ĐÁNH GIÁ HÀM LƯỢNG THUỐC TRỪ SÂU CLO HỮU CƠ ...

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO VIỆN HÀN LÂM KHOA HỌC

VÀ CÔNG NGHỆ VIỆT NAM

HỌC VIỆN KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ

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

Nguyễn Xuân Tòng

ĐÁNH GIÁ HÀM LƯỢNG THUỐC TRỪ SÂU CLO HỮU CƠ

TRONG NƯỚC, TRẦM TÍCH, THỦY SINH VẬT TẠI CỬA

SÔNG SÀI GÒN – ĐỒNG NAI VÀ THỬ NGHIỆM ĐỘC TÍNH

CỦA DDTs LÊN PHÔI, ẤU TRÙNG HÀU THÁI BÌNH DƯƠNG,

CÁ MEDAKA

LUẬN ÁN TIẾN SĨ KỸ THUẬT MÔI TRƯỜNG

Hà Nội – 2021

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO VIỆN HÀN LÂM KHOA HỌC

VÀ CÔNG NGHỆ VIỆT NAM

HỌC VIỆN KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ

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


ĐÁNH GIÁ HÀM LƯỢNG THUỐC TRỪ SÂU CLO HỮU CƠ

TRONG NƯỚC, TRẦM TÍCH, THỦY SINH VẬT TẠI CỬA

SÔNG SÀI GÒN – ĐỒNG NAI VÀ THỬ NGHIỆM ĐỘC TÍNH

CỦA DDTs LÊN PHÔI, ẤU TRÙNG HÀU THÁI BÌNH DƯƠNG,

CÁ MEDAKA

Chuyên ngành: Kỹ thuật Môi trường

Mã số: 9 52 03 20

LUẬN ÁN TIẾN SĨ KỸ THUẬT MÔI TRƯỜNG

NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC:

1. TS. Mai Hương

2. PGS. TS. Dương Thị Thủy

Hà Nội – 2021

LỜI CAM ĐOAN

Tôi xin cam đoan nội dung của luận án là công trình nghiên cứu của riêng tôi

dưới sự hướng dẫn khoa học của TS. Mai Hương và PGS.TS. Dương Thị Thủy. Các

số liệu và kết quả được nêu trong luận án là trung thực và chưa từng được công bố

trong bất kỳ công trình nào khác.

Tôi xin cam đoan rằng mọi sự giúp đỡ cho việc thực hiện luận án đã được cảm

ơn, các thông tin trích dẫn trong luận án này đều được chỉ rõ nguồn gốc.

Hà Nội, ngày tháng năm 2021


LỜI CẢM ƠN

Tôi xin bày tỏ lòng cảm ơn sâu sắc tới TS. Mai Hương, Trường Đại học Khoa

học và Công nghệ Hà Nội và PGS.TS. Dương Thị Thủy, Viện Công nghệ Môi trường,

Viện Hàn lâm Khoa học và Công nghệ Việt Nam, đã định hướng nghiên cứu, tận tình

hướng dẫn, sửa luận án và tạo mọi điều kiện thuận lợi để tôi có thể hoàn thành Bản

luận án này.

Tôi xin cảm ơn phòng quản lý Đào tạo Viện Công nghệ Môi trường, Học viện

Khoa học và Công nghệ -Viện Hàn lâm Khoa học và Công nghệ Việt Nam đã tạo

điều kiện thuận lợi và giúp đỡ tôi hoàn thành mọi thủ tục cần thiết trong quá trình làm

nghiên cứu.

Trong quá trình nghiên cứu và hoàn thành luận án, tôi đã nhận được sự giúp

đỡ hết sức nhiệt tình và quý báu của Viện Khoa học Công nghệ và Quản lý Môi

trường – Trường Đại học Công nghiệp Thành phố Hồ Chí Minh, Viện Vệ sinh Dịch

tể Trung ương, Trung tâm Công nghệ Sinh học Thành phố Hồ Chí Minh, Trung Tâm

Kiểm Định Và Khảo Nghiệm Thuốc Bảo Vệ Thực Vật Phía Nam, Phòng Độc học

Sinh thái - Đại học Liege - Vương Quốc Bỉ. Tôi xin trân trọng cảm ơn.

Tôi xin chân thành cảm ơn các nhà khoa học đã giúp đỡ, đóng góp nhiều ý

kiến quý báu liên quan đến luận án cũng như đánh giá chất lượng luận án để luận án

được hoàn thiện.

Cuối cùng, tôi xin gửi lời cảm ơn sâu sắc nhất đến những người thân yêu trong

gia đình, đồng nghiệp và bạn bè đã luôn quan tâm, động viên, ủng hộ và giúp đỡ tôi

trong quá trình học tập và nghiên cứu.

Tác giả luận án: Nguyễn Xuân Tòng

i

MỤC LỤC

MỤC LỤC ................................................................................................................... i

DANH MỤC TỪ VIẾT TẮT .................................................................................... iv

DANH MỤC BẢNG ................................................................................................. vi

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

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

CHƯƠNG 1: TỔNG QUAN TÀI LIỆU ..................................................................... 5

1.1. Tổng quan về hóa chất BVTV ......................................................................... 5

1.1.1. Phân loại hóa chất BVTV ......................................................................... 5

1.1.2. Một số nhóm hóa chất BVTV chính ......................................................... 6

1.1.3. Nguồn gốc hóa chất BVTV trong môi trường .......................................... 9

1.2. Tình hình nghiên cứu và hiện trạng tồn dư hóa chất BVTV, độc tính trong môi

trường sinh thái thủy sinh ...................................................................................... 11

1.2.1. Tình hình nghiên cứu và hiện trạng sử dụng hóa chất BVTV trên thế giới

........................................................................................................................... 11

1.2.2. Tình hình nghiên cứu và hiện trạng sử dụng hóa chất BVTV ở Việt Nam

........................................................................................................................... 15

1.2.3. Độc tính của hóa chất BVTV .................................................................. 19

1.3. Tổng quan về hàu Thái Bình Dương (Crassostrea gigas), cá medaka (Oryzias

latipes) và ứng dụng trong đánh giá độc học sinh thái ......................................... 25

1.3.1. Tổng quan về hàu Thái Bình Dương (Crassostrea gigas) ....................... 25

1.3.2. Tổng quan về cá medaka (Oryzias latipes) ............................................. 26

1.3.3. Vai trò của hàu Thái Bình Dương (Crassostrea giagas) và cá medaka

(Oryzias latipes) trong nghiên cứu độc học sinh thái ........................................ 27

1.4. Tổng quan về khu vực nghiên cứu ................................................................. 29

1.4.1. Đặc điểm tự nhiên ................................................................................... 29

ii

1.4.2. Đặc điểm kinh tế xã hội .......................................................................... 31

1.4.3. Đặc điểm môi trường .............................................................................. 32

CHƯƠNG 2. PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU ...................................................... 34

2.1. Hóa chất, dụng cụ và thiết bị thí nghiệm ....................................................... 34

2.1.1 Hóa chất ................................................................................................... 34

2.1.2. Dụng cụ, thiết bị ...................................................................................... 35

2.2. Địa điểm lấy mẫu ........................................................................................... 35

2.3. Các phương pháp lấy mẫu .............................................................................. 40

2.3.1. Mẫu nước mặt ......................................................................................... 40

2.3.2. Mẫu trầm tích .......................................................................................... 40

2.3.3. Mẫu sinh vật ............................................................................................ 40

2.4. Phương pháp phân tích mẫu ........................................................................... 41

2.4.1. Phân tích các thông số hóa lý .................................................................. 41

2.4.2. Xác định OCPs trong mẫu nước ............................................................. 41

2.4.3. Xác định OCPs trong mẫu trầm tích ....................................................... 41

2.4.4. Xác định OCPs trong mẫu sinh vật ......................................................... 43

2.5. Các phương pháp thử nghiệm trên phôi, ấu trùng hàu Thái Bình Dương và cá

medaka .................................................................................................................. 43

2.5.1. Phôi, ấu trùng hàu Thái Bình Dương ...................................................... 43

2.5.2. Phôi, ấu trùng cá medaka ........................................................................ 46

2.6. Các phương pháp đánh giá độc tính ............................................................... 48

2.6.1. Xác định LC50, EC50 và tỷ lệ sống chết ................................................... 48

2.6.2. Phương pháp phân tích qRT-PCR để đánh giá ảnh hưởng của hóa chất

BVTV đến cá medaka ở mức độ sinh học phân tử ........................................... 48

2.6.3. Các phương pháp quan sát hình thái, cấu tạo tế bào ............................... 51

2.7. Xử lý thống kê số liệu .................................................................................... 52

CHƯƠNG 3: KẾT QUẢ – THẢO LUẬN ................................................................ 55

iii

3.1. Phân nhóm các địa điểm lấy mẫu ................................................................... 55

3.2. Hiện trạng OCPs trong nước và trầm tích ...................................................... 56

3.2.1. Các thông số hóa lý trong nước mặt và trầm tích ................................... 56

3.2.2. Nồng độ OCPs trong nước ...................................................................... 57

3.2.3. Nồng độ OCPs trong trầm tích ................................................................ 64

3.2.4. Mối liên hệ giữa nồng độ OCPs trong nước và trong trầm tích .............. 72

3.2.5. Đánh giá nguồn gốc ô nhiễm OCP bằng phân tích thành phần chính .... 76

3.3. OCPs trong cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ .................................................... 79

3.3.1. Nồng độ các OCPs trong sinh vật theo loài ............................................ 80

3.3.2. Nồng độ các OCPs trong sinh vật theo không gian (vị trí) ..................... 93

3.3.3. Nguồn ô nhiễm OCPs trong sinh vật ...................................................... 95

3.4. Đánh giá độc tính của DDTs .......................................................................... 98

3.4.1. Độc tính của DDTs đến sinh trưởng của phôi, ấu trùng hàu Thái Bình

Dương ................................................................................................................ 98

3.4.2. Độc tính của DDT đến sinh trưởng của phôi cá medaka ...................... 117

3.4.3. Kết quả đánh giá hình thái, cấu trúc gan cá medaka ............................. 126

KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ................................................................................. 130

DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH ĐÃ CÔNG BỐ............................................... 132

TÀI LIỆU THAM KHẢO ....................................................................................... 133

PHỤ LỤC .................................................................................................................... I

iv

DANH MỤC TỪ VIẾT TẮT

Từ viết tắt Tiếng anh Tiếng việt

ADN Deoxyribonucleic Acid

ANOVA Analysis Of Variance Phân tích phương sai

BAF Bioaccumulation factor Hệ số tích lũy sinh học

BDL Below Detectable Level Dưới mức có thể phát hiện

BR-VT Bà Rịa – Vũng Tàu

BVTV Bảo vệ thực vật

CA Cluster analysis Phân tích cụm

DCM Diclometan

DDD Dichloro-Diphenyl-Dichloroethane

DDE Dichloro-Diphenyl-

Dichloroethylene

DDT Dichloro-Diphenyl-

Trichloroethane

DMSO Dimethyl sulfoxit

EC Electrical Conductivity Độ dẫn điện

EC50 Effective Concentration Nồng độ ảnh hưởng đến

50% sinh vật phơi nhiễm

GC/MS Gas chromatography–mass

spectrometry Sắc ký khí – khối phổ

GC/ECD Gas chromatography-electron

capture detector

Sắc ký khí – detector bẫy

electron

HCH Hexachlorocyclohexane

KCN Khu công nghiệp

KPH Không phát hiện

LC50 Lethal Concentration Nồng độ gây chết 50% sinh

vật bị phơi nhiễm

LOEC Lowest Observed Effect

Concentration

Nồng độ thấp nhất có ảnh

hưởng

LOQ Limit of Quantitation Giới hạn định lượng

v

NOEC No Observed Effect Concentration Nồng độ cao nhất không có

ảnh hưởng

OCP Organochlorine Pesticides Hóa chất Bảo vệ thực vật

nhóm clo hữu cơ

PCA/FA Principal Component

Analysis/Factor Analysis

Phân tích thành phần

chính/Phân tích nhân tố

PE Polyetylen

POP Persistant Organic Pollutant Chất ô nhiễm hữu cơ khó

phân hủy

QCVN Quy chuẩn Việt Nam

RT-PCR Real-Time Polymerase Chain

Reaction

Phản ứng tổng hợp chuỗi

polymerase thời gian thực

SE Standard error Sai số chuẩn

SEM Scanning Electron Microscope Kính hiển vi điện tử quét

TB Trung bình

TCVN Tiêu chuẩn Việt Nam

TDS Total Dissolved Solids Tổng chất rắn hòa tan

TEM Transmission Electron Microscope Kính hiển vi điện tử truyền

qua

TLTK Tài liệu tham khảo

TN&MT Tài nguyên và Môi trường

TOC Total Organic Carbon Tổng cacbon hữu cơ

TP HCM Thành phố Hồ Chí Minh

TSS Total Suspended Solids Tổng chất rắn lơ lững

WHO World Health Organization Tổ chức Tổ chức tế Thế

giới

vi

DANH MỤC BẢNG

Bảng 1. 1. Phân loại các loại hóa chất BVTV ................................................. 5

Bảng 1. 2. Phân loại hóa chất BVTV nhóm clo hữu cơ ................................... 6

Bảng 1. 3. Ảnh hưởng của một số loại hóa chất BVTV phổ biến đến một số

sinh vật thủy sinh ............................................................................................ 28

Bảng 1. 4. Các sông chính ở khu vực hạ lưu hệ thống sông Đồng Nai ......... 30

Bảng 2. 1. Hỗn hợp chuẩn gốc OCPs ............................................................ 34

Bảng 2. 2. Các hóa chất dùng trong phân tích .............................................. 34

Bảng 2. 3. Đặc điểm vị trí lấy mẫu ở cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai ............ 38

Bảng 2. 4. Kỹ thuật phân tích các thông số hóa lý mẫu nước mặt và trầm tích

................................................................................................................................... 41

Bảng 2. 5. Bảng quy đổi hệ số Probit ............................................................ 48

Bảng 2. 6. Các cặp mồi phân tích Real-time PCR ......................................... 50

Bảng 2. 7. Cài đặt quy trình phân tích phản ứng Real-time PCR ................. 50

Bảng 3. 1. Chỉ tiêu lý – hóa nước tại thủy vực nghiên cứu ............................ 56

Bảng 3. 2. Chỉ tiêu lý – hóa trong trầm tích tại thủy vực nghiên cứu ............ 57

Bảng 3. 3. Nồng độ của OCP (µg/L) trong nước ở hai mùa .......................... 58

Bảng 3. 4. Thành phần của DDT (%) trong nước theo mùa .......................... 59

Bảng 3. 5. Thành phần của HCHs (%) trong nước theo mùa ........................ 60

Bảng 3. 6. Nồng độ các OCPs (µg/L) trong mẫu nước mặt được thu thập từ

nghiên cứu ở các khu vực khác nhau trên thế giới ........................................ 60

Bảng 3. 7. Nồng độ của OCPs (µg/L) trong nước ở hai nhóm ...................... 61

Bảng 3. 8. Thành phần của tổng DDTs (%) trong nước theo nhóm .............. 62

Bảng 3. 9. Thành phần của HCHs (%) trong nước theo nhóm ...................... 63

Bảng 3. 10. Nồng độ của OCPs (µg/kg) trong trầm tích theo hai mùa ......... 64

Bảng 3. 11. Thành phần của tổng DDTs (%) trong trầm tích theo mùa........ 65

Bảng 3. 12. Thành phần của tổng HCHs (%) trong trầm tích theo mùa ....... 68

Bảng 3.13. Nồng độ các OCPs (µg/kg) trong mẫu trầm tích được thu thập từ

các khu vực khác nhau trên thế giới .............................................................. 69

vii

Bảng 3. 14. Nồng độ của OCPs (µg/kg) trong trầm tích ở hai nhóm ............ 70

Bảng 3. 15. Thành phần của tổng DDTs (%) trong trầm tích theo nhóm...... 70

Bảng 3. 16. Thành phần của tổng HCHs (%) trong trầm tích theo nhóm ..... 71

Bảng 3. 17. Tương quan giữa dư lượng OCPs trong nước với các chỉ tiêu hóa

lý ..................................................................................................................... 72

Bảng 3. 18. Tương quan giữa dư lượng OCPs trong trầm tích với chỉ tiêu hóa

lý ..................................................................................................................... 72

Bảng 3. 19. Tương quan OCPs với những nhân tố tiềm ẩn (VF) hình thành từ

phân tích PCA/FA trong hai mùa và hai nhóm .............................................. 76

Bảng 3. 20. Đặc điểm sinh học của cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ ............... 79

Bảng 3. 21. Nồng độ các OCPs (µg/kg) trong mô các loài cá và nhuyễn thể

hai mảnh vỏ các nước trên thế giới ................................................................ 92

Bảng 3. 22. Nồng độ DDTs, dieldrin và OCPs (µg/kg) trong các mẫu cá và

nhuyễn thể hai mảnh vỏ theo vị trí ở cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai............. 93

Bảng 3. 23. Hệ số tải trọng của các thông số OCPs đối với các nhân tố khác

nhau được hình thành từ phân tích PCA/FA .................................................. 96

Bảng 3. 24. Các giá trị giới hạn NOEC, LOEC và EC50 sau 2 giờ hàu Thái

Bình Dương phơi nhiễm với DDTs trong nước ............................................ 100

Bảng 3. 25. Các giá trị giới hạn NOEC, LOEC và LC50 sau 24 giờ phơi nhiễm

với DDTs trong nước.................................................................................... 102

Bảng 3. 26. Giá trị NOEC, LOEC và EC50 của DDTs trong trầm tích đối với

sự chậm phát triển phôi hàu ......................................................................... 106

Bảng 3. 27. Các giá trị NOEC, LOEC và LC50 của DDTs trong trầm tích đối

với sự tử vong của phôi, ấu trùng hàu ......................................................... 108

Bảng 3. 28. Tỷ lệ tử vong của phôi cá medaka sau 24, 48, 72 và 96 giờ phơi

nhiễm DDT ................................................................................................... 118

Bảng 3. 29. Giá trị LC50 của DDTs tại các thời điểm 24, 48, 72 và 96 giờ phơi

nhiễm ............................................................................................................ 120

viii

DANH MỤC HÌNH ẢNH

Hình 1.1. Cấu trúc của o,p–DDE, p,p–DDE, o,p–DDD, p,p–DDD, o,p–DDT

và p,p–DDT ...................................................................................................... 7

Hình 1. 2. Cấu trúc của hexachlorobenzene .................................................... 7

Hình 1. 3. Cấu trúc hóa học của endosulfan.................................................... 7

Hình 1. 4. Cấu trúc hóa học của aldrin và dieldrin ......................................... 8

Hình 1. 5. Cấu trúc hóa học của endrin ........................................................... 9

Hình 1. 6. Thị trường phân phối mỗi loại hóa chất BVTV ............................. 11

Hình 1. 7. Tình hình nhập khẩu hóa chất BVTV ở Việt Nam giai đoạn 2010 –

2014 ................................................................................................................ 16

Hình 1. 8. Số lượng hóa chất BVTV được phép sử dụng trong nông nghiệp ở

Việt Nam ......................................................................................................... 17

Hình 1. 9. Con đường di chuyển của POP trong môi trường ........................ 20

Hình 1. 10. Các con đường phơi nhiễm của các hợp chất POP trong môi

trường ............................................................................................................. 21

Hình 1. 11. Sơ đồ minh họa cách DDT sinh học tạo ra trong chuỗi thức ăn.

Nồng độ trong nước chỉ bằng 3×10−6 phần triệu có thể đạt tới 10 triệu lần so

với nồng độ ở các loài săn mồi đầu chuỗi thức ăn ........................................ 24

Hình 1. 12. Cấu tạo của hàu Thái Bình Dương (Crassostrea gigas) ............ 25

Hình 1. 13. Cấu tạo cá medaka cái (a) và đực (b) ......................................... 27

Hình 2. 1. Bản đồ mô tả các vị trí lấy mẫu nước và trầm tích ....................... 37

Hình 2. 2. Bản đồ mô tả các vị trí lấy mẫu sinh vật ....................................... 38

Hình 2. 3. Sơ đồ tóm tắt quy trình xử lý mẫu trầm tích ................................. 42

Hình 2. 4. Sơ đồ tổng hợp các bước bổ sung và rửa giải trầm tích ............... 44

Hình 2. 5. Sơ đồ tách trứng và tinh trùng từ hàu bố mẹ ................................ 45

Hình 2. 6. Sơ đồ thử nghiệm sinh học trên hàu Thái Bình Dương ................ 46

Hình 2. 7. Quy trình thực hiện đánh giá độc tính của DDT với cá medaka .. 47

Hình 2. 8. Quy trình tóm tắt chuẩn bị mẫu và phân tích Real-time PCR ...... 49

Hình 2. 9. Sơ đồ nghiên cứu chung của luận án ............................................. 54

ix

Hình 3. 1. Biểu đồ phân tích cụm trên không gian các vị trí lấy mẫu ........... 55

Hình 3. 2. Sự thay đổi nồng độ của DDTs và thành phần trong các mẫu trầm

tích .................................................................................................................. 67

Hình 3. 3. Mối tương quan giữa nồng độ DDTs và HCHs trong nước và trầm

tích .................................................................................................................. 73

Hình 3. 4. Mối tương quan giữa nồng độ aldrin, heptachlor, dieldrin và endrin

trong nước và trầm tích .................................................................................. 75

Hình 3. 5. Hai OCPs được trích xuất khi thực hiện PCA/FA cho toàn bộ dữ

liệu .................................................................................................................. 78

Hình 3. 6. Nồng độ của OCPs trong cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ ............. 80

Hình 3. 7. Nồng độ của HCHs trong cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ ............. 82

Hình 3. 8. Phân tích thành phần HCHs trong cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ

................................................................................................................................... 83

Hình 3. 9. Nồng độ của DDTs trong cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ ............. 85

Hình 3. 10. Phân tích thành phần DDTs trong cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ

................................................................................................................................... 86

Hình 3. 11. Nồng độ của endosulfans trong cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ .. 88

Hình 3. 12. Nồng độ của heptachlor, aldrin, dieldrin, endrin trong cá và

nhuyễn thể hai mảnh vỏ .................................................................................. 90

Hình 3. 13. Nồng độ của (a) DDTs, (b) dieldrin và (c) OCPs trong cá và

nhuyễn thể hai mảnh vỏ được thu thập trong sông chính và sông phụ .......... 94

Hình 3. 14. Phân tích thành phần (a) HCHs và (b) DDTs trong hai khu vực

................................................................................................................................... 95

Hình 3. 15. Nhóm cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ được kiểm tra dựa trên phân

tích PCA/FA ................................................................................................... 97

Hình 3. 16. Biểu đồ thể hiện tỷ lệ phân bào của phôi hàu Thái Bình Dương sau

2 giờ phơi nhiễm với DDTs trong môi trường nước biển nhân tạo ............... 99

Hình 3. 17. Biểu đồ thể hiện phương trình hồi quy của tỷ lệ phôi chậm phát

triển sau 2 giờ phơi nhiễm với DDTs trong nước (p < 0,0001)................... 100

Hình 3. 18. Biểu đồ thể hiện tỷ lệ phần trăm phôi, ấu trùng tử vong (Mean ±

SE) sau 24 giờ phơi nhiễm với DDT trong nước biển nhân tạo .................. 101

x

Hình 3. 19. Biểu đồ thể hiện phương trình hồi quy của tử lệ phôi, ấu trùng tử

vong sau 24 giờ phơi nhiễm với DDT trong nước (p < 0,001) .................... 102

Hình 3. 20. Biểu đồ thể hiện tỷ lệ phần trăm phôi chậm phát triển (Mean ± SE)

sau 24 giờ phơi nhiễm với DDT trong trầm tích .......................................... 105

Hình 3. 21. Biểu đồ thể hiện phương trình hồi quy của tỷ lệ phôi chậm phát

triển sau 2 giờ phơi nhiễm với DDTs trong trầm tích (p < 0,0001) ............ 105

Hình 3. 22. Biểu đồ thể hiện tỷ lệ phần trăm phôi, ấu trùng tử vong (Mean ±

SE) sau 24 giờ phơi nhiễm với DDT trong trầm tích ................................... 107

Hình 3. 23. Biểu đồ thể hiện phương trình hồi quy của tỷ lệ phôi và ấu trùng

tử vong sau 24 giờ phơi nhiễm với DDTs trong trầm tích ........................... 107

Hình 3. 24. Kết quả chụp SEM hình thái cấu trúc phôi hàu Thái Bình Dương

C. gigas trong môi trường nước biển nhân tạo sau 24 giờ .......................... 110

Hình 3. 25. Kết quả chụp TEM cấu trúc bào quan phôi hàu Thái Bình Dương

C. gigas trong môi trường nước biển nhân tạo ở mẫu đối chứng (không phơi

nhiễm với DDTs) sau 24 giờ ........................................................................ 111


C. gigas trong môi trường nước biển nhân tạo ở mẫu thử nghiệm (phơi nhiễm

với 1 g/L DDTs) sau 24 giờ ....................................................................... 112

Hình 3. 27. Kết quả chụp SEM hình thái cấu trúc phôi hàu Thái Bình Dương

C. gigas trên môi trường trầm tích sau 24 giờ ............................................. 113


C. gigas ở mẫu trầm tích đối chứng (không phơi nhiễm với DDTs) sau 24 giờ

...................................................................................................................... 114


C. gigas ở mẫu trầm tích thử nghiệm (phơi nhiễm với DDTs ở nồng độ 1mg/kg)

sau 24 giờ ..................................................................................................... 115

Hình 3. 30. Biến động tỷ lệ tử vong của phôi cá medaka sau 24, 48, 72 và 96

giờ phơi nhiễm với 0; 0,04; 0,08; 0,12; 0,16; 0,2 và 0,24 μg/L hóa chất BVTV

DDT .............................................................................................................. 119

Hình 3. 31. Đồ thị tương quan giữa liều phản ứng và % tỷ lệ tử vong và nồng

độ DDTs ....................................................................................................... 121

xi

Hình 3. 32. Độc tính của DDTs đến phôi cá medaka O. latipes, những khiếm

khuyết hình thái điển hình ............................................................................ 122

Hình 3. 33. Biểu hiện của 3 gen p53, rara1 và wnt trên phôi cá medaka sau

khi phơi nhiễm với 1700 g/L DDTs bằng phương pháp Real-time PCR ... 123

Hình 3. 34. Biểu hiện của 3 gen p53, rara1 và wnt trên phôi cá medaka sau

khi phơi nhiễm với 1500 và 1700 g/L DDTs bằng phương pháp Real-time

PCR .............................................................................................................. 124

Hình 3. 35. Kết quả phân tích sự thành công của Real-time PCR và chu kỳ

định lượng (Cq) ............................................................................................ 124

Hình 3. 36. Cấu trúc tế bào gan cá medaka đối chứng (không phơi nhiễm với

DDTs 1g/L) sau 24 giờ .............................................................................. 127

Hình 3. 37. Cấu trúc tế bào gan cá medaka thử nghiệm (phơi nhiễm với DDTs

1g/L) sau 24 giờ; nu – hạt nhân; hn – nhân hepatocyte s; ly – lysosome . 128

1

MỞ ĐẦU

Hóa chất bảo vệ thực vật (BVTV) là những chất cần thiết cho sự phát triển và

bảo quản cây trồng thông qua việc kiểm soát dịch hại trong nông nghiệp thương mại

hiện đại [1]. Hóa chất BVTV nhóm clo hữu cơ (OCPs) được sử dụng rộng rãi trên thế

giới trong nhiều thế kỷ qua để kiểm soát sâu bọ, nấm và các loài côn trùng khác nhau

nhằm tăng năng suất sản xuất và bảo vệ sức khỏe cộng đồng, phòng chống muỗi gây

bệnh sốt rét [2]. Các chất ô nhiễm hữu cơ gốc OCPs có trong môi trường nước xuất

phát từ nhiều nguồn khác nhau như nước thải công nghiệp, nông nghiệp và đô thị,

lắng đọng khí quyển, hoạt động ven biển, vận chuyển hàng hải và sự cố tràn dầu [3].

Trên toàn cầu, OCPs bị nghiêm cấm hoặc hạn chế sử dụng từ một vài thập kỷ trước

do khả năng gây độc của chúng. Tuy bị cấm nhưng OCPs vẫn được phát hiện ở nhiều

môi trường khác nhau, như trong các đại dương, các vùng biển, trong nước và trầm

tích, trong không khí. Quá trình phơi nhiễm với các hóa chất này trong môi trường

có ảnh hưởng nghiêm trọng đến hệ sinh thái và sự phát triển của các sinh vật thủy

sinh. Các loài cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ là đối tượng đại diện cho sự tích lũy chất

gây ô nhiễm trong hệ sinh thái cửa sông và ven biển vì chúng là những loài ăn lọc

nên có khả năng tích tụ nhiều hóa chất trong mô. Hơn nữa, đây là những nhóm loài

có giá trị thặng dư thương mại cao về sản phẩm thủy, hải sản nên việc trích xuất được

nguồn gốc sản phẩm và xác định được giới hạn chất ô nhiễm là mối quan tâm của

cộng đồng. Sự tồn tại lâu dài và độc tính của các hóa chất gốc OCPs đối với sinh vật

sống đã thúc đẩy hầu hết các nước trên thế giới phát triển các kế hoạch và chiến lược

quốc gia để bảo vệ môi trường và sức khỏe cộng đồng chống lại mối đe dọa từ các

hợp chất ô nhiễm hữu cơ khó phân hủy (POPs). Vì vậy, cần có các biện pháp để ngăn

chặn sự xuất hiện và tác dụng độc hại của các hóa chất độc hại này.

Mặt khác, ở Việt Nam dù đã bị cấm từ vài thập kỷ trước nhưng một số OCPs

đã được sử dụng trước đây trong một thời gian dài vẫn có thể tồn lưu trong môi trường

với các nồng độ khác nhau. Nhiều nghiên cứu đã được thực hiện để khảo sát, đánh

giá hiện trạng ô nhiễm OCPs và tác động khác nhau của chúng tới các hệ sinh thái

thủy sinh như nghiên cứu của Minh và cộng sự [4] chỉ ra rằng nồng độ DDTs trong

trầm tích thu nhận ở các kênh rạch tại TP HCM cao hơn nhiều so với những vị trí

khác trong vùng nghiên cứu. Điều này cho thấy rằng ô nhiễm OCPs có thể xuất phát

2

từ các khu vực dân cư và khu công nghiệp. Nghiên cứu này cũng chỉ ra rằng ở phần

hạ lưu của hệ thống sông Sài Gòn – Đồng Nai nồng độ của DDTs và HCHs trong

trầm tích giảm dần theo thời gian [4]. Hoài và cộng sự [5] đã phát hiện nồng độ của

tổng DDTs trong trầm tích lấy từ một số sông ở Hà Nội cao hơn các địa điểm khác ở

Việt Nam. Do đó, các tác giả cho rằng DDTs đã được sử dụng bất hợp pháp và sau

đó được thải ra môi trường trong khu vực nghiên cứu. Vì vậy, hiện trạng ô nhiễm

OCPs tại các khu vực do ảnh hưởng của việc xả thải các chất ô nhiễm từ khu vực

xung quanh cần phải nghiên cứu thêm.

Gần đây, các khu vực đô thị và công nghiệp phát triển nhanh chóng có thể là

các nguồn ô nhiễm OCPs tiềm ẩn kết hợp với việc sử dụng OCPs trái phép ở phía

thượng nguồn làm cho nồng độ OCPs tăng lên trong nước mặt và trầm tích phía hạ lưu

hệ thống sông Sài Gòn – Đồng Nai [4]. Do đó, nghiên cứu về ô nhiễm OCPs trong

nước mặt, trầm tích và các loài sinh vật vùng cửa sông có ý nghĩa khoa học và tính thời

sự cao. Vì vậy, đề tài “Đánh giá hàm lượng thuốc trừ sâu clo hữu cơ trong nước,

trầm tích, thủy sinh vật tại cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai và thử nghiệm độc tính

của DDTs lên phôi, ấu trùng hàu Thái Bình Dương, cá medaka” đã được lựa chọn

thực hiện ở vùng cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai trong hai năm 2017 – 2018.

✓ Mục tiêu của luận án

Luận án có mục tiêu tổng thể là: Nghiên cứu, xác định dư lượng thuốc trừ sâu

clo hữu cơ trong nước, trầm tích, thủy sinh vật tại cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai và

đánh giá độc tính của thuốc trừ sâu DDTs lên phôi, ấu trùng hàu Thái Bình Dương

(Crassostrea gigas), cá medaka (Oryzias latipes).

Mục tiêu cụ thể là:

- Xác định hiện trạng ô nhiễm OCPs trong nước mặt và trầm tích cửa sông Sài

Gòn – Đồng Nai và đánh giá nguồn gốc gây ô nhiễm.

- Xác định mức độ ô nhiễm OCPs trong cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ khu vực

cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai và đánh giá nguồn gốc gây ô nhiễm.

- Đánh giá độc tính của hóa chất DDTs lên sinh trưởng của phôi, ấu trùng hàu

Thái Bình Dương (Crassostrea gigas) và cá medaka (Oryzias latipes).

✓ Nội dung nghiên cứu của luận án

Khảo sát hiện trạng ô nhiễm thuốc trừ sâu OCPs trong nước, trầm tích ở cửa

sông Sài Gòn – Đồng Nai theo mùa và theo nhóm.

3

Khảo sát hiện trạng ô nhiễm thuốc trừ sâu OCPs trong cá, nhuyễn thể hai mảnh

vỏ và xác định nguồn gốc ô nhiễm ở cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai.

Đánh giá độc tính của thuốc trừ sâu đến sinh trưởng của phôi, ấu trùng hàu

Thái Bình Dương (Crassostrea gigas) và cá medaka (Oryzias latipes) thông qua việc

xác định LC50/EC50 và quan sát ảnh hưởng đến hình thái phôi, ấu trùng.

✓ Ý nghĩa khoa học và thực tiễn

Sự tồn dư của các hợp chất hữu cơ khó phân hủy POPs như các hoạt chất OCPs

trong nước, trầm tích ở cửa sông và ven biển - khu vực tập trung chính cho nuôi trồng

thủy, hải sản ở nước ta đã nhận được nhiều sự quan tâm, nghiên cứu trong thời gian

qua. Đề tài đã nghiên cứu đánh giá độc tính của các hợp chất ô nhiễm gốc OCPs trong

hệ sinh thái cũng như tác động của các chất này đến sự phát triển của cá và nhuyễn

thể hai mảnh vỏ. Kết quả phân tích, đánh giá là cơ sở dữ liệu tham khảo cho các

nghiên cứu về tồn lưu hóa chất OCPs trong môi trường sinh thái và thủy sinh vật. Các

cơ quan môi trường và các tỉnh thượng nguồn sông Sài Gòn – Đồng Nai xem xét các

kết quả nghiên cứu như một nguồn dữ liệu hỗ trợ để xác định được nguồn phát thải,

đánh giá chất lượng nước và định hướng cấp phép xả thải vào nguồn nước.

✓ Điểm mới của luận án

Bước đầu xác định được phân bố hàm lượng một số thuốc trừ sâu gốc OCPs

trong nước, trầm tích và thủy sinh vật tại khu vực cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai với

nồng độ DDTs, HCHs, aldrin, heptachlor, dieldrin, và endrin lần lượt là 0,137 µg/L;

0,107; 0,008; 0,009; 0,007 và 0,019 µg/L (thời điểm mùa khô) và là 0,301; 0,292;

0,067; 0,040; 0,024 và 0,027 µg/L (thời điểm mùa mưa). Nồng độ trong mẫu nước

của nhóm 1 cao hơn nhiều so với nhóm 2 lần lượt là 0,139; 0,151; 0,029; 0,018 và

0,008 µg/L. Nồng độ OCPs tích lũy trong cá bống bớp > trai > vẹm xanh > ngao >

hàu và có giá trị lần lượt 19,519 µg/kg; 19,212 µg/kg; 14,320 µg/kg; 12,376 µg/kg

và 9,297 µg/kg.

Đã đánh giá được độc tính của DDTs lên phôi, ấu trùng hàu Thái Bình Dương

và cá medaka khi phơi nhiễm với 0; 0,1; 1; 10 và 100 g/L DDTs trong môi trường

nước và 0; 0,01; 0,05; 0,1; 0,5; 1; 5 mg/kg DDTs trong môi trường trầm tích với LC50

ghi nhận tương ứng là 66,88 g/L và 1,1 mg/kg DDT. LC50 gây tử vong 50% phôi

lần lượt là 4,62 g/L và 0,3 mg/kg DDT. Kết quả SEM, TEM, qRT-PCR ở mô sinh

vật chứng tỏ tác động của DDTs đã làm thay đổi cấu trúc hình thái phôi, ấu trùng hàu

4

và cá cũng như biến đổi sinh học phân tử ba gen p53, rara1 và wnt khi thử nghiệm

trên cá medaka.

✓ Bố cục của luận án

Ngoài phần mở đầu, kết luận, phụ lục và tài liệu tham khảo, nội dung của luận

án được trình bày trong 3 chương với bố cục như sau:

Chương 1: Tổng quan về hóa chất BVTV, nguồn gốc ô nhiễm chính trong

nghiên cứu và tình hình nghiên cứu trong và ngoài nước liên quan đến nội dung luận

án.

Chương 2: Phương pháp nghiên cứu, lấy mẫu, kỹ thuật chiết tách phân tích,

phương pháp đánh giá độc tính (LC50, EC50); phương pháp đánh giá ảnh hưởng ở mức

độ phân tử (qRT – PCR), phương pháp phân tích hình thái phôi hàu (SEM và TEM).

Chương 3: Phần kết quả và thảo luận tập trung vào 3 nội dung kết quả chính:

(i) Xác định hiện trạng ô nhiễm OCPs trong nước và trầm tích; (ii) Nồng độ ô nhiễm

và nguồn gốc ô nhiễm của OCPs trong cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ; (iii) Đánh giá

độc tính của DDTs lên phôi, ấu trùng hàu Thái Bình Dương (Crassostrea gigas), cá

medaka (Oryzias latipes).

5

CHƯƠNG 1: TỔNG QUAN TÀI LIỆU

1.1. Tổng quan về hóa chất BVTV

Hóa chất BVTV được chuyển nghĩa từ thuật ngữ tiếng Anh “pesticide” có

nghĩa là thuốc trừ côn trùng gây hại. Tuy nhiên, hiện nay khái niệm này được mở

rộng cho nhiều loại hóa chất sử dụng trong trồng trọt bao gồm cả thuốc điều hòa sinh

trưởng, thuốc rụng lá và thuốc trừ cỏ [6].

