng tế bào [25].

Nhiễm độc asen thường qua đường hô hấp và tiêu hoá dẫn đến các thương tổn

da như tăng hay giảm màu của da, tăng sừng hoá, ung thư da và phổi, ung thư

bàng quang, ung thư thận, ung thư ruột... Ngoài ra, asen còn có thể gây các bệnh khác

như: To chướng gan, bệnh đái đường, bệnh xơ gan... Khi cơ thể bị nhiễm độc asen,

tuỳ theo mức độ và thời gian ô nhiễm sẽ biểu hiện những triệu chứng với những

13

tác hại khác nhau. Asen ảnh hưởng đối với thực vật như một chất ngăn cản quá trình

trao đổi chất, làm giảm năng suất cây trồng.

Vì những độc tính đó, tổ chức Y tế thế giới đã hạ thấp nồng độ giới hạn

cho phép của asen trong nước cấp uống trực tiếp xuống 10 μg/L. Cơ quan bảo vệ

môi trường Hoa kỳ và cộng đồng châu Âu cũng đã đề xuất hướng tới đạt tiêu chuẩn

asen trong nước cấp uống trực tiếp là 2-20 μg/L [20].

Độc tính của asen đối với các loài sinh vật sống trong nước đã được nhiều

nhà khoa học nghiên cứu thông qua giá trị LC50 trong 96 giờ. Giá trị LC50 trong 96

giờ của As tuỳ thuộc vào loài, với các loài khác nhau thì ngưỡng độc cấp tính của

asen khác nhau; ngưỡng độc cấp tính phụ thuộc tuổi cá, khối lượng cá, cá càng lớn

thì giá trị LC50 càng lớn; giá trị LC50 phụ thuộc loại độc chất ô nhiễm và thời gian

ô nhiễm, khi cá bị ô nhiễm với các dạng hoá học khác nhau thì giá trị LC50 khác nhau

[26-32].

1.1.7.3. Khả năng tích lũy sinh học và đào thải của asen

Asen có thể đi vào cơ thể thông qua nhiều con đường khác nhau như qua da,

qua hệ hô hấp, qua hệ tiêu hoá. As (III) hấp thụ và thải loại dễ hơn As (V). As là một

chất độc tích luỹ. Sau khi được hấp thụ, As sẽ đi vào gan, thận, tim, xương, da, não,...

Sau khi được thải loại, một phần As vẫn còn lại trong các tổ chức đó. As trong cơ thể

gây độc do kết hợp với các nhóm – SH của các chất trong cơ thể tạo thành phức

thioasen, phong bế hoạt động bình thường của các hệ thống men và các chất liên quan

[33].

Asen khi vào cơ thể được biến đổi sinh học để hạn chế độc tính của chúng.

Các dạng hóa học của asen được tìm thấy trong cơ thể sinh vật bao gồm: As(III),

As(V), mono metyl asonic axít (MMA), dimetyl asinic axít (DMA), trimetyl asenic

axít (TMA), asenobetain (AsB), asenocholin, asenosugars, thio-metyl asonic (thio-

MMA), thio dimetyl asinic (thio-DMA)… Quá trình biến đổi các dạng hóa học của

asen trong động vật thể hiện qua hình 1.1 [34].

14

Vấn đề tích luỹ và đào thải asen trên các loài cá đã được nhiều nhà khoa học

nghiên cứu. Các dạng hợp chất của As tồn tại khác nhau trong các loài khác nhau, sự

tích luỹ As cũng khác nhau trong các loài khác nhau, trong các bộ phận khác nhau,

cơ quan tích luỹ asen cao nhất ở đa số các loài cá được khảo sát là thịt, hàm lượng

asen tích luỹ có liên quan đến hàm lượng asen trong nước và trầm tích [17, 35-39].

Khả năng đào thải asen tuỳ theo loài, những loài khác nhau có khả năng đào thải asen

với tốc độ rất khác nhau. Để đào thải một nửa lượng As tích luỹ trước đó, loài Atlantic

salmol cần 37 ngày còn Atlantic cod cần 77 ngày [17]. Suhenrayatna và cộng sự

(2002) nghiên cứu đào thải asen trên cá Tilapia mossambia, trong đó, 90% As được

đào thải chỉ trong 1 ngày [39].

Hình 1.1. Sơ đồ biến đổi các dạng asen trong sinh vật (GHS: glutathion, SAM: S-

adenosylmethionin; SAH: S-adenosylhomocystein; GSTO1: glutathion S-

transferase omega 1)

15

1.1.7.4. Ảnh hưởng của asen đến sinh vật

Về mặt sinh học, As là một chất độc có thể gây ra 19 bệnh khác nhau trong đó

có ung thư da và phổi. Mặc khác, asen có vai trò trong trao đổi nuclein, tổng hợp

protit và hemoglobin. Asen ảnh hưởng đến thực vật như một chất cản trao đổi chất,

làm giảm mạnh năng suất trao đổi chất, đặc biệt trong môi trường thiếu photpho.

Ảnh hưởng của As đến sinh vật, nhất là các loài cá đã được nghiên cứu.

Kết quả nghiên cứu của Tanu Allen và cộng sự (2004) trên cá Channa punctatus sau

khi ô nhiễm As2O3 trong 90 ngày, hàm lượng As trong gan, thận, mang và thịt tăng

đến ngày thứ 60 sau đó giảm xuống ở ngày thứ 90. Hơn nữa, khi cá bị ô nhiễm As sẽ

làm tăng hàm lượng lipit peroxidation và glutathion khử ở ngày thứ 7 và sau đó giảm

xuống ở ngày thứ 60 rồi tăng lên ở ngày 90 [40]. Một nghiên cứu khác của Tanu

Allen và cộng sự (2004) trên cá Channa punctatus sau khi ô nhiễm As2O3 trong 60

ngày, hàm lượng glutathion chuyển đổi, glutathion khử, glutathion oxi hoá trong gan

và thận tăng lên tương đồng với sự tăng lên của As trong các bộ phận này. Khi cá

bị ô nhiễm As trong thời gian dài thì hàm lượng As tích luỹ lại giảm tương tứng

với sự gia tăng các enzym hoạt động do các enzym này có vai trò khử độc tính của

As [41]. Sangeeta Das và cộng sự (2012) ô nhiễm cá Channa punctatus bằng NaAsO2

cho thấy gan là cơ quan chủ yếu bị ảnh hưởng bởi asen do gan là cơ quan đóng vai

trò quan trọng trong việc hấp thu, chuyển hoá, tích luỹ và đào thải asen. NaAsO2 là

nguyên nhân ảnh hưởng đến sự phân cắt và sao chép ADN ở gan. Khi

cá ô nhiễm với asen, độ hoạt động của các enzym vận chuyển alanin và aspartate

đều giảm [29]. Joseph R. Shaw và cộng sự (2007) nghiên cứu ảnh hưởng của asen

lên cá Fundulus heterolitus, kết quả thu được tương đồng với dự đoán là gen

multidrug resistance associated protein (MRP) để vận chuyển asen đến liên kết với

glutathion gia tăng trong gan [42]. Kết quả nghiên cứu của Jeng-Wei Tsai và

cộng sự (2012) ô nhiễm As trên cá Oreochromis mossambicus, kết quả chỉ ra rằng

sức khoẻ và tốc độ lớn lên của cá khi ô nhiễm As sẽ giảm khi tăng thời gian ô nhiễm

và nồng độ As trong nước ô nhiễm; tốc độ khử độc được quyết định và có thể

liên quan đến nồng độ ô nhiễm [43]. Bibha Kumari và Jawaid Ahsan (2011), ô nhiễm

16

As trên cá Clarias batrachus cho thấy, As là nguyên nhân gây ra sự giảm khả năng

chuyển hoá glycogen thành gluco ở trong thịt [44].

1.1.8. Tổng quan về cadimi

1.1.8.1. Đặc điểm của cadimi

Cadimi là kim loại chuyển tiếp có ánh kim bạc hơi xanh xám, khối lượng

nguyên tử 112,4 đvC. Cấu hình electron [Kr] 5s2 4d10. Nhiệt độ nóng chảy, nhiệt độ

sôi lần lượt là 321 oC và 767 oC. Trạng thái oxi hóa của cadimi trong đa số hợp chất

là +2 [45].

Cadimi được trích lấy từ công nghệ khai thác các mỏ đồng, chì và kẽm. Nhờ

tính chất ít bị rỉ sét nên cadimi được sử dụng trong việc sản xuất pin (trong điện cực

của các loại pin niken- cadimi), mạ kền, hợp kim alliage, que đũa hàn, sắc tố

(pigments) và trong kỹ nghệ sản xuất nhựa poly vinyl clorua (PVC), trong đó cadimi

được sử dụng như chất làm ổn định. Bởi lý do này, đồ chơi trẻ em và các lon hộp

làm bằng chất dẻo PVC đều có chứa cadimi. Cadimi cũng được dùng trong những

loại nước sơn đặc biệt trong kỹ nghệ làm đồ sứ, chén, dĩa... [46].

Cadimi trong tự nhiên đi vào nước do sự phong hóa, xói mòn đất và đá.

Trong nước, cadimi tạo thành ion hydrat hóa, các hợp chất phức vô cơ như cacbonat,

sunphat, clorua, hidroxit hoặc phức với axit humic.

Dạng tồn tại của Cd trong môi trường nước phụ thuộc vào pH. Nếu pH thấp,

Cd trong tồn tại dạng ion Cd2+ và ngược lại ở pH cao tồn tại dạng phức Cd+2.6H2O.

Khi có mặt chất khử, chẳng hạn S2-, Cd tạo kết tủa CdS hấp phụ trên mặt bùn đáy.

Trong môi trường nước mặn, ion Cd2+ kết hợp với ion clorua tạo thành muối CdCl2 và

khi độ mặn giảm, muối CdCl2 có thể phân ly thành ion Cd2+ và gây độc cho sinh vật

thủy sinh [46, 47].

1.1.8.2. Độc tính của cadimi

Cadimi là nguyên tố không có lợi cho cơ thể con người. Nguyên tố này và

dung dịch các hợp chất của nó là những chất cực độc thậm chí ở nồng độ thấp và

chúng sẽ tích lũy sinh học trong cơ thể cũng như trong các hệ sinh thái [48, 49].

17

Độc tính của cadimi là can thiệp vào các phản ứng của các enzym chứa kẽm,

canxi, sắt,... Các kim loại này là một nguyên tố quan trọng trong các hệ sinh học,

nhưng cadimi không thể thay thể chúng trong các vai trò sinh học [50-52].

- Canxi (Ca): Cd cạnh tranh với Ca trong calmodulin (chất có tác dụng

điều chỉnh các hoạt động trong tế bào). Cd gây chứng loãng xương. Những tổn thương

về xương làm cho người bị nhiễm độc đau đớn ở vùng xương chậu và hai chân.

- Các nguyên tố kẽm (Zn), thiếc (Sn), sắt (Fe) bị Cd cạnh tranh. Các

nguyên tố vi lượng trên tham gia vào thành phần cấu tạo của hàng trăm loại men

sinh hoá, tạo máu và nhiều chức năng trong hoạt động sống của con người. Khi có sự

tranh chấp dẫn đến sự đảo lộn của nhiều quá trình sinh học trong cơ thể, gây nhiều

tình trạng bệnh lý khác nhau và có thể gây tử vong.

Độc tính của cadimi trên một số loài thủy sản được nghiên cứu thông qua

giá trị LC50 trong 96 giờ. Giá trị LC50 trong 96 giờ của Cd thay đổi tùy theo loài [53-

60], tuổi, ảnh hưởng các yếu tố như dạng cadimi ô nhiễm là ion Cd2+ hay phức của

cadimi [61], nhiệt độ nước tăng làm giảm ngưỡng độc cấp tính [62], hoặc ảnh hưởng

tương hỗ giữa các yếu tố khác [63].

Cơ quan bảo vệ môi trường Hoa Kỳ ấn định mức nhiễm tối đa của cadimi là

0,005 mg/lít nước uống. Cục quản lý Thực phẩm và Dược phẩm Hoa kỳ ấn định mức

cadimi được cho phép trong các phẩm màu dùng trong thực phẩm là 15 mg/kg.

Trung bình, mỗi ngày, mỗi người chúng ta ăn vào khoảng 0,0004 mg cadimi

cho 1 kg thể trọng. Liều lượng này là thấp so với lượng cadimi có thể làm hại thận.

Nếu có hút thuốc lá thì sự hấp thụ cadimi sẽ tăng gấp đôi.

1.1.8.3. Khả năng tích lũy sinh học và đào thải của cadimi

Tùy thuộc vào dạng hóa học của cadimi cũng như cách thức phơi nhiễm cadimi

mà khả năng tích lũy cũng như phân bố trong cơ thể khác nhau. Nhìn chung, khi

cơ thể nhiễm độc, cadimi sẽ được vận chuyển đến gan và thận để chuyển thành dạng

không độc, một phần nhỏ cadimi được thải qua nước tiểu và phân. Tuy nhiên, nếu

nhiễm một lượng lớn cadimi vượt quá khả năng xử lý của gan và thận thì việc

18

chuyển hóa thành dạng không độc sẽ bị hạn chế. Từ đó, cadimi sẽ tích lũy ở gan và

thận trong nhiều năm [49].

Sự tích lũy sinh học kim loại trong các cá thể sống trong môi trường ô nhiễm

rất khác nhau tùy theo loài [64-66], cấu tạo các mô [67-72], tuổi [69], dạng hóa học

của độc tố [73], phụ thuộc vào sự có mặt hay không của các nguyên tố khác [74-76].

Vấn đề đào thải kim loại cũng được nhiều nhà khoa học quan tâm nghiên cứu.

Khả năng đào thải kim loại phụ thuộc vào nhiều yếu tố như loại kim loại ô nhiễm,

ảnh hưởng của hỗn hợp kim loại, loài, đặc điểm sinh học của các mô khác nhau.

Trong cơ thể sinh vật, metallothionein (MT) được xem như nhân tố đề kháng Cd do

MT có thể loại bỏ các kim loại nặng bởi tác dụng của lượng sunfua cao (như cystein).

MT có ái lực cao đối với kim loại, đặc biệt là Cd và Zn, theo tỉ lệ một phân tử MT có

khả năng liên kết với bảy nguyên tử Cd [33, 77].

1.1.8.4. Ảnh hưởng của cadimi đến sinh vật

Ảnh hưởng của cadimi lên sinh vật đã được nghiên cứu. Theo nghiên cứu của

Roesijadi và Unger (1993), cadimi không phải là kim loại cần thiết, không có

chức năng sinh học nhưng lại có độc tính cao [78], gây ảnh hưởng đến hệ bài tiết [79].

Thông thường, cadimi tích lũy ở các mô hoạt động trao đổi chất gây hư hỏng mô,

gây bất thường xương sống, rối loạn hô hấp và chết (De Smet và Blust, 2001) [80].

Ngoài ra, cadimi cũng ảnh hưởng đến sự sinh sản và phát triển của một số loài cá

(Sorensen, 1991) [81]; Lemaire-Gony và Letnaire, 1992 [82]; (Soengas, 1996) [83],

cadimi làm tăng đường huyết và hạ kali máu bởi sự gia tăng thẩm thấu qua màng

(Grose, 1977) [84]; (Soensen, 1991) [85]. Sahire Kayaytug (2010), nghiên cứu

ảnh hưởng của cadimi lên lượng gluco và cortisol trong huyết thanh cá Clarias

gariepinus, kết quả cho thấy: Khi nguồn nước nuôi ô nhiễm khoảng 1 mgCd/L, lượng

gluco trong huyết thanh cá Clarias gariepinus giảm đáng kể so với nhóm cá

đối chứng; khi nguồn nước nuôi ô nhiễm từ 0,25 - 0,5 mgCd/L, lượng cortisol trong

huyết thanh tăng đáng kể so với nhóm cá đối chứng [86]. Cá chép Ấn độ (Catla Catla)

sống trong môi trường nước ô nhiễm cadimi nồng độ 4,533 mg/L và 0,453 mg/L

thì các thành phần gluco, glycogen, protein tổng, lipit, các amino axít tự do thay đổi

19

đáng kể so với cá đối chứng (Sobha K, 2007) [87]. Một nghiên cứu của Tetsu, 1973

cho thấy sự tăng đáng kể nhóm chức thiol trong protein chiết từ thận chuột bị nhiễm

cadimi [88]. Theo tác giả M.Sevcikova (2011), cadimi làm thay đổi lượng glutathion

và ảnh hưởng đến tình trạng nhóm chức thiol trong tế bào [89]. Ảnh hưởng của cadimi

lên glutathion khử (GSH) tùy thuộc vào từng loài cá, thời gian tiếp xúc và độc tính

của hóa chất có liên quan. Một số nghiên cứu khác cũng cho thấy, cadimi có liên quan

đến sự tăng hay giảm lượng GSH trong cơ thể sinh vật (Kovarova, 2009 [90], Cao,

2010 [91]; Jia, 2011 [92]). Cũng theo Berntssen và cộng sự (2001), cho cá hồi Atlantic

ăn bằng thức ăn có chứa 0,5; 5; 25; 125; và 250 mgCd/kg trong 4 tháng thí nghiệm

thì hàm lượng protein, lipid và nồng độ glycogen trong thịt đều giảm so với nhóm

đối chứng, trong đó nhóm cá ăn thức ăn chứa nhiều cadimi nhất giảm nhiều nhất do

tiêu tốn năng lượng để khử độc cadimi [70].

Kết quả nghiên cứu của Almeida và cộng sự (2002) trên cá rô phi,

Oreochromis niloticus, khi bị ô nhiễm 0,35; 0,75; 1,5 và 3,0 mgCd/L (CdCl2) 60 ngày

trong nước, enzym chống oxy hóa glutathion peroxidase (GSH-Px) và superoxid

dismutase (SOD) thay đổi trong gan và các cơ để bảo vệ cơ thể chống độc tố cadimi

[93]. Muramoto, S. (1981), phân tích hàm lượng canxi, photpho và cadimi trong

xương của cá khi phơi nhiễm cadimi trong 47, 73 và 85 ngày cho thấy hàm lượng Ca,

P giảm còn hàm lượng Cd thì tăng [94]. Cadimi là chất độc hại đến quá trình tế bào

chẳng hạn như việc vận chuyển và trao đổi chất sắt. Khi tiếp xúc với cadimi, ion sắt

trong huyết thanh cá tăng cao đến 24 giờ, sau đó giảm và đạt mức bình thường sau

72 giờ, còn gen hepcidin cũng tăng cao đến 24 giờ, sau đó giảm và đạt mức

bình thường sau 72 giờ [95]. Hàm lượng của đồng trong các cơ quan của cá khi

ô nhiễm Cu chỉ tăng nhẹ và nhanh chóng quay trở lại so với nhóm đối chứng,

điều này cho thấy rằng cá có khả năng đệm đối với kim loại đồng. Nhưng đối với

cadimi, nồng độ cadimi tăng lên đáng kể và vẫn còn cao trong một thời gian dài,

điều này cho thấy rằng cơ chế hấp thu và loại bỏ cadimi cần nhiều thời gian hơn [96].

Theo kết quả nghiên cứu của Pedram Malekpouri và cộng sự (2011), cá

Cyprinus carpio L. khi bị ô nhiễm Cd2+ thì làm lượng Ca2+, P vô cơ và men photphat

20

trong huyết tương giảm so với nhóm cá đối chứng, tuy nhiên khi có mặt Zn2+ mức độ

giảm của các chất trên ít hơn, điều này chứng tỏ ion Zn2+ có tác dụng bảo vệ cơ thể

cá trước độc tính của cadimi [97].

1.1.9. Tổng quan về chì

1.1.9.1. Đặc điểm kim loại chì

Chì có màu trắng bạc và sáng, rất mềm, dễ uốn và có tính dẫn điện kém so với

các kim loại khác. Chì có số nguyên tử là 82, các dạng oxi hóa phổ biến của chì là

+2, +4 [45]. Chì +2 bền vững trong các hợp chất vô cơ và hữu cơ. Pb là nguyên tố

kim loại nặng có khối lượng riêng lớn hơn 5 g/cm3 [35].

Chì là thành phần chính tạo nên ắc quy, chất nhuộm trắng trong sơn,

thành phần màu trong tráng men đặc biệt là tạo màu đỏ và vàng, làm các tấm ngăn

để chống phóng xạ hạt nhân, trong nhựa poli vinyl clorua [98, 99].

Chì kim loại có tồn tại trong tự nhiên nhưng ít gặp. Chì thường được tìm thấy

ở dạng quặng cùng với kẽm, bạc, đồng và được thu hồi cùng với các kim loại này.

Khoáng chì chủ yếu là galena (PbS), trong đó chì chiếm 86,6% khối lượng. Các dạng

khoáng chứa chì khác như cerussite (PbCO3) và anglesite (PbSO4) [99].

1.1.9.2. Độc tính của chì

Chì là một kim loại độc có thể gây tổn hại cho hệ thần kinh, đặc biệt là ở

trẻ em và có thể gây ra các chứng rối loạn não và máu. Tiếp xúc lâu ngày với chì hoặc

các muối của nó hoặc các chất ôxy hóa mạnh (như PbO2) có thể gây bệnh thận, và

các cơn đau bất thường giống như đau bụng. Đối với phụ nữ mang thai, khi tiếp xúc

với chì ở mức cao có thể bị sẩy thai [52, 100].

Ngưỡng độc cấp tính của Pb đối với một số loài sinh vật đã được công bố.

Kết quả nghiên cứu cho thấy với các loài khác nhau thì giá trị LC50 trong 96 giờ

khác nhau [55, 101-103], tuổi cá cũng ảnh hưởng đến ngưỡng độc cấp tính, tuổi cá

càng lớn, giá trị LC50 càng lớn [104].

21

1.1.9.3. Khả năng tích lũy sinh học và đào thải của chì

Khả năng xâm nhập của chì vào cơ thể sinh vật sống trong nước phụ thuộc vào

tính chất hoá học của môi trường nước (pH, độ cứng, thành phần anion của nước),

các tính chất lý hoá của cặn lắng (thành phần khoáng, kích thước hạt rắn, độ rỗng của

lớp cặn), thành phần hữu cơ trong nước, nồng độ và tính chất hoá lý của các chất rắn

lơ lửng [33].

Khả năng tích luỹ của Pb phụ thuộc vào loài sinh vật [103], cấu tạo các cơ

quan [102, 105], nồng độ Pb ô nhiễm... Khả năng đào thải Pb tuỳ thuộc vào cơ quan

và thời gian đào thải. Khả năng đào thải nhanh nhất thuộc các mô mềm như ruột và

thịt, khả năng đào thải chậm nhất thuộc về các mô cứng như vảy và xương [106].

Cơ quan Bảo vệ môi trường Hoa Kỳ quy định chì là kim loại không được phép

tồn tại trong nước uống.

1.1.9.4. Ảnh hưởng của chì đến sinh vật

𝑂̈ . Ay và cộng sự (1999) nghiên cứu trên cá Tilapia zilii khi ô nhiễm Pb(NO3)2

thì độ hoạt động của men Na,K-ATPase trong mang tỉ lệ nghịch với nồng độ Pb trong

môi trường [105]. Andrea Martini Ribeiro và cộng sự (2014) nghiên cứu trên cá

nước ngọt Prochilodus lineatus bằng cách ô nhiễm Pb ở nồng độ từ 0,7 đến 1,7 mg/L

trong 6, 24 và 96 giờ, sau đó phân tích các chỉ tiêu trong cá như sau: Hàm lượng Pb

trong các bộ phận mang, gan, thận, máu và thịt cá; các chỉ số huyết học (hàm lượng

hemoglobin, đếm tế bào máu); gluco trong máu; cortisol trong máu; khả năng

thẩm thấu ion (Na+, K+, Ca2+, Cl-), enzym mang (Na+/K+ ATPase, cacbon hydrat).

Kết quả cho thấy chì tích luỹ trong tất cả các bộ phận cá được khảo sát, theo thứ tự

tích luỹ thận > mang > gan > máu và thịt; Pb cũng làm tăng gluco trong máu sau 6 và

4 giờ, sau đó quay về mức ban đầu; còn cortisol không thay đổi trong toàn thời gian

khảo sát. Pb làm giảm sự trao đổi ion trong máu; độ hoạt động của enzym Na+/K+

22

ATPase trong mang giảm hơn nhóm đối chứng sau 6 giờ và hồi phục sau 96 giờ;

hàm lượng cacbon hydrat cũng không thay đổi trong các nhóm cá ô nhiễm Pb [13].

1.2. Hóc-môn và cortisol

1.2.1. Khái niệm về hóc-môn

Hóc-môn lần đầu tiên được đưa ra năm 1904 bởi William Bayliss và Ernest

Starling dùng để mô tả tác dụng của secretin – một chất được sản xuất bởi tá tràng,

có tác dụng kích thích sự sản xuất dịch tụy.

Hiện nay, người ta biết rằng hóc-môn là những chất hữu cơ được sản xuất với

một lượng rất nhỏ bởi những tế bào đặc biệt, sản xuất trực tiếp vào máu và được

vận chuyển tới các bộ phận khác nhau trong cơ thể gọi là cơ quan nhận và ở đó,

tạo ra những tác dụng sinh học. Hóc-môn kiểm soát các quá trình chuyển hóa các chất

và có các chức năng khác nhau trong cơ thể như: Sự phát triển của tế bào và mô;

hoạt động của tim, huyết thanh; chức phận của thận; sự co bóp của dạ dày – ruột;

bài tiết enzym tiêu hóa; sự bài tiết sữa và hoạt động của hệ thống sinh sản, hoạt động

của hệ thống thần kinh... [107]

Bình thường hóc-môn có trong máu với nồng độ rất thấp, ở giới hạn micromol

(10-6 mol) tới picromol (10-12 mol). Vậy nên việc tách chiết, xác định và định lượng

chính xác các hóc-môn là một điều khó khăn. Kỹ thuật miễn dịch phóng xạ của

Rosalyn Yalow (1998) và Solomon A.Berso (1994) để định lượng hóc-môn là

một cuộc cách mạng trong nghiên cứu về hóc-môn [108, 109]. Gần đây, một kỹ thuật

mới đã ra đời, cho phép định lượng hóc-môn một cách đơn giản và tiện dụng hơn -

gọi là ELISA (Enzym Linked Immunosorbent Assay) [110]. Hóc-môn tồn tại trong

máu với thời gian ngắn, thường chỉ vài phút; khi nó tồn tại lâu hơn thì sẽ mất

hoạt tính do tác dụng của enzym.

Một số hóc-môn có tác dụng sinh học ngay sau khi được bài tiết vài phút.

Ví dụ: Adrenalin được tế bào tuyến tủy thượng thận bài tiết vào máu, vài giây sau

tế bào gan đã đáp ứng bằng cách đổ gluco vào máu. Ngược lại, hóc-môn tuyến giáp

và estrogen gây sự đáp ứng của tế bào nhận sau vài giờ hoặc vài ngày. Như vậy,

các hóc-môn có tác dụng nhanh là do làm thay đổi hoạt tính của một số hoặc nhiều

23

enzym, còn các hóc-môn gây tác dụng sinh học chậm thường là tác dụng đến sự

thay đổi gen và dẫn đến làm tăng khả năng tổng hợp hay giảm khả năng tổng hợp

các protein enzym.

1.2.2. Phân loại hóc-môn

Hóc-môn được phân loại theo cấu tạo hoá học và theo cơ chế tác dụng.

Theo cấu tạo, hóc-môn được chia thành các nhóm như: Hóc-môn peptid được

sản xuất ở vùng dưới đồi, tuyến yên, tuyến tụy; hóc-môn là dẫn xuất của axít amin

được sản xuất tại tuyến giáp và tuyến tủy thượng thận; hóc-môn steroid được sản xuất

ở tuyến vỏ thượng thận, tuyến sinh dục nam, tuyến sinh dục nữ và nhóm eicosanoid.

Theo cơ chế tác dụng, hóc-môn có các nhóm: Nhóm 1 gồm các hóc-môn steroid và

hóc-môn tuyến giáp; nhóm 2 gồm các hóc-môn peptid và hóc-môn là dẫn xuất của

axít amin [107].

1.2.3. Cơ chế tác dụng của hóc-môn

Hóc-môn trong cơ thể người và động vật hoạt động theo hai nguyên tắc:

- Nguyên tắc 1: Tế bào nhận đáp ứng với hóc-môn nào thì sẽ chứa thụ thể

đặc hiệu với hóc-môn đó. Đây là những protein có nồng độ rất thấp trong dung dịch

sinh vật nhưng có thể liên kết với hóc-môn với độ đặc hiệu rất cao và ái lực rất lớn.

Tuỳ theo đặc điểm hóc-môn mà thụ thể đặc hiệu có thể khu trú trên màng tế bào hoặc

trong bào tương và nhân tế bào.

- Nguyên tắc 2: Sự liên kết giữa hóc-môn và thụ thể đặc hiệu sẽ kích thích

sinh ra một phân tử truyền tin ở trong tế bào và chất truyền tin này sẽ kích thích

một số hoạt động sinh hóa đặc hiệu ở tế bào nhận.

1.2.4. Nhịp sinh học của hóc-môn

Nhịp bài tiết hóc-môn là nét chung của hầu hết hệ thống nội tiết. Sự rối loạn

nhịp bài tiết hóc-môn, cũng là nguyên nhân chung về bệnh lý nội tiết. Nhịp bài tiết

hóc-môn có thể thay đổi theo một số quy luật sau:

- Theo giờ: Bài tiết LH và testosteron.

- Theo ngày: Thay đổi theo ngày đêm đối với bài tiết cortisol.

24

- Theo tháng: Chu kỳ kinh nguyệt.

- Theo mùa hoặc theo thời gian dài hơn: Bài tiết thyroxyl,…

ACTH và cortisol đều được bài tiết nhiều vào lúc 8 giờ sáng, điều này được

giải thích như sau: Trong nửa thời gian sau thời gian nghỉ hằng ngày, xuất hiện

hoạt động của hệ thống CRH-ACTH-Cortisol nhằm đảm bảo cho cơ thể có nồng độ

gluco máu bình thường trước khi bắt đầu bước vào sự hoạt động hằng ngày và

trong khi chưa có bữa ăn đầu tiên của ngày.

1.2.5. Hóc-môn cortisol

1.2.5.1. Khái niệm và cấu tạo

Cortisol là một loại hóc-môn corticosteroid (corticosteroid là loại hợp chất

hữu cơ tự nhiên được tổng hợp bởi các tuyến nội tiết trong cơ thể) được sản sinh bởi

bộ phận tên là Zona fasciculata trên vỏ thượng thận (thuộc tuyến thượng thận).

Đây là hóc-môn vô cùng quan trọng và thường được xem là “hóc-môn stress”.

Công thức cấu tạo gồm có 21 cacbon có nhân cơ bản là pregnan, nhóm –OH gắn ở

vị trí 11, 17 và 21 [107, 111].

CTPT: C21H30O5

M: 362,46 đvC

Độ tan trong nước: 320 mg/L

pKa : 12,7

Hình 1.2. Công thức cấu tạo của cortisol

Cortisol được tổng hợp từ những mẫu acetat theo con đường cholesterol:

25

Hình 1.3. Con đường tổng hợp cortisol.

1.2.5.2. Tác dụng của cortisol lên quá trình chuyển hóa

a) Chuyển hóa glucid

 Tăng đường mới ở gan: Do cortisol làm tăng tất cả các enzym tham gia

quá trình chuyển hóa axít amin thành glucogen ở tế bào gan. Cortisol làm tăng

huy động axít amin từ các mô ngoài ở gan vào huyết tương rồi vào gan, do dó

thúc đẩy quá trình tạo glucogen ở gan [111, 112].

 Giảm tiêu thụ gluco ở tế bào.

b) Chuyển hóa protein

 Giảm dự trữ protein của tất cả các tế bào trong cơ thể: Do cortisol làm tăng

thái hóa protein ở tế bào và giảm tổng hợp protein.

 Tăng sử dụng axít amin ở tế bào gan: Do cortisol tăng vận chuyển axít amin

vào tế bào gan, đồng thời tăng hàm lượng enzym tham gia vào quá trình

tổng hợp protein ở gan.

 Tăng nồng độ axít amin trong huyết tương, đồng thời làm giảm vận chuyển

axít amin vào trong tế bào [111, 112].

c) Chuyển hóa lipit

 Tăng thái hóa lipit ở các mô mỡ.

26

 Tăng oxy hóa axít béo tự do ở tế bào để tạo ra năng lượng.

d) Chuyển hóa nước và điện giải

 Tăng tái hấp thu Na+ và nước tại ống thận: Dễ gây phù, tăng huyết áp.

 Tăng thải K+: Dễ gây bệnh bazơ, máu giảm K+.

 Tăng thải Ca2+ qua thận: Làm Ca2+ trong máu giảm, dễ dẫn đến cường

cận giáp, làm thưa xương, trẻ em chậm lớn.

 Giảm hấp thu Ca2+ ở ruột non do đối kháng với vitamin D [111, 112].

1.2.5.3. Tác dụng của cortisol lên mô và cơ quan

Chống căng thẳng: Sự căng thẳng thần kinh quá mức, các chấn thương,

nhiễm khuẩn khẩn cấp…đều làm tăng hàm lượng cortisol trong máu có tác dụng

bảo vệ cơ thể chống lại căng thẳng, đây là một tác dụng có tính sinh mạng. Cortisol

huy động nhanh chóng nguồn axít amin và mỡ dự trữ để cung cấp năng lượng và

nguyên liệu cho việc tổng hợp các chất khác nhau, bao gồm: Gluco là chất rất

cần thiết cho tế bào hoặc một số chất như purin, pyrimidin, creatinin, photphat là

những chất rất cần thiết cho việc duy trì đời sống của tế bào và sản sinh ra tế bào mới.

Các nghiên cứu đã chỉ ra rằng cortisol là một trong những thông số để đánh giá

mức độ căng thẳng. Tort, L. Và cộng sự (1996), cortisol và metallothionein là rất

nhạy để đánh giá chỉ số căng thẳng của loài cá hồi (Oncorhynchus mykiss) [111, 113].

Làm tăng đông máu, tăng số lượng hồng cầu, bạch cầu, tiểu cầu nhưng giảm

tế bào lympho. Trên ống tiêu hóa: Nếu dùng cortisol kéo dài có thể gây loét

đường tiêu hóa do tăng tiết dịch vị axít và men pepsin, giảm tiết chất nhầy musin,

giảm tiết prostaglandin E1 và E2 (có tác dụng bảo vệ dạ dày). Làm chậm lên sẹo các

vết thương.

1.2.5.4. Các yếu tố ảnh hưởng đến hàm lượng cortsiol

Cortisol được sản xuất bởi bộ phận tên là Zona fasciculata trên vỏ thượng thận

và được điều khiển bởi hóc-môn Adrenocorticotrophic tiết ra từ tuyến yên [114, 115].

Có nhiều nguyên nhân dẫn đến sự thay đổi hàm lượng cortisol như cá bị căng thẳng,

cá bị bệnh, chu kỳ sinh học của cá, loài cá, giới tính cá, các giai đoạn sinh trưởng

phát triển của cá.

27

Trong đó nguyên nhân chính là do cá bị căng thẳng. Có nhiều lý do gây ra

căng thẳng cho cá như cá sống trong môi trường ô nhiễm, cá bị vận chuyển, giảm

hàm lượng oxi trong mô, sự thay đổi nhiệt độ, pH của nước, độ mặn của nước, ...

Khi cá bị căng thẳng do sống trong môi trường ô nhiễm, hàm lượng cortisol

thay đổi tùy theo loại cá, tùy theo hoá chất ô nhiễm và tùy theo nồng độ chất ô nhiễm

trong môi trường. Theo Brodeur J.C. và C. Daniel (1998), hàm lượng cortisol trong

huyết tương cá hồi tăng lên sau hai ngày bị ô nhiễm cadimi, sau đó giảm xuống đến

14 ngày sau đó và tăng trở lại sau 30 ngày ô nhiễm [116]. Tiếp xúc của cá hồi với

nước chứa 0,05 và 0,1 mgCd/L, hàm lượng cortisol trong huyết tương thay đổi và

mức độ thay đổi hàm lượng cortisol có thể sử dụng để phản ánh các giai đoạn

báo động, sức đề kháng và kiệt sức trong phản ứng của cá do ô nhiễm cadimi [117].

Ngoài ra, cá có khả năng bị căng thẳng do vây bắt và vận chuyển. Khi cá được

vây bắt và vận chuyển thì sẽ ảnh hưởng đến sự bài tiết cortisol làm cho hàm lượng

cortisol thay đổi. Kết quả nghiên cứu của Z. Svovodová và cộng sự (1999), cá chép

được đánh bắt và vận chuyển bằng xe tải trong 10 giờ thì có sự giảm hàm lượng

cortisol một cách đáng kể [118].

Có nhiều nghiên cứu cho thấy sự thiếu oxi trong mô cũng là nguyên nhân

quan trọng gây ra căng thẳng cho cá. Kết quả phân tích trên gan và thịt cá bống

(Gobies) của Gracey và cộng sự (2001), trong trường hợp thiếu oxi mô trong 6 ngày,

có sự giảm nhanh quá trình sản xuất năng lượng cụ thể là protein tổng hợp và

vận chuyển ở thịt, sau đó có sự tăng mạnh của gen cảm ứng để sản xuất ATP kỵ khí

và hình thành glucogen ở gan [119].

Một nguyên nhân nữa là do chu kỳ sinh học. Hóc-môn không phải được

sản xuất liên tục với một nồng độ nhất định vào trong máu mà có khi nhiều khi ít, có

hóc-môn được sản xuất gián đoạn từng lúc theo nhịp sinh học trong ngày. Ví dụ:

Tuyến yên sản xuất Adrenocorticotrophic hóc-môn kích thích vỏ thượng thận

sản xuất glucocorticoid. Adrenocorticotrophic hóc-môn được sản xuất theo chu kỳ,

cao nhất vào buổi sáng và giảm dần vào buổi chiều. Do đó corticoid được sản xuất

cao nhất vào khoảng 9 giờ sáng và thấp nhất vào 24 giờ đêm.

28

1.2.5.5. Các nghiên cứu về cortisol

Nghiên cứu về vai trò của cortisol trong cơ thể sinh vật, ảnh hưởng của các

yếu tố môi trường lên hàm lượng cortisol đã được công bố. B. Sures và cộng sự (2006)

nghiên cứu đáp ứng căng thẳng trên cá chình (Anguilla anguilla) khi ô nhiễm bằng

Anguillicola crassus, Cd và/ hoặc 3,3’, 4,4’, 5-pentachlorobiphenyl dựa trên

hàm lượng cortisol và gluco, kết quả cho thấy nồng độ cortisol có sự tương quan với

kháng thể đặc trưng Anguillicola; đồng thời hàm lượng cortisol và gluco trong

huyết tương cá tăng tương quan đến ngày ô nhiễm thứ 63 [120]. Julie R. Marentette

và cộng sự (2013), nghiên cứu trên cá bống (Neogobius melanostomus), sau 10 và 30

phút gây căng thẳng bằng khí, hàm lượng cortisol xác định được tăng lên lần lượt là

100,3 và 87,5 ng/mL, sau đó quay về mức bình thường 22,3 ng/mL 1 giờ sau đó [121].

Ahmad Gharaei và cộng sự (2011) nghiên cứu gây ô nhiễm cá tầm trắng (Huso huso)

bằng chế độ ăn có chứa metyl thủy ngân, kết quả có sự tăng một cách đáng kể

hàm lượng sinh hoá cortisol, gluco, amino vận chuyển aspartaat, amino vận chuyển

alanin, sự thay đổi có liên quan đến liều lượng metyl thủy ngân tác động và thời gian

ô nhiễm [122]. Kadambri Gupta và cộng sự (2012) gây ô nhiễm Mn lên cá Garra

gotyla gotyla ở các mức 20%, 40 %, 60% LC50 trong 96 giờ của Mn, kết quả

hàm lượng cortisol tăng lên ở tuần ô nhiễm thứ nhất, sau đó giảm xuống ở tuần thứ 5

và 9, khi hàm lượng Mn ô nhiễm càng lớn, sự gảm càng nhiều [123]. Sahire Karaytug

và cộng sự (2010) ô nhiễm Cd trên loài cá Clarias gariepinus trong 20 ngày, kết quả

ở các mức ô nhiễm nhỏ: 0,25; 0,50 mg/L làm tăng hàm lượng cortisol [86]. Ricard và

cộng sự, (1998) nghiên cứu ô nhiễm Cd ở nồng độ dưới ngưỡng gây chết trong 30

ngày, kết quả hàm lượng cortisol tăng lên trong loài Oncorhynchus mykiss ở nồng độ

ô nhiễm nhỏ nhưng giảm xuống ở nồng độ ô nhiễm lớn [124]. Ô nhiễm Cd trong

thời gian ngắn không ảnh hưởng đến hàm lượng cortisol trong một số loài Cyprinus

carpio L, Atlantic salmon, Salmo salar (Dang và cộng sự, 2001; Drastichova và

cộng sự, 2004) [125, 126].