Hóa chất BVTV là bất kỳ chất hoặc hỗn hợp các chất được sử dụng để tiêu

diệt, đẩy lùi, hoặc kiểm soát địch hại, bao gồm cả côn trùng, nhuyễn thể hai mảnh vỏ,

động vật gặm nhấm, nấm, vi khuẩn và cỏ dại [7].

Trong Luật Bảo vệ và Kiểm dịch thực vật [8] định nghĩa hóa chất BVTV là

chất hoặc hỗn hợp các chất hoặc chế phẩm vi sinh vật có tác dụng phòng ngừa, ngăn

chặn, xua đuổi, dẫn dụ, tiêu diệt hoặc kiểm soát sinh vật gây hại thực vật; điều hòa

sinh trưởng thực vật; bảo quản thực vật; làm tăng độ an toàn, hiệu quả cây trồng khi

sử dụng hóa chất.

Tổng hợp các luận điểm này cho thấy hóa chất BVTV được hiểu là các chất

độc hóa học hay chất độc tự nhiên dùng để diệt trừ, ngăn chặn, phòng ngừa, xua đuổi,

dẫn dụ, hoặc kiểm soát các loài sinh vật gây hại thực vật. Do hóa chất BVTV có nhiều

tính chất hóa lý khác nhau, cấu tạo hóa học, ứng dụng và độc chất nên được chia

thành các loại khác nhau.

1.1.1. Phân loại hóa chất BVTV

Hóa chất BVTV có thể phân theo các cách khác nhau như theo mục đích sử dụng,

mức độ độc tính, đặc điểm lý hóa học hay phương thức hoạt động của chúng, tuy nhiên

phân loại dựa trên mục đích sử dụng là phổ biến nhất [9] (Bảng 1.1).

Bảng 1. 1. Phân loại các loại hóa chất BVTV

Phân loại Ví dụ

Mục đích sử dụng Thuốc trừ sâu, thuốc diệt cỏ, thuốc diệt nấm, thuốc diệt chuột,

thuốc diệt tảo, thuốc diệt giun

Mức độ độc tính Cực độc (nhóm Ia), độc tính cao (nhóm Ib), độc tính trung bình

(nhóm II), độc tính nhẹ (nhóm III), gần như không có độc (U)

Cấu tạo hóa học Hợp chất hữu cơ thiên nhiên, hợp chất vô cơ, nhóm clo hữu cơ,

nhóm phosphor hữu cơ, nhóm pyrethroid

6

Trạng thái vật lý Dung dịch hòa tan, dung dịch lắng đọng và chất rắn dễ bay hơi

Cơ chế hoạt động Gây độc qua tiếp xúc, gây độc qua đường thở, gây độc qua đường

ăn uống

1.1.2. Một số nhóm hóa chất BVTV chính

Để quan trắc và đánh giá rủi ro của bất kỳ chất nào phải hiểu được các thông

tin chung cơ bản nhất về chất đó như: cấu trúc hóa học, thành phần, các tính chất hóa

lý, sự lan truyền và phân bố trong môi trường. Hóa chất OCPs là các hợp chất hữu cơ

có nhiều hơn 5 nguyên tố clo. Các hợp chất tổng hợp đầu tiên được dùng trong sức

khỏe cộng động và nông nghiệp, hầu hết là dùng để kiểm soát nhiều loài côn trùng

thông qua việc gây rối loạn hệ thần kinh, suy giảm chức năng sống và cuối cùng gây

chết côn trùng. Về mặt cấu tạo, OCPs được xếp vào 4 nhóm nhỏ [10] (Bảng 1.2):

Bảng 1. 2. Phân loại hóa chất BVTV nhóm clo hữu cơ

Nhóm Tên gọi Ví dụ

1 Nhóm diphenyl aliphatic DDT, dicofon, methoxychlor,…

2 Nhóm hóa chất benzen Lindan, HCH, pentaclorophenol,…

3 Nhóm hợp chất cyclodien Endrin, dieldrin, heptachlor, aldrin,

endosulfan sulfat,…

4 Nhóm hợp chất polycloroterpen Toxaphen, polyclorocamphen,…

Luận án này tập trung vào một số hóa chất OCPs chính như sau:

• Nhóm DDT và HCH

DDT là một loại hóa chất BVTV gốc hydrocarbon chlor thơm thường được sử dụng

làm thuốc trừ sâu, được tạo thành từ mười bốn hợp chất hữu cơ tương đồng về tính chất,

trong đó: 77,1% là p,p’–DDT; 14,9% là o,p’–DDT; 0,3% p,p’–DDD; 0,1% là o,p’–DDD;

4% là p,p’–DDE; 0,1% là o,p’–DDE; các sản phẩm khác là 3,5% [11]. DDT cũng là một

hợp chất dễ bay hơi ở dạng nguyên chất và tồn tại ở nhiệt độ phòng dưới dạng chất rắn

không màu (đến màu trắng) có mùi thơm nhẹ.

DDT có độ phân cực kém nên tan ít trong nước 1 µg/L nhưng có khả năng giữ nước

và tan tốt trong các dung môi hữu cơ như benzen, benzen benzoat, cacbon tetraclorua,

chlorobenzene, aceton, isopropanol, dầu hỏa, morpholine, dầu đậu phộng, cyclohexanone,

etanol, etylen và tributyl phosphat.

7

Hình 1.1. Cấu trúc của o,p–DDE, p,p–DDE, o,p–DDD, p,p–DDD, o,p–DDT và p,p–DDT

HCH bao gồm tám đồng phân [12, 13], chỉ có 𝛾–HCH, α–HCH, 𝛽–HCH và

𝛿–HCH có ý nghĩa thương mại. Lindan là một trong những đồng phân chính của

HCH với tên thường gọi là γ–HCH. Là chất rắn tinh thể màu nâu đến trắng dễ bay

hơi và không hòa tan trong nước nhưng dễ tan trong ether, benzen, ethanol và

chloroform [13]. Lindane kỹ thuật chứa đến 99% 𝛾–HCH và ổn định trong môi trường

dưới nhiệt độ và áp suất tiêu chuẩn [11].

Hình 1. 2. Cấu trúc của hexachlorobenzene

• Nhóm endosulfan

Hình 1. 3. Cấu trúc hóa học của endosulfan

Endosulfan (6, 7, 8, 9, 10, 10-hexachloro–1, 5, 5a, 6, 9, 9a–hexahydro–6, 9–

methano–2, 4,3–benzodioxathiepine–3–oxide) là một chất gây rối loạn nội tiết và

thuốc trừ sâu cực độc. Có dạng kem màu nâu đất, phản ứng dưới dạng tinh thể hoặc

dạng “bông tuyết”, có mùi giống như mùi của nhựa thông nhưng không cháy.

8

Các sản phẩm của endosulfan thường là hỗn hợp của hai đồng phân α và β với

tỷ lệ khoảng 2:1. Đồng phân α dễ dàng bị phân hủy nhưng đồng phân β bị hấp thụ và

có độ bền hóa học lớn do đó tồn lưu lâu dài trong môi trường.

• Nhóm OCPs khác (Aldrin, dieldrin, heptachlor, endrin)

Hình 1. 4. Cấu trúc hóa học của aldrin và dieldrin

Cả aldrin và dieldrin được đề cập chung trong mục này vì chúng có chung một

số đặc điểm do aldrin dễ dàng chuyển thành dieldrin khi xâm nhập vào môi trường

hoặc cơ thể. Aldrin và dieldrin có cấu trúc hóa học tương tự nhau và thường được sử

dụng làm thuốc trừ sâu. Trong kỹ thuật, aldrin và dieldrin có cấu tạo bột màu nâu

trong khi dạng nguyên chất của chúng là bột trắng. Cả hai hợp chất bay hơi chậm

trong không khí mặc dù aldrin bay hơi dễ dàng hơn dieldrin. Cả hai đều có mùi hóa

học nhẹ. Aldrin/dieldrin được biết là rất bền với các chất kiềm hữu cơ và vô cơ, axit

loãng và clorua kim loại ngậm nước [14].

Hầu hết các loại phân bón, thuốc diệt cỏ, thuốc diệt nấm và thuốc trừ sâu đều

phát hiện có sử dụng aldrin và dieldrin [15]. Diedrin được hình thành do sự epoxit

hóa aldrin với peracetic hay perbenzoic acid, và là một đồng phân lập thể của endrin

[14]. Dieldrin đã được báo cáo là phản ứng với HBr để tạo thành bromohydrin

(C3H4BrO).

Heptachlor tinh khiết là chất rắn tinh thể màu trắng có mùi giống như long

não, tuy nhiên heptachlor kỹ thuật là một loại bột màu nâu. Heptachlor không tan

trong nước, và dễ bị hấp phụ vào các hạt vật chất và dung môi hữu cơ, sẽ phân bố vào

khí quyển vì tính chất dễ bay hơi. Heptachlor là một chất bền và có chu kỳ bán rã lên

tới 2 năm trong đất ở vùng ôn đới do hệ số phân vùng cao (KOW = 4,4 – 5,5), hấp phụ

mạnh vào trầm tích dưới nước và tích tụ sinh học trong sinh vật [16]. Hơn nữa, hợp

chất này rất bền, dễ bay hơi và ít tan trong nước nên dễ phát tán, dẫn đến phân tử gốc

và các chất chuyển hóa được phát hiện trong nước, không khí và sinh vật. Heptachlor

và aldrin được cơ thể chuyển hóa nhanh chóng và có thời gian bán hủy ngắn trong

9

các sinh vật. Tuy nhiên, các chất chuyển hóa có thể độc hại hoặc đôi khi còn độc hơn

cả hợp chất gốc.

Hình 1. 5. Cấu trúc hóa học của endrin

Endrin là một đồng phân lập thể endo của dieldrin và là một chất rắn kết tinh

màu trắng, không mùi, ở trạng thái tinh khiết có màu nâu nhạt và mùi hóa học nhẹ.

Endrin kỹ thuật có độ tinh khiết ít nhất 92% [17]. Do tính chất bền và hệ số phân bổ

cao, endrin có thể tích tụ trong các hạt vật chất và sinh vật. Endrin là một trong những

hóa chất có độc tính cao nhất trong số các OCPs.

1.1.3. Nguồn gốc hóa chất BVTV trong môi trường

Các khu vực kinh tế đang phát triển đòi hỏi một nền nông nghiệp chuyên

nghiệp và hiện đại, vì thế hóa chất BVTV đóng vai trò là công cụ quan trọng cho mục

đích này. Tuy nhiên, một số tác động bất lợi từ các loại hóa chất BVTV được biết đến

như sự khó phân hủy, hấp thụ và giải hấp trong đất, dịch bệnh phát triển, khả năng

chống chịu của thực vật và côn trùng, rò rỉ nước nông nghiệp và ô nhiễm thực phẩm.

Sự thiếu hiểu biết và hành vi vô ý thức có thể dẫn đến việc sử dụng quá mức các hợp

chất này, làm tăng hàm lượng trong đất và cây trồng. Ngoài ra, sự ô nhiễm từ nguồn

thức ăn thô trong chăn nuôi cũng dẫn đến quá trình ngưng tụ sinh học. Báo cáo mới

nhất của Cơ quan An toàn Thực phẩm Châu Âu (EFSA) ghi nhận trong hơn 80.000

mẫu phân tích có 45,4% tồn tại dư lượng hóa chất BVTV và 2,6% có giá trị cao hơn

MRL đã thiết lập [18]. Bên cạnh các mục đích liên quan đến trồng trọt, hóa chất

BVTV còn xâm nhập vào môi trường do bốc hơi, rò rỉ, rửa trôi và được hấp thụ bởi

thực vật và sinh vật. Vì vậy, việc xác định các nguồn gốc ô nhiễm hóa chất BVTV

trong môi trường nước, trầm tích và sinh vật là điều cần thiết trong nghiên cứu.

1.1.3.1. Nguồn gốc hóa chất BVTV trong môi trường nước

Ô nhiễm nguồn nước có nguồn gốc hóa chất BVTV, là kết quả của quá trình

rửa trôi bề mặt, xả thải, rò rỉ hóa chất BVTV, xói mòn đất và nước rỉ từ các khu vực

khác [19]. Thời gian bán hủy của hóa chất BVTV có thể bị ảnh hưởng bởi nhiệt độ,

10

pH, các hạt và vật chất khác có trong nước. Ngoài các quá trình thủy phân, hóa chất

BVTV có thể làm suy giảm hệ sinh thái vi sinh vật có lợi trong môi trường. Thời gian

bán phân hủy là giá trị chính để ước tính độ bền của hợp chất và đánh giá tác động

của chúng lên môi trường thủy sinh. Dòng chảy bề mặt từ các khu vực nông nghiệp

là nguồn ô nhiễm hóa chất BVTV chính. Tuy nhiên ở thành thị, nước thải đô thị là

nguồn ô nhiễm quan trọng cho môi trường nước do việc xử lý không hiệu quả hóa

chất BVTV trong các nhà máy xử lý nước thải đô thị.

1.1.3.2. Nguồn gốc hóa chất BVTV trong đất và trầm tích

Đất và trầm tích có vai trò như một lớp khóa nơi hấp phụ hầu hết dư lượng hóa

chất BVTV và phụ thuộc vào độ hòa tan của thuốc trừ sâu. Hàm lượng chất hữu cơ

trong đất và trầm tích có giá trị Koc ≤ 300 cho thấy khả năng hóa chất BVTV bị rò rỉ

và rửa trôi cao [19].

Sự hấp phụ của hóa chất BVTV cũng phụ thuộc vào các đặc tính vật lý và hóa

học, chẳng hạn như lực Vander waals và các liên kết hóa học giữa hóa chất BVTV

và trầm tích [20]. Quá trình phân hủy vi sinh do nấm, vi khuẩn và các vi sinh vật khác

cũng ảnh hưởng đến sự tồn tại của hợp chất này. Ngoài ra, hóa hơi cũng có thể làm

giảm lượng hóa chất BVTV; giá trị của hằng số định luật Henry (kH) càng cao thì xu

hướng hóa chất BVTV bay hơi từ môi trường càng cao. Hóa chất BVTV có mặt trong

hệ thống trầm tích thường xuất phát từ quá trình xói mòn đất ô nhiễm [21].

1.1.3.3. Nguồn gốc hóa chất BVTV trong sinh vật thủy sinh

Từ những năm 1990, thế giới đã nhìn nhận được tác hại của hóa chất BVTV

nên việc giám sát dư lượng hóa chất BVTV trong sinh vật có tầm quan trọng rất lớn;

do đó, mức dư lượng hóa chất BVTV trong sinh vật được coi là một trong những chỉ

số đánh giá ô nhiễm môi trường. Do hóa chất BVTV có đặc tính hòa tan trong nước

thấp và độ bền cao nên có xu hướng tích lũy trong các quần xã sinh vật cao. Hệ số

tích lũy sinh học (BAF) là một yếu tố quan trọng để đánh giá nồng độ hóa chất BVTV

trong cơ thể sinh vật so với nồng độ được tìm thấy trong môi trường sống của chúng.

BAF cao trong trường hợp hợp chất không phân cực có độ hòa tan thấp trong nước

(Koc cao) và giá trị chu kỳ bán hủy lớn.

Tiếp xúc với một lượng lớn các hóa chất BVTV có thể gây tử vong đột ngột

trong nuôi trồng thủy sản quy mô lớn, ví dụ như cá chết do ô nhiễm thuốc trừ sâu

nông nghiệp. Một lượng nhỏ xả hóa chất BVTV có thể dẫn đến tích tụ trong các loài

11

cá và các sinh vật thủy sinh khác. Các nguồn thuốc trừ sâu thông qua dòng chảy nông

nghiệp và nước thải công nghiệp tác động tiêu cực đến đời sống thủy sinh. Ngoài ra,

các loài cá và động thực vật thủy sinh sống ở tầng nước mặt của hệ sinh thái ven sông

thường tiếp xúc với thuốc trừ sâu trước tiên và dẫn đến độc tính [22].

1.2. Tình hình nghiên cứu và hiện trạng tồn dư hóa chất BVTV, độc tính trong

môi trường sinh thái thủy sinh

1.2.1. Tình hình nghiên cứu và hiện trạng sử dụng hóa chất BVTV trên thế giới

1.2.1.1. Hiện trạng sử dụng hóa chất BVTV trên thế giới

Lượng thuốc trừ sâu sử dụng trong một khu vực địa lý được xác định phụ thuộc

vào điều kiện khí hậu và sự bùng phát của sâu bệnh trong một năm. Tuy nhiên, thuốc

diệt cỏ là nhóm chính được sử dụng trên toàn thế giới, tiếp theo là thuốc trừ sâu và

thuốc diệt nấm (Hình 1.6) [23].

Hình 1. 6. Thị trường phân phối mỗi loại hóa chất BVTV

DDT là một trong những loại hóa chất BVTV phổ biến trên thế giới được sử

dụng nhằm kiểm soát côn trùng truyền bệnh và bệnh sốt rét. Dữ liệu hiện có về sản

xuất DDT trên toàn cầu cho thấy sự sụt giảm 32%, từ 5144 xuống còn 3491 tấn thành

phần hoạt tính mỗi năm. Tương tự, việc sử dụng DDT trên toàn cầu để kiểm soát

bệnh sốt rét và bệnh leishmaniasis, đã giảm 30% trong giai đoạn 2001 – 2014, từ

5388 còn 3772 tấn/năm. Cho đến nay, Ấn Độ là nhà sản xuất và sử dụng DDT lớn

nhất. Một số quốc gia khác đã ngừng sử dụng DDT, tuân theo Công ước hoặc để đáp

ứng với sự kháng DDT ở dịch sốt rét. Đã đạt được nhiều tiến bộ trong việc thiết lập

hoặc sửa đổi các biện pháp pháp lý quốc gia về DDT, với phần lớn các quốc gia được

cho là đã áp dụng các biện pháp cấm hoặc hạn chế việc sản xuất, nhập khẩu, xuất

khẩu và sử dụng DDT [24]. Những hạn chế trong việc đạt được các mục tiêu của

%

12

Công ước Stockholm liên quan đến DDT bao gồm những thiếu sót lớn trong việc báo

cáo định kỳ của các Bên tham gia Công ước Stockholm.

Do vậy việc nghiên cứu ảnh hưởng của các hóa chất BVTV trong các môi

trường khác nhau là điều cấp bách để bảo vệ con người và môi trường tự nhiên.

1.2.1.2. Các nghiên cứu dư lượng thuốc trừ sâu trong môi trường và sinh vật trên

thế giới

Trong môi trường nước dư lượng hóa chất BVTV đã được nghiên cứu từ

những thập niên cuối thế kỷ 20. Những nghiên cứu này tập trung trên các lưu vực

sông chịu ảnh hưởng của sản xuất nông nghiệp ở một số quốc gia trên thế giới. Wang

và cộng sự nghiên cứu nước mặt ở sông Yongdingxin, Trung Quốc đã ghi nhận nồng

độ của OCPs vào mùa xuân khá giống với mùa hè trung bình là 7,69 ng/L [25]. Điều

này được giải thích do sử dụng OCPs rộng rãi trong lịch sử thông qua các hoạt động

nông nghiệp và sản xuất thuốc trừ sâu công nghiệp lớn trong khu vực. Ở biển Bắc

Nam Trung Quốc, nghiên cứu của Ya và cộng sự cho thấy nồng độ trung bình của

ΣHCH trong nước của 4 mùa xuân, hạ, thu, đông lần lượt là 1,6; 3,0; 3,2 và 2,5 ng/L;

tương tự ở biển đông Trung Quốc có giá trị là 0,65; 1,4; 2,9 và 1,6 ng/L [26]. Một

nghiên cứu khác của Adeyinka và cộng sự trong nước sông Msunduzi, Nam Phi cho

thấy nồng độ OCPs vào mùa đông dao động từ 21,02–183,88 ng/mL và mùa xuân

21,55–277,07 ng/mL [27]. Ngoài ra, nồng độ OCPs trong các mẫu nước được phân

tích ở sông Kuja Catchment, Kenya, Đông Phi trong mùa khô là 0,01 – 0,03 µg/L cao

hơn trong mùa mưa 0,006 – 0,023 µg/L [28]. Hashmi và cộng sự báo cáo ở sông Tapi,

Ấn Độ vào mùa hè nước bị ô nhiễm nặng bởi endosulfan với giá trị cao nhất 37,56

µg/L ảnh hưởng đến hệ sinh thái của dòng sông, trong khi mùa đông có giá trị cao

nhất 5,43 µg/L [29]. Điều này cho thấy nước sông là nơi ô nhiễm hóa chất BVTV

nặng nề và tiếp nhận nguồn nước thải từ các ngành công nghiệp sản xuất hóa chất

BVTV nằm gần khu vực nghiên cứu. Hơn nữa, các vùng đất gần đó được sử dụng

cho các hoạt động nông nghiệp có thể là nguyên nhân của một lượng lớn hóa chất

BVTV trong các mẫu nước.

Trầm tích sông đóng vai trò là nơi tích tụ tạm thời hoặc lâu dài đối với nhiều

loại hóa chất BVTV, đồng thời là nguồn ô nhiễm đối với sinh vật thủy sinh. Hóa chất

BVTV phát hiện có thể được lan truyền thông qua dòng chảy bề mặt, bay hơi, cuối

cùng tích tụ và lắng đọng trong trầm tích. Hệ thống sông Thượng Hải được báo cáo

13

nồng độ ∑OCPs trong trầm tích với giá trị trung bình là 17,91 µg/kg dao động từ 7,90

– 30,21 µg/kg vào mùa đông và trung bình là 15,45 µg/kg dao động từ 5,53 – 32,67

µg/kg vào mùa hè [30]. Theo nghiên cứu của Nyaundi và cộng sự, mức OCP trong

trầm tích sông Kuja Catchment, Kenya ở tất cả các vị trí lấy mẫu trong mùa khô là

0,73 – 17,431 µg/kg thấp hơn mùa mưa là 3,634 – 26,47 µg/kg và vào mùa đông cao

hơn so với mùa xuân với giá trị dao động lần lượt là 464,65–3773,66 µg/kg và

605,29–3534,97 µg/kg [28]. Một nghiên cứu khác trong trầm tích ở sông Niger,

Gurara nồng độ OCPs vào mùa khô là 3998 µg/kg dao động từ 2795 – 6070 µg/kg và

mùa mưa là 1647 µg/kg dao động từ 1083 – 2384 µg/kg [31]. Naggar và cộng sự đã

ghi nhận hầu hết các địa điểm nghiên cứu trầm tích ở ven biển Địa Trung Hải có nồng

độ OCPs thấp hơn nhiều so với giới hạn quy định [32]. Các mức dư lượng có trong

trầm tích thể hiện mối nguy hiểm tiềm ẩn đối với sức khỏe con người, động vật và

môi trường nên cần phải giám sát liên tục các vùng nước này.

Các loại hóa chất BVTV không những gây ô nhiễm nước và trầm tích mà còn

ảnh hưởng tới nhiều sinh vật khác trong môi trường. Sự độc hại của hóa chất BVTV

có thể xuất hiện trên cả các loài sinh vật từ bậc thấp đến bậc cao; ví dụ từ vi tảo đến

thực vật bậc cao, hay các loài động vật từ vi sinh vật không xương sống đến các loài

cá. Điều đó cho thấy rằng hóa chất BVTV có ảnh hưởng mạnh mẽ đến môi trường

nước và các loài thủy sinh vật. Nồng độ OCPs trong cơ của cá bống tượng vàng có

giá trị 264 µg/kg và trong cơ của cá đối xám từ Sivuchya Cove là 88 µg/kg [33].

OCPs ở sông Warri, Nigeria có nồng độ trung bình 0,0035 mg/kg dao động từ 0,0022

– 0,0048 mg/kg ghi nhận ở cá A. baremoze, ở cá S. bastiani là 0,0048 mg/kg dao động

từ 0,0046 – 0,0049 mg/kg. Nồng độ trung bình của OCPs ở các cửa sông Swartkops

và Sundays, Nam Phi ghi nhận ở các loài cá là khác nhau. Trong mang cá P.

commersonnii là 243,0 µg/kg, dao động từ BDL – 2429 µg/kg và trong cơ là 83,8

µg/kg từ BDL – 528,3 µg/kg, trong khi đó mang của cá M. cephalus là 80,7 µg/kg

dao động từ 15,2 đến 787,1 µg/kg và trong cơ là 45,7 µg/kg, dao động từ 12,9 – 273,9

µg/kg, kết quả chứng tỏ mang cá có nồng độ OCP cao hơn so với các mô cơ [34].

OCPs cao nhất trong các mẫu cá nước lợ của sông Nigeria là 4302 µg/kg, dao động

2237 – 6368 µg/kg được phát hiện ở loài Drapane africana, trong khi nồng độ thấp

nhất là 2320 µg/kg, dao động 1006 – 3288 µg/kg ghi nhận ở cá Mochokus niloticus

[35]. Bajt và cộng sự đã nghiên cứu trên loài vẹm Địa Trung Hải Mytilus

14

galloprovincialis ở biển Adriatic cho thấy nồng độ của α-endosulfan <giới hạn định

lượng (LOQ) – 2,8 µg/kg và β-endosulfan <LOQ – 4,9 µg/kg với giá trị rất thấp ở tất

cả các địa điểm có nồng độ dưới LOD (giới hạn phát hiện) tại 17 vị trí [36]. Một

nghiên cứu khác trên loài vẹm Địa Trung Hải Mytilus galloprovincialis ở vịnh

Saldanha, Nam Phi cho thấy giá trị dieldrin dao động từ KPH – 8,46 µg/kg ,

endosulfan KPH – 2,84 µg/kg và 4,4-DDD từ 0,67 – 0,86 µg/kg [37].

OCPs được sử dụng cho mục đích kiểm soát sốt rét và nông nghiệp có thể xâm

nhập vào vùng nước ven biển, do đó làm tăng độc tính của OCP đối với cá và nhuyễn

thể hai mảnh vỏ. Nhận định này được chứng minh bởi nghiên cứu của Teklu và cộng

sự ở Ethiopia khi tiến hành đánh giá độc tính của hóa chất BVTV endosulfan lên D.

magna đã ghi nhận giá trị EC50 ở 48 giờ và 96 giờ lần lượt là 356 (n = 20) và 54 (n =

2) µg/L [38]. Lewis và cộng sự cho thấy giá trị LC50 trên cá và EC50 trên D. magna

của endosulfan lần lượt là 2 μg/L và 440 μg/L, dieldrin 12 μg/L và 25 μg/L, β-HCH

300 μg/L và 5000 μg/L μg/L, heptachlor 70 μg/L và 420 μg/L [39]. Các sinh vật thủy

sinh sẽ tiếp xúc với các nồng độ khác nhau của hóa chất BVTV và biểu hiện mức độ

ảnh hưởng độc hại khác nhau. Vì vậy, đánh giá rủi ro liên quan cũng nên xem xét

trong các mô hình phơi nhiễm hóa chất BVTV. Theo nghiên cứu của Dar và cộng sự

đánh giá độc tính của endosulfan trên cá chép Carassius carassius có giá trị LC50

(khoảng tin cậy 95%) ở 24, 48, 72 và 96 giờ lần lượt là 0,215 (0,158–0,272); 0,15

(0,112–0,191); 0,095 (0,075–0,114) và 0,070 (0,046–0,093) mg/L [40]. Ngoài ra,

Mugni và cộng sự cũng đánh giá độc tính của endosulfan trên cá C. decemmaculatus

và loài giáp xác H. curvispina ước tính LC50 ở 48 giờ với khoảng tin cậy 95% lần

lượt là 1,8 (1,6 – 2,1) µg/L và 16,4 (15,1 – 17,7) µg/L [41]. Dựa trên so sánh với dữ

liệu độc tính đối với các loài sinh vật khác cho thấy nhuyễn thể hai mảnh vỏ là một

trong những loài nhạy cảm với nhiều chất gây ô nhiễm và thường được sử dụng là

sinh vật mô hình cho đánh giá độc tính.

1.2.1.3. Các phương pháp sử dụng để đánh giá độc tính của thuốc trừ sâu trên thế

giới

Trên thế giới có nhiều phương pháp được sử dụng để đánh giá độc tính của các tác

nhân gây độc như kỹ thuật hiển vi điện tử quét nhằm xác định sự thay đổi cấu trúc bề

mặt, kỹ thuật RT-PCR dùng để xác định sự biến đổi gen của sinh vật,... tùy theo từng

mục đích nghiên cứu để lựa chọn phương pháp phù hợp. Khi xác định sự hình thành

15

micronucleus trong hồng cầu của cá Carassius carassius, kỹ thuật SEM chỉ ra rằng

nồng độ endosulfan đã ảnh hưởng đến vật liệu di truyền bằng cách hấp thụ qua biểu

mô mang [40]. Lee và cộng sự cũng sử dụng phương pháp SEM để quan sát cấu trúc

tinh thể và hạt nano của bề mặt vỏ hàu, kết quả cho thấy cấu trúc vỏ sắc nét và lớn

hơn trong mẫu ở giai đoạn đầu so với giai đoạn nhiệt độ cao, mẫu tù và nhỏ hơn ở

giai đoạn cuối [42].

Kỹ thuật RT-PCR định lượng đã được chứng minh là một công cụ nhanh và

nhạy để nghiên cứu biểu hiện khác biệt của các gen. Moon và cộng sự đã nghiên cứu

trên phôi cá ngựa vằn Danio rerio phơi nhiễm với endosulfan trong 3 ngày với nồng

độ 400, 800 và 1200 µg/L. Kết quả cho thấy mười hai gen trong phôi đã thay đổi quá

trình sinh tổng hợp axit béo sau khi tiếp xúc với endosulfan [43]. Mức độ biến đổi

mRNA của P-glycoprotein trong sò điệp Chlamys farreri (Cf-Pgp) khi tiếp xúc với

endosulfan ở các nồng độ 0; 0,05; 0,5 và 5 µg/L cũng được Miao và cộng sự phân

tích bằng kỹ thuật RT-PCR. Không có sự khác biệt đáng kể giữa các mẫu nước biển

và mẫu DMSO. Mức mRNA Cf-Pgp trong các nhóm phơi nhiễm endosulfan nồng độ

0,5 và 5 μg/L đã tăng đáng kể 1,28 và 1,33 lần ở 12 giờ (p < 0,05) và không có sự

khác biệt đáng kể với mẫu đối chứng ở 96 giờ (p < 0,05) [44]. El Megid và cộng sự

đã nghiên cứu trên cá Mugil capito ở Ai Cập và nhận định rằng kết quả biểu hiện gen

chỉ ra những nhận định chắc chắn về điều kiện sinh học và thông tin về việc cá có

tiếp xúc với chất gây ô nhiễm hay không. Do đó, tác động của dư lượng hóa chất

BVTV đối với mức độ biến đổi gen, yếu tố tăng trưởng như insulin 1 (IGF-1) và

cytochrome P4501A (CYP1A) đã được nghiên cứu bằng cách sử dụng RT-PCR [45].

1.2.2. Tình hình nghiên cứu và hiện trạng sử dụng hóa chất BVTV ở Việt Nam

1.2.2.1. Hiện trạng sử dụng hóa chất BVTV ở Việt Nam

Năm 1957, hóa chất BVTV được sử dụng ở Việt Nam khoảng 100 tấn/năm và

những năm gần đây đã tăng lên đáng kể cả về khối lượng lẫn chủng loại. Số lượng

hóa chất BVTV được sử dụng dao động trong khoảng 20.300 tấn đến 48.288 tấn từ

năm 1991–2004 [46] và tăng mạnh đến 103.612 tấn ở năm 2012 và 116.582 tấn năm

2014 [47] (Hình 1.7).

16

Hình 1. 7. Tình hình nhập khẩu hóa chất BVTV ở Việt Nam giai đoạn 2010 – 2014

Hằng năm, Bộ NN&PTNT ban hành Thông tư về Danh mục hóa chất BVTV.

Thông tư 10/2019/TT–BNNPTNT ngày 20 tháng 9 năm 2019 ban hành các danh mục

hóa chất BVTV được phép sử dụng, hạn chế sử dụng, cấm sử dụng ở Việt Nam [48].

Theo đó, có đến trên 1500 hóa chất BVTV được phép sử dụng ở Việt Nam mà nhiều

nhất là dùng để diệt trừ sâu hại và nấm bệnh. Số lượng hóa chất BVTV cũng tăng

theo thời gian (Hình 1.8a). Trong thời gian 11 năm từ năm 2009 – 2019 số lượng

thuốc trừ sâu tăng 2,33 lần, thuốc trừ bệnh tăng 2,13 lần, thuốc trừ cỏ tăng 1,56 lần,

một số nhóm khác có tăng nhưng không nhiều. Đặc biệt trong năm 2019, số lượng

thuốc trừ sâu lên đến 850 hoạt chất, chiếm 48,5% tổng số hóa chất BVTV được phép

sử dụng trong nông nghiệp ở Việt Nam (Hình 1.8b).

Năm

0 2010 2011 2012 2013 2014

Lư

ợn

g t

hu

ốc

BV

TV

nh

ập k

hẩu

( x

10

3tấ

n)

0.0

20.0

40.0

60.0

80.0

100.0

120.0

140.0

Tổng khối lượngThuốc trừ sâu

Thuốc trừ bệnhThuốc trừ cỏ

17

Hình 1. 8. Số lượng hóa chất BVTV được phép sử dụng trong nông nghiệp ở Việt Nam

(a) từ năm 2009 – 2019; (b) năm 2019

Một số loại hóa chất BVTV, bao gồm cả DDT bị cấm sử dụng trong nông

nghiệp. Tuy nhiên, các đợt bùng phát sốt rét gần đây, đặc biệt là ở vùng cao đã khiến

các cơ quan quản lý vệ sinh phải tiếp tục các chiến dịch phun DDT để kiểm soát muỗi.

Hơn nữa, với quá trình tự do hóa thị trường hóa chất nông nghiệp đã có xu hướng áp

dụng các loại hóa chất BVTV rẻ hơn, bao gồm các hợp chất độc hại và khó phân hủy

hơn, ít phù hợp với các hướng dẫn của Cục Bảo vệ thực vật Việt Nam [49]. Việt Nam

được báo cáo là một trong những quốc gia có hàm lượng DDT và các chất chuyển

hóa cao nhất tại khu vực các nước đang phát triển ở Châu Á [50]. Do đó, có những lo

ngại rằng một số loại OCPs bị cấm (bao gồm cả DDT) có thể được cung cấp cho nông

dân và ô nhiễm môi trường do tồn dư các hóa chất khó phân hủy có thể trở nên phổ

biến hơn.

1.2.2.2. Các nghiên cứu dư lượng thuốc trừ sâu trong môi trường và sinh vật ở Việt Nam

Ở Việt Nam, nguồn lây nhiễm OCPs trong môi trường đã được phát hiện ở cả

miền Bắc và miền Nam của đất nước. Một số nghiên cứu về OCPs đối với nước mặt

ở Việt Nam như Tòng và cộng sự thực hiện ở cửa sông Cửa Đại ghi nhận nồng độ

trung bình của HCHs trong các mẫu nước cao hơn đáng kể trong mùa mưa là 0,11

µg/L so với mùa khô là 0,03 µg/L, nồng độ của DDT vào mùa mưa 0,13 µg/L và mùa

khô 0,08 µg/L [51]. Theo kết quả khảo sát năm 1998–1999, nồng độ trung bình của

DDTs trong các sông ở khu vực đô thị Hà Nội (sông Hồng và sông Đuống) là 43,7 ±

79,9 ng/L vào mùa khô, và 56,1 ± 65,6 ng/L vào mùa mưa [52]. Một nghiên cứu khác

Phần trăm0 20 40 60 80 100

Năm

0

2009

2010

2011

2012

2013

2015

2016

2017

2018

2019

Thuốc trừ sâuThuốc trừ bệnh

Thuốc trừ cỏ

51,6

46,8

48,3

50,0

50,0

49,2

48,1

48,1

48,0

48,0

34,2

33,8

34,0

34,5

35,5

36,5

38,0

37,8

37,8

37,7

14,3

19,4

17,7

15,6

14,7

14,3

13,9

14,1

14,2

14,3

(a)

Phần trăm

0 10 20 30 40 50 60

HT

TCH

CT

TO

ST

TC

TB

TS

Thuốc trừ sâuThuốc trừ bệnhThuốc trừ cỏThuốc trừ chuộtThuốc điều hòa sinh trưởngChất dẫn dụ côn trùngThuốc trừ ốcChất hỗ trợ

(b)

18

cho thấy dư lượng của một số hoạt chất OCPs trên sông Hồng cũng cho kết quả tương

tự [53]. Dư lượng DDT trong nước là cao nhất với giá trị là 0,32 µg/L ở mùa mưa

cao hơn so với mùa khô là 0,23 µg/L; tiếp theo là hoạt chất heptachlor với giá trị cao

nhất lần lượt là 0,13 µg/L và 0,1 µg/L; và hoạt chất endrin là 0,17 µg/L và 0,1 µg/L.

Điều này cho thấy rằng nồng độ OCPs trong nước cao vào mùa mưa do các dòng

chảy bề mặt nông nghiệp, lắng đọng từ trong nước mưa đã gây nên những ảnh hưởng

nghiêm trọng. Tuy nhiên hầu hết các báo cáo vẫn chưa nghiên cứu rõ về sự ô nhiễm

của các OCPs theo không gian nên nghiên cứu sẽ tập trung nghiên cứu làm rõ hơn về

vấn đề này.

Ngoài các nghiên cứu trong nước mặt, trầm tích là một chất nền trong môi

trường được xem là nơi tiếp nhận cuối cùng của hợp chất POPs. Thắm và cộng sự đã

báo cáo nồng độ DDT ở cửa sông Hàn trong trầm tích vào mùa mưa trung bình là

8,46 µg/kg; dao động từ 2,07 – 23,6 µg/kg, cao hơn đáng kể so với giá trị đo được

vào mùa khô là 2,51 µg/kg; dao động 0,970 – 5,45 µg/kg [54]. Tương tự, dư lượng

HCH được phát hiện mùa mưa trung bình là 6,46 µg/kg; thay đổi trong khoảng 0,95

– 22,6 µg/kg lớn hơn so với lượng dư mùa khô là 2,37 µg/kg. Ở cửa sông Cửa Đại,

sự khác biệt theo mùa cũng được quan sát nhưng ở mức độ thấp hơn so với cửa sông

Hàn, nồng độ trung bình của HCH trong mùa mưa là 3,42 µg/kg, cao hơn so với nồng

độ trong mùa khô 1,76 µg/kg. Tương tự với những báo cáo trong nghiên cứu trước

đây về các mẫu trầm tích từ Cửa sông Cửa Đại, cho thấy nồng độ OCPs lớn hơn rõ

rệt trong mùa mưa [51], cụ thể nồng độ trung bình của HCHs trong mùa mưa là 3,3

µg/kg cao hơn đáng kể so với mùa khô 1,6 µg/kg. Nồng độ DDT thấp hơn được tìm

thấy trong trầm tích lần lượt khoảng 0,4 – 72 µg/kg và 0,4 – 20,1 µg/kg ở kênh rạch

Tp HCM [4] và Vịnh Nha Trang ở miền Trung Việt Nam [55]. Sự tích lũy của hóa

chất OCPs đều hiện diện trong trầm tích biển theo thời gian, đặc biệt nhóm DDTs là

20,11μg/kg ở cửa sông Cái, Nha Trang từ năm 2010–2012 [56]. Dư lượng DDT trong

trầm tích tại xã Hoàng Liệt và xã Đại Minh khá cao, lần lượt trong khoảng 1,0–51

µg/kg và 1,8–132 µg/kg [57]. Tuy nhiên sự phân bố DDT và quá trình chuyển tải của

chất này giữa hai xã là khác nhau. Tỷ lệ DDE cao hơn so với DDT trong hầu hết các

mẫu ở Hoàng Liệt cho thấy sự phân hủy sinh học của DDT thành DDE. Tỷ lệ DDT

cao hơn DDE được phát hiện ở xã Đại Minh chỉ ra việc sử dụng DDT trong thời gian

19

gần đây. Điều đó chứng tỏ rằng nông dân ở xã Đại Minh vẫn sử dụng trái phép thuốc

trừ sâu trong suốt thời gian này [57].

Cao và cộng sự đã báo cáo dư lượng của OCP trên nhuyễn thể hai mảnh vỏ

Glaucomya chinensis và Aloidis laevis ở bãi triều phía tây Vịnh Bắc Bộ, Việt Nam.

Kết quả cho thấy tổng số 7 hợp chất OCPs (lindan, aldrin, endrin, dieldrin, 4,4’-DDE,

4,4’-DDD, 4,4’-DDT) dao động từ 12,62 – 116,04 µg/kg, hầu hết trong số chúng là

các hợp chất của 4,4’-DDE, 4,4’- DDD và 4,4’-DDT [58]. Tuy nhiên, các hợp chất

này có thể được tích lũy trong mô mỡ ngay cả ở nồng độ rất thấp. Do đó, sự hiện diện

của các OCPs trong sinh vật đáng báo động. Cũng trong nghiên cứu của Hoàng Trung

Du và Bùi Văn Lai, hàu đá Saccostrea cucullata sống trong vùng nước lân cận cửa

sông tích lũy DDTs cao gấp 5 lần so với loài hải sâm Holothuria atra tại cùng một vị

trí, cụ thể, DDTs tại cửa sông Cái là 38,43μg/kg và Cửa Bé là 12,45μg/kg [56]. Các

kết quả này hỗ trợ giả thuyết rằng DDT xâm nhập vào môi trường ở Việt Nam đã

giảm trong thập niên vừa qua.

Một số nghiên cứu gần đây đã đánh giá độc tính của o,p’-DDT lên ở phôi cá

Medaka O. latipes ghi nhận giá trị LC50-96 giờ là 0,0359 µg/L, quan sát hình thái và

cấu trúc thông qua kính hiển vi phát hiện DDT gây dị tật ở xương sống và mắt của

phôi cá Medaka trong quá trình sinh trưởng và phát triển [59]. Tương tự, phôi cá sóc

Oryzias curvinotus tiếp xúc với o,p’-DDT cho giá trị LC50 ở 24 và 48 giờ tương ứng

là 0,0813 µg/L và 0,0406 µg/L và các nồng độ thử nghiệm đều gây tác động mạnh

đến nhịp tim của phôi cá, gây dị tật trên xương sống và mắt của phôi [60].

1.2.3. Độc tính của hóa chất BVTV

Hóa chất BVTV nói riêng và các hợp chất POP nói chung xâm nhập vào môi

trường qua nhiều nguồn như sử dụng trong nông nghiệp, chất thải từ các nhà máy sản

xuất chất BVTV, ô nhiễm do lượng chất dư thừa trong các dụng cụ sử dụng được

tráng rửa được thải trực tiếp vào môi trường sau khi sử dụng. Sau khi xâm nhập các

hợp chất này có thể phân tán vào trong tất cả các hợp phần của môi trường, bao gồm:

đất, nước, không khí và trầm tích [61].

Việc đánh giá ô nhiễm môi trường cũng phải kể đến sự di chuyển của các hợp

chất trong môi trường. Bất kì một hóa chất nào cũng sẽ có sự di chuyển giữa các

thành phần của môi trường (không khí, đất, trầm tích, nước và hệ sinh vật). Các hóa

chất được di chuyển từ thành phần này của môi trường đến thành phần kia và ngược

20

lại. Việc di chuyển này phụ thuộc vào các đặc tính vật lí của các hợp chất. Nếu các

hợp chất có độ ưa nước cao khi bị phân tán vào đất hoặc trầm tích chúng sẽ được giữ

lại cho đến khi tiếp xúc với nước thì lại dễ dàng hòa tan và di chuyển vào trong môi

trường nước. Ngược lại, nếu các hóa chất có khả năng kết hợp với đất cao (các hợp

chất có độ kị nước cao) thì khi bị phân tán vào trong nước sẽ dễ dàng và nhanh chóng

bám vào trầm tích. Đối với các hóa chất dễ bay hơi sẽ dễ dàng phân tán vào không

khí và di chuyển đến các vùng khác. Nhiều hợp chất có khả năng tích lũy trong thực

vật và động vật, hấp thụ vào các sinh vật bằng cách trực tiếp hoặc gián tiếp thông qua

chuỗi thức ăn [61] (Hình 1.9).

Hình 1. 9. Con đường di chuyển của POP trong môi trường

Độc tính của một hóa chất phụ thuộc vào đối tượng và phương thức gây độc,

có thể chia ra thành hai dạng độc cấp tính và độc mãn tính. Để có thể đánh giá độc

tính được chính xác, cần thiết phải có đầy đủ các thông tin liên quan như: thông tin

về địa điểm ô nhiễm, các vấn đề về nhận dạng đối tượng ô nhiễm, đánh giá phơi

nhiễm và các ngưỡng gây độc của các chất ô nhiễm tương ứng (Hình 1.10).

21

Hình 1. 10. Các con đường phơi nhiễm của các hợp chất POP trong môi trường

Dưới đây là độc tính của một số hóa chất BVTV phổ biến:

1.2.3.1. Độc tính của HCH trong môi trường

Các đồng phân lập thể của HCH phổ biến nhất được tìm thấy trong môi trường

gồm alpha, beta và gamma-HCH. Trong không khí, các đồng phân của HCH có thể

tồn tại ở dạng hơi hoặc gắn với các hạt nhỏ như đất và bụi. Sự tồn tại của HCH trong

không khí phụ thuộc rất nhiều vào điều kiện môi trường. HCH bị phân hủy trong khí

quyển do phản ứng với các gốc hydroxyl (sản phẩm của phản ứng quang hóa). Tuy

nhiên, tốc độ của phản ứng này chậm nên thời gian tồn lưu của các đồng phân HCH

trong khí quyển khá dài. Phân hủy sinh học được cho là quá trình chiếm ưu thế của

việc phân hủy HCH trong đất và nước, mặc dù thủy phân và quang phân cũng có thể

xảy ra ở mức độ thấp hơn. Trong đất, trầm tích và nước dưới tác dụng của tảo, nấm

và vi khuẩn, HCH giảm tính độc hại nhưng quá trình này có thể diễn ra trong một

thời gian dài [61].

Những ảnh hưởng nguy hại như rối loạn thần kinh thể chất, thần kinh tâm lý

và dạ dày được báo cáo xuất hiện trong những công nhân phơi nhiễm HCH kỹ thuật

trong quá trình sản xuất hóa chất BVTV và phân bón. Con người tiếp xúc với một

lượng nhỏ − HCH chủ yếu thông qua đường hô hấp và tiêu hóa (do uống nước hay

qua nguồn thức ăn như rau, sản phẩm động vật bị ô nhiễm − HCH). − HCH có

thể gây ảnh hưởng xấu đến sức khỏe con người khi sống ở vùng ô nhiễm. Khi con

22

người tiếp xúc với HCH kỹ thuật (trong thành phần có chứa − HCH) sẽ gây ra các

triệu chứng như rối loạn thần kinh, tiêu hóa, bị dị ứng mặt và chân tay, đau đầu và

chóng mặt, khó chịu, nôn mửa, mất ngủ, trí nhớ suy giảm [61]. Viện Nghiên cứu Ung

thư Quốc tế (IARC) đã phân loại − HCH thuộc nhóm 2B, có thể gây ung thư cho

con người. Mặc dù β – HCH chỉ là thành phần nhỏ trong HCH kỹ thuật, nhưng tồn

tại lâu hơn trong huyết thanh so với lindan (γ – HCH). Lindan rất độc hại đối với sinh

vật dưới nước và khá độc hại với các loài chim và động vật có vú sau phơi nhiễm cấp

tính. Ở người, hậu quả cấp tính từ tiếp xúc lindan ở nồng độ cao có thể nằm trong

khoảng từ kích ứng da nhẹ đến chóng mặt, nhức đầu, tiêu chảy, buồn nôn, ói mửa và

thậm chí co giật và tử vong. Tác động đến đường hô hấp, tim mạch, huyết học, gan

và nội tiết cũng đã được thấy ở người, sau khi hít phải lindane cấp tính hoặc mãn tính.

Về huyết học như giảm bạch cầu, giảm bạch cầu hạt, tăng bạch cầu, tăng bạch cầu

hạt, tăng bạch cầu ưa eosin, chứng tăng bạch cầu đơn nhân, và giảm tiểu cầu, đã được

báo cáo, sau khi tiếp xúc mãn tính nghề nghiệp của con người với lindane tại các cơ

sở sản xuất. Điều này cho thấy lindan là đồng phân HCH có tác động độc hại sâu sắc

nhất đến hệ thống trung tâm thần kinh và nội tiết ở người và động vật [61].

1.2.3.2. Độc tính của endosulfan trong môi trường

Endosulfan không có trong tự nhiên mà xâm nhập vào môi trường chủ yếu do

việc phun hóa chất BVTV. Các sản phẩm của endosulfan thường là hỗn hợp của hai

đồng phân α và β với tỷ lệ khoảng 2:1. Đồng phân α dễ bị phân hủy nhưng đồng phân

β bị hấp phụ và có độ bền hóa học lớn do đó tồn tại lâu dài trong môi trường. Đồng

phân β được phát tán thông qua dòng chảy của lớp nước bề mặt hay sự phân tán trong

khí quyển đến các khu vực khác nhau. Endosulfan là hợp chất hoá học rất độc đối với

hầu hết các sinh vật. Quá trình chuyển hoá xảy ra nhanh, nhưng chất chuyển hoá oxi

hoá endosulfan sulfate thể hiện độ độc cấp tính tương tự như chất gốc. Ngược lại,

một chất chuyển hoá khác, endosulfan-diol thì ít độc với cá, chỉ khoảng bằng 1/3.

Nhiều nghiên cứu đã chỉ ra khả năng gây độc của endosulfan đối với những loại rối

loạn nội tiết trong các loài thuỷ sinh và trên cạn. Những ảnh hưởng quan sát thấy là

chậm phát triển với loài lưỡng cư, suy yếu sự phát triển hệ sinh dục trong chim và

lượng hocmon, giảm cortisol bài tiết trong cá, giảm phát triển hệ sinh sản trong chim

và lượng hocmon, teo tinh hoàn và giảm tinh trùng trong động vật có vú. Trên động

vật thí nghiệm, endosulfan gây ngộ độc thần kinh do sự kích thích mạnh hệ thần kinh

23

trung ương, tác động huyết học. Những nghiên cứu độc mãn tính trên người để cho

thấy endosulfan là chất gây ung thư, chất độc sinh sản hay chất gây quái thai động

vật có vú.

1.2.3.3. Độc tính của các DDT trong môi trường

Thuật ngữ “DDT” hoặc “DDT tổng” bao hàm hỗn hợp DDT, DDE và DDD.

DDT là hoạt chất độc hại nhất trong nhóm OCPs, được sử dụng trên toàn thế giới để

bảo vệ con người khỏi các bệnh do côn trùng gây ra như sốt rét đồng thời được sử

dụng làm hóa chất BVTV trong nông nghiệp. Các nhà hóa học môi trường đã chứng

minh rằng một số hóa chất khó phân hủy và có thể tồn tại trong môi trường trong

nhiều thập kỷ. Viện Nghiên cứu Ung thư Quốc tế (IARC) đã phân loại DDT thuộc

nhóm 2B, có thể gây ung thư cho con người. DDTs và các dạng chuyển hóa tan trong

mỡ nên được tích lũy trong các mô mỡ như gan và não [62]. Mặc dù DDT đã bị cấm

ở nhiều nước vào năm 1972, DDT tiếp tục được sử dụng cho mục đích y tế hạn chế

ở một số nước như một loại hóa chất BVTV trong việc kiểm soát bệnh sốt rét, sốt

phát ban [62]. Trong cơ thể người, DDT tồn tại rất lâu trong mô mỡ, trong tuyến sữa

của phụ nữ mang thai và cho con bú. Ở một số loài chim (như hồng hạc), DDT ngăn

cản sự hình thành vỏ trứng, nên trứng vỡ trước khi chim con nở. Hoá chất này và các

dẫn xuất của nó còn gây rối loạn hoocmon ở người và động vật, và nhất là tác nhân

gây đột biến, ung thư.

DDTs bị phân hủy sinh học thành DDE trong điều kiện hiếu khí và thành DDD

trong điều kiện kỵ khí [63] và rất bền khi tồn tại trong môi trường. DDT xâm nhập

vào nguồn nước là kết quả của sự lắng đọng từ bầu khí quyển, góp phần vận chuyển

vào sông, giếng sâu, hồ và đại dương. DDT và các OCPs khác được tìm thấy trong

các mẫu đất và trầm tích từ tất cả các vùng trên toàn cầu và dư lượng được phân bố

rộng rãi trong tất cả các loại đất. DDT và các chất chuyển hóa đã được phát hiện trong

nhiều loại thực phẩm ở nhiều nước. Nhìn chung nồng độ DDT cao hơn trong những

thực phẩm chứa nhiều chất béo. DDT nói chung và các chất chuyển hóa, chủ yếu là

p,p′-DDE, đã được phát hiện có trong huyết thanh của người (cả người lớn và trẻ em)

ở hầu hết các nước trên thế giới. DDT cũng được phát hiện có trong mạch máu, nhau

thai và sữa mẹ, tích lũy trong mô mỡ và trên tóc. Hiện nay, trên toàn cầu p,p’-DDT

và p,p’-DDE có xu hướng giảm mạnh trong huyết tương hoặc huyết thanh do lệnh

cấm sử dụng DDT ở nhiều quốc gia. DDT có thể phát thải vào môi trường từ các

24

điểm sản xuất, ứng dụng và xử lý. Chất chuyển hóa 4,4’-DDE độc hơn và ổn định

hơn DDT, do đó dễ dàng được giữ lại trong mô mỡ. Ngoài ra, tỷ lệ chất chuyển hóa

DDE trên tổng DDT (DDT là tổng của tất cả các chất chuyển hóa) có thể được sử

dụng để xác định việc sử dụng DDT là gần đây (đang diễn ra) hoặc đã ngừng (sử

dụng trước đó). Khi tỷ lệ DDE/DDT > 1, giá trị này ngụ ý DDT đã được sử dụng

trong quá khứ hoặc ngừng sử dụng, trong khi DDE/DDT < 1 lại thể hiện DDT hiện

tại đang được sử dụng.

Trong môi trường, DDT gắn liền với các hạt hữu cơ trong nước và sinh vật

phù du tiêu thụ các OCP này. Những vi sinh vật này được ăn bởi động vật thủy sinh,

được tiêu thụ bởi những loài cá nhỏ và những cá nhỏ này là mồi cho cá lớn hơn, và ở

mỗi bước, nồng độ OCPs tăng lên [64] (Hình 1.11). Do nồng độ ban đầu của OCP rất

thấp, các ảnh hưởng không được quan sát cho đến khi đạt được mức cao nhất. Quá

trình sinh học này rất quan trọng trong sự suy giảm số lượng các loài ăn thịt cá.

Hình 1. 11. Sơ đồ minh họa cách DDT sinh học tạo ra trong chuỗi thức ăn. Nồng độ

trong nước chỉ bằng 3×10−6 phần triệu có thể đạt tới 10 triệu lần so với nồng độ ở

các loài săn mồi đầu chuỗi thức ăn

25

1.3. Tổng quan về hàu Thái Bình Dương (Crassostrea gigas), cá medaka (Oryzias

latipes) và ứng dụng trong đánh giá độc học sinh thái

1.3.1. Tổng quan về hàu Thái Bình Dương (Crassostrea gigas)

1.3.1.1. Phạm vi phân bố của hàu Thái Bình Dương (Crassostrea gigas)

Hàu Thái Bình Dương Crassostrea gigas Thunberg, 1793 là nhuyễn thể hai

mảnh vỏ thuộc họ Ostreidae có nguồn gốc ở Đông Bắc Á (bao gồm Nhật Bản), nhưng

đã được dịch chuyển và lan rộng khắp nhiều quốc gia (bao gồm Anh, Pháp, Mỹ,

Canada, Hàn Quốc, Trung Quốc và New Zealand) với mục đích nuôi trồng thủy sản.

Những năm gần đây, hàu Thái Bình Dương (Crassostrea gigas) được nhập về

Việt Nam và được sản xuất giống, nuôi thương phẩm phổ biến ở các vùng biển thuộc

tỉnh Hải Phòng, Quảng Ninh, Nghệ An, Khánh Hòa. Hàu Thái Bình Dương cũng là

loài phân bố vùng triều thấp đến độ sâu 40 m, sống bám trên bề mặt đá, rễ cây hay vỏ

nhuyễn thể khác. Hàu Thái Bình Dương là loài có khả năng thích ứng rộng, có thể sống

ở độ mặn 10 – 42‰, nhiệt độ 4 – 35°C, đặc biệt ở –5°C vẫn có khả năng tồn tại.

1.3.1.2. Đặc điểm hình thái của hàu Thái Bình Dương

Hàu Thái Bình Dương có vỏ mỏng, không có răng bản lề bên trong vỏ trên

(không giống như Sò đá Sydney). Cơ adductor (giữ hai vỏ với nhau) có màu tím hoặc

màu nâu, trong khi các cạnh của lớp phủ có màu đen.

Vỏ hàu Thái Bình Dương tương đối lớn và không đều nhau giữa hai vỏ, chúng

dài và có hình gần bầu dục, những sọc đối xứng của 2 vỏ thì bắt đầu từ những mấu

lồi. Cơ khép vỏ có hình bầu dục. Trên bề mặt phần trước bụng và phần lưng của vỏ

thường có những hốc lõm sâu. Màu vỏ ngoài hơi trắng vàng và có những sọc màu

nâu, phía trong vỏ có màu trắng sữa. Cấu tạo của hàu được thể hiện trong Hình 1.12

dưới đây:

Hình 1. 12. Cấu tạo của hàu Thái Bình Dương (Crassostrea gigas)

26

1. Tim 2. Cơ khép vỏ 3. Hậu môn 4. Vỏ phải 5. Xoang nước ra 6. Mang 7. Màng áo

phải 8. Màng áo trái 9. Ruột 10. Dạ dày 11. Tuyến sinh dục 12. Bản lề 13. Miệng

1.3.1.3. Đặc điểm sinh lý của hàu Thái Bình Dương

Hàu Thái Bình Dương là loài lưỡng tính, vòng đời của hàu tính từ thời điểm

bắt đầu thụ tinh, có thể là thụ tinh chéo hoặc tự thụ tinh, nội bộ hoặc bên ngoài, tùy

thuộc vào loài, theo sau là giai đoạn phát triển phôi và ấu trùng.

Hàu Thái Bình Dương là loài ăn lọc thụ động, dựa vào cấu tạo đặc biệt của

mang. Thức ăn của hàu tương đối đa dạng như: vi khuẩn, sinh vật nhỏ, mùn bã hữu

cơ, tảo, trùng roi có kích thước dưới 10 µm. Hàu cũng có thể sử dụng được một số

vật chất hòa tan trong nước và vật chất hữu cơ. Trong giai đoạn ấu trùng, thức ăn phù

hợp bao gồm: vi khuẩn, sinh vật nhỏ mùn bãi hữu cơ, tảo khuê, tảo Silic

(Bacillarophyta), trùng roi có kích thước dưới 10 µm. Hàu ấu trùng có thể sử dụng

vật chất hoà tan trong nước và các vật chất hữu cơ. Các loài tảo thường gặp là tảo

khuê như: C. calcitran, C. muelleri, tảo silic: Nitzschia, Skeletonema, tảo có lông roi:

I. galbana, P. lutherii, Tetraselmis vì kích cỡ phù hợp, dễ tiêu hoá và có hàm lượng

dinh dưỡng cao.

1.3.2. Tổng quan về cá medaka (Oryzias latipes)

1.3.2.1. Phạm vi phân bố của cá medaka

Cá medaka (Oryzias latipes) hay còn được gọi là cá gạo Nhật Bản, là một loài

cá nhỏ có kích thước 2 – 4 cm, chúng là một trong 27 loài thuộc họ cá cơm

Adrianichthyidae. Có nguồn gốc từ Đông Nam Á, cá medaka thường phân bố trong

các nơi có dòng chảy chậm, các hồ thủy triều ven biển và các cánh đồng lúa. Cá

medaka là một vật nuôi làm cảnh phổ biến ở Nhật Bản từ thế kỷ 17, ngày nay cá

medaka được bán rộng rãi trong các cửa hàng cá cảnh. Medaka là loài cá khỏe mạnh,

trong tự nhiên, chúng di cư giữa các vùng nước ngọt và nước mặn, do đó chúng sống

phổ biến dọc theo các vùng ven biển, trong hồ các hồ nước lợ, kênh rạch, ruộng lúa.

Cá medaka là sinh vật mô hình được sử dụng rộng rãi trong nhiều lĩnh vực nghiên

cứu sinh học và sử dụng nhiều trong ngành độc học do medaka có thời gian mang

thai ngắn và phát triển nhanh chóng, chịu được lạnh và có thể vận chuyển dễ dàng.

27

1.3.2.2. Đặc điểm hình thái của cá medaka

Cá medaka đực trưởng thành có các vây dài, vây lưng và vây hậu môn dài hơn

cá cái. Cá đực có hình dạng cơ thể hơi mỏng và thon hơn cá cái. Cá cái có vây lưng

và vây hậu môn ngắn hơn, nhận biết cá cái rõ ràng nhất là cá cái có cơ thể dày hơn,

bụng phình to (Hình 1.13). Đến lúc sinh sản, cá cái sẽ mang trứng bên ngoài cơ thể

một thời gian ngắn trước khi thụ tinh.

Hình 1. 13. Cấu tạo cá medaka cái (a) và đực (b)

1.3.2.3. Đặc điểm sinh lý của cá medaka

Cá medaka trong tự nhiên có thể di chuyển sống từ môi trường nước mặn sang

nước ngọt và ngược lại một cách dễ dàng. Chúng chịu được nhiệt độ đến 27oC và độ

cứng rộng từ 90 – 477 ppm, pH trong khoảng 6,5 – 6,8. Trứng cá medaka có đường

kính từ 1 – 1,5 mm. Trên bề mặt của trứng có một số lông tơ ngắn phân bố trên toàn

bộ bề mặt của màng đệm. Khi đẻ, trứng được giữ với nhau thành khối bởi một chùm

sợi gắn trên bề mặt ở cực sinh dưỡng của mỗi trứng. Tế bào trứng cá medaka có màu

vàng cam do sự hiện diện của noãn hoàng. Noãn hoàng bao gồm chủ yếu là chất béo

và protein. Ngoài ra, có một số giọt lipid nhỏ giống như bong bóng trong tế bào chất.

Trứng cá thụ tinh tạo thành hợp tử, hợp tử trải qua quá trình phân chia để tạo thành

phôi, phôi phát triển tạo một cơ thể đa bào hoàn chỉnh sau hai tuần và phụ thuộc nhiều

vào nhiệt độ môi trường nuôi.

1.3.3. Vai trò của hàu Thái Bình Dương (Crassostrea giagas) và cá medaka

(Oryzias latipes) trong nghiên cứu độc học sinh thái

Cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ 2 mảnh vỏ (vẹm vỏ xanh Mytulis edulis và hàu

Thái Bình Dương Crassostrea giagas) đã được sử dụng nhiều trong các thử nghiệm

sinh học (bioassay tests) (Bảng 1.3) [65-67] vì đây là các loài có sự phân bố rộng và

phổ biến ở vùng cửa sông và ven biển. Hàu là loài sống đáy nên thường tích lũy chất

gây ô nhiễm nhiều hơn là các loài thủy sinh vật khác. Hơn nữa hàu có khả năng chịu

đựng tốt trong điều kiện môi trường bị ô nhiễm nên được lựa chọn để tiến hành thử

28

nghiệm đánh giá độc tính. Trong khi đó, cá là loài sống trong tầng nước và các cơ

quan chức năng của cá như cơ hay gan được dùng nhiều trong các thử nghiệm sinh

học để đánh giá ảnh hưởng độc tính của nhiều loại chất gây ô nhiễm như PCBs, HCB,

DDTs, dieldrin, aldrin, andrin và HCHs. Trong nghiên cứu độc tố sinh thái của hóa

chất BVTV, việc sử dụng các sinh vật thủy sinh như là những sinh vật chỉ thị trong

các phương pháp thử nghiệm sinh học để giám sát và xác định mức độ gây độc từ dư

lượng của các hóa chất BVTV tới hệ sinh thái thủy sinh hiện nay được sử dụng phổ

biến ở nhiều nước châu Âu, châu Úc và châu Mỹ (Bảng 1.3) [68].

Bảng 1. 3. Ảnh hưởng của một số loại hóa chất BVTV phổ biến đến một số sinh vật

thủy sinh

Hóa chất Loài Tiêu chí Nồng độ

(g/L)

Aldrin Ngao 96h-LC50 410

Cá 96h- LC50 263,7

Isobenzan Cá 24h-EC50 3,2

Hàu 96h- EC50 23

Malathion Cá hồi 24h-NOEC 20

Aldrin Cá 96h- LC50 2,2-53

Chlordan Tôm 96h- LC50 0,4

DDT Tôm 96h- LC50 0,4

Cá 96h- LC50 42

Dieldrin Cá 96h- LC50 1,1-41

ĐV không xương sống 96h- LC50 0,2-40

Endrin Cá 96h- LC50 < 1

20d-NOEC 0,03

Toxaphene Cá 96h- LC50 1,8

Cá 96h- LC50 22

Hexachlorobenzene Cá NOEC 4,8

Theo một số kết quả nghiên cứu đã công bố, các giai đoạn phát triển ban đầu

của những loài nhuyễn thể hai mảnh vỏ đặc biệt thích hợp trong thử nghiệm độc tố

sinh thái. Ở giai đoạn này chúng phát triển rất nhanh chóng, chỉ trong vài giờ hoặc

vài ngày, tùy thuộc vào loài. Chúng cũng rất nhạy cảm với một loạt các chất gây ô

nhiễm. Vì vậy, nhuyễn thể hai mảnh vỏ được sử dụng rộng rãi để làm cơ sở đánh giá

29

theo các tiêu chí sinh học về độc tính của các chất ô nhiễm, đặc biệt là hóa chất BVTV

[69]. Cá medaka có hệ gen tương đối nhỏ (~ 800 cặp bazơ cực lớn, bằng một nửa kích

thước của bộ gen của một loài cá mô hình phổ biến khác ví dụ như cá ngựa vằn và

thời gian sinh trưởng của chúng là 7 tuần (thay vì 9 tuần cho cá ngựa vằn) và tăng

trưởng mạnh hơn ở dải nhiệt độ rộng từ 6 – 40°C hoặc 43 – 104°F.

Cho đến nay một số nghiên cứu trên thế giới đã ứng dụng các phương pháp

thử nghiệm sinh học để đánh giá ngưỡng gây độc của hóa chất BVTV tới các sinh vật

thủy sinh [65, 66, 69]. Cụ thể trong nghiên cứu của Akcha và cộng sự đã phát hiện

hóa chất BVTV diuron và glyphosat ảnh hưởng đến khả năng thụ tinh của tinh trùng,

sự phát triển hình thái và DNA của ấu trùng hàu Thái Bình Dương (Crassostrea

gigas) dù ở nồng độ thấp (0,05 µg/L) [69]. Kết quả nghiên cứu ghi nhận sự khác biệt

về đáp ứng với độc tố và gây độc tế bào trong các thí nghiệm khác nhau, có thể do sự

khác biệt về độ nhạy cảm ô nhiễm giữa lô gen được thử nghiệm. Glyphosate không

ảnh hưởng đến sự phát triển của hàu ở nồng độ được thử nghiệm, trong khi diuron

ảnh hưởng đáng kể đến sự phát triển của phôi thai từ nồng độ thấp nhất là 0,05 μg/L,

tức là nồng độ thực tế về môi trường [69]. Commendatore và cộng sự đã đánh giá

mức độ tích lũy sinh học của OCPs trên vẹm Aulacomya atra, trai Mytilus edulis cho

thấy OCP bị tích tụ theo thời gian trong quá trình di chuyển đến các khu vực phía

nam Patagonian [70].

Ở Việt Nam hiện nay trong số các loại hóa chất BVTV thuộc nhóm hữu cơ

khó phân hủy POP, DDTs là nhóm được sử dụng rộng rãi và phố biến nhất, kế đến là

lindan và chỉ thấy một số ít các loại hóa chất khác như aldrin, dieldrin... Để khảo sát

độc tính của hóa chất BVTV, trong phạm vi luận án này tôi lựa chọn DDTs để khảo

sát và đánh giá ảnh hưởng của hóa chất BVTV đến sinh trưởng của hàu Thái Bình

Dương và cá medaka.

1.4. Tổng quan về khu vực nghiên cứu

1.4.1. Đặc điểm tự nhiên

Khu vực vùng hạ lưu sông Đồng Nai có thể được xác định như sau: Sau hồ Trị

An, sông Đồng Nai nhận nước từ sông Bé rồi chảy qua các huyện Tân Uyên, tỉnh

Bình Dương, Vĩnh Cửu, TP Biên Hòa, Long Thành, Nhơn Trạch – tỉnh Đồng Nai và

quận 9, quận 2 TP HCM và hợp lưu với sông Sài Gòn ở Nam Cát Lái tạo thành sông

Nhà Bè. Từ cuối Phú Xuân, huyện Nhà Bè, dòng sông chia ra sông Lòng Tàu phía tả

30

ngạn, sông Nhà Bè đến hết địa phận huyện Nhà Bè có tên gọi sông Soài Rạp, nhận

nước sông Vàm cỏ trước khi đổ ra Vịnh Đồng Tranh. Đổ vào vịnh Đồng Tranh còn

có sông Đồng Tranh. Sông nối liền các sông rạch nhỏ ở phần tây huyện Cần Giờ.

Sông Lòng Tàu cùng với các sông ở phần phía đông huyện Cần Giờ và các huyện

Nhơn Trạch, Long Thành, tỉnh Đồng Nai, huyện Tân Thành, tỉnh BR-VT: sông Gò

Gia, sông Thị Vải, sông Thêu, sông Cái Mép đổ ra vịnh Ghềnh Rái.

Địa hình của vùng hạ lưu hệ thống sông Đồng Nai với xu thế cao dần về phía

Đông Bắc, đặc trưng của một miền duyên hải với các núi sót, các gò đồi thoải và đồng

bằng ven biển. Địa hình của khu vực nghiên cứu là đồng bằng thấp sát biển, độ cao

0,2 – 0,6m, thường xuyên ngập triều. Các sông chính thuộc khu vực hạ lưu hệ thống

sông Đồng Nai được thể hiện ở Bảng 1.4.

Bảng 1. 4. Các sông chính ở khu vực hạ lưu hệ thống sông Đồng Nai

STT Tên sông Chiều dài (km) Chiều rộng (km) Độ sâu (m)

1 Nhà Bè 29,5 1,67 10-30

2 Soài Rạp 14,5 3,10 10-40

3 Đồng Tranh 12,5 0,50 02-20

4 Lòng Tàu 32,0 0,55 10-25

5 Ngã Bảy 10,0 0,90 10-30

6 Gò Gia 12,0 0,60 10-20

7 Thị Vải 40,0 0,80 12-30

Nguồn: Tổng công ty Hàng hải Việt Nam, 2014

Khu vực hạ lưu hệ thống sông Đồng Nai là vùng cửa sông và biển ven bờ có

chế độ thủy văn bán nhật triều không đều. Trong một ngày đêm có 2 lần thủy triền

lên xuống. Biên độ triều trung bình là 2m, biên độ triều cường đạt 4m, là một trong

những nơi có biên độ triều cao của Việt Nam. Biên độ triều lớn (3,6 – 4,1 m) thường

xảy ra trong các tháng từ tháng 9 đến tháng 1 năm sau.

Vùng biển vịnh Gành Rái, Cần Giờ chịu ảnh hưởng của các sông Soài Rạp,

Lòng Tàu, sông Cái Mép, sông Dinh và các sông cửa Tiểu, cửa Đại, nhưng dòng chảy

chủ yếu vẫn là dòng chảy biển: dòng triều, dòng ven do sóng, dòng gió, dòng mật độ.

Dòng triều ở đây mang tính chất bán nhật triều không đều: trong chu kỳ 1 ngày đêm,

dòng chảy đổi chiều 4 lần: 2 lần triều lên và 2 lần khi triều xuống.

31

Hàng năm sông Đồng Nai – Sài Gòn và các phụ lưu đã đổ ra biển qua vịnh

Gành Rái và vịnh Đồng Tranh hơn 32 tỷ khối nước và hàng triệu tấn phù sa. Vùng

cửa sông tiếp giáp biển là nơi thường xuyên xảy ra hai quá trình tranh chấp mãnh liệt

giữa đất liền và biển, bồi tụ và xói lở. Khu vực vịnh Gành Rái, Cần Giờ là khu vực

tập trung nhiều tuyến luồng tàu biển vào các luồng trong sông tới các cảng khu vực

TP HCM, Đồng Nai, BR-VT. Vùng biển vịnh Gành Rái, Cần Giờ chịu ảnh hưởng

của các sông Soài Rạp, Lòng Tàu, sông Cái Mép, sông Dinh và các sông cửa Tiểu,

cửa Đại, nhưng dòng chảy chủ yếu vẫn là dòng chảy biển: dòng triều, dòng ven do

sóng, dòng gió, dòng mật độ.

1.4.2. Đặc điểm kinh tế xã hội

Vùng hạ lưu hệ thống sông Đồng Nai là một lưu vực sông “nội địa” có vai trò

rất quan trọng trong phát triển kinh tế-xã hội khu vực phía Nam nói riêng, trong đó

có vùng Kinh tế trọng điểm phía Nam và kinh tế quốc gia nói chung; nằm trên địa

phận các tỉnh Bình Dương, Đồng Nai, TP HCM, BR-VT. Đây là vùng có tốc độ đô

thị hoá nhanh và dân số thành thị chiếm tỷ lệ cao hơn nhiều so với trung bình của cả

nước. Lưu vực sông Đồng Nai là vùng có tiềm năng phát triển kinh tế to lớn của đất

nước, đóng góp khoảng hơn 63% GDP công nghiệp, 41% GDP dịch vụ và 28% GDP

nông nghiệp của cả nước [71]. Tốc độ tăng trưởng kinh tế của vùng phụ thuộc rất lớn

vào mức tăng trưởng của TP HCM và BR-VT.

Hạ lưu Đồng Nai – Sài Gòn có mạng lưới giao thông thuỷ đóng vai trò quan

trọng trong phát triển kinh tế của vùng nối liền với vùng đồng bằng sông Cửu Long

cũng như khu vực và quốc tế. Ngoài ra, hệ thống sông Đồng Nai, đặc biệt là vùng hạ

lưu cùng với hệ thống các hồ chứa lớn, vừa và nhỏ trong lưu vực có tiềm năng lớn để

phát triển thuỷ sản nội địa.

Dân số tại tiểu lưu vực sông Đồng Nai tính đến cuối tính đến cuối năm 2015

là 14.199.008 người. Trong đó, 3.782.115 người sống tại các đô thị và khoảng hơn

3.100.000 người sống tại vùng nông thôn. Ở tiểu lưu vực sông Sài Gòn con số tương

đương là 5.672.777 người, với 4.048.695 người sống tại các đô thị và 1.624.079 người

sống ở nông thôn. Tuy nhiên, mật độ phân bố không đồng đều giữa các lưu vực, giữa

hạ du và phía thượng du.

32

1.4.3. Đặc điểm môi trường

Là vùng tập trung các thành phố lớn, nhiều khu công nghiệp và dân cư đông

đúc nên chất lượng nước vùng hạ lưu hệ thống sông Đồng Nai đã và đang có xu

hướng bị ô nhiễm nghiêm trọng. Theo Báo cáo hiện trạng môi trường quốc gia giai

đoạn 2011 – 2015, tại các lưu vực sông trong đó có lưu vực sông Đồng Nai, ô nhiễm

và suy thoái chất lượng nước xảy ra ở nhiều đoạn, tập trung ở vùng trung lưu và hạ

lưu (đặc biệt là các đoạn chảy qua khu vực đô thị, khu công nghiệp, làng nghề), nhiều

nơi ô nhiễm đã ở mức nghiêm trọng. Môi trường nước mặt tại các khu vực bị ô nhiễm

hầu hết do các chất hữu cơ và vi sinh vật vượt ngưỡng cho phép.