Nghiên cứu ảnh hưởng của endosulfan lên cá Oreochromis niloticus, kết quả

sau 28 ngày, hàm lượng cortisol giảm xuống đáng kể so với nhóm đối chứng (Lin

29

Ezemonye và To Ikpesu, 2012) [127]. Nhiễm virus gây hoại tử tuỵ là nguyên nhân

gây ra bệnh cho cá hồi (Salmo salar) sau khi chuyển sang môi trường nước biển,

trong thời kỳ căng thẳng này, hàm lượng cotisol tăng và đã được sử dụng để chỉ thị

cho nhiễm virus gây hoại tử trên cá (Lars Niklasson và cộng sự, 2014) [128].

Nghiên cứu của E. A. O’Connor và cộng sự (2011) gây căng thẳng bằng cách

giảm oxi mô cấp tính và mãn tính trên cá gai (Sticklebacks) như sau: Thu thập cá từ

3 khu vực khác nhau ở vùng Tây Bắc nước Anh, ở mỗi khu vực lấy mẫu cá,

hàm lượng oxi hoà tan rất khác nhau (Ince Marsh: 6,2 mg/L; Peckmill Brook: 10,9

mg/L; Ness Garden’s Dipping Pond: 2,3 mg/L), cá được nuôi trong môi trường nhân

tạo được phủ kín bề mặt để tránh tiếp xúc nước với khí, cá được cho ăn mỗi ngày.

Mỗi bể được lọc nước và sục khí, được chiếu sáng 10 giờ/ngày, sử dụng điều hoà

nhiệt độ, sử dụng chế độ nước tĩnh, 1/3 lượng nước được thay mới mỗi tuần,

chất lượng nước được đánh giá qua độ pH, amoniac, nitrit, nitrat. Thí nghiệm thiếu

oxi cấp tính (trong 2 giờ) và mãn tính (7 ngày) trên cá để phân tích cortisol.

Hàm lượng cortisol trong nhóm xử lý thiếu oxi cấp tính và mãn tính đều không có sự

khác biệt với nhóm không xử lý [129].

Alexandra Gagnon và cộng sự (2006) nghiên cứu ô nhiễm kép căng thẳng trên

cá hồi (Oncorhynchus mykiss), sau 30 ngày cho thấy hàm lượng cortisol ít thay đổi

trong các nhóm chỉ có ô nhiễm Cu trong khi các nhóm vừa ô nhiễm Cu vừa sục khí 1

phút trước khi lấy mẫu thì lượng cortisol giảm [130].

1.3. Giới thiệu về cá Điêu hồng

1.3.1. Nguồn gốc cá Điêu hồng

Cá Điêu hồng có tên tiếng Anh Red Tilapia và tên khoa học là Oreochromis

sp. Thuật ngữ Điêu hồng hay Diêu hồng được xuất phát từ việc dịch từ tiếng

Trung Quốc. Ở Việt Nam, người dân bản xứ còn gọi cá Điêu hồng là cá rô vì chúng

có hình dạng và màu sắc giống nhau. Cá Điêu hồng thực chất là con lai của cá

rô phi đen, thịt của hai loài cá này có thành phần chất dinh dưỡng như nhau. Cá

Điêu hồng được nuôi làm thức ăn ở nhiều quốc gia khác nhau ở Đông Á và

30

Đông Nam Á như Đài Loan, Thái Lan, Malayxia, Inđonexia, Myanma, Singapo. Ở

Việt Nam, cá Điêu hồng được nuôi nhiều ở Đồng bằng sông Cửu long.

1.3.2. Đặc điểm của cá Điêu hồng

Cá Điêu hồng có thân cao, hình hơi bầu dục, dẹp bên; đầu ngắn, miệng rộng

hướng ngang, hai hàm dài bằng nhau, môi trên dầy, lỗ mũi gần mắt hơn mõm. Mắt

tròn ở nửa trước và phía trên của đầu, khoảng cách hai mắt rộng, gáy lõm ở ngang lỗ

mũi. Khởi điểm vây lưng ngang với khởi điểm vây ngực, trước khởi điểm vây bụng.

Vây ngực nhọn, dài, mềm. Vây bụng to cứng, chưa tới lỗ hậu môn. Toàn thân

phủ vẩy, có màu đỏ đến hồng.

Điêu hồng là một loài cá nước ngọt, sống ở tầng giữa, được hình thành qua

quá trình chọn lọc nhân tạo nên môi trường sống chủ yếu là nuôi nhốt. Đây là loài cá

ăn tạp các chất như: Mùn bả hữu cơ, tảo, ấu trùng côn trùng trong ao nuôi hoặc bằng

thức ăn tự chế từ các phụ phẩm nông nghiệp, thức ăn viên (đạm từ 20 - 25%).

Thời gian cá đạt 500 - 600 gam/con sau 6 tháng nuôi và tỷ lệ hao hụt thấp.

Hình 1.4. Cá Điêu hồng.

Cá thích hợp với nguồn nước có độ pH: 6,2 - 7,5, khả năng chịu phèn kém

𝑜𝑜⁄ .

nhưng có thể phát triển tốt ở vùng nước nhiễm mặn nhẹ 5 - 12𝑜

Thành phần dinh dưỡng của 100 gam cá tilapia, phần ăn được chứa:

- Chất đạm 20,08 g

31

- Chất béo tổng cộng 1,70 g

- Axit béo bão hoà 0,571 g

- Axit béo chưa bão hoà mono 0,486 g

- Axit béo chưa bão hoà poly 0,387 g

- Và nhiều khoáng chất, vitamin.

1.4. Kết luận về nghiên cứu tổng quan

1.4.1. Tình hình nghiên cứu trong và ngoài nước về ảnh hưởng của kim loại nặng lên cá Điêu hồng

Trong nước: Các nghiên cứu độc chất môi trường trong nước chủ yếu tập trung

vào tích luỹ kim loại nặng trong thực vật, chưa có công trình khoa học nghiên cứu

tích luỹ kim loại nặng và sự thay đổi thành phần sinh hoá trong cá đặc biệt là cá

Điêu hồng.

Ngoài nước: Có rất ít các nghiên cứu về tích luỹ và đào thải kim loại nặng lên

cá Điêu hồng, chưa có công trình khoa học nghiên cứu ảnh hưởng của kim loại nặng

đến thành phần sinh hoá trong cá Điêu hồng.

Năm 2016, Mohammed Aldoghachi Jasim Aldoghachi và cộng sự nghiên cứu

ngưỡng độc cấp tính và khả năng tích luỹ Cu, Cd và Zn trong cá Điêu hồng

(khối lượng cơ thể 7,0 ± 1 gam và chiều dài 7,5 ± 2 cm), kết quả cho thấy LC50 trong

96 giờ của Cu, Cd và Zn lần lượt là 0,45; 0,7 và 2,1 mg/L. Thứ tự tích luỹ của

kim loại Cu và Zn là gan > mang > thịt, đối với kim loại Cd là mang > gan > thịt

[131].

Năm 2011, Kah Hin Low và cộng sự nghiên cứu tích luỹ kim loại nặng trong

cá Điêu hồng ở Jelebu, Malaysia, kết quả cho thấy một số kim loại như V, Co, Fe,

Cu, Zn, Se, và Cd tích luỹ trong gan nhiều hơn mang và thịt cá; trong khi đó Mn và

Pb là hai kim loại tích luỹ nhiều nhất trong mang cá; với As thì tích luỹ nhiều nhất

trong thịt cá [132].

Cũng trong năm 2011, Abdulali Taweel và cộng sự công bố tích luỹ kim loại

trong cá Điêu hồng sống ở các vùng thuộc Bangi, Selangor, Malaysia rất cao. Theo

32

tác giả này, gan cá là cơ quan tích luỹ kim loại nặng nhiều hơn so với mang và thịt.

Hàm lượng kim loại nặng trong gan cá khoảng 0,7 ± 0,17 mgCd/kg, 4,8 ± 0,4

mgPb/kg, 449 ± 37,7 mgCu/kg, 20,9 ± 5,7 mgNi/kg và 143 ± 9,8 mgZn/kg [133].

Chì gây hư hại nghiêm trọng đến mang khi cá sống trong môi trường nước

ô nhiễm chì. Bằng cách sử dụng phổ quét electron phân tích các mẫu mang cá

Điêu hồng nuôi trong nước ô nhiễm 5,5 mgPb/L, tác giả Mohammed Aldoghachi

Jasim Aldoghachi và cộng sự (2016) đã phát hiện ra sự thay đổi biểu mô tế bào,

sự dính lại của các lá mang cạnh nhau, sự tăng lên của tế bào clorua; sự đông tụ

hoại tử của tế bào bề mặt. Ngoài ra, kết quả phân tích trên phổ electron X-Ray các

mẫu mang cá ở trên cũng cho thấy chì tích luỹ trên hệ mao mạch của mang cá [134].

Nghiên cứu của Accio Moura D'Silva và O. Eugene Maughan (1995) trên

cá Điêu hồng bằng cách nuôi cá ở các mật độ 10, 20, 30, 50, 70 con/m3 thì ở mật độ

thấp 10, 20 con/m3 có sự sai khác tăng đáng kể về khối lượng cá so với nhóm nuôi ở

mật độ 30, 50, 70 con/m3. Nghiên cứu chỉ ra rằng nuôi cá ở mật độ 20 con/m3 là

thích hợp nhất [135].

1.4.2. Nhiệm vụ đặt ra

Nghiên cứu một cách hệ thống về ngưỡng độc cấp tính (LC50 trong 96 giờ) của

Cd, Pb As đối với cá Điêu hồng; quy luật tích luỹ và đào thải Cd, Pb và As cũng như

ảnh hưởng của các kim loại này đến thành phần sinh hóa cortisol trong cá Điêu hồng

nhằm cảnh báo lan truyền kim loại nặng qua thực phẩm.

33

CHƯƠNG 2. PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

2.1. Đối tượng nghiên cứu

2.1.1. Cá

Cá Điêu hồng có tên tiếng Anh là Red Tilapia và tên khoa học là Oreochromis

sp. Cá Điêu hồng được lựa chọn nghiên cứu vì đây loài cá thường được sử dụng

làm nguồn thực phẩm do thành phần dinh dưỡng cao và giá thành hợp lý.

Cá Điêu hồng chưa trưởng thành được mua từ trang trại cá Minh Luận, số 9,

ấp Đông, xã Long Định, huyện Châu Thành, Tỉnh Tiền Giang. Cá Điêu hồng 4

tháng tuổi được chọn lựa với khối lượng 300 ± 1 gram, chiều dài 20 ± 1 cm. Cá

được thuần dưỡng trong 12 ngày để làm quen với môi trường trước khi bắt đầu

cho tiếp xúc với kim loại. Cá được thuần dưỡng trong bể làm bằng vật liệu composit,

kích thước mỗi bể (dài  rộng  cao) là 70  200  60 cm, các bể được xây dựng

trong phòng điều hòa nhiệt độ ở 30 ± 1 oC, được chiếu sáng 10 giờ/ngày. Cá được

nuôi trong bể có sục không khí để đảm bảo hàm lượng oxy hoà tan 6,5 ± 0,7 mg/L,

pH = 6,3, nhiệt độ nước 28 ± 4 oC và được cho ăn bằng thức ăn viên dành cho cá

với hàm lượng đạm 20 – 25%. Cho ăn khẩu phần 3 – 4% trọng lượng cơ thể/ ngày.

Nước trong bể được lọc tuần hoàn và thay mới hai ngày một lần, mỗi lần 25% thể

tích nước trong bể.

2.1.2. Kim loại

Gây ô nhiễm nước đối với kim loại cadimi, chì và asen ở dạng muối CdCl2,

Pb(CH3COO)2, NaAsO2.

2.1.3. Cortisol

Cortisol là hóc-môn được sản xuất từ tuyến vỏ thượng thận, có vai trò

chuyển hóa gluxit, lipit, protein, chuyển hóa nước và điện giải và tác động lên mô và

các cơ quan. Cortisol được sử dụng để đánh giá mức độ căng thẳng của sinh vật.

2.2. Phương pháp nghiên cứu

34

2.2.1. Quy trình nghiên cứu

Nội dung nghiên cứu được trình bày trên sơ đồ hình 2.1.

1. Xác định ngưỡng độc cấp tính (LC50) của từng kim loại nặng (Cd, Pb, As)

để đánh giá ngưỡng độc của từng kim loại đối với cá Điêu hồng.

2. Thực nghiệm nuôi cá Điêu hồng trong nước ô nhiễm từng kim loại nặng

(Cd, Pb, As) ở các nồng độ khác nhau ( 10% LC50).

3. Nghiên cứu quy luật tích luỹ và đào thải từng kim loại nặng (Cd, Pb, As)

trong cá Điêu hồng; mối tương quan giữa nồng độ kim loại trong nước và tích lũy

trong cá.

4. Nghiên cứu ảnh hưởng của từng kim loại nặng (Cd, Pb, As) trong nước

đến rối loạn cortisol trong huyết tương cá.

Hình 2.1. Sơ đồ quy trình nghiên cứu

35

2.2.2. Phương pháp lập thực nghiệm

-). Lập thực nghiệm theo tài liệu

Cá được nuôi trong nước sinh hoạt được gây ô nhiễm với từng nguyên tố

kim loại: cadimi (Cd2+), chì (Pb2+) và asen (AsO2

hướng dẫn sử dụng cá trong nghiên cứu để xác định ảnh hưởng của các chất

được thêm có chủ ý vào nước tới động vật sống trong nước. Đánh giá khả năng

phát triển của cá Điêu hồng sống trong nước ô nhiễm từng kim loại nặng (Cd, Pb,

As), tìm quy luật phân bố, tích luỹ và khả năng đào thải từng kim loại nặng,

ảnh hưởng của từng kim loại nặng đến hàm lượng cortisol trong huyết tương cá [136].

2.2.2.1. Thiết kế thí nghiệm xác định ngưỡng độc cấp tính (LC50 trong 96 giờ) của

từng kim loại nặng (Cd, Pb, As)

- Nước đối chứng: Nước không đưa thêm Cd, Pb, As.

- Nước ô nhiễm: Thêm vào nước các kim loại Cd, Pb và As dưới dạng muối

CdCl2, Pb(CH3COO)2, NaAsO2 ở các nồng độ.

+ Nồng độ cadimi: 2; 5; 10; 15; 20; 30, 40 và 45 mg/L;

+ Nồng độ chì: 0,5; 1,0; 2,0; 5,0; 7,0; 10,0; 13,0 và 15,0 mg/L;

+ Nồng độ asen: 20; 25; 27; 30; 33; 35 và 40 mg/L.

- Thí nghiệm được triển khai với chế độ nước tĩnh và không thay nước

trong vòng 96 giờ. Nước được lọc tuần hoàn và sục không khí để đảm bảo

lượng oxi hoà tan cần thiết cho cá.

- Khoảng 40 cá thể cá được lựa chọn ngẫu nhiên cho mỗi thí nghiệm.

Mỗi thí nghiệm gồm 4 bể nuôi, mỗi bể nuôi 10 cá. Giai đoạn này không cho cá ăn.

Số cá chết được vớt ra để tránh ảnh hưởng đến chất lượng nước thí nghiệm do

xác chết thối rữa. Theo dõi số lượng cá chết trong 24, 48, 72 và 96 giờ ô nhiễm

kim loại. Xây dựng đồ thị tương quan giữa nồng độ từng kim loại nặng trong nước

và tỷ lệ cá chết (dose-mortality), ước lượng LC50 của từng kim loại nặng.

36

2.2.2.2. Thiết kế thí nghiệm nghiên cứu độc mãn tính (subchronic) của từng kim loại

đến sự tích luỹ, đào thải và rối loạn cortisol trong cá Điêu hồng

- Nước đối chứng: Nước không đưa thêm Cd, Pb, As.

- Nước ô nhiễm: Thêm vào nước các nguyên tố Cd, Pb và As dưới dạng muối

CdCl2, Pb(CH3COO)2, NaAsO2 ở các nồng độ. Nồng độ từng kim loại gây ô nhiễm

nước trong nghiên cứu này thay đổi khoảng từ 1/30; 1/20 và 1/10 của giá trị LC50

trong 96 giờ.

+ Cadimi: 0,66; 1,00 và 2,00 mg/L, ký hiệu: 0,66Cd; 1,0Cd và 2,0Cd

+ Nồng độ chì: 0,12; 0,18 và 0,33 mg/L, ký hiệu: 0,12Pb; 0,18Pb và 0,33Pb

+ Nồng độ asen: 1,00; 1,50 và 3,00 mg/L, ký hiệu: 1,0As; 1,5As và 3,0As.

2.2.2.3. Phương pháp nuôi cá

Đối chứng

Ô nhiễm mức 1

Ô nhiễm mức 2

Ô nhiễm mức 3

Hình 2.2. Sơ đồ bố trí thí nghiệm

- Cá Điêu hồng Oreochromis sp. được nuôi trong các bể nước ô nhiễm

từng kim loại nặng (Cd, Pb, As). Bể được làm bằng vật liệu composit, kích thước

mỗi bể (dài  rộng  cao) là 70  200  60 cm, các bể được xây dựng trong

phòng điều hòa nhiệt độ ở 30 ± 1 oC, được chiếu sáng 10 giờ/ngày. Cá được nuôi

trong bể có sục không khí để đảm bảo hàm lượng oxy hoà tan 6,5 ± 0,7 mg/L,

pH = 6,3, nhiệt độ nước 28 ± 4 oC và được cho ăn bằng thức ăn viên dành cho cá

37

với hàm lượng đạm 20 – 25%. Cho ăn khẩu phần 3 – 4% trọng lượng cơ thể/ ngày.

Nước trong bể được lọc tuần hoàn và thay mới hai ngày một lần, mỗi lần 25%

thể tích nước trong bể. Mẫu nước được kiểm tra nồng độ Cd, Pb và As sau khi

thay mới.

- Cá đối chứng là cá được nuôi trong nước sạch có cùng điều kiện như thức ăn,

hàm lượng oxy hòa tan, độ pH, nhiệt độ và thời gian chiếu sáng trong ngày.

- Độ lặp lại của từng thí nghiệm là 3 (n = 3).

2.2.3. Nghiên cứu ảnh hưởng của nồng độ Cd, Pb và As trong nước đến

cá Điêu hồng

2.2.3.1. Nghiên cứu tích lũy Cd, Pb, As trong cá Điêu hồng

Theo dõi sự thay đổi hàm lượng Cd, Pb, As trong gan, mang và thịt cá

Điêu hồng trong vòng 20 ngày kể từ lúc cá sống trong nước ô nhiễm (phơi nhiễm)

so sánh với hàm lượng Cd, Pb, As trong cá đối chứng.

2.2.3.2. Nghiên cứu đào thải Cd, Pb và As trong cá Điêu hồng

Theo dõi sự thay đổi hàm lượng Cd, Pb, As trong gan, mang và thịt cá

Điêu hồng trong vòng 10 ngày kể từ lúc cá ô nhiễm được sống trong nước sạch

(thôi nhiễm). Phần trăm kim loại nặng đào thải trong quá trình thôi nhiễm [137]:

|[𝑀]thôi ô nhiễm −[𝑀] ô nhiễm| [𝑀]ô nhiễm

% đào thải = × 100

Trong đó:

[M]ô nhiễm: hàm lượng kim loại nặng trong cá sau 20 ngày ô nhiễm

[M] thôi ô nhiễm: hàm lượng kim loại nặng trong cá sau 10 ngày thôi ô nhiễm.

2.2.3.3. Ảnh hưởng của Cd, Pb và As trong nước đến sự thay đổi cortisol

trong huyết tương cá Điêu hồng

- Theo dõi sự thay đổi hàm lượng cortisol trong huyết tương cá Điêu hồng

trong vòng 20 ngày kể từ lúc cá sống trong nước ô nhiễm (phơi nhiễm) và 10 ngày

từ lúc cá ô nhiễm được sống trong nước sạch (thôi nhiễm) và so sánh với hàm lượng

cortisol trong cá đối chứng.

38

2.2.3.4. Lấy mẫu phân tích

Mẫu cá được lấy ngẫu nhiên ở các ngày thứ 4, 12 và 20 kể từ khi cá bắt đầu

sống trong nước ô nhiễm kim loại nặng (phơi nhiễm) và ngày thứ 10 kể từ khi cá

ô nhiễm được sống trong nước sạch (thôi nhiễm), mỗi bể chọn lấy 8 cá. Cá được

rửa trực tiếp miệng, mang và toàn bộ cơ thể trên vòi nước sạch trong 3 phút, sau đó

rửa lại cá bằng nước cất hai lần trước khi lấy máu và các mô (gan, mang và thịt).

- Máu được lấy từ mạch máu ở đuôi cá, sau đó ly tâm ở tốc độ 5500 vòng/phút

trong 5 phút tách lấy huyết tương sau khi ly tâm để phân tích cortisol trên thiết bị RP-

HPLC/UV;

- Tách lấy gan, mang và thịt cá; sấy khô ở 105 ± 1 oC trong 6 giờ. Để nguội

trong bình hút ẩm rồi cho vào túi polyetylen, bảo quản ở nhiệt độ 0 ± 1 oC cho đến

khi phân tích tổng hàm lượng kim loại Cd, Pb bằng thiết bị ICP-OES tại Viện Địa lý

Tài nguyên thành phố Hồ Chí Minh và As bằng thiết bị ICP-MS tại Trung tâm

Kiểm tra Vệ sinh Thú y Trung ương 2.

Thời gian lấy mẫu phân tích trình bày trên hình 2.3.

Hình 2.3. Sơ đồ thời gian lấy mẫu.

2.3. Các phương pháp phân tích

2.3.1. Phân tích cortisol

2.3.1.1. Xử lý mẫu phân tích cortisol

Dùng miropipet lấy 500 𝜇L huyết tương từ máu cá Điêu hồng cho vào ống ly tâm

polypropylen (16 x 125 mm), tiếp tục thêm 5000 µL diclorometan vào ống ly tâm.

Đậy nắp cẩn thận rồi lắc mạnh trong 15 phút để chiết cortisol sang pha hữu cơ.

39

Sau đó ly tâm ở tốc độ 3600 vòng/phút trong 15 phút. Chuyển pha hữu cơ sang

ống ly tâm mới (16 x 125 mm) rồi rửa bằng 500 µL NaOH 0,1M, lắc trong 1 phút.

Tiếp tục ly tâm ở tốc độ 3600 vòng/phút trong 5 phút. Hút bỏ dung dịch rửa.

Phần dung môi hữu cơ được đặt vào bể điều nhiệt để làm khô bằng dòng khí nitơ ở

40 oC. Phần cặn được hòa tan bằng 500 µL 45% metanol trong nước, lắc trộn 20 giây.

Dung dịch được lọc qua màng lọc 0,22 µm trước khi tiêm vào cột sắc ký.

2.3.1.2. Điều kiện phân tích

Cortisol được phân tích trên thiết bị HPLC (Agilent 1200 Module và Diode

Array Detector) tại Khoa Công nghệ Hóa học, trường Đại học Công nghiệp

thành phố Hồ Chí Minh. Sử dụng cột sắc ký hypersil BDS-C18, 125 x 4,0 mm I.D.,

kích thước hạt 5 µm, nhiệt độ cột được cài đặt ở 36 °C. Pha động là hỗn hợp metanol

(45%) và nước (55%), tốc độ dòng 0,8 ml/phút. Cortisol được nhận biết và định lượng

bằng đầu dò DAD tại bước sóng 254 nm. Sử dụng phần mềm Agilent 1200

Chemstation để điều khiển và lưu dữ liệu phân tích.

2.3.2. Phân tích tổng hàm lượng Cd và Pb trong cá

Bảng 2.1. Điều kiện phân phân tích Cd, Pb bằng ICP-OES

Thông số Giá trị tối ưu

226,502 nm đối với Cd Bước sóng 405,781 nm đối với Pb

Công suất nguồn RF 1400 W

Lưu lượng khí tạo sol khí (nebulizer) 0,7 L/phút

Lưu lượng khí bổ trợ (auxiliary) 0,2 L/phút

Chế độ đo Dọc trục

Tốc độ bơm mẫu 1,5 mL/phút

Lưu lượng khí plasma 15 L/phút

Axít nền HNO3 2%

40

Cân chính xác khoảng 1,0 gam mẫu đã sấy khô cho vào chén nung, than hóa

trên bếp điện. Cho vào lò nung ở 550 oC khoảng 30 phút, để nguội, hòa tan tro

thu được bằng axít HNO3 2%, định mức tới 25 mL. Lọc dung dịch qua màng lọc 0,45

µm trước khi định lượng trên thiết bị quang phổ phát xạ cảm ứng cao tần plasma ICP-

OES (Optima 2100 DV, Perkin Elmer). Các điều kiện phân tích Cd, Pb bằng kỹ thuật

ICP-OES được trình bày trong bảng 2.1.

2.3.3. Phân tích tổng hàm lượng As trong cá

Cân chính xác khoảng 1,0 gam mẫu đã sấy khô cho vào bình phản ứng, thêm

4 mL HNO3 65%, 2 mL H2O2 30%, đun hoàn lưu ở 85 oC trong vòng 30 phút để

hòa tan mẫu. Làm lạnh và định mức đến 25 mL bằng HNO3 2%. Lọc dung dịch qua

màng lọc 0,45 µm trước khi trước khi định lượng trên thiết bị khối phổ cảm ứng

cao tầng plasma (ICP-MS 7700, Agilent, USA). Các điều kiện phân tích As bằng

kỹ thuật ICP-MS được trình bày trong bảng 2.2.

Bảng 2.2. Điều kiện phân phân tích As bằng ICP-MS

Thông số Giá trị tối ưu

Khối phổ 75

Axít nền HNO3 2%

Kiểu phân tích Nguồn va đập loại nền là khí hêli

Công suất nguồn RF 1350 W

Tốc độ dòng khí tạo sol khí (nebulizer) 0,85 L/min

Tốc độ dòng khí mang 1,09 L/min

Tốc độ dòng khí plasma 15 L/min

Tốc độ bơm mẫu để tạo sol khí 0,1 rps

Độ sâu mẫu 8,00 mm

41

2.3.4. Phân tích cadimi, chì, asen hữu cơ

- khi vào cơ thể cá, các mẫu gan và thịt cá ô nhiễm được chiết tách để xác định

Để nghiên cứu khả năng chuyển hoá thành dạng hữu cơ của các ion Cd2+, Pb2+,

AsO2

hàm lượng kim loại Cd, Pb và As trong các hợp chất hữu cơ, so sánh với

tổng hàm lượng các kim loại này để nghiên cứu khả năng và mức độ chuyển hóa trong

cơ thể cá Điêu hồng.

2.3.4.1. Quy trình phân tích hàm lượng phức Cd-MT

Phức Cd-MT trong mẫu (gan/ thịt cá khô) được chiết tách bằng dung dịch

TRIS 5.10-2 mol/L (pH = 7,3) ở 4 oC với tỉ lệ 33% (khối lượng mẫu/thể tích). Hỗn

hợp được ly tâm ở tốc độ 15000 vòng/phút trong thời gian 30 phút. Sau đó thêm từ

từ 2,3 mL hỗn hợp etanol/axetonitrin (tỉ lệ 1: 3 về thể tích) vào 2,3 mL dung dịch sau

khi ly tâm, đồng thời lắc đều. Hỗn hợp sau đó tiếp tục ly tâm ở 10000 vòng/phút trong

10 phút để loại bỏ các protein kết tủa. Thêm 15 mL hỗn hợp etanol/axetonitrin vào

3,8 ml dung dịch sau ly tâm, ống ly tâm được đậy kín và tiếp tục ly tâm ở 10000

vòng/phút trong 10 phút. Phần rắn được hòa tan bằng cách đánh siêu âm 2 lần, mỗi

lần với 0,5 mL TRIS 5.10-2 mol/L (pH = 7,3) ở 4 oC. Hỗn hợp được ly tâm. Phần

dung dịch được làm nóng ở 100 oC trong 4 phút sau đó làm lạnh ngay lập tức trong

nước đá, ly tâm, phần dung dịch sau ly tâm được định mức tới 25 mL bằng TRIS

5.10-2 mol/L (pH = 7,3). 10 mL dung dịch sau khi xử lý được bơm với tốc độ 3,3

ml/phút qua cột C60 để hấp phụ phức của MT, sau đó phức MT được rửa giải bằng

HNO3 0,5M tốc độ 5 ml/phút [138]. Dung dịch sau rửa giải được dùng để phân tích

Cd trên thiết bị quang phổ phát xạ cảm ứng cao tần plasma ICP-OES (Optima 2100

DV, Perkin Elmer) từ đó xác định hàm lượng Cd trong phức Cd-MT. So sánh với

tổng hàm lượng Cd trong cá từ đó xác định được khả năng chuyển hóa của Cd2+ trong

cơ thể cá Điêu hồng.

2.3.4.2. Phân tích các hợp chất của chì trong gan và thịt cá

Cân chính xác một lượng mẫu (thịt, gan cá khô), cho vào bình Teflon 30 mL,

thêm 10 mL dung dịch 50% methanol trong dung dịch chứa hỗn hợp H3BO3 70

mmol/L, Na2B4O7 17,5 mmol/L. Hỗn hợp được làm nóng ở 70 oC trong 5 phút trong

42

lò vi sóng với công suất 400 W. Sau đó làm nguội đến nhiệt độ phòng, lọc lấy

phần dung dịch qua màng 0,22 μm để phân tích hợp chất hữu cơ của chì. Phần cặn

được chiết xuất với 10 ml axit axetic 0,5 M theo cách tương tự để tách chì vô cơ

[139]. Các dung dịch sau khi chiết tách được phân tích trên thiết bị quang phổ

phát xạ cảm ứng cao tần plasma ICP-OES (Optima 2100 DV, Perkin Elmer) để

xác định hàm lượng chì ở dạng hợp chất hữu cơ và chì vô cơ. So sánh với

tổng hàm lượng chì trong cá từ đó xác định được khả năng chuyển hóa của Pb2+ trong

cơ thể cá Điêu hồng.

2.3.4.3. Phân tích các hợp chất của asen trong gan và thịt cá

a) Thiết bị

- Hệ máy quang phổ hấp thụ nguyên tử

Hãng Thermo Elemental (Mỹ), kiểu Solaar M6 Dual Zeeman tại Viện Nghiên

cứu và Ứng dụng công nghệ Nha Trang: Sử dụng đầu đốt đa năng bằng vật liệu titan,

thiết bị có thể điều chỉnh dòng khí ở chế độ dòng thấp cho độ nhạy tối đa và

độ chính xác cao. Hệ thống điều khiển dòng khí tự động hoàn toàn hai kênh đảm bảo

độ ổn định của ngọn lửa. Nền được bổ chính bằng hệ thống quang học hai chùm tia

năng lượng cao cho các chế độ đo. Nhờ tế bào quang điện giải rộng nên có thể đo

được ở nhiều bước sóng trong khoảng 180 - 900 nm. Thiết bị sử dụng đèn catốt rỗng

HCL. Hệ tạo hydrua VP90 với buồng hấp thụ là ống thạch anh hình chữ T kích thước

120 x 8 mm và bộ tách khí - lỏng liên hoàn. Khí mang sử dụng là argon với tốc độ

tối đa cho phép lên đến 600 ml/phút. Hệ thống máy tính được ghép với máy in HP

Laser Jet 1150 để in các dữ liệu và kết quả.

- Hệ máy sắc ký lỏng hiệu năng cao

Bơm cao áp bốn kênh độc lập (Gradient HPLC Pump, Series 2500 - Lab

Alliance Mỹ) bằng 4 van phân chia tỷ lệ, điều khiển bằng điện tử cho phép đặt

chương trình trực tiếp trên bơm hoặc trên máy vi tính để bơm và trộn chính xác,

tối đa đến bốn dòng dung môi. Bơm có khả năng bù áp suất cao nhất, tạo đường nền

phẳng, cho phép phát hiện những píc nhỏ nhất. Bơm thiết kế kiểu mođun có thể

sử dụng hoàn toàn độc lập hoặc kết nối với bất kỳ thiết bị tương thích khác có

43

cột phân tích. Dung tích bơm HPLC nằm trong khoảng từ 1 đến 4 ml/phút với áp suất

có thể đạt đến 6000 psi.

Bộ loại khí DG-2410 của Nhật Bản: loại bỏ khí trong pha động trực tiếp giúp

ổn định đường nền làm tăng độ nhạy và độ lập lại của kết quả phân tích sử dụng bốn

dòng dung môi, tốc độ dòng đạt hiệu quả ổn định cao nhất trong khoảng từ 0 đến 3

ml/phút.

Bộ bơm mẫu Rheodyne 9725i, gồm xilanh nạp mẫu có thể tích mẫu 20 μl, 100

μl, 1000 μl được làm từ vật liệu polyetyl eter keton (Upchurch Scientific, Oak Harbor,

WA, Mỹ).

Cột sắc ký cặp ion - Phenomenex C18 (300 x 3,9 mm, 10m).

Bơm nhu động Masterflex, model 77120-70, 200 rpm, Mỹ: tốc độ dòng

điều khiển 0,07 - 37 ml/phút, điều chỉnh tốc độ dòng bằng cách điều khiển tốc độ

quay của bơm hoặc đường kính của ống bơm.

Đèn cực tím: UV Lamp, model UV.03.DS.Mỹ, 15W, (60 x L350 (mm)).

b) Hóa chất

Các loại hóa chất chuẩn dạng asen đều thuộc loại tinh khiết phân tích:

- As (III): NaAsO2 - Natri meta asenit PA, Fluka.

- As (V): Na2HAsO4.7H2O - Natri hydro asenat, PA, Fluka.

- AsB: C5H11AsO2 - Asenobetan, PA, Fluka.

- DMA: (CH3)2AsNaO2.3H2O - Muối Natri Dimetyl asinic axit, PA, Fluka.

- MMA: CH3NaHAsO3 - Mono sodium metyl asen, Accu Standard.

- Chuẩn cá BCR-CRM 627, hàm lượng asen tổng 4,8 ± 0,3 mg/kg, AsB 3,9 ±

0,2 mg/kg, DMA 0,15 ± 0,02 mg/kg, Kxđ 0,75.

- Các loại hóa chất khác đều thuộc loại tinh khiết phân tích.

44

c) Điều kiện phân tích

- Pha động dùng hệ đệm 10 mM C6H13NaO3S + 1 mM (C4H8)3NOH + 0,5%

(v/v) CH3OH được pha như sau: Dùng ống chuẩn C6H13NaO3S; ống chuẩn

(C4H8)3NOH; 2,5 ml CH3OH, tất cả cho vào bình định mức 500 ml thêm nước

siêu sạch đến vạch mức, điều chỉnh pH bằng dung dịch HNO3 1N và lọc qua

màng lọc 0,45 µm trước khi sử dụng. Dung dịch (C4H8)3NOH luôn luôn được

bảo quản trong tủ lạnh.

- Dung dịch vô cơ hoá 0,1M K2S2O8 và 0,3M NaOH được điều chế bằng cách

hòa tan 13,5155 gam K2S2O8 và 6 gam NaOH định mức lên thành 500 ml bằng

nước siêu sạch. Dung dịch này được điều chế hàng ngày trước khi sử dụng.

- Dung dịch HCl ở các nồng độ 0,5; 1; 1,5; 2; 2,5; 3; 3,5; 4 mol/lít.

- Dung dịch hydrua hoá 0,64M NaBH4 + 0,1M NaOH + 0,08% (v/v)

chất chống tạo bọt được pha bằng cách: Hòa tan 12,1056 gam NaBH4 + 2 gam NaOH

+ 0,4 ml silicon chống tạo bọt định mức thành 500 ml bằng nước siêu sạch.

Dung dịch này được điều chế hàng ngày trước khi sử dụng.

d) Chiết các dạng asen mẫu cá đông lạnh khô

Các dạng hóa học của asen được chiết bằng hỗn hợp metanol và nước tỉ lệ 1:1

ở nhiệt độ 70 oC bằng thiết bị vi sóng (MarsX, Mỹ) trong 15 phút, ly tâm lấy

dịch chiết. Mẫu được chiết lặp lại 3 lần, để qua đêm ở 50oC cho đến khi bay hơi

gần hết và định mức lên 5 mL. Dịch chiết được phân tích bằng hệ thiết bị HPLC-UV-

HG-AAS. Mẫu thịt cá chứng nhận (CMR) được chiết tách và phân tích tương tự như

mẫu thật.

Bảng 2.3. Điều kiện phân tích các dạng hóa học của asen bằng kỹ thuật ghép nối

HPLC-UV-HG-AAS

Điều kiện Đơn vị, ký mã hiệu

HPLC Hamilton PRP-X100 (250mmx4,1mm i.d.x10𝜇m) Cột tách

45

Điều kiện Đơn vị, ký mã hiệu

Hệ đệm 10 mM C6H13NaO3S + 1 mM Gradient pha động

(C4H8)3NOH + 0,5% (v/v) CH3OH

1 ml/phút Tốc độ dòng pha động

Hệ phản ứng quang oxy hóa UV

Chiều dài cuộn dây UV 10 m x 0,5 mm; 𝜆 = 245 nm

Hóa hơi Hydrid (HG)

Tốc độ NaBH4 2,5 mL/phút

Tốc độ HCl 4M 1,6 mL/phút

Tốc độ K2S2O8 1 mL/phút

Tốc độ khí mang Argon 50 mL/phút

AAS

Bước sóng 193,7 nm

Khe sáng 5 nm

Cường độ đèn catot rỗng 12 mA

Nhiệt độ ống thạch anh 900 oC

Hình 2.4. Sơ đồ phân tích liên tục các dạng hóa học của asen bằng kỹ thuật HPLC-

UV-HG-AAS

46

Mô tả: Các dạng hóa học của asen trong dung dịch mẫu được tách riêng lẻ nhờ

vào cột tách sắc ký. Sau đó đi vào hệ phản ứng quang oxy hóa có tia UV (𝜆 = 254

nm) và chất oxy hóa K2S2O8, tại đây xảy ra phản ứng oxy hóa hoàn toàn các hợp chất

của asen [DMA, MMA, As (III), As (V)], giải phóng ra As (V). Dòng dung dịch chứa

As (V) này trước khi đi vào hệ hóa hơi hydrua (HG) được axít hóa bởi HCl 4M

sau đó tác dụng với NaBH4 tạo khí asin (AsH3), khí này được xác định bởi máy đo

quang phổ hấp thu nguyên tử (AAS).

2.3.5. Đánh giá các quy trình phân tích

- Giới hạn phát hiện (LOD) và giới hạn định lượng (LOQ) được xác định như

sau:

Trong đó, S: độ lệch chuẩn

B: hệ số góc B của đường chuẩn (Y = A + B.X)

- Hiệu suất thu hồi (H%) được xác định bằng cách thêm từng chất chuẩn (Cd,

Pb, As và cortisol) có nồng độ đã biết vào mẫu cần phân tích. Định lượng lặp lại 6

lần (n=6) các mẫu có và không có thêm chuẩn, từ đó tính hiệu suất thu hồi theo

công thức:

𝐻 (%) = × 100 C2 − C𝑥 C1

Trong đó:

- Cx là nồng độ chất cần định lượng có trong mẫu

- C1 là nồng độ chất chuẩn thêm vào trong mẫu

- C2 là tổng nồng độ chất chuẩn thêm vào và chất cần định lượng có trong mẫu

- Độ chính xác và độ tin cậy được xác định bằng cách phân tích lặp lại

mẫu chuẩn đã biết trước hàm lượng trong các khoảng thời gian trong ngày và giữa

47

các ngày khác nhau. Độ đúng được tính bằng cách so sánh kết quả phân tích được với

kết quả thực của hoá chất trong mẫu. Độ chụm được tính bằng độ chênh lệch

giữa các kết quả phân tích của cùng một mẫu chuẩn.

2.4. Xử lý kết quả thực nghiệm

Xử lý kết quả thực nghiệm bằng phần mềm SPSS phiên bản 22.0, dùng

phương pháp phân tích phương sai một yếu tố (ANOVA), kiểm định Dunnett T3,

mức ý nghĩa 0,05 và kiểm định Paired Samples Test, mức ý nghĩa 0,05. Kết quả

phân tích được biểu diễn bằng giá trị chính  độ lệch chuẩn.

48

CHƯƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN

3.1. Đánh giá các phương pháp phân tích

Các nghiên cứu về độc chất môi trường, đặc biệt định lượng vết và siêu

kim loại nặng, chất độc hại cần phải đánh giá các phương pháp phân tích để đảm bảo

độ chính xác, độ tin cậy của kết quả phân tích.

3.3.1. Đánh giá phương pháp định lượng cortisol

Cortisol là hóc-môn được sản sinh từ tuyến vỏ thượng thận để đi vào máu và

điều khiển hoạt động của cơ thể. Cortisol tham gia các phản ứng sinh hoá trong máu

và có khả năng biến đổi hoá học khi tiếp xúc với không khí. Vì vậy, độ bền của

cortisol trong huyết tương và phương pháp phân tích cortisol trong huyết tương cần

phải được đánh giá nhằm đảm bảo độ tin cậy của kết quả phân tích. Tóm tắt kết quả

đánh giá phương pháp phân tích cortisol trong huyết tương cá Điêu hồng được

trình bày trong bảng 3.1 và phụ lục 1 - 5 trong phần phụ lục.

Kết quả trên sắc ký đồ (hình 3.1) cho thấy đỉnh đặc trưng của cortisol rất

đối xứng, thời gian lưu ngắn khoảng 7,45 phút; kết quả này phù hợp với công bố của

tác giả Eduardo Kinio Sugawara và các cộng sự [140].

Độ đúng (accuracy) là sự khác biệt giữa giá trị đo được với giá trị chuẩn không

lớn. Độ đúng trong ngày và độ đúng giữa các ngày là một trong những thuộc tính

phân tích nhằm đánh giá độ bền của cortisol trong huyết tương và độ chính xác của

phương pháp phân tích cortisol trong huyết tương. Kết quả phân tích hàm lượng

cortisol trong huyết tương cá Điêu hồng trong ngày và giữa các ngày cho thấy có

sự khác biệt không lớn giữa kết quả đo được với giá trị chuẩn. Độ đúng trong ngày

của phương pháp khoảng từ 93,4 đến 94,5%; độ đúng giữa các ngày khoảng từ 91,2

đến 94,1%.

Độ chụm (precision) là độ chênh lệch giữa các lần đo của cùng một mẫu

phân tích. Kết quả phân tích hàm lượng cortisol trong huyết tương cá Điêu hồng

trong ngày và giữa các ngày cho thấy không có sự khác biệt quá lớn kết quả giữa

49

các lần đo. Trong nghiên cứu này, độ chênh lệch kết quả phân tích 6 lần đo

trong một ngày khoảng từ 1,1 đến 2,3% và độ chênh lệch 6 lần đo giữa các ngày

khoảng từ 2,2 đến 2,6%.

Bảng 3.1. Các thông số đánh giá phương pháp định lượng cortisol

STT Thông số Kết quả

Thời gian lưu 7,45 phút 1

Phương trình đường chuẩn y = 0,05547x + 0,05246 2

Hệ số tương quan (r2) 0,99996 3

Độ lệch chuẩn tương đối (%RSD) 4 ≤ 1,10

LOD (µg/L) 0,87 5

LOQ (µg/L) 2,90 6

Độ đúng trong ngày (%) Từ 93,4 đến 94,5 7

Độ đúng giữa các ngày (%) Từ 91,2 đến 94,1 8

Độ chụm các lần đo trong ngày (%) Từ 1,1 đến 2,3 9

10 Độ chụm các lần đo giữa các ngày (%) Từ 2,2 đến 2,6

Hiệu suất thu hồi (Mẫu thêm chuẩn từ 25 Từ 88,2 đến 97,7 11 đến 100 µg/L)

Độ chụm các lần đo hiệu suất thu hồi (Mẫu Từ 1,3 đến 6,5 12 thêm chuẩn từ 25 đến 100 µg/L) (%)

Kết quả trong bảng 3.1 cho thấy giới hạn phát hiện và giới hạn định lượng

cortisol trong huyết tương cá lần lượt là 0,87 µg/L và 2,90 µg/L; giá trị LOQ

trong nghiên cứu này tương đương hoặc thấp hơn so với các công bố trước đây, LOQ

khoảng 2,5 - 5,0 µg/L [140-147], điều này cho thấy phương pháp phân tích có

độ nhạy cao. Hiệu suất thu hồi cortisol trong huyết tương cá Điêu hồng khoảng từ

50

88,2 đến 97,7%, khi thêm cortisol vào huyết tương từ 25,0 đến 100,0 µg/L. Độ chệch

giữa các lần xác định hiệu suất thu hồi khoảng từ 1,3 đến 6,5%.

Hình 3.1. Sắc ký đồ phân tích cortisol chuẩn

Nhìn chung, quy trình trích ly, làm sạch cortisol trong huyết tương cá và

định lượng bằng kỹ thuật RP-HPLC-UV tương đối đơn giản, thời gian phân tích

nhanh, hiệu suất thu hồi khá cao, độ nhạy và độ lặp lại cao, cho thấy phương pháp

này hoàn toàn phù hợp để phân tích cortisol trong huyết tương cá Điêu hồng.

3.1.2. Đánh giá phương pháp định lượng Cd trong cá Điêu hồng

Kết quả đánh giá phương pháp định lượng Cd được trình bày trong bảng 3.2

và phụ lục 6 - 9.

Bảng 3.2. Các thông số đánh giá phương pháp định lượng Cd

Thông số Kết quả

Khoảng tuyến tính 2 µg/L - 200 mg/L

Khoảng nồng độ làm việc 5 µg/L - 200 µg/L

Phương trình hồi quy y = 1864,9x + 44,7

Hệ số tương quan (r2) 0,9999

LOD (µg/L) 0,52

51

Thông số Kết quả

LOQ (µg/L) 1,73

Ảnh hưởng của nền mẫu Không đáng kể

Hiệu suất thu hồi (%) 94,4

Độ chụm (RSD %) Từ 6,1 đến 9,0

Khoảng tuyến tính của phép đo Cd trên thiết bị ICP-OES đáp ứng trong

khoảng nồng độ rộng, đây là một ưu điểm vì có thể phân tích Cd trong các mẫu

ở nhiều khoảng nồng độ Cd khác nhau. Khoảng nồng độ làm việc từ 5 µg/L đến 200

µg/L với hệ số tương quan (r2) là 0,9999. Giá trị LOD và LOQ lần lượt là 0,52 µg/L

và 1,73 µg/L. Bởi vì nền mẫu không ảnh hưởng đến kết quả phân tích nên hiệu suất

thu hồi Cd cao khoảng 94,4%; độ chệch giữa các lần đo nhỏ hơn 10%. Như vậy,

quy trình vô cơ hóa mẫu và phép đo Cd trên thiết bị ICP-OES hoàn toàn phù hợp

để xác định lượng vết Cd trong các mẫu.

3.1.3. Đánh giá phương pháp định lượng Pb trong cá Điêu hồng

Bảng 3.3. Các thông số đánh giá phương pháp phân tích Pb

Thông số Kết quả

Khoảng tuyến tính 10 µg/L - 100 mg/L

Khoảng nồng độ làm việc 20 µg/L - 500 µg/L

Phương trình hồi quy y = 644,6 x – 1388

Hệ số tương quan (r2) 0,9998

LOD (µg/L) 1,2

LOQ (µg/L) 3,9

Ảnh hưởng của nền mẫu Không đáng kể

Hiệu suất thu hồi (%) 92,2

Độ chụm (%RSD) Từ 3,7 đến 4,4

52

Kết quả đánh giá phương pháp định lượng Pb được trình bày trong bảng 3.3

và phụ lục 10 - 14.

Kết quả trong bảng 3.3 cho thấy, quy trình vô cơ hóa mẫu và định lượng Pb

trên thiết bị ICP-OES có độ chính xác và độ nhạy cao. Giá trị LOD và LOQ lần lượt

là 1,2 µg/L và 3,9 µg/L. Bởi vì nền mẫu không ảnh hưởng đến kết quả phân tích

nên hiệu suất thu hồi Pb cao khoảng 92,2%; độ chệch giữa các lần đo nhỏ hơn 5%.

Như vậy, phương pháp này rất thích hợp để phân tích vết Pb trong thực phẩm [148].

3.1.4. Đánh giá phương pháp định lượng As trong cá Điêu hồng

Kết quả đánh giá phương pháp định lượng As được trình bày trong bảng 3.4

và phụ lục 15, 16.

Bảng 3.4. Các thông số đánh giá phương pháp phân tích As

Thông số Kết quả

Khoảng tuyến tính 0,02 - 500 µg/L

Khoảng nồng độ làm việc 0,5 - 20 µg/L

Phương trình hồi quy y = 930,25x - 26,73

Hệ số tương quan (r2) 0,9998

LOD (µg/L) 0,076

LOQ (µg/L) 0,253

Ảnh hưởng của nền mẫu Không đáng kể

Độ đúng các lần đo trong ngày (%) Từ 98,0 đến 98,6

Độ đúng các lần đo giữa các ngày (%) Từ 96,0 đến 97,8

Độ chụm các lần đo trong ngày (%RSD) Từ 0,41 đến 2,69

Độ chụm các lần đo giữa các ngày (%RSD) Từ 2,11 đến 4,17

Hiệu suất thu hồi (%) Từ 105 đến 114

53

Kết quả trong bảng 3.4 cho thấy, quy trình vô cơ hóa mẫu và định lượng As

trên thiết bị ICP-MS có độ chính xác và độ nhạy cao. Giá trị LOD và LOQ lần lượt

là 0,076 µg/L và 0,253 µg/L. Độ khác biệt giữa giá trị đo được với giá trị chuẩn nhỏ.

Độ đúng trong ngày của phương pháp khoảng 98,0 đến 98,6%; độ chênh lệch

giữa các lần đo trong ngày khoảng từ 0,41% đến 2,69%. Độ đúng giữa các ngày

khoảng 96,0 đến 97,8%; độ chênh lệch các lần đo giữa các ngày khoảng từ 2,11 đến

4,17%. Bởi vì nền mẫu không ảnh hưởng đến kết quả phân tích nên hiệu suất thu hồi

As cao khoảng 105 đến 114%. Như vậy, phương pháp ICP-MS rất phù hợp để

định lượng vết As trong mẫu cá.

3.2. Nghiên cứu về asen

3.2.1. Nghiên cứu ngưỡng độc cấp tính của asen

3.2.1.1. Phần trăm cá thí nghiệm chết trong 96 giờ do As

Hình 3.2. Ảnh hưởng của nồng độ As trong nước đến lượng cá chết trong 96 giờ

Không có hiện tượng cá chết trong thí nghiệm đối chứng và cá thí nghiệm khi

nồng độ As trong nước < 20 mg/L. Nồng độ As trong nước khoảng 20 mg/L

54

không gây chết cá thí nghiệm trong 72 giờ đầu tiên, kéo dài thí nghiệm đến 96 giờ

có khoảng 13,3% cá chết. Lượng cá chết tăng theo nồng độ As trong nước (xem hình

3.2. và số liệu trong phụ lục 17). Khi nồng độ As trong nước tăng từ 25 đến 40 mg/L,

lượng cá chết trong vòng 96 giờ tăng khoảng từ 26,7 đến 100%.

3.2.1.2. Ước lượng ngưỡng độc cấp tính của As

Hình 3.3 trình bày đồ thị tương quan giữa phần trăm cá chết và nồng độ As

trong nước (xem số liệu trong phụ lục 18).

100

)

%

80 y = 4,04x - 68,21 R² = 0,9209

60

( t ế h c á c ệ l ỉ

T

40

20

0

20

25

30

35

40

45

15

Nồng độ asen (mg/L)

Hình 3.3. Đồ thị ước lượng LC50 của As trong 96 giờ đối với cá Điêu hồng

Phương trình tuyến tính tương quan giữa nồng độ As trong nước và phần trăm

cá chết là y = 4,04x – 68,21 với hệ số tương quan (r2) = 0,92. As là một chất độc

tích lũy, độc tính của As tùy thuộc vào dạng hóa học của nó. Quá trình trao đổi chất

của sinh vật cũng làm chuyển đổi dạng hóa học của As, từ dạng rất độc (As(III)

vô cơ) trở nên ít hay không độc (As (V) vô cơ hay As hữu cơ). Trong nghiên cứu này,

giá trị LC50 của As trong 96 giờ đối với cá Điêu hồng tính được tương đối cao khoảng

29,26 mg/L; điều này có thể là do sự chuyển đổi dạng hóa học của As vô cơ thành

55

As hữu cơ ít độc hơn trong quá trình trao đổi chất của cơ thể cá Điêu hồng.

Suhenrayatne và cộng sự (2002) đã tìm thấy sự chuyển đổi dạng của As; As vô cơ

được chuyển hóa sinh học thành dạng As hữu cơ kém độc hơn như monometyl asen,

dimetyl asen, trimetyl asen trong cơ thể cá Tilapia mossambica sống trong nước

ô nhiễm As (III) vô cơ [39].

3.2.2. Nghiên cứu độc mãn tính (sub-chronic) của As đối với cá Điêu hồng

3.2.2.1. Ảnh hưởng của As đến cá Điêu hồng sống trong nước ô nhiễm (phơi nhiễm)

a. Ảnh hưởng của As trong nước đến sự phát triển của cá Điêu hồng

Sự thay đổi trọng lượng cá Điêu hồng sống trong nước ô nhiễm As được

trình bày trong bảng 3.5.

Bảng 3.5. Ảnh hưởng của As trong nước đến trọng lượng cá Điêu hồng.

Khối lượng cá (gam) Thí nghiệm Ngày 4 Ngày 12 Ngày 20

Đối chứng 311 ± 4 329 ± 2 358 ± 5

1,0As 306 ± 4 314 ± 3 317 ± 4

Ô nhiễm 1,5As 304 ± 2 308 ± 3 313 ± 3

(Giá trị trung bình ± độ lệch chuẩn (n=3)).

3,0As 304 ± 3 304 ± 2 308 ± 4

Về cơ bản, nhiễm độc asen trong thời gian ngắn (20 ngày) chưa làm thay đổi

hình dạng bên ngoài của cá. Tuy nhiên nếu quan sát kỹ, mang cá ô nhiễm có dấu hiệu

kém tươi hơn so với mang cá đối chứng (thể hiện trong hình 3.4). Quan sát quá trình

phát triển của cá đối chứng cho thấy cá không có dấu hiệu mệt mỏi, ăn bình thường.

Trong khi đó, đối với cá sống trong nước ô nhiễm As, cá có dấu hiệu mệt mỏi, ít

bơi lội, ăn kém. Tác hại của As đối với cá thí nghiệm làm cho cá chậm lớn. Sau 12

ngày thí nghiệm, trọng lượng cá đối chứng tăng khoảng 9,7% nhưng cá sống trong

nước ô nhiễm As (1,00 - 3,00 mg/L) chỉ tăng khoảng từ 1,3 đến 4,7% so với trọng

56

lượng cá ban đầu. Sau 20 ngày thí nghiệm, trọng lượng cá đối chứng tăng đáng kể

khoảng 19,3%, trong khi đó, trọng lượng cá ô nhiễm chỉ tăng khoảng từ 2,7 đến 5,7

Hình 3.4. Hình ảnh mang cá đối chứng (ảnh trái) và mang cá sau 20 ngày

% so với trọng lượng cá ban đầu.

ô nhiễm asen (ảnh phải).

b. Ảnh hưởng của As trong nước đến sự tích lũy As trong cá Điêu hồng

Hình 3.5. Tích lũy As trong mang cá theo thời gian. (Giá trị trung bình ±

độ lệch chuẩn (n=3); * Hàm lượng As trong mang cá ô nhiễm tăng đáng kể so với

cá đối chứng (p < 0,05)).

57

Nhiễm độc As mãn tính có thể gây ra bệnh lý thần kinh ngoại vi, mất điều hòa,

thiếu hụt nhận thức, mệt mỏi và suy nhược cơ bắp [149].

Tích lũy As trong mang cá: Tích lũy As trong mang cá sống trong nước

ô nhiễm tăng theo thời gian và nồng độ As trong nước (hình 3.5 và xem số liệu

trong phụ lục 19). Tích lũy As trong mang cá ô nhiễm cao hơn đáng kể so với

cá đối chứng. Khi nồng độ As trong nước tăng từ 1,00 đến 3,00 mg/L, tích lũy As

trong mang cá sau 4 ngày sống trong nước ô nhiễm tăng khoảng từ 0,18 đến 0,60

mg/kg cao hơn từ 2,7 đến 8,9 lần so với mang cá đối chứng. Kéo dài thời gian sống

đến 20 ngày, hàm lượng As trong mang cá ô nhiễm tăng lên khoảng từ 0,89 đến 1,29

mg/kg, cao hơn từ 13,0 đến 18,9 lần so với mang cá đối chứng.

Hình 3.6. Tích lũy As trong gan cá theo thời gian. (Giá trị trung bình ±

độ lệch chuẩn (n=3); * Hàm lượng As trong gan cá ô nhiễm tăng đáng kể so với

cá đối chứng (p < 0,05)).

Tích lũy As trong gan: Tích lũy As trong gan cá được trình bày trên hình 3.6

và xem số liệu trong phụ lục 20. Hàm lượng As trong gan cá sống trong nước ô nhiễm

58

tăng theo thời gian và nồng độ As trong nước. Tích lũy As trong gan cá ô nhiễm cao

hơn đáng kể so với cá đối chứng. Khi nồng độ As trong nước tăng từ 1,00 đến 3,00

mg/L, tích lũy As trong gan cá sau 4 ngày sống trong nước ô nhiễm tăng khoảng từ

0,38 đến 0,88 mg/kg cao hơn từ 5,2 đến 12,1 lần so với gan cá đối chứng. Kéo dài

thời gian sống đến 20 ngày, hàm lượng As trong gan cá ô nhiễm khoảng từ 1,15 đến

1,80 mg/kg cao hơn từ 16,7 đến 26,1 lần so với gan cá đối chứng.

Tích lũy As trong thịt cá: Tích lũy As trong thịt cá Điêu hồng sống trong

nước ô nhiễm tăng theo thời gian và nồng độ As trong nước (hình 3.7 và xem số liệu

trong phụ lục 21). Tích lũy As trong thịt cá ô nhiễm cao hơn đáng kể so với

cá đối chứng. Sau 4 ngày sống trong nước ô nhiễm As (1,00 đến 3,00 mg/L), tích lũy

As trong thịt cá khoảng từ 0,57 đến 1,21 mg/kg cao hơn từ 6,7 đến 14,4 lần so với

thịt cá đối chứng. Sau 20 ngày ô nhiễm, tích lũy As trong thịt cá ô nhiễm khoảng từ

2,27 đến 3,01 mg/kg thịt khô cao hơn thịt cá đối chứng khoảng từ 28,7 đến 38,1 lần.

Hình 3.7. Tích lũy As trong thịt cá theo thời gian. (Giá trị trung bình ±

độ lệch chuẩn (n=3); * Hàm lượng As trong thịt cá ô nhiễm tăng đáng kể so với

cá đối chứng (p < 0,05)).

59

c. Quy luật tích lũy As trong cá Điêu hồng

Tích lũy As trong mang, gan và thịt cá Điêu hồng sống trong nước ô nhiễm

tăng theo nồng độ As trong nước và cao hơn đáng kể so với cá đối chứng (Hình 3.8).

Tích lũy As trong cá theo thứ tự sau: Thịt > gan > mang. Tích lũy As trong thịt cá sau

20 ngày sống trong nước ô nhiễm cao hơn khoảng 2,3 và 1,5 lần so với tích lũy As

trong mang và gan cá. Gan cá thường được sử dụng để làm chỉ thị sinh học khi

đánh giá về mức độ ô nhiễm môi trường nước hơn là những bộ phận khác trong

cơ thể. Điều này có thể là do gan có khuynh hướng tích lũy nhiều loại chất độc

có nồng độ cao hơn so với môi trường. Nhiều nghiên cứu cho thấy gan đóng vai trò

quan trọng trong việc tích lũy, tái phân bố, khử độc hoặc chuyển hóa chất độc [150].

Hình 3.8. Quy luật tích lũy As trong cá sau 20 ngày sống trong nước ô nhiễm.

(Giá trị trung bình ± độ lệch chuẩn (n=3); * Hàm lượng As trong cá ô nhiễm

tăng đáng kể so với cá đối chứng (p < 0,05)).

Tuy nhiên trong nghiên cứu này, tích lũy As trong thịt nhiều hơn đáng kể so

với gan. Mang cá thường là nơi tích lũy nhiều kim loại nặng hơn những bộ phận khác

60

trong cơ thể, tuy nhiên trong nghiên cứu này tích lũy As trong mang cá thấp hơn

- cũng mang điện tích âm,

so với gan và thịt. Điều này có thể là do bề mặt mang cá tích điện âm [151],

- nên As dễ dàng xâm nhập vào

trong nước As (III) tồn tại dưới dạng oxyanion AsO2

do lực đẩy tĩnh điện giữa mang cá và anion AsO2

cơ thể cùng với sự chuyển hóa sinh học As vô cơ thành As hữu cơ ít độc hơn như

monometylasonic axit, dimetylasinic axit [152], sau đó tiếp tục được chuyển hoá

thành hợp chất ít độc hơn là asenobetain [18]. Asenobetain được lưu trữ chủ yếu

ở thịt [153, 154]. Do đó As tích luỹ nhiều trong thịt hơn gan và mang. Phân bố

tích lũy As trong cá của nghiên cứu này hoàn toàn phù hợp với các công bố

trước đây. As tích luỹ nhiều nhất trong thịt cá Điêu hồng [132], cá trê Silurus glanis

[155] và cá chép [156]. Tích lũy As trong thịt của 5 loài cá sống ở Neretva, Croatia

nhiều hơn đáng kể so với gan và mang cá [157].

d. Tương quan và tỷ lệ giữa lượng As tích lũy trong cá sau 20 ngày sống trong nước

ô nhiễm và nồng độ As trong nước

Hình 3.9. Tỷ lệ giữa nồng độ As trong nước và tích lũy As trong cá sau 20 ngày

sống trong nước ô nhiễm.

61

Tỷ lệ giữa As tích lũy trong cá (mang, gan, thịt cá) và As trong nước

𝐴𝑠𝑐á 𝐴𝑠𝐻2𝑂

được trình bày trên hình 3.9. Hình 3.9 cho thấy, tỷ lệ càng thấp khi nồng độ

As trong nước càng cao mặc dù lượng As tích lũy trong mang, gan và thịt cá tăng

theo nồng độ As trong nước. Điều này giải thích như sau, khi nồng độ As trong nước

thấp, cá không nhận biết ngộ độc nên chủ động trao đổi chất (trọng lượng cá tăng)

nhờ vậy mà As trong nước xâm nhập vào cơ thể cá qua 2 con đường chủ động và

khuếch tán thụ động. Khi nồng độ As trong nước cao, cá nhận biết ngộ độc nên

hạn chế trao đổi chất (trọng lượng cá tăng ít hoặc không tăng), lượng As xâm nhập

vào cơ thể cá chủ yếu qua con đường khuếch tán thụ động. Lượng As xâm nhập vào

cơ thể cá sống trong nước ô nhiễm As nồng độ cao nhiều hơn so với cá

sống trong nước ô nhiễm As nồng độ thấp, tuy nhiên, sự tăng lượng As trong cá

𝐴𝑠𝑐á 𝐴𝑠𝐻2𝑂

không đáng kể so với sự tăng lượng As trong nước do đó mà tỷ lệ giảm khi

nồng độ As trong nước tăng.

3.2.2.2. Sự khử độc asen trong cơ thể cá Điêu hồng sống trong nước ô nhiễm

Asen là kim loại độc đối với sinh vật. Nhiều nghiên cứu cho thấy có sự

chuyển hóa các dạng hóa học của asen trong cơ thể sinh vật. Sự chuyển đổi hóa học

của asen trong cá Điêu hồng tùy thuộc vào điều kiện môi trường thế oxi hóa – khử,

pH,... Để nghiên cứu sự thay đổi dạng hóa học của asen trong gan và thịt cá

Điêu hồng sống trong nước ô nhiễm asen ở nồng độ 3,00 mg/L trong thời gian 20

ngày, hệ thiết bị ghép nối HPLC-UV-HG-AAS là kỹ thuật phân tích hiện đại có

độ chính xác cao, được sử dụng để phân tích các dạng hóa học của asen.

a. Sắc ký đồ chuẩn các dạng hóa học của asen

Các điều kiện tối ưu của hệ HPLC-UV-HG-AAS để phân tích dạng asen

được trình bày trong bảng 2.3. Thời gian lưu từng chất chuẩn riêng biệt và hỗn hợp

As (III), As (V), MMA, DMA và AsB đã được xác định. Thứ tự giải hấp ra khỏi cột

phụ thuộc vào mức độ tương tác của các hợp chất asen với pha tĩnh và pha động.

Thứ tự rửa giải các dạng hóa học của asen như sau: As (V), As (III), AsB, DMA,

62

MMA tương ứng với thời gian lưu lần lượt là 220 giây, 270 giây, 350 giây, 440 giây

và 540 giây như trên sắc ký đồ hình 3.10.

Hình 3.10. Sắc ký đồ chuẩn các dạng hóa học của asen (As(V): 2,5 μg/L; As(III):

2,5 μg/L; AsB: 5 μg/L; DMA: 5 μg/L; MMA: 5 μg/L).

Sau khi các dạng asen ra khỏi cột sẽ được chuyển hoàn toàn từ dạng hữu cơ

thành dạng vô cơ nhờ hệ phản ứng UV quang oxy hóa bởi kali persunphat và

natri hydroxit. Kỹ thuật hóa hơi (HG) tạo khí asin (AsH3) làm tăng độ nhạy phát hiện

As. Chỉ có AsH3 theo dòng khí mang argon được đưa vào máy đo quang phổ hấp thu

nguyên tử AAS, còn chất nền và chất gây nhiễu bị lưu lại trong dung dịch loại bỏ.

b. Sự chuyển hóa các dạng hóa học của asen trong gan và thịt cá điêu hồng ô nhiễm

Hình 3.11. Sắc ký đồ dạng hóa học của asen trong mẫu cá chuẩn CMR.

63

Để nghiên cứu sự chuyển đổi dạng hóa học của asen trong gan và thịt cá

-) trong 20 ngày. Kết quả phân tích được trình bày trong bảng 3.6

Điêu hồng, tiến hành phân tích các dạng asen trong gan và thịt cá sống trong nước

ô nhiễm asen (AsO2

và hình 3.11, 3.12.

Bảng 3.6. Dạng hóa học của asen trong gan và thịt cá Điêu hồng ô nhiễm

Dạng hóa học của asen (mg/kg) Mẫu Tổng As As (III) AsB DMA MMA As (V) Khác

Thịt cá 6,19 KPH* 5,40 0,41 KPH* KPH* 0,38

KPH*: Không phát hiện.

Gan cá 2,77 KPH* 2,13 0,47 KPH* KPH* 0,17

Hình 3.12. Sắc ký đồ dạng hóa học của asen trong a) thịt cá và b) gan cá Điêu hồng

sống trong nước ô nhiễm asen.

64

Các thể hiện trên sắc ký đồ ở hình 3.12 so sánh với sắc ký đồ của dung dịch

chuẩn các dạng của asen ở hình 3.10 và sắc ký đồ mẫu CMR hình 3.11 đã khẳng định

dạng asen tồn tại trong gan và thịt cá Điêu hồng ô nhiễm là AsB, DMA và một lượng

asen ở dạng chưa xác định được có thể là một trong các dạng được tìm thấy trong cá

như: Asenocholin, asenosugars, thio-metyl asonic (thio-MMA), thio dimetyl asinic

(thio-DMA)…[34]. Điều này được giải thích như sau, asen là kim loại có độc tính

mạnh, khi As (III) vào cơ thể, nó được vận chuyển đến gan để chuyển hóa hoàn toàn

thành dạng hữu cơ AsB và DMA kém độc hơn để đào thải hoặc tích tụ lại trong các

bộ phận cơ thể. Sung-Deuk Cho (2015) cho rằng, khi asen (III) vào cơ thể cá, nó được

khử thành asen (V), asen (V) được metyl hóa sinh học nhanh thành asen hữu cơ,

trong đó dạng asenobetain chiếm một tỉ lệ lớn (khoảng 90,6%) [158]. Kết quả

nghiên cứu dạng hóa học của asen phù hợp với kết quả nghiên cứu về độ độc cấp tính

của asen đối với cá Điêu hồng trong nghiên cứu này. Do được chuyển hóa hoàn toàn

thành dạng hữu cơ, nên độ độc của asen đối với cá Điêu hồng giảm đáng kể so với

các kim loại cadimi và chì nghiên cứu trong luận án. Ngưỡng độc cấp tính của asen

đối với cá Điêu hồng là 29,26 mg/L trong khi giá trị này của chì và cadimi là 3,24 và

19,63 mg/L.

So sánh tỉ lệ phần trăm của AsB trong gan và thịt cá ô nhiễm nhận thấy:

Trong thịt của cá Điêu hồng ô nhiễm, lượng AsB chiếm tỉ lệ 87,2%, trong khi đó

lượng AsB trong gan cá chiếm tỉ lệ 76,8%. DMA trong thịt và gan cá chiếm tỉ lệ

lần lượt là 6,6% và 17,0%, nhỏ hơn rất nhiều so với AsB. Asen (III) và asen (V)

không tồn tại trong gan và thịt cá, điều này cho thấy cá Điêu hồng chuyển hóa

sinh học hoàn toàn các dạng asen vô cơ. Kết quả này phù hợp với nghiên cứu của

Kriby (2002) và Sung-Deuk Cho (2015) là AsB trong nhiều loài cá chiếm khoảng 59

– 100% [158, 159].

65

3.2.2.2. Ảnh hưởng của As trong nước đến cá Điêu hồng ô nhiễm sống trong nước sạch

(thôi nhiễm)

a. Sự thay đổi trọng lượng cá

Sau 10 ngày thôi sống trong nước ô nhiễm, sự thay đổi trọng lượng

cá Điêu hồng được trình bày trong bảng 3.7.

Bảng 3.7. Sự thay đổi trọng lượng cá Điêu hồng sau 10 ngày ngưng ô nhiễm As.

Khối lượng cá khi Khối lượng cá sau Tăng

Thí nghiệm bắt đầu sống trong 10 ngày sống trong trọng lượng

nước sạch (g) nước sạch (g) (%)

12,3 Đối chứng 358 ± 5 402 ± 8

1,9 1,0As 317 ± 4 323 ± 3

1,3 Ô nhiễm 1,5As 313 ± 3 317 ± 4

(Giá trị trung bình ± độ lệch chuẩn (n=3)).

1,0 3,0As 308 ± 4 311 ± 2

Quan sát quá trình phát triển của cá đối chứng cho thấy cá rất khỏe mạnh,

ăn bình thường. Trong khi đó, đối với cá ô nhiễm As, mặc dù được sống trong nước

sạch nhưng vẫn còn dấu hiệu mệt mỏi, ít bơi lội, ăn kém. Sau 10 ngày thí nghiệm

trọng lượng cá đối chứng tăng 12,3%. As có ảnh hưởng đáng kể và lâu dài đến

sự phát triển của cá Điêu hồng. Sau 10 ngày sống trong nước sạch trọng lượng

cá ô nhiễm chỉ tăng khoảng từ 1,0 đến 1,9%.

b. Sự đào thải As trong cá Điêu hồng ô nhiễm

Sự thay đổi hàm lượng As trong mang, gan và thịt cá ô nhiễm sau 10 ngày

sống trong nước sạch so với hàm lượng As tích lũy trong cá khi mới bắt đầu

sống trong nước sạch được trình bày trên hình 3.13 và xem số liệu trong phụ lục 22.

Độ giảm lượng As trong cá ô nhiễm sau 10 ngày sống trong nước sạch được trình bày

trong bảng 3.8.

66

Bảng 3.8. Phần trăm As đào thải sau 10 ngày cá ô nhiễm sống trong nước sạch

Tỷ lệ đào thải (%) Thí nghiệm Thịt Gan Mang

1,0As 16,7 24,6 19,1

1,5As 19,3 29,4 18,2 Ô nhiễm

3,0As 12,3 14,7 18,7

Hình 3.13. Sự thay đổi hàm lượng As trong cá ô nhiễm sau 10 ngày sống trong

nước sạch. (Giá trị trung bình ± độ lệch chuẩn (n=3); * Hàm lượng As

trong cá ô nhiễm sau 10 ngày sống trong nước sạch giảm đáng kể so với

khi mới bắt đầu sống trong nước sạch (p < 0,05)).

Hàm lượng As trong cá ô nhiễm sau 10 ngày sống trong nước sạch

giảm đáng kể so với lượng As trong cá ô nhiễm khi mới bắt đầu sống

trong nước sạch. Lượng As trong thịt giảm từ 12,3% đến 19,3%, trong gan giảm từ

14,7% đến 29,4%, trong mang giảm từ 18,2% đến 19,1%. Tuy nhiên trọng lượng

67

cá ô nhiễm sau 10 ngày sống trong nước sạch tăng không đáng kể. Độ giảm

hàm lượng As trong mang, gan và thịt cá nhanh hơn so với mức độ tăng trọng lượng

như vậy đã xảy ra quá trình loại bỏ/đào thải As ra khỏi cơ thể của cá ô nhiễm. Thứ tự

đào thải As trong cá thí nghiệm như sau: gan > mang  thịt. Sau 10 ngày thôi sống

trong nước ô nhiễm, hàm lượng As trong thịt, gan và mang cá ô nhiễm đã đào thải As

cao hơn từ 24,6 đến 34,3 lần; từ 10,4 đến 18,49 lần và từ 9,4 đến 13,8 lần so với cá

đối chứng.

3.2.2.3. Ảnh hưởng của As trong nước đến sự thay đổi cortisol trong huyết tương cá

Điêu hồng

a. Sự thay đổi hàm lượng cortisol trong huyết tương cá sống trong nước ô nhiễm

Hình 3.14. Ảnh hưởng của As trong nước đến sự thay đổi hàm lượng cortisol trong

huyết tương cá. (Giá trị trung bình ± độ lệch chuẩn (n=3); * Hàm lượng cortisol

trong huyết tương cá ô nhiễm thay đổi đáng kể so với cá đối chứng (p < 0,05)).

Sự thay đổi hàm lượng cortisol trong huyết tương cá Điêu hồng sống

trong nước ô nhiễm As được trình bày trên hình 3.14 và hình 3.15 (xem số liệu

68

trong phụ lục 23). Kết quả trên hình 3.14 cho thấy lượng cortisol trong cá đối chứng

tăng không đáng kể theo thời gian. As gây rối loạn nội tiết cá theo kiểu tăng sinh

cortisol khi cá bắt đầu sống trong nước ô nhiễm và sau đó giảm sinh cortisol.

Hình 3.15. Sự thay đổi hàm lượng cortisol trong huyết tương cá ô nhiễm so với

cá đối chứng theo thời gian. (Giá trị trung bình ± độ lệch chuẩn (n=3)).

Kết quả trên hình 3.14 và 3.15 cho thấy, trong vòng 4 ngày đầu sống

trong nước ô nhiễm, lượng cortisol trong cá ô nhiễm tăng và cao hơn đáng kể (từ 21,5

đến 51,1%) so với cá đối chứng. Kéo dài đến ngày thứ 12, lượng cortisol trong

huyết tương cá sống trong nước ô nhiễm As 1,00 mg/L tiếp tục tăng cao hơn so với

ngày thứ 4 và cao hơn so với cá đối chứng khoảng 47,4%. Trong khi đó,

lượng cortisol trong huyết tương cá sống trong nước ô nhiễm As từ 1,50 đến 3,00

mg/L giảm thấp hơn đáng kể so với ngày thứ 4 nhưng vẫn cao hơn so với cá đối

chứng khoảng từ 9,2 đến 17,4%. Kéo dài đến ngày thứ 20, lượng cortisol trong huyết

tương cá ô nhiễm giảm và thấp hơn so với cá đối chứng khoảng từ 11,7% đến 18,4%.

69

b. Sự thay đổi hàm lượng cortisol trong huyết tương cá ô nhiễm sống trong nước sạch

(thôi nhiễm)

Hình 3.16. Sự thay đổi hàm lượng cortisol trong huyết tương cá ô nhiễm sau 10

ngày sống trong nước sạch. (Giá trị trung bình ± độ lệch chuẩn (n=3);

* Hàm lượng cortisol trong huyết tương cá ô nhiễm sau 10 ngày sống

trong nước sạch giảm đáng kể so với khi bắt đầu sống trong nước sạch (p < 0,05)).

Sự thay đổi lượng cortisol giữa ngày thứ 20 ô nhiễm và ngày thứ 10

thôi ô nhiễm được trình bày trên hình 3.16 (xem số liệu trong phụ lục 24). Sau 10

ngày kể từ lúc bắt đầu thôi nhiễm As, lượng cortisol trong huyết tương cá đối chứng

chỉ tăng thêm 4,7%. Lượng cortisol trong cá sống trong nước ô nhiễm As từ 1,00 đến

1,50 mg/L sau 10 ngày sống trong nươc sạch thì không khác biệt so với lượng cortisol

trong huyết tương cá ô nhiễm khi mới bắt đầu sống trong nước sạch. Sau 10 ngày

sống trong nước sạch, lượng cortisol trong cá sống trong nước ô nhiễm As 3,00 mg/L

tiếp tục giảm và thấp hơn khoảng 29,8% so với lượng cortisol trong huyết tương

70

cá ô nhiễm khi mới bắt đầu sống trong nước sạch. Như vậy, hệ nội tiết của

cá Điêu hồng đã bị tổn hại nghiêm trọng sau 20 ngày sống trong nước ô nhiễm As (từ

1,00 đến 3,00 mg/L), hoàn toàn không thể phục hồi trong vòng 10 ngày sống trong

nước sạch.

As là nguyên tố được xếp vào nhóm độc hại loại I gây ung thư

cho con người và động vật. Độ độc cấp tính của As đối với cá Điêu hồng là 29,26

mg/L. As ảnh hưởng lâu dài đến sự tăng trọng lượng của cá Điêu hồng ngay cả

khi cá ô nhiễm được sống trong nước sạch. Tích lũy As trong cá thí nghiệm

tăng theo nồng độ As trong nước và thời gian. Quy luật tích lũy As trong cá

như sau: Thịt > mang > gan. As gây rối loạn nội tiết của cá Điêu hồng theo kiểu

ban đầu tăng sinh cortisol đáng kể sau đó giảm sinh đáng kể so với cá đối chứng.

Cá ô nhiễm sau khi sống trong nước sạch đã đào thải As theo thứ tự mang > gan

 thịt. Cortisol trong huyết tương cá ô nhiễm sống trong nước sạch không thay đổi

hoặc giảm đáng kể so với lượng cortisol trong huyết tương cá khi còn sống

trong nước ô nhiễm. Cá Điêu hồng sống 20 ngày trong nước ô nhiễm As (từ 1,00

đến 3,00 mg/L), đã bị tổn thương nghiêm trọng hệ nội tiết, hoàn toàn không thể

phục hồi trong vòng 10 ngày sống trong nước sạch.

3.3. Nghiên cứu về Cd

3.3.1. Ngưỡng độc cấp tính của Cd (LC50 trong 96 giờ)

3.3.1.1. Phần trăm cá thí nghiệm chết trong 96 giờ do Cd

Kết quả theo dõi ảnh hưởng của nồng độ Cd trong nước đến lượng cá chết

trong vòng 96 giờ được trình bày trên hình 3.17 và phụ lục 25. Kết quả trên hình 3.17

cho thấy, cá chết ở tất cả các thí nghiệm trong vòng 96 giờ sống trong nước ô nhiễm

Cd. Lượng cá chết tăng theo nồng độ Cd trong nước. Không có hiện tượng cá chết

trong 72 giờ đầu tiên đối với thí nghiệm nước ô nhiễm 2,0 mgCd/L; kéo dài thời gian

đến 96 giờ chết khoảng 13,3% cá thí nghiệm. Khi nồng độ Cd trong nước tăng từ 5

- 45 mg/L làm chết khoảng từ 26,7 đến 100,0% cá thí nghiệm trong 96 giờ.

Không xảy ra hiện tượng cá chết ở các thí nghiệm đối chứng.

71

3.3.1.2. Ước tính ngưỡng độc cấp tính LC50 trong 96 giờ của Cd

Hình 3.17. Ảnh hưởng của nồng độ Cd trong nước đến số lượng cá thí nghiệm chết

trong 96 giờ.

100

y = 1,84x + 13,93 R² = 0,9569

)

%

80

60

( t ế h c á c ệ l ỉ

T

40 LC50 trong 96 giờ = 19,63 mg/L

20

0

10 20 30 40 50 0

Nồng độ cadimi (mg/L)

Hình 3.18. Đồ thị ước tính giá trị LC50 trong 96 giờ của Cd đối với cá Điêu hồng

72

Đồ thị tương quan giữa phần trăm cá thí nghiệm chết và nồng độ Cd

trong nước; kết quả ước tính giá trị LC50 trong 96 giờ của Cd đối với cá Điêu hồng

được trình bày trên hình 3.18 (xem số liệu trong phụ lục 26). Giá trị LC50 trong 96

giờ của Cd đối với cá Điêu hồng thí nghiệm là 19,63 mg/L.