Sông Đồng Nai đoạn trung lưu và hạ lưu là khu vực tiếp nhận nước thải từ các

hoạt động công nghiệp, nông nghiệp, sinh hoạt và nuôi trồng thủy sản (nuôi cá bè),

do đó, chất lượng nước bị suy giảm so với khu vực thượng nguồn. Điển hình là đoạn

chảy qua TP Biên Hòa (tiếp nhận nước suối Săn Máu, suối Linh, suối Chùa, suối Bà

Lúa…) và tỉnh Bình Dương (tiếp nhận nước thải thị xã Thủ Dầu Một, huyện Tân

Uyên…). Vấn đề ô nhiễm chủ yếu là do TSS, các chất dinh dưỡng, chất hữu cơ và vi

sinh tăng cao vượt ngưỡng QCVN.

Các vị trí ô nhiễm cao nhất thường gắn liền với các điểm xả thải từ các khu

dân cư hoặc các khu công nghiệp. Ở hạ lưu sông Đồng Nai chủ yếu tập trung đoạn

chảy qua TP HCM từ cầu Bình Triệu (sông Sài Gòn), phà Cát Lái (sông Đồng Nai)

đến Mũi Đèn Đỏ sau đó giảm dần khi ra đến cửa sông. Trong khi ở sông Thị Vải,

nồng độ chất ô nhiễm tập trung cao nhất từ khu công nghiệp Phú Mỹ qua Vedan lên

đến thượng nguồn. Các chất hữu cơ ô nhiễm có nguồn gốc chủ yếu từ trung lưu của

sông Thị Vải, ở vị trí tập trung các khu công nghiệp Gò Dầu, Phú Mỹ ngược lên phía

nhà máy Vedan và giảm dần khi ra đến cửa vịnh (Cái Mép, Vịnh Gành Rái). Còn ở

hạ lưu sông Đồng Nai, nồng độ chất hữu cơ gây ô nhiễm không đáng kể ở phía thượng

nguồn, tăng dần khi đi qua khu vực TP HCM (từ cầu Bình Triệu đến phà Bình Khánh)

sau đó giảm dần ra đến cửa sông. Kết quả này cũng phù hợp với kết quả quan trắc của

Bộ TN&MT. Hàm lượng chất ô nhiễm hữu cơ cao dần về phía hạ lưu (từ cầu Bình

Triệu đến phà Bình Khánh) sau đó giảm dần khi ra đến cửa vịnh.

Tổng kết chương 1: Cho đến nay việc nghiên cứu, đánh giá ô nhiễm hóa chất

BVTV tại khu vực nghiên cứu theo không gian và thời gian trong cả môi trường nước,

trầm tích và sinh vật chưa được quan tâm nhiều. Sự gia tăng việc sử dụng hóa chất

33

BVTV gốc OCPs cho thấy tại khu vực nghiên cứu còn tiềm ẩn nhiều nguy cơ gây ô

nhiễm môi trường sinh thái thủy sinh và ảnh hưởng đến sự phát triển của thủy sinh

vật. Vì vậy, việc đánh giá một cách tổng quát ảnh hưởng của hóa chất BVTV gốc

OCPs đến môi trường theo mùa, theo đối tượng sinh vật là cần thiết và cấp bách.

34

CHƯƠNG 2. THỰC NGHIỆM VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

2.1. Hóa chất, dụng cụ và thiết bị thí nghiệm

2.1.1 Hóa chất

Hóa chất chuẩn gốc OCPs gồm các cấu tử, nồng độ 2000 µg/mL

(AccuStandard, N0 M-8270-140ASL) thể hiện ở Bảng 2.1.

Bảng 2. 1. Hỗn hợp chuẩn gốc OCPs

STT Tên chất STT Tên chất

1 p,p’ - DDT 8 γ – HCH (Lindan)

2 o,p’ - DDT 9 Heptachlor

3 DDD 10 Aldrin

4 DDE 11 Dieldrin

5 α – HCH 12 Endrin

6 β – HCH 13 Endosulfan

7 δ – HCH

Đây là dung dịch chuẩn thường (Native solution standard) được dùng để pha

các dung dịch chuẩn làm việc có nồng độ thấp hơn, sử dụng để xác định giới hạn phát

hiện và giới hạn định lượng của thiết bị; xác định độ ổn định của tín hiệu; xây dựng

đường chuẩn để định lượng và kiểm tra độ chệch của đường chuẩn ở các mẻ phân

tích khác nhau. Các hóa chất khác dùng trong quá trình thực nghiệm của đề tài được

liệt kê trong Bảng 2.2 và một số hóa chất khác dùng cho nghiên cứu này đều có độ

tinh khiết > 99,99%, có nguồn gốc từ hãng Merck (Đức) hoặc Sigma - Aldrich (Mỹ).

Bảng 2. 2. Các hóa chất dùng trong phân tích

Hóa chất Thông tin

Chất khí

Khí mang: Heli, độ tinh khiết 99,9995%

Khí make-up: Khí nitơ, tinh khiết 99,9995%

Khí cô đuổi dung môi: Nitơ, độ tinh khiết 99,99%

Dung môi Axeton, n-hexan, Diclometan (DCM), isooctan, etyl axetat

(Merk, tinh khiết cho phân tích lượng vết chất hữu cơ)

35

Hóa chất Thông tin

Phoi đồng Phoi đồng được hoạt hóa bằng dung dịch HCl loãng, sau đó

được rửa bằng nước cất, axeton và n-hexan

Chất hấp phụ Silicagel: kích thước 70-230 mesh được hoạt hóa

Florisil: kích thước hạt từ 60-200 mesh được hoạt hóa nhiệt

Nước cất Nước cất 1 lần, nước cất 2 lần

Muối Na2SO4 độ tinh khiết 99,99%, NaCl (khan) độ tinh khiết

99,99%

Axit, kiềm H2SO4 đặc độ tinh khiết 99,99%, NaOH độ tinh khiết 99,99%

Màng parafilm, phoi nhôm, giấy lọc, bông thủy tinh,..

2.1.2. Dụng cụ, thiết bị

Thiết bị sắc kí khí Varian GC–450, Detector bẫy electron (ECD), cột mao quản

CP-SIL 5 CB, chiều dài 25m, đường kính trong 0,25mm, bề dày pha tĩnh 0,4m.

Thiết bị sắc ký khí GC Agilent 8790B ghép nối khối phổ Agilent 5977, cột

Rtx–1614, pha tĩnh Poly (5% diphenyl, 95% dimethyl siloxan), kích thước 15m ×

0,25mm × 0,10 µm.

Cân phân tích (độ chính xác 0,1mg).

Bộ siêu âm để rửa dụng cụ, siêu âm mẫu: S30 Elmasonic.

Bộ chiết Soxhlet Gerald

Bộ cô cất chân không: STRIKE 202 của hãng STEROGIASS.

Bộ cô khí Nitơ.

Bơm tiêm Hamilton 10 l vạch chia 0,2 l, 100 l vạch chia 1 l.

Các dụng cụ thủy tinh thông thường và dụng cụ, vật liệu phụ trợ khác.

2.2. Địa điểm lấy mẫu

Các vị trí lấy mẫu được lựa chọn trên cơ sở khảo sát thực tế, bản đồ địa giới

khu vực tiếp giáp với cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai (tính theo tọa độ) và được chọn

để đại diện cho khu vực nghiên cứu như trong Hình 2.1, 2.2 và Bảng 2.3. Các mẫu

nước, trầm tích và sinh vật được thu thập ở cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai, mỗi vị trí

lấy 1 lần vào mùa khô (tháng 2) và 1 lần mùa mưa (tháng 6) năm 2017 và 2018.

36

Hệ thống sông tiếp nhận nguồn nước thải từ các tỉnh Đồng Nai, Bình Dương

và TP HCM với tổng diện tích khoảng 38.600 km2. Có 02 nhánh chính là sông Soài

Rạp và sông Lòng Tàu cùng tiếp nhận lượng nước từ hệ thống sông này. Hơn nữa, có

02 nhánh sông là Vàm Cỏ (nhánh 1) và Thị Vải (nhánh 2) được kết nối với nhánh

chính và bổ sung thêm nước cho hệ thống sông. Khu vực nghiên cứu có 02 mùa rõ

rệt là mùa khô và mùa mưa với tổng lượng mưa hàng năm từ 1700 – 2800 mm. Hệ

thống sông Sài Gòn - Đồng Nai có chức năng cung cấp nước sinh hoạt cho gần 20

triệu người sống dọc theo lưu vực. Tuy nhiên, các hoạt động phát thải trên cạn đã làm

chất lượng nước trong khu vực này bị suy giảm tác động đến chất lượng trầm tích và

sinh vật thủy sinh tại cửa sông, từ đó gây ảnh hưởng trực tiếp đến sức khỏe con người.

Vì vậy việc đánh giá ô nhiễm tại cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai là điều cần thiết và

cấp bách hiện nay.

37

Hình 2. 1. Bản đồ mô tả các vị trí lấy mẫu nước và trầm tích

38

Hình 2. 2. Bản đồ mô tả các vị trí lấy mẫu sinh vật

Bảng 2. 3. Đặc điểm vị trí lấy mẫu ở cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai

TT Tên điểm quan

trắc

Ký

hiệu

Tọa độ địa lý Mô tả vị trí quan trắc

X Y

1 Phà Cần Giuộc

(chợ Cần Giuộc) ST 02 601.116 1.173.128

Vị trí quan trắc nằm gần chợ Cần

Giuộc.

2

Hợp lưu rạch Mồng

Gà- sông Rạch Giá

(Long An)

ST 03 600.414 1.169.526 Vị trí quan trắc tại ngã 3 sông

Cần Giuộc- rạch Mồng Gà.

3 Cầu Thủ Bộ (Long

An) ST 04 598.296 1.165.714

Vị trí quan trắc gần chân cầu Thủ

Bộ, cách chân cầu khoảng 100m

dưới hạ nguồn.

4

Hợp lưu kênh

Nước Mặn - sông

Cần Giuộc (Long

An)

ST 05 600.356 1.161.029

Vị trí quan trắc nằm ở ngã 3 kênh

Nước Mặn và sông Cần Giuộc,

khu vực này dân cư sống khá

đông đúc và có 01 bến phà nối 02

huyện Cần Giuộc và Cần Đước.

5 Phà Bình Khánh

(TP HCM) ST 06 106.77167 10.66972

Khu vực phà Bình Khánh tập

trung nhiều dân cư, các hoạt động

đánh bắt và chế biến thủy hải sản.

39

6

Sông Soài Rạp-

KCN Hiệp Phước

(TP HCM)

ST 01 106.77083 10.61972 Vị trí gần sông có khu nghiệp

phát triển mạnh.

7

Sông Lòng Tàu-

Tam thôn Hiệp (TP

HCM)

ST 07 106.84556 10.62167

Nơi tập trung dân cư và chảy

quanh co cắt ngang rừng Sác

trước khi đổ ra biển Đông.

8 Vịnh Gành Rái

(Đồng Nai) ST 12 107.00222 10.435

Nơi hợp lưu các con sông Ngã

Bảy, Đồng Tranh, sông Thị Vải,

sông Dinh và bán đảo Vũng Tàu,

tập trung nhiều trại nuôi trồng

thủy hải sản.

9

Hợp lưu suối Cả và

sông Thị Vải

(Đồng Nai)

ST 08 106.5831 10.4231

Hợp lưu thành hệ thống sông

riêng biệt nằm trên bờ trái sông

Đồng Nai và đổ ra biển tại vịnh

Gành Rái, hạ lưu sông Thị Vải

chịu ảnh hưởng của thủy triều và

gần xưởng Vedan.

10 Cảng Gò Dầu

(Đồng Nai) ST 09 107.01694 10.66139

Giáp ranh giữa Đồng Nai và Bà

Rịa - Vũng Tàu, gần công ty

TNHH nhựa và hóa chất TPC

Vina, nhà máy supe phốt phát

Long Thành và nhà máy xử lý

nước thải KCN Gò Dầu.

11 Cảng Phú Mỹ

(Đồng Nai) ST 10 107.02611 0.58528

Là cảng nước sâu nằm trên sông

Thị Vải, nơi có các khu công

nghiệp và giao thông thủy sầm

uất.

12

Ngã ba sông Gò Da

và sông Cái Mép

(Đồng Nai)

ST 11 107.01222 10.52361

Vị trí quan trắc nằm ở ngã ba

sông Gò Da - sông Cái Mép -

sông Thị Vải chạy dọc theo hai

bờ sông Gò Da, gần các khu công

nghiệp.

40

2.3. Các phương pháp lấy mẫu

2.3.1. Mẫu nước mặt

Tổng cộng có 48 mẫu nước được lấy từ 12 vị trí trong hai mùa mưa và khô

năm 2017 và 2018 tại cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai và các nhánh sông (Hình 2.1).

Các mẫu được thu thập vào thời điểm triều thấp (9 giờ sáng) và triều cao (3 giờ chiều)

của sông. Các mẫu nước mặt được thu thập, bảo quản và xử lý theo TCVN [72, 73]

và báo cáo của Quadir và cộng sự [74], sử dụng dụng cụ lấy mẫu Van Dorn, cách mặt

nước 0 – 50 cm, cho vào chai thủy tinh sạch 5 lít với nắp vặn bằng nhựa PTFE. Các

chai lấy mẫu được rửa trước bằng dung môi hữu cơ (Methanol) trước khi lấy mẫu.

Các mẫu được bảo quản lạnh sau khi lấy, được chuyển trực tiếp đến phòng thí nghiệm

và lưu trữ ở –40C cho đến khi phân tích. Triều thấp 9 giờ sáng, 3 giờ chiều triều cao

2.3.2. Mẫu trầm tích

Với 48 mẫu trầm tích bề mặt từ 12 vị trí lấy mẫu (Hình 2.1) vào thời điểm triều

thấp (9 giờ sáng) và triều cao (3 giờ chiều) và được thu thập bằng cuốc bùn Peterson

ở độ sâu 0 – 10 cm, trộn đều, tiến hành bao gói cẩn thận bằng giấy nhôm và cho vào

túi nhựa, mỗi mẫu ~ 2 kg. Tất cả mẫu được lưu ngay lập tức vào thùng đá ở 40C và

được chuyển đến phòng thí nghiệm lưu trữ ở –200C cho đến khi phân tích [75].

2.3.3. Mẫu sinh vật

Các mẫu cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ được thu thập cùng một loài, nguồn

gốc, thời điểm và số lượng cá thể phù hợp với đại diện của loài tương ứng tại 8 vị trí

lấy mẫu (Hình 2.2), tổng có 58 mẫu. Các mẫu sinh vật được thu thập vào thời điểm

triều thấp (9 giờ sáng) và triều cao (3 giờ chiều) của sông. Theo phương pháp được

báo cáo bởi Qadir và cộng sự [76], các mẫu cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ sau khi thu

thập được đóng gói, dán nhãn trong các túi PE riêng biệt, đặt trong thùng đá và vận

chuyển đến phòng thí nghiệm trong vòng 12 giờ nhằm mục đích xác định và phân

tích đặc điểm sinh học (hàm lượng lipit, tuổi, khối lượng và kích thước). Tất cả các

mẫu cá được kiểm tra tại hiện trường và trong phòng thí nghiệm trên cơ sở đặc điểm

hình thái theo hướng dẫn khu vực. Sau khi kiểm tra tất cả được bọc giấy nhôm, đóng

gói trong giấy nhựa và ngay lập tức được đông lạnh ở –200C cho đến khi phân tích.

41

2.4. Phương pháp phân tích mẫu

2.4.1. Phân tích các thông số hóa lý

Bảng 2. 4. Kỹ thuật phân tích các thông số hóa lý mẫu nước mặt và trầm tích

Nền mẫu Thông số hóa lý Kỹ thuật phân tích TLTK

Nước mặt

pH, độ dẫn điện

(EC), tổng chất rắn

hòa tan (TDS), nhiệt

độ

Hydrolab Model (Multi Set 430iWTW) [77]

Độ đục Đĩa Secchi (đường kính 30 cm)

Trầm tích

pH

Lắc 10 g trầm tích khô trong 25 mL nước

cất 10 phút. Lắng 10 phút, đo bằng máy

pH điện tử (HI 8424, HANNA

Instruments, Sarmeola di Rubano PD, Ý)

[78]

Tổng cacbon hữu cơ

(TOC)

Máy phân tích tổng cacbon (Multi C/N

3000, Analytik Jena AG, Jena, Đức) [79]

Kích thước hạt

Máy phân tích kích thước hạt laser

Microtrac S3500 (Microtrac Inc.,

Montgomeryville, PA, Hoa Kỳ)

[80]

2.4.2. Xác định OCPs trong mẫu nước

Phương pháp chiết lỏng – lỏng được sử dụng để xác định dư lượng OCPs trong

các mẫu nước theo quy trình được mô tả bởi Pandit và cộng sự [81] và được thực

hiện tại phòng thí nghiệm Viện Khoa học Công nghệ và Quản lý Môi trường- Trường

ĐH Công Nghiệp TP HCM và Trung tâm Kiểm định thuốc bảo vệ thực vật phía Nam,

TP HCM. Với 50 mL thể tích n–hexan được đưa vào phễu tách 2 lít chứa 1 lít nước cất

và được lắc thủ công trong 5 phút và để lắng. Sau khi chiết tách hoàn toàn, pha hữu cơ

được dẫn lưu vào bình nón 250 mL, trong khi pha nước được chiết lại hai lần với 50

mL n–hexan. Ba pha hữu cơ chiết xuất được kết hợp và sấy khô bằng cách đi qua một

phễu thủy tinh chứa natri sulfat khan. Phần hữu cơ được cô đặc bằng thiết bị cô quay

chân không [81].

2.4.3. Xác định OCPs trong mẫu trầm tích

Quy trình xử lý mẫu trầm tích được khảo sát và xây dựng dựa trên sự tham

khảo quy trình kỹ thuật của EPA (EPA 608, EPA 8082, EPA 8081b, EPA 1614) và

42

công trình nghiên cứu được công bố [27] nhằm phù hợp với điều kiện nghiên cứu

hiện tại. Phương pháp chiết Soxhlet được sử dụng rộng rãi hơn để chiết OCPs ra khỏi

các đối tượng mẫu do độ thu hồi tốt, hiệu suất chiết cao. Do vậy, trong luận án này,

kỹ thuật chiết được lựa chọn là kỹ thuật chiết Soxhlet với dòng dung môi hồi lưu liên

tục qua mẫu trong nhiều giờ. Nghiên cứu đã tiến hành khảo sát một số điều kiện chiết

và xử lý mẫu để tối ưu quy trình phân tích tại Phòng thí nghiệm Viện Khoa học Công

nghệ và Quản lý môi trường – Trường ĐH Công Nghiệp TP HCM; và Trung tâm

kiểm định thuốc bảo vệ thực vật phía Nam, TP HCM, quy trình xử lý mẫu trầm tích

cho phân tích OCPs được tóm tắt tại sơ đồ Hình 2.3. Theo quy trình này, mẫu trầm

tích khô được chiết Soxhlet với 300 mL hỗn hợp n–Hexan:axeton (1:1) trong thời

gian 16 giờ. Dịch chiết sẽ được cô đặc và định mức về 10 mL.

5mL dịch chiết được làm sạch trên cột nhồi florisil đã hoạt hóa (Cột chiết có

chiều dài 40 cm và đường kính 2 cm). Quá trình rửa giải bằng 120 mL hỗn hợp n-

hexan:DCM (4:1) để thu OCPs. Dịch chiết sẽ được cô đặc và rửa loại chất màu và

mùn bằng axit (nếu cần). Cuối cùng dịch chiết được cô về 1mL và chuyển vào lọ

đựng mẫu, tiến hành phân tích OCPs trên thiết bị GC/ECD.

Hình 2. 3. Sơ đồ tóm tắt quy trình xử lý mẫu trầm tích

43

2.4.4. Xác định OCPs trong mẫu sinh vật

Quy trình xử lý mẫu sinh vật cho phân tích OCPs tương đối giống với quy

trình xử lý mẫu trầm tích [27] (Hình 2.3). Tuy nhiên, trong mẫu sinh vật, hàm lượng

lipit thường lớn nên quá trình rửa mẫu bằng axit sulfuric đặc được lặp lại nhiều lần

hơn (5 lần). Đồng thời, với mẫu sinh vật, không cần thêm phoi đồng để loại bỏ các

hợp chất sunfua. Các mẫu cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ được phân tích tại Viện

Khoa học Công nghệ và Quản lý Môi trường – Trường ĐH Công Nghiệp TP HCM

và Phòng thí nghiệm Độc học sinh thái – Trường ĐH Liege, Vương Quốc Bỉ.

2.5. Các phương pháp thử nghiệm trên phôi, ấu trùng hàu Thái Bình Dương và

cá medaka

2.5.1. Phôi, ấu trùng hàu Thái Bình Dương

2.5.1.1. Chuẩn bị mẫu trầm tích và ấu trùng hàu Thái Bình Dương

Trầm tích tại cửa sông Soài Rạp được lấy theo Tiêu chuẩn quốc gia TCVN

6663-19:2015 (ISO 5667-19:2004) về Chất lượng nước - Lấy mẫu - Phần 19: Hướng

dẫn lấy mẫu trầm tích biển [82].

Phôi và ấu trùng hàu Thái Bình Dương (Crassostrea gigas) được nuôi ở Trung

tâm Quốc gia Giống Hải sản Nam Bộ (BR-VT) trong môi trường nước biển nhân tạo,

thành phần môi trường pha theo quy trình của BS ISO 17244 Chất lượng nước - Chỉ

thị sinh học về độc tính tiềm ẩn trong môi trường nước - Xác định [83].

2.5.1.2. Bố trí thí nghiệm bổ sung và tách chiết DDT trong trầm tích

Mẫu trầm tích sạch được lấy tại cửa sông Soài Rạp có toạ độ 10°25'56,2"N và

106°46'48,1"E, sau khi mang về phòng thí nghiệm được rửa bằng nước biển nhân tạo

nhằm loại bỏ bớt một số tạp chất trước khi sử dụng để bổ sung và tách chiết. Các

bước bổ sung và tách chiết DDT trong trầm tích được chuẩn bị theo quy trình của

Fathallah [84].

DDT được bổ sung vào trầm tích lần lượt với hàm lượng 0,01; 0,05; 0,1; 0,5;

1 và 5 (mg/kg) tương đương với thể tích DDT 100 ppm bổ sung 2; 10; 20; 50; 200;

1000 (µg/L). Quy trình thực nghiệm thể hiện trong Hình 2.4 dưới đây:

44

Hình 2. 4. Sơ đồ tổng hợp các bước bổ sung và rửa giải trầm tích

2.5.1.3. Phương pháp thực nghiệm sinh học

Thử nghiệm sinh học trên phôi, ấu trùng hàu Thái Bình Dương được tiến hành

đánh giá EC50 nhằm phát hiện ngưỡng 50% cá thể chưa phân bào; và LC50 nhằm phát

hiện ngưỡng nồng độ gây tử vong 50% cá thể hàu thử nghiệm.

Thí nghiệm sinh học trên hàu Thái Bình Dương nuôi ở Trung tâm Quốc gia

Giống Hải sản Nam Bộ (BR-VT) được thực hiện theo quy trình của Levertt và Thain

[85] tham khảo thêm một số quy trình trước đây trên một số loài nhuyễn thể hai mảnh

vỏ và nhím biển của Chung và cộng sự [86] và Lindsay và cộng sự [87]. Quy trình

được thể hiện trong sơ đồ dưới đây (Hình 2.5 và 2.6).

45

Hình 2. 5. Sơ đồ tách trứng và tinh trùng từ hàu bố mẹ

46

Hình 2. 6. Sơ đồ thử nghiệm sinh học trên hàu Thái Bình Dương

2.5.2. Phôi, ấu trùng cá medaka

2.5.2.1. Chuẩn bị cá và phôi cá

Trong phạm vi luận án, cá medaka (O. latipes) được lấy giống từ Trung tâm

Công nghệ Sinh học Thành phố Hồ Chí Minh, Việt Nam đã được sử dụng để đánh

giá độc tính của DDT đến sự phát triển của phôi cá. Cá medaka được nuôi duy trì ở

điều kiện nhiệt độ 280C ± 100C, pH: 6,5, độ cứng tổng: 13 mgCaCO3/L, độ kiềm tổng:

0,1 (mgCaCO3/L) và chu kì quang là 14 giờ sáng:10 giờ tối. Nước bể nuôi được lọc

liên tục để đảm bảo độ sạch. Cá được cho ăn bằng sản phẩm thương mại bán sẵn cho

cá cảnh 1-2 lần/ngày và được bổ sung bằng thức ăn tươi là bobo.

Ngừng cho cá ăn trong khoảng nửa ngày trước khi tiến hành ghép đôi để phối

cá. Sau đó, tạo một vách ngăn giữa bể phối để tách riêng cá đực và cá cái theo tỉ lệ 1:

1 vào cuối chu kì sáng và tháo vách ngăn để cá phối với nhau.

47

Sau 30 phút cho phối, toàn bộ phôi được thu sang cốc thủy tinh 1000 ml và

tiến hành loại bỏ các phôi không được thụ tinh. Các phôi tốt được thu nhận vào các

đĩa petri thủy tinh sạch có đường kính 35 mm để nuôi phôi.

2.5.2.2. Bố trí thí nghiệm bổ sung DDT

Quy trình thí nghiệm của luận án được xây dựng theo hướng dẫn thử nghiệm

độc tính hóa chất trên phôi cá của Tổ chức hợp tác và phát triển kinh tế (OECD 236

công bố ngày 26/7/2013). Nồng độ gốc của DDT là 1235ppm (p = 97,8%) được pha

loãng trong dung môi hữu cơ DMSO (dimethyl sulfoxide) 0,1%.

Chọn những phôi khỏe mạnh (những phôi có cấu trúc trong suốt, màng phôi

còn nguyên vẹn, khối noãn hoàng đặc đều) chuyển vào giếng thí nghiệm theo các

nồng độ tương ứng của DDT là: 0,04; 0,08; 0,12; 0,16; 0,2; 0,24; 0,28 µg/L và đối

chứng (0 µg/L). Mỗi thí nghiệm lặp lại ba lần, mỗi giếng có 10 phôi/nồng độ.

2.5.2.3. Phương pháp thực nghiệm sinh học

Thử nghiệm sinh học trên phôi, ấu trùng cá medaka được tiến hành đánh giá

LC50 nhằm phát hiện ngưỡng nồng độ DDT gây tử vong 50% phôi cá; quan sát những

thay đổi hình thái phôi, cá medaka sau khi phơi nhiễm nhằm xác định mức độ ảnh

hưởng của hóa chất và phân tích biểu hiện gen của phôi cá thử nghiệm. Nghiên cứu

này được thực hiện tại phòng Thủy sản Trung tâm sinh học TP HCM. Quy trình thí

nghiệm được thể hiện theo sơ đồ dưới đây (Hình 2.7):

Hình 2. 7. Quy trình thực hiện đánh giá độc tính của DDT với cá medaka

48

2.6. Các phương pháp đánh giá độc tính

2.6.1. Xác định LC50, EC50 và tỷ lệ sống chết

Tỷ lệ phôi, ấu trùng hàu và cá tử vong thực tế của các nồng độ thử nghiệm sau

24, 48, 72 và 96 giờ thí nghiệm được tính theo công thức Abbott và WHO như sau:

Tỷ lệ tử vong thực tế = (tỷ lệ sống mẫu đối chứng−tỷ lệ sống mẫu thử nghiệm

tỷ lệ sống mẫu đối chứng)×100

Hồi quy Probit, còn được gọi là mô hình probit, được sử dụng để mô hình các

biến kết quả nhị phân. Trong mô hình probit, phân bố chuẩn bình thường của xác suất

được mô hình hóa như một sự kết hợp tuyến tính của các yếu tố dự báo. Phương pháp

hồi quy được sử dụng để xác định các thông số EC50, LC50, NOEC, LOEC. EC50 và

LC50 được tính theo phương pháp Probit thông qua phương trình hồi quy Y = y0 + ax

bằng phần mềm Sigmaplot, Excel hoặc các phần mềm SPSS, SAS và được thực hiện

theo quy trình của Yu và cộng sự [88] và Bảng hồi quy Probit (Bảng 2.5).

Bảng 2. 5. Bảng quy đổi hệ số Probit

% 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9

0 2,67 2,95 3,12 3,25 3,36 3,45 3,52 3,59 3,66

10 3,72 3,77 3,82 3,87 3,92 3,96 4,01 4,05 4,08 4,12

20 4,16 4,19 4,23 4,26 4,29 4,33 4,36 4,39 4,42 4,45

30 4,48 4,50 4,53 4,56 4,59 4,61 4,64 4,67 4,69 4,72

40 4,75 4,77 4,80 4,82 4,85 4,87 4,90 4,92 4,95 4,97

50 5 5,03 5,05 5,08 5,10 5,13 5,15 5,18 5,20 5,23

60 5,25 5,28 5,31 5,33 5,36 5,39 5,41 5,44 5,47 5,50

70 5,52 5,55 5,58 5,61 5,64 5,67 5,71 5,74 5,77 5,81

80 5,84 5,88 5,92 5,95 5,99 6,04 6,08 6,13 6,18 6,23

90 6,28 6,34 6,41 6,48 6,55 6,64 6,75 6,88 7,05 7,33

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9

99 7,33 7,37 7,41 7,46 7,51 7,58 7,65 7,75 7,88 8,09

2.6.2. Phương pháp phân tích qRT-PCR để đánh giá ảnh hưởng của hóa chất

BVTV đến cá medaka ở mức độ sinh học phân tử

RT-PCR là kỹ thuật thực hiện phản ứng chuỗi polymerase định lượng (RT-

PCR) để khuếch đại trình tự nucleotide ngắn từ một lượng nhỏ của các mô và có thể

tạo ra hàng ngàn đến hàng triệu bản của một trình tự ADN đặc hiệu. Kỹ thuật RT-

PCR có thể xác định biểu hiện kiểu gen khác nhau của các động vật thủy sinh ở mức

độ gen thông thường nên ngày càng được sử dụng rộng rãi trong việc giám sát môi

trường ô nhiễm.

49

Kết quả ảnh hưởng của hóa chất BVTV DDT lên hệ gen của cá medaka trong

luận án này được kiểm tra bằng phương pháp phân tích RT-PCR (LightCycler® 96

System- Roche Life Science). Mẫu sau khi phơi nhiễm với DDT lần lượt được thực

hiện: phân tách RNA, tổng hợp cDNA, và phân tích RT-PCR. Qui trình cụ thể được

thực hiện như Hình 2.8 dưới đây:

Hình 2. 8. Quy trình tóm tắt chuẩn bị mẫu và phân tích Real-time PCR

Trình tự mã hóa của 4 gen lựa chọn được lấy từ cơ sở dữ liệu GenBank

(PubMed-NCBI) và HGNC (Ensembl, EMBL–EBI). Trình tự của mỗi cặp mồi mã

hóa được trình bày theo công bố của Barjhoux và cộng sự [89]. Đối với mỗi gen, các

cặp mồi cụ thể được xác định bằng phần mềm LightCycler probe design software

50

(v1.0, Roche, Meylan,France) và được đề cập trong Bảng 2.6. Phân tích biểu hiện

gen được thực hiện trên các mẫu phôi và cá medaka trưởng thành theo quy trình thời

gian và nhiệt độ (Bảng 2.7).

Bảng 2. 6. Các cặp mồi phân tích Real-time PCR

Cặp

mồi

Mã số cập (EMBL

hoặc GenBank) Trình tự (5’ – 3’) Chức năng

β-actin S74868 GTGACCCACACAGTGCCa

GCGACGTAGCACAGCTTCb Gen đối chứng

p53 AF212997 TCTGGCACTGCAAAGTCTGTa

CCTCGTTTTGGTGGTGGGb

Điều hòa chu kỳ

tế bào

rarα1 EF546452 GCATCATCAAGACGGTGGAGa

GGCGAAAGCGAAAACCAGGb

Điều hòa sự tăng

trưởng và biệt

hóa của tế bào

wnt AJ243208 CCGCTTTGACGGAGCATa

TTGAACCCACGCCCACAGCb

Tăng sinh tế bào

và sinh sản

a: mồi xuôi

b: mồi ngược

Bảng 2. 7. Cài đặt quy trình phân tích phản ứng Real-time PCR

Thứ tự Số chu kỳ lập lại Nhiệt độ (oC) Thời gian (phút)

Bước 1 1X 95 5

Bước 2 40X

94 0,5

50 0,5

72 0,5

Bước 3 1X 72 5

Bước 4 81X 65 – 95 0,5

Để có kết quả chính xác về độc tính của DDT đối với cá medaka, phân tích

RT-PCR xác định những thay đổi về mức độ sinh học phân tử của gen cá trước và

sau khi phơi nhiễm với DDT đã được khảo sát. Phôi và cá medeka trưởng thành được

phơi nhiễm với hóa chất BVTV DDT ở nồng độ 1500 và 1700 g/L trong vòng 24

51

giờ mà không cho ăn. Sau khi phơi nhiễm, phôi cá và cá trưởng thành sẽ được giữ

trong -80oC cho đến khi phân tích RT-PCR.

2.6.3. Các phương pháp quan sát hình thái, cấu tạo tế bào

2.6.3.1. Phương pháp kính hiển vi điện tử quét SEM (Scanning Electron

Microscope):

Phương pháp này được sử dụng để xác định hình thái bề mặt và kích thước các

bào quan sinh vật thí nghiệm. Kính hiển vi điện tử quét SEM quét bề mặt mẫu bằng

một chùm tia điện tử hội tụ cao trong chân không, thu thập thông tin (tín hiệu) từ mẫu

phát ra, tái tạo thành một hình ảnh lớn hơn cấu trúc bề mặt của mẫu thông qua việc

ghi nhận và phân tích các bức xạ phát ra từ tương tác của chùm điện tử với bề mặt

mẫu [90].

Trong luận án này, mẫu mô sinh vật hàu và cá được ly tâm (5000v/p) trong 10

phút để thu sinh khối tế tào. Tiếp theo, mẫu tế bào được xử lý trong dung dịch 2,5%

glutaraldehyte/cacodylate 0,1M, pH = 7,2-7,4. Mẫu tiếp tục được rửa bằng dung dịch

cacodylate 0,1M và cố định lại bằng dung dịch OsO4 1% trong cacodylate 0,1M. Sau

khi để khô, mẫu được đưa lên đế, phủ màng dẫn điện Pt-Pd. Mẫu tế bào được quan

sát dưới kính SEM HITACHI S4800 tại Phòng kính hiển vi điện tử, Viện vệ sinh

Dịch Tễ trung ương.

2.6.3.2. Phương pháp kính hiển vi điện tử truyền qua TEM (Transmission Electron

Microscopy)

Phương pháp này có độ phân giải cao dùng để nghiên cứu hình thái, cấu trúc

của các bào quan sau khi sinh vật phơi nhiễm với hóa chất BVTV. Kính hoạt động

trên nguyên lý nguồn phát xạ trên đỉnh sẽ phát ra chùm tia điện tử, sau khi đi qua tụ

kính chùm điện tử sẽ tác động lên mẫu mỏng. Tùy thuộc vào từng loại mẫu và vị trí

chụp mà chùm điện tử bị tán xạ nhiều hay ít. Mật độ điện tử truyền qua ngay dưới

mặt mẫu phản ánh tình trạng của mẫu, hình ảnh này sẽ được phóng đại qua một loạt

các thấu kính trung gian và thể hiện trên màn huỳnh quang [90].

Tương tự, mẫu mô sinh vật hàu và cá được ly tâm (5000v/p) trong 10 phút để

thu sinh khối tế tào. Mẫu các tế bào sau đó được xử lý trong dung dịch 2,5%

glutaraldehyte/cacodylate 0,1M, pH = 7,2 – 7,4. Mẫu tiếp tục được rửa bằng dung

dịch cacodylate 0,1M và cố định lại bằng dung dịch OsO4 1% trong cacodylate 0,1M.

Sau đó mẫu sẽ được xử lý bằng cách kết tinh trong epoxyresin; cắt lát siêu mỏng ở

52

mức 50 - 100nm và nhuộm bằng Uranyl Acetate rồi quan sát lát cắt bằng kính hiển

vi điện tử truyền qua (TEM) ở các độ phóng đại có hệ số phóng đại M = 50 - 600.000,

độ phân giải δ = 3 Å, điện áp gia tốc U = 40 – 100kV để quan sát sự khác biệt vi cấu

trúc giữa tế bào đối chứng (không phơi nhiễm với DDT) và mẫu thực nghiệm (có

phơi nhiễm với DDT). Trong luận án này, mẫu tế bào được quan sát dưới kính (TEM)

JEOL 1010 (JEOL - Nhật Bản) tại Phòng kính hiển vi điện tử, Viện vệ sinh Dịch Tễ

trung ương.

2.7. Xử lý thống kê số liệu

Các biến không gian và giải thích các tham số quan trọng chịu trách nhiệm cho

các biến này, thông qua các kỹ thuật thống kê đa biến đã được sử dụng rộng rãi bao

gồm phân tích thành phần chính PCA và phân tích cụm CA. Phân tích PCA/FA được

áp dụng cho từng mùa và từng nhóm để khảo sát nguồn ô nhiễm OCPs. Ngoài ra,

PCA/FA được áp dụng cho toàn bộ dữ liệu để chia 12 vị trí phân biệt theo mùa hay

theo sự biến đổi không gian. Quy trình cụ thể của những kỹ thuật này sử dụng trong

nghiên cứu hiện tại được mô tả bởi Eqani [91]. CA là một cách tiếp cận phổ biến

được sử dụng trong phân tích môi trường, trong đó phân cụm được hình thành tuần

tự, bằng cách bắt đầu với cặp đối tượng tương đồng nhất và hình thành các nhóm lớn

hơn theo từng bước. Trong nghiên cứu hiện tại, CA đã được thực hiện trên bộ dữ liệu

chuẩn hóa của dư lượng OCPs ở nước mặt, trầm tích và sinh vật vùng cửa sông Sài

Gòn – Đồng Nai bằng phương pháp Ward, sử dụng khoảng cách Euclidian làm thước

đo độ tương đồng. Các khoảng cách Euclidian thường cho sự tương đồng giữa hai

mẫu và sự khác biệt của các giá trị phân tích giữa hai mẫu có thể được biểu diễn dưới

dạng “khoảng cách”. Phương pháp Ward là một quy tắc liên kết sử dụng phương pháp

phân tích phương sai để đánh giá khoảng cách giữa các cụm với giá trị tối thiểu của

tổng bình phương ở bất kỳ hai cụm có thể được hình thành ở mỗi bước. CA đã được

áp dụng trên dữ liệu dư lượng OCPs cho các vị trí nhóm có mô hình dư lượng tương

tự dưới dạng Dendrogram.