3.3.2. Nghiên cứu độc mãn tính (sub-chronic) của Cd đối với cá Điêu hồng

Trong nghiên cứu này, cá thí nghiệm (có trọng lượng ban đầu khoảng 300  1

gam) được nuôi trong nước nhiễm Cd có nồng độ khoảng từ 1/30 đến 1/10 của giá trị

LC50 trong 96 giờ. Thời gian cá thí nghiệm sống trong nước ô nhiễm là 20 ngày

(ô nhiễm), sau đó cá ô nhiễm được nuôi trong nước sạch 10 ngày (ngừng ô nhiễm).

Theo dõi sự thay đổi trọng lượng cá, tích lũy Cd trong gan, mang, thịt cá và

sự rối loạn cortisiol trong huyết tương cá.

3.3.2.1. Ảnh hưởng của Cd đến cá Điêu hồng sống trong nước ô nhiễm (phơi nhiễm)

a. Ảnh hưởng của Cd trong nước đến sự phát triển của cá Điêu hồng

Sự thay đổi trọng lượng cá thí nghiệm theo thời gian được trình bày trong bảng

3.9. Trọng lượng cá đối chứng tăng theo thời gian, trong khi đó, trọng lượng cá

sống trong nước ô nhiễm Cd không tăng hoặc tăng không đáng kể.

Bảng 3.9. Ảnh hưởng của Cd trong nước đến trọng lượng cá Điêu hồng

Khối lượng cá (gam) Thí nghiệm Ngày 4 Ngày 12 Ngày 20

Đối chứng 311 ± 4 329 ± 2 358 ± 5

0,66Cd 307 ± 4 313 ± 5 319 ± 2

Ô nhiễm 1,0Cd 307 ± 5 310 ± 4 312 ± 4

(Giá trị trung bình ± độ lệch chuẩn (n=3))

2,0Cd 305 ± 4 306 ± 3 309 ± 4

Kết quả trong bảng 3.9 cho thấy tác hại của Cd đến sự sinh trưởng và phát triển

của cá Điêu hồng rất rõ ngay cả ở nồng độ thấp. Quan sát quá trình phát triển của

73

cá đối chứng cho thấy cá rất khỏe mạnh, ăn bình thường. Trong khi đó, đối với cá

sống trong nước ô nhiễm Cd, cá có dấu hiệu mệt mỏi, phản ứng chậm, ăn kém.

Sau 12 và 20 ngày thí nghiệm, trọng lượng cá đối chứng tăng khoảng 9,7 và 19,3%

so với thời điểm ban đầu, trong khi đó, trọng lượng cá sống trong nước ô nhiễm Cd

0,66 mg/L tăng khoảng 4,3 và 6,3% so với ban đầu. Khi nồng độ Cd trong nước cao

(1,00 - 2,00 mg/L), trọng lượng cá sau 20 ngày thí nghiệm chỉ tăng từ 3,0 đến 4,0%

so với thời điểm ban đầu (xem số liệu trong phụ lục 27). Kết quả này hoàn toàn phù

hợp với nghiên cứu của nhóm tác giả M Saeed Heydarnejad et al. (2013). Theo tác

giả này, cá hồi (Oncorhynchus mykiss) sống trong nước ô nhiễm Cd nồng độ cao thì

chậm lớn so với cá đối chứng và cá sống trong nước ô nhiễm Cd nồng độ thấp [160].

Xét về mặt cảm quan, quan sát hình dạng cá ô nhiễm cadimi trong 20 ngày ở

các nồng độ 0,66 mg/L, 1,00 mg/L và 2,00 mg/L không thay đổi nhiều so với

cá đối chứng. Tuy nhiên, màu sắc của mang cá ô nhiễm nhạt hơn so với cá đối chứng

Hình 3.19. Hình ảnh mang cá đối chứng (ảnh trái) và mang cá sau 20 ngày ô

(xem hình 3.19).

nhiễm cadimi (ảnh phải).

b. Sự tích lũy Cd của cá Điêu hồng

Cấu trúc và chức năng sinh học của các bộ phận trong cơ thể khác nhau,

do đó, khả năng tích lũy hoặc đào thải kim loại nặng cũng khác nhau. Mức độ

tích lũy kim loại trong cơ thể cá tùy thuộc vào các yếu tố như nhiệt độ môi trường,

74

độ tuổi của cá, thành phần hóa học của nước, thời gian cá sống trong nước ô nhiễm

(dài hay ngắn), nồng độ kim loại trong nước (cao hay thấp), ...[161].

Hình 3.20. Tích lũy Cd trong mang cá theo thời gian. (Giá trị trung bình ±

độ lệch chuẩn (n=3); * Hàm lượng Cd trong mang cá ô nhiễm tăng đáng kể so với

cá đối chứng (p < 0,05))

Tích luỹ Cd trong mang cá: Sự thay đổi hàm lượng Cd trong trong mang cá

Điêu hồng theo thời gian được trình bày trên hình 3.20 (xem số liệu trong phụ lục

28). Mang cá là bộ phận kết nối trực tiếp giữa nước ô nhiễm và máu, khuếch tán

liên tục oxy, duy trì cân bằng axít - bazơ và điều hòa ion [162, 163]. Nhờ có diện tích

bề mặt lớn nên mang là nơi lưu giữ nhiều kim loại nặng. Trong nghiên cứu này, lượng

Cd trong mang cá ô nhiễm cao hơn đáng kể so với Cd trong mang cá đối chứng.

Tích lũy Cd trong mang cá càng nhiều khi nồng độ Cd trong nước càng cao. Sau 20

ngày sống trong nước ô nhiễm, tích lũy Cd trong mang cá khoảng từ 0,82 đến 1,44

mg/kg mang khô, cao hơn so với mang cá đối chứng từ 10 - 18 lần.

75

Tích luỹ Cd trong gan cá: Tích lũy Cd trong trong gan cá thí nghiệm được

trình bày trên hình 3.21 (xem số liệu trong phụ lục 29).

Hình 3.21. Tích lũy Cd trong gan cá theo thời gian. (Giá trị trung bình

± độ lệch chuẩn (n=3); * Hàm lượng Cd trong gan cá ô nhiễm tăng đáng kể

so với cá đối chứng (p < 0,05))

Tích lũy Cd trong gan cá sống trong nước ô nhiễm tăng theo nồng độ Cd

trong nước. Kết quả trên hình 3.21 cho thấy, cá thí nghiệm sống trong nước ô nhiễm

Cd nồng độ thấp (0,66 mg/L) và thời gian ngắn (4 ngày) thì tích lũy Cd trong gan cao

hơn so với gan cá đối chứng khoảng 2 lần. Tuy nhiên, nếu kéo dài thời gian sống

trong nước ô nhiễm từ 12 đến 20 ngày, tích luỹ Cd trong gan cá ô nhiễm cao hơn

so với gan cá đối chứng từ 8 - 21 lần. Cá thí nghiệm sống trong nước ô nhiễm Cd

nồng độ cao (từ 1,00 đến 2,00 mg/L) trong thời gian ngắn (4 ngày), tích lũy Cd trong

gan cá ô nhiễm cao hơn so với gan cá đối chứng từ 9 đến 10 lần; kéo dài thời gian

sống trong nước ô nhiễm đến 20 ngày, tích lũy Cd trong gan cá ô nhiễm cao hơn

gan cá đối chứng từ 23 đến 30 lần. Hàm lượng Cd trong gan cá ô nhiễm sau 20 ngày

sống trong nước ô nhiễm là 1,84±0,17; 2,06±0,04 và 2,53±0,05 mg/kg tương ứng với

76

nồng độ Cd trong nước lần lượt là 0,66; 1,00 và 2,00 mg/L (xem số liệu trong phụ lục

29).

Hình 3.22. Quá trình xâm nhập Cd vào bên trong cơ thể

Hình 3.23. Tích lũy Cd trong thịt cá theo thời gian. (Giá trị trung bình

± độ lệch chuẩn (n=3); * Hàm lượng Cd trong thịt cá ô nhiễm tăng đáng kể so với

cá đối chứng (p < 0,05)).

Gan là bộ phận tích lũy liên tục, chuyển hóa và loại bỏ độc tính của kim loại

nhờ vào metallothionein. Metallothionein là một protein có vai trò vận chuyển,

tích lũy và loại bỏ kim loại. Cd là kim loại độc hại không có chức năng sinh học. Cd

có hành vi hoá học tương tự như Zn, vì vậy, Cd dễ dàng xâm nhập vào cơ thể nhờ

77

protein vận chuyển Zn [164]. Hình 3.22 minh họa con đường xâm nhập của Cd

vào trong cơ thể.

Tích luỹ Cd trong thịt cá: Hàm lượng Cd trong thịt cá ô nhiễm tăng theo

thời gian và theo nồng độ Cd trong nước ô nhiễm (xem kết quả trình bày trên hình

3.23 và phụ lục 30). Khi nồng độ Cd trong nước tăng từ 0,66 đến 2,00 mg/L thì

tích lũy Cd trong thịt cá sau 4, 12 và 20 ngày sống trong nước ô nhiễm lần lượt là

0,14 - 0,19 mg/kg, 0,15 - 0,24 mg/kg và 0,29 - 0,39 mg/kg. Sau 20 ngày sống

trong nước ô nhiễm, tích lũy Cd trong thịt cá ô nhiễm cao hơn so với cá đối chứng

khoảng từ 3,4 đến 4,6 lần.

c. Quy luật tích lũy Cd trong cá Điêu hồng

Hình 3.24. Quy luật tích lũy Cd trong cá Điêu hồng sau 20 ngày sống trong nước

ô nhiễm. (Giá trị trung bình ± độ lệch chuẩn (n=3); * Hàm lượng Cd trong

cá ô nhiễm tăng đáng kể so với cá đối chứng (p < 0,05))

Quy luật tích lũy Cd trong cá Điêu hồng sống trong nước ô nhiễm được

trình bày trên hình 3.24. Tích lũy Cd trong mang, gan và thịt cá tăng khi tăng

nồng độ Cd trong nước và kéo dài thời gian sống trong nước ô nhiễm. Tích lũy Cd

trong cá ô nhiễm theo thứ tự sau: Gan > mang > thịt. Tích lũy Cd trong gan cao hơn

78

mang và thịt cá khoảng từ 1,8 - 2,2 lần và 6,4 - 6,5 lần. Kết quả này phù hợp với

kết quả nghiên cứu của Kah Hin Low et al. (2011) [132]. Theo tác giả này, hàm lượng

kim loại nặng trong gan cá Điêu hồng đánh bắt ở Jelebu, Malaysia cao hơn so với

mang và thịt. Điều này có thể được giải thích như sau, trong cơ thể gan đóng vai trò

quan trọng trong việc tích trữ chất ô nhiễm, chuyển hóa chất ô nhiễm thành dạng

ít độc hơn, khử độc tính của chất ô nhiễm bằng cơ chế tạo phức và loại bỏ hay

đào thải chất ô nhiễm ra khỏi cơ thể (Evans, Dodoo et al. 1993) [150] [165-168].

d. Tương quan và tỷ lệ giữa lượng Cd tích lũy trong cá sau 20 ngày sống trong nước

ô nhiễm và nồng độ Cd trong nước

Hình 3.25. Tỷ lệ giữa tích lũy Cd trong cá sau 20 ngày sống trong nước ô nhiễm và

nồng độ Cd trong nước

Tỷ lệ giữa Cd tích lũy trong mang, gan, thịt cá sau 20 ngày sống trong nước

ô nhiễm và nồng độ Cd trong nước được trình bày trên hình 3.25.

𝐶𝑑𝑐á 𝐶𝑑𝐻2𝑂

Hình 3.25 cho thấy, tỷ lệ càng thấp khi nồng độ Cd trong nước càng cao

mặc dù lượng Cd tích lũy trong mang, gan và thịt cá tăng theo sự tăng nồng độ Cd

79

trong nước. Điều này giải thích như sau, khi nồng độ Cd trong nước thấp, cá chưa

nhận biết ngộ độc nên chủ động trao đổi chất nhờ vậy mà Cd trong nước đi vào

cơ thể cá qua 2 con đường chủ động và khuếch tán thụ động. Khi nồng độ Cd

trong nước cao, cá nhận biết ngộ độc nên hạn chế trao đổi chất, lượng Cd đi vào

cơ thể cá chủ yếu qua con đường khuếch tán thụ động. Lượng Cd đi vào cơ thể cá

sống trong nước ô nhiễm Cd nồng độ cao nhiều hơn đáng kể so với cá sống

trong nước ô nhiễm Cd nồng độ thấp. Tuy nhiên, sự gia tăng lượng Cd tích lũy

𝐶𝑑𝑐á 𝐶𝑑𝐻2𝑂

trong cá không đáng kể so với sự gia tăng nồng độ Cd trong nước, vì vậy, tỷ lệ

giảm khi nồng độ Cd trong nước tăng.

3.3.2.2. Sự khử độc cadimi trong cơ thể cá Điêu hồng sống trong nước ô nhiễm

Bảng 3.10. Hàm lượng Cd ở dạng phức với MT so sánh với hàm lượng Cd tổng

trong gan và thịt cá ô nhiễm

Tổng hàm lượng Hàm lượng Cd trong Tỉ lệ chuyển hóa Mẫu cá Cd (mg/kg) phức với MT (mg/kg) %

Gan 59,8 2,536 ± 0,053 1,517 ± 0,108

Thịt 85,3 0,394 ± 0,022 0,336 ± 0,019

Để nghiên cứu khả năng chuyển đổi dạng hóa học của Cd khi xâm nhập vào

cơ thể cá Điêu hồng, các mẫu gan và thịt cá sống trong nước ô nhiễm Cd2+ trong 20

ngày được tiến hành phân tích hàm lượng Cd ở dạng phức Cd-MT rồi so sánh với

tổng hàm lượng Cd để xác định mức độ chuyển hóa từ dạng ion vô cơ sang dạng

hợp chất hữu cơ. Kết quả cho thấy, sau 20 ngày sống trong nước ô nhiễm Cd2+, ở gan

và thịt cá Điêu hồng có sự chuyển hóa Cd từ dạng ion vô cơ Cd2+ thành dạng phức

Cd-MT. Kết quả chuyển hóa Cd được trình bày trong bảng 3.10.

Cadimi là kim loại độc, có thể xâm nhập vào cơ thể sống qua da, hệ hô hấp và

hệ tiêu hóa. Trong cơ thể, metallothionein đóng vai trò quan trọng trong khử độc ion

Cd2+ bằng cách tạo thành phức Cd-MT nhờ liên kết của nhóm – SH với ion cadimi

để làm giảm độc tính của Cd. Trong đó, gan là cơ quan đóng vai trò tổng hợp phức

80

Cd-MT, đồng thời gan cũng đóng vai trò lưu trữ Cd dưới dạng phức Cd-MT, Cd-

glutathion, Cd-cystein, Cd-protein. Các dạng phức của Cd được máu vận chuyển đến

thận để bài tiết cùng nước tiểu và phân [169]. Kết quả nghiên cứu hàm lượng Cd

trong dạng phức với MT được thể hiện trong bảng 3.10. cho thấy, khi cá Điêu hồng

sống trong nước ô nhiễm Cd, tỉ lệ chuyển hóa sang dạng phức Cd-MT trong gan

chỉ chiếm 59,8% so với tổng hàm lượng Cd. Điều này được giải thích như sau: khi cá

bị ô nhiễm Cd, lượng MT trong gan được dùng để tổng hợp phức Cd-MT, sau đó

phức này sẽ được lưu giữ và tích lũy ở gan đồng thời theo máu đến các cơ quan khác

để tích lũy và đào thải từ đó làm giảm độc tính của Cd. Kết quả này phù hợp với

nghiên cứu của Jung D. Park và cộng sự trên 2 loại chuột trong cơ thể có và

không có MT. LD50 của Cd đối với chuột trong cơ thể có MT cao hơn 6,9 lần so với

loại chuột không có MT [170]. Trong thịt, Cd tích lũy chủ yếu ở dạng phức Cd-MT

(chiếm tỉ lệ 85,3%). Kết quả này hoàn toàn phù hợp với nghiên cứu của Shuresh A

và cộng sự, khi nồng độ Cd trong nước ô nhiễm tăng thì hàm lượng MT trong thịt cá

tăng [171]. Bởi vì thịt cá có khả năng tích lũy Cd dưới dạng phức Cd-MT từ gan

theo máu chuyển đến thịt cá. Do đó tỉ lệ hàm lượng Cd-MT so với tổng hàm lượng

Cd chỉ phụ thuộc vào ái lực của mô thịt đối với phức Cd-MT.

3.3.2.3. Ảnh hưởng của Cd đến cá Điêu hồng ô nhiễm sống trong nước sạch (thôi nhiễm)

Sau 20 ngày sống trong nước ô nhiễm, cá được rửa sạch bằng nước cất và nuôi

trong nước sạch (không chứa Cd). Độ pH, oxy hòa tan và chế độ thức ăn

được duy trì như thí nghiệm trước đây.

a. Sự thay đổi trọng lượng cá Điêu hồng

Sự thay đổi trọng lượng cá ô nhiễm sau 10 ngày sống trong nước sạch

được trình bày trong bảng 3.11. Quan sát quá trình phát triển của cá đối chứng

không thấy cá có dấu hiệu mệt mỏi. Trong khi đó, đối với cá ô nhiễm Cd, mặc dù

được sống trong nước sạch nhưng vẫn có dấu hiệu tương đối mệt mỏi, phản ứng

chậm, ít bơi lội và ăn rất ít. Sau 10 ngày kể từ lúc thôi nhiễm Cd, trọng lượng

cá đối chứng tăng 12,3%, trong khi đó, trọng lượng cá sống trong nước ô nhiễm Cd

nồng độ từ 0,66 đến 1,00 mg/L chỉ tăng khoảng từ 3,2 đến 4,7%; đặc biệt trọng lượng

81

cá sống trong nước ô nhiễm Cd 2,00 mg/L chỉ tăng 1,9% so với trọng lượng cá ô

nhiễm khi mới bắt đầu sống trong nước sạch. Điều này cho thấy độc tính và tác hại

kéo dài của Cd đối với cá Điêu hồng.

Bảng 3.11. Sự thay đổi trọng lượng cá ô nhiễm sau 10 ngày sống trong nước sạch

Khối lượng cá khi Khối lượng cá sau 10 Tăng trọng Thí nghiệm bắt đầu sống trong ngày sống trong nước lượng cá (%) nước sạch (g) sạch (g)

Đối chứng 12,3 358 ± 5 402 ± 8

0,66Cd 4,7 319 ± 2 334 ± 5

Ô nhiễm 1,0Cd 3,2 312 ± 4 322 ± 3

(Giá trị trung bình ± độ lệch chuẩn (n=3)).

2,0Cd 1,9 309 ± 4 315 ± 3

b. Sự đào thải Cd của cá Điêu hồng

Hàm lượng Cd trong mang, gan và thịt cá ô nhiễm sau 10 ngày sống trong

nước sạch được trình bày trong hình 3.26 và xem số liệu trong phụ lục 31. Độ giảm

lượng Cd trong cá sau 10 ngày sống trong nước sạch được trình bày trong bảng 3.12.

Bảng 3.12. Phần trăm Cd đào thải sau 10 ngày cá ô nhiễm sống trong nước sạch

Tỷ lệ đào thải (%) Thí nghiệm

Mang Gan Thịt

0,66Cd 54,3 34,2 48,9

Ô nhiễm 1,0Cd 33,8 26,4 27,8

2,0Cd 46,0 28,1 30,5

Hàm lượng Cd trong mang, gan và thịt cá sau 10 ngày sống trong nước sạch

đã giảm đáng kể so với hàm lượng Cd trong cá ô nhiễm. Không có sự thay đổi về

hàm lượng Cd trong cá đối chứng. Sau 10 ngày kể từ lúc thôi sống trong nước ô nhiễm

82

Cd, trọng lượng cá thí nghiệm chỉ tăng < 4% trong khi đó hàm lượng Cd trong mang,

gan và thịt cá giảm từ 26 đến 54%. Tốc độ tăng trọng lượng của cá thí nghiệm nhỏ

hơn đáng kể so với tốc độ giảm Cd trong mang, gan và thịt cá, như vậy lượng Cd

trong cá ô nhiễm giảm là do quá trình đào thải Cd của cá. Thứ tự đào thải Cd như sau:

Mang > thịt > gan.

Hình 3.26. Sự thay đổi hàm lượng Cd trong cá ô nhiễm sau 10 ngày sống

trong nước sạch. (Giá trị trung bình ± độ lệch chuẩn (n=3); * Hàm lượng Cd

trong cá ô nhiễm sau 10 ngày sống trong nước sạch giảm đáng kể so với

khi mới bắt đầu sống trong nước sạch (p < 0,05))

Sự đào thải kim loại có liên quan đến chức năng của từng bộ phận trong

cơ thể. Mang cá tiếp xúc trực tiếp với môi trường nước, do chênh lệch hàm lượng Cd

giữa mang cá và môi trường nước nên Cd dễ dàng di chuyển từ mang vào trong nước

do đó độ giảm Cd trong mang nhiều (33 - 54%). Trong cơ thể động vật, gan có

chức năng tích lũy, chuyển hóa sinh học và đào thải kim loại nhờ các protein

vận chuyển liên kết với kim loại như metallothionein (MT) [165-168]. Bởi vì giữ

83

chức năng thải độc nên kim loại nặng từ các bộ phận khác trong cơ thể sẽ được chuyển

đến gan [172, 173], do đó, hàm lượng Cd trong thịt cá Điêu hồng ô nhiễm

trong nghiên cứu này giảm nhanh hơn so với gan cá. Cơ chế loại bỏ Cd ở gan

trình bày trong hình 3.27.

Hình 3.27. Cơ chế loại bỏ Cd

3.3.2.4. Ảnh hưởng của Cd trong nước đến sự thay đổi cortisol trong huyết tương cá

Điêu hồng

Cortisol đóng một vai trò quan trọng trong việc chuyển hóa nhanh đường,

chất béo để cung cấp năng lượng cho cơ thể. Nó còn là chất duy trì cân bằng nội môi

để đáp ứng với trạng thái căng thẳng của sinh vật. Đối với sinh vật, căng thẳng

kéo dài có thể gây bệnh hoặc chết. Cortisol là một trong những chỉ thị thường dùng

để đánh giá mức độ căng thẳng trên cá [174]. Cá sống trong nước ô nhiễm kim loại

nặng dễ bị căng thẳng dẫn đến rối loạn (tăng sinh hoặc giảm sinh) cortisol [175].

a. Sự thay đổi hàm lượng cortisol trong huyết tương cá sống trong nước ô nhiễm

(phơi nhiễm)

Trong nghiên cứu này, cortisol trong huyết tương được sử dụng để đánh giá

ảnh hưởng Cd trong nước đến mức độ căng thẳng của cá. Hàm lượng cortisol trong

huyết tương cá Điêu hồng ở ngày thứ 4, 12 và 20 kể từ lúc bắt đầu sống trong nước

ô nhiễm Cd được trình bày trên hình 3.28 (xem số liệu trong phụ lục 32).

Kết quả trên hình 3.28 cho thấy, Cd gây căng thẳng cho cá ngay cả khi

nồng độ Cd trong nước thấp. Hàm lượng cortisol trong huyết tương cá Điêu hồng

84

ô nhiễm thấp hơn đáng kể so với cá đối chứng. Nồng độ Cd trong nước càng cao và

càng kéo dài thời gian sống trong nước ô nhiễm thì lượng cortisol trong huyết tương

cá càng thấp.

Hình 3.28. Ảnh hưởng của Cd đến sự thay đổi hàm lượng cortisol trong huyết tương

cá sống trong nước ô nhiễm. (Giá trị trung bình ± độ lệch chuẩn (n=3);

* Hàm lượng cortisol trong máu cá ô nhiễm giảm đáng kể so với cá đối chứng

(p<0,05)).

Cá sống trong nước ô nhiễm hóa chất thường bị kiệt sức do rối loạn cortisol

[164,165]. Lượng cortisol trong cơ thể cá có liên quan trực tiếp đến nồng độ chất độc

và loại chất độc có nước. Chất độc trong nước sẽ tác động lên một loạt các bộ phận

như tuyến yên, vùng dưới đồi và tuyến thượng thận làm giảm sinh hóc-môn kích thích

tuyến thượng thận để giải phóng ra cortisol [176, 177]. Một số chất hóa học tác động

lên chuỗi phản ứng chuyển hóa nên trực tiếp ảnh hưởng đến thần kinh và chức năng

bên trong các mô [178]. Một số nghiên cứu trước đây chỉ ra rằng Cd gây rối loạn

cortisol trong cơ thể sinh vật. Đối với cá Anguilla rostrata lesueur, Cd gây tăng

85

hàm lượng cortisol, trong khi đó, Cd gây giảm hàm lượng cortisol đối với cá

Oncorhynchus mykiss ở nồng độ ô nhiễm cao [124, 179]. Cadimi làm gia tăng

hàm lượng cortisol trong huyết tương cá Oreochromis mossombicus [180].

Nghiên cứu của Ricard et al. (1998) cho thấy Cd làm tăng lượng cortisol trong

huyết tương cá O. Mykiss trưởng thành nhưng không ảnh hưởng lên cá con [124].

Ngược lại, không có dấu hiệu rối loạn cortisol trong cá S. salar và Cyprinus carpio

sống trong nước ô nhiễm Cd [126, 181].

Hình 3.29. Độ giảm hàm lượng cortisol trong cá ô nhiễm so với cá đối chứng ở

trung bình ± độ lệch chuẩn (n=3))

ngày thứ 4, 12 và 20 kể từ lúc bắt đầu sống trong nước ô nhiễm Cd. (Giá trị

Độ giảm cortisol trong huyết tương cá ô nhiễm so với cá đối chứng ở ngày thứ

4, 12 và ngày thứ 20 kể từ lúc bắt đầu sống trong nước ô nhiễm Cd được trình bày

trong hình 3.29. Nồng độ Cd trong nước càng cao và thời gian sống trong nước

ô nhiễm càng dài thì độ giảm cortisol trong huyết tương cá ô nhiễm so với

cá đối chứng càng lớn. Sau 4 ngày sống trong nước ô nhiễm, cortisol trong cá ô nhiễm

giảm từ 41 đến 53% so với cá đối chứng. Kéo dài đến ngày thứ 20 kể từ lúc ô nhiễm,

cortisol trong cá ô nhiễm giảm từ 78 đến 91% so với cá đối chứng.

86

b. Sự thay đổi hàm lượng cortisol trong huyết tương cá ô nhiễm sống trong nước sạch

(thôi nhiễm)

Hình 3.30. Hàm lượng cortisol trong huyết tương cá ở ngày thứ 20 ô nhiễm và ngày

thứ 10 ngày thôi ô nhiễm Cd. (Giá trị trung bình ± độ lệch chuẩn (n=3); * Hàm

lượng cortisol trong huyết tương cá sau 10 ngày sống trong nước sạch tăng đáng kể

so với khi mới bắt đầu sống trong nước sạch (p < 0,05))

Sau khi sống trong nước ô nhiễm Cd, cá ô nhiễm được nuôi trong nước sạch

10 ngày để đánh giá mức độ hồi phục của cá dựa trên kết quả định lượng cortisol

trong huyết tương. Hàm lượng cortisol trong huyết tương cá trong giai đoạn

thôi nhiễm được trình bày trong hình 3.30. Sau 10 ngày cá ô nhiễm sống trong nước

sạch, hàm lượng cortisol trong huyết tương cá tăng đáng kể (21,0 - 64,4%) so với

hàm lượng cortisol trong cá ô nhiễm khi mới bắt đầu sống trong nước sạch (xem

số liệu trong phụ lục 33). Sự tăng hàm lượng cortisol trong huyết tương cá ô nhiễm

sau 10 ngày sống trong nước sạch cho thấy, cá Điêu hồng sống trong nước ô nhiễm

Cd (0,66 - 2,00 mg/L) trong vòng 20 ngày chưa bị hỏng hệ nội tiết (endocrine system).

87

Cd là kim loại độc hại, độ độc cấp tính của Cd đối với cá Điêu hồng là 19,6

mg/L. Cd ảnh hưởng đáng kể đến sự phát triển của cá Điêu hồng ngay cả khi

cá ô nhiễm được sống trong nước sạch. Tích lũy Cd trong cá thí nghiệm tăng theo

nồng độ Cd trong nước và thời gian. Quy luật tích lũy Cd trong cá như sau: Gan

> mang > thịt. Cd gây rối loạn nội tiết của cá Điêu hồng theo kiểu giảm sinh cortisol

đáng kể so với cá đối chứng. Cá ô nhiễm sau khi sống trong nước sạch đã đào thải

Cd, thứ tự đào thải của Cd trong cá ô nhiễm như sau: Mang > thịt > gan. Cortisol

trong huyết tương cá ô nhiễm sống trong nước sạch đã tăng lên đáng kể so với

lượng cortisol trong huyết tương cá khi còn sống trong nước ô nhiễm. Sự tăng

hàm lượng cortisol trong huyết tương cá ô nhiễm sống 10 ngày trong nước sạch

cho thấy, cá Điêu hồng sống trong nước ô nhiễm Cd (0,66 - 2,00 mg/L) trong vòng

20 ngày chưa bị hỏng hệ miễn dịch.

3.4. Nghiên cứu về chì

3.4.1. Ngưỡng độc cấp tính của Pb (LC50 trong 96 giờ)

3.4.1.1. Phần trăm cá thí nghiệm chết trong 96 giờ do Pb

Hình 3.31. Ảnh hưởng của nồng độ Pb trong nước đến lượng cá chết trong 96 giờ

88

Kết quả theo dõi ảnh hưởng của nồng độ Pb trong nước đến lượng cá chết

trong vòng 96 giờ được trình bày trên hình 3.31 và phụ lục 34. Lượng cá chết tăng

dần theo nồng độ Pb trong nước. Không có hiện tượng cá chết trong 24 giờ đầu tiên

đối với thí nghiệm nước ô nhiễm 0,5 mgPb/L; kéo dài thời gian đến 96 giờ chết

khoảng 37% cá thí nghiệm. Tăng nồng độ Pb trong nước lên 1,0 mg/L, trong 24 giờ

đầu đã làm chết 10% cá; kéo dài đến 96 giờ gây chết 43% cá thí nghiệm. Khi

nồng độ Pb trong nước tăng từ 2,0 đến 13,0 mg/L, gây chết khoảng từ 47 đến 77%

cá thí nghiệm trong vòng 96 giờ. Tăng nồng độ Pb trong nước lên đến 15,0 mg/L,

trong 24 giờ đầu tiên đã gây chết hơn 60% cá; kéo dài đến 96 giờ gây chết khoảng

97% cá thí nghiệm. Chì là một kim loại độc gây tổn hại cho hệ thần kinh, rối loạn

não. Cá sống trong nước có nồng độ Pb cao, biểu mô ở mang sẽ bị hỏng dẫn đến chết

do ngạt thở [182].

3.4.1.2. Ước tính ngưỡng độc cấp tính của Pb

Đồ thị tương quan giữa phần trăm cá chết và nồng độ Pb trong nước được

trình bày trên hình 3.32 (xem số liệu trong phụ lục 35).

100

y = 3,54x + 38,52 R² = 0,9566

)

%

80

60

( t ế h c á c ệ l ỉ

T

LC50 trong 96 giờ = 3,24 mg/L 40

20

0

0 2 4 12 14 16 6 10

8 Nồng độ chì (mg/L)

Hình 3.32. Đồ thị ước lượng độc cấp tính của Pb đối với cá Điêu hồng.

89

Phương trình tuyến tính tương quan giữa nồng độ Pb trong nước và phần trăm

cá thí nghiệm chết là y = 3,5450x + 38,5214, hệ số tương quan (r2) = 0,9566.

Độc tính của Pb đối với cá Điêu hồng tương đối cao, ngưỡng độc cấp tính của Pb

(LC50 trong 96 giờ) đối với cá Điêu hồng tính được là 3,24 mg/L. Kết quả này cũng

phù hợp với các nghiên cứu trước đây, LC50 của Pb trong 96 giờ đối với loài Capoeta

fusca là 7,58 mgPb/L [101] và cá vàng (Goldfish) là 5,02 mg/L [102].

3.4.2. Nghiên cứu độc mãn tính (sub-chronic) của Pb đối với cá Điêu hồng

3.4.2.1. Ảnh hưởng của Pb đến cá Điêu hồng sống trong nước ô nhiễm (phơi nhiễm)

a. Ảnh hưởng của Pb trong nước đến sự phát triển của cá Điêu hồng

Sự thay đổi trọng lượng cá đối chứng và cá sống trong nước ô nhiễm Pb

được trình bày trong bảng 3.13.

Bảng 3.13. Ảnh hưởng của Pb trong nước ô nhiễm đến khối lượng cá Điêu hồng

Khối lượng cá (gam) Thí nghiệm

Ngày 4 Ngày 12 Ngày 20

Đối chứng 311 ± 4 329 ± 2 358 ± 5

0,12Pb 310 ± 3 316 ± 3 326 ± 5

Ô nhiễm 0,18Pb 309 ± 2 311 ± 5 318 ± 3

(Giá trị trung bình ± độ lệch chuẩn (n=3))

0,33Pb 308 ± 4 308 ± 5 315 ± 3

Quan sát quá trình phát triển của cá đối chứng cho thấy cá rất khỏe mạnh,

linh hoạt, phản ứng nhanh, ăn bình thường. Trong khi đó, đối với cá sống trong nước

ô nhiễm Pb, cá có dấu hiệu tương đối mệt mỏi, ít bơi lội, phản ứng chậm, ăn kém.

Trong khi hình dạng cá ô nhiễm chì ở các mức nồng độ 012 mg/L, 0,18 mg/L và 0,33

mg/L chưa có dấu hiệu thay đổi so với cá đối chứng, nhưng mang cá ô nhiễm chì

kém đỏ hơn so với cá đối chứng (xem hình 3.33). Kết quả trên bảng 3.13 cho thấy

tác hại của Pb lên sự sinh trưởng của cá Điêu hồng. Nồng độ Pb trong nước càng cao

thì cá càng chậm phát triển. Sau 12 ngày thí nghiệm, trọng lượng cá đối chứng tăng

90

khoảng 9,7%; trong khi đó, trọng lượng cá sống trong nước ô nhiễm Pb (0,12 - 0,33

mg/L) chỉ tăng từ 2,7 đến 5,3% so với ban đầu. Sau 20 ngày, trọng lượng cá đối chứng

Hình 3.33. Hình ảnh mang cá đối chứng (ảnh trái) và mang cá sau 20 ngày ô

tăng khoảng 19,3% nhưng trọng lượng cá ô nhiễm chỉ tăng khoảng từ 5,0 đến 8,7%.

nhiễm chì (ảnh phải).

b. Ảnh hưởng của Pb trong nước đến sự tích lũy Pb trong cá Điêu hồng

Tích lũy Pb trong mang cá: Tích lũy Pb trong mang cá sống trong nước

ô nhiễm tăng theo thời gian và nồng độ Pb trong nước (Hình 3.34 và phụ lục 36).

Tích lũy Pb trong mang cá ô nhiễm cao hơn đáng kể so với cá đối chứng. Khi

nồng độ Pb trong nước tăng từ 0,12 đến 0,33 mg/L, tích lũy Pb trong mang cá sau 4

ngày sống trong nước ô nhiễm tăng khoảng từ 3,17 đến 4,16 mg/kg cao hơn từ 4,0

đến 5,2 lần so với mang cá đối chứng. Kéo dài thời gian sống đến 20 ngày, hàm lượng

Pb trong mang cá ô nhiễm tăng lên khoảng từ 8,63 đến 9,03 mg/kg, cao hơn từ 10,6

đến 11,1 lần so với mang cá đối chứng.

Tích lũy Pb trong gan cá: Trong hầu hết các thí nghiệm, tích lũy Pb trong gan

cá ô nhiễm cao hơn đáng kể so với gan cá đối chứng. Tích lũy Pb trong gan ô nhiễm

tăng theo thời gian và nồng độ Pb trong nước (xem kết quả trình bày trên hình 3.35

và phụ lục 37). Sau 4 ngày sống trong nước ô nhiễm Pb (0,12 - 0,33 mg/L), tích lũy

Pb trong gan cá khoảng từ 1,19 đến 2,16 mg/kg, cao hơn từ 2,0 đến 3,6 lần so với gan

cá đối chứng. Kéo dài thời gian sống lên đến 20 ngày, tích lũy Pb trong gan

cá ô nhiễm tăng lên đáng kể (3,86 – 5,99 mg/kg ), cao hơn từ 6,0 đến 9,4 lần so với

gan cá đối chứng.

91

Hình 3.34. Tích lũy Pb trong mang cá theo thời gian. (Giá trị trung bình

± độ lệch chuẩn (n=3); * Hàm lượng Pb trong mang cá ô nhiễm tăng đáng kể

so với cá đối chứng (p < 0,05))

Tích Pb trong thịt cá: Tích lũy Pb trong thịt cá thí nghiệm theo thời gian được

trình bày trên hình 3.36 (xem số liệu trong phụ lục 38). Hàm lượng Pb trong thịt

cá ô nhiễm cao hơn đáng kể so với thịt cá đối chứng. Sau 4 ngày sống trong nước

ô nhiễm Pb, hàm lượng Pb trong thịt cá trong khoảng từ 0,13 đến 0,24 mg/kg

chất khô. Kéo dài thời gian sống lên đến 20 ngày, tích lũy Pb trong thịt cá ô nhiễm

tăng lên đáng kể (0,43 – 0,95 mg/kg), cao hơn từ 6,1 đến 13,6 lần so với thịt

cá đối chứng.

c. Quy luật tích lũy Pb của cá Điêu hồng

Kim loại nặng trong nước xâm nhập vào cơ thể cá qua mang, da và hệ tiêu hóa.

Kim loại nặng xâm nhập vào tế bào chủ yếu là nhờ protein vận chuyển hoặc

khuếch tán thụ động qua màng tế bào. Bởi vì có sự chênh lệch nồng độ kim loại

bên ngoài và bên trong nội bào do đó kim loại đi vào nội bào thông qua liên kết với

92

các phối tử như metallothionein, metallochaperon hoặc các protein liên kết kim loại

[156, 183]. Tích lũy Pb trong mang, gan và thịt cá Điêu hồng sống trong nước ô nhiễm

tăng theo nồng độ Pb trong nước và cao hơn đáng kể so với cá đối chứng (Hình 3.37).

Thứ tự tích lũy Pb trong cá như sau: Mang > > gan > > thịt.

Hình 3.35. Tích lũy Pb trong gan cá theo thời gian.(Giá trị trung bình

± độ lệch chuẩn (n=3); * Hàm lượng Pb trong gan cá ô nhiễm tăng đáng kể so với

cá đối chứng (p < 0,05))

Trong nghiên cứu này, tích lũy Pb trong mang cá Điêu hồng ô nhiễm cao hơn

từ 1,5 đến 2,2 lần so với gan cá và từ 10 đến 20 lần so với thịt cá. Cá Điêu hồng

sống trong môi trường tự nhiên ở Jelebu, Malaysia cũng tích luỹ Pb trong mang cá

nhiều hơn so với bộ phận khác trong cơ thể [132]. Tích lũy Pb trong mang cá rô đồng

(Anabas testudien) và cá rô (Oreochromis auereus) cao hơn đáng kể so với gan [184,

185].

93

Sự khác biệt chức năng và cấu trúc của các bộ phận khác nhau trong cơ thể

làm ảnh hưởng đến sự tích lũy sinh học của Pb. Mang cá là bộ phận tiếp xúc trực tiếp

với Pb trong nước. Mang cá có diện tích bề mặt lớn và tích điện âm [151, 162, 163],

vì vậy, nó luôn có khuynh hướng hút cation, sự liên kết này đóng vai trò quan trọng

đối với sự tích lũy Pb trong mang cá và kết quả gia tăng lượng Pb tích lũy trong mang.

Tích luỹ Pb trong thịt thấp hơn rất nhiều so với trong gan, điều này có thể là do

các hoạt động trao đổi chất trong cơ thể. Trong cơ thể, gan là bộ phận hoạt động

liên tục trong khi đó thịt là bộ phận ít hoạt động hơn [186], vì vậy, tích lũy Pb trong

gan cá thí nghiệm nhiều hơn đáng kể so với thịt cá. Kết quả này cũng phù hợp với

giả thuyết: Tích lũy kim loại trong thịt sẽ tăng lên đáng kể khi lượng kim loại tích lũy

trong gan đạt mức tối đa.

Hình 3.36. Tích lũy Pb trong thịt cá theo thời gian. (Giá trị trung bình

± độ lệch chuẩn (n=3); * Hàm lượng Pb trong thịt cá ô nhiễm tăng đáng kể

so với cá đối chứng (p < 0,05))

94

Hình 3.37. Quy luật tích lũy Pb trong cá sau 20 ngày sống trong nước ô nhiễm.

(Giá trị trung bình ± độ lệch chuẩn (n=3); * Hàm lượng Pb trong cá ô nhiễm tăng

đáng kể so với cá đối chứng (p < 0,05))

d. Tương quan và tỷ lệ giữa lượng Pb tích lũy trong cá sau 20 ngày sống trong nước

ô nhiễm và nồng độ Pb trong nước

Tỷ lệ giữa lượng Pb trong cá sau 20 ngày sống trong nước ô nhiễm và lượng

𝑃𝑏𝑐á 𝑃𝑏𝐻2𝑂

Pb trong nước được trình bày trên hình 3.38. Tỷ lệ càng thấp khi nồng độ Pb

trong nước càng cao mặc dù lượng Pb tích lũy trong cá tăng theo sự tăng nồng độ Pb

trong nước. Điều này giải thích như sau, khi nồng độ Pb trong nước thấp do

không nhận biết ngộ độc nên cá chủ động trao đổi chất (trọng lượng cá tăng) nhờ vậy

mà Pb trong nước đi vào cơ thể cá qua 2 con đường chủ động trao đổi và khuếch tán

thụ động. Khi nồng độ Pb trong nước cao, cá nhận biết ngộ độc nên hạn chế trao đổi

chất (trong lượng cá tăng ít hoặc không tăng), lượng Pb đi vào cơ thể chủ yếu

qua con đường khuếch tán thụ động. Mặc dù, lượng Pb đi vào cơ thể cá sống

95

trong nước ô nhiễm Pb nồng độ cao nhiều hơn so với lượng Pb đi vào cơ thể cá sống

trong nước ô nhiễm Pb nồng độ thấp, tuy nhiên, sự gia tăng lượng Pb trong cá

𝑃𝑏𝑐á 𝑃𝑏𝐻2𝑂

không đáng kể so với sự tăng nồng độ Pb trong nước nuôi cá do đó mà tỷ lệ

giảm khi nồng độ Pb trong nước tăng.

Hình 3.38. Tỷ lệ giữa lượng Pb tích lũy trong cá sau 20 ngày cá sống

trong nước ô nhiễm và lượng Pb trong nước

3.4.2.2. Sự khử độc chì trong cơ thể cá Điêu hồng sống trong nước ô nhiễm

Bảng 3.14. Dạng hóa học của chì trong gan và thịt cá ô nhiễm

Dạng hóa học của chì Tổng hàm lượng chì Mẫu cá (mg/kg) Chì vô cơ (mg/kg) Chì hữu cơ (mg/kg)

Gan cá 5,985 ± 0,123 5,072 ± 0,115 0,891 ± 0,095

Thịt cá 0,947 ± 0,045 0,627 ± 0,072 0,335 ± 0,085

96

Để nghiên cứu khả năng chuyển đổi dạng hóa học của chì sau khi vào cơ thể

cá Điêu hồng, các mẫu gan và thịt cá sống trong nước ô nhiễm chì được phân tích để

xác định hàm lượng chì hữu cơ, chì vô cơ, đối chiếu với tổng hàm lượng chì. Sau 20

ngày sống trong nước ô nhiễm, ở gan và thịt cá Điêu hồng đều tồn tại chì ở dạng

hợp chất vô cơ và hữu cơ, trong đó, dạng vô cơ là chủ yếu.

Dạng chì vô cơ trong gan và thịt cá chiếm tỉ lệ khoảng 84,7% và 66,2% so với

tổng hàm lượng chì trong gan và thịt cá sống trong môi trường ô nhiễm Pb2+.

Điều này cho thấy khả năng chuyển hóa từ dạng chì vô cơ (Pb2+) sang dạng chì

hữu cơ trong cá Điêu hồng tương đối kém. Chì là kim loại không cần thiết và có

độc tính cao đối với sinh vật. Ở một số loài sinh vật có khả năng khử độc chì khi

xâm nhập vào cơ thể. Sự khử độc được thực hiện bằng cách chuyển hóa từ dạng

có độc tính mạnh thành dạng kém độc hơn. Trong cơ thể, chì có khả năng liên kết với

các phân tử protein có trọng lượng phân tử nhỏ như methalothionein, delta-

aminolevulinic axít dehydrat (ALAD), ... làm giảm độc tính của chì [187, 188].

Ngoài ra, một số nghiên cứu khác cho thấy khi chì xâm nhập cơ thể sống sẽ tồn tại

ở dạng hợp chất vô cơ ít tan, nên cũng giảm độc tính của chì [189].

3.4.2.3. Ảnh hưởng của Pb đến cá Điêu hồng ô nhiễm sống trong nước sạch (thôi nhiễm)

a. Sự thay đổi trọng lượng cá

Bảng 3.15. Sự thay đổi trọng lượng cá Điêu hồng sau 10 ngày ngưng ô nhiễm

Khối lượng cá khi Khối lượng cá sau Tăng trọng Thí nghiệm bắt đầu sống trong 10 ngày sống trong lượng cá (%) nước sạch (g) nước sạch (g)

Đối chứng 12,3 358 ± 5 402 ± 8

0,12Pb 4,0 326 ± 5 339 ± 6

Ô nhiễm 0,18Pb 3,1 318 ± 3 328 ± 4

(Giá trị trung bình ± độ lệch chuẩn (n=3).

0,33Pb 2,9 315 ± 2 324 ± 5

97

Quan sát quá trình phát triển của cá đối chứng cho thấy cá rất khỏe mạnh,

ăn bình thường. Trong khi đó, đối với cá ô nhiễm Pb, mặc dù được sống trong

nước sạch nhưng vẫn có dấu hiệu mệt mỏi, ít bơi lội, ăn kém. Sự thay đổi trọng lượng

sau 10 ngày cá ô nhiễm sống trong nước sạch được trình bày trong bảng 3.15. Pb có

ảnh hưởng đáng kể đến sự sinh trưởng của cá. Sau 10 ngày thí nghiệm, trọng lượng

cá đối chứng tăng 12,3%, trong khi đó trọng lượng cá ô nhiễm sau 10 ngày sống trong

nước sạch chỉ tăng khoảng từ 2,9 đến 4,0%.

b. Sự đào thải Pb trong cá Điêu hồng ô nhiễm

Hình 3.39. Sự thay đổi hàm lượng Pb trong cá sau 10 ngày sống trong nước sạch.

(Giá trị trung bình ± độ lệch chuẩn (n=3); * Hàm lượng Pb trong cá ô nhiễm

sau 10 ngày sống trong nước sạch giảm đáng kể so với khi bắt đầu

sống trong nước sạch (p < 0,05)).

Cá thí nghiệm sau 20 ngày sống trong nước ô nhiễm Pb, được rửa sạch và nuôi

trong nước sạch trong vòng 10 ngày, so sánh sự khác nhau về hàm lượng Pb

98

trong mang, gan và thịt cá sau 20 ngày sống trong nước ô nhiễm và 10 ngày

sống trong nước sạch để đánh giá đào thải Pb của cá thí nghiệm. Sự thay đổi

hàm lượng Pb trong cá ô nhiễm sau 10 ngày sống trong nước sạch được trình bày trên

hình 3.39 và xem số liệu trong phụ lục 39. Độ giảm lượng Pb trong cá sau 10 ngày

sống trong nước sạch được trình bày trong bảng 3.16. Hàm lượng chì trong cá sau 10

ngày sống trong nước sạch giảm đáng kể so với lượng chì trong cá khi mới bắt đầu

sống trong nước sạch. Tuy nhiên trọng lượng cá ô nhiễm sau 10 ngày sống trong nước

sạch tăng không đáng kể. Độ giảm hàm lượng Pb trong mang, gan và thịt cá

nhanh hơn độ tăng trọng lượng, như vậy đã xảy ra quá trình loại bỏ/đào thải Pb

trong cá ô nhiễm. Lượng Pb trong thịt giảm từ 14,7% đến 18%, trong gan giảm từ

14,6% đến 26,7%, trong mang giảm từ 14,2% đến 39,3%. Thứ tự đào thải Pb

trong cá thí nghiệm như sau: Mang > gan > thịt. Kết quả này hoàn toàn phù hợp với

công bố của Mustafa Kalay và M. Canli, đào thải Pb từ mang cá nhiều hơn so với gan

[190].

Bảng 3.16. Phần trăm Pb đào thải sau 10 ngày cá ô nhiễm sống trong nước sạch

Tỷ lệ đào thải (%) Thí nghiệm Thịt Gan Mang

0,12Pb 15,0 26,7 39,3

Ô nhiễm 0,18Pb 18,0 22,7 18,7

0,33Pb 14,7 14,6 14,2

Khả năng loại bỏ Pb phụ thuộc vào vai trò khác nhau của mang, gan và thịt

trong việc đào thải chì. Mang là cơ quan tiếp xúc trực tiếp với nước sạch, Pb dễ dàng

đào thải là do sự khuyếch tán Pb ở mang vào trong nước. Gan là bộ phận hoạt động

liên tục trong khi đó thịt là bộ phận ít hoạt động vì vậy sự đào thải Pb trong gan

cao hơn so với thịt [176]. Mặc dù, đã xảy ra quá trình đào thải Pb trong cá ô nhiễm,

tuy nhiên do thời gian nghiên cứu quá ngắn nên Pb trong cá chưa đào thải hoàn toàn.

Lượng Pb trong cá ô nhiễm sau 10 ngày đào thải vẫn còn cao hơn đáng kể so với

99

cá đối chứng. Như vậy để có thể loại bỏ hoàn toàn Pb trong cơ thể, kéo dài thời gian

đào thải hơn 10 ngày là cần thiết.

3.4.2.3. Ảnh hưởng của Pb trong nước đến sự thay đổi hàm lượng cortisol

trong huyết tương cá Điêu hồng

a. Sự thay đổi cortisol trong cá sống trong nước ô nhiễm (phơi nhiễm)

Chì là kim loại không có chức năng sinh học và có độc tính cao đối với

sinh vật [191]. Pb tích tụ trong cơ thể sẽ gây rối loạn hoạt động của enzym,

chuyển hóa cacbohydrat và chất điện giải; làm giảm hàm lượng glycogen dẫn đến

rối loạn trong truyền thần kinh cơ bắp và co thắt [156].

Hình 3.40. Ảnh hưởng của Pb trong nước đến sự thay đổi hàm lượng cortisol

trong huyết tương cá. (Giá trị trung bình ± độ lệch chuẩn (n=3); * Hàm lượng

cortisol trong huyết tương cá ô nhiễm giảm đáng kể so với cá đối chứng (p < 0,05)).

Sự thay đổi lượng cortisol trong huyết tương cá thí nghiệm được trình bày

trên hình 3.40 và xem số liệu trong phụ lục 40. Lượng cortisol trong huyết tương cá

đối chứng tăng theo thời gian. Trong khi đó, lượng cortisol trong huyết tương cá

100

ô nhiễm giảm đáng kể theo thời gian. Nồng độ Pb trong nước càng cao thì hàm lượng

cortisol sinh ra trong cá càng thấp. Lượng cortisol trong cá ô nhiễm thấp hơn đáng kể

so với cá đối chứng. Sau 4 ngày sống trong nước nhiễm Pb (0,12 đến 0,33 mgPb/L),

lượng cortisol trong huyết tương cá ô nhiễm giảm khoảng từ 5 đến 22% so với

cá đối chứng. Kéo dài đến 20 ngày, lượng cortisol trong huyết tương cá ô nhiễm giảm

khoảng từ 49 đến 84% so với cá đối chứng. Như vậy, Pb gây rối loạn nội tiết của cá

Điêu hồng theo kiểu giảm sinh cortisol.

Hình 3.41 cho thấy sự khác biệt về hàm lượng cortisol trong huyết tương cá

ô nhiễm so với cá đối chứng ở ngày thứ 4, 12 và ngày thứ 20 kể từ lúc bắt đầu sống

trong nước ô nhiễm. Sau 4 ngày sống trong nước ô nhiễm Pb, cortisol trong

huyết tương cá giảm từ 5 đến 22% so với cortisol trong cá đối chứng. Kéo dài đến

ngày thứ 20, hàm lượng cortisol trong huyết tương cá giảm khoảng từ 49% đến 84%

so với cá đối chứng.

Hình 3.41. Sự khác biệt về lượng cortisol trong huyết tương cá ô nhiễm và

(Giá trị trung bình ± độ lệch chuẩn (n=3)).

cá đối chứng ở ngày thứ 4, 12 và 20 kể từ lúc bắt đầu sống trong nước ô nhiễm Pb.

101

b. Sự thay đổi hàm lượng cortisol trong cá ô nhiễm sống trong nước sạch (thôi nhiễm)

Cá thí nghiệm sau 20 ngày sống trong nước ô nhiễm Pb, được nuôi trong nước

sạch để đánh giá tác hại của Pb đến sự rối loạn nội tiết và khả năng phục hồi của cá.

Sự thay đổi lượng cortisol giữa ngày thứ 20 ô nhiễm và ngày thứ 10 thôi nhiễm được

trình bày trên hình 3.42 (xem số liệu trong phụ lục 41). Sau 10 ngày kể từ lúc kết thúc

thí nghiệm ô nhiễm Pb, lượng cortisol trong huyết tương cá đối chứng chỉ tăng thêm

5,4%. Trong khi đó, lượng cortisol trong cá ô nhiễm tăng lên đáng kể (từ 11,9 đến

30,3%) so với lượng cortisol trong huyết tương cá ô nhiễm khi mới bắt đầu sống trong

nước sạch. Như vậy, cá Điêu hồng sống trong nước nhiễm Pb bị rối loạn nội tiết

(giảm sinh cortisol) tuy nhiên cá ô nhiễm có thể phục hồi sau khi được sống

trong nước sạch, như vậy cá Điêu hồng sống 20 ngày trong nước ô nhiễm Pb (0,12 -

0,33 mg/L) chưa bị tổn thương nghiêm trọng hệ nội tiết.

Hình 3.42. Sự thay đổi hàm lượng cortisol trong huyết tương cá ô nhiễm Pb sau 10

ngày sống trong nước sạch. (Giá trị trung bình ± độ lệch chuẩn (n=3);

* Hàm lượng cortisol trong huyết tương cá ô nhiễm sau 10 ngày sống trong

nước sạch tăng đáng kể so với khi mới bắt đấu sống trong nước sạch (p < 0,05)).

Pb là kim loại độc hại, độ độc cấp tính của Pb đối với cá Điêu hồng là 3,24

mg/L. Pb ảnh hưởng lâu dài đến sự tăng trọng lượng của cá Điêu hồng ngay cả

102

khi cá ô nhiễm được sống trong nước sạch. Tích lũy Pb trong cá thí nghiệm

tăng theo nồng độ Pb trong nước và thời gian. Quy luật tích lũy Pb trong cá như

sau: Mang > gan > thịt. Pb gây rối loạn nội tiết của cá Điêu hồng theo kiểu

giảm sinh cortisol đáng kể so với cá đối chứng. Cá ô nhiễm sau khi sống

trong nước sạch đã đào thải Pb, thứ tự đào thải của Pb trong cá ô nhiễm như sau:

Mang > gan> thịt. Cortisol trong huyết tương cá ô nhiễm sống trong nước sạch

đã tăng lên đáng kể so với lượng cortisol trong huyết tương cá khi còn sống trong

nước ô nhiễm. Sự tăng hàm lượng cortisol trong huyết tương cá ô nhiễm sống 10

ngày trong nước sạch cho thấy, cá Điêu hồng sống trong nước ô nhiễm Pb (0,12 -

0,33 mg/L) trong vòng 20 ngày chưa bị tổn hại nghiêm trọng đến hệ nội tiết.

3.5. So sánh ngưỡng độc hại cấp, quy luật tích lũy, đào thải và rối loạn nội tiết

Cd Pb As

Các quy luật, ảnh hưởng

19,63 mg/L 3,24 mg/L 29,26 mg/L

LC50 trong 96 giờ

Ảnh hưởng đáng kể tới sự phát triển của cá thí nghiệm;

trọng lượng cá sống trong nước ô nhiễm tăng nhưng không

Trọng lượng

đáng kể so với cá đối chứng.

Tích lũy kim loại trong cá ô nhiễm tăng theo thời gian và

nồng độ kim loại trong nước.

Tích lũy giống nhau

Gan>Mang>Thịt Mang>Gan>Thịt Thịt >Gan>Mang

Phơi nhiễm

- Cd trong mang, - Pb trong mang, - As trong mang, gan gan và thịt cá gan và thịt cá và thịt cá ô nhiễm

Tích lũy khác nhau

ô nhiễm cao hơn từ ô nhiễm cao hơn từ cao hơn từ 13 đến 20 10 đến 18 lần; từ 13 10 đến 11 lần, từ 6 lần; từ 16 đến 26 lần đến 30 lần và từ 4 đến 9 lần và từ 6 và từ 29 đến 38 lần (Xem số liệu trong phụ lục 42) đến 5 lần so với cá đến 14 lần so với cá so với cá đối chứng. đối chứng. đối chứng.

103

Cd Pb As

Các quy luật, ảnh hưởng

-Rối loạn nội tiết; -Rối loạn nội tiết; -Rối loạn nội tiết;

-Giảm sinh -Giảm sinh -Thời gan đầu (4 ngày

cortisol trong cá cortisol trong cá ô đầu tiên) tăng sinh

ô nhiễm Cd so với nhiễm Pb so với cortisol trong cá sống

cá đối chứng; cá đối chứng trong nước ô nhiễm As;

-Giảm sinh -Giảm sinh -Kéo dài đến ngày thứ

cortisol đáng kể cortisol đáng kể 12, tiếp tục tăng sinh

nếu kéo dài nếu kéo dài thời đáng kể As đối với cá

thời gian sống gian sống trong sống trong nước có nồng

Rối loạn cortisol trong nước nước ô nhiễm độ As thấp (1,00 mg/L). Phơi

ô nhiễm Cá sống trong nước nhiễm

ô nhiễm As (1,50 –

(Xem số liệu trong phụ lục 43) 3,00mg/L) giảm sinh

cortisol nhưng vẫn cao

hơn so với cá đối chứng;

-Kéo dài đến ngày thứ

20, As gây giảm sinh

cortisol; lượng cortisol

trong tất cả cá thí nghiệm

đều thấp hơn so với

cá đối chứng.

-Do tác hại kéo dài của kim loại nên trọng lượng cá ô nhiễm không

Trọng lượng

tăng hoặc tăng không đáng kể so với cá đối chứng.

Thôi nhiễm

-Đã xảy ra quá trình đào thải kim loại nặng trong cá ô nhiễm khi

được sống trong nước sạch.

Đào thải giống nhau

104

Cd Pb As

Các quy luật, ảnh hưởng

Mang> thịt>gan Mang >gan> thịt Gan > mang≈thịt

-Đào thải Cd Đào thải Pb khoảng Đào thải As khoảng từ

khoảng từ 33 đến từ 14 đến 39% 18 đến 19% đối với

54% đối với đối với mang cá; mang cá; khoảng từ 15

Đào thải khác nhau

mang cá; khoảng khoảng từ 15 đến đến 29% đối với gan cá

từ 26 đến 34% 27% đối với gan cá và khoảng từ 12 đến 17%

đối với gan cá và và khoảng từ 15 đối với thịt cá. (Xem số liệu trong phụ lục 44) khoảng từ 28 đến đến 18% đối với

49% đối với thịt cá.

thịt cá.

-Tăng sinh -Tăng sinh cortisol - Cá ô nhiễm As nồng độ

cortisol khi cá khi cá ô nhiễm sống thấp sống trong nước

ô nhiễm sống trong nước sạch; sạch, không tăng hay

Thôi nhiễm

trong nước sạch; giảm cortisol trong huyết -Pb có ảnh hưởng

tương, trong khi đó, cá -Cd có xấu đến hệ nội tiết

ô nhiễm nồng độ cao thì ảnh hưởng xấu nhưng chưa tổn hại

lượng cortisol trong đến hệ nội tiết nghiêm trọng;

huyết tương tiếp tục nhưng chưa

Rối loạn cortisol

giảm so với khi bắt đầu tổn hại

sống trong nước sạch; nghiêm trọng;

- Có dấu hiệu - As gây tổn hại -Có dấu hiệu phục hồi trong đáng kể hệ nội tiết; phục hồi trong vòng 10 ngày sống - Không có dấu hiệu vòng 10 ngày trong nước sạch. phục hồi trong 10 ngày sống trong nước

sống trong nước sạch. sạch.

105

3.6. Tích lũy kim loại nặng trong thịt cá tươi so với giới hạn cho phép cảnh báo

nguy cơ

Cd, Pb và As là các kim loại nặng không cần thiết, không có chức năng

sinh học và rất độc đối với con người. Do đó việc kiểm soát hàm lượng Cd, Pb và As

trong thực phẩm là cần thiết để cảnh báo nguy cơ ảnh hưởng đến sức khoẻ con người.

Sau 20 ngày sống trong nước ô nhiễm kim loại nặng, tổng hàm lượng các

kim loại nặng (Cd, Pb và As) trong thịt cá Điêu hồng lần lượt trong khoảng từ 0,12

đến 0,16 mgCd/kg, từ 0,18 đến 0,39 mgPb/kg và từ 0,92 đến 1,22 mgAs/kg

trọng lượng tươi (xem số liệu trong phụ lục 43). Trong khi đó, quy định của Bộ Y tế

Việt Nam về giới hạn tối đa ô nhiễm kim loại nặng trong cá đối với Cd là 0,05 mg/kg,

Pb: 0,2 mg/kg, As (vô cơ): 2 mg/kg [192]. Như vậy, hàm lượng Cd trong thịt cá

thí nghiệm sau 20 ngày ô nhiễm ở tất cả các nồng độ (0,66 mgCd/L, 1,00 mgCd/L và

2,00 mgCd/L) đều vượt ngưỡng cho phép trong khoảng từ 2,4 đến 3,2 lần. Hàm lượng

Pb trong thịt cá sau 20 ngày sống trong nước ô nhiễm ở nồng độ 0,12 mgPb/L chưa

vượt ngưỡng cho phép, nhưng ở nồng độ ô nhiễm 0,18 mgPb/L và 0,33 mgPb/L,

hàm lượng Pb vượt ngưỡng cho phép 1,8 và 2,0 lần. Thịt cá ô nhiễm As ở các

nồng độ đều chưa vượt ngưỡng cho phép tối đa (xem hình 3.43). Các kim loại nặng

Cd, Pb, As đều gây độc hại cho sức khoẻ con người, do đó người nuôi cá cần phải có

hướng xử lý phù hợp khi hàm lượng kim loại Cd và Pb trong thịt cá ô nhiễm

vượt ngưỡng cho phép của Bộ Y tế Việt Nam để không ảnh hưởng đến sức khoẻ

người tiêu dùng.

Tổng hàm lượng Cd, Pb và As trong thịt cá sau 10 ngày thôi nhiễm trong

khoảng từ 0,06 đến 0,11 mgCd/kg, từ 0,15 đến 0,33 mgPb/kg và từ 0,77 đến 1,07

mgAs/kg trọng lượng tươi (xem số liệu trong phụ lục 44). Sau 10 ngày thôi nhiễm,

hàm lượng Cd, Pb và As trong thịt cá tươi giảm đáng kể, tuy lượng Cd giảm, nhưng

lượng Cd còn lại trong thịt cá ở mức cao hơn hàm lượng tối đa cho phép của Bộ Y tế

từ 1,2 đến 2,2 lần; lượng Pb trong thịt cá ô nhiễm ở nồng độ 0,18 mgPb/L và 0,33

mgPb/L cao hơn giới hạn cho phép 1,5 và 1,7 lần (xem hình 3.46). Cá Điêu hồng có

khả năng đào thải Cd, Pb và As, nhưng với thời gian 10 ngày thôi nhiễm chưa đủ để

106

làm giảm hàm lượng Cd và Pb thấp hơn mức tối đa cho phép của Bộ Y tế. Do đó,

trong chăn nuôi cá Điêu hồng, người chăn nuôi cần phải nuôi cá trong nước sạch

trong khoảng thời gian dài hơn để cá có khả năng đào thải kim loại Cd, Pb và As

đến mức thấp hơn giá trị cho phép nhằm đảm bảo an toàn sức khoẻ cho người tiêu

dùng.

Hình 3.43. Hàm lượng kim loại nặng trong cá ô nhiễm so sánh với giới hạn cho phép

tối đa

Trong điều kiện môi trường nước ô nhiễm như hiện nay, các loài thuỷ sản đều

có khả năng tích tụ độc chất trong cơ thể. Vì thế, khi sử dụng thuỷ sản làm thức ăn,

các độc chất có nguy cơ xâm nhập vào cơ thể người, nhất là các kim loại nặng.

Các kim loại nặng gây độc đối với con người, chúng đi vào cơ thể người chủ yếu qua

đường tiêu hoá, hô hấp và qua da. Tuỳ theo lượng kim loại nặng đi vào cơ thể nhiều

hay ít mà chúng có khả năng gây ngộ độc cấp tính hoặc tích tụ lâu dài gây độc cho

cơ thể. Vì vậy, kiểm soát lượng kim loại nặng đi vào cơ thể qua sử dụng thức ăn

ô nhiễm kim loại là cần thiết. Theo tháp dinh dưỡng cân đối của Trung tâm

dinh dưỡng thành phố Hồ Chí Minh, để đảm bảo sự cân đối giữa các loại thực phẩm,

người trưởng thành cần ăn 100 gram cá/ngày [193]. Nếu sử dụng cá Điêu hồng

ô nhiễm trong thí nghiệm nghiên cứu làm thức ăn, lượng kim loại Cd, Pb và As vào

cơ thể qua khẩu phần ăn cá ô nhiễm hàng tuần tương ứng từ 1,4 - 1,9 𝜇gCd/kg

107

thể trọng/tuần, từ 2,1 - 4,5 𝜇gPb/kg thể trọng/tuần và 10,8 - 14,3 𝜇gAs/kg

thể trọng/tuần (xem bảng 3.17), thấp hơn giới hạn chấp nhận tạm thời của Bộ Y tế

Việt Nam [194] nên chưa có khả năng gây nguy hiểm cho người. Tuy nhiên,

con người cần phải chú ý đến khả năng tích luỹ kim loại nặng trong cơ thể khi

sử dụng cá ô nhiễm làm thức ăn trong thời gian dài và đồng thời chú ý đến khả năng

tích luỹ kim loại nặng từ các nguồn thực phẩm khác.

Bảng 3.17. Lượng kim loại nặng đi vào cơ thể hàng tuần qua chế độ ăn cá ô nhiễm.

Giới hạn

chấp nhận

Mức kim loại ô nhiễm 1/30 LC50 1/20 LC50 1/10 LC50 tạm thời (𝜇g/kg

thể trọng/tuần)

Hàm lượng Cd 1,4 1,5 1,9 7

kim loại nặng Pb 2,1 4,3 4,5 25

vào cơ thể (𝜇g/kg

As 10,8 12,5 14,3 15 thể trọng/tuần)

108

KẾT LUẬN

Trên cơ sở nghiên cứu quá trình tích luỹ kim loại nặng và ảnh hưởng của chúng

đến hàm lượng cortisol trong cá Điêu hồng (Oreochromis sp,) có thể đưa ra một số

kết luận như sau:

1. Ngưỡng độc cấp tính LC50 trong 96 giờ đối với cá Điêu hồng là 19,6

mgCd/L, 3,24 mgPb/L và 29,26 mgAs/L. Chì là kim loại có độc tính mạnh nhất trên

cá Điêu hồng.

2. Đã xác định được khả năng tích luỹ các kim loại nặng Cd, Pb và As trong

cá Điêu hồng. Sau 20 ngày cá Điêu hồng sống trong nước ô nhiễm kim loại cadimi,

hàm lượng Cd tích lũy trong gan cá từ 1,84 đến 2,53 mg/kg, mang cá tích lũy cadimi

từ 0,82 đến 1,44 mg/kg, thịt cá tích lũy từ 0,29 đến 0,39 mg/kg). Chì là kim loại

có ái lực mạnh nhất trên gan và mang cá Điêu hồng. Hàm lượng chì tích luỹ

trong mang từ 8,63 đến 9,03 mg/kg, trong gan từ 3,86 đến 5,99 mg/kg và trong

thịt từ 0,43 đến 0,95 mg/kg. Sau 20 ngày ô nhiễm asen ở các nồng độ khác nhau, thịt

cá Điêu hồng tích lũy tổng hàm lượng asen từ 2,27 đến 3,01 mg/kg, gan cá tích lũy

từ 1,15 đến 1,80 mg/kg, mang cá từ 0,89 đến 1,29 mg/kg. Nhìn chung, tích lũy Cd,

Pb và As trong cá thí nghiệm tăng theo nồng độ Cd, Pb và As trong nước và tăng theo

thời gian. Tích luỹ Cd, Pb và As trong cá theo thứ tự sau: Gan > mang > thịt cá; mang

> gan > thịt cá và thịt > gan > mang cá.

3. Đã xác định được khả năng đào thải các kim loại nặng Cd, Pb và As trong

cá Điêu hồng. Sau 10 ngày cá Điêu hồng ô nhiễm sống trong nước sạch, tỉ lệ đào thải

cadimi ở gan cá từ 65,8% đến 73,6%, tỉ lệ đào thải trong thịt cá từ 51,1% đến 72,2%

và trong mang cá từ 45,7% đến 66,2%. Cá Điêu hồng có khả năng đào thải kim loại

chì kém hơn so với kim loại cadimi, tỉ lệ đào thải chì trong mang cá Điêu hồng từ

14,17% đến 39,28%, tỉ lệ đào thải trong gan cá từ 14,69% đến 26,68%, trong thịt cá

từ 13,95% đến 17,78%. Đối với asen, gan cá có khả năng đào thải asen với tỉ lệ từ

14,7% đến 29,4%, tỉ lệ đào thải trong mang cá từ 18,2% đến 19,1%, trong thịt cá từ

109

12,3% đến 19,3%. Nhìn chung, khả năng tích luỹ độc chất trong cá Điêu hồng tăng

khi thời gian tiếp xúc độc chất tăng và hàm lượng độc chất trong môi trường lớn.

Khả năng đào thải độc chất khỏi cơ thể cá Điêu hồng cũng dễ dàng hơn khi cá được

tiếp xúc với độc chất ở mức nồng độ nhỏ. Đào thải Cd, Pb và As theo thứ tự sau:

Mang > thịt > gan cá; mang > gan > thịt cá và gan > mang ≈ thịt cá.

4. Cd và Pb gây rối loạn nội tiết theo kiểu giảm sinh cortisol khi cá sống trong

nước ô nhiễm, tuy nhiên, lượng cortisol trong huyết tương tăng sau khi cá ô nhiễm

sống trong nước sạch. As gây rối loạn nội tiết cá thí nghiệm theo kiểu tăng sinh

cortisol trong thời gian đầu và giảm sinh nếu kéo dài thời gian sống trong nước

ô nhiễm. Lượng cortisol trong huyết tương cá ô nhiễm không tăng hoặc tiếp tục giảm

sau khi được sống trong nước sạch.

110

ĐỀ XUẤT

Dựa vào những thông tin thu thập được và trên cơ sở những kết quả

nghiên cứu quá trình tích luỹ và đào thải kim loại nặng và ảnh hưởng của chúng đến

hàm lượng cortisol trong cá Điêu hồng, đề xuất một số hướng nghiên cứu tiếp theo

về lĩnh vực này như sau:

1. Nghiên cứu sự tích luỹ và khả năng đào thải đồng thời của hỗn hợp các

kim loại Cd, Pb và As đối với cá Điêu hồng để đánh giá ảnh hưởng tương hỗ giữa các

kim loại.

2. Nghiên cứu sự tích luỹ và khả năng đào thải của các kim loại Cd, Pb và As

trong các điều kiện nghiên cứu khác nhau đối với cá Điêu hồng để đánh giá ảnh hưởng

của các kim loại trong các điều kiện khác nhau.

3. Nghiên cứu ảnh hưởng đồng thời của các kim loại đến hệ thống nội tiết

không chỉ qua hàm lượng cortisol mà còn thông qua hàm lượng gluco, glutathion, ...

111

CÁC CÔNG TRÌNH LIÊN QUAN ĐẾN LUẬN ÁN

ĐÃ CÔNG BỐ

Tạp chí ISI

1. Nguyen Quoc Thang, Nguyen Thi Kim Phuong and Le Van Tan, “Endocrine stress

response in Oreochromis sp. from exposure to waterborne cadmium: The plasma

cortisol analysis.” Toxicological & Environmental Chemistry, vol. 99(2), pp. 285-

2. Nguyen Quoc Thang, Bui The Huy, Le Van Tan and Nguyen Thi Kim Phuong, “Lead and

Arsenic Accumulation and Its Effects on Plasma Cortisol Levels in Oreochromis sp.”, Bull.

Environ. Contam. Toxicol., vol 99(2), pp.187-193, 2017.

293, 2017.

Tạp chí trong nước

3. Nguyen Quoc Thang, Le Van Tan, Le Thi Thanh Huong, Nguyen Thi Kim Phuong,

“Determination of cortisol in oreochromis. Sp plasma using the RP-HPLC (Reverse

Phase – High Performance Liquid Chromatography).”, Vietnam Journal of

Chemistry, vol. 53(5), pp. 559-563, 2015.

4. Nguyễn Quốc Thắng, Lê Văn Tán, Nguyễn Thị Kim Phượng, “Xác định hàm lượng

cadimi trong một số loài cá nước ngọt bằng phương pháp ICP-OES.”, Tạp chí Hóa

học, số 53(6), tr. 756-759, 2015.

5. Nguyen Quoc Thang, Le Van Tan, Nguyen Thi Kim Phuong, “The ICP-MS

validated for measuring arsenic levels in muscle tissues of freshwater fishes in Ho

Chi Minh City.”, Vietnam Journal of Chemistry, vol. 54(4), pp. 439-442, 2016.

6. Nguyen Quoc Thang , Le Van Tan, Nguyen Thi Kim Phuong, “Cadmium

accumulation and elimination in the tissues of Oreochromis sp.”, Vietnam Journal of

Chemistry, vol. 55(2), pp. 244-247, 2017.

112

TÀI LIỆU THAM KHẢO

[1]

[2]

[3]

[4]

[5]

[6]

[7]

[8]

Duruibe J. O., Ogwuegbu. M. O. C., Egwurugwu J. N., "Heavy metal pollution and human biotoxic effects," International Journal of Physical Sciences, vol. 2, pp. 112- 118, 2007. Ziemacki G., G. Viviano, F. Merli, "Heavy metals: sources and environmental presence " Ann. Ist. Super. Sanita, vol. 25, pp. 531-536, 1989. Đang Van Can, "Arsenic in Geological Formalions in Ma River Upstream Region (Sonla Province) and its Effect to Enlvironment," presented at the Regional Seminar on Environmental Geology, HaNoi, 11- 13 November 1992. Jan H. Oudejans, Agro-pesticides: Properties and Functions in Integrated Crop Protection. Bangkok Thailand: United Nations ESCAP, 1991. Đặng Văn Can, Đào Ngọc Phong, "Đánh giá tác động của arsen tới môi sinh và sức khoẻ con người ở các vùng mỏ nhiệt dịch có hàm lượng asen cao," Tập san Địa chất và Khoáng sản, vol. 7, p. 199, 2000. Koch M., W. Rotard, " On the contribution of background sources to the heavy metal content of municipal sewage sludge," Water Sci. Technol., vol. 43, pp. 67-74, 2001. Phan Văn Duyệt, "Nguy cơ nhiễm độc arsenic (thạch tín) của nước giếng khoan," in Báo Khoa học đời sống, ed. Hà Nội, 11.6.2000. Lê Huy Bá, Độc học môi trường cơ bản, 3 ed.: NXB Đại học Quốc gia TP. HCM, 2008. David Finney, Probit Analysis: Cambridge University Press, 2009.

[9] [10] Abolfazl Askary Sary, Maryam Mohammadi, "Lead Bioaccumulation and Toxicity in Tissues of Economically Fish Species from River and Marine Water," Bull. Environ. Contam. Toxicol., vol. 89, pp. 82-85, 2012.

[11] Gintaras Svecevicius, Gintare Sauliute, Raimondas Leopoldas Idzelis, Joana Grigeleviciute, "Accumulation of Heavy Metals in Different Body Tissues of Atlantic Salmon, Salmo salar L., Exposed to a Model Mixture (Cu, Zn, Ni, Cr, Pb, Cd) and Singly to Nickel, Chromium, and Lead," Bull. Environ. Contam. Toxicol., vol. 92, pp. 440-445, 2014.

[12] Mahesh Mohan, M. Deepa, E. V. Ramasamy, A. P. Thomas, "Accumulation of mercury and other heavy metals in edible fishes of Cochin backwaters, Southwest India," Environ. Monit. Assess., vol. 184, pp. 4233-4245, 2012.

[13] Andrea Martini Ribeiro, Wagner Ezequiel Risso, Marisa Narciso Fernandes, Claudia B. R. Martinez, "Lead accumulation and its effects on the branchial physiology of Prochilodus lineatus," Fish Physiol Biochem, vol. 40, pp. 645-657, 2014.

[14] Sivakumar Rajeshkumar, Xiaoyu Li, "Bioaccumulation of heavy metals in fish species from the Meiliang Bay, Taihu Lake, China," Toxicology Reports, vol. 5, pp. 288–295., 2018.

International, vol. Article

[15] Muhammad Iftikhar Khan, Muhammad Khisroon, Ajmal Khan, Naila Gulfam, Muhammad Siraj, Farrah Zaidi, Ahmadullah, Abidullah, Syeda Hira Fatima, Shumaila Noreen, Hamidullah, Zafar Ali Shah, and Fazli Qadir, "Bioaccumulation of Heavy Metals in Water, Sediments, and Tissues and Their Histopathological Effects on Anodonta cygnea (Linea, 1876) in Kabul River, Khyber Pakhtunkhwa, ID 1910274; Pakistan," BioMed Research https://doi.org/10.1155/2018/1910274, 2018.

113

[16] F. Kargin, H. Y. Çogun, "Metal Interactions During Accumulation and Elimination of Zinc and Cadmium in Tissues of the Freshwater Fish Tilapia nilotica," Bull. Environ. Contam. Toxicol., vol. 63, pp. 511-519, 1999.

[17] Heidi Amlund, Kevin A Francesconi, Claudette bethune, Anne Katrine Lundebey, Marc H. G. Berntssen, "Accumulation and elimination of dietary arsenobentaine in two species of fish, atlantic salmol and atlantic cod," Environmental Toxicology and chemistry, vol. 25, pp. 1787-1794, 2005.

[18] Wei Zhang, Lizhao Chen, Yanyan Zhou, YunWu, Li Zhang, "Biotransformation of inorganic arsenic in a marine herbivorous fish Siganus fuscescens after dietborne exposure," Chemosphere, vol. 147, pp. 297-304, 2016.

[19] Davar Shahsavani, Hasan Baghshani, Elias Alishahi, "Efficacy of Allicin in Decreasing Lead (Pb) Accumulation in Selected Tissues of Lead-Exposed Common Carp (Cyprinus carpio)," Biol. Trace Elem. Res., vol. 142, pp. 572-580, 2011. [20] Selene Chou, Carolyn Harper, Lisa Ingerman, Fernando Llados, Joan Colman, Lara Chappell, Mark Osier, DABT, Marc Odin, Gloria Sage, Toxicological Profile for Arsenic: Agency for Toxic Substances and Disease Registry, 2007.

[21] Brown RM, Newton D, Pickford CJ, "Human metabolism of arsenobetaine ingested

with fish.," Hum. Exp. Toxicol. , vol. 9, pp. 41-46, 1990.

[22] Cannon JR, Saunders JB, Toia RF., "Isolation and preliminary toxicological evaluation of arsenobetaine- the water-soluble arsenical constituent from the hepatopancreas of the western rock lobster.," Sci. Total Environ, vol. 31, pp. 181- 185, 1983.

[23] Zhang, T.L., Gao, Y.X., Lu, J.F., Wang, K., "Arsenite, arsenate and vanadate affect human erythrocyte membrane.," Journal of Inorganic Biochemistry, vol. 79, pp. 195- 203, 2000.

[24] Winski SL, Carter DE. , "Interaction of rat red-blood-cell sulfhyryls with arsenate and arsenite," Journal of toxicology and environmental health vol. 46, pp. 379-397, 1995.

[25] Suwalsky, M., Orellana, P., Avello, M., & Villena, F., "Protective effect of Ugni molinae Turcz against oxidative damage of human erythrocytes. ," Food and Chemical Toxicology, vol. 45, pp. 130-135, 2007.

[26] Nurul Akhma Zakaria, A.A. Kutty, M.A. Mahazar, and Marina Zainal Abidin "Arsenic acute toxicity assessment on select freshwater organism species in Malaysia," AIMS Environmental Science, vol. 3, pp. 804-814, 2016.