Phân tích ANOVA một chiều được bố trí hoàn toàn ngẫu nhiên và thực hiện

để so sánh giá trị trung bình của 02 mùa hoặc 02 nhóm. Mô hình tổng thể của ANOVA

là 𝛾𝑖𝑗 = 𝜇 + 𝛼𝑗 +∈𝑖𝑗, trong đó 𝛾𝑖𝑘 là biến đáp ứng; 𝜇 là trung bình tổng; 𝛼𝑗 là tác

động cố định của mùa hay nhóm thứ jth; và ∈𝑖𝑗 là sai số ngẫu nhiên với trung bình 0

và sự phân bố chuẩn [92]. Nếu ANOVA thể hiện ý nghĩa P ≤ 0,05 cho bất kỳ OCPs

53

nào, thử nghiệm Student sẽ được áp dụng để phân chia theo mùa hoặc theo nhóm.

Mối liên hệ giữa nồng độ OCPs giữa nước và trầm tích được phân tích bằng cách sử

dụng mô hình hồi quy tuyến tính đơn giản: 𝛾𝑖 = 𝛽1 + 𝛽2𝑥𝑖+ ∈, trong đó 𝛾𝑖 là nồng

độ OCPs trong nước; 𝑥𝑖 là nồng độ OCPs trong trầm tích; 𝛽1 là hệ số chặn, 𝛽2 là hệ

số góc, và ∈ là sai số ngẫu nhiên. Tất cả dữ liệu như tần số (%) của các hợp chất xuất

hiện trong mẫu nước, trầm tích và sinh vật, trung bình, phạm vi của dư lượng OCPs;

độ lệch chuẩn, phương sai được phân tích thống kê bằng chương trình JMP 13 (SAS

Institute Inc, North Carolina, USA). Tất cả các hình ảnh được vẽ bằng chương trình

Sigmaplot 14 (Systat Software Inc.)

Tổng kết chương 2: Nội dung chương 2 được thống kê và sơ đồ hóa các bước

thực hiện trong luận án và được thể hiện trong Hình 2.9 dưới dây.

54

Hình 2. 9. Sơ đồ nghiên cứu chung của luận án

CỬA SÔNG SÀI GÒN – ĐỒNG NAI

Nước (n=48)

Trầm tích (n=48)

Sinh vật (n=58)

Chiết tách pH, EC, TDS, độ

đục, nhiệt độ Chiết tách pH, TOC, thành

phần cơ giới

DDT, HCH, aldrin,

heptachlor, dieldrin, endrin

GC/ECD

DDT, HCH, aldrin,

heptachlor, dieldrin, endrin

GC/ECD

Chiết tách Hàm lượng lipit, tuổi,

khối lượng, kích thước

Đánh giá nồng độ trong môi trường theo: ▪ Mùa khô, mùa mưa

▪ Nhóm 1, 2

Phôi, ấu trùng hàu Thái Bình Dương Phôi, ấu trùng cá medaka

DDT

DDT

Kính hiển vi

Tỷ lệ sống/chết LC50

, EC50

RT-PCR

DDT, HCH, endosulfan, heptachlor,

aldrin, dieldrin, endrin

Đánh giá nồng độ trong sinh vật theo: ▪ Loài

▪ Không gian (vị trí)

Hình thái phôi

SEM/TEM

Xác định trên phôi, ấu trùng và gan cá: ▪ Hình thái bề mặt

▪ Kích thước bào quan

Xác định biểu hiện gen

của phôi, ấu trùng

GC/ECD

Ghi chú: Đánh giá OCPs trong nước, trầm tích

Đánh giá OCPs trong cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ Đánh giá độc tính DDTs lên phôi, ấu trùng hàu Thái

Bình Dương, cá medaka

55

CHƯƠNG 3: KẾT QUẢ – THẢO LUẬN

Dư lượng của OCPs ở các tần số và mức độ khác nhau được phát hiện trong các

mẫu nước, trầm tích và sinh vật thu thập từ các vị trí ở cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai.

Lượng hóa chất BVTV OCPs chính được phát hiện trong tất cả các mẫu thu thập là

nhóm HCHs và DDTs. Ngoài ra còn có phân nhóm cyclodien như heptachlor,

endosulfan, aldrin, dieldrin và endrin cũng được phát hiện từ các mẫu nước, trầm tích

và sinh vật ở khu vực này. Mục tiêu của chương đánh giá hàm lượng các phân nhóm

HCHs, DDTs và cyclodien được phát hiện ở các vị trí khác nhau trong nước, trầm tích,

thủy sinh vật tại cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai. Kết quả báo cáo theo sự biến đổi theo

thời gian, không gian, cùng với nguồn gốc ô nhiễm tiềm ẩn của các OCPs trong khu

vực nghiên cứu. Đồng thời thử nghiệm độc tính của hóa chất DDTs lên phôi, ấu trùng

hàu Thái Bình Dương và cá medaka.

3.1. Phân nhóm các địa điểm lấy mẫu

Các vị trí lấy mẫu được phân thành các nhóm dựa trên sự tương đồng về nồng

độ sáu hóa chất BVTV OCPs trong nước và trầm tích bằng phương pháp CA (Chi tiết

xem Phụ lục 1). Mười hai vị trí lấy mẫu được nhóm thành hai cụm (Hình 3.1).

Hình 3. 1. Biểu đồ phân tích cụm trên không gian các vị trí lấy mẫu

Nhóm 1 bao gồm ba vị trí lấy mẫu ST03, ST04, và ST08 nằm ở đầu hai nhánh

sông. Nhóm 2 gồm chín vị trí còn lại nằm ở nhánh sông chính gồm bốn vị trí và hạ lưu

56

của hai nhánh phụ. Vị trí ST03 và ST04 nằm gần các khu nông nghiệp và dân cư; vị

trí ST08 gần các khu nông nghiệp và công nghiệp. Vị trí ST06 nằm gần khu vực dân

cư; vị trí ST05 nằm trong khu vực dân cư và công nghiệp; vị trí ST07 và ST12 nằm

phía trên vùng dân cư; vị trí ST09, ST10, và ST11 nằm trên vùng dân cư và công

nghiệp; ở vị trí ST5 nằm trên vùng dân cư. Ngoài ra, các vị trí ST1, ST5, ST6 và ST7

có thể bị ảnh hưởng bởi các nhánh sông chính ở phía thượng lưu của hệ thống sông Sài

Gòn – Đồng Nai. Vị trí ST2, ST9, ST10, ST11 và ST12 có thể bị ảnh hưởng bởi dòng

chảy phía thượng lưu của hai nhánh sông.

3.2. Hiện trạng OCPs trong nước và trầm tích

3.2.1. Các thông số hóa lý trong nước mặt và trầm tích

3.2.1.1. Trong nước mặt

Hệ thống cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai tiếp nhận nước thải sinh hoạt và công

nghiệp, một phần chất rắn đô thị, công nghiệp và chất thải nguy hại, nước từ sản xuất

nông nghiệp với hàm lượng phân bón và thuốc trừ sâu đe dọa nghiêm trọng về khả

năng ô nhiễm, ngoài ra cửa sông còn chịu ảnh hưởng thủy triều biển Đông. Dữ liệu các

thông số chất lượng nước đã được ghi nhận trong Bảng 3.1 (Chi tiết xem phụ lục 2).

Bảng 3. 1. Chỉ tiêu lý – hóa nước tại thủy vực nghiên cứu

pH EC (µS/cm) TDS (mg/L) Độ đục (NTU) Nhiệt độ (to)

Min-max TB Min-max TB Min-max TB Min-max TB Min-max TB

Mùa khô 5,6–8,9 7,3 3–57700 9864,4 1,63–32000 3222,4 10–195 54,4 27–35,1 30,4

Mùa mưa 6,7–7,9 7,3 2–52900 11625,1 1,49–30900 7367,8 3–218 61,3 28,1–33,3 30,2

Nhóm 1 6,67–7,77 7,3 320,57–

33878,17 11755,7 26,92–19243,35 6159,9 17–120,67 54,7 28,9–32,4 30,2

Nhóm 2 7–7,65 7,3 2336,01–

14730,51 5763,7

725,53–

1833,63 1144

37,83–

107,17 73,8 28,5–33,3 30,6

Đối với các mẫu thu được từ nước mặt ở cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai và các

nhánh phụ: pH khoảng từ 5,6 – 8,9 (trung bình 7,3) và độ dẫn điện có giá trị khoảng từ

2 – 57700 µS/cm trong cả hai thời điểm lấy mẫu mùa khô và mùa mưa (trung bình

10757 µS/cm). TDS là 1,49 – 32000 ppm (trung bình 5323,9 ppm), độ đục khoảng từ

3 – 218 NTU (trung bình 57,9 NTU). Nước tương đối đục hơn ở cả các địa điểm lấy

mẫu vào mùa mưa do xói mòn và tốc độ dòng chảy cao so với mùa khô. Tất cả các

thông số chất lượng nước (ngoại trừ độ đục) khi so sánh với quy chuẩn quốc gia 08–

57

MT: 2015/BTNMT cột A1 (Phụ lục 3) về chất lượng nước mặt chỉ ra rằng giá trị đo

các thông số chất lượng nước được quan trắc nằm trong phạm vi giới hạn cho phép.

3.2.1.2. Trong trầm tích

Sự thay đổi các tính chất hóa – lý trong trầm tích bị ảnh hưởng chủ yếu bởi các

yếu tố cấu trúc, ví dụ: loại trầm tích, kết cấu, vật liệu gốc và các yếu tố địa hình. Tính

chất hóa lý của trầm tích được thể hiện trong Bảng 3.2 (Chi tiết xem phụ lục 4).

Bảng 3. 2. Chỉ tiêu lý – hóa trong trầm tích tại thủy vực nghiên cứu

pH TOC (%) Thành phần cơ giới (%)

Cát thô Cát mịn Thịt Sét

Min-max TB Min-max TB Min-max TB Min-max TB Min-max TB Min-max TB

Mùa khô 5,6–7,8 6,7 2,23–4,27 3,8 0,12–10,68 2,2 7,54–52,3 21,8 36,7–78,03 65,9 6,92–15,97 10,2

Mùa mưa 5,68–7,4 7,5 2,04–4,9 3,6 KPH–7,58 1,7 6,74–42,5 21,3 45,03–77,06 66,5 1,47–17,36 10,5

Nhóm 1 5,8–7,8 6,8 2,04–4,9 3,6 KPH–10,68 2,0 6,74–52,3 21,6 36,71–78,03 66,0 1,47–17,36 10,2

Nhóm 2 5,6–6,89 6,3 2,9–5,23 3,9 0,11–5,18 1,4 9–39,19 21,0 50,2–74,32 66,8 6,95–16,48 10,7

Các thông số hóa lý trong trầm tích như pH, TOC và thành phần cơ giới đóng

vai trò quan trọng trong sự phân bố của chất gây ô nhiễm. Các mẫu trầm tích có pH

thay đổi từ 6,4 – 8,5 có tính axit yếu đến kiềm vừa phải vào thời điểm lấy mẫu mùa

khô; trong khi vào mùa mưa hầu hết đều có độ kiềm vừa phải trong khoảng 6,6 – 8,9.

Cát mịn, cát thịt và sét là các lớp kết cấu chủ đạo. TOC đạt giá trị lớn nhất từ 2,4 –

5,2% ở nhóm 2, trong khi các thành phần cơ giới là cát thô và cát mịn chiếm tỷ lệ thấp

nhất trong nhóm này lần lượt là 0,1 – 5,2% và 9,0 – 39,2%. Trong các thành phần cơ

giới của trầm tích, cát thịt chiếm tỷ lệ cao nhất từ 36,7 – 79,6%. Vào thời điểm mùa

khô, giá trị của tất cả các thông số này cao chủ yếu liên quan đến lưu lượng nước thấp,

dẫn đến tốc độ lắng đọng trầm tích cao. Trầm tích được thu thập từ các nhánh sông có

thông số hóa lý ở mức độ cao hơn so với các mẫu được thu thập từ dòng chính của cửa

sông Sài Gòn – Đồng Nai.

3.2.2. Nồng độ OCPs trong nước

3.2.2.1. Biến thiên theo mùa

Sự biến đổi nồng độ hóa chất BVTV (OCPs) theo mùa trong nước phụ thuộc

phần lớn vào lượng mưa làm di chuyển các chất ô nhiễm từ thượng nguồn hoặc những

khu vực xung quanh, làm chúng lắng đọng trong các khu vực hạ lưu của các con sông,

58

kết quả là nồng độ OCPs hạ lưu của sông ở thời điểm lấy mẫu vào mùa mưa cao hơn

mùa khô.

Trong môi trường nước, nồng độ của các chất OCPs được sắp xếp theo thứ tự

từ lớn đến nhỏ như sau (trung bình trong cả hai thời điểm lấy mẫu mùa khô và mưa):

nhóm DDTs > nhóm HCHs > aldrin > heptachlor > endrin > dieldrin (Bảng 3.3) (Chi

tiết xem phụ lục 5).

Bảng 3. 3. Nồng độ của OCP (µg/L) trong nước ở hai mùa

OCPs Mùa khô Mùa mưa QCVN 08-

MT:2015/BTNMT Min-max TB Min-max TB

Nhóm DDTs 0,022–0,3 0,137 0,021–1,42 0,301

Phụ lục 3

Nhóm HCHs 0,022–0,37 0,107 0,068–0,74 0,292

Aldrin KPH–0,065 0,008 0,02–0,133 0,068

Heptachlor 0,002–0,031 0,009 0,004–0,25 0,040

Dieldrin KPH–0,09 0,007 KPH–0,172 0,024

Endrin 0,007–0,036 0,019 0,004–0,12 0,027

Nồng độ OCPs trong nước sông Sài Gòn – Đồng Nai năm 2017 – 2018 vào thời

điểm lấy mẫu mùa mưa cao hơn mùa khô. DDTs được phát hiện thường xuyên trong

các mẫu nước thu thập trong cả hai thời điểm lấy mẫu, nồng độ trung bình vào thời

điểm mùa khô là 0,137 µg/L, thay đổi trong khoảng từ 0,02–0,37 µg/L và nhóm HCHs,

aldrin, heptachlor, dieldrin, và endrin lần lượt là 0,107; 0,008; 0,009; 0,007 và 0,019

µg/L. Nồng độ trung bình của nhóm DDTs, nhóm HCHs, aldrin, và heptachlor trong

thời điểm mùa mưa cao hơn rõ rệt so với mùa khô (Bảng 3.3). Nồng độ của các hóa

chất BVTV OCPs trong thời điểm mùa mưa lần lượt là 0,301; 0,292; 0,067; 0,040;

0,024 và 0,027 µg/L. DDTs trong nước mặt cao hơn khoảng 7 lần so với endrin vào

thời điểm mùa khô trong khi vào mùa mưa cao hơn đến 11 lần. Nồng độ của nhóm

DDTs, nhóm HCHs, dieldrin, và endrin thấp hơn giới hạn quy định lần lượt là 1; 2;

0,03, và 0,6 µg/L đối với nước ăn uống theo WHO năm 2018 [93]. Trong khi đó, nồng

độ của aldrin vào thời điểm mùa khô thấp hơn nhưng vào mùa mưa lại cao hơn giới

hạn cho phép là 0,03 µg/L. Nồng độ của tổng HCHs, aldrin, heptachlor, và dieldrin

trong luận án thấp hơn giá trị trong nghiên cứu cửa sông Karun ở Iran [94]. Các nghiên

59

cứu đã chỉ ra rằng nồng độ cao của các chất ô nhiễm hữu cơ thường được phát hiện

trong mùa mưa do dòng chảy bề mặt cao gây ra bởi lượng mưa lớn [95, 96].

Sáu chất chuyển hóa và đồng phân của tổng DDTs, bao gồm p,p’–DDT, o,p’–

DDT, o,p’–DDE, p,p’–DDE, o,p’–DDD, và p,p’–DDD được xác định hàm lượng và

thành phần theo phần trăm của p,p’–DDT, o,p’–DDT, DDD, và DDE được liệt kê trong

Bảng 3.4.

Bảng 3. 4. Thành phần của DDT (%) trong nước theo mùa

Chất chuyển hóa và các

đồng phân của DDTs

Mùa khô Mùa mưa

Min-max TB Min-max TB

p,p’–DDT 9,4–47,9 27,6 5–79,4 27,6

o,p’–DDT 3,0–21,3 11,7 KPH–55,3 16,8

DDD 12,2–51,7 29,8 4,67–77,1 42,1

DDE 15–55,4 30,9 KPH–46,8 13,5

o,p’–DDT/p,p’–DDT 0,4 0,6

p,p΄–DDE/p,p΄–DDD 1,0 0,3

p,p΄– (DDT/DDD + DDE) 0,5 0,5

Nhìn chung, thành phần lớn nhất của tổng DDTs trong nước là DDD có tỷ lệ trong

thời điểm mùa mưa là 42,1% cao hơn đáng kể so với trong mùa khô 29,8%. Ngược lại,

thành phần DDE trong nước vào thời điểm mùa khô 30,9% lại cao hơn rõ rệt so với trong

mùa mưa 13,5%. Hai nhóm có thành phần DDTs và DDE trong nước có giá trị tương tự

nhau.

DDTs kỹ thuật bao gồm p,p’–DDT chiếm 85% và o,p’–DDT 15%. Bên cạnh

DDTs, các đồng phân dicofol cũng đóng góp như tạp chất vào môi trường. Dicofol

chứa o,p’–DDT cao hơn so với p,p’–DDT và tỷ lệ o,p’–DDT/p,p’–DDT có thể cao tới

7,0 trong các công thức dicofol thương mại [97]. Trong DDTs kỹ thuật, tỷ lệ o,p’–

DDT/p,p’–DDT là ~ 0,2. Tỷ lệ giữa các đồng phân DDT có thể được sử dụng để dự

đoán nguồn dư lượng DDTs có trong môi trường [97]. Trong luận án, tỷ lệ o,p’–

DDT/p,p’–DDT đã được tính toán với phạm vi > 0,2 (Bảng 3.4). Do đó, ngoài DDTs

kỹ thuật, sự đóng góp của dư lượng DDTs từ một số nguồn khác như dicofol là khá rõ

ràng.

60

Tổng HCH và các đồng phân khác của HCH được xác định ở cửa sông Sài Gòn

– Đồng Nai thể hiện trong Bảng 3.5.

Bảng 3. 5. Thành phần của HCHs (%) trong nước theo mùa

Các chất chuyển

hóa của HCH

Mùa khô Mùa mưa


α–HCH 3,2–75,5 26,7 5,9–38,5 22,7

β–HCH KPH–81,1 33,5 7,6–84,5 29,6

δ–HCH 11,7–66,7 34,7 7,9–81,1 36,9

γ–HCH (Lindan) KPH–25,0 5,2 1,4–33,2 10,8

α–HCH/γ–HCH 5,2 2,1

β–HCH/γ–HCH 6,5 2,7

Trong nước, thành phần δ–HCH chiếm tỷ lệ lớn nhất là 34,7% vào thời điểm

mùa khô, tiếp theo là β–HCH 33,5%, α–HCH 26,7% và lindan là thành phần có tỷ lệ

thấp nhất 5,2%, qua kết quả phân tích cho thấy các thành phần không có sự khác biệt

đáng kể. Tương tự, vào thời điểm mùa mưa thành phần δ–HCH cũng chiếm tỷ lệ lớn

nhất 36,9% và thấp nhất là lindan 10,8%.

Các OCPs có thể xâm nhập vào môi trường nước ở các khu vực trên thế giới

thông qua nhiều con đường khác nhau. Các nguồn chính hóa chất OCPs vào nước bao

gồm quá trình lắng đọng khí quyển, thuốc trừ sâu sử dụng cho cây trồng và kiểm soát

sốt rét, tưới tiêu, rửa trôi, xử lý không đúng cách các thùng chứa thuốc trừ sâu, dòng

chảy nông nghiệp và nước rửa thiết bị,…Các loại hóa chất BVTV được phát hiện ở các

nước trên thế giới và khu vực là những hóa chất xác định theo Công ước Stockholm

được thể hiện trong Bảng 3.6.

Bảng 3. 6. Nồng độ các OCPs (µg/L) trong mẫu nước mặt được thu thập từ nghiên cứu

ở các khu vực khác nhau trên thế giới

Địa điểm Thời gian HCHs DDTs ∑OCPs

TLTK Min-Max TB Min-Max TB Min-Max TB

Nước sông ở Baiertang, Trung Quốc

2001 0,49-59,1 0,03-2,7 23,4-61 [98]

Sông Quintang 2005 0,79-202 37 0,80-97 10,57 9,6-269 77 [99]

Sông Gomti, Ấn Độ 2004-2005 2,1-567 113 [100]

Hồ Bosomtwi, Ghana 2004-2006 75-161 71 23-176 73 [101]

Sông Yangtze, Trung Quốc

2005 0,55-28 KPH-16,7 1-46,4 10,55 [102]

61

Sông Gomti, Ấn Độ 2002-2004 0,02-4846 0,2-4578 [103]

Krivoklatsko, Cộng hòa Séc

2006 0,12-0,17 0,013-0,12 0,15-0,34 [104]

Cửa sông Sài Gòn-

Đồng Nai, Việt Nam 2017-2018 0,022-0,746 0,199 0,021-1,42 0,219 0,094-1,803 0,52

Nghiên

cứu hiện

tại

Sáu loại thuốc trừ sâu hàng đầu và dư lượng của chúng đã được phát hiện từ

năm 2004 đến nay, hầu hết sáu chất này đều được báo cáo trong năm 2004 và những

năm gần đây. Nồng độ trung bình tương tự cho thấy việc sử dụng các loại hóa chất

BVTV trong thời gian dài. Một lần nữa, những kết quả này cho thấy việc lạm dụng quá

mức thuốc trừ sâu trong sản xuất, trồng trọt và chăn nuôi.

Nồng độ các OCPs thu thập từ nước ở cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai tương đối

thấp hơn so với các nước trên thế giới và khu vực (Bảng 3.6). Tuy nhiên, ô nhiễm hóa

chất OCPs đã trở thành một vấn đề quan tâm hàng đầu ở nhiều nơi trên thế giới và đã

khiến các nhà nghiên cứu điều tra sự xuất hiện, phân phối nồng độ của chúng trong

một số hệ sinh thái do chúng có tiềm năng gây rối loạn nội tiết ở nồng độ rất thấp.

3.2.2.2. Thay đổi theo không gian (theo các nhóm)

Phân tích nhóm đã được sử dụng để phản ánh sự khác nhau về nồng độ OCPs

trong nước và trầm tích được xác định thành hai nhóm (Hình 3.1). Nồng độ DDTs,

HCHs, aldrin, heptachlor và dieldrin trong nước ở nhóm 1 cao hơn đáng kể so với

nhóm 2 (Bảng 3.7) cho thấy ảnh hưởng từ các hoạt động nông nghiệp.

Bảng 3. 7. Nồng độ của OCPs (µg/L) trong nước ở hai nhóm

OCPs Nhóm 1 Nhóm 2 QCVN 08-

MT:2015/BTNMT Min-max TB Min-max TB

Nhóm DDTs 0,13–1,42 0,46 0,02–0,54 0,139

Phụ lục 3

Nhóm HCHs 0,11–0,75 0,34 0,02–0,51 0,151

Aldrin 0,005–0,13 0,06 KPH–0,1 0,029

Heptachlor 0,006– 0,07 0,04 0,002–0,07 0,018

Dieldrin 0,006–0,17 0,04 KPH–0,07 0,008

Endrin 0,008–0,12 0,03 0,03–0,11 0,021

Nồng độ trung bình trong nước của DDTs 0,46 µg/L, HCHs 0,34 µg/L, aldrin

0,06 µ/L, heptachlor 0,04 µg/L, và dieldrin 0,04 µg/L của nhóm 1 cao hơn nhiều so

với nhóm 2 lần lượt là 0,139; 0,151; 0,029; 0,018; và 0,008 µg/L. So sánh với nhóm 1,

62

nhóm 2 có nồng độ của 5 OCPs trong nước thấp hơn, cho thấy rằng nhóm này tiếp

nhận thêm ít OCPs hơn. Những kết quả này cao là do 09 vị trí nghiên cứu của nhóm 2

nằm ở nhánh chính của hệ thống sông Sài Gòn – Đồng Nai và ở hạ hưu của 2 nhánh

phụ nên khả năng tiếp nhận nhiều chất ô nhiễm hơn. DDTs từ các vị trí ST1 và ST5,

ST6 và ST7 có thể tích tụ từ sự phân hủy các chất ô nhiễm ở thượng nguồn hệ thống

sông Sài Gòn – Đồng Nai thông qua lịch sử vận chuyển đường sông trong quá khứ

hoặc trong thời gian gần đây.

Theo phân loại kỹ thuật DDTs có khoảng 75% p,p’–DDT, 15% o,p’–DDT, 5%

p,p’–DDE, và < 5% là các chất khác [91]. Kết quả khảo sát trên các mẫu nước ở cửa

sông Sài Gòn – Đồng Nai có tỷ lệ DDD 37,8% cao nhất nhóm 1 trong tổng DDTs, thấp

nhất là o,p’–DDT 8,9%. Tương tự nhóm 1, tỷ lệ đồng phân cao nhất trong tổng DDT

ở nhóm 2 là DDD 35,3% và thấp nhất là o,p’–DDT 16% (Bảng 3.8).

Bảng 3. 8. Thành phần của tổng DDTs (%) trong nước theo nhóm



Nhóm 1 Nhóm 2


p,p’–DDT 8,3–47,8 34,5 5–79,4 25,3

o,p’–DDT 1–21,2 8,9 KPH–55,3 16,0

DDD 20,5–54 37,8 4,7–75,6 35,3

DDE 3,8–45,5 18,8 KPH–75,8 23,3


p,p΄–DDE/p,p΄–DDD 0,5 0,7

p,p΄– (DDT/DDD +DDE) 0,6 0,4

Thành phần của DDD trong nước mặt ở nhóm 1 và nhóm 2 thường cao hơn

DDE cho thấy tổng DDTs trong nước do phân huỷ kỵ khí trong môi trường, tỷ lệ giữa

các đồng phân DDTs cũng được thể hiện trong Bảng 3.8 vì vậy DDTs tồn dư do việc

sử dụng trong lịch sử.

Nhóm 1 có tỷ lệ β–HCH cao nhất 39,6% và thấp nhất là lindan 4,5% cho thấy

có sự chênh lệch khá cao giữa hai thành phần này. Ở nhóm 2, δ–HCH cao nhất 38,3%

và thấp nhất vẫn là lindan 8,9% (Bảng 3.9).

63

Bảng 3. 9. Thành phần của HCHs (%) trong nước theo nhóm


hóa của HCH

Nhóm 1 Nhóm 2


α–HCH 3,2–71,3 26,4 3,9–75 24,1

β–HCH 7,6–84,5 39,6 KPH–78,3 28,7

δ–HCH 7,9–58,9 20,4 11,7–81,1 38,3

γ–HCH (Lindan) 1,2–26,5 4,5 KPH–33,2 8,9



Các ứng dụng của HCHs thương mại thường được xây dựng dưới dạng: HCH

cấp kỹ thuật có chứa hỗn hợp các chất đồng phân khác nhau, chủ yếu là α–HCH từ 55

– 80%, β–HCH từ 5–14%, γ–HCH từ 8–15% và δ–HCH từ 7–16%; và lindan (gần như

nguyên chất γ–HCH) [105]. Trong số các đồng phân HCHs, γ–HCH có đặc tính diệt

côn trùng trong khi các đồng phân khác α– và β– HCH được sản xuất dưới dạng sản

phẩm phụ trong quá trình sản xuất thương mại của γ–HCH hoặc lindan.

Dựa trên thành phần đồng phân của hai công thức thương mại, tỷ lệ giữa các

đồng phân α– và γ– có thể được dùng để dự đoán khả năng sử dụng HCHs. Các tỷ lệ

α/γ–HCH ≥ 5 chỉ ra đầu vào HCHs từ việc sử dụng HCHs kỹ thuật và tỷ lệ thấp (<1)

cho thấy lindan có thể đang được sử dụng. Trong phạm vi luận án, tỷ lệ α–/γ–HCH

trung bình nhóm 2 ở các mẫu nước là 9,3, tỷ lệ này phù hợp với hai thành phần đồng

phân của các sản phẩm HCHs thương mại. Trong quá trình sử dụng HCH, phần lớn α–

HCH được tạo ra từ HCHs kỹ thuật. Hơn nữa, sự chuyển đổi của γ–HCH thành α–HCH

bằng ánh sáng mặt trời và thông qua sự phân hủy sinh học trong trầm tích có thể là một

nguồn đóng góp vào sự ô nhiễm. Do đó, lượng tồn dư của α–HCH trong môi trường

cho thấy việc sử dụng HCHs kỹ thuật cũng như khả năng sử dụng HCHs trong lịch sử.

Tuy nhiên, so sánh giữa các đồng phân α– HCH và các đồng phân γ– HCH cho thấy

sự hiện diện của đồng phân γ–HCH trong trầm tích cao hơn so với trong nước. Vì vậy

có thể kết luận rằng bên cạnh HCHs kỹ thuật, dư lượng γ–HCH cũng đến từ việc sử

dụng lindan. Từ đó có thể chỉ ra rằng nguồn dư lượng HCHs trong khu vực nghiên cứu

do sử dụng phối hợp của cả hai công thức thương mại HCHs. Hơn nữa, tỷ lệ α–HCH/γ–

64

HCH là 4,9 và β–HCH/γ–HCH là 7,4 cho thấy đồng phân γ–HCH cao do việc sử dụng

HCHs gần đây.

3.2.3. Nồng độ OCPs trong trầm tích

3.2.3.1. Biến thiên theo mùa

Trầm tích sông có thể hoạt động như nơi trữ tạm thời hoặc vĩnh viễn các chất ô

nhiễm hữu cơ vi sinh đến từ các nguồn cố định và di động [106]. Vì vậy, trầm tích là

một khía cạnh quan trọng xem xét tình trạng của các chất ô nhiễm trong hệ sinh thái

nước ngọt.

Dư lượng các OCPs được tìm thấy trong trầm tích năm 2017 – 2018 cũng giống

như những OCPs được phát hiện trong các mẫu nước, nồng độ vào thời điểm lấy mẫu

mùa mưa cao hơn đáng kể so với mùa khô được thể hiện ở Bảng 3.10 (Chi tiết xem

phụ lục 6).

Bảng 3. 10. Nồng độ của OCPs (µg/kg) trong trầm tích theo hai mùa

OCPs Mùa khô Mùa mưa QCVN

43:2017/BTNMT Min-max TB Min-max TB

DDTs 0,09–9,75 3,4 1,22–23,17 8,04

Phụ lục 7

HCHs 0,61–5,66 2,29 1–13,15 4,51

Aldrin KPH–1,68 0,40 KPH–8,96 1,52

Heptachlor KPH–3,44 1,01 0,22–24,9 3,58

Dieldrin KPH–2,2 0,54 KPH–1,42 0,32

Endrin KPH–2,51 0,97 0,19–4,97 1,40

Nồng độ tổng DDTs, tổng HCHs, aldrin, heptachlor, dieldrin, và endrin ở thời

điểm mùa mưa lần lượt là 8,04; 4,51; 1,52; 3,58; 0,32 và 1,40 µg/kg và ở thời điểm

mùa khô là 3,49; 2,29; 0,40; 1,01; 0,54 và 0,97 µg/kg (Bảng 3.10). Nồng độ của 6

OCPs trong trầm tích cao hơn nhiều so với trong môi trường nước là một dấu hiệu cho

thấy tính kỵ nước của chúng. Đồng thời cho thấy các khu vực nông nghiệp có nồng độ

OCPs cao hơn đáng kể so với khu vực dân cư và công nghiệp trong mùa mưa tương tự

báo cáo của Wang và cộng sự [107]. Bên cạnh sự biến thiên theo mùa mưa – khô, nồng

độ OCPs trong trầm tích sông Msunduzi trong thời kỳ mùa đông được tìm thấy cao

hơn so với mùa xuân, do nhiệt độ thấp trong mùa đông có thể ngăn cản sự bay hơi của

các chất ô nhiễm [27].

65

Trong trầm tích, mô hình tích tụ chung về nồng độ của các OCPs đã được phân

tích trong nghiên cứu theo thứ tự sau: tổng DDTs > HCHs > heptachlor > endrin >

aldrin > dieldrin (Bảng 3.10). Điều này chỉ ra rằng tổng DDTs và HCHs là những chất

gây ô nhiễm nhiều nhất trong khu vực nghiên cứu. Kết quả nghiên cứu cho thấy nồng

độ của DDTs trong trầm tích là 3,49 µg/kg ở mùa khô và 8,04 µ/kg ở mùa mưa có giá

trị nằm trong khoảng 0,31–274 µg/kg của trầm tích ở cửa sông và cửa biển lấy ở miền

bắc Việt Nam [108]. Barasa và cộng sự cũng đã phát hiện nồng độ aldrin, dieldrin, và

DDTs trong trầm tích thu được vào mùa mưa cao hơn so với mùa khô [109]. Điều này

giải thích rằng các chất bị cuốn trôi từ các khu vực nông nghiệp và công nghiệp nhiều

hơn vào mùa mưa đã vận chuyển các OCPs tới khu vực nghiên cứu và tạo nên sự khác

biệt.

Minh và cộng sự [4] nhận thấy rằng nồng độ tổng DDTs thay đổi từ 0,4 – 5,4

µg/kg; trung bình 1,2 µg/kg và HCHs là dưới 0,005 µg/kg ở khu vực cửa sông Sài Gòn

– Đồng Nai, phản ánh nồng độ DDTs và HCHs trong trầm tích giảm dần theo thời gian.

Tuy nhiên, nghiên cứu này cho thấy rằng nồng độ của DDTs và HCHs cao hơn so với

giá trị đã phân tích của Minh và cộng sự nhưng không chênh lệch nhiều [4]. Ngoài ra,

một nghiên cứu ở vịnh Nha trang cho thấy hàm lượng tổng DDTs trong trầm tích dao

động từ 0,42 – 20,11 µg/g cao hơn rất nhiều so với nghiên cứu hiện tại, là một bằng

chứng rõ ràng về tác động đáng kể của các dòng chảy của sông đối với chất lượng trầm

tích trong vịnh [55].

Bảng 3. 11. Thành phần của tổng DDTs (%) trong trầm tích theo mùa



Mùa khô Mùa mưa


p,p’–DDT KPH–41,32 22,5 4,5–54,48 26,1

o,p’–DDT 4,81–93,03 22,9 6,63–61,08 31,2

DDD 6,97–56,21 39,9 10,34–45,3 26,5

DDE KPH–37,86 14,7 KPH–35,86 16,1


p,p΄–DDE/ p,p΄–DDD KPH 0,6

p,p΄– (DDT/DDD +DDE) 0,5 0,6

66

Thành phần của p,p’–DDT trong trầm tích (Bảng 3.11) trong thời điểm cả hai

mùa đều dưới 27%, cho thấy rằng có xảy ra sự phân huỷ của DDTs. Trong khi đó,

Minh và cộng sự [4] chỉ ra rằng thành phần của p,p’–DDT chiếm khoảng 10% tại khu

vực cửa sông và khoảng 20% tại các kênh, rạch ở TP HCM (khu vực thượng nguồn).

Trong phạm vi luận án, DDD vào thời điểm mùa khô là 39,9% cao hơn mùa mưa

26,5%. Tỷ lệ thành phần p,p’–DDT trong trầm tích lấy ở hạ nguồn sông Sài Gòn –

Đồng Nai cao hơn so với nghiên cứu của Minh và cộng sự [4] có thể nhận định rằng

trong những năm gần đây, đều xảy ra sự di chuyển của các DDTs cũ từ các kênh, rạch

của TP HCM kết hợp với việc tiếp nhận thêm DDTs từ các khu vực xung quanh ở phía

thượng nguồn. Tương tự nghiên cứu hiện tại, trầm tích ở đầm phá Cầu Hai, Huế cho

thấy tỷ lệ giữa hợp chất gốc p, p’-DDT và tổng các chất chuyển hóa p,p’-DDE + p,p’-

DDD hầu hết đều nhỏ hơn 1, chủ yếu cho thấy dư lượng từ ô nhiễm trước đây hơn là

việc sử dụng gần đây [110].

Nồng độ DDTs của các mẫu trầm tích cao nhất đáng kể trong nhóm 1 và thời

điểm mùa mưa là 15,57 µg/kg và thấp nhất trong nhóm 2 vào thời điểm mùa khô là

2,09 µg/kg (Hình 3.2a).

67

Hình 3. 2. Sự thay đổi nồng độ của DDTs và thành phần trong các mẫu trầm tích

Sáu thành phần chính của tổng DDTs, bao gồm p,p’–DDT, o,p’–DDT, o,p’–

DDE, p,p’–DDE, o,p’–DDD, và p,p'–DDD đã được phân tích và tỷ lệ phần trăm của

một số thành phần được thể hiện trong Hình 3.2b, 3.2c và 3.2d. Trong khi tỷ lệ p,p’-

DDT (p,p’–DDT/DDTs) không khác biệt đáng kể và vượt quá 0,5 tại một số điểm lấy

mẫu liên quan đến đầu vào gần đây của p,p’–DDT trong thời điểm cả hai mùa, tỷ lệ

kết hợp DDD và DDE cao hơn đáng kể ở nhóm 1 trong thời điểm mùa khô với nhóm

1 và 2 vào thời điểm mùa mưa. Tỷ lệ DDD so với DDE cao hơn ở nhóm 1 vào thời

điểm mùa khô so với nhóm 1 và 2 vào thời điểm mùa mưa. Tỷ lệ (DDD+DDE)/DDTs

> 0,5 được dùng để đánh giá sự phân huỷ lâu dài của DDTs đã tồn tại từ trước đó [4].