[27] Mosammat S. Akter, Md.K. Ahmed,Md.A.A. Akhand and Md.M. Islam, " Acute Toxicity of Arsenic and Mercury toFresh Water Climbing Perch, Anabas testudineus (Bloch)," World Journal of Zoology, vol. 3, pp. 13-18, 2008.

[28] Nassr-Allah, H. Abdel-Hameid, "A Protective Effect of Calcium Carbonate Against Arsenic Toxicity of the Nile Catfish, Clarias gariepinus," Turkish Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, vol. 9, pp. 191-200, 2009.

[29] Sangeeta Das, Balagopalan Unni, Minakshi Bhattacharjee, Sawlang Borsingh Wann and Paruchuri Gangadhar Rao, "Toxicological effects of arsenic exposure in a freshwater teleost fish, Channa punctatus," African Journal of Biotechnology, vol. 11, pp. 4447-4454, 2012.

[30] Ahmed MK, Habibullah-Al-Mamun M, Parvin E, Akter MS, Khan MS, "Arsenic induced toxicity and histopathological changes in gill and liver tissue of freshwater fish, tilapia (Oreochromis mossambicus)." Exp. Toxicol. Pathol., vol. 65, pp. 903- 909, 2013.

114

[31] Kovendan K., S. Vincent, S. Janarthanan and M. Saravanan, "Expression of metallothionein in liver and kidney of freshwater fish Cyprinus carpio var. communis (Linn) exposed to arsenic trioxide," American Journal of Scientific and Industrial research vol. 4, pp. 1-10, 2013.

[32] Chung-Min Liao, Bo-Ching Chen, Sher Singh, Ming-Chao Lin, Chen-Wuing Liu, Bor-Cheng Han, "Acute Toxicity and Bioaccumulation of Arsenic in Tilapia (Oreochromis mossambicus) from a Blackfoot Disease Area in Taiwan," Environ. Toxicol. , vol. 18, pp. 252–259, 2003.

[33] Lê Huy Bá, Độc học môi trường TP. HCM: NXB Đại học Quốc gia 2006. [34] Bibha Kumari, Vikas Kumar, Amit K. Sinha, Jawaid Ahsan, A. K. Ghosh, Hanping Wang, Gudrun DeBoeck, "Toxicology of arsenic in fish and aquatic systems," Environmental Chemistry Letters, vol. 15, pp. 43-64, 2017.

[36]

from

Industrially Polluted Patalganga River,

[37]

[35] Olga Čelechovská, Veronika Harkabusová, Blanka Macharáčková, Eva Vitoulová, Alena Lavičková, "Accumulation of arsenic during the growing period of rainbow trout (Oncorhynchus mykiss)," ACTA VET. BRNO, vol. 80, pp. 219–225, 2011. Jyotsna Thakur, Manda Mhatre, "Bioaccumulation of Heavy Metals in Tilapia Mossambicus Fish India," International Journal of Advanced Research, vol. 3, pp. 486-490, 2015. Juan José Rosso, Nahuel F. Schenone, Alejo Pérez Carrera, Alicia Fernández Cirelli, "Concentration of arsenic in water, sediments and fish species from naturally contaminated rivers," Environ Geochem Health vol. 35, pp. 201-214, 2013. [38] Zhang Cheng, Kun-Ci Chen, Kai-Bin Li, Xiang-Ping Nie, Sheng Chun Wu, Chris Kong-Chu Wong and Ming-Hung Wong, "Arsenic contamination in the freshwater fish ponds of Pearl River Delta: bioaccumulation and health risk assessment," Environ. Sci. Pollut. Res., vol. 20, pp. 4484–4495, 2013.

[39] Suhenrayatna, Akira Ohki, Tsunenori Nakajma, Shigeru, Maeda, "Studies on the accumulation and transformation of arsenic in freshwater organisms. Accumulation and transformation of arsenic compounds by Tilapia mossambia," Chemosphere, vol. 46, pp. 325-331, 2002.

[40] Tanu allen, Ritu Singhal and S.V.S Rana, "Resistance to Oxidative Stress in a Freshwater Fish Channa punctatus After Exposure to Inorganic Arsenic," Biological Trace Element Research vol. 98, pp. 63-72, 2004.

[42]

[43]

[41] Tanu Allen, and S.V.S. Rana, "Effect of Arsenic (AsIII) on Glutathione-Dependent Enzymes in Liver and Kidney of the Freshwater Fish Channa punctatus," Biological Trace Element Research vol. 100, pp. 39-48, 2004. Joseph R. Shaw, Brian Jackson, Kristin Gabor, Sara Stanton, Joshua W. Hamilton, Bruce A. Stanton, "The influence of exposure history on arsenic accumulation and toxicity in the killifish, Fundulus Heteroclitus " Environmental Toxicology and chemistry, vol. 26, pp. 2704-2709, 2007. Jeng-Wei Tsai, Ying-Hsuan Huang, Wei-Yu Chen, Chung-Min Liao, "Detoxification and bioregulation are critical for long-term waterborne arsenic exposure risk assessment for tilapia," Environ. Monit. Assess., vol. 184, pp. 561-572, 2012.

[44] Bibha Kumari, Jawaid Ahsan, "Study of muscle glycogen content in both sexes of an Indian teleost Clarias batrachus (Linn.) exposed to different concentrations of Arsenic," Fish Physiol Biochem, vol. 37, pp. 161–167, 2011.

[45] Hoàng Nhâm, Hóa Vô Cơ, Phần 3: NXB Giáo dục, 2005.

115

[46] Michael J.Scoullos, Mercury — Cadmium — Lead, Handbook for Sustainable Heavy

Metals Policy and Regulation: Kluwer Academic, 2001.

[47] Lê Huy Bá, Độc học môi trường chuyên khảo: NXB Khoa học kỹ thuật Thành phố

Hố Chí Minh, 2005.

[48] Eustace I.J. , "Zinc, cadmium, copper, and manganese in species of finfish and shellfish caught in the Derwent Estuary Tasmania. Aust," Journal Marine and Freshwater Research, vol. 25, pp. 209-220, 1974.

[49] Obaid Faroon, Annette Ashizawa, Scott Wright, Pam Tucker, Kim Jenkins, Lisa Ingerman, Catherine Rudisill, Toxicological Profile for Cadmium: Agency for Toxic Substances and Disease Registry, 2012.

[50] Rodriguez E. M., "Acute and chronic effects of cadmium on blood homeostasis of an estuarine crab, Chasmagnathus granulata, and the modifying effect of salinity " Braz. J. Med. Biol. Res vol. 34, pp. 509-518, 2001.

[51] Simpkins CO. , "Metallothinein in Human disease," Cell Mol Biol Mar, vol. 46, pp.

465-488, 2000.

[52] Monica Nordberg, Gunnar F. Nordberg, Bruce A. Fowler, Lars Friberg, Handbook

on the Toxicology of Metals, Third edition: Elsevier, 2007.

[53] Mehmet Yılmaz, Ali Gul, Erhan Karakose, "Investigation of acute toxicity and the effect of cadmium chloride (CdCl2.H2O) metal salt on behavior of the guppy (Poecilia reticulata)," Chemosphere vol. 56, pp. 375–380, 2004

[54] Syed Lal Shah, "Effects of Heavy Metal Accumulation on the 96-h LC50 Values in

Tench Tinca tinca L., 1758," Turk. J. Vet. Anim. Sci., vol. 29, pp. 139-144, 2005.

[55] Raj Kumar J.S.I, "Acute toxicity of cadmium, copper, lead and zinc to tiger shrimp Penaeus monodon postlarvae " International Jounal of Evironmental Sciences vol. 3, pp. 305-311, 2012.

[56] Saeed Zahedi, Mehdi Mehrpoosh, Hossein Vaezzade, Musa Zarei Dagesaracki, Seyed Mehdi Hosseini, "LC50 Determination and Copper and Cadmium Accumulation in the Gills of Kutum (Rutilus frisii kutum) Fingerlings," Terrestrial and Aquatic Environmental Toxicology, vol. 6, pp. 71-76, 2012.

[57] Ermelinda Prato, Francesca Biandolino, Christian Scardiccio, "Test for Acute Toxicity of Copper, Cadmium, and Mercury in Five Marine Species," Turk. J. Zool., vol. 30, pp. 285-290, 2006.

[58] Dorey Benjamin, A. J.Thatheyus, "Acute Toxicity of Nickel and Cadmium to the Cichlid Fish, Oreochromis mossambicus (Peters)," Research in Zoology, vol. 2, pp. 19-22, 2012.

[59] HutchinsonT. H., T. D. Williams, "Toxicity of cadmium, hexavalent chromium and copper to marine fish larvae (Cyprinodon variegatus) and copepods (Tisbe battagliai)," Marine Environmental Research, vol. 38, pp. 275-290, 1994.

[60] Emad H. Abou El-Naga, Khalid M. El-Moselhy and Mohamed A. Hamed "Toxicity of cadmium and copper and their effect on some biochemical parameters of Marine fish Mugil Seheli," Egyptian Journal of Aquatic Research, vol. 31, pp. 60-71, 2005. [61] Buckley J.A. , G. A. Yoshida, "Toxicities of total and chelex-labile cadmium to salmon in solutions of natural water and diluted sewage with potentially different cadmium complexing capacities," Water Research, vol. 19, pp. 1549-1554, 1985.

[62] Carrier R, T. L. Beitinger, "Reduction in thermal tolerance of Notropis lutrensis and Pimephales promelas exposed to cadmium," Water Research, vol. 22, pp. 511- 515, ,1988.

116

[63] Dutta T. K., A. Kaviraj, "Acute toxicity of cadmium to fish Labeo rohita and copepod

Diaptomus forbesi pre-exposed to CaO and KMnO4

" Chemosphere, vol. 42, pp. 955-958, 2001. [64] Barhoumi S., I. Messaoudi, "Cadmium bioaccumulation in three benthic fish species, Salaria basilisca, Zosterisessor ophiocephalus and Solea vulgaris collected from the Gulf of Gabes in Tunisia," Journal of Environmental Sciences, vol. 21, pp. 980-984, 2009.

[65] Brown M.W, D. G. Thomas "A comparison of the differential accumulation of cadmium in the tissues of three species of freshwater fish, Salmo gairdneri, Rutilus rutilus and Noemacheilus barbatulus," Comparative Biochemistry and Physiology Part C: Comparative Pharmacology, vol. 84, pp. 213-217, 1986.

[66] Cavas T., N. N. Garanko, "Induction of micronuclei and binuclei in blood, gill and liver cells of fishes subchronically exposed to cadmium chloride and copper sulphate," Food and Chemical Toxicology, vol. 43, pp. 569-574, 2005.

[67] Kim S.-G., J.-H. Jee, "Cadmium accumulation and elimination in tissues of juvenile olive flounder, Paralichthys olivaceus after sub-chronic cadmium exposure," Environmental Pollution, vol. 127, pp. 117-123, 2004.

[68] Andres S., F. Ribeyre, "Interspecific comparison of cadmium and zinc contamination in the organs of four fish species along a polymetallic pollution gradient (Lot River, France)," The Science of The Total Environment, vol. 248, pp. 11-25, 2000. [69] Barak N.A.E., C. F. Mason, "Mercury, cadmium and lead concentrations in five species of freshwater fish from Eastern England," The Science of The Total Environment, vol. 92, pp. 257-263, 1990.

[70] Berntssen M.H.G., A. K. Lundebye, "Energetics in Atlantic salmon (Salmo salar L.) parr fed elevated dietary cadmium," Comparative Biochemistry and Physiology C- Toxicology & Pharmacology, vol. 128, pp. 311-323, 2001.

[71] Kraemer L. D., P. G. C. Campbell, "Modeling cadmium accumulation in indigenous yellow perch (Perca flavescens)," Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, vol. 65, pp. 1623-1634, 2008.

[72] Madhuri Sarma, and Anil Kumar, "Bioaccumulation of heavy metal cadmium in fish and prawn of Sheonath river of Chhattishgarh, india," Int. J. Pharmacol. Bio. Sci., vol. 8, pp. 25-30, 2014.

[73] Block M., P. Pärt ""Increased availability of cadmium to perfused rainbow trout (Salmo gairdneri, Rich.) gills in the presence of the complexing agents diethyl dithiocarbamate, ethyl xanthate and isopropyl xanthate," Aquatic Toxicology, vol. 8, pp. 295-232, 1986.

[74] Baldisserotto B. , M. J. Chowdhury, "Effects of dietary calcium and cadmium on cadmium accumulation, calcium and cadmium uptake from the water, and their interactions in juvenile rainbow trout," Aquatic Toxicology, vol. 72, pp. 99-117, 2005.

[75] Lacroix A. , A. Hontela, "Role of calcium channels in cadmium-induced disruption of cortisol synthesis in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss)," Comparative Biochemistry and Physiology Part C: Toxicology & Pharmacology, vol. 144, pp. 141-147, 2006.

[76] Niyogi S., R. Kent, "ffects of water chemistry variables on gill binding and acute toxicity of cadmium in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss): A biotic ligand model (BLM) approach," Comparative Biochemistry and Physiology Part C: Toxicology & Pharmacology vol. 148, pp. 305-314., 2008.

117

[77] Le Croizier G., Lacroix C., Artigaud S., Le Floch S., Raffray J., Penicaud V., Coquillé V,. Autier J., Rouget ML., Le Bayon N., Laë R., Tito De Morais L, "Significance of metallothioneins in differential cadmium accumulation kinetics between two marine fish species," Environmental Pollution, vol. 236, pp. 462-476, 2018.

[78] Roesijadi M.E., Unger "Camidium uptake in gills otf the mollusc Crassostrea Virginica and inhibition by calcium channel blockers," Aquatic. Toxicologi., vol. 24, 1993.

[79] Rekha Pundir, A.B. Saxena " Chronic toxic exposure of Cd on the pituitary gland of fish Puntius ticto and pattern of recoupment," J. Environ. Biol., vol. 13, pp. 69-74, 1992.

[80] De.Smet H., R. Blust, " Stress responses and changes in protein metabolism in carp Cyprinus carpio during cadmium exposure," Ecotoxicol. Environ. Safety, vol. 48, pp. 255-262, 2001.

[81] Sorensen E.M., Cadmium. In: metal poisoning in fish: CRC Press, Boca Raton

Florida, USA, 1991.

[82] Lemaire-Gony S., P. Letnaire "Interactive effects of cadmium and benzo(a)pyrene on cellular structure and biotransformation enzymes of the liver of the European eel Anguilla anguilla," Aquat. Toxicol., vol. 22, pp. 145-160, 1992.

[83] Soengas J.L., M.J. Agra-lago, B. Carballo, M.D. Anders, J.A. Veira "Effect of an acute exposure to sublethal concentrations of cadmium on iver cacbohydrate metabolism of Atlantic salmon (Salmo salar)," Bull. Environ. Contam. Toxicol., vol. 57, pp. 625-631, 1996.

[84] Grose EC., JH.Richards, RH.Jaskot, MG.Menache, JA.Graham & WC.Dauterman "Glutathione peroxidase and glutathione transferase activity in rat lung and liver following cadmium inhalation," Toxicology, vol. 44, pp. 171-179, 1987. [85] Sorensen E.M. , Metal Poisoning in Fish: CRC., Boca Raton, FL., USA, 1991. [86] Sahire Karaytug, Fahri Karayakar, Nuray Ciftci, Bedii Cicik, "Effects of Cadmium on sera glucose and cortisol levels in Clarias gariepinus," Journal of Animal and veterinary Advances, vol. 9, pp. 2159-2162, 2010.

[87] Sobha K., A.Poornima, P.Harini and K. A.Veeraiah "Study on Biochemical changes in the fresh water fish, Catla catla (Hamilton) exposed to the heavy metal toxicant, Cadmium chloride," Kathmandu University Journal of Science, Engineering & Technology(KUSET), vol. 1, 2007.

[88] Tetsu F., H. Hiroshi and M. A. Itsuki "Theoretical study of natural convection heat transfer from downward-facing horizontal surfaces with uniform heat flux," International Journal of Heat and Mass Transfer, vol. 16, pp. 611-627, 1973. [89] Sevcikova M., H. Modra, A. Slaninova, Z. Svobodova, "Metals as a cause of oxidative stress in fish: a review," Veterinarni Medicina, vol. 56, pp. 537–546, 2011. [90] Kovarova J. , O. Celechovska, R. Kizek, V. Adam, D. Harustia¬kova, Z. Svobodova, "Effect of metals, with special attention of Cd, content of the Svitava and Svratka rivers on levels of thiol compounds in fish liver and their use as biochemical markers," Neuroendo¬crinology Letters, vol. 30, pp. 167-169, 2009.

[91] Cao L., W. Huang, J. Liu, X. Yin, S. Dou "Accumulation and oxidative stress biomarkers in Japanese floun¬der larvae and juveniles under chronic cadmium exposure," Comparative Biochemistry and Physiology C, vol. 151, pp. 386–392, 2010.

118

[92]

Jia X., H. Zhang, X. Liu, "Low levels of cadmium exposure induce DNA damage and oxidative stress in the liver of Oujiang colored common carp Cyprinus carpio var. color," Fish Physiology and Biochemistry, vol. 37, pp. 97–103, 2011.

[93] Almeida J.A., Y. S. Diniz, "The use of the oxidative stress responses as biomarkers in Nile tilapia (Oreochromis niloticus) exposed to in vivo cadmium contamination," Environment International, vol. 27, pp. 673-679, 2002.

[94] Muramoto S., "Vertebral column damage and decrease of calcium concentration in fish exposed experimentally to cadmium," Environmental Pollution Series A, Ecological and Biological, vol. 42, pp. 125-133, 1981.

[95] Chen J., Y. H. Shi, M. Y. Li, "Changes in transferrin and hepcidin genes expression in the liver of the Wsh Pseudosciaena crocea following exposure to cadmium," Arch. Toxicol., vol. 82, pp. 525–530, 2008.

[96] Elzbieta Kondera, Piotr Sarnowski, Katarzyna Ługowska, "High affinity of cadmium and copper to head kidney of common carp (Cyprinus carpio L.)," Fish Physiol Biochem, vol. 40, pp. 9–22, 2014.

[97] Pedram Malekpouri, Mohammad Kazemian, Ali Asghar Moshtaghie, Mehdi Soltani, "Protective effect of zinc on related parameters to bone metabolism in common carp fish (Cyprinus carpio L.) intoxified with cadmium," Fish Physiol Biochem, vol. 37, pp. 187–196, 2011.

[98] Wilkes C. E. , J. W. Summers, C. A. Daniels, M. T. Berard "PVC handbook,"

München: Hanser, p. 106, 2005.

[99] Leonard, R. Alvin ; Lynch, Glenn "Dishware as a Possible Source for Lead

Poisoning," Calif. Med. , vol. 89, pp. 414-416, 1958.

[100] Henry Abadin, Annette Ashizawa, Yee-Wan Stevens, Fernando Llados, Gary Diamond, Gloria Sage, Mario Citra, Antonio Quinones, Stephen J. Bosch, Steven G. Swarts, Toxicological Profile for Lead. : Agency for Toxic Substances and Disease Registry, 2007.

[101] Arash Omidi, Sohrab Mazloomi and Homayoon Farhangfar, "Preservative effect of Quanats Water to reduce lead acetat toxicity (LC50-96h) on Capoeta fusca," Journal of fisheries and Aquatic Science vol. 4, pp. 50-56, 2009.

[102] Mahdi Banaee, Behzad Nematdoust Haghi, Fazel Zoheiri and "LC50 and bioaccumulation of lead nitrate (Pb(NO3)2) in Goldfish (Carassius auratus) " International Journal of Aquatic Biology, vol. 1, pp. 233-239, 2013.

[103] Arshad Javid, Muhammad Javed, Sajid Abdullah and Zulfiqar Ali "Bio- accumulation of Lead in the Bodies of Major Carps (Catla catla, Labeo rohita and Cirrhina mrigala) during 96-h LC50 Exposures," International Journal of Agriculture & Biology, vol. 9, pp. 909-912, 2007.

[104] Sajid Abdulah, Muhammad Javed and Arshad Javid "Studies on Acute Toxicity of Metals to the Fish (Labeo rohita) " International Jounal of Agriculture & Biology, vol. 9, pp. 333-337, 2007.

[105] Ay Ö., M. Kalay, L. Tamer, M. Canli, "Copper and Lead Accumulation in Tissues of a Freshwater Fish Tilapia zillii and Its Effects on the Branchial Na,K-ATPase Activity," Bull. Environ. Contam. Toxicol., vol. 62, pp. 160-168, 1999.

[106] Ewa Łuszczek-Trojnar, Ewa Drąg-Kozak and Włodzimierz Popek, "Lead accumulation and elimination in tissues of Prussian carp, Carassius gibelio (Bloch, 1782), after long-term dietary exposure, and depuration periods," Environ. Sci. Pollut. Res. , vol. 20, pp. 3122–3132, 2013.

119

[107] Reed Larsen P., Henry M. Kronenberg, Shlomo Melmed, Kenneth S. Polonsky,

Williams Textbook of Endocrinology, 10 ed.: Elsevier, 2003.

[108] Eugene Straus, Rosalyn Yalow, Nobel Laureate: Her Life and Work in Medicine : a

Biographical Memoir: Perseus Books, 1998.

[109] Gamperl A.K., M.M. Vijaan, R.G. Boutilizer, "Experimental control of stress hormone levels in fishes: techniques and applications," Reviews in fish Biology and fisheries, vol. 4, pp. 215-255, 1994.

[110] Rudolf M. Lequin, "Enzyme Immunoassay (EIA)/Enzyme-Linked Immunosorbent

Assay (ELISA)," Clinical Chemistry, vol. 51, pp. 2415-2418, 2005.

[111] Dina Aronson, "Cortisol — Its Role in Stress, Inflammation, and Indications for Diet

Therap," Today’s Dietitian, vol. 11, p. 38, 2009.

[112] Thomas P. Mommsen, Mathilakath M. Vijayan & Thomas W. Moon, "Cortisol in teleosts: dynamics, mechanisms of action, and metabolic regulation," Reviews in Fish Biology and Fisheries vol. 9, pp. 211–268, 1999.

[113] Tort L., B. Kargacin, "The effect of cadmium exposure and stress on plasma cortisol, metallothionein levels and oxidative status in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) liver," Comparative Biochemistry and Physiology Part C: Comparative Pharmacology and Toxicology, vol. 114, pp. 29-34, 1996.

[114] Iwama G.K., A.D. Pickering, J.P. Sumpter, C.B. Schreck, Fish stress and health in aquaculture. United States of America: Cambridge University Press, 2011. [115] Fryer J.L. , K. Lederis, "Control of corticotropin secretion in teleost fishes," Am.

Zool., vol. 26, pp. 1017–1026., 1986.

[116] Brodeur J.C., C. Daniel, "In vitro response to ACTH of the interrenal tissue of rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) exposed to cadmium," Aquatic Toxicology, vol. 42, pp. 103-113, 1998.

[117] James V. A. , T. Wigham, "The effects of cadmium on prolactin cell activity and plasma cortisol levels in the rainbow trout (Salmo gairdneri)," Aquatic Toxicology, vol.

8, pp. 273-280, 1996.

[118] Svobodová Z., P. Kaláb, L. Duek, B. Vykusová, J. Kolárová, D. Janouková, "The effect of handling and transport on the concentration of glucose and cortisol in blood plasma of common carp " Acta. Vet. Brno vol. 68, pp. 265–274, 1999.

[119] Gracey, A. Y., J. V. Troll and G. N. Somero, "Hypoxia-induced gene expression profiling in the euryoxic fish Gillichthys mirabilis," Proc. Natl. Acad. Sci, vol. 98, pp. 1993-1998, 2001.

[120] Sures B., I. Lutz and W. Kloas, "Effects of infection with Anguillicola crassus and simultaneous exposure with Cd and 3,3k,4,4k,5-pentachlorobiphenyl (PCB 126) on the levels of cortisol and glucose in European eel (Anguilla anguilla)," Parasitology, vol. 132, pp. 281–288, 2006.

[121] Julie R. Marentette, Stephanie Tong & Sigal Balshine, "The cortisol stress response in male round goby (Neogobius melanostomus): effects of living in polluted environments?," Environ. Biol. Fish vol. 96, pp. 723–733, 2013.

[122] Ahmad Gharaei, Saeed Keyvanshokooh, Mostafa Ghaffari, Reza Akrami, "Changes in metabolic enzymes, cortisol and glucose concentrations of Beluga (Huso huso) exposed to dietary methylmercury," Fish Physiol Biochem vol. 37, pp. 485–493, 2011.

[123] Kadambri Gupta, Seema Langer, Jyoti Sharma and Sheetal Sharma, "Effect of different sublethal concentrations of Manganese on the levels of cortisol in Garra

120

gotyla gotyla," International Journal of Scientific and Research Publications, vol. 2, pp. 1-3, 2012.

[124] Ricard A. C., C. Daniel, P. Anderson, A. Hontela, "Effects of Subchronic Exposure to Cadmium Chloride on Endocrine and Metabolic Functions in Rainbow Trout Oncorhynchus mykiss," Archives of Environmental Contamination and Toxicology, vol. 34, pp. 377–381, 1998.

[125] Danga Z.C. , M.H.G. Berntssenb, A.K. Lundebyeb, G. Flika, S.E. Wendelaar Bongaa, R.A.C. Lock, "Metallothionein and cortisol receptor expression in gills of Atlantic salmon, Salmo salar, exposed to dietary cadmium," Aquatic Toxicology, vol. 53, pp. 91–101, 2001.

[126] Drastichová J, Svobodová Z, Lusková V, Celechovsklá O, Kaláb P, "Effect of cadmium on blood plasma biochemistry in carp (Cyprinus carpio L.)." Bull. Environ. Contam. Toxicol., vol. 72, pp. 733-740, 2004.

[127] Lin Ezemonye, and To Ikpesu, "Changes in carbohydrate metabolism, oxidative stress and loss of cortisol secretion in adrenocortica l cells of Oreochromis niloticus exposed in vitro to endosulfan," Toxicology and Industrial Health, vol. 29, pp. 325– 333, 2012.

[128] Lars Niklasson, Henrik Sundh, Rolf-Erik Olsen, Fredrik Jutfelt, Karsten Skjødt, Kristina Snuttan Sundell, Tom O. Nilsen, "Effects of Cortisol on the Intestinal Mucosal Immune Response during Cohabitant Challenge with IPNV in Atlantic Salmon (Salmo salar)," Plos one, vol. 9, p. e94288, 2014.

[129] O’Connor E. A. , T. G. Pottinger, L. U. Sneddon, "The effects of acute and chronic hypoxia on cortisol, glucose and lactate concentrations in different populations of three-spined stickleback," Fish Physiol Biochem vol. 37, pp. 461–469, 2011. [130] Alexandra Gagnon, Catherine Jumarie, Alice Hontela, "Effects of Cu on plasma cortisol and cortisol secretion by adrenocortical cells of rainbow trout (Oncorhynchus mykiss)," Aquatic Toxicology, vol. 78, pp. 59-65, 2006.

[131] Mohammed Abdulredha Jasim Aldoghachia, Jasim Aldoghachi, M. Motior Rahman, I. Yusoff and M. Sofian-Azirun, "Acute toxicity and bioaccumulation of heavy metals in Red Tilapia fish," The Journal of Animal & Plant Sciences, vol. 26, pp. 507-513, 2016.

[132] Kah Hin Low, Sharifuddin Md. Zain, Mhd. Radzi Abas, "Evaluation of Metal Concentrations in Red Tilapia (Oreochromis spp) from Three Sampling Sites in Jelebu, Malaysia Using Principal Component Analysis," Food Analytical Methods, vol. 4, pp. 276–285, 2011.

[133] Abdulali Taweel, M. Shuhaimi-Othman and A. K. Ahmad "Heavy metals concentration in different organs of tilapia fish (Oreochromis niloticus) from selected areas of Bangi, Selangor, Malaysia " African Journal of Biotechnology vol. 10, pp. 11562-11566, 2011.

[134] Mohammed Abdulredha Jasim Aldoghachia, Mohd. Sofian Aziruna, Ismail Yusoffb, Muhammad Aqeel Ashrafb, "Ultrastructural effects on gill tissues induced in red tilapia Oreochromis sp. by a waterborne lead exposure," Saudi Journal of Biological Sciences, vol. 23, pp. 634–641, 2016.

[135] Accio Moura D'Silva and O. Eugene Maughan, "Effects of Density and Water Quality on Red Tilapia (Oreochromis mossambicus × O. urolepis hornorum) in Pulsed-Flow Culture Systems," Journal of Applied Aquaculture, vol. 5, pp. 69-76, 1995.

121

[136] American

Society

of

Ichthyologists

and

Herpetologists,

"Guidelines for the Use of Fishes in Research," ed: Aaron Lerner, 2004.

[137] Amrollarhi Biuki Narges, Savari Ahmad, Mortazavi Mohammadsedigh, Zolgharnein Hossein, Salamat Negin, Amrollarhi Biuki Zohreh, , "Non-essential metals (Cd&Pb) accumulation and elimination in liver tissue of juvenile milkfish after sublethal exposure," Indian Journal of Geo-marine Sciences, vol. 41, pp. 412-417, 2012.

[138] J. Munoz, J. R. Baena, M. Gallego and M. Valcárcel, "Development of a method for the determination of inorganic cadmium and cadmium metallothioneins in fish liver by continuous preconcentration on fullerene and flame atomic absorption spectrometry," J. Anal. At. Spectrom, vol. 17, pp. 716-720, 2002.

[139] Yiquan Chen, Limei Huang, Weihua Wu, Yajuan Ruan, Zujian Wu, Zhimin Xue, FengFu Fu, "Speciation analysis of lead in marine animals by using capillary electrophoresis couple online with inductively coupled plasma mass spectrometry," Electrophoresis, vol. 35, pp. 1346-1352, 2014.

[140] Eduardo Kinio Sugawara, Luciane Maria Ribeiro Neto, Ieda Terezinha do Nascimento Verreschi, "Determination of free urinary cortisol in cushing's syndrome using reversed-phase high performance liquid chromatography," Química Nova, vol. 33, 2010.

[141] A. M. Caldarell, , E. George, Reardon and Ernesto Canalis, "Analysis for Cortisol in Serum by Liquid Chromatography," Clinical Chemistry, vol. 28, pp. 538-543, 1982. [142] E. K. Sugawara, L. M. R. Neto e Ieda Terezinha do Nascimento Verreschi, "Determination of free urinary cortisol in cushing’s syndrome using reversed-phase high performance liquid chromatography," Química Nova, vol. 32, pp. 447-450, 2010.

[143] R. L. Taylor, D. Machacek, R. J. Singh, "Validation of a high-throughput liquid chromatography-tandem mass spectrometry method for urinary cortisol and cortisone," Clinical Chemistry, vol. 48, pp. 1511-1519, 2002.

[144] T. Furuta, C. Mori, A. Suzuki, H. Shibasaki, A. Yokokawa, Y. Kasuya, "Simultaneous determination of 6- beta-hydroxycortisol and cortisol in human urine by liquid chromatography with ultraviolet absorbance detection for phenotyping the CYP3A activity determined by the cortisol 6-beta-hydroxylation clearance," Journal Chromatography B, vol. 801, pp. 165-171, 2004.

[145] Z. Hu, Q. Gong, X. Hu, L. Wang, Y. Cao, W. Cao, Q. Yu, Z. Cheng, "Simultaneous determination of 6-beta-hydroxycortisol and cortisol in human urine and plasma by liquid chromatography with ultraviolet absorbance detection for phenotyping the CYP3A activity," Journal Chromatography B, vol. 826, pp. 238-243, 2005. [146] Y. Zhang, H. L. Wu, Y. J. Ding, A. L. Xia, H. Cui, R. Q. Yu, "Simultaneous determination of cortisol and prednisolone in body fluids by using HPLC-DAD coupled with second-order calibration based on alternating trilinear decomposition," Journal Chromatography B, vol. 840, pp. 116-123, 2006.

[147] A. E. Nassar, N. Varshney, T. Getek, L. Cheng, "Quantitative analysis of hydrocortisone in human urine using a high-performance liquid chromatographic- tandem mass spectrometric-atmospheric-pressure chemical ionization method," Journal Chromatography, Science, vol. 39, pp. 59-64, 2001.

[148] Trần Cao Sơn, Thẩm định phương pháp trong phân tích hoá học và vi sinh vật. Hà

Nội: NXB Khoa học và kỹ thuật, 2010.

122

[149] Eric Amster, Asheesh Tiwary, Marc B. Schenker, "Case report: Potential arsenic ," Environmental Health to herbal kelp Supplement,

toxicosis secondary Perspectives, vol. 115, pp. 606-608, 2007.

[150] Evans, D. W., Doo, D. K. D. and Hanson, P., "Trace element concentration in fish livers: implication of variations with fish size in pollution monitoring," Mar. Pollut. Bull. , vol. 26, pp. 329- 334, 1993.

[151] Reid, S. D. and D. G. McDonald, "Metal Binding Activity of the Gills of Rainbow Trout (Oncorhynchus mykiss)," Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences vol. 48, pp. 1061-1068, 1991.

[152] Vahter, M., "Mechanisms of arsenic biotransformation," Toxicology, vol. 181, pp.

211-217, 2002.

[153] Amlund, H., Francesconi, K., Bethune, C., Lundebye, A.-K., Berntssen, M., "Accumulation and elimination of dietborne arsenobetaine in two species of fish, Atlantic salmon (Salmo salar L.) and Atlantic cod (Gadus morhua L.)," Environ. Toxicol. Chem., vol. 25, pp. 1787-1794, 2006.

[154] Kirby, J., Maher, W., Spooner, D., "Arsenic occurrence and species in near-shore macroalgae-feeding marine animals," Environ. Sci. Technol., vol. 39, pp. 5999-6005, 2005.

[155] Katarina Jovičić, Dragica M. Nikolić, Željka Višnjić-Jeftić, Vesna Đikanović, Stefan Skorić, Srđan M. Stefanović, Mirjana Lenhardt, Aleksandar Hegediš, Jasmina Krpo- Ćetković, Ivan Jarić, "Mapping differential elemental accumulation in fish tissues: assessment of metal and trace element concentrations in wels catfish (Silurus glanis) from the Danube River by ICP-MS.," Environmental Science Pollution Research, vol. 22, pp. 3820–3827, 2015.

[156] Has-Schön E., Bogut I., Vuković R., Galović D., Bogut A., Horvatić J., "Distribution and age-related bioaccumulation of lead (Pb), mercury (Hg), cadmium (Cd), and arsenic (As) in tissues of common carp (Cyprinus carpio) and European catfish (Sylurus glanis) from the Buško Blato reservoir (Bosnia and Herzegovina)”. ," Chemosphere, vol. 135, pp. 289-296, 2015.

[157] Has-Schon, "Heavy metals profilr five fish species included in human diet, domiciled in the end flow of River Neretva (Croatia)," Achives of environmental contamination and toxicology, vol. 50, pp. 545-551, 2006.

[158] Sung-Deuk Choi, Hee-Sik Son, Minkyu Choi, Min-Kyu Park, "Accumulation Features of Arsenic Species in Various Fishes Collected from Coastal Cities in Korea," Ocean Sci. J., vol. 50, pp. 741-750, 2015.

[159] Kirby J., W. Maher, "Tissue accumulation and distribution of arsenic compounds in three marine fish species : relationship to trophic position," Appl. Organometal. Chem., vol. 16, pp. 108-115, 2002.

[160] M Saeed Heydarnejad, Mozhdeh Khosravian-Hemamai, and Amin Nematollahi, "Effects of cadmium at sub-lethal concentration on growth and biochemical parameters in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss)," Irish Veterinary Journal, vol. 66, p. 11, 2013.

[161] Campana O, Saraquete C, Blasco J. , "Effect of lead on ALA-D activity, metallothionein levels, and lipid peroxidation in blood, kidney, and liver of the toadfish Halobatrachus didactylus," Ecotoxicol Environmental Safe, vol. 55, pp. 116- 125, 2003.

123

[162] Claiborne, J. B., S. L. Edwards and A. I. Morrison-Shetlar, "Acid-base regulation in fishes: cellular and molecular mechanisms.," Journal of Experimental Zoology, vol. 293, pp. 302-319, 2002.

[163] Randall, D. J., C. J. Brauner, R. V. Thurston and J. F. Neuman Water chemistry at the gill surfaces of fish and the uptake of xenobiotics. Toxicology of Aquatic Pollution: Physiological, Molecular and Cellular Approaches. Cambridge: Cambridge University Press, 1996.

[164] Roesijadi G., "Metallothionein and its role in toxic metal regulation " Comp.

Biochem. Physiol., vol. 113, pp. 117-123, 1996.

[165] Linde AR., Klein D., Summer KH., "Phenomenon of hepatic overload of copper in Mugil cephalus: role of metallothionein and patterns of copper cellular distribution," Basic Clinical. Pharma. Toxicol., vol. 97, pp. 230-235, 2005.

[166] Shinn CA., Dauba F., Grenouillet G., Guenard G., Lek S., "Temporal variation of heavy metal contamination in fish of the river lot in southern France Ecotoxicol," Environ. Saf., vol. 72, pp. 1957-1965, 2009.

[167] Z. Jaric, Visnjic-Jeftic, G. Cvijanovic, Z. Gacic, L. Jovanovic, S. Skoric, M. Lenhardt, "Determination of differential heavy metal and trace element accumulation in liver, gills, intestine and muscle of sterlet Acipenser ruthenus from Danube River in Serbia by ICP-OES," Microchemical Journal vol. 98, pp. 77-81.

[168] Amiard JC., Amiard-Triquet C., Barka S., Pellerin J., Rainbow PS.

, "Metallothioneins in aquatic invertebrates: Their role in metal detoxification and their use as biomarkers," Aquat Toxicol., vol. 76, pp. 160-202, 2006.

[169] Johannes Godt, Franziska Scheidig, Christian Grosse-Siestrup, Vera Esche, Paul Brandenburg, Andrea Reich and David A Groneberg, "The toxicity of cadmium and resulting hazards for human health," Journal of Occupational Medicine and Toxicology, vol. 1, p. 22, 2006.

[170] Jung D. Park , Yaping Liu, Curtis D. Klaassen, "Protective effect of metallothionein against the toxicity of cadmium and other metals," Toxicology vol. 163, pp. 93-100, 2001.

[171] Suresh A, Meena B, Sumit Rose, MANI R, "Induction of Metallothionein With Cadmium Chloride in a Economically Important Freshwater Fish-grass Carp, Ctenopharyngodon Idella (VALENCIENNES, 1844)," Asian J Pharm Clin Res, vol. 8, pp. 276-281, 2015.

[172] Roesijadi, G., " Metallothionein in metal regulation and toxicity in aquatic animals. ,"

Review. Aquat. Toxicol., vol. 22, pp. 81-113, 1992.

[173] Thomas , D.G., Cryer A., Solbe F.D.L.G., Kay J., , "A comparison of the accumulation and protein binding of environmental cadmium in the gills, kidney and liver of rainbow trout (Salmo gairdneri Richardson)," Comp. Biochem. Physiol., vol. 76C, pp. 241-246, 1983.

[174] Möstl, E., and R. Palme, "Hormones as Indicators of Stress," Domestic Animal

Endocrinology, vol. 23, pp. 67-74, 2002.

[175] Pottinger, T.G., and E. Mosuwe, "The Corticosteroidogenic Response of Brown and Rainbow Trout Levins and Fry to Environmental Stress During a Critical Period," General and Comparative Endocrinology, vol. 95, pp. 350-362, 1994.

[176] Hontela, A., "Endocrine and Physiological Responses of Fish of Xenobiotics: Role

of Glucocorticosteroid Hormones," Reviews in Toxicology, vol. 1, pp. 1-46, 1997.

[177] Aluru, N., E.H. Jorgensen, A.G. Maule, and M.M. Vijayan, "PCB Disruption of the Hypothalamus-Pituitary-Interrenal Axis Involves Brain Glucocorticoid Receptor

124

Down Regulation in Anadromous Arctic Charr," American Journal of Physiology Regulatory, Integrative and Comparative Physiology vol. 287, pp. 787-793, 2004.

[178] Wenderlaar-Bonga, S.E., "The Stress Response in Fish," Physiological Reviews vol.

77, pp. 591-625, 1997.

[179] Gill, T. S., G. Leitner, S. Porta, and A. Epple., "Response Plasma Cortisol to Environmental Cadmium in the Eel, Anguilla rostrata Lesueur," Comparative Biochemistry and Physiology Part C: Comparative Pharmacology vol. 104, pp. 489- 495, 1993.

[180] Pelgrom, S.M.G.J., R.A.C. Lock, P.H.M. Balm, and S.E. Wendelaar-Bonga, "Effects of Combined Waterborne Cd and Cu Exposures on Ionic Composition and Plasma Cortisol in Tilapia, Oreochromis mossombicus," Comparative Biochemistry and Physiology: Pharmacology, Toxicology and Endocrinology C, vol. 111, pp. 227-235, 1995.

[181] Dang, Z.C., M.H.G. Berntssen, A.K. Lundebye, G. Filk, S.E.W. Bonga, and R.A.C. Lock, "Metallothionein and Cortisol Receptor Expression in Gills of Altantic Salmon, Salmo salar, Exposed to Dietary Cadmium," Aquatic Toxicology, vol. 53, pp. 91-101, 2001.

[182] Olojo EAA., Olurin KB., Mbaka G., Oluwemimo AD., "Histopathology of the gill and liver tissues of the African catfish, Clarias gariepinus exposed to lead," Afr. J. Biotechnol., vol. 4, pp. 117-122, 2005.

[183] Moiseenko, T. I., L. P. Kudryavtseva and N. A. Gashkina "Assessment of the Geochemical Background and Anthropogenic Load by Bioaccumulation of Microelements in Fish," Water Resources, vol. 32, pp. 640-652, 2005.

[184] Tulasi, S.J., Reddy P.U., Ramana Rao J.V., "Accumulation of lead and effects on total lipid derivatives in the freshwater fish Anabas testudineus," Ecotox. Environ. Safe. , vol. 23, pp. 33-38, 1992.

[185] Allen, P., "Accumulation profiles of lead and the influence of cadmium and mercury in Oreochromis auereus (Steindachner) during chronic exposure," Toxicol. Environ. Chem., vol. 44:, pp. 101-112, 1994.

[186] Agah, H., M. Leermakers, M. Elskens, S. M. R. Fatemi and W. Baeyens, "Accumulation of trace metals in the muscle and liver tissues of five fish species from the Persian Gulf," Environmental Monitoring and Assessment, vol. 157, pp. 499-514, 2008.

[187] Harvey C. Gonick, "Lead-Binding Proteins: A Review," Journal of Toxicology, vol.

Article ID 686050, doi:10.1155/2011/686050, 2011.

[188] Gagan Flora, Deepesh Gupta, Archana Tiwari, "Toxicity of lead: A review with

recent updates," Interdiscip Toxicol, vol. 5, pp. 47-58, 2012.

[189] Peter Calow, Bioaccumulation processes, Hanbook of Toxicology vol. 1: Simkiss &

Taylor 1989.

[190] Mustafa, Kalay and M. Canli, "Elimination of Essential (Cu, Zn) and Non-Essential (Cd, Pb) Metals from Tissues of a Freshwater Fish Tilapia zilli," Turky Journal Zool., vol. 24, pp. 429-436, 2000.

[191] Łuszczek-Trojnar, E., E. Drąg-Kozak and W. Popek "Lead accumulation and elimination in tissues of Prussian carp, Carassius gibelio (Bloch, 1782), after long- term dietary exposure, and depuration periods," Environmental Science and Pollution Research International, vol. 20, pp. 3122-3132, 2013.

[192] Bộ Y tế, "Quyết định 46/2007/QĐ-BYT Về việc ban hành “Quy định giới hạn tối đa

ô nhiễm sinh học và hóa học trong thực phẩm”," 19/12/2007.

125

[193] Trung tâm dinh dưỡng Thành phố Hồ Chí Minh. Tháp dinh dưỡng cân đối [Online].

Available: http://www.ttdinhduong.org/ttdd/trang-chu.aspx

[194] Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia đối với giới hạn kim loại nặng trong thực phẩm, QCVN

8-2:2011/BYT, 2011.

126

PHỤ LỤC

Phụ lục 1. Kết quả khảo sát độ chụm trong phân tích cortisol chuẩn

Nồng độ (ng/mL) Diện tích peaks % RSD (n = 3)

50 2,92 1,10

100 5,60 0,57

150 8,33 0,67

200 11,18 0,68

250 13,85 0,61

Phụ lục 2. Phương trình đường chuẩn phân tích cortisol

Phụ lục 3. Độ đúng và độ chụm phân tích cortisol.

Phân tích trong ngày Phân tích giữa các ngày

Nồng độ

Nồng độ phân Độ Độ Nồng độ phân Độ gốc Độ đúng tích được chụm đúng tích được chụm (ng/mL) CV (%) (ng/mL) (%) CV (%) (ng/mL) (%)

50,0 47,2 ± 1,1 94,5 47,2 ± 1,2 2,3 2,6 94,1

98,8 92,3 ± 1,0 93,4 90,1 ± 2,0 1,1 2,2 91,2

127

Phụ lục 4. Hiệu suất thu hồi của quy trình phân tích cortisol.

Nồng độ Nồng độ Nồng độ

cortisol trong chuẩn thêm xác định Nồng độ tính Độ chụm Hiệu suất

máu cá Điêu vào được toán (ng/mL) (CV) thu hồi %

hồng (ng/mL) (ng/mL) (ng/mL)

5,6 88,2 25,0 109,9 ± 0,9 22,0 ± 1,2

1,3 97,7 50,0 136,7 ± 1,5 48,8 ± 0,6 87,4 ± 1,4 3,6 96,9 75,0 160,6 ± 3,6 72,7 ± 2,6

6,5 91,8 100,0 179,7 ± 5,2 91,8 ± 6,0

Phụ lục 5. Sắc ký đồ phân tích cortisol trong mẫu có thêm 100 ng/mL chuẩn.

Phụ lục 6. Khảo sát ảnh hưởng của các ion đến tín hiệu phân tích Cd

(a) Ảnh hưởng của Ca, Mg đến tín hiệu phân tích cadimi

128

(b) Ảnh hưởng của Al, Fe đến tín hiệu phân tích cadimi

(c) Ảnh hưởng của Na, K đến tín hiệu phân tích cadimi

Phụ lục 7. Ảnh hưởng của nền mẫu đến tín hiệu phân tích Cd

Thông số Cường độ phát xạ Cd (CPS)

Mẫu (µg/kg) 6290,6

Mẫu thêm chuẩn 50 (µg/kg) 28836,5

Hiệu số mẫu có và không có thêm chuẩn 22545,8

Dung dịch chuẩn 50 µg/L 23242,9

2,53 tTN

129

Phụ lục 8. Hiệu suất thu hồi của quy trình phân hủy mẫu

Nồng độ Lượng Nồng độ xác Nồng độ Hiệu suất Kim loại trong mẫu thịt thêm định được tính toán thu hồi (%) cá (µg/kg) (µg/kg) (µg/kg) (µg/kg)

Cd 9,16 50 56,36 47,2 94,4

Phụ lục 9. Độ chụm của quy trình xử lý mẫu xác định Cd.

Lần phân tích Kim loại Bộ phận %RSD Lần 1 Lần 2 Lần 3

Thịt 9,2 8,4 9,9 8,2

Cd (µg/kg) Gan 11,5 12,7 12,9 6,1

Mang 11,2 11,6 12,8 9,0

Phụ lục 10. Ảnh hưởng của Na, K, Ca, Mg, Fe, Al đến tín hiệu phân tích chì.

130

Phụ lục 11. Kết quả đường chuẩn, LOD, LOQ trong phân tích chì

Thông số Kết quả

Khoảng tuyến tính 10 µg/L - 100 mg/L

Đường chuẩn 20 µg/L - 500 µg/L

Phương trình hồi quy y = 644,6 x - 1388

Hệ số tương quan (r2) 0,9998

LOD (ng/mL) 1,2

LOQ (ng/mL) 3,9

Phụ lục 12. Ảnh hưởng của nền mẫu trong phân tích Pb

Thông số Cường độ phát xạ Pb (CPS)

Mẫu (µg/kg) 5431,2

Mẫu thêm chuẩn 50 (µg/kg) 36649,9

Hiệu số mẫu có và không có thêm chuẩn 31218,7

Dung dịch chuẩn 50 µg/L 28672,4

2,08 tTN

Phụ lục 13. Hiệu suất thu hồi của quy trình phân hủy mẫu xác định hàm lượng chì

Nồng độ Lượng Nồng độ xác Nồng độ Hiệu suất Kim loại trong mẫu thịt thêm định được tính toán thu hồi (%) cá (µg/kg) (µg/kg) (µg/kg) (µg/kg)

Pb 12,5 50 58,6 46,1 92,2

131

Phụ lục 14. Độ chụm của quy trình xử lý mẫu xác định Pb.

Lần phân tích %RSD Kim loại Bộ phận Lần 1 Lần 2 Lần 3

4,3 Thịt 53,1 50,8 55,4

3,7 Gan Pb (µg/kg) 105,7 113,7 110,5

4,4 Mang 192,4 183,4 200,1

Phụ lục 15. Kết quả xác định độ đúng, độ chụm của quy trình phân tích As.

Phân tích trong ngày Phân tích giữa các ngày

(n=6) (n=6, 6 ngày) Giá trị

tham chiếu CV (%) Giá trị tìm Giá trị tìm CV (%) RSD (µg/L) được RSD (%) được Độ (%) Độ đúng (µg/L)* (µg/L)* đúng

0,50 0,49 ± 0,01 2,69 98,0 0,48 ± 0,01 2,11 96,0

5,00 4,93 ± 0,02 0,41 98,6 4,89 ± 0,20 4,17 97,8

Phụ lục 16. Hiệu suất thu hồi As từ mẫu thịt cá.

Hàm lượng Hiệu suất Nồng độ As As trong Nồng độ As Nồng độ As RSD (%) thu hồi xác định thịt cá Điêu thêm chuẩn tính toán* (%) được* hồng (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L)

0,5 0,92 ± 0,07 0,57 ± 0,04 7,04 114 0,33 ± 0,03 5,0 5,58 ± 0,12 5,25 ± 0,13 2,56 105

132

Phụ lục 17. Tỉ lệ cá thí nghiệm chết do As trong 96 giờ

Thời gian (giờ) 24 48 72 96

0 0 0 20 13,3 ± 5,8

25 3,3 ± 5,8 6,7 ± 5,8 10,0 ± 0,0 26,7 ± 5,8

27 3,3 ± 5,8 13,3 ± 5,8 30 ± 0,00 46,7 ± 5,8

30 10,0 ± 0,0 26,7 ± 5,8 40 ± 0,0 56,7 ± 5,8

Nồng độ ô nhiễm (mgAs/L) 33 13,3 ± 5,8 30,0 ± 0,0 43,3 ± 5,8 56,7 ± 5,8

35 16,7 ± 5,8 30,0 ± 10,0 63,3 ± 5,8 50,0 ± 10,0

40 53,3 ± 5,8 76,7 ± 5,8 93,3 ± 5,8 100 ± 0,0

Phụ lục 18. Mối tương quan giữa nồng độ As trong nước ô nhiễm và % cá chết

Nồng độ As ô nhiễm (mg/L) Tỉ lệ cá chết (%)

20 13,3 ± 5,8

25 26,7 ± 5,8

27 46,7 ± 5,8

30 56,7 ± 5,8

33 56,7 ± 5,8

35 63,3 ± 5,8

40 100,0 ± 0,0

133

Phụ lục 19. Hàm lượng As trong mang cá sau 20 ngày ô nhiễm As.

Hàm lượng As trong mang cá (mg/kg khối lượng khô)

Ô nhiễm Thời gian (ngày) Đối chứng 1,0As 1,5As 3,0As

4 0,067 ± 0,003 0,178 ± 0,027 0,365 ± 0,034 0,597 ± 0,074

12 0,068 ± 0,015 0,400 ± 0,019 0,593 ± 0,025 0,738 ± 0,086

20 0,068 ± 0,007 0,888 ± 0,052 1,108 ± 0,073 1,287 ± 0,051

Phụ lục 20. Hàm lượng As trong gan cá sau 20 ngày ô nhiễm As.

Hàm lượng As trong gan cá (mg/kg khối lượng khô)

Ô nhiễm Thời gian (ngày) Đối chứng 1,0As 1,5As 3,0As

4 0,073 ± 0,003 0,377 ± 0,023 0,563 ± 0,075 0,881 ± 0,046

12 0,073 ± 0,008 0,426 ± 0,033 0,646 ± 0,082 1,063 ± 0,098

20 0,069 ± 0,008 1,152 ± 0,059 1,419 ± 0,041 1,799 ± 0,018

Phụ lục 21. Hàm lượng As trong thịt cá sau 20 ngày ô nhiễm As.

Hàm lượng As trong thịt cá (mg/kg khối lượng khô)

Ô nhiễm Thời gian (ngày) Đối chứng 1,0As 1,5As 3,0As

4 0,084 ± 0,004 0,565 ± 0,037 0,815 ± 0,02 1,21 ± 0,02

12 0,081 ± 0,006 0,875 ± 0,016 1,050 ± 0,094 1,479 ± 0,030

20 0,079 ± 0,006 2,270 ± 0,123 2,628 ± 0,061 3,013 ± 0,106

134

Phụ lục 22. Hàm lượng As trong cá sau 10 ngày thôi nhiễm.

Ô nhiễm Thí nghiệm Đối chứng 0,12Pb 0,18Pb 0,33Pb

Mang 0,068 ± 0,007 0,888 ± 0,052 1,108 ± 0,073 1,287 ± 0,051 Hàm lượng Pb

sau 20 ngày ô Gan 0,069 ± 0,008 1,152 ± 0,059 1,419 ± 0,041 1,799 ± 0,018

nhiễm (mg/kg) Thịt 0,079 ± 0,006 2,270 ± 0,123 2,628 ± 0,061 3,013 ± 0,106

Hàm lượng Pb Mang 0,076 ± 0,008 0,718 ± 0,062 0,906 ± 0,036 1,046 ± 0,112

sau 10 ngày Gan 0,083 ± 0,009 0,868 ± 0,026 1,001 ± 0,072 1,535 ± 0,061

thôi nhiễm

Thịt 0,077 ± 0,010 1,891 ± 0,049 2,121 ± 0,047 2,643 ± 0,062 (mg/kg)

Phụ lục 23. Hàm lượng cortisol trong máu cá Điêu hồng khi ô nhiễm As

Thí nghiệm

Ô nhiễm Đối chứng Thời gian (ngày) 1,0As 1,5As 3,0As

Hàm lượng cortisol trong máu cá (𝜇g/L)

4 52,0 ± 3,0 63,2 ± 4,1 70,9 ± 2,6 78,6 ± 3,2

12 51,7 ± 1,8 76,2 ± 2,6 60,7 ± 4,0 56,5 ± 5,1

20 54,8 ± 1,7 48,4 ± 3,2 45,8 ± 2,9 44,7 ± 3,8

135

Phụ lục 24. Hàm lượng cortisol trong máu cá trong giai đoạn ngưng ô nhiễm As

Ảnh hưởng của asen đến hàm lượng cortisol

Ô nhiễm Thí nghiệm Đối chứng 1,0As 1,5As 3,0As

Hàm lượng cortisol sau 20 54,8 ± 1,7 48,4 ± 3,2 45,8 ± 2,9 44,7 ± 3,8 ngày ô nhiễm (𝜇g/L)

Hàm lượng cortisol sau 10 57,4 ± 2,2 48,9 ± 3,0 45,1 ± 4,0 31,4 ± 3,6 ngày ngưng ô nhiễm (𝜇g/L)

Phụ lục 25. Tỉ lệ cá thí nghiệm chết do Cd trong 96 giờ

Thời gian (giờ) 24 48 72 96

0 0 0 2 6,7 ± 5,8

0 5 10,0 ± 0,0 13,3 ± 5,8 26,7 ± 5,8

10 3,3 ± 5,8 20,0 ± 10,0 26,7 ± 5,8 36,7 ± 5,8

15 16,7 ± 5,8 23,3 ± 5,8 30,0 ± 10,0 46,7 ± 5,8

20 23,3 ± 5,8 36,7 ± 5,8 46,7 ± 5,8 56,7 ± 5,8 Nồng độ ô nhiễm (mgCd/L)

30 33,3 ± 5,8 43,3 ± 5,8 56,7 ± 5,8 63,3 ± 5,8

40 40,0 ± 10,0 56,7 ± 5,8 70,0 ± 0,0 83,3 ± 5,8

45 60,0 ± 10,0 80,0 ± 10,0 100,0 ± 0,0 100,0 ± 0,0

136

Nồng độ ô nhiễm (mgCd/L)

Tỉ lệ cá chết (%)

2

6,7 ± 5,8

5

26,7 ± 5,8

10

36,7 ± 5,8

15

46,7 ± 5,8

20

56,7 ± 5,8

30

63,3 ± 5,8

40

83,3 ± 5,8

45

100,0 ± 0,0

Phụ lục 26. Mối tương quan giữa nồng độ Cd ô nhiễm và tỉ lệ cá chết sau 96 giờ

Phụ lục 27. Ảnh hưởng của Cd đến độ tăng khối lượng cá Điêu hồng thí nghiệm.

Độ tăng khối lượng cá so với ban đầu (%) Thí nghiệm Ngày 4 Ngày 12 Ngày 20

9,7 19,3 Đối chứng 3,7

4,3 6,3 0,66Cd 2,3

3,3 4,0 Ô nhiễm 1,0Cd 2,3

2,0 3,0 2,0Cd 1,7

137

Phụ lục 28. Hàm lượng Cd trong mang cá trong giai đoạn ô nhiễm.

Hàm lượng Cd trong mang cá (mg/kg khối lượng khô)

Ô nhiễm Thời gian (ngày) Đối chứng 0,66Cd 1,0Cd 2,0Cd

4 0,074 ± 0,004 0,134 ± 0,008 0,265 ± 0,020 0,399 ± 0,015

12 0,073 ± 0,004 0,379 ± 0,025 0,381 ± 0,029 0,554 ± 0,026

20 0,080 ± 0,003 0,818 ± 0,041 0,969 ± 0,033 1,438 ± 0,035

Phụ lục 29. Hàm lượng Cd trong gan cá trong giai đoạn ô nhiễm.

Hàm lượng Cd trong gan cá (mg/kg khối lượng khô)

Ô nhiễm Thời gian (ngày) Đối chứng 0,66Cd 1,0Cd 2,0Cd

4 0,080 ± 0,002 0,180 ± 0,012 0,694 ± 0,011 0,779 ± 0,027

12 0,077 ± 0,002 0,628 ± 0,016 1,077 ± 0,029 1,524 ± 0,046

20 0,086 ± 0,004 1,844 ± 0,171 2,064 ± 0,036 2,536 ± 0,053

Phụ lục 30. Hàm lượng Cd trong thịt cá trong giai đoạn ô nhiễm.

Hàm lượng Cd trong thịt cá (mg/kg khối lượng khô)

Ô nhiễm Thời gian (ngày) Đối chứng 0,66Cd 1,0Cd 2,0Cd

4 0,072 ± 0,004 0,139 ± 0,013 0,154 ± 0,011 0,194 ± 0,006

12 0,071 ± 0,002 0,146 ± 0,007 0,219 ± 0,016 0,239 ± 0,017

20 0,079 ± 0,003 0,289 ± 0,016 0,320 ± 0,019 0,394 ± 0,022

138

Phụ lục 31. Hàm lượng Cd trong cá sau 20 ngày ô nhiễm Cd và 10 ngày thôi nhiễm

Ô nhiễm Thí nghiệm Đối chứng 0,66Cd 1,0Cd 2,0Cd

Mang 0,080 ± 0,003 0,818 ± 0,041 0,969 ± 0,033 1,438 ± 0,035 Hàm lượng Cd

sau 20 ngày ô Gan 0,086 ± 0,004 1,844 ± 0,171 2,064 ± 0,036 2,536 ± 0,053

0,394 ± 0,022

nhiễm (𝜇g/L) Thịt 0,079 ± 0,003 0,289 ± 0,016 0,320 ± 0,019

Hàm lượng Cd Mang 0,079 ± 0,003 0,374 ± 0,032 0,642 ± 0,034 0,776 ± 0,055

sau 10 ngày Gan 0,078 ± 0,003 1,212 ± 0,061 1,520 ± 0,080 1,822 ± 0,034

thôi nhiễm

Thịt 0,079 ± 0,001 0,148 ± 0,009 0,231 ± 0,013 0,274 ± 0,016 (𝜇g/L)

Phụ lục 32. Hàm lượng cortisol trong máu cá Điêu hồng ô nhiễm Cd

Hàm lượng cortisol trong máu cá (𝜇g/L)

Ô nhiễm Thời gian (ngày) Đối chứng 0,66Cd 1,0Cd 2,0Cd

4 42,1 ± 1,6 24,9 ± 0,9 20,7 ± 0,6 19,8 ± 1,0

12 40,5 ± 0,8 14,1 ± 0,6 12,7 ± 0,5 9,9 ± 0,6

20 41,8 ± 1,4 9,0 ± 0,6 6,2 ± 0,8 3,8 ± 0,3

Phụ lục 33. Hàm lượng cortisol trong máu cá ở giai đoạn ngưng ô nhiễm Cd

Ô nhiễm Thí nghiệm Đối chứng 0,66Cd 1,0Cd 2,0Cd

Hàm lượng cortisol sau 20 41,8 ± 1,4 9,0 ± 0,6 6,2 ± 0,8 3,8 ± 0,3 ngày ô nhiễm (𝜇g/L)

Hàm lượng cortisol sau 10 42,2 ± 0,9 14,8 ± 0,3 7,8 ± 0,6 4,6 ± 0,2 ngày ngưng ô nhiễm (𝜇g/L)

139

Phụ lục 34. Tỉ lệ cá thí nghiệm chết do Pb trong 96 giờ

Thời gian (giờ) 48 72 96 24

0 0,5 10,0 ± 0,0 20,0 ± 0,0 36,7 ± 5,8

1,0 10,0 ± 0,0 20,0 ± 0,0 30,0 ± 0,0 43,3 ± 5,8

2,0 13,3 ± 5,8 26,7 ± 5,8 33,3 ± 5,8 46,7 ± 5,8

5,0 20,0 ± 0,0 33,3 ± 5,8 43,3 ± 5,8 56,7 ± 5,8

7,0 30,0 ± 0,0 33,3 ± 5,8 50,0 ± 0,0 66,7 ± 5,8 Nồng độ ô nhiễm (mgPb/L)

10,0 43,3 ± 5,8 53,3 ± 5,8 66,7 ± 5,8 73,3 ± 5,8

13,0 53,3 ± 5,8 60,0 ± 0,0 70,0 ± 0,0 76,7 ± 5,8

15,0 60,0 ± 0,0 76,7 ± 5,8 93,3 ± 5,8 96,7 ± 5,8

Phụ lục 35. Mối tương quan giữa nồng độ Pb trong nước ô nhiễm và % cá chết

Nồng độ Pb ô nhiễm (mg/L) Tỉ lệ cá chết (%)

0,5 36,7 ± 5,8

1,0 43,3 ± 5,8

2,0 46,7 ± 5,8

5,0 56,7 ± 5,8

7,0 66,7 ± 5,8

10,0 73,3 ± 5,8

13,0 76,7 ± 5,8

15,0 96,7 ± 5,8

140

Phụ lục 36. Hàm lượng Pb trong mang cá giai đoạn ô nhiễm.

Hàm lượng chì trong mang cá (mg/kg khối lượng khô)

Ô nhiễm Thời gian (ngày) Đối chứng 0,12Pb 0,18Pb 0,33Pb

4 0,796 ± 0,045 3,174 ± 0,083 4,022 ± 0,163 4,164 ± 0,100

12 0,773 ± 0,045 4,428 ± 0,148 5,536 ± 0,138 5,768 ± 0,072

20 0,814 ± 0,067 8,632 ± 0,076 8,931 ± 0,206 9,031 ± 0,099

Phụ lục 37. Hàm lượng Pb trong gan cá giai đoạn ô nhiễm.

Hàm lượng chì trong gan cá (mg/kg khối lượng khô)

Ô nhiễm Thời gian (ngày) Đối chứng 0,12Pb 0,18Pb 0,33Pb

4 0,602 ± 0,019 1,189 ± 0,098 1,908 ± 0,101 2,157 ± 0,139

12 0,599 ± 0,015 1,635 ± 0,050 3,332 ± 0,126 3,722 ± 0,131

20 0,639 ± 0,047 3,864 ± 0,072 5,572 ± 0,133 5,985 ± 0,123

Phụ lục 38. Hàm lượng Pb trong thịt cá giai đoạn ô nhiễm.

Hàm lượng chì trong thịt cá (mg/kg khối lượng khô)

Ô nhiễm Thời gian (ngày) Đối chứng 0,12Pb 0,18Pb 0,33Pb

4 0,074 ± 0,007 0,127 ± 0,020 0,151 ± 0,020 0,240 ± 0,036

12 0,071 ± 0,007 0,252 ± 0,016 0,376 ± 0,020 0,441 ± 0,025

20 0,073 ± 0,010 0,432 ± 0,028 0,900 ± 0,051 0,947 ± 0,045

141

Phụ lục 39. Hàm lượng Pb trong cá sau 20 ngày ô nhiễm Pb và sau 10 ngày ngưng ô nhiễm.

Ô nhiễm Thí nghiệm Đối chứng 0,12Pb 0,18Pb 0,33Pb

Mang 0,814 ± 0,067 8,632 ± 0,076 8,931 ± 0,206 9,031 ± 0,099 Hàm lượng Pb

sau 20 ngày ô Gan 0,639 ± 0,047 3,864 ± 0,072 5,572 ± 0,133 5,985 ± 0,123

0,947 ± 0,045

nhiễm (𝜇g/L) Thịt 0,073 ± 0,010 0,432 ± 0,028 0,900 ± 0,051

Hàm lượng Pb Mang 0,834 ± 0,036 5,243 ± 0,204 7,263 ± 0,258 7,750 ±0,204

sau 10 ngày Gan 0,676 ± 0,031 2,832 ± 0,150 4,308 ± 0,145 5,109 ± 0,086

thôi nhiễm

Thịt 0,084 ± 0,007 0,367 ± 0,017 0,738 ± 0,058 0,808 ± 0,017 (𝜇g/L)

Phụ lục 40. Hàm lượng cortisol trong máu cá Điêu hồng ô nhiễm Pb

Hàm lượng cortisol trong máu cá (𝜇g/L)

Ô nhiễm Thời gian (ngày) Đối chứng 0,12Pb 0,18Pb 0,33Pb

4 47,0 ± 3,0 44,5 ± 1,8 38,6 ± 4,1 36,5 ± 1,8

12 48,9 ± 1,1 34,8 ± 1,6 24,0 ± 1,2 19,4 ± 1,3

20 51,4 ± 1,9 26,1 ± 2,3 14,5 ± 1,5 8,4 ± 0,6

Phụ lục 41. Hàm lượng cortisol trong máu cá giai đoạn ngưng ô nhiễm Pb

Ô nhiễm Thí nghiệm Đối chứng 0,12Pb 0,18Pb 0,33Pb

Hàm lượng cortisol sau 20 51,4 ± 1,9 26,1 ± 2,3 14,5 ± 1,5 8,4 ± 0,6 ngày ô nhiễm (𝜇g/L)

Hàm lượng cortisol sau 10 54,2 ± 3,4 29,2 ± 3,2 18,9 ± 1,9 10,8 ± 1,1 ngày ngưng ô nhiễm (𝜇g/L)

142

Phụ lục 42. Hàm lượng kim loại nặng trong thịt cá sau 20 ngày ô nhiễm.

Mức kim loại ô nhiễm Đối chứng 1/30 LC50 1/20 LC50 1/10 LC50

Cd 0,032 ± 0,001 0,118 ± 0,007 0,130 ± 0,008 0,160 ± 0,009

Pb 0,030 ± 0,004 0,176 ± 0,011 0,366 ± 0,020 0,385 ± 0,018

Hàm lượng kim loại (mg/kg mẫu tươi) As 0,032 ± 0,002 0,922 ± 0,021 1,068 ± 0,029 1,224 ± 0,021

Phụ lục 43. Hàm lượng cortisol trong máu cá sau 20 ngày ô nhiễm kim loại nặng.

Mức kim loại ô nhiễm Đối chứng 1/30 LC50 1/20 LC50 1/10 LC50

Hàm lượng Cd 41,8 ± 1,37 9,0 ± 0,6 6,2 ± 0,8 3,8 ± 0,3

cortisol sau 20 Pb 51,4 ± 1,9 26,1 ± 2,3 14,5 ± 1,5 8,4 ± 2,6

ngày ô nhiễm

As 54,8 ± 1,7 48,4 ± 3,2 45,8 ± 2,7 44,7 ± 3,8 (ng/mL)

Phụ lục 44. Hàm lượng kim loại nặng trong thịt cá sau 10 ngày thôi nhiễm.

Mức kim loại ô nhiễm Đối chứng 1/30 LC50 1/20 LC50 1/10 LC50

Cd 0,032 ± 0,001 0,060 ± 0,004 0,094 ± 0,005 0,111 ± 0,007

Pb 0,034 ± 0,003 0,149 ± 0,007 0,300 ± 0,024 0,328 ± 0,007

Hàm lượng kim loại (mg/kg mẫu tươi) As 0,031 ± 0,004 0,768 ± 0,020 0,862 ± 0,019 1,074 ± 0,025

143

PHỤ LỤC KẾT QUẢ XỬ LÝ SỐ LIỆU

BẰNG PHẦN MỀM SPSS Phụ lục 45. Sự sai khác giữa hàm lượng As trong thịt cá sau 4 ngày ô nhiễm

Multiple Comparisons

Dependent Variable: Hàm lượng As trong thịt cá sau 4 ngày ô nhiễm Dunnett T3

95% Confidence Interval Std. Error Sig. (I) Nồng độ As ô nhiễm (J) Nồng độ As ô nhiễm Mean Difference (I-J)

Lower Bound Upper Bound

1,0 -0,480667* 0,021528 0,005 -0,64095 -0,32039

Đối chứng 1,5 -0,730667* 0,011695 0,000 -0,81263 -0,64871

3,0 -1,126333* 0,012143 0,000 -1,21194 -1,04072

Đối chứng 0,480667* 0,021528 0,005 0,32039 0,64095

1,0 -0,250000* 0,024281 0,007 -0,37524 -0,12476 1,5

3,0 -0,645667* 0,024499 0,000 -0,76998 -0,52136

Đối chứng 0,730667* 0,011695 0,000 0,64871 0,81263

1,0 1,5 0,250000* 0,024281 0,007 0,12476 0,37524

3,0 0-,395667* 0,016540 0,000 -0,46794 -0,32339

Đối chứng 1,126333* 0,012143 0,000 1,04072 1,21194

1,0 3,0 0,645667* 0,024499 0,000 0,52136 0,76998

1,5 0,395667* 0,016540 0,000 0,32339 0,46794

*. The mean difference is significant at the 0,05 level.

144

Phụ lục 46. Sự sai khác giữa hàm lượng As trong thịt cá sau 12 ngày ô nhiễm

Multiple Comparisons

Dependent Variable: Hàm lượng As trong thịt cá sau 12 ngày ô nhiễm Dunnett T3

95% Confidence Interval Sig. Mean Difference (I-J) Std. Error (I) Nồng độ As ô nhiễm (J) Nồng độ As ô nhiễm Lower Bound Upper Bound

1,0 -0,793667* 0,009804 0,000 -0,85199 -0,73535

Đối chứng 1,5 -0,969333* 0,054422 0,009 -1,38151 -0,55716

3,0 -1,398333* 0,017477 0,000 -1,52074 -1,27593

Đối chứng 0,793667* 0,009804 0,000 0,73535 0,85199

1,0 -0,175667 0,055081 0,234 -0,57118 0,21985 1,5

-0,604667* 0,019431 0,000 -0,70491 -0,50442 3,0

Đối chứng 0,969333* 0,054422 0,009 0,55716 1,38151

1,5 0,175667 0,055081 0,234 -0,21985 0,57118 1,0

-0,429000* 0,056949 0,034 -0,78913 -0,06887 3,0

Đối chứng 1,398333* 0,017477 0,000 1,27593 1,52074

3,0 0,604667* 0,019431 0,000 0,50442 0,70491 1,0

1,5 0,429000* 0,056949 0,034 0,06887 0,78913

*. The mean difference is significant at the 0,05 level.

145

Phụ lục 47. Sự sai khác giữa hàm lượng As trong thịt cá sau 20 ngày ô nhiễm

Multiple Comparisons

Dependent Variable: Hàm lượng As trong thịt cá sau 20 ngày ô nhiễm Dunnett T3

(I) Nồng độ As ô nhiễm

(J) Nồng độ As ô nhiễm

95% Confidence Interval Sig. Mean Difference (I-J) Std. Error

Lower Bound Upper Bound

1,0 -2,191667* 0,070821 0,003 -2,73058 -1,65275

Đối chứng 1,5 -2,549333* 0,035362 0,001 -2,81467 -2,28399

3,0 -2,934667* 0,061283 0,001 -3,40027 -2,46907

Đối chứng 2,191667* 0,070821 0,003 1,65275 2,73058

1,0 -0,357667 0,079030 0,076 -0,77819 0,06286 1,5

-0,743000* 0,093546 0,006 -1,15599 -0,33001 3,0

Đối chứng 2,549333* 0,035362 0,001 2,28399 2,81467

1,5 0,357667 0,079030 0,076 -0,06286 0,77819 1,0

-0,385333* 0,070610 0,039 -0,73878 -0,03189 3,0

Đối chứng 2,934667* 0,061283 0,001 2,46907 3,40027

3,0 0,743000* 0,093546 0,006 0,33001 1,15599 1,0

1,5 0,385333* 0,070610 0,039 0,03189 0,73878

*. The mean difference is significant at the 0,05 level.

146

Phụ lục 47. Sự sai khác giữa hàm lượng As trong gan cá sau 4 ngày ô nhiễm

Multiple Comparisons

Dependent Variable: Hàm lượng As trong gan cá sau 4 ngày ô nhiễm Dunnett T3

95% Confidence Interval Sig. Mean Difference (I-J) Std. Error (I) Nồng độ As ô nhiễm (J) Nồng độ As ô nhiễm Lower Bound Upper Bound

1,0 -0,303667* 0,013157 0,005 -0,40147 -0,20586

Đối chứng 1,5 -0,489333* 0,043431 0,023 -0,82051 -0,15815

3,0 -0,807333* 0,026587 0,003 -1,00920 -0,60547

Đối chứng 0,303667* 0,013157 0,005 0,20586 0,40147

1,0 -0,185667 0,045333 0,131 -0,47629 0,10496 1,5

-0,503667* 0,029594 0,002 -0,66184 -0,34549 3,0

Đối chứng 0,489333* 0,043431 0,023 0,15815 0,82051

1,5 0,185667 0,045333 0,131 -0,10496 0,47629 1,0

-0,318000* 0,050881 0,024 -0,56651 -0,06949 3,0

Đối chứng 0,807333* 0,026587 0,003 0,60547 1,00920

3,0 0,503667* 0,029594 0,002 0,34549 0,66184 1,0

1,5 0,318000* 0,050881 0,024 0,06949 0,56651

*. The mean difference is significant at the 0,05 level.

147

Multiple Comparisons

Phụ lục 48. Sự sai khác giữa hàm lượng As trong gan cá sau 12 ngày ô nhiễm

Dependent Variable: Hàm lượng As trong gan cá sau 12 ngày ô nhiễm Dunnett T3

95% Confidence Interval Std. Error Sig. (I) Nồng độ As ô nhiễm (J) Nồng độ As ô nhiễm Mean Difference (I-J)

Lower Bound Upper Bound

1,0 -0,352667* 0,019701 0,006 -0,48620 -0,21913

Đối chứng 1,5 -0,572667* 0,047796 0,020 -0,93028 -0,21505

3,0 -0,990000* 0,056495 0,009 -1,41528 -0,56472

Đối chứng 0,352667* 0,019701 0,006 0,21913 0,48620

1,0 -0,220000 0,051282 0,102 -0,51778 0,07778 1,5

-0,637333* 0,059474 0,014 -1,00443 -0,27023 3,0

Đối chứng 0,572667* 0,047796 0,020 0,21505 0,93028

1,5 0,220000 0,051282 0,102 -0,07778 0,51778 1,0

-0,417333* 0,073712 0,022 -0,74401 -0,09066 3,0

Đối chứng 0,990000* 0,056495 0,009 0,56472 1,41528

3,0 0,637333* 0,059474 0,014 0,27023 1,00443 1,0

1,5 0,417333* 0,073712 0,022 0,09066 0,74401

*. The mean difference is significant at the 0,05 level.

148

Phụ lục 49. Sự sai khác giữa hàm lượng As trong gan cá sau 20 ngày ô nhiễm

Multiple Comparisons

Dependent Variable: Hàm lượng As trong gan cá sau 20 ngày ô nhiễm Dunnett T3

95% Confidence Interval Sig. (I) Nồng độ As ô nhiễm (J) Nồng độ As ô nhiễm Mean Difference (I-J) Std. Error

Lower Bound Upper Bound

-1,078000* 0,034140 0,002 -1,32699 -0,82901 1,0

Đối chứng -1,344333* 0,024184 0,001 -1,51302 -1,17565 1,5

-1,725000* 0,011294 0,000 -1,78588 -1,66412 3,0

Đối chứng 1,078000* 0,034140 0,002 0,82901 1,32699

1,0 -0,266333* 0,041258 0,018 -0,45810 -0,07456 1,5

-0,647000* 0,035283 0,004 -0,87324 -0,42076 3,0

Đối chứng 1,344333* 0,024184 0,001 1,17565 1,51302

1,5 0,266333* 0,041258 0,018 0,07456 0,45810 1,0

-0,380667* 0,025773 0,004 -0,52652 -0,23482 3,0

Đối chứng 1,725000* 0,011294 0,000 1,66412 1,78588

3,0 0,647000* 0,035283 0,004 0,42076 0,87324 1,0

0,380667* 0,025773 0,004 0,23482 0,52652 1,5

*. The mean difference is significant at the 0,05 level.

149

Phụ lục 50. Sự sai khác giữa hàm lượng As trong mang cá sau 4 ngày ô nhiễm

Multiple Comparisons

Dependent Variable: Hàm lượng As trong mang cá sau 4 ngày ô nhiễm Dunnett T3

95% Confidence Interval Std. Error Sig. (I) Nồng độ As ô nhiễm (J) Nồng độ As ô nhiễm Mean Difference (I-J)

Lower Bound Upper Bound

-0,111333 0,015420 0,052 -0,22537 0,00270 1,0

Đối chứng -0,298667* 0,019686 0,012 -0,44612 -0,15122 1,5

-0,530667* 0,042797 0,019 -0,85643 -0,20490 3,0

Đối chứng 0,111333 0,015420 0,052 -0,00270 0,22537

1,0 -0,187333* 0,024869 0,009 -0,29938 -0,07529 1,5

-0,419333* 0,045414 0,018 -0,69476 -0,14390 3,0

Đối chứng 0,298667* 0,019686 0,012 0,15122 0,44612

1,5 0,187333* 0,024869 0,009 0,07529 0,29938 1,0

-0,232000 0,047034 0,066 -0,49114 0,02714 3,0

Đối chứng 0,530667* 0,042797 0,019 0,20490 0,85643

3,0 0,419333* 0,045414 0,018 0,14390 0,69476 1,0

0,232000 0,047034 0,066 -0,02714 0,49114 1,5

*. The mean difference is significant at the 0,05 level.

150

Phụ lục 51. Sự sai khác giữa hàm lượng As trong mang cá sau 12 ngày ô nhiễm

Multiple Comparisons

Dependent Variable: Hàm lượng As trong mang cá sau 12 ngày ô nhiễm Dunnett T3

95% Confidence Interval Std. Error Sig. (I) Nồng độ As ô nhiễm (J) Nồng độ As ô nhiễm Mean Difference (I-J)

Lower Bound Upper Bound

-0,332333* 0,013606 0,000 -0,39353 -0,27114 1,0

Đối chứng -0,525667* 0,016459 0,000 -0,60695 -0,44438 1,5

-0,670000* 0,050165 0,014 -1,02990 -0,31010 3,0

Đối chứng 0,332333* 0,013606 0,000 0,27114 0,39353

1,0 -0,193333* 0,017733 0,002 -0,27391 -0,11276 1,5

-0,337667 0,050598 0,054 -0,68803 0,01270 3,0

Đối chứng 0,525667* 0,016459 0,000 0,44438 0,60695

1,5 0,193333* 0,017733 0,002 0,11276 0,27391 1,0

-0,144333 0,051438 0,272 -0,47893 0,19026 3,0

Đối chứng 0,670000* 0,050165 0,014 0,31010 1,02990

3,0 0,337667 0,050598 0,054 -0,01270 0,68803 1,0

0,144333 0,051438 0,272 -0,19026 0,47893 1,5

*. The mean difference is significant at the 0,05 level.