Theo kết quả nghiên cứu của luận án, tỷ lệ trầm tích trong thời điểm cả hai mùa và hai

nhóm đều trong khoảng 0,5 cho thấy rằng tổng DDTs từ các vị trí nghiên cứu đều bị

Mùa khô Mùa mưa

(µg/k

g)

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

Nhóm 1Nhóm 2

(a) Tổng DDTs trong trầm tích

a

b

bc

c

Mùa khô Mùa mưa

(%)

0

10

20

30

40

50

60

70

(c) (DDD+DDE)/tổng DDTs

a

ab

bb

Mùa khô Mùa mưa

Tỷ l

ệ D

DD

/DD

E

0

1

2

3

4

(d) DDD/DDE

a

ab

b

b

Mùa khô Mùa mưa

(%)

0

10

20

30

40

(b) p,p'-DDT/tổng DDTs

a

a

a

a

68

phân huỷ nhiều, trong khi đó ở một số vị trí khác là do mới tiếp nhận thêm. Đối với tỷ

lệ dưới 0,45 (không thể hiện chi tiết trong dữ liệu), các vị trí ST6, ST12, và ST8 có thể

mới tiếp nhận thêm DDTs. Phát hiện này phù hợp với nghiên cứu của Minh và cộng

sự [4] trên cùng hệ thống sông. Tỉ lệ trong nước lớn hơn 0,5 cho thấy rằng một vài

nguồn của DDTs có thể xuất phát từ việc tiếp nhận thêm ở các khu vực. Không thể bỏ

qua sự phân hủy sinh học của DDTs thành các chất chuyển hóa trong hệ sinh thái cửa

sông, đó có thể là một lý do khác của sự chuyển hóa các chất nồng độ cao trong trầm

tích sông [111].

Tỷ lệ các đồng phân HCH theo thứ tự giảm dần trong thời điểm mùa khô lần lượt là α-

HCH < γ–HCH < β–HCH < δ–HCH và mùa mưa là γ–HCH < δ–HCH < β–HCH < α–

HCH cho thấy khả năng tích tụ các chất ô nhiễm trong trầm tích tương đối cao so với

trong nước. Tỷ lệ giữa các đồng phân α– HCH và γ– HCH cho thấy hiện trạng đang sử

dụng HCHs trong môi trường. Các tỷ lệ α/γ–HCH ≥ 5 chỉ ra đầu vào HCHs từ việc sử

dụng HCHs kỹ thuật và tỷ lệ thấp (<1) chứng minh lindan có thể đang được sử dụng.

Đối với các mẫu trầm tích trong luận án này, tỷ lệ α–/γ–HCH trong thời điểm mùa khô

và mùa mưa lần lượt là 1,2 và 0,4 (Bảng 3.12), có thể kết luận rằng ô nhiễm có nguồn

gốc từ việc sử dụng lindan, vào mùa mưa lindan có nồng độ cao hơn do sự tích tụ từ

các dòng chảy bề mặt.

Bảng 3. 12. Thành phần của tổng HCHs (%) trong trầm tích theo mùa


hóa của HCH

Mùa khô Mùa mưa


α–HCH 7,5–65,7 31,1 5,1–37,4 16,9

β–HCH KPH–49,2 26,7 5,9–57,9 20,5

δ–HCH KPH–54,5 15,4 6,7–60,3 21,7

γ–HCH (lindan) 8,8–75,7 26,9 9–73 40,9



Hầu hết các nghiên cứu sử dụng trầm tích là một môi trường đại diện cho sự

tích tụ các chất ô nhiễm nhiều nhất chiếm 74%, tiếp theo là chất rắn lơ lửng chiếm 18%

và đất chiếm 8%. So với môi trường nước, có một nửa là nghiên cứu hệ thống thủy

69

sinh, điều này phản ánh tình trạng thiếu quan tâm các ảnh hưởng của hóa chất BVTV

có trong trầm tích.

Các OCPs xâm nhập vào trầm tích thông qua dòng chảy bề mặt, nước rỉ, khí

quyển, cuối cùng là tích tụ và lắng đọng trong trầm tích với thời gian dài. Đồng thời,

thời gian bán hủy OCPs tương đối lâu nên nồng độ tích lũy trong trầm tích lớn hơn so

với nước mặt cho thấy các quốc gia trên thế giới đang đối mặt với ô nhiễm hóa chất

OCPs nghiêm trọng, trong đó có Việt Nam. Các báo cáo trên thế giới được mô tả trong

Bảng 3.13 thể hiện nồng độ OCP tích lũy trong trầm tích sông trên thế giới và Việt

Nam (đại diện là cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai).

Bảng 3.13. Nồng độ các OCPs (µg/kg) trong mẫu trầm tích được thu thập từ các khu

vực khác nhau trên thế giới

Địa điểm Thời gian HCHs DDTs OCPs TLTK

Min-Max TB Min-Max TB Min-Max TB

Sông Huaihe, Trung Quốc

2007 1,95-11 4,53 4,07-23 11,07 2-35,5 16 [112]

Sông Haihe, Trung Quốc

2007 11,9-1620 547 KPH-155 18,5 0,997-2447 738 [113]

Vịnh của Bengal, Ấn Độ

1998 0,17 – 1,5 - 0,04 – 4,79 - - - [114]

Sông Haihe, Trung Quốc

2003 1,88 -18 7,33 0,32 - 80 15,9 - - [115]

Bờ biển Singapore 2003 3,3 - 46 - 2,2 – 11,9 - - - [116]

Sông Dagu Drainage, Trung Quốc

2003 33,24 - 141 87 3,6 – 83,4 35,9 - - [115]

Sông Qiantang, Trung Quốc

2005 9,23 - 152 37,7 1,14 - 100 21,6 23 - 316 93,67 [99]

Cửa sông Sài Gòn-Đồng Nai, Việt Nam

2017-2018 0,61-13,15 0,20 0,09-23,17 5,77 1,577-60,98 14,04

Nghiên cứu hiện tại

Ở sông Haihe, Trung Quốc có nồng độ tổng OCPs cao nhất trong khoảng 0,997

– 2447µg/kg (trung bình 738 µg/kg) (Bảng 3.13). Kết quả các mẫu trầm tích ở cửa

sông Sài Gòn – Đồng Nai đang ô nhiễm hóa chất BVTV tương tự với các nước trên

thế giới, đồng thời cho thấy trầm tích có khả năng tích lũy các OCPs cao hơn so với

môi trường nước.

3.2.3.2. Thay đổi theo không gian (theo các nhóm)

Đối với trầm tích, nồng độ nhóm 1 cao hơn nhiều so với nhóm 2, ngoại trừ

endrin không chênh lệch nhiều giữa hai nhóm (Bảng 3.14).

70

Bảng 3. 14. Nồng độ của OCPs (µg/kg) trong trầm tích ở hai nhóm

OCPs Nhóm 1 Nhóm 2 QCVN

43:2017/BTNMT Min-max TB Min-max TB

DDTs 4,6–23,17 11,8 0,09–8,08 3,76

Phụ lục 7

HCHs 2,55–13,15 6,20 0,61–5,52 2,47

Aldrin 0,38–8,96 2,37 KPH–2,67 0,49

Heptachlor 0,54–24,9 5,94 KPH–3,86 1,08

Dieldrin KPH–2,2 0,93 KPH–1,61 0,26

Endrin 0,19–3,92 1,64 KPH–2,56 1,03

Bảng 3. 15. Thành phần của tổng DDTs (%) trong trầm tích theo nhóm



Nhóm 1 Nhóm 2


p,p’–DDT 7,5–42,2 22,0 KPH–54,5 25,1

o,p’–DDT 8,7–61,1 26,1 4,9–49,7 27,4

DDD 10,3–44,2 28,6 7–56,2 34,7

DDE 5,9–37,9 23,3 KPH–35,9 12,8


p,p΄–DDE/ p,p΄–DDD 0,8 0,4

p,p΄– (DDT/DDD +DDE) 0,4 0,5

Trong môi trường trầm tích, các đồng phân và chất chuyển hóa của DDTs ở

nhóm 2 hầu như cao hơn so với nhóm 1, chỉ có DDE ở nhóm 1 là cao hơn so với nhóm

2 (Bảng 3.15). DDTs bị phân hủy sinh học thành DDE trong điều kiện hiếu khí và

thành DDD trong điều kiện kỵ khí [63]. Cả DDD và DDE đều là các hợp chất bền và

có độc tính cao. Các chất đồng phân khác nhau duy trì tính chất của chúng trong các

sản phẩm phân hủy. o,p’–DDT luôn phân tách thành o,p’–DDD và o,p’–DDE, tương

tự p,p’–DDT phân hủy thành p,p’–DDD và p,p’–DDE.

Trong quá trình nghiên cứu cả hai loại sản phẩm phụ p,p’–DDE và p,p’–DDD

đã được phát hiện từ các khu vực nghiên cứu. Để so sánh hình thức hoạt động phân

hủy sinh học ở các vị trí khác nhau, tỷ lệ p,p’–DDE/p,p’–DDD đã được sử dụng (Bảng

71

3.15). Giá trị nhỏ (<1) của tỷ lệ p,p’–DDE/p,p’–DDD biểu thị sự chiếm ưu thế của

p,p’–DDD so với p,p’–DDE, trong khi các giá trị lớn (>1) cho thấy sự hiện diện của

số lượng cao hơn của p,p’–DDE. Trong phạm vi luận án, hầu hết các mẫu trầm tích ở

hai nhóm có tỷ lệ <1 thể hiện sự chiếm ưu thế của p,p’–DDD, cho thấy có sự phân hủy

sinh học kỵ khí của DDTs trong khu vực cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai.

Tỷ lệ tương đối của DDTs và các chất chuyển hóa có thể được sử dụng để dự

đoán thời gian tồn lưu của các hợp chất độc hại trong môi trường. Nhìn chung tỷ lệ

nhỏ (≤ 1) của DDT/DDD+DDE biểu thị việc sử dụng trong lịch sử và thời gian tồn lưu

của DDTs trong trầm tích, và giá trị lớn hơn 1 cho thấy việc sử dụng DDTs gần đây.

Trong nghiên cứu hiện tại, tỷ lệ p,p’–DDT gốc và các sản phẩm chuyển hóa p,p’–

DDD+p,p’–DDE đã được sử dụng (Bảng 3.15). Nhóm 1 và nhóm 2 có tỷ lệ p,p’–

DDT/p,p’–DDD+p,p’–DDE < 1, cho thấy các nguồn ô nhiễm DDTs từ việc sử dụng

trong lịch sử.

Bảng 3. 16. Thành phần của tổng HCHs (%) trong trầm tích theo nhóm

Các chất chuyển hóa

của HCH

Nhóm 1 Nhóm 2


α–HCH 5,1–26,2 16,4 7,6–65,7 26,5

β–HCH 7,2–30,6 16,8 KPH–57,9 25,9

δ–HCH 0,2–31,3 16,5 KPH–60,3 19,2

γ–HCH (lindan) 23,4–75,5 50,4 8,8–58,1 28,4



Tỷ lệ trung bình của các đồng phân α–, β–, δ–HCH ở nhóm 2 cao hơn so với

nhóm 1, nhưng γ–HCH ở nhóm 1 lại cao hơn nhóm 2. Đồng thời cho thấy đồng phân

γ–HCH ở nhóm 1 chiếm tỷ lệ cao nhất 50,4% trong tổng HCHs (Bảng 3.16). Dựa trên

tỷ lệ giữa các đồng phân α–HCH và γ–HCH có thể được dùng để dự đoán khả năng sử

dụng HCHs. Các tỷ lệ α/γ–HCH ≥ 5 chỉ ra đầu vào HCHs từ việc sử dụng HCHs kỹ

thuật và tỷ lệ thấp <1 cho thấy lindan đang được sử dụng. Đối với các mẫu trầm tích

trong nghiên cứu, tỷ lệ α–/γ–HCH ở nhóm 1 nhỏ hơn 1 và lớn hơn 1 ở nhóm 2 lần lượt

là 0,5 và 1,1 cho thấy lindan đang được sử dụng ở khu vực nhóm 1.

72

3.2.4. Mối liên hệ giữa nồng độ OCPs trong nước và trong trầm tích

Đặc tính của OCPs liên quan chặt chẽ đến các đặc tính hóa lý của chính OCPs,

và cũng liên quan chặt chẽ đến các yếu tố vật lý và hóa học khác nhau trong môi trường

[25]. Nồng độ OCPs trong nước mặt sông Sài Gòn – Đồng Nai tương quan với chỉ tiêu

TDS và nhiệt độ (p < 0,05) lần lượt là r = 0,34, p = 0,0168 và r = 0,31, p = 0,0352;

không tương quan với các chỉ tiêu pH, EC và độ đục (Bảng 3.17).

Bảng 3. 17. Tương quan giữa dư lượng OCPs trong nước với các chỉ tiêu hóa lý

Chỉ tiêu pH TDS EC Độ đục Nhiệt độ

Hệ số tương quan (r) 0,02 0,34 0,15 0,15 0,31

Xác suất tương quan (p) 0,8974 0,0168 0,3130 0,3167 0,0352

Ghi chú: p < 0,05: tương quan có ý nghĩa thống kê (5%)

Sự tương quan có ý nghĩa thống kê giữa tổng OCPs và TDS có thể được giải

thích bằng sự ưu tiên hấp thụ các chất hữu cơ hòa tan của tổng OCPs trong nước mặt,

tương tự kết quả nghiên cứu của Gakuba và cộng sự [117]. Tổng OCPs có mối tương

quan với nhiệt độ do nhiệt độ càng thấp thì OCPs có khả năng ngưng tụ lại trong không

khí và dễ dàng đi vào môi trường gây ô nhiễm nguồn nước. Nhưng không có sự tương

quan với các chỉ tiêu hóa lý khác cho thấy có nhiều yếu tố góp phần vào sự phân phối

OCPs trong nước ở cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai. Theo báo cáo của Zhao và cộng sự

vẫn chưa có kết quả nhất quán nào được kết luận về mối quan hệ giữa OCPs và đặc

điểm hóa lý của môi trường [118].

Mặc dù có sự khác biệt đáng kể về nồng độ và thành phần của OCPs tại các khu

vực khác nhau ở cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai. Các mẫu trầm tích có hàm lượng TOC

cao có khả năng hấp thụ các hóa chất OCPs ưa béo nhiều hơn so với các trầm tích có

hàm lượng TOC thấp hơn [119]. Kết quả phân tích cho ta thấy có mối tương quan giữa

hàm lượng tổng OCPs với pH và TOC như trong Bảng 3.18 lần lượt là r = 0,42, p =

0,0026 và r = 0,34, p = 0,0187, thể hiện ảnh hưởng tiềm ẩn của độ pH và hàm lượng

TOC đối với sự phân bố tổng OCPs trong trầm tích bề mặt.

Bảng 3. 18. Tương quan giữa dư lượng OCPs trong trầm tích với chỉ tiêu hóa lý

Chỉ tiêu pH TOC Thành phần cơ giới

Cát thô Cát mịn Thịt Sét

Hệ số tương quan (r) 0,42 0,34 0,01 0,09 0,10 0,01

73

Xác suất tương quan (p) 0,0026 0,0187 0,9536 0,5342 0,4950 0,9546

Ghi chú: p < 0,05: tương quan có ý nghĩa thống kê (5%)

Hóa chất BVTV OCPs có xu hướng liên kết với chất hữu cơ trong trầm tích, vì

tính kỵ nước và sự gia tăng hàm lượng cacbon hữu cơ trong trầm tích có thể cung cấp

nhiều nguồn carbon hơn để tạo điều kiện cho sự phân hủy vi sinh vật của hóa chất

OCPs. Ngoài ra, hàm lượng chất hữu cơ có khả năng tạo phức với dư lượng OCPs nên

hàm lượng chất hữu cơ càng cao thì khả năng hấp thụ các hóa chất độc hại bởi trầm

tích càng cao. Kết quả là, hàm lượng TOC có thể tác động đến dư lượng hóa chất OCPs

trong trầm tích. Tương tự trong trầm tích sông ở Florida, Hoa Kỳ đã được Yang và

cộng sự [120] báo cáo có mối tương quan tích cực giữa OCPs và cacbon hữu cơ (r =

0,85, p = 0,0079), cho thấy tình trạng và sự phân phối của OCPs trong môi trường bị

ảnh hưởng bởi hàm lượng các chất hữu cơ do khả năng tích lũy OCPs. Đồng thời kết

quả phân tích hiện tại cho ta thấy mối tương quan chặt giữa nồng độ OCPs với chỉ tiêu

pH (r = 0,42, p = 0,0024). Tuy nhiên, tổng OCPs không có mối tương quan với các

thành phần cơ giới có trong trầm tích (cát thô, cát mịn, thịt và sét), điều này có thể là

do kích thước hạt khác nhau của trầm tích và đặc tính hóa lý trong các vị trí lấy mẫu

có thể ảnh hưởng đến việc giữ lại hóa chất BVTV OCPs trong trầm tích [121].

Sự thay đổi theo mùa có thể phản ánh hệ số tương quan giữa nồng độ tổng DDTs

và tổng HCHs trong trầm tích và nước cao hơn vào thời điểm mùa mưa so với mùa

khô (Hình 3.3).

Hình 3. 3. Mối tương quan giữa nồng độ DDTs và HCHs trong nước và trầm tích

Nồng độ trong trầm tích (µg/kg)0 5 10 15 20 25

Nồn

g đ

ộ t

rong n

ướ

c (µ

g/L

)

0.0

0.2

0.4

0.6

0.8

1.0

1.2

Mùa khô

Mùa mưa

Ðường của mùa mưa

Ðường của mùa khô

Nồng độ trong trầm tích (µg/kg)0 2 4 6 8 10 12 14

0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

Mùa khô

Mùa mưa



(b) HCHs

001.0;62.0

05.008.0

2 =

+=

pr

xy

04.0;19.0

024.004.0

2 ==

+=

pr

xy

(a) DDTs

2

0.05 0.024

0.43; 0.005

y x

r p

= +

=

2

0.04 0.04

0.65; 0.001

y x

r p

= − +

=

74

Cứ mỗi đơn vị µg/kg của DDTs trong trầm tích, DDTs trong nước vào thời điểm

mùa mưa và mùa khô tăng lần lượt là 0,04 và 0,024 µg/L. Tương tự, HCHs trong nước

tăng lần lượt 0,05 và 0,024 µg/L vào thời điểm mùa mưa và mùa khô.

Mối tương quan này có thể được giải thích do dòng chảy mạnh hơn vào thời

điểm mùa mưa sẽ mang theo các chất ô nhiễm từ thượng nguồn hoặc các khu vực xung

quanh đi đến các vị trí nghiên cứu hoặc những chất ô nhiễm lơ lửng đã lắng trong trầm

tích nổi lên lại trên bề mặt nước. Đồng thời có thể có nguồn gốc từ trầm tích do quá

trình khuếch tán vì chênh lệch nồng độ hoặc do dạng tồn tại huyền phù của trầm tích.

Điều này chỉ ra rằng nồng độ OCPs trong nước và trầm tích trong nghiên cứu hiện tại

có thể xuất phát từ 02 nguồn chính (1) sự di chuyển từ thượng nguồn của hệ thống sông

Sài Gòn – Đồng Nai và (2) do phát thải từ các khu vực xung quanh. Tương tự các

nguồn OCPs trong nước và trầm tích thu thập ở hạ lưu sông King, Tây Bắc, Australia

được phát hiện bởi McKenzie-Smith và cộng sự [122]. Các nguồn xuất phát ban đầu

có thể là từ công nghiệp và khu dân cư. OCPs di chuyển nhờ các dòng nước chảy mạnh

vào mùa mưa có thể gây ra sự thay đổi lớn về nồng độ OCPs giữa mười hai vị trí nghiên

cứu khi so sánh tương tự trong mùa khô.

Việc tăng nồng độ của aldrin trong trầm tích cũng làm tăng đáng kể nồng độ

aldrin trong nước vào thời điểm mùa mưa, nhưng trong thời điểm mùa khô lại không

tăng (Hình 3.4a). Ngược lại, nồng độ heptachlor và endrin trong nước cũng tăng rõ rệt

cùng với sự gia tăng nồng độ trong trầm tích vào thời điểm mùa khô nhưng không tăng

vào mùa mưa (Hình 3.4b và 3.4d). Không có mối tương quan khác biệt nào giữa các

nồng độ trong nước và trong trầm tích của dieldrin trong thời điểm cả hai mùa (Hình

3.4c).

75

Hình 3. 4. Mối tương quan giữa nồng độ aldrin, heptachlor, dieldrin và endrin trong

nước và trầm tích

Trong phạm vi luận án, nguồn OCPs trong nước có thể phản ánh hiện trạng di

chuyển ô nhiễm nước của sông, đối với trầm tích có thể do lịch sử sẵn có, sự di chuyển

và phân huỷ gần đây thải ra từ nông nghiệp và nước thải sinh hoạt. OCPs có xu hướng

được hấp thụ bởi các trầm tích lơ lửng, khiến chúng từ từ lắng xuống đáy sông. Việc

di chuyển OCPs xuống hạ nguồn thông qua dòng chảy của sông cũng được tính vào hệ

số tương quan của OCPs trong nước và trầm tích vào thời điểm mùa mưa thường cao

hơn mùa khô.

Nồng độ trong trầm tích (µg/kg)0 1 2 3 4 5 6

0.00

0.02

0.04

0.06

0.08

0.10

0.12

0.14

Mùa khô

Mùa mưa


0 1 2 3 4 5

0.00

0.02

0.04

0.06

0.08

0.10

Mùa khô

Mùa mưaÐường của mùa khô

Concentration in water sample (µ L-1

)

0 1 2 3 4

Nồng đ

ộ t

rong n

ướ

c m

ặt (

µg/L

)

0.00

0.05

0.10

0.15

0.20

Mùa khô

Mùa mưa


(a) Aldrin (b) Heptachlor

Nồng độ trong trầm tích (µg/kg)0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0

Nồng đ

ộ t

rong n

ướ

c m

ặt (

µg/L

)

0.00

0.02

0.04

0.06

0.08

0.10

Mùa khô

Mùa mưa

(c) Dieldrin (d) Endrin

0007.0;42.0

02.004.0

2 =

+=

pr

xy

003.0;36.0

003.0006.0

2 =

+=

pr

xy

03.0;21.0

008.001.0

2 ==

+=

pr

xy

76

3.2.5. Đánh giá nguồn gốc ô nhiễm OCP bằng phân tích thành phần chính

Phân tích thành phần chính/phân tích nhân tố (PCA/FA) được áp dụng cho từng

mùa và từng nhóm để khảo sát nguồn ô nhiễm OCPs tiền ẩn trong nước và trầm tích ở

cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai.

PCA/FA trích xuất ra làm ba thành phần chính (PC) có giá trị riêng lớn hơn 1

cho mỗi mùa và cho từng nhóm. Ba OCPs đầu tiên, có ba phương sai cực đại tương

ứng VF (nhân tố tiềm ẩn) có giá trị riêng lớn hơn 1, độ tích lũy chiếm 75% tổng giá trị

phương sai trong thời điểm mùa khô và chiếm 84% trong thời điểm mùa mưa, 87,6%

đối với nhóm 1, và 69,9% đối với nhóm 2 (Bảng 3.19).

Bảng 3. 19. Tương quan OCPs với những nhân tố tiềm ẩn (VF) hình thành từ phân tích

PCA/FA trong hai mùa và hai nhóm

Thông số Mùa khô Mùa mưa Nhóm 1 Nhóm 2

VF1 VF2 VF3 VF1 VF2 VF3 VF1 VF2 VF3 VF1 VF2 VF3

Nước

DDTs 0,53 0,67 0,10 0,53 0,36 0,67 0,70 0,26 0,57 0,18 0,77 -0,25

HCHs 0,18 0,85 0,19 0,46 0,74 0,26 0,67 0,69 0,12 0,71 0,43 -0,20

Aldrin -0,15 0,80 0,36 0,16 0,91 -0,14 0,30 0,90 -0,07 0,87 0,16 -0,18

Heptachlor 0,28 0,62 -0,25 0,86 0,15 0,10 0,87 0,19 0,05 0,65 0,03 -0,08

Dieldrin 0,25 0,20 0,76 0,20 0,15 0,89 0,18 0,11 0,92 0,07 0,74 0,05

Endrin 0,37 0,73 -0,12 -0,23 -0,08 0,88 -0,20 -0,04 0,90 -0,03 0,92 0,04

Trầm tích

DDTs 0,90 0,34 0,08 0,57 0,58 0,48 0,73 0,43 0,43 0,68 0,47 0,35

HCHs 0,83 0,23 -0,06 0,32 0,87 0,21 0,45 0,72 0,17 0,88 0,03 0,29

Aldrin 0,93 0,24 0,01 0,74 0,53 0,19 0,93 0,28 0,07 0,70 0,17 0,40

Heptachlor 0,81 0,19 -0,08 0,88 0,31 0,15 0,93 0,15 -0,05 0,46 0,61 0,41

Dieldrin 0,86 0,00 0,25 0,80 0,24 0,06 0,54 -0,72 -0,10 0,00 -0,07 0,85

Endrin 0,60 0,15 -0,58 0,88 0,25 -0,15 0,97 0,02 -0,07 0,57 -0,37 0,22

Giá trị riêng 5,91 1,98 1,11 6,92 2,04 1,18 6,62 2,19 1,69 4,86 2,27 1,26

% phương

sai tổng 49,2 16,5 9,2 57,6 17,0 9,9 55,2 18,3 14,1 40,5 18,9 10,5

Phần trăm

phương sai

tích lũy

49,2 65,8 75,0 57,6 74,6 84,5 55,2 73,5 87,6 40,5 59,4 69,9

Ghi chú: số in đậm là lớn hơn 0,75, và số gạch dưới là trong khoảng 0,5 đến 0,75. VF = Yếu tố

phương sai cực đại

PCA cho phép tìm ra mối quan hệ dựa trên tính tương quan hàm lượng từ đó

tìm được qui luật phát tán, sơ bộ dự báo các chất xuất phát từ cùng nguồn ô nhiễm.

Vào thời điểm mùa khô, ba nhân tố tiềm ẩn đã được xác định với nhân tố quan trọng

nhất VF1 (chiếm 49,2 % phương sai tổng) là nhân tố có hệ số tương quan (tải lượng)

77

cao đối với 06 hóa chất BVTV OCPs trong trầm tích (DDTs, HCHs, aldrin, heptachlor,

dieldrin, và endrin) chứng tỏ các chất này luôn xuất hiện cùng nhau từ cùng nguồn.

Quá trình di chuyển và lắng đọng của OCPs trong trầm tích từ các khu vực dân cư và

công nghiệp có thể là nguồn ô nhiễm sơ cấp. Đồng thời đầu vào của DDTs có thể dễ

dàng phân hủy thành DDE hơn trong điều kiện hiếu khí, cho thấy sự xuất hiện phổ biến

của tổng DDTs trong VF1. Tải lượng cao của DDTs, HCHs, aldrin, heptachlor, và

endrin trong nước là nguồn ô nhiễm quan trọng thứ hai, VF2 (tương đương 16,5%

phương sai tổng) xuất phát từ cùng nguồn ô nhiễm có thể do sự di chuyển tạm thời của

OCPs từ thượng nguồn hoặc khu vực xung quanh.

Đối với thời điểm mùa mưa ba nhân tố được xác định giải thích lần lượt là

57,6%, 17,0% và 9,9% của phương sai tổng, nhân tố đầu tiên VF1 của mùa mưa có tải

lượng cao với DDTs, heptachlor trong nước, và DDTs, aldrin, heptachlor, dieldrin, và

endrin trong trầm tích. Điều này có thể cho thấy việc ô nhiễm OCPs trong khu vực

nghiên cứu do quá trình tích tụ và di chuyển tạm thời từ thượng nguồn hoặc khu vực

xung quanh vào thời điểm mùa mưa. Nhân tố VF2 có tải lượng cao với HCHs, aldrin

trong nước, và DDTs, HCHs, và aldrin trong trầm tích là sự kết hợp giữa việc di chuyển

và việc sử dụng trong thời gian gần đây. Nhân tố VF3 có tải lượng cao với 03 OCPs

trong nước là DDTs, dieldrin, endrin. Những điều này chỉ ra rằng giá trị cao trong thời

điểm mùa mưa do các dòng chảy từ phía thượng nguồn và các khu vực xung quanh

gây lắng đọng các chất ô nhiễm tại khu vực nghiên cứu.

Đối với nhóm 1, ba nhân tố tiềm ẩn được xác định có nhân tố VF1 chiếm 55,2%,

nhân tố VF2 18,3% và nhân tố VF3 14,1%. Trong đó nhân tố đầu tiên VF1 có tải lượng

cao với DDTs, HCHs, heptachlor trong nước và DDTs, aldrin, heptachlor, dieldrin, và

endrin trong trầm tích. Điều này cho thấy rằng vùng dân cư và nông nghiệp tại vị trí

ST03, ST04 và ST08 có thể thải ra một lượng đáng kể các OCPs vào các vị trí nghiên

cứu nằm tại thượng lưu của các nhánh sông phụ. Nhân tố VF2 có tải lượng cao với 02

OCPs trong nước là HCHs, aldrin và trong trầm tích là HCHs, dieldrin. Nhân tố VF3

có tải lượng cao với 03 OCPs trong nước là DDTs, dieldrin, endrin. Do DDTs và HCHs

có thể xuất phát từ khu dân cư, khu công nghiệp và khu nông nghiệp với những khu

vực có tốc độ phát triển công nghiệp, nông nghiệp nhanh chóng kết hợp với sự gia tăng

dân số xung quanh khu vực nghiên cứu hoặc trên thượng nguồn thải ra một lượng ô

nhiễm đáng kể (xả thải trái phép) dẫn đến ô nhiễm nguồn nước tại khu vực nghiên cứu.

78

Đối với nhóm 2, nhân tố VF1 có tải lượng cao với HCHs, aldrin, heptachlor

trong nước và DDTs, HCHs, aldrin, và endrin trong trầm tích. Nhân tố VF2 có tải

lượng cao với DDTs, dieldrin, endrin trong nước và heptachlor trong trầm tích. Nhân

tố VF3 có tải lượng cao với duy nhất 01 OCPs trong trầm tích là dieldrin.

Phân tích thành phần chính và phân tích nhân tố (PCA/FA) được dùng để xác

định các thành phần tiềm ẩn có trong sáu OCPs thử nghiệm trong nước và trầm tích

nhằm xác định nguồn ô nhiễm có thể phát thải các thành phần này. Các điểm ô nhiễm

của PCA được thể hiện trong Hình 3.5, các biến được tạo bởi nồng độ OCPs chủ yếu

tại các vị trí lấy mẫu khác nhau.

Hình 3. 5. Hai OCPs được trích xuất khi thực hiện PCA/FA cho toàn bộ dữ liệu

PC1 chiếm 66,6 % và PC2 chiếm 15,2% của phương sai tổng. Phương sai của

OCPs trong nước và trầm tích thu được từ 12 vị trí nghiên cứu vào thời điểm mùa khô

thấp hơn so với mùa mưa. Mùa khô có giá trị ở phía vùng âm của PC2, mùa mưa ở

vùng dương của PC2. Vào thời điểm mùa mưa, nhóm 2 có phương sai của nồng độ

OCPs lớn nhất.

Nhận xét: Kết quả đánh giá hiện trạng OCPs cho thấy DDTs và HCHs có trong

nước và trầm tích cao hơn các OCPs còn lại. Nồng độ DDTs, HCHs, aldrin, heptachlor,

dieldrin trong nước, và DDTs, HCHs và aldrin trong trầm tích vào thời điểm mùa mưa

cao hơn đáng kể so với mùa khô. Nhóm 1 bao gồm 03 vị trí nghiên cứu đặt tại đầu 02

79

nhánh phụ có nồng độ DDTs, HCHs, aldrin, heptachlor, và dieldrin trong nước và trầm

tích cao hơn đáng kể so với nhóm 2. Mối tương quan của nồng độ DDTs và HCHs giữa

nước và trầm tích cũng đáng chú ý. Phân tích thành phần của DDTs cho thấy sự phân

hủy của DDTs gốc tại các vị trí nghiên cứu có thể xảy ra đáng kể trong nhiều năm qua

và phần lớn có thể xảy ra sự phân hủy kỵ khí của tổng DDTs. Phân tích PCA/FA chỉ

ra các hóa chất OCPs có cùng nguồn ô nhiễm trong khu vực nghiên cứu. Nguồn có thể

xuất phát từ dòng chảy bề mặt tương đối cao trong mùa mưa làm tăng xói mòn và gây

ra dư lượng OCPs đáng kể vào nước, làm tăng mức độ ô nhiễm OCPs vào thời điểm

mùa mưa so với mùa khô.

Kết quả nghiên cứu cho thấy dư lượng OCPs được phát hiện trong hầu hết các

mẫu nước và trầm tích thu thập ở cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai. Do đó, OCPs có khả

năng tích lũy độc tính trong các loài thủy sinh ở lưu vực sông như cá và nhuyễn thể hai

mảnh vỏ.

3.3. OCPs trong cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ

Đặc điểm sinh học của cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ thu thập ở cửa sông Sài

Gòn – Đồng Nai được trình bày trong Bảng 3.20 (Chi tiết xem phụ lục 8).

Bảng 3. 20. Đặc điểm sinh học của cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ

Loài Tên khoa học

Hàm lượng

lipit (%)

Tuổi

(tháng)

Khối lượng

(g)

Kích thước

(dài, mm)

TB SE TB SE TB SE TB SE

Cá bống

bớp

Rachycentron

canadum 2,29 0,10 8,88 0,30 235,63 3,70 15,81 0,34

Hàu Crassostrea

gigas 2,35 0,13 6,06 0,24 173,12 7,00 12,76 0,53

Vẹm

xanh Perna viridis 1,99 0,04 8,77 0,17 128,62 1,20 7,45 0,18

Ngao Meretrix lyrata 2,03 0,06 13,25 0,31 126,25 2,50 3,99 0,18

Sò huyết Tegillarca

granosa 1,88 0,05 8,77 0,23 134,23 3,00 5,57 0,30

Trai Margaritifera

auricularia 1,95 0,13 16,63 0,38 113,50 1,60 3,99 0,17

Ghi chú: SE: sai số chuẩn

80

Hàm lượng lipit là chỉ số đặc trưng của loài nhuyễn thể hai mảnh vỏ [123], bị

ảnh hưởng bởi cả yếu tố bên ngoài và bên trong như điều kiện nước (nhiệt độ và độ

mặn), nguồn thức ăn có sẵn và chu kỳ tạo giao tử. Các mẫu cá và nhuyễn thể hai mảnh

vỏ thu thập được ở cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai có hàm lượng lipit trung bình nằm

trong khoảng 1,88 ± 0,05% đến 2,35 ± 0,13%. Độ tuổi trung bình thu thập từ 8,88 –

16,63 tháng. Chiều dài và trọng lượng thay đổi lần lượt từ 3,99 – 15,81 mm và từ

113,50 – 235,63 g (Bảng 3.20). Các mẫu sinh vật thu thập mang tính đại diện đặc trưng

cho khu vực nghiên cứu.

3.3.1. Nồng độ các OCPs trong sinh vật theo loài

3.3.1.1. Tổng OCPs

Hình 3. 6. Nồng độ của OCPs trong cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ

Nồng độ OCPs biến động giữa các vị trí thu mẫu, thấp nhất tại vị trí ST1 và cao nhất

tại vị trí ST8 ở tất cả các loài sinh vật khảo sát. Nồng độ OCPs được phát hiện trên sò

huyết đạt giá trị cao nhất so với các loài còn lại có giá trị dao động từ 6,360 – 45,904

µg/kg (trung bình 34,108 µg/kg), tiếp theo là cá bống bớp > trai > vẹm xanh > ngao >

hàu có giá trị lần lượt là: từ 7,685 – 40,297 µg/kg (trung bình 19,519 µg/kg); 4,794 –

37,585 µg/kg (trung bình 19,212 µg/kg); 0,323 – 35,359 µg/kg (trung bình 14,320

µg/kg); 7,181–18,462 µg/kg (trung bình 12,376 µg/kg) và 3,007 – 17,081 µg/kg (trung

bình 9,297 µg/kg) (Hình 3.6).

Vị trí

0 ST1 ST5 ST6 ST7 ST8 ST9 ST10 ST11

µg/k

g

0

20

40

60

Cá bóng bớp

Hàu

Vẹm xanh

Ngao

Sò huyết

Trai

81

Kết quả nghiên cứu cho thấy hàm lượng OCPs cao hơn rất nhiều lần so với số

liệu của Marta [124] đã nghiên cứu trên loài nhuyễn thể hai mảnh vỏ ở Vịnh San Jorge,

Patagonia, với tổng hàm lượng OCPs trong các mẫu có giá trị từ < LOD (0,004 – 0,005

µg/kg) – 0,21 µg/kg. Tuy nhiên, nghiên cứu trong ngao Manila ở giữa bờ biển phía tây

Hàn Quốc cho thấy tổng hàm lượng OCPs dao động từ 13,7 – 73 µg/kg [125] cao hơn

so với nồng độ trong nghiên cứu ở cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai. Một nghiên cứu khác

ở cửa sông Soài Rạp phát hiện nồng độ OCPs trên các loài nhuyễn thể hai mảnh vỏ,

với OCPs trên sò huyết ở nồng độ cao nhất 34,108 µg/kg, tiếp theo là trai 19,212 µg/kg,

vẹm xanh 13,345 µg/kg, ngao trắng 12,076 µg/kg và trên hàu được phát hiện thấp nhất

là 9,297 µg/kg, tương tự với kết quả đo được trong luận án này [126]. Một báo cáo trên

cá bơn (Hippoglossoides robustus) từ biển Okhotsk phát hiện nồng độ OCPs là

99,8±125,4 µg/kg [127] và trong báo cáo của Tsygankov nồng độ OCPs ở Biển Viễn

Đông (Biển Bering, Okshotsk và Nhật Bản) trên các loài cá: cá hồi hồng (O.

gorbuscha), cá hồi chó (O. keta), cá hồi đỏ (O. nerka) và cá hồi chinook (O.

tshawytscha) lần lượt là 141,5; 125,5; 1298 và 3177,9 µg/kg [33]. Tương tự nồng độ

trung bình của OCPs trên cá rô phi (Oreochromis niloticus) biển Địa Trung Hải, Ai

Cập là 10,36 µg/kg [128] và trong các mô cơ cá sông Thamirabarani lên đến 26,05

µg/kg [129] đều cao hơn so với giá trị trên cá bống bớp ở nghiên cứu hiện tại.

3.3.1.2. Nhóm HCHs và đồng phân

Nồng độ trung bình của HCHs trên các mẫu cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ từ

cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai được trình bày trong Hình 3.7 (Chi tiết xem phụ lục 9).

82

Hình 3. 7. Nồng độ của HCHs trong cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ

Ghi chú: n = 13; a,c: khác biệt có ý nghĩa thống kê (5%) kiểm định Tukey HSD

Nồng độ HCHs trên cá bống bớp dao động trong khoảng từ 0,804 – 6,555 µg/kg,

hàu 1,213 – 3,742 µg/kg, vẹm xanh KPH – 6,758 µg/kg, ngao 1,742 – 4,304 µg/kg, sò

huyết 1,706 – 9,549 µg/kg và trên trai 2,001– 9,382 µg/kg, kết quả thu được cho thấy

nồng độ HCHs trong mô sinh vật theo thứ tự giảm dần từ trai > sò huyết > cá bống bớp

> ngao > vẹm xanh > hàu. Mức độ dư lượng HCHs trong mô thịt trai và sò huyết chiếm

hàm lượng cao hơn 4 loài còn lại, hàm lượng HCHs cao nhất ghi nhận ở mẫu mô thịt

trai 5,645 µg/kg và thấp nhất trong mẫu hàu 2,702 µg/kg (Hình 3.7). Qua kết quả phân

tích ANOVA cho thấy hàm lượng HCHs tích lũy trong các loài sinh vật khác nhau có

ý nghĩa thống kê p = 0,0183. Mẫu trai có sự khác biệt rõ rệt với các loài khác qua phân

tích hậu ANOVA với p = 0,0081.

Kết quả nghiên cứu hiện tại cao hơn nghiên cứu của Yatawara và cộng sự, nồng

độ của HCHs trong các mẫu nhuyễn thể hai mảnh vỏ từ vịnh Tuyền Châu, đông nam

Trung Quốc dao động trong khoảng từ 0,19 – 0,45 µg/kg (trung bình 0,27 µg/kg), ở

Vịnh Xinghua là 0,18 – 0,93 µg/kg (trung bình 0,48 µg/kg) [130]. Tương tự ở cửa sông

Ba Lạt của miền Bắc Việt Nam thuộc tỉnh Nam Định, hàm lượng HCHs trong ngao

dầu (Meretrix meretrix) 1,45 µg/kg thấp hơn kết quả của báo cáo này [131]. Ngoài ra,

Cá bống bớp Hàu Vẹm xanh Ngao Sò huyết Trai

µg/k

g

0

2

4

6

8

a

ab

bc

bcc c

HCHs

83

các nghiên cứu trên cá ven biển ở Quý Châu, biển phía nam Trung Quốc cho thấy hàm

lượng HCHs phạm vi từ 1,12 – 2,61 µg/kg (trung bình 1,6 µg/kg), thấp hơn cá bống

bớp với giá trị 0,804 – 6,555 µg/kg (trung bình 3,667 µg/kg) ghi nhận trong luận án

này [132].

Những nghiên cứu gần đây cho thấy sự ô nhiễm của các đồng phân HCHs là

một vấn đề nghiêm trọng trên toàn thế giới. Các hỗn hợp HCHs kỹ thuật (bao gồm các

đồng phân α–,β–,γ–,δ–HCH chiếm lần lượt 60 – 70%, 5 – 12%, 10 – 15% và 6 – 10%

và γ-HCH tinh khiết (lindan) là hai dạng HCHs thương mại chính được sử dụng rộng

rãi trong môi trường [133].

Hình 3. 8. Phân tích thành phần HCHs trong cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ

Hình 3.8 cho thấy α–, β–, γ– và δ–HCH có mặt trong hầu hết các mẫu được thu

thập và tỷ lệ β–HCH trên tổng HCHs cao nhất trong nhiều mẫu. Kết quả cũng cho thấy

rằng tất cả các đồng phân của HCHs đang hiện diện ở các khu vực cửa sông Sài Gòn

– Đồng Nai. Đối với các mô sinh vật, β–HCH là đồng phân chiếm ưu thế và đóng góp

37 – 50% vào tổng số HCHs được quan sát trong các mô khác nhau, tiếp theo là α–, γ–

, δ–HCH chiếm lần lượt là 15 – 32%, 11 – 28% và 9 – 28%. Một nghiên cứu tương tự

ở đông nam Trung Quốc trong các loài nhuyễn thể hai mảnh vỏ, tỷ lệ của các đồng

phân của HCHs, α– ,β–, γ– và δ–HCH được tìm thấy trong các mẫu ở Vịnh Tuyền


%

0

20

40

60

80

100

120

140

alpha-HCH

gamma-HCH

beta-HCH

delta-HCH

HCHs trong sáu loài

84

Châu lần lượt là 13,5%; 17,5%; 37,3% và 31,7% và Vịnh Xinghua lần lượt là 20,2%;

14,0%; 35,1% và 30,7%. Qua đó phản ánh tình trạng ô nhiễm HCHs chủ yếu do tồn

dư từ hoạt động sử dụng trước đây. Một nghiên cứu khác trên loài cá nước lợ ở sông

Nigeria thứ tự nồng độ các đồng phân của HCHs là β–HCH > δ–HCH > γ–HCH > α–

HCH. Tỷ lệ trung bình α–/γ –HCH nhỏ hơn 1 trong tất cả các loài cá được nghiên cứu,

chỉ ra lượng lớn lindan có trong các loài này. Trong số bốn đồng phân HCH, β–HCH

bị hấp thụ bởi chất hữu cơ của trầm tích và nhiều chất khác nhau để bay hơi dễ dàng

hơn các đồng phân HCHs khác. Ngoài ra, α–và γ–HCH được chuyển đổi thành β–HCH

trong môi trường có thể dẫn đến sự tích tụ β–HCH trong trầm tích và sau đó là trên cá

nên đồng phân này chiếm ưu thế trong các mô sinh vật hơn so với các đồng phân khác,

tương tự với kết quả của luận án [134].

Kết quả nghiên cứu hiện tại cho thấy hàm lượng HCHs trong sáu loài sinh vật

rất thấp so với giới hạn cho phép theo quy định Cục Quản lý Dược phẩm và Thực phẩm

Hoa Kỳ (FDA US) là 0,3 ppm.

3.3.1.3. Nhóm DDTs và đồng phân

Nồng độ DDTs khác nhau đáng kể đã được tìm thấy trong các loài cá và nhuyễn

thể hai mảnh vỏ (Chi tiết xem phụ lục 9), nồng độ trung bình của DDTs nằm trong

khoảng 3,588 – 9,524 µg/kg. DDTs trong các mẫu cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ thu

thập có xu hướng giảm dần theo thứ tự: cá bống bớp với giá trị dao động từ 2,618 –

19,911 µg/kg (trung bình 9,523 µg/kg); trai 0,542 – 14,094 µg/kg (trung bình 6,121

µg/kg); sò huyết 1,038 – 20,094 µg/kg (trung bình 6,083 µg/kg); vẹm xanh 0,282 –

12,463 µg/kg (trung bình 5,334 µg/kg); ngao 2,030 – 5,239 µg/kg (trung bình 3,589

µg/kg) và hàu 0,661 – 8,533 µg/kg (trung bình 3,588 µg/kg) (Hình 3.9). Về mặt số liệu

ghi nhận sự chênh lệch giữa các mẫu nhưng qua kết quả phân tích ANOVA hàm lượng

DDTs trong mẫu sinh vật không có sự khác biệt. Kết quả này có thể được quy cho các

môi trường sống khác nhau, thói quen khi ăn và vị trí của chúng trong cấp bậc dinh

dưỡng. Nồng độ DDTs trên cá bống bớp cao nhất do chúng có tập tính sống ở đáy, ban

ngày thường vùi mình xuống bùn nên lượng tích tụ tương đối cao. Đối với vẹm xanh,

ngao và hàu có thể sống bám ở các bờ đá nên khả năng tích tụ DDTs ít hơn loài cá

bống bớp.

85

Hình 3. 9. Nồng độ của DDTs trong cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ


Trong số các dư lượng OCPs được phân tích, DDTs và các chất chuyển hóa là

chất gây ô nhiễm nhiều nhất so với các OCPs khác. Nồng độ của các thành phần OCPs

khác thường thấp, dưới giới hạn phát hiện hoặc được phát hiện ít hơn. Sự hiện diện của

DDTs ở mức độ cao là do dòng chảy bề mặt và lắng đọng khí quyển từ việc sử dụng

cho các hoạt động kiểm soát bệnh sốt rét và nông nghiệp trong khu vực. Sự chiếm ưu

thế của DDTs trong số các OCPs được phân tích ở các loài cá và nhuyễn thể hai mảnh

vỏ cũng đã được ghi nhận trong các nghiên cứu khác [135, 136]. Hầu hết các sinh vật

có nồng độ DDTs cao hơn ở khu vực giáp với khu nông nghiệp do việc sử dụng hóa

chất BVTV trong cánh đồng để bảo vệ mùa màng.

Theo nghiên cứu tại vịnh Nha Trang, hàm lượng DDTs trong thịt hàu đá tại khu

vực cửa sông Cái và Cửa Bé tương ứng là 38,43 µg/kg và 12,45 µg/kg [137]. Và trong

nghiên cứu ở giữa bờ biển phía tây Hàn Quốc, hàm lượng DDTs trong ngao Manila là

7,4 – 46 µg/kg, hàm lượng này cao hơn nhiều so với hàu và ngao trong báo cáo của

Choi và cộng sự [125] và luận án này. Tương tự báo cáo của Campillo và cộng sự cho

kết quả cao hơn nghiên cứu hiện tại với nồng độ tổng DDTs trên vẹm ở cửa sông Ebro

trong phạm vi từ 15,7 – 24,0 mg/kg, và ở Peníscola từ 4,8 – 10,0 mg/kg (p <0,05), vẹm

ab


µg/k

g

0

2

4

6

8

10

12

14

a

ab

ab

cc

DDTs

ab

86

từ cửa sông Ebro có thể được coi là bị ô nhiễm cao bởi nồng độ tổng HCHs (bao gồm

p,p’- DDE và p,p’-DDD) 13,2 mg/kg [138]. Trong nghiên cứu trước đây của Campillo

và cộng sự cho thấy mức độ và xu hướng của DDT được xác định trên vẹm từ 24 địa

điểm ở ven Địa Trung Hải, Tây Ban Nha từ năm 2000 – 2013; vẹm từ cửa sông Ebro

hiển thị nồng độ DDTs cao nhất dọc theo bờ biển này, cao hơn nhiều so với vẹm xanh

trong nghiên cứu ở cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai là 5,3 µg/kg [139]. Nồng độ DDTs

trên cá bống bớp ở nghiên cứu hiện tại thấp hơn nhiều so với nghiên cứu ở Vịnh Kosi,

Nam Phi trên 2 loài: cá rô phi đen và cá trê phi cho thấy cá trê phi có biến động lớn

hơn với nồng độ DDTs trong khoảng từ 1034 – 5277 µg/kg [140]. Nhưng cao hơn so

với nghiên cứu của Magalhaes và cộng sự ở vịnh Santos, Bazil trên cá hố (T. lepturus),

DDTs trong mô gan dao động từ 0,90–1,60 µg/kg và trong mô cơ là 0,24 – 0,40 µg/kg

[141].

Kết quả này cho thấy mức độ phơi nhiễm cao với DDTs trong sinh vật từ cửa

sông Sài Gòn – Đồng Nai có thể là do việc sử dụng DDTs gần đây bởi nông dân trong

các khu vực nông nghiệp cũng như từ việc sử dụng trong quá khứ và tràn ra từ khu vực

lưu trữ cũ. Đồng thời do thói quen ăn uống của các loài nghiên cứu (thức ăn là các sinh

vật phù du và chất hữu cơ lơ lửng) nên các chất ô nhiễm dễ dàng xâm nhập vào mô cơ

thể sinh vật sống trong môi trường.

Hình 3. 10. Phân tích thành phần DDTs trong cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ


%

0

20

40

60

80

100

120

140

p,p'-DDE

p,p'-DDD

p,p'-DDT

DDTs trong sáu loài

87

Tỷ lệ của p,p’–DDD trong tổng DDTs ở một số loài như cá bống bớp, hàu, sò

huyết và trai là chiếm ưu thế, trong khi tỷ lệ p,p’–DDT ở một số loài như vẹm xanh và

ngao là tương đối cao (Hình 3.10). Trong phạm vi luận án, p,p’–DDD là chất chuyển

hóa của DDTs kỹ thuật được phát hiện trong tất cả các mô cá và nhuyễn thể hai mảnh

vỏ với tỷ lệ cao nhất 43,0%, tiếp theo là p,p’–DDT 42,0% và p,p’–DDE 15,4%. Mặc

dù phần lớn p,p’–DDT bị phân hủy thành p,p’–DDE ở một số loài cá và nhuyễn thể

hai mảnh vỏ nhưng mức độ tồn lưu của hợp chất gốc p,p’–DDT trong các loài này vẫn

cao hơn, cho thấy DDTs có thể vẫn đang được sử dụng ở một số vùng cửa sông Sài

Gòn – Đồng Nai. Dựa trên các nghiên cứu về loài cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ, thời

gian bán hủy trong môi trường của DDTs ước tính là 10 – 20 năm. Trong quá trình này

p,p’– DDT và o,p’–DDT được chuyển hóa thành p,p’– DDE; o,p’–DDE và p,p’– DDD;

o,p’–DDD. DDTs và các chất chuyển hóa đã được tìm thấy có nhiều trong hầu hết các

mẫu hải sản được thu thập từ Hạ Môn, Trung Quốc. Đóng góp chính trong số các chất

chuyển hóa là p,p’-DDT với 28%, tiếp theo là p,p’–DDE 24%; p,p’–DDD 23%; o,p’–

DDT 11%; o,p’–DDE 8,7% và o,p’–DDD 5,3% [142]. Ở vịnh Guanabara cho thấy tỷ

lệ DDTs cao nhất 40–82%, có thể liên quan đến khu vực trồng rau trong lưu vực thoát

nước [143]. Một nghiên cứu khác đã ghi nhận giá trị p,p’–DDE dao động từ 25 – 60%

tổng DDTs trên loài nhuyển thể hai mảnh vỏ [134].

3.3.1.4. Endosulfans

Kết quả cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ khi phơi nhiễm với endosulfan cho thấy

sò huyết tích lũy với nồng độ cao vượt bậc trong khoảng từ 0,813 – 30,615 µg/kg (trung

bình 14,482 µg/kg) (với khoảng sai số chuẩn giữa các mẫu sò huyết khá cao là 2,952)

so với cá bống bớp 0,068 – 5,420 µg/kg (trung bình 2,307 µg/kg), hàu 0,402 – 3,663

µg/kg (trung bình 1,642 µg/kg), vẹm xanh KPH – 9,756 µg/kg (trung bình 3,295

µg/kg), ngao 0,205 – 4,461 µg/kg (trung bình 2,207 µg/kg) và trai 0,534 –9,862 µg/kg

(trung bình 4,591 µg/kg) (Hình 3.11) (Chi tiết xem phụ lục 9). Sự khác biệt về nồng

độ endosulfans giữa các loài nghiên cứu có ý nghĩa thống kê và cao nhất ở cá bống

bớp và thấp gần giống nhau ở các loài còn lại. Kết quả phân tích ANOVA cho thấy

hàm lượng endosulfans trong mẫu sò huyết khác biệt với các mẫu sinh vật khác (p <

0,0001).

88

Hình 3. 11. Nồng độ của endosulfans trong cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ

Ghi chú: n = 13; a,b: khác biệt có ý nghĩa thống kê (5%) kiểm định Tukey HSD

So sánh với kết quả nghiên cứu của Marta ở Vịnh San Jorge ở Patagonia ghi

nhận hàm lượng endosulfans trong các loài nhuyễn thể hai mảnh vỏ khoảng 0,02 – 0,07

µg/kg, rất thấp so với nồng độ trong luận án này [124]. Suryono và cộng sự đã báo cáo

trên loài vẹm xanh (Perna viridis) ở biển Semarang, Indonesia, nồng độ của

endosulfans là 28,38 µg/kg cao hơn rất nhiều so với nồng độ phát hiện của vẹm xanh

ở cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai [144]. Một nghiên cứu trên các mẫu cá trê phi, nồng

độ endosulfan là 1170 ± 320 µg/kg cao đáng kể so với mẫu cá bống bớp ở cửa sông

Sài Gòn – Đồng Nai, dòng chảy nông nghiệp là nguồn chính phát sinh hóa chất BVTV

này trong hệ sinh thái dưới nước [140]. Endosulfans đã được chứng minh rất độc đối

với cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ trong môi trường nước và dễ dàng hấp thụ trong

trầm tích. Do đó, sự xuất hiện endosulfans đại diện cho mối nguy tiềm ẩn trong môi

trường thủy sinh.

Phân tích nồng độ endosulfans trong các nhóm sinh vật cá và nhuyễn thể hai

mảnh vỏ ở cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai cho thấy ảnh hưởng từ các nguồn khác nhau

đến sự tích lũy sinh học của endosulfans trên mô sinh vật thủy sinh: thói quen cho ăn,


µg/k

g

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

a

b

b

bb

Endosulfans

b

89

vị trí trong cột nước (thói quen sinh thái) và sự kết hợp của các chất ô nhiễm thông qua

nước hoặc trầm tích sông.

3.3.1.5. Các nhóm OCPs khác (heptachlor, aldrin, dieldrin, endrin)

Qua biểu đồ Hình 3.12a cho thấy mẫu sò huyết có hàm lượng heptachlor cao

nhất là 3,516 µg/kg, khoảng giá trị giữa các mẫu sò huyết là KPH – 8,121 µg/kg tiếp

theo là ngao KPH – 7,342 µg/kg; vẹm xanh KPH – 10,073 µg/kg; trai 0,178 – 2,917

µg/kg; cá bống bớp KPH – 1,666 µg/kg. Hàm lượng độc chất này tích lũy trong sáu

loài sinh vật chêch lệch khá cao, khoảng chênh lệch giữa mẫu sò huyết từ 0,453 – 3,032

µg/kg so với giá trị thấp nhất trong mẫu mô thịt hàu là 0,484 µg/kg dao động từ 0,06 –

1,006 µg/kg. Hàm lượng heptachlor tương đối thấp nên không ảnh hưởng đáng kể trong

các loài nhuyễn thể hai mảnh vỏ (Chi tiết xem phụ lục 9). Các loài sinh vật khác nhau

thì hàm lượng tồn lưu giữa chúng khác nhau p= 0,018, qua kết quả phân tích hậu

ANOVA mẫu sò huyết và mẫu hàu có sự khác biệt nhau với giá trị xác suất lần lượt là

0,0068 và 0,0496. Sự khác biệt về nồng độ heptachlor giữa các loài khác biệt có ý

nghĩa thống kê (Hình 3.12a).

90

Hình 3. 12. Nồng độ của heptachlor, aldrin, dieldrin, endrin trong cá và nhuyễn thể

hai mảnh vỏ


Nồng độ heptachlor trên loài các loài nhuyễn thể hai mảnh vỏ ở cửa sông Sài

Gòn – Đồng Nai cao hơn báo cáo của Marta ở vịnh San Jorge ở phía nam Patagonia,

Argentina cho thấy heptachlor xác định được rất thấp từ 0,08 – 0,12 µg/kg [124]. Báo

cáo trên loài vẹm xanh (Perna viridis) ở biển Semarang, Indonesia, nồng độ của

heptachlor là 140,48 µg/kg, cao hơn rất nhiều so với xẹm xanh trên sông Sài Gòn –

Đồng Nai, kết quả cho thấy nồng độ các chất ô nhiễm trong các mô vẹm xanh có nồng

độ cao phụ thuộc vào môi trường sống, chứng minh rằng vẹm xanh đã tích lũy các chất

này trên mô của chúng [144]. Tương tự ở sông Basin đông nam Bazil, heptachlor cũng

Cá bống bớpHàu Vẹm xanh Ngao Sò huyết Trai

µg/k

g

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5


µg/k

g

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

3.0

3.5

(c) dieldrin (d) endrin

a

ab

bc

c

c

c

a

b

b

bb

b

(a) HCH

a

ab

ab

ab abb


µg/k

g

0

1

2

3

4

5

a

ab

bc

abc

c

c

(a) heptachlor


µg/k

g

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

a

bc

ab

c

c

(b) aldrin

bc

https://translate.googleusercontent.com/translate_c?depth=1&hl=vi&prev=search&rurl=translate.google.com.vn&sl=en&sp=nmt4&u=https://en.wikipedia.org/wiki/Patagonia&xid=25657,15700023,15700124,15700149,15700168,15700186,15700189,15700201,15700205&usg=ALkJrhjLVhF9rb5-m2oNCEdqFQvdfPtbcg

https://translate.googleusercontent.com/translate_c?depth=1&hl=vi&prev=search&rurl=translate.google.com.vn&sl=en&sp=nmt4&u=https://en.wikipedia.org/wiki/Argentina&xid=25657,15700023,15700124,15700149,15700168,15700186,15700189,15700201,15700205&usg=ALkJrhgThGvCL91ptxoIzK4uUEm0cz7ABA

91

đã được tìm thấy trong loài nhuyễn thể hai mảnh vỏ của tất cả vị trí lấy mẫu, nhưng

nồng độ không vượt quá giới hạn được thiết lập để bảo vệ đời sống thủy sinh [145].

Nồng độ aldrin và endrin được phát hiện trên sò huyết đạt giá trị cao nhất có ý

nghĩa thống kê, với giá trị dao động lần lượt là KPH – 5,421 µg/kg và KPH – 7,104

µg/kg (Hình 3.12b và 3.12d). Nồng độ aldrin thấp nhất là trên ngao với giá trị thay đổi

từ KPH – 0,031 µg/kg (trung bình 0,011 µg/kg). Nồng độ dieldrin có giá trị cao nhất

trên cá bống bớp, kế tiếp là sò huyết và thấp nhất trên hàu, với giá trị trung bình lần

lượt là 1,743 µg/kg; 1,227 µg/kg và 0,077 µg/kg (Hình 3.12c). Hàm lượng aldrin và

dieldrin giữa các mẫu sinh vật chênh lệch không quá cao, chủ yếu hàm lượng dieldrin

cao hơn aldrin, do aldrin dễ chuyển hóa thành dieldrin trong môi trường. Nồng độ

aldrin bị ảnh hưởng bởi yếu tố loài khác nhau. Mẫu sò huyết so với mẫu vẹm xanh và

ngao khác biệt về ý nghĩa thống kê với giá trị xác suất nhỏ hơn 0,0001. Các mẫu trai,

cá bống bớp và hàu tuy khác nhau về mặt số liệu nhưng về mặt thống kê có kết quả

giống nhau và là trung bình của mẫu sò huyết, vẹm xanh và ngao p = 0,0012. Đối với

hàm lượng dieldrin vẫn có sự khác nhau giữa các loài sinh vật với giá trị xác suất p =

0,0042, sau khi kiểm chứng hậu ANOVA cho thấy mẫu cá bống bớp với vẹm xanh,

hàu và ngao là khác biệt p < 0,0001.

Trong nghiên cứu tại Vịnh San Jorge, Patagonia cho thấy hàm lượng aldrin và

endrin trong loài nhuyễn thể hai mảnh vỏ dưới giá trị phát hiện LOD khoảng 0,004 –

0,005 µg/kg, hàm lượng dieldrin có giá trị rất thấp so với nghiên cứu ở cửa sông Sài

Gòn – Đồng Nai khoảng giá trị từ 0,01 – 0,02 µg/kg [124]. Theo một báo cáo ở vịnh

Saldanha, Nam Phi cho thấy nồng độ trung bình của dieldrin được phát hiện trong vẹm

đen là 4,4 µg/kg và vẹm Địa Trung Hải 3,2 µg/kg, xem xét về mặt tích lũy thì mức

nồng độ dieldrin thấp hơn nhiều so với khuyến nghị của FDA, 2008 do đó không gây

ra mối đe dọa cho người tiêu dùng [146].

Tương tự dieldrin được tìm thấy trong nghiên cứu trên vẹm ở Karystos dao động

từ 1,8 – 36 µg/kg cho thấy sự giảm dần của loại hóa chất BVTV này mặc dù các địa

điểm lấy mẫu không giống nhau nhưng vẫn cao hơn so với vẹm xanh ở cửa sông Sài

Gòn – Đồng Nai [147]. Một nghiên cứu khác được thực hiện bởi Kucuksezgin và cộng

sự ở biển Aegean, Đông Địa Trung Hải cho thấy mức độ aldrin trong cá đối đỏ khoảng

từ 0,10 – 0,61 µg/kg thấp hơn so với mẫu cá bống bớp trong nghiên cứu hiện tại dao

động từ KPH – 3,815 µg/kg [148].

92

Quy định về mức dư lượng tối đa (MRL) của FDA [149] đối với aldrin, dieldrin,

chlordane, heptachlor, trong thực phẩm cá là 300 µg/g. Mức dư lượng trong tất cả các

mẫu cá và loài nhuyễn thể hai mảnh vỏ được phân tích ở cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai

thấp hơn đáng kể so với các mức được khuyến nghị.

Từ kết quả các nghiên cứu trên cho thấy nồng độ OCPs trên các loài cá và

nhuyễn thể hai mảnh vỏ ở cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai tương đối thấp hơn so với các

kết quả đã được báo cáo trên thế giới. Dư lượng của DDTs, HCHs và OCPs trong mô

của cá và các loài nhuyễn thể hai mảnh vỏ từ các vùng ven biển và sông ở các nước

trên thế giới được thể hiện trong Bảng 3.21. Mục đích của nghiên cứu là so sánh các

mức dư lượng được tìm thấy ở cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai với các nghiên cứu khác

trên thế giới và tìm hiểu mức độ, nguồn gốc ô nhiễm trong sinh vật ở khu vực nghiên

cứu.

Bảng 3. 21. Nồng độ các OCPs (µg/kg) trong mô các loài cá và nhuyễn thể hai mảnh

vỏ các nước trên thế giới

Địa điểm Loài DDTs HCHs OCPs TLTK

Vịnh Bắc Ả Rập Vẹm 2,5–191 1,3–10,4 [150]

Thủy vực Campeche, Mexico Cá

KPH –

62,094

(16,7394)

KPH – 0,8672

(0,3353) [151]

Vịnh Kastela, Croatia Vẹm 44,8–309 - [152]

El-Sharkia Cá 173,4 –761,7 [153]

Biển Marmara, Thổ Nhĩ Kỳ Vẹm 1,23–99,75

0,94–86,59

[154]

Biển Địa Trung Hải, Tây Ban

Nha Vẹm 0,63–20,06 - [139]

Nhánh cửa sông Rosetta

Cá 10,36 –23,03

[128] Nhuyễn thể

hai mảnh vỏ 12,19 –28,11

Các nhánh sông Ravi, Pakistan Vẹm 46,41–1013,84

34,32–430,22

[155]

Cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai,

Việt Nam Cá 2,618 – 19,991

(9,524)

0,804 – 6,555

(3,292)

7,685 – 40,297

(19,519)

93

Nhuyễn thể

hai mảnh vỏ

0,542 – 20,094

(4,996)

KPH –

9,549

(3,692)

0,323 – 51,818

(18,805)

Nghiên

cứu hiện

tại

Kết quả chứng minh ô nhiễm OCPs xuất phát từ các nguồn có vị trí khác nhau,

tiêu biểu là từ hoạt động nông nghiệp và công nghiệp. Nồng độ các OCPs ở cửa sông

Sài Gòn – Đồng Nai tương đồng với kết quả nghiên cứu ở ven biển Địa Trung Hải,

Tây Ban Nha [139], nồng độ phát hiện cao nhất ở các nhánh sông Ravi, Pakistan [155].

3.3.2. Nồng độ các OCPs trong sinh vật theo không gian (vị trí)

Trong số các vị trí sông phụ ở cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai, hàm lượng tổng

DDTs cao nhất được ghi nhận tại địa điểm ST8 11,448 µg/kg tiếp theo là địa điểm ST9

10,270 µg/kg. Nồng độ trung bình của tổng DDTs trên sông phụ cao hơn nhiều so với

sông chính lần lượt là 8,94 µg/kg và 2,81 µg/kg cho thấy nồng độ dư lượng cao do việc

tiếp nhận nhiều nguồn ô nhiễm khác nhau từ các nhánh sông phụ ở cửa sông Sài Gòn

– Đồng Nai (Bảng 3.22).

Bảng 3. 22. Nồng độ DDTs, dieldrin và OCPs (µg/kg) trong các mẫu cá và nhuyễn thể

hai mảnh vỏ theo vị trí ở cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai

Vị trí thu mẫu DDTs Dieldrin OCPs

Sông chính

ST1 1,70 0,20 9,74

ST5 2,73 0,52 16,88

ST6 3,71 0,634 16,92

ST7 1,83 0,36 15,40

Sông phụ

ST8 11,45 0,86 29,21

ST9 10,27 1,27 24,56

ST10 9,47 0,66 19,34

ST11 4,31 0,37 18,50

So với sông chính (ST1, ST5, ST6, ST7), các vị trí sông phụ (ST8, ST9, ST10,

ST11) có nồng độ DDTs trên cá và các loài nhuyễn thể hai mảnh vỏ cao hơn 3,2 lần

(8,94 µg/kg/2,81 µg/kg) (Hình 3.13a).

94

Hình 3. 13. Nồng độ của (a) DDTs, (b) dieldrin và (c) OCPs trong cá và nhuyễn thể

hai mảnh vỏ được thu thập trong sông chính và sông phụ

Ghi chú: n = 31 (sông chính); n = 27 (sông phụ); a,b: khác biệt có ý nghĩa thống kê (5%)

kiểm định Tukey HSD

Trong phạm vi luận án, dieldrin có nồng độ trung bình trên sông phụ (ST8, ST9,

ST10 và ST11) lớn hơn so với sông chính (ST1, ST5, ST6 và ST7) lần lượt là 0,8 µg/kg

và 0,57 µg/kg. Nồng độ được liệt kê trong Bảng 3.22 cho thấy sông phụ bị ô nhiễm

tương đối nặng với dieldrin trong khi sông chính ít ô nhiễm hơn, chứng minh việc sử

dụng dieldrin và các nguồn ô nhiễm mới khác nhau đã xuất hiện trong các nhánh sông

phụ này. Nồng độ dieldrin trong các mẫu sinh vật trên sông phụ cao hơn 1,4 lần so với

sông chính (0,8 µg/kg/0,57 µg/kg) (Hình 3.13b).

Sông chính Sông phụ

µg

/kg

0

2

4

6

8

10

12

a

b

(a) DDTs


µg

/kg

0

5

10

15

20

25

30

a

b

(c) OCPs


µg

/kg

0.0

0.2

0.4

0.6

0.8

1.0

1.2

b

(b) Diedrin

a

95

Hình 3.13c mô tả sự biến động của các OCPs trong sông chính và sông phụ ở

cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai. Nồng độ trung bình OCPs trên sông phụ cao hơn 1,5

lần (23,1/15,75 µg/kg) so với sông chính, ghi nhận nồng độ OCPs cao nhất trên sông

phụ tại vị trí ST8 29,214 µg/kg và thấp nhất ở sông chính tại vị trí ST1 9,736 µg/kg

(Bảng 3.22). Chúng chảy qua các khu vực có hoạt động nông nghiệp phổ biến nơi

thuốc trừ sâu từng được sử dụng rộng rãi dẫn đến sự ô nhiễm các OCPs trong nguồn

nước cửa sông. Do đó, mức độ OCPs tương đối cao trong vị trí sông phụ này do việc

sử dụng rộng rãi chúng trong nhiều thập kỷ qua trong lưu vực. Do sự tồn lưu các OCPs

trong môi trường nên chúng đã bị cấm hoặc kiểm soát việc sử dụng trong các hoạt

động nông nghiệp.

Hình 3. 14. Phân tích thành phần (a) HCHs và (b) DDTs trong hai khu vực

Trên vị trí sông chính, đồng phân β–HCH chiếm tỷ lệ cao nhất 47,5%, tiếp theo

là α-HCH, γ–HCH, δ–HCH lần lượt là 22,3%; 19,7% và 10,6% (Hình 3.14a). Tỷ lệ

của p,p’–DDT chiếm cao nhất 49,9% trong DDTs. Đối với sông phụ, tỷ lệ đồng phân

β–HCH cũng chiếm tỷ lệ cao nhất như trên sông chính 37,1% và thấp nhất là α-HCH

19,4%, đồng thời tỷ lệ p,p’–DDD là cao nhất 45,1% trong DDTs (Hình 3.14b).

3.3.3. Nguồn ô nhiễm OCPs trong sinh vật

Phân tích thành phần chính và phân tích nhân tố (PCA/FA) được dùng để xác

định các thành phần tiềm ẩn có trong bảy OCPs thử nghiệm trong các mô sinh vật và

nhằm xác định những nguồn ô nhiễm có thể xâm nhập trong các thành phần này.


%

0

20

40

60

80

100

120

140alpha-HCH

gamma-HCH

beta-HCH

delta-HCH

(a) HCHs trong

hai khu vực


%

0

20

40

60

80

100

120

140p,p'-DDE

p,p'-DDD

p,p'-DDT

(b) DDTs trong

hai khu vực

96

Bảng 3. 23. Hệ số tải trọng của các thông số OCPs đối với các nhân tố khác nhau

được hình thành từ phân tích PCA/FA

Thông số VF1 VF2

Nhóm HCHs 0,56 0,41

Nhóm DDTs 0,77 -0,07

Heptachlor 0,26 0,58

Aldrin 0,85 0,29

Diedrin 0,86 0,13

Endrin 0,52 0,66

Nhóm endosulfans -0,18 0,86

Giá trị riêng 3,27 1,26

% tổng phương sai 46,7 18,0

Phần trăm phương sai tích lũy 46,7 64,7

Ghi chú: số in đậm là những số lớn hơn 0,75; số được gạch chân là những số lớn

hơn 0,5 và nhỏ hơn 0,75; VF: hệ số varimax

PCA/FA được trích xuất thành hai thành phần chính (PC) có giá trị riêng lớn

hơn 1. Phương sai cực đại tương ứng (VF) (nhân tố tiềm ẩn) có giá trị riêng lớn hơn 1,

độ tích lũy chiếm 64,7% tổng giá trị phương sai (Bảng 3.23). Nhân tố thứ nhất VF1

giải thích 46,7% tổng phương sai và cho thấy có tải trọng cao đối với DDTs, aldrin và

dieldrin chứng tỏ khả năng tích lũy trong sinh vật của các chất này như nhau. Nhân tố

thứ hai được đặc trưng bởi tải trọng cao đối với endosulfans chiếm 18% tổng phương

sai.

Trong phạm vi luận án, phân tích thành phần chính và phân tích nhân tố

(PCA/FA) được thực hiện trên dữ liệu phân tích đã thể hiện trực quan về mối quan hệ

giữa nồng độ các OCPs trong cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ được nghiên cứu, cho phép

xác định khả năng tích lũy OCPs tương tự nhau trong các sinh vật ở cửa sông Sài Gòn

– Đồng Nai.

97

Hình 3. 15. Nhóm cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ được kiểm tra dựa trên phân tích PCA/FA

Kết quả thu được PC1 giải thích 46,7% và PC2 giải thích 64,7% tổng phương

sai (Hình 3.15). Sự phân bố khác nhau của cá và các loài nhuyễn thể hai mảnh vỏ dọc

theo PC1 và PC2 trong biểu đồ PCA chỉ ra rằng các biến này có thể giải thích mô hình

OCPs được tìm thấy. Hai nhân tố chính được sử dụng để phân nhóm loại nghiên cứu

khác nhau dựa trên nồng độ các hợp chất OCPs. Kết quả phân tích thể hiện các mẫu sò

huyết có phạm vi nhiễm OCPs rộng hơn nhiều so với các loài khác và trai là loài có

phạm vi thấp nhất trong các loài nghiên cứu.

Nhận xét: Trong số các OCPs được phát hiện trong cá và các loài nhuyễn thể

hai mảnh vỏ, dư lượng của DDT là chủ yếu, tiếp theo là HCH và các OCPs khác. β-

HCH có nồng độ cao nhất trong nhuyễn thể hai mảnh vỏ là do khả năng chống lại sự

phân hủy của vi sinh vật, do đó thời gian bán hủy tương đối dài. Nồng độ OCPs xác

định được trong cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ có thể được coi là tương đối thấp khi so

sánh với dữ liệu được báo cáo từ các nghiên cứu tương tự những nơi khác ở châu Á và

các nước trên thế giới.

98

3.4. Đánh giá độc tính của DDTs

Từ kết quả đánh giá nồng độ các OCPs trong nước, trầm tích và sinh vật ở sông

Sài Gòn – Đồng Nai cho thấy DDTs là hóa chất chiếm nồng độ cao nhất và chủ yếu

trong các mẫu thu thập. Bên cạnh đó, giá thành DDTs rẻ, là hóa chất được sử dụng phổ

biến trong nông nghiệp nhằm ngăn chặn sự xâm hại của côn trùng đối với cây trồng và

diệt nhiều côn trùng gây dịch cho con người. Theo công ước Stockholm, DDTs rất khó

phân hủy nên tồn tại bền vững trong môi trường (tới 50% có thể tồn tại trong đất 10 –

15 năm sau khi sử dụng), khả năng phát tán rộng, tích tụ sinh học cao trong các mô của

sinh vật, có tính chất độc hại cao và việc sử dụng phổ biến trong môi trường nên hóa

chất DDTs được lựa chọn để đánh giá độc tính lên phôi, ấu trùng hàu Thái Bình Dương,

cá medaka.

3.4.1. Độc tính của DDTs đến sinh trưởng của phôi, ấu trùng hàu Thái Bình

Dương

3.4.1.1. Khảo sát trong môi trường nước

a) Ảnh hưởng của DDTs đến khả năng phân bào của phôi hàu Thái Bình Dương

Theo chu kỳ sinh lý bình thường của hàu, sau 2 giờ thụ tinh phôi sẽ thực hiện

phân bào. Vì vậy để đánh giá độc tính của hóa chất BVTV, phôi hàu Thái Bình Dương

(Crassostrea gigas) đã được phơi nhiễm với các nồng độ DDTs lần lượt là 0,1; 1; 10;

100 g/L (mẫu thử nghiệm) và 0 g/L (mẫu đối chứng). Sau 2 giờ phơi nhiễm trong

môi trường nước biển nhân tạo, DDTs ảnh hưởng rất lớn đến khả năng phát triển của

phôi hàu Thái Bình Dương (Hình 3.16). Tỷ lệ phôi chậm phát triển, chưa phân bào

thay đổi tuyến tính theo sự tăng dần của nồng độ DDTs. Tỷ lệ phôi chậm phát triển

tăng từ 28% đến 58% tương ứng với sự gia tăng nồng độ từ 0,1 đến 100 g/L so với

mẫu đối chứng chỉ có 2% (p < 0,05). Kết quả này cho thấy, sau 2 giờ phơi nhiễm với

DDTs, phôi hàu vẫn chưa đạt đến giai đoạn phân bào dù chỉ phơi nhiễm trong thời gian

ngắn. Sự ngăn cản quá trình phân bào này cũng là nguyên nhân dẫn đến tử vong sau

thời gian tiếp xúc 24 giờ.

99

Hình 3. 16. Biểu đồ thể hiện tỷ lệ phân bào của phôi hàu Thái Bình Dương sau 2 giờ

phơi nhiễm với DDTs trong môi trường nước biển nhân tạo

Nồng độ DDTs trong môi trường nước biển nhân tạo gây ảnh hưởng đến 50%

(EC50) phôi hàu Thái Bình Dương được tính dựa trên tỷ lệ phôi hàu chậm phát triển

thực tế tại các nồng độ thử nghiệm so với mẫu đối chứng. Kết quả thể hiện trong hình

3.17.

Nồng độ (µg/L)

0 0,1 1 10 100

Tỷ l

ệ p

hô

i ch

ưa

phân

bào

(%

)

0

10

20

30

40

50

60

70

c

b c

b

a b

a

100

Hình 3. 17. Biểu đồ thể hiện phương trình hồi quy của tỷ lệ phôi chậm phát triển sau

2 giờ phơi nhiễm với DDTs trong nước (p < 0,0001)

Hình 3.17 cho thấy mối tương quan giữa hệ số probit chuyển đổi giữa tỷ lệ phôi

chậm phát triển và logarit của các nồng độ thử nghiệm, với hệ số probit tăng tuyến tính

theo logarit nồng độ thử nghiệm. Từ phương trình chuyển đổi hồi quy, các giá trị EC50,

NOEC và LOEC về ảnh hưởng của DDTs đến việc làm chậm phát triển của phôi hàu

được thiết lập và thể hiện trong Bảng 3.24.

Bảng 3. 24. Các giá trị giới hạn NOEC, LOEC và EC50 sau 2 giờ hàu Thái Bình Dương

phơi nhiễm với DDTs trong nước

Giá trị NOEC EC50 LOEC

DDTs (µg/L) 0,00077 66,88 0,0093

DDTs trong môi trường nước đã tác động đến sự phát triển giai đoạn đầu của

phôi hàu, khi tiếp xúc với nồng độ 66,88 g/L DDTs trong môi trường nước sẽ làm

50% phôi hàu chậm phát triển. Tại nồng độ 0,0093 g/L hay 0,00077 g/L cũng có thể

gây chậm phát triển 10% và 5% phôi hàu tương ứng (Bảng 3.24).

b) Ảnh hưởng của DDTs đến khả năng sống sót của phôi hàu Thái Bình Dương

Các nghiên cứu về sự ảnh hưởng của hóa chất BVTV trong môi trường nước

lên phôi, ấu trùng hai mảnh vỏ đã được nhiều tác giả nghiên cứu. Hầu hết các thử

nghiệm đều lựa chọn nghiên cứu trong 24 giờ [87, 156], tuy nhiên các nghiên cứu chỉ

-2 -1 0 1 2 3 4

Hệ

số P

robit

theo

% p

hôi

chậm

phát

tri

ển

3.8

4.0

4.2

4.4

4.6

4.8

5.0

5.2

5.4

5.6

Tỷ lệ phôi chậm phát triển

Phương trình hồi quy

y = 4,3940 + 0,332x

R2 = 0,996

Logarit C

101

tập trung đánh giá ảnh hưởng của hóa chất BVTV metolachlor, irgarol lên giai đoạn

hình chữ D của ấu trùng hàu Thái Bình Dương (Crassostrea gigas) [156] hay hóa chất

2,4 - D, hexazinon, phosmet lên sự tăng trường của nghêu (Mya arenaria) [87]. Dữ

liệu về sự ảnh hưởng của hoá chất BVTV DDTs trong nước lên phôi, ấu trùng hàu Thái

Bình Dương vẫn còn khá ít. Vì vậy để đánh giá ảnh hưởng của DDTs, phôi và ấu trùng

hàu Thái Bình Dương đã được phơi nhiễm với các nồng độ DDTs tương ứng từ 0,1 –

100 g/L trong môi trường nước sau 24 giờ. Kết quả thể hiện ttrong Hình 3.18, cho

thấy khả năng sống sót của phôi và ấu trùng hàu Thái Bình Dương là khá thấp. Tỷ lệ

tử vong thay đổi từ 44% đến 69% tương ứng với sự gia tăng nồng độ phơi nhiễm DDTs

từ 0,1 đến 100 g/L so với mẫu đối chứng (0 g/L) chỉ có 3% (p < 0,05). Như vậy, sau

24 giờ phơi nhiễm với DDTs trong môi trường nước tỷ lệ phôi, ấu trùng tử vong tăng

tuyến tính cùng với sự tăng nồng độ DDTs.

Hình 3. 18. Biểu đồ thể hiện tỷ lệ phần trăm phôi, ấu trùng tử vong (Mean ± SE) sau

24 giờ phơi nhiễm với DDT trong nước biển nhân tạo

LC50 của DDTs trong môi trường nước biển nhân tạo gây tử vong phôi và ấu

trùng hàu Thái Bình Dương được tính dựa trên tỷ lệ phôi và ấu trùng hàu tử vong thực

tế tại các nồng độ thử nghiệm so với mẫu đối chứng. Kết quả được thể hiện trong Hình

3.19.


0 0,1 1 10 100

Tỷ l

ệ tử

von

g (

%)

0

20

40

60

80

d

c d

b c

a b

a

102

Hình 3. 19. Biểu đồ thể hiện phương trình hồi quy của tử lệ phôi, ấu trùng tử vong

sau 24 giờ phơi nhiễm với DDT trong nước (p < 0,001)

Hình 3.19 cho thấy mối tương quan giữa hệ số probit tỷ lệ phôi và ấu trùng tử

vong với logarit các nồng độ thử nghiệm, hệ số probit tăng tuyến tính theo logarit nồng

độ thử nghiệm. Từ phương trình chuyển đổi hồi quy, các giá trị LC50, NOEC, LOEC

về ảnh hưởng của DDTs đến tỷ lệ tử vong của phôi và ấu trùng hàu được thiết lập và

thể hiện trong Bảng 3.25.

Bảng 3. 25. Các giá trị giới hạn NOEC, LOEC và LC50 sau 24 giờ phơi nhiễm với

DDTs trong nước

Giá trị NOEC LC50 LOEC

DDT (µg/L) 0,000057 4,62 0,00068

Kết quả trong Bảng 3.25 cho thấy DDTs trong môi trường nước đã tác động đến

sự sống của phôi, ấu trùng hàu. Khi tiếp xúc với nồng độ 4,62 g/L DDTs trong môi

trường nước sẽ gây tử vong 50% phôi và ấu trùng hàu. Tại nồng độ 0,00068 g/L hay

0,000057 g/L cũng có thể gây tử vong 10% và 5% phôi hàu tương ứng.

Tác động độc hại của các loại hoá chất BVTV đối với các loài động vật hai

mảnh vỏ đã được một số tác giả nghiên cứu. Moreau và cộng sự đã sử dụng hoá chất

BVTV metaldehyde để đánh giá các ảnh hưởng lên tế bào miễn dịch hemocyte trên

hàu Thái Bình Dương (Crassostrea gigas) ở nồng độ 0,1 μg/L trong thời gian ngắn,

Logarit C

-2 -1 0 1 2 3 4

4.2

4.4

4.6

4.8

5.0

5.2

5.4

5.6

5.8

6.0

Hệ số tử vong


y = 4,788 + 0,334x

R2 = 0,957

Hệ

số P

rob

it t

heo

% t

ử v

ong

103

kết quả ghi nhận các tế bào miễn dịch hemocyte bị giảm sút [157]. Canty và cộng sự

đã báo cáo chỉ số thực bào trong vẹm xanh (Mytilus edulis) bị giảm sút sau khi phơi

nhiễm với 0,1 g/L hóa chất BVTV Azamethipos trong 24 giờ [158].

Sau 24 giờ thử nghiệm trong môi trường nước biển nhân tạo, LC50 trong nghiên

cứu hiện tại được xử lý có giá trị là 4,62 µg/L. Kết quả này thấp hơn một số nghiên

cứu về đánh giá độc tính của hóa chất BVTV trên một số loài nhuyễn thể hai mảnh vỏ

khác như ngao (Mercenaria mercenaria) [86], vẹm xanh (Perna viridis) [159]. LC50

của một số loại hoá chất BVTV cùng nhóm với DDTs như aldrin, endrin, deildrin tác

động lên phôi và ấu trùng của các loài nhuyễn thể hai mảnh vỏ khác đều cao hơn LC50

của DDT. Chung và cộng sự đã thử nghiệm độc tính 24 giờ của DDTs trong môi trường

nước lên ấu trùng ngao (Mercenaria mercenaria) ở Bờ biển phía Đông của Hoa Kỳ

ghi nhận giá trị LC50 là 610 µg/L. Điều này có thể do phôi và ấu trùng hàu Thái Bình

Dương (Crassostrea gigas) nhạy cảm hơn ấu trùng ngao (Mercenaria mercenaria) với

DDTs trong môi trường nước [86]. Do ấu trùng ngao sử dụng trong thử nghiệm của

Chung và cộng sự đã có thời gian sinh trưởng dài ngày hơn nên các tế bào bên trong

đã được phát triển đầy đủ hơn và có một lớp bảo vệ bên trong nên sự chống chịu cao

hơn phôi hàu Thái Bình Dương vừa được thụ tinh, chưa được phát triển và chưa có lớp

bảo vệ bên ngoài với độc chất nên độc chất dễ dàng xâm nhập vào bên trong hơn, làm

tổn thương tế bào nhiều hơn [86]. Điều này cho thấy rằng, cùng là nhuyễn thể hai mảnh

vỏ nhưng các loài khác nhau sẽ đáp ứng khác nhau với các hoá chất BVTV, do hình

thức phơi nhiễm khác nhau (điều kiện thử nghiệm) và thời điểm phơi nhiễm khác nhau

(độ tuổi của phôi hay ấu trùng sử dụng thử nghiệm mà nồng độ hóa chất BVTV có tác

động gây hại cũng khác nhau) [159]. Davis và cộng sự sử dụng phôi và ấu trùng hàu

Mỹ (Crassostrea virginica) phơi nhiễm với dieldrin và endrin sau 48 giờ đã xác định

được 48h - LC50 là >10000 µg/L [160]. Kết quả nghiên cứu chỉ ra rằng, phôi và ấu

trùng hàu Mỹ (Crassostrea virginica) nhạy cảm thấp hơn với dieldrin và endrin so với

DDT. Tuy dieldrin và endrin đều thuộc nhóm hóa chất BVTV OCPs nhưng do độc tính

mỗi loại hoá chất BVTV là khác nhau nên dù thời gian phơi nhiễm dài hơn, nồng độ

endrin và dieldrin lớn hơn nồng độ DDTs tới 2000 lần thì mới gây tử vong 50% phôi,

ấu trùng hàu Mỹ (Crassostrea virginica). Trong khi đó aldrin cũng được chính Davis

và cộng sự cho phơi nhiễm với phôi và ấu trùng ngao (Mercenaria mercenaria) trong

48 giờ ghi nhận giá trị LC50 là 410 g/L. Điều này cho thấy, độc tính của DDTs cao

104

hơn aldrin, khi nồng độ aldrin gây độc lớn hơn nồng độ DDTs 82 lần mới gây tử vong

50% phôi và ấu trùng ngao [160].

Khi so sánh kết quả đánh giá độc tính của DDTs với các loại hoá chất BVTV

khác như: endrin, dieldrin, aldrin và atrazine đều nhận thấy nồng độ gây độc của DDTs

đều thấp hơn so với các hóa chất BVTV khác. Tuy nhiên, kết quả LC50 của DDTs trong

nghiên cứu hiện tại lại phù hợp với nghiên cứu của Mai và cộng sự khi nghiên cứu về

độc tính của metochlor lên phôi và ấu trùng hàu Thái Bình Dương sau 24 giờ với LC50

< 10 µg/L [65].

3.4.1.2. Khảo sát trong môi trường trầm tích

a) Ảnh hưởng của DDTs đến khả năng phân bào của phôi hàu Thái Bình Dương

Tương tự như trong môi trường nước, sau 2 giờ phơi nhiễm với các nồng độ

DDT khác nhau từ 0 mg/kg (mẫu đối chứng) đến 0,01; 0,05; 0,1; 0,5; 1; 5 mg/kg (mẫu

thử nghiệm), phôi hàu Thái Bình Dương vẫn chưa đạt đến giai đoạn phân bào (Hình

3.20). Điều này cho thấy, DDTs gây ảnh hưởng đến khả năng phát triển của phôi không

chỉ trong môi trường nước mà cả môi trường trầm tích. Kết quả trong Hình 3.20 cho

thấy trong môi trường trầm tích, khả năng phát triển của phôi hàu giữa mẫu đối chứng

và tất cả các mẫu thử nghiệm sau 2 giờ phơi nhiễm với DDTs có sự khác biệt đáng kể.

Trong mẫu đối chứng tỷ lệ phôi chậm phát triển là 2%, ở các mẫu thử nghiệm tỷ lệ này

tăng dần từ 18% đến 75% tuyến tính theo sự gia tăng nồng độ DDTs (từ 0,01 đến 5

mg/kg, p < 0,05). Kết quả này chỉ ra rằng, DDTs trong trầm tích cũng ảnh hưởng lớn

đến khả năng phân bào và phát triển của phôi dù chỉ phơi nhiễm trong thời gian ngắn.

105

Hình 3. 20. Biểu đồ thể hiện tỷ lệ phần trăm phôi chậm phát triển (Mean ± SE) sau

24 giờ phơi nhiễm với DDT trong trầm tích

Nồng độ DDTs trong môi trường trầm tích gây ảnh hưởng đến 50% (EC50) phôi

hàu Thái Bình Dương được tính dựa trên tỷ lệ phôi hàu chậm phát triển thực tế tại các

nồng độ thử nghiệm so với mẫu đối chứng. Kết quả thể hiện trong Hình 3.21.

Hình 3. 21. Biểu đồ thể hiện phương trình hồi quy của tỷ lệ phôi chậm phát triển sau

2 giờ phơi nhiễm với DDTs trong trầm tích (p < 0,0001)

Nồng độ (mg/kg)

0 0,01 0,05 0,1 0,5 1 5

Tỷ l

ệ phôi

chậm

phát

tri

ển (

%)

0

20

40

60

80

100

d

c dc d

c

b

b

a

Logarit C

-2 -1 0 1

3.0

3.5

4.0

4.5

5.0

5.5

6.0

Tỷ lệ phôi chậm phát triển


y = 4,9729 + 0,8166x

R2 = 0,98

Hệ

số P

robit

theo

% p

hôi

chậm

phát

tri

ển

106

Hình 3.21 cho thấy mối tương quan giữa hệ số probit chuyển đổi giữa tỷ lệ phôi

chậm phát triển và logarit của các nồng độ thử nghiệm, với hệ số probit tăng tuyến tính

theo logarit nồng độ thử nghiệm. Từ phương trình chuyển đổi hồi quy, các giá trị EC50,

NOEC và LOEC về ảnh hưởng của DDTs đến việc làm chậm phát triển của phôi hàu

được thiết lập và thể hiện trong Bảng 3.26.

Bảng 3. 26. Giá trị NOEC, LOEC và EC50 của DDTs trong trầm tích đối với sự chậm

phát triển phôi hàu

Giá trị NOEC EC50 LOEC

DDTs (mg/kg) 0,01 1,1 0,029

Kết quả Bảng 3.26 cho thấy DDTs trong môi trường trầm tích đã tác động đáng

kể đến sự phát triển giai đoạn đầu của phôi hàu. Khi tiếp xúc với nồng độ 1,1 mg/kg

DDTs trong môi trường trầm tích sẽ làm 50% phôi hàu chậm phát triển. Tại nồng độ

0,01 hay 0,029 mg/kg cũng có thể gây chậm phát triển 5 và 10% phôi hàu tương ứng.

b) Ảnh hưởng của DDTs đến khả năng sống sót của phôi hàu Thái Bình Dương

Tương tự như trong môi trường nước, tác động của hoá chất BVTV đến các loài

sinh vật thuỷ sinh đã được nhiều nghiên cứu thực hiện trước đây. Chung và cộng sự sử

dụng ngao (Mercenaria mercenaria) để đánh giá các ảnh hưởng mãn tính của DDTs

trong trầm tích sau thời gian phơi nhiễm 10 ngày [86]. Fathallah và cộng sự đánh giá

ảnh hưởng của DDTs trong trầm tích lên tỷ lệ hình thành ấu trùng giai đoạn hình chữ

D của ngao vỏ thảm có rãnh (Ruditapes decussatus) trong 24 giờ và tỷ lệ tử vong của

ấu trùng sau 96 giờ thử nghiệm [84].

Sau 24 giờ phơi nhiễm với các nồng độ DDTs thay đổi từ 0,01 đến 5 mg/kg

trong môi trường trầm tích, kết quả ghi nhận tỷ lệ phôi và ấu trùng tử vong có chiều

hướng tăng theo sự gia tăng của nồng độ hóa chất BVTV DDTs. Tỷ lệ sống sót giảm

mạnh sau 24 giờ phơi nhiễm và tỷ lệ nghịch với độ lớn nồng độ DDTs trong trầm tích.

Tỷ lệ phôi, ấu trùng tử vong và sống sót sau 24 giờ phơi nhiễm được thể hiện trong

biểu đồ Hình 3.22. Tỷ lệ tử vong của phôi, ấu trùng hàu trong mẫu đối chứng là khá

thấp chỉ 3% so với các mẫu thử nghiệm ghi nhận giá trị tăng dần từ 27% đến 84%

tương ứng với sự tăng nồng độ DDTs phơi nhiễm từ 0,01 đến 5 mg/kg (p < 0,05) (Hình

3.22).

107

Hình 3. 22. Biểu đồ thể hiện tỷ lệ phần trăm phôi, ấu trùng tử vong (Mean ± SE) sau

24 giờ phơi nhiễm với DDT trong trầm tích

Nồng độ LC50 của DDTs trong môi trường trầm tích gây tử vong phôi và ấu

trùng hàu Thái Bình Dương được tính dựa trên tỷ lệ phôi và ấu trùng hàu tử vong thực

tế tại các nồng độ thử nghiệm so với mẫu đối chứng. Kết quả được thể hiện trong Hình

3.23.

Hình 3. 23. Biểu đồ thể hiện phương trình hồi quy của tỷ lệ phôi và ấu trùng tử vong

sau 24 giờ phơi nhiễm với DDTs trong trầm tích

Hình 3.23 cho thấy mối tương quan giữa hệ số probit tỷ lệ phôi và ấu trùng tử

vong với logarit các nồng độ thử nghiệm, hệ số probit tăng tuyến tính theo logarit nồng

Nồng độ (mg/kg)

0

20

40

60

80

100

0 0,01 0,05 0,1 0,5 1

f

e f

d e

c d

b c

a b

a

Tỷ l

ệ tử

von

g (

%)

5

Logarit C

Hệ

số P

robit

theo

% t

ử v

ong

-2 -1 0 1

3.5

4.0

4.5

5.0

5.5

6.0

6.5

Hệ số tỷ lệ tử vong


y = 5,4089 +0,7849x

R2 = 0,9852

108

độ thử nghiệm. Từ phương trình chuyển đổi hồi quy, các giá trị LC50, NOEC, LOEC

về ảnh hưởng của DDTs đến tỷ lệ tử vong của phôi và ấu trùng hàu được thiết lập và

thể hiện trong Bảng 3.27.

Bảng 3. 27. Các giá trị NOEC, LOEC và LC50 của DDTs trong trầm tích đối với sự tử

vong của phôi, ấu trùng hàu

Giá trị NOEC LC50 LOEC

DDTs (mg/kg) 0,0025 0,3 0,0071

Kết quả Bảng 3.27 cho thấy DDTs trong môi trường trầm tích đã tác động đáng

kể đến sự sống của phôi, ấu trùng hàu. Khi tiếp xúc với nồng độ 0,3 mg/kg DDTs trong

môi trường trầm tích sẽ gây tử vong 50% phôi và ấu trùng hàu. Tại nồng độ 0,0071

mg/kg hay 0,0025 mg/kg cũng có thể gây tử vong 10% và 5% phôi hàu tương ứng.

Tương tự như trong môi trường nước sau 24 giờ phơi nhiễm, kết quả nghiên

cứu đã ghi nhận phôi, ấu trùng hàu có hiện tượng chậm phát triển, điều này cho thấy

rằng DDTs cũng ảnh hưởng đến sự sống và làm chậm phát triển của phôi, ấu trùng hàu

trong môi trường trầm tích. Kết quả nghiên cứu phù hợp với dữ liệu đã công bố của

Klumpp và cộng sự [161], Mai Hương và cộng sự [156], Yatawara và cộng sự [130],

Song và cộng sự [159] khi thử nghiệm độc tính của các hóa chất OCPs trên các loài

nhuyễn thể hai mảnh vỏ.

Trong môi trường trầm tích, giá trị LC50 của DDTs sau 24 giờ phơi nhiễm ghi

nhận là 0,3 mg/kg (p < 0,05). Kết quả này thấp hơn nhiều so với với dữ liệu đã công

bố trong nghiên cứu của Fathallah và cộng sự khi đánh giá độc tính của DDTs bổ sung

vào trầm tích với phôi, ấu trùng ngao Châu Âu (Ruditapes decussatu) sau 24 giờ [84].

ngao Châu Âu (Ruditapes decussatu) được phơi nhiễm với DDT trong trầm tích ở các

nồng độ từ 0,16 đến 10 mg/kg với nhiệt độ 22 – 33 oC, độ mặn là 36 ppm, giá trị LC50

ghi nhận được là 3,39 mg/kg. Chung và cộng sự đã đánh giá độc tính của DDTs trong

môi trường trầm tích lên ấu trùng ngao (Mercenaria mercenaria) ở Bờ biển phía Đông

của Hoa Kỳ trong thời gian 10 ngày đã xác định được LC50 là 5,8 mg/kg [86]. Sự khác

biệt về giá trị LC50 này có thể do sự khác biệt giữa các loài nhuyễn thể về khả năng

nhạy cảm với các chất độc hoặc khác biệt về thời điểm phơi nhiễm (cá thể đã phát triển

hoàn chỉnh có khả năng chống chịu cao hơn so với phôi, ấu trùng hàu vừa được thụ

tinh) hoặc môi trường trầm tích sử dụng tại mỗi nghiên cứu có mức độ tinh sạch và

109

tính chất vật lý khác nhau. Môi trường trầm tích tại khu vực nghiên cứu trong luận án

sử dụng có thể có các tác nhân khác gây độc hơn cho phôi và ấu trùng làm cho tỷ lệ

phôi, ấu trùng tử vong cao. Ta có thể thấy tương tự như trong môi trường nước, sau 24

giờ phơi nhiễm với DDTs trong môi trường trầm tích tỷ lệ phôi, ấu trùng tử vong tăng

lên cùng với sự tăng lên nồng độ DDTs. Nồng độ gây tác động của độc chất phụ thuộc

vào độ tuổi của phôi, ấu trùng sử dụng thử nghiệm, điều điện môi trường và loại trầm

tích sử dụng thử nghiệm. Những điều này, làm thay đổi khả năng gây độc của DDTs

trong môi trường trầm tích đến phôi và ấu trùng hàu thử nghiệm.

3.4.1.3. Khảo sát hình thái phôi và ấu trùng hàu

Sau 24 giờ phơi nhiễm với DDTs đa số phôi hàu Thái Bình Dương (C. gigas)

vẫn đang trong giai đoạn phân bào hoặc chậm phân bào hoặc mới đạt đến giai đoạn ấu

trùng trochophore (ấu trùng hình bánh xe, diễn ra trong giai đoạn từ 10 đến 12 giờ) mà

vẫn chưa đạt đến giai đoạn hình thành ấu trùng hình chữ D (diễn ra trong giai đoạn từ

16 đến 24 giờ). Điều này chứng minh, DDTs và các loại hoá chất BVTV OCPs như

lindane, endosunfans gây ức chế quá trình phát triển của phôi, ấu trùng hàu Thái Bình

Dương.

Trong phạm vi luận án, để khảo sát ảnh hưởng của DDTs đến sự thay đổi hình

thái và cấu trúc các bào quan, phôi hàu Thái Bình Dương (C. gigas) đã được phơi

nhiễm với DDTs ở nồng độ 1 g/L trong môi trường nước và 1 mg/kg trong môi trường

trầm tích trong vòng 24 giờ, thu và phân tích mẫu. Kỹ thuật kính hiển vi điện tử quét

(SEM) và kính hiển vi điện tử truyền qua (TEM) được sử dụng để xác định sự thay đổi

về hình thái và siêu cấu trúc bào quan của phôi hàu Thái Bình Dương (C. gigas). Kết

quả SEM, TEM trong nghiên cứu được thực hiện tại phòng Hiển vi siêu cấu trúc - Viện

Vệ sinh dịch tễ Trung ương, kết quả thu được như sau:

a) Kết quả khảo sát trong môi trường nước

• Kết quả chụp hiển vi điện tử quét SEM:

Sau 24 giờ phơi nhiễm với hóa chất BVTV DDTs ở nồng độ 1 g/L trong môi

trường nước biển nhân tạo, kết quả chụp SEM cấu trúc bề mặt phôi hàu Thái Bình

Dương (C. gigas) thể hiện trong Hình 3.24a (mẫu đối chứng) và Hình 3.24b (mẫu có

bổ sung DDTs với nồng độ 1 g/L). Kết quả cho thấy hóa chất BVTV DDTs đã làm

thay đổi đáng kể hình thái của phôi hàu Thái Bình Dương (C. gigas). Ở mẫu đối chứng,

phôi hàu có hình tròn hoặc hình cầu với bề mặt ngoài nhẵn, mịn và đang tiến hành quá

110

trình phân bào (Hình 3.24a). Phôi hàu trở lên biến dạng, bề ngoài sần sùi và bị vỡ nát

sau khi phơi nhiễm với hóa chất BVTV DDTs (Hình 3.24b, c, d). Điều này chứng tỏ

hóa chất BVTV đã làm thay đổi đáng kể hình thái phôi hàu và thậm chí làm chết phôi.

Hình 3. 24. Kết quả chụp SEM hình thái cấu trúc phôi hàu Thái Bình Dương C. gigas

trong môi trường nước biển nhân tạo sau 24 giờ

a) Phôi hàu không phơi nhiễm với hóa chất BVTV DDTs; b, c, d) Phôi hàu Thái

Bình Dương C. gigas phơi nhiễm với DDTs 1 g/L

• Kết quả chụp hiển vi điện tử truyền qua TEM:

Ảnh TEM siêu cấu trúc bào quan bên trong phôi hàu trước và sau khi phơi nhiễm

với hóa chất BVTV DDTs được thể hiện trong Hình 3.25 và Hình 3.26. Ở mẫu đối

chứng (Hình 3.25a, b, c, d) chụp ở các vị trí khác nhau cho thấy, khi không bổ sung

hóa chất BVTV DDTs và nuôi phôi trong điều kiện bình thường, siêu cấu trúc bào

quan phôi hàu có hình cầu hoặc tròn (Hình 3.25d), bào quan bên trong phôi rõ ràng.

Bên trong tế bào chất, lưới nội chất nguyên vẹn đầy đủ (mũi tên 2) và các hạt có vỏ

capsids và ty thể nguyên vẹn (mũi tên 1) với nội hạt nhân dày đặc, rõ ràng phía dưới

lớp cơ phụ (Hình 3.25a, c), thành tế bào ngoài cùng của phôi dày (kích thước đo được

610 nm, Hình 3.25b). Sau khi phơi nhiễm với hóa chất BVTV DDTs ở nồng độ 1 g/L

với thời gian là 24 giờ, các bào quan bên trong hầu như bị phá hủy (Hình 3.26b, c, d),

111

thành tế bào mỏng hơn (405-440 nm, Hình 3.26a), vỏ capsids với nội hạt nhân bên

trong bị phá hủy và rỗng (mũi tên Hình 3.26b), lưới nội chất không còn nguyên vẹn

(mũi tên Hình 3.26d). Điều này chứng tỏ hóa chất BVTV DDTs đã gây ảnh hưởng đến

cấu trúc bào quan bên trong phôi hàu.

Hình 3. 25. Kết quả chụp TEM cấu trúc bào quan phôi hàu Thái Bình Dương C. gigas trong

môi trường nước biển nhân tạo ở mẫu đối chứng (không phơi nhiễm với DDTs) sau 24 giờ

112

Hình 3. 26. Kết quả chụp TEM cấu trúc bào quan phôi hàu Thái Bình Dương C. gigas trong

môi trường nước biển nhân tạo ở mẫu thử nghiệm (phơi nhiễm với 1 g/L DDTs) sau 24 giờ

b) Kết quả khảo sát trong môi trường trầm tích

• Kết quả chụp hiển vi điện tử quét SEM

Tương tự như trong môi trường nước biển nhân tạo, ảnh SEM cấu trúc bề mặt

phôi hàu Thái Bình Dương C. gigas trong mẫu trầm tích giữa mẫu đối chứng (không

phơi nhiễm với DDTs, Hình 3.27a) và mẫu thực nghiệm (phơi nhiễm với DDTs 1

mg/kg, Hình 3.27b, c, d) cũng có sự khác biệt đáng kể. Ở mẫu đối chứng cấu trúc bề

mặt phôi hàu nhẵn, mịn và đang tiến hành quá trình phân bào (Hình 3.27a). Ngược lại,

ở mẫu thực nghiệm cấu trúc bề mặt phôi hàu bị tác động lớn, phôi bị phá hủy mạnh,

thậm chí bị vỡ làm chết phôi (Hình 3.27b, c, d).

113

Hình 3. 27. Kết quả chụp SEM hình thái cấu trúc phôi hàu Thái Bình Dương C. gigas

trên môi trường trầm tích sau 24 giờ

a) Phôi hàu không phơi nhiễm với hóa chất BVTV DDTs; b, c, d) Phôi hàu Thái Bình

Dương C. gigas phơi nhiễm với DDTs 1 mg/kg

• Kết quả chụp hiển vi điện tử truyền qua TEM:

Cấu trúc bào quan bên trong phôi hàu trước và sau khi phơi nhiễm với DDTs

trong môi trường trầm tích được thể hiện trong ảnh chụp TEM ở Hình 3.28 và 3.29.

Tương tự như trong môi trường nước, cấu trúc bào quan giữa mẫu đối chứng (không

phơi nhiễm DDTs) và mẫu thử nghiệm (phơi nhiễm DDTs với nồng độ 1mg/kg) có sự

thay đổi lớn. Ở mẫu đối chứng không có sự tác động của DDTs, cấu trúc bào quan còn

nguyên vẹn, lưới nội chất (Hình 3.28b, mũi tên 2; Hình 3.28c, mũi tên 4) xếp thành

lớp, các hạt capsid với nội hạt nhân dày đặc rõ ràng (Hình 3.28b, mũi tên 1), ty thể còn

nguyên vẹn (Hình 3.28c, mũi tên 3) và lớp cơ phụ với cấu trúc thành tế bào bao ngoài

rõ ràng, dày dặn từ 364 đến 370 nm (Hình 3.28a), cấu trúc các tế bào tuyến sinh dục

còn nguyên vẹn (Hình 3.28d). Khi phơi nhiễm với DDTs ở nồng độ 1 mg/kg, kết quả

TEM chụp cấu trúc cắt ngang phôi hàu cho thấy hầu hết các bào quan trong phôi đều

bị ảnh hưởng. Lưới nội chất bị phá hủy (Hình 3.29a mũi tên 3), các hạt nucleus với hạt

nhân rỗng hoặc đang bị phân hủy (Hình 3.29a, mũi tên 1, 2), thành tế bào bao quanh

114

bào quan mỏng đi chỉ còn 293 đến 315 nm (Hình 3.29d), bề mặt cắt ngang bào quan

hầu như đều đang phân hủy bên trong mô liên kết lớp phủ (Hình 3.29b, c).

Hình 3. 28. Kết quả chụp TEM cấu trúc bào quan phôi hàu Thái Bình Dương C.

gigas ở mẫu trầm tích đối chứng (không phơi nhiễm với DDTs) sau 24 giờ

115

Hình 3. 29. Kết quả chụp TEM cấu trúc bào quan phôi hàu Thái Bình Dương C. gigas ở

mẫu trầm tích thử nghiệm (phơi nhiễm với DDTs ở nồng độ 1mg/kg) sau 24 giờ

Hàu nói chung và hàu Thái Bình Dương C. gigas nói riêng là loại hải sản tự

nhiên và thương phẩm có giá trị kinh tế cao. Nên việc nghiên cứu để tìm ra điều kiện

môi trường nuôi tốt nhất, thu được năng suất cao nhất đang là vấn đề được nhiều doanh

nghiệp và nhà khoa học quan tâm. Vì phôi và ấu trùng hàu rất dễ bị nhiễm bệnh hàng

loạt, do đó hầu hết các nghiên cứu khoa học chỉ tập trung nghiên cứu sự ảnh hưởng

của các loại virus, vi khuẩn gây bệnh đối với hàu hoặc ảnh hưởng của các loại hóa chất

lên sinh trưởng của phôi và ấu trùng hàu. Các nghiên cứu thường tập trung đánh giá

độc tính cấp tính hoặc ảnh hưởng đến tỷ lệ sống chết của phôi bằng các chỉ số LC50,

EC50 hoặc RT-PCR là chủ yếu, nghiên cứu ảnh hưởng của hóa chất BVTV nhất là đến

sự biến đổi cấu trúc phôi ấu trùng hàu bằng kỹ thuật SEM, TEM không có nhiều dữ

liệu được công bố. Tuy nhiên, hầu hết các nghiên cứu sử dụng kỹ thuật SEM, TEM đã

công bố về độc tính của các hóa chất BVTV hay các độc tố khác trong môi trường đến

cấu trúc bào quan phôi và ấu trùng hàu đều cho kết quả tương tự với ghi nhận của

nghiên cứu hiện tại [162-164].

Antoine và cộng sự đã cho hàu Thái Bình Dương C. gigas tiếp xúc với hóa chất

BVTV glyphosate ở nồng độ từ 0,1 đến 100 g/L trong 24 giờ ở cả ba kiểu sinh sản

116

khác nhau là con đực, con cái và ấu trùng chưa được thụ tinh [162]. Kết quả cho thấy

hóa chất BVTV đã ảnh hưởng nghiêm trọng đến cấu trúc bào quan của hàu so với mẫu

đối chứng. Hầu hết các mẫu phơi nhiễm đều ghi nhận sự phá hủy ở các mô liên kết khi

phơi nhiễm với các nồng độ từ 0,1 đến 1g/L, một số bào quan bị thâm đen do tan máu

hemocytic (ở nồng độ từ 1 đến 100g/L), teo ống tiêu hóa ở các mức độ khác nhau tùy

thuộc nồng độ hóa chất BVTV phơi nhiễm [162]. Theo Wessel và cộng sự, khi cho

phôi Hàu Thái Bình Dương C. gigas phơi nhiễm với hydrocarbon thơm đa vòng, benzo

[a] pyrene, hormone estrogen tổng hợp, 17-ethinylestradiol và hóa chất BVTV

endosulfan trong 24 giờ đã ghi nhận sự ảnh hưởng lớn của các độc tố này đến giai đoạn

tạo phôi hình chữ D của hàu. Trong đó, kết quả chụp hiển vi phôi hàu cho thấy

endosunfan ở các nồng độ từ 150 đến 300 nM đã phá vỡ cấu trúc sợi ADN, tỷ lệ ấu

trùng hình chữ D bất thường tăng cao nhất sau khi tiếp xúc với mẫu có nồng độ

endosunfan là 300 nM [165].

Buisson và cộng sự đã khảo sát sự ảnh hưởng của 15 loại hóa chất BVTV với

cả hai hình thức phơi nhiễm nhân tạo và nghiên cứu thực địa, thí nghiệm phơi nhiễm

cho thấy sự tích tụ của urê, thuốc diệt cỏ thay thế trong mô hàu và ghi nhận tác dụng

đáng kể của thuốc diệt cỏ đối với chu kỳ sinh sản và ống tuyến tiêu hóa [163]. Kết quả

đã phát hiện 6/15 loại hóa chất BVTV tích lũy trong mô hàu Thái Bình Dương C. gigas

trong các mẫu thử nghiệm nhân tạo, trong đó giá trị ghi nhận với diuron và isoproturon

trong mô hàu tương ứng là 0,5 μg/L và 1 μg/L. Quan sát cấu trúc mô học cũng cho

thấy, hóa chất BVTV đã gây teo ống tiêu hóa biểu mô ống, mất ổn định của lysosome

màng và tăng sự xuất hiện hoại tử tuyến sinh dục, làm cản trở chu kỳ sinh sản bình

thường của hàu khi phơi nhiễm với 10 g/L hóa chất BVTV diuron [163]. Trong thực

tế chuyển hóa, các chất ô nhiễm hữu cơ lipophilic dễ dàng bị khử thông qua chu kỳ

sinh sản nhờ quá trình làm giàu trong mô gan, vì thế một số hàu cái và lưỡng tính bị

hoại tử tuyến sinh dục cao hơn đã được ghi nhận trong nghiên cứu của Buisson và cộng

sự [163].

Như vậy, sau 24 giờ phơi nhiễm với DDT trong môi trường nước và trầm tích

tỷ lệ phôi, ấu trùng tử vong tăng lên cùng với sự tăng lên nồng độ DDTs. Kết quả này

có thể được giải thích như sau:

- Trong giai đoạn trứng vừa được thụ tinh hình thành phôi, phôi không được

bảo vệ mà tiếp xúc trực tiếp với môi trường ô nhiễm DDT, làm phôi không kịp thích

117

nghi với môi trường bị ô nhiễm, chuyển sang giai đoạn ấu trùng, các ấu trùng chưa

phát triển hoàn thiện nên rất dễ bị DDTs gây hại và tử vong. Mặc khác, DDTs xâm

nhập trực tiếp vào ấu trùng trong giai đoạn phôi, sự trao đổi chất tăng lên để đáp ứng

với sự thay đổi của môi trường từ trong phôi ra ngoài