151

Phụ lục 52. Sự sai khác giữa hàm lượng As trong mang cá sau 20 ngày ô nhiễm

Multiple Comparisons

Dependent Variable: Hàm lượng As trong mang cá sau 20 ngày ô nhiễm Dunnett T3

95% Confidence Interval Sig. (I) Nồng độ As ô nhiễm (J) Nồng độ As ô nhiễm Mean Difference (I-J) Std. Error

Lower Bound Upper Bound

-0,819333* 0,030087 0,003 -1,04000 -0,59867 1,0

Đối chứng -1,039333* 0,042094 0,005 -1,35433 -0,72434 1,5

-1,218667* 0,029740 0,001 -1,43657 -1,00076 3,0

Đối chứng 0,819333* 0,030087 0,003 ,59867 1,04000

1,0 -0,220000 0,051422 0,063 -0,45786 0,01786 1,5

-0,399333* 0,041914 0,003 -0,58235 -0,21632 3,0

Đối chứng 1,039333* 0,042094 0,005 0,72434 1,35433

1,5 0,220000 0,051422 0,063 -0,01786 0,45786 1,0

-0,179333 0,051220 0,114 -0,41716 0,05849 3,0

Đối chứng 1,218667* 0,029740 0,001 1,00076 1,43657

3,0 0,399333* 0,041914 0,003 0,21632 0,58235 1,0

0,179333 0,051220 0,114 -0,05849 0,41716 1,5

*. The mean difference is significant at the 0,05 level.

152

Phụ lục 53. Sự sai khác giữa hàm lượng Cd trong thịt cá sau 4 ngày ô nhiễm

Multiple Comparisons

Dependent Variable: Hàm lượng Cd trong thịt cá sau 4 ngày ô nhiễm Dunnett T3

95% Confidence Interval

Sig. (I) Nồng độ Cd ô nhiễm (J) Nồng độ Cd ô nhiễm Mean Difference (I-J) Std. Error

Lower Bound Upper Bound

0,66 -0,067333* 0,007623 0,022 -0,11475 -0,01992

Đối chứng 1,00 -0,082667* 0,006799 0,009 -0,12310 -0,04223

2,00 -0,122667* 0,004460 0,000 -0,14407 -0,10126

Đối chứng 0,067333* 0,007623 0,022 0,01992 0,11475

0,66 1,00 -0,015333 0,009632 0,581 -0,05776 0,02709

2,00 -0,055333* 0,008151 0,024 -0,09794 -0,01273

Đối chứng 0,082667* 0,006799 0,009 0,04223 0,12310

1,00 0,66 0,015333 0,009632 0,581 -0,02709 0,05776

2,00 -0,040000* 0,007386 0,039 -0,07658 -0,00342

Đối chứng 0,122667* 0,004460 0,000 0,10126 0,14407

2,00 0,055333* 0,008151 0,024 0,01273 0,09794 0,66

0,040000* 0,007386 0,039 0,00342 0,07658 1,00

*. The mean difference is significant at the 0,05 level.

153

Phụ lục 53. Sự sai khác giữa hàm lượng Cd trong thịt cá sau 12 ngày ô nhiễm

Multiple Comparisons

Dependent Variable: Hàm lượng Cd trong thịt cá sau 12 ngày ô nhiễm Dunnett T3

95% Confidence Interval Sig. (I) Nồng độ Cd ô nhiễm (J) Nồng độ Cd ô nhiễm Mean Difference (I-J) Std. Error

Lower Bound Upper Bound

0,66 0,134667 0,209709 0,969 -1,46725 1,73658

Đối chứng 1,00 0,061667 0,209861 0,999 -1,53600 1,65933

2,00 0,041333 0,209910 1,000 -1,55498 1,63765

Đối chứng -0,134667 0,209709 0,969 -1,73658 1,46725

0,66 -0,073000* 0,009832 0,023 -0,12754 -0,01846 1,00

2,00 -0,093333* 0,010822 0,019 -0,15617 -0,03050

Đối chứng -0,061667 0,209861 0,999 -1,65933 1,53600

1,00 0,66 0,073000* 0,009832 0,023 0,01846 0,12754

2,00 -0,020333 0,013458 0,621 -0,07949 0,03883

Đối chứng -0,041333 0,209910 1,000 -1,63765 1,55498

2,00 0,66 0,093333* 0,010822 0,019 0,03050 0,15617

1,00 0,020333 0,013458 0,621 -0,03883 0,07949

*. The mean difference is significant at the 0,05 level.

154

Phụ lục 54. Sự sai khác giữa hàm lượng Cd trong thịt cá sau 20 ngày ô nhiễm

Multiple Comparisons

Dependent Variable: Hàm lượng Cd trong thịt cá sau 20 ngày ô nhiễm Dunnett T3

95% Confidence Interval Sig. (I) Nồng độ Cd ô nhiễm (J) Nồng độ Cd ô nhiễm Mean Difference (I-J) Std. Error

Lower Bound Upper Bound

0,66 -0,210000* 0,009638 0,005 -0,27997 -0,14003

Đối chứng 1,00 -0,241000* 0,011382 0,006 -0,32483 -0,15717

2,00 -0,315333* 0,013174 0,005 -0,41327 -0,21740

Đối chứng 0,210000* 0,009638 0,005 0,14003 0,27997

0,66 1,00 -0,031000 0,014772 0,369 -0,09648 0,03448

2,00 -0,105333* 0,016193 0,016 -0,17972 -0,03094

Đối chứng 0,241000* 0,011382 0,006 0,15717 0,32483

1,00 0,66 0,031000 0,014772 0,369 -0,03448 0,09648

2,00 -0,074333 0,017288 0,055 -0,15070 0,00203

Đối chứng 0,315333* 0,013174 0,005 0,21740 0,41327

2,00 0,66 0,105333* 0,016193 0,016 0,03094 0,17972

1,00 0,074333 0,017288 0,055 -0,00203 0,15070

*. The mean difference is significant at the 0,05 level.

155

Phụ lục 55. Sự sai khác giữa hàm lượng Cd trong gan cá sau 4 ngày ô nhiễm

Multiple Comparisons

Dependent Variable: Hàm lượng Cd trong gan cá sau 4 ngày ô nhiễm Dunnett T3

95% Confidence Interval Sig. (I) Nồng độ Cd ô nhiễm (J) Nồng độ Cd ô nhiễm Mean Difference (I-J) Std. Error

Lower Bound Upper Bound

0,66 -0,100000* 0,007040 0,011 -0,14896 -0,05104

Đối chứng 1,00 -0,613667* 0,006412 0,000 -0,65745 -0,56988

2,00 -0,698667* 0,015213 0,001 -0,81255 -0,58478

Đối chứng 0,100000* 0,007040 0,011 0,05104 0,14896

0,66 -0,513667* 0,009298 0,000 -0,55447 -0,47286 1,00

2,00 -0,598667* 0,016637 0,000 -0,69062 -0,50671

Đối chứng 0,613667* 0,006412 0,000 0,56988 0,65745

1,00 0,66 0,513667* 0,009298 0,000 0,47286 0,55447

2,00 -0,085000 0,016381 0,064 -0,17922 0,00922

Đối chứng 0,698667* 0,015213 0,001 0,58478 0,81255

2,00 0,66 0,598667* 0,016637 0,000 0,50671 0,69062

1,00 0,085000 0,016381 0,064 -0,00922 0,17922

*. The mean difference is significant at the 0,05 level.

156

Phụ lục 56. Sự sai khác giữa hàm lượng Cd trong gan cá sau 12 ngày ô nhiễm

Multiple Comparisons

Dependent Variable: Hàm lượng Cd trong gan cá sau 12 ngày ô nhiễm Dunnett T3

95% Confidence Interval Sig. (I) Nồng độ Cd ô nhiễm (J) Nồng độ Cd ô nhiễm Mean Difference (I-J) Std. Error

Lower Bound Upper Bound

0,66 -0,551000* 0,009499 0,001 -0,61986 -0,48214

Đối chứng 1,00 -0,999667* 0,016819 0,001 -1,12605 -0,87328

2,00 -1,447000* 0,026380 0,001 -1,64726 -1,24674

Đối chứng 0,551000* 0,009499 0,001 0,48214 0,61986

0,66 1,00 -0,448667* 0,019206 0,000 -0,54588 -0,35145

2,00 -0,896000* 0,027962 0,001 -1,06586 -0,72614

Đối chứng 0,999667* 0,016819 0,001 0,87328 1,12605

1,00 0,448667* 0,019206 0,000 0,35145 0,54588 0,66

-0,447333* 0,031218 0,002 -0,59750 -0,29717 2,00

Đối chứng 1,447000* 0,026380 0,001 1,24674 1,64726

2,00 0,896000* 0,027962 0,001 0,72614 1,06586 0,66

0,447333* 0,031218 0,002 0,29717 0,59750 1,00

*. The mean difference is significant at the 0,05 level.

157

Phụ lục 57. Sự sai khác giữa hàm lượng Cd trong gan cá sau 20 ngày ô nhiễm

Multiple Comparisons

Dependent Variable: Hàm lượng Cd trong gan cá sau 20 ngày ô nhiễm Dunnett T3

95% Confidence Interval Sig. (I) Nồng độ Cd ô nhiễm (J) Nồng độ Cd ô nhiễm Mean Difference (I-J) Std. Error

Lower Bound Upper Bound

0,66 -1,757667* 0,098875 0,009 -2,51226 -1,00307

Đối chứng 1,00 -1,979000* 0,021234 0,000 -2,13532 -1,82268

2,00 -2,450667* 0,030766 0,000 -2,68164 -2,21969

Đối chứng 1,757667* 0,098875 0,009 1,00307 2,51226

0,66 1,00 -0,221333 0,101056 0,416 -0,92293 ,48026

2,00 -0,693000* 0,103479 0,044 -1,35077 -,03523

Đối chứng 1,979000* 0,021234 0,000 1,82268 2,13532

1,00 0,66 0,221333 0,101056 0,416 -0,48026 ,92293

2,00 -0,471667* 0,037183 0,002 -0,64564 -,29770

Đối chứng 2,450667* 0,030766 0,000 2,21969 2,68164

2,00 0,693000* 0,103479 0,044 0,03523 1,35077 0,66

0,471667* 0,037183 0,002 0,29770 ,64564 1,00

*. The mean difference is significant at the 0,05 level.

158

Phụ lục 58. Sự sai khác giữa hàm lượng Cd trong mang cá sau 4 ngày ô nhiễm

Multiple Comparisons

Dependent Variable: Hàm lượng Cd trong mang cá sau 4 ngày ô nhiễm Dunnett T3

95% Confidence Interval

Sig. (I) Nồng độ Cd ô nhiễm (J) Nồng độ Cd ô nhiễm Mean Difference (I-J) Std. Error

Lower Bound Upper Bound

0,66 -0,060000* 0,005121 0,006 -0,08787 -0,03213

Đối chứng 1,00 -0,190333* 0,011771 0,009 -0,27363 -0,10704

2,00 -0,324667* 0,009006 0,001 -0,38523 -0,26411

Đối chứng 0,060000* 0,005121 0,006 0,03213 0,08787

0,66 1,00 -0,130333* 0,012459 0,012 -0,20283 -0,05784

2,00 -0,264667* 0,009888 0,000 -0,31590 -0,21343

Đối chứng 0,190333* 0,011771 0,009 0,10704 0,27363

1,00 0,130333* 0,012459 0,012 0,05784 0,20283 0,66

-0,134333* 0,014495 0,004 -0,20021 -0,06846 2,00

Đối chứng 0,324667* 0,009006 0,001 0,26411 0,38523

2,00 0,264667* 0,009888 0,000 0,21343 0,31590 0,66

0,134333* 0,014495 0,004 0,06846 0,20021 1,00

*. The mean difference is significant at the 0,05 level.

159

Phụ lục 59. Sự sai khác giữa hàm lượng Cd trong mang cá sau 12 ngày ô nhiễm

Multiple Comparisons

Dependent Variable: Hàm lượng Cd trong mang cá sau 12 ngày ô nhiễm Dunnett T3

95% Confidence Interval Sig. (I) Nồng độ Cd ô nhiễm (J) Nồng độ Cd ô nhiễm Mean Difference (I-J) Std. Error

Lower Bound Upper Bound

0,66 -0,305333* 0,014693 0,006 -0,41215 -0,19852

Đối chứng 1,00 -0,307333* 0,016898 0,008 -0,43167 -0,18300

2,00 -0,481000* 0,015129 0,002 -0,59129 -0,37071

Đối chứng 0,305333* 0,014693 0,006 0,19852 0,41215

0,66 1,00 -0,002000 0,022179 1,000 -0,09988 0,09588

2,00 -0,175667* 0,020862 0,005 -0,26680 -0,08454

Đối chứng 0,307333* 0,016898 0,008 0,18300 0,43167

1,00 0,66 0,002000 0,022179 1,000 -0,09588 0,09988

2,00 -0,173667* 0,022470 0,007 -0,27244 -0,07490

Đối chứng 0,481000* 0,015129 0,002 0,37071 0,59129

2,00 0,175667* 0,020862 0,005 0,08454 0,26680 0,66

0,173667* 0,022470 0,007 0,07490 0,27244 1,00

*. The mean difference is significant at the 0,05 level.

160

Phụ lục 60. Sự sai khác giữa hàm lượng Cd trong mang cá sau 20 ngày ô nhiễm

Multiple Comparisons

Dependent Variable: Hàm lượng Cd trong mang cá sau 20 ngày ô nhiễm Dunnett T3

95% Confidence Interval Std. Error Sig. (I) Nồng độ Cd ô nhiễm (J) Nồng độ Cd ô nhiễm Mean Difference (I-J)

Lower Bound Upper Bound

0,66 -0,737000* 0,023851 0,003 -0,91779 -0,55621

Đối chứng 1,00 -0,889000* 0,019525 0,001 -1,03637 -0,74163

2,00 -1,357333* 0,020259 0,001 -1,51039 -1,20428

Đối chứng 0,737000* 0,023851 0,003 0,55621 0,91779

0,66 1,00 -0,152000* 0,030755 0,036 -0,28914 -0,01486

2,00 -0,620333* 0,031227 0,000 -0,75861 -0,48205

Đối chứng 0,889000* 0,019525 0,001 0,74163 1,03637

1,00 0,152000* 0,030755 0,036 0,01486 0,28914 0,66

-0,468333* 0,028061 0,000 -0,59094 -0,34572 2,00

Đối chứng 1,357333* 0,020259 0,001 1,20428 1,51039

2,00 0,620333* 0,031227 0,000 0,48205 0,75861 0,66

0,468333* 0,028061 0,000 0,34572 0,59094 1,00

*. The mean difference is significant at the 0,05 level.

161

Phụ lục 61. Sự sai khác giữa hàm lượng Pb trong thịt cá sau 4 ngày ô nhiễm

Multiple Comparisons

Dependent Variable: Hàm lượng Pb trong thịt cá sau 4 ngày ô nhiễm Dunnett T3

95% Confidence Interval Sig. (I) Nồng độ Pb ô nhiễm (J) Nồng độ Pb ô nhiễm Mean Difference (I-J) Std. Error

Lower Bound Upper Bound

0,12 -0,053000 0,012432 0,115 -0,13026 0,02426

Đối chứng 0,18 -0,077333* 0,012270 0,048 -0,15322 -0,00144

0,33 -0,166000* 0,021218 0,041 -0,31620 -0,01580

Đối chứng 0,053000 0,012432 0,115 -0,02426 0,13026

0,12 0,18 -0,024333 0,016560 0,641 -0,09664 0,04798

0,33 -0,113000 0,023956 0,060 -0,23377 0,00777

Đối chứng 0,077333* 0,012270 0,048 0,00144 0,15322

0,18 0,12 0,024333 0,016560 0,641 -0,04798 0,09664

0,33 -0,088667 0,023872 0,115 -0,20975 0,03242

Đối chứng 0,166000* 0,021218 0,041 0,01580 0,31620

0,33 0,12 0,113000 0,023956 0,060 -0,00777 0,23377

0,18 0,088667 0,023872 0,115 -0,03242 0,20975

*. The mean difference is significant at the 0,05 level.

162

Phụ lục 62. Sự sai khác giữa hàm lượng Pb trong thịt cá sau 12 ngày ô nhiễm

Multiple Comparisons

Dependent Variable: Hàm lượng chì trong thịt cá sau 12 ngày ô nhiễm Dunnett T3

95% Confidence Interval Sig. (I) Nồng độ Pb ô nhiễm (J) Nồng độ Pb ô nhiễm Mean Difference (I-J) Std. Error

Lower Bound Upper Bound

0,12 -0,182333* 0,010176 0,002 -0,23729 -0,12738

Đối chứng 0,18 -0,306333* 0,012120 0,001 -0,37753 -0,23514

0,33 -0,370333* 0,015151 0,002 -0,46719 -0,27348

Đối chứng 0,182333* 0,010176 0,002 0,12738 0,23729

0,12 -0,124000* 0,014545 0,005 -0,18895 -0,05905 0,18

-0,188000* 0,017153 0,004 -0,27068 -0,10532 0,33

Đối chứng 0,306333* 0,012120 0,001 0,23514 0,37753

0,18 0,124000* 0,014545 0,005 0,05905 0,18895 0,12

-0,064000 0,018373 0,109 -0,14684 0,01884 0,33

Đối chứng 0,370333* 0,015151 0,002 0,27348 0,46719

0,33 0,188000* 0,017153 0,004 0,10532 0,27068 0,12

0,064000 0,018373 0,109 -0,01884 0,14684 0,18

*. The mean difference is significant at the 0,05 level.

163

Phụ lục 63. Sự sai khác giữa hàm lượng Pb trong thịt cá sau 20 ngày ô nhiễm

Multiple Comparisons

Dependent Variable: Hàm lượng chì trong thịt cá sau 20 ngày ô nhiễm Dunnett T3

95% Confidence Interval Sig. (I) Nồng độ Pb ô nhiễm (J) Nồng độ Pb ô nhiễm Mean Difference (I-J) Std. Error

Lower Bound Upper Bound

0,12 -0,358667* 0,016846 0,002 -0,46205 -0,25528

Đối chứng 0,18 -0,827333* 0,030063 0,003 -1,04048 -0,61418

0,33 -0,873667* 0,026276 0,002 -1,05590 -0,69144

Đối chứng 0,358667* 0,016846 0,002 0,25528 0,46205

0,12 -0,468667* 0,033569 0,003 -0,64140 -0,29593 0,18

0,33 -0,515000* 0,030225 0,001 -0,66187 -0,36813

Đối chứng 0,827333* 0,030063 0,003 0,61418 1,04048

0,18 0,12 0,468667* 0,033569 0,003 0,29593 0,64140

0,33 -0,046333 0,039161 0,788 -0,21909 0,12643

Đối chứng 0,873667* 0,026276 0,002 0,69144 1,05590

0,33 0,12 0,515000* 0,030225 0,001 0,36813 0,66187

0,18 0,046333 0,039161 0,788 -0,12643 0,21909

*. The mean difference is significant at the 0,05 level.

164

Phụ lục 64. Sự sai khác giữa hàm lượng Pb trong gan cá sau 4 ngày ô nhiễm

Multiple Comparisons

Dependent Variable: Hàm lượng chì trong gan cá sau 4 ngày ô nhiễm Dunnett T3

95% Confidence Interval Sig. (I) Nồng độ Pb ô nhiễm (J) Nồng độ Pb ô nhiễm Mean Difference (I-J) Std. Error

Lower Bound Upper Bound

0,12 -0,587000* 0,057867 0,024 -0,99797 -0,17603

Đối chứng 0,18 -1,306333* 0,059437 0,005 -1,73003 -0,88264

0,33 -1,555667* 0,080791 0,007 -2,15000 -0,96133

Đối chứng 0,587000* 0,057867 0,024 0,17603 0,99797

0,12 -0,719333* 0,081620 0,004 -1,07584 -0,36283 0,18

0,33 -0,968667* 0,098266 0,004 -1,42344 -0,51389

Đối chứng 1,306333* 0,059437 0,005 0,88264 1,73003

0,18 0,12 0,719333* 0,081620 0,004 0,36283 1,07584

0,33 -0,249333 0,099199 0,259 -0,70453 0,20587

Đối chứng 1,555667* 0,080791 0,007 0,96133 2,15000

0,33 0,12 0,968667* 0,098266 0,004 0,51389 1,42344

0,18 0,249333 0,099199 0,259 -0,20587 0,70453

*. The mean difference is significant at the 0.05 level.

165

Phụ lục 65. Sự sai khác giữa hàm lượng Pb trong gan cá sau 12 ngày ô nhiễm

Multiple Comparisons

Dependent Variable: Hàm lượng chì trong gan cá sau ngày ô nhiễm Dunnett T3

95% Confidence Interval

Sig. (I) Nồng độ Pb ô nhiễm (J) Nồng độ Pb ô nhiễm Mean Difference (I-J) Std. Error

Lower Bound Upper Bound

0,12 -1,035667* 0,029768 0,001 -1,22926 -0,84207

Đối chứng 0,18 -2,732667* 0,073167 0,002 -3,27614 -2,18919

0,33 -3,122667* 0,076010 0,002 -3,68844 -2,55690

Đối chứng 1,035667* 0,029768 0,001 0,84207 1,22926

0,12 -1,697000* 0,078137 0,002 -2,15467 -1,23933 0,18

0,33 -2,087000* 0,080804 0,001 -2,56722 -1,60678

Đối chứng 2,732667* 0,073167 0,002 2,18919 3,27614

0,18 0,12 1,697000* 0,078137 0,002 1,23933 2,15467

0,33 -0,390000 0,104865 0,084 -0,84821 0,06821

Đối chứng 3,122667* 0,076010 0,002 2,55690 3,68844

0,33 0,12 2,087000* 0,080804 0,001 1,60678 2,56722

0,18 0,390000 0,104865 0,084 -0,06821 0,84821

*. The mean difference is significant at the 0,05 level.

166

Phụ lục 66. Sự sai khác giữa hàm lượng Pb trong gan cá sau 20 ngày ô nhiễm

Multiple Comparisons

Dependent Variable: Hàm lượng chì trong gan cá sau 20 ngày ô nhiễm Dunnett T3

95% Confidence Interval

Sig. (I) Nồng độ Pb ô nhiễm (J) Nồng độ Pb ô nhiễm Mean Difference (I-J) Std. Error

Lower Bound Upper Bound

0,12 -3,225333* 0,049509 0,000 -3,46084 -2,98983

Đối chứng 0,18 -4,934000* 0,081477 0,000 -5,43044 -4,43756

0,33 -5,346667* ,076026 0,000 -5,79694 -4,89640

Đối chứng 3,225333* 0,049509 0,000 2,98983 3,46084

0,12 -1,708667* 0,087270 0,001 -2,15763 -1,25970 0,18

0,33 -2,121333* 0,082204 0,000 -2,53061 -1,71206

Đối chứng 4,934000* 0,081477 0,000 4,43756 5,43044

0,18 0,12 1,708667* 0,087270 0,001 1,25970 2,15763

0,33 -0,412667 0,104618 0,070 -0,87094 0,04561

Đối chứng 5,346667* 0,076026 0,000 4,89640 5,79694

0,33 0,12 2,121333* 0,082204 0,000 1,71206 2,53061

0,18 0,412667 0,104618 0,070 -0,04561 0,87094

*. The mean difference is significant at the 0,05 level.

167

Phụ lục 67. Sự sai khác giữa hàm lượng Pb trong mang cá sau 4 ngày ô nhiễm

Multiple Comparisons

Dependent Variable: Hàm lượng chì trong mang cá sau 4 ngày ô nhiễm Dunnett T3

95% Confidence Interval Sig. (I) Nồng độ Pb ô nhiễm (J) Nồng độ Pb ô nhiễm Mean Difference (I-J) Std. Error

Lower Bound Upper Bound

0,12 -2,377333* 0,054472 0,000 -2,65754 -2,09712

Đối chứng 0,18 -3,226000* 0,097896 0,001 -3,87020 -2,58180

0,33 -3,367333* 0,062814 0,000 -3,71560 -3,01907

Đối chứng 2,377333* 0,054472 0,000 2,09712 2,65754

0,12 -0,848667* 0,105899 0,016 -1,40741 -0,28993 0,18

0,33 -0,990000* 0,074676 0,001 -1,32146 -0,65854

Đối chứng 3,226000* 0,097896 0,001 2,58180 3,87020

0,18 0,12 0,848667* 0,105899 0,016 0,28993 1,40741

0,33 -0,141333 0,110421 0,741 -0,68250 0,39983

Đối chứng 3,367333* 0,062814 0,000 3,01907 3,71560

0,33 0,12 0,990000* 0,074676 0,001 0,65854 1,32146

0,18 0,141333 0,110421 0,741 -0,39983 0,68250

*. The mean difference is significant at the 0.05 level.

168

Phụ lục 68. Sự sai khác giữa hàm lượng Pb trong mang cá sau 12 ngày ô nhiễm

Multiple Comparisons

Dependent Variable: Hàm lượng chì trong mang cá sau 12 ngày ô nhiễm Dunnett T3

95% Confidence Interval Sig. (I) Nồng độ Pb ô nhiễm (J) Nồng độ Pb ô nhiễm Mean Difference (I-J) Std. Error

Lower Bound Upper Bound

0,12 -3,654000* 0,089213 0,001 -4,22658 -3,08142

Đối chứng 0,18 -4,762000* 0,083432 0,000 -5,28573 -4,23827

0,33 -4,994000* 0,048955 0,000 -5,23260 -4,75540

Đối chứng 3,654000* 0,089213 0,001 3,08142 4,22658

0,12 -1,108000* 0,116640 0,003 -1,61873 -0,59727 0,18

0,33 -1,340000* 0,095082 0,003 -1,85021 -0,82979

Đối chứng 4,762000* 0,083432 0,000 4,23827 5,28573

0,12 0,18 1,108000* 0,116640 0,003 0,59727 1,61873

0,33 -,232000 0,089680 0,270 -0,69842 0,23442

Đối chứng 4,994000* 0,048955 0,000 4,75540 5,23260

0,33 0,12 1,340000* 0,095082 0,003 0,82979 1,85021

0,18 0,232000 0,089680 0,270 -0,23442 0,69842

*. The mean difference is significant at the 0,05 level.

169

Phụ lục 69. Sự sai khác giữa hàm lượng Pb trong mang cá sau 20 ngày ô nhiễm

Multiple Comparisons

Dependent Variable: Hàm lượng chì trong mang cá sau 20 ngày ô nhiễm Dunnett T3

95% Confidence Interval

Sig. (I) Nồng độ Pb ô nhiễm (J) Nồng độ Pb ô nhiễm Mean Difference (I-J) Std. Error

Lower Bound Upper Bound

0,12 -7,818667* 0,058428 0,000 -8,07580 -7,56153

Đối chứng 0,18 -8,117667* 0,124806 0,000 -8,89853 -7,33680

0,33 -8,217000* 0,069243 0,000 -8,54306 -7,89094

Đối chứng 7,818667* 0,058428 0,000 7,56153 8,07580

0,12 0,18 -0,299000 0,126460 0,349 -1,05789 0,45989

0,33 -0,398333* 0,072182 0,026 -,72559 -0,07108

Đối chứng 8,117667* 0,124806 0,000 7,33680 8,89853

0,18 0,12 0,299000 0,126460 0,349 -0,45989 1,05789

0,33 -0,099333 0,131806 0,950 -0,80921 0,61054

Đối chứng 8,217000* 0,069243 0,000 7,89094 8,54306

0,33 0,12 0,398333* 0,072182 0,026 0,07108 0,72559

0,18 0,099333 0,131806 0,950 -0,61054 0,80921

*. The mean difference is significant at the 0,05 level.

181

Phụ lục 70. Kết quả kiểm định sự sai khác giữa hàm lượng As trong cá sau 10 ngày ngưng ô nhiễm

Paired Samples Test

Paired Differences

Sig. (2- T df tailed) Mean 95% Confidence Interval of the Difference Std. Deviation Std. Error Mean Lower Upper

Hàm lượng As trong thịt cá ngày 20 ô

Pair 1 nhiễm - Hàm lượng As trong thịt cá 0,419000 0,134330 0,044777 0,315745 0,522255 9,358 8 0,000

ngày 10 ngưng ô nhiễm

Hàm lượng As trong gan cá ngày 20 ô

Pair 2 nhiễm - Hàm lượng As trong gan cá 0,322111 0,099615 0,033205 0,245540 0,398682 9,701 8 0,000

ngày 10 ngưng ô nhiễm

Hàm lượng As trong mang cá ngày

Pair 3 20 ô nhiễm - Hàm lượng As trong 0,204000 0,096563 0,032188 0,129775 0,278225 6,338 8 0,000

mang cá ngày 10 ngưng ô nhiễm

182

Phụ lục 71. Kết quả kiểm định sự sai khác giữa hàm lượng Cd trong cá sau 10 ngày ngưng ô nhiễm

Paired Samples Test

Paired Differences

95% Confidence Sig. (2- Std. T df Interval of the Std. tailed) Mean Error Difference Deviation Mean

Lower Upper

Hàm lượng Cd trong thịt cá ngày 20 ô

Pair 1 nhiễm - Hàm lượng Cd trong thịt cá 0,117111 0,027922 0,009307 0,095649 0,138573 12,583 8 0,000

ngày 10 ngưng ô nhiễm

Hàm lượng Cd trong gan cá ngày 20

Pair 2 ô nhiễm - Hàm lượng Cd trong gan cá 0,629667 0,150127 0,050042 0,514269 0,745064 12,583 8 0,000

ngày 10 ngưng ô nhiễm

Hàm lượng Cd trong mang cá ngày

Pair 3 20 ô nhiễm - Hàm lượng Cd trong 0,477444 0,152277 0,050759 0,360394 0,594495 9,406 8 0,000

mang cá ngày 10 ngưng ô nhiễm

183

Phụ lục 72. Kết quả kiểm định sự sai khác giữa hàm lượng Pb trong cá sau 10 ngày ngưng ô nhiễm

Paired Samples Test

Paired Differences

95% Confidence Sig. (2- Std. T df Interval of the Std. tailed) Mean Error Difference Deviation Mean

Lower Upper

Hàm lượng Pb trong thịt cá ngày 20 ô

Pair 1 nhiễm - Hàm lượng Pb trong thịt cá 0,121667 0,054642 0,018214 0,079665 0,163668 6,680 8 0,000

ngày 10 ngưng ô nhiễm

Hàm lượng Pb trong gan cá ngày 20 ô

Pair 2 nhiễm - Hàm lượng Pb trong gan cá 1,058111 0,236226 0,078742 0,876532 1,239690 13,438 8 0,000

ngày 10 ngưng ô nhiễm

Hàm lượng Pb trong mang cá ngày 20

Pair 3 ô nhiễm - Hàm lượng Pb trong mang 2,112667 0,999654 0,333218 1,344265 2,881069 6,340 8 0,000

cá ngày 10 ngưng ô nhiễm

184

Phụ lục 73. Kết quả kiểm định sự sai khác giữa hàm lượng cortisol trong cá ô nhiễm As so với cá đối chứng

Paired Samples Test

Paired Differences

95% Confidence Sig. (2- Std. Interval of the t df Std. tailed) Mean Error Difference Deviation Mean Lower Upper

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 4 – Hàm Pair 1 -11,1667 4,1889 1,7101 -15,5626 -6,7707 -6,530 5 0,001 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 1,0 mgAs/L ngày 4

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 4 – Hàm Pair 2 -18,8667 4,5005 1,8373 -23,5897 -14,1437 -10,269 5 0,000 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 1,5 mgAs/L ngày 4

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 4 – Hàm Pair 3 -26,5500 5,3780 2,1956 -32,1939 -20,9061 -12,093 5 0,000 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 3,0 mgAs/L ngày 4

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 12 – Hàm Pair 4 -24,5833 3,0446 1,2430 -27,7785 -21,3882 -19,778 5 0,000 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 1,0 mgAs/L ngày 12

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 12 – Hàm Pair 5 -9,0833 3,6897 1,5063 -12,9554 -5,2113 -6,030 5 0,002 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 1,5 mgAs/L ngày 12

185

Phụ lục 73 (tiếp theo). Kết quả kiểm định sự sai khác giữa hàm lượng cortisol trong cá ô nhiễm As so với cá đối chứng

Paired Samples Test

Paired Differences

95% Confidence Sig. (2- Std. Interval of the t df Std. tailed) Mean Error Difference Deviation Mean Lower Upper

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 12 – Hàm -4,8667 4,8702 1,9882 -9,9776 0,2443 -2,448 5 0,058 Pair 6 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 3,0 mgAs/L ngày 12

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 20 – Hàm 6,4167 3,9179 1,5995 2,3051 10,5282 4,012 5 0,010 Pair 7 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 1,0 mgAs/L ngày 20

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 20 – Hàm 9,03333 3,72433 1,52045 5,12488 12,94178 5,941 5 0,002 Pair 8 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 1,5 mgAs/L ngày 20

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 20 – Hàm 10,1166 Pair 9 5,06099 2,06614 4,80548 15,42785 4,896 5 0,004 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 3,0 mgAs/L ngày 20 7

186

Phụ lục 74. Kết quả kiểm định sự sai khác giữa hàm lượng cortisol trong cá ô nhiễm Cd so với cá đối chứng

Paired Samples Test

Paired Differences

95% Confidence Sig. (2- Std. Interval of the t df Std. tailed) Mean Error Difference Deviation Mean Lower Upper

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 4 – Hàm Pair 1 17,2333 1,3456 0,5493 15,8212 18,6455 31,371 5 0,000 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 0,66 mgCd/L ngày 4

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 4 – Hàm Pair 2 21,4000 0,8532 0,3483 20,5046 22,2954 61,436 5 0,000 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 1,0 mgCd/L ngày 4

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 4 – Hàm Pair 3 22,3333 2,1210 0,8659 20,1075 24,5592 25,792 5 0,000 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 2,0 mgCd/L ngày 4

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 12 – Hàm Pair 4 26,3333 1,1535 0,4709 25,1228 27,5439 55,917 5 0,000 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 0,66 mgCd/L ngày 12

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 12 – Hàm Pair 5 27,8000 0,6261 0,2556 27,1429 28,4571 108,762 5 0,000 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 1,0 mgCd/L ngày 12

187

Phụ lục 74 (tiếp theo). Kết quả kiểm định sự sai khác giữa hàm lượng cortisol trong cá ô nhiễm Cd so với cá đối chứng

Paired Samples Test

Paired Differences

95% Confidence Sig. (2- Std. Interval of the t df Std. tailed) Mean Error Difference Deviation Mean Lower Upper

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 12 – Hàm 30,5333 1,2078 0,4931 29,2659 31,8008 61,926 5 0,000 Pair 6 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 2,0 mgCd/L ngày 12

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 20 – Hàm 32,8000 1,1171 0,4561 31,6276 33,9724 71,919 5 0,000 Pair 7 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 0,66 mgCd/L ngày 20

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 20 – Hàm 35,5667 1,0671 0,4356 34,4468 36,6865 81,643 5 0,000 Pair 8 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 1,0 mgCd/L ngày 20

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 20 – Hàm 37,9667 1,1183 0,4566 36,7930 39,1403 83,159 5 0,000 Pair 9 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 2,0 mgCd/L ngày 20

188

Phụ lục 75. Kết quả kiểm định sự sai khác giữa hàm lượng cortisol trong cá ô nhiễm Pb so với cá đối chứng

Paired Samples Test

Paired Differences

95% Confidence Sig. (2- Std. Interval of the t df Std. tailed) Mean Error Difference Deviation Mean Lower Upper

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 4 – Hàm Pair 1 2,4333 2,4873 1,0154 -0,1769 5,0436 2,396 5 0,062 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 0,12 mgPb/L ngày 4

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 4 – Hàm Pair 2 8,3333 3,7071 1,5134 4,4430 12,2237 5,506 5 0,003 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 0,18 mgPb/L ngày 4

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 4 – Hàm Pair 3 10,4667 2,9656 1,2107 7,3545 13,5789 8,645 5 0,000 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 0,33 mgPb/L ngày 4

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 12 – Hàm Pair 4 14,1667 1,1877 0,4849 12,9202 15,4131 29,217 5 0,000 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 0,12 mgPb/L ngày 12

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 12 – Hàm Pair 5 24,9000 0,9274 0,3786 23,9268 25,8732 65,770 5 0,000 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 0,18 mgPb/L ngày 12

189

Phụ lục 75 (tiếp theo). Kết quả kiểm định sự sai khác giữa hàm lượng cortisol trong cá ô nhiễm Pb so với cá đối chứng

Paired Samples Test

Paired Differences

95% Confidence Sig. (2- Std. Interval of the t df Std. tailed) Mean Error Difference Deviation Mean Lower Upper

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 12 – Hàm 29,5667 2,0057 0,8188 27,4619 31,6715 36,109 5 0,000 Pair 6 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 0,33 mgPb/L ngày 12

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 20 – Hàm 25,2833 2,8053 1,1453 22,3394 28,2273 22,077 5 0,000 Pair 7 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 0,12 mgPb/L ngày 20

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 20 – Hàm 36,9167 0,9642 0,3936 35,9048 37,9285 93,785 5 0,000 Pair 8 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 0,18 mgPb/L ngày 20

Hàm lượng cortisol trong cá đối chứng ngày 20 – Hàm 43,0333 2,1342 0,8713 40,7937 45,2730 49,392 5 0,000 Pair 9 lượng cortisol trong cá ô nhiễm 0,33 mgPb/L ngày 20

190

Phụ lục 76. Kết quả kiểm định sự sai khác giữa hàm lượng cortisol trong cá sau 10 ngày ngưng ô nhiễm As

Paired Samples Test

Paired Differences

95% Confidence Interval Sig. (2- Std. t df Std. of the Difference tailed) Mean Error Deviation Mean Lower Upper

Hàm lượng cortisol trong cá ô nhiễm 1,0

Pair 1 mgAs/L ngày thứ 20 – Hàm lượng cortisol -0,4667 3,7087 1,5141 -4,3587 3,4254 -0,308 5 0,770

trong cá ngày 10 ngưng ô nhiễm

Hàm lượng cortisol trong cá ô nhiễm 1,5

Pair 2 mgAs/L ngày thứ 20 – Hàm lượng cortisol 0,7000 6,2351 2,5455 -5,8433 7,2433 0,275 5 0,794

trong cá ngày 10 ngưng ô nhiễm

Hàm lượng cortisol trong cá ô nhiễm 3,0

Pair 3 mgAs/L ngày thứ 20 – Hàm lượng cortisol 13,2500 6,5256 2,6641 6,4018 20,0982 4,974 5 0,004

trong cá ngày 10 ngưng ô nhiễm

191

Phụ lục 77. Kết quả kiểm định sự sai khác giữa hàm lượng cortisol trong cá sau 10 ngày ngưng ô nhiễm Cd

Paired Samples Test

Paired Differences

t df Sig. (2- tailed) Mean 95% Confidence Interval of the Difference Std. Deviation Std. Error Mean Lower Upper

Hàm lượng cortisol trong cá ô nhiễm 0,66

mgCd/L ngày thứ 20 – Hàm lượng cortisol Pair 1 -5,8000 0,8198 0,3347 -6,6603 -4,9397 -17,331 5 0,000

trong cá ngày 10 ngưng ô nhiễm

Hàm lượng cortisol trong cá ô nhiễm 1,0

mgCd/L ngày thứ 20 – Hàm lượng cortisol Pair 2 -1,5333 0,2066 0,0843 -1,7501 -1,3166 -18,183 5 0,000

trong cá ngày 10 ngưng ô nhiễm

Hàm lượng cortisol trong cá ô nhiễm 2,0

mgCd/L ngày thứ 20 – Hàm lượng cortisol Pair 3 -0,7333 0,4033 0,1647 -1,1566 -0,3101 -4,454 5 0,007

trong cá ngày 10 ngưng ô nhiễm

192

Phụ lục 78. Kết quả kiểm định sự sai khác giữa hàm lượng cortisol trong cá sau 10 ngày ngưng ô nhiễm Pb

Paired Samples Test

Paired Differences

t df Sig. (2- tailed) 95% Confidence Interval of the Difference Mean Std. Deviation Std. Error Mean Lower Upper

Hàm lượng cortisol trong cá ô nhiễm 0,12

Pair 1 mgPb/L ngày thứ 20 – Hàm lượng -3,0167 1,9467 0,7947 -5,0596 -0,9737 -3,796 5 0,013

cortisol trong cá ngày 10 ngưng ô nhiễm

Hàm lượng cortisol trong cá ô nhiễm 0,18

Pair 2 mgPb/L ngày thứ 20 – Hàm lượng -4,4333 2,5097 1,0246 -7,0671 -1,7995 -4,327 5 0,008

cortisol trong cá ngày 10 ngưng ô nhiễm

Hàm lượng cortisol trong cá ô nhiễm 0,33

Pair 3 mgPb/L ngày thứ 20 – Hàm lượng -2,4167 1,4511 0,5924 -3,9395 -0,8938 -4,079 5 0,010

cortisol trong cá ngày 10 ngưng ô nhiễm

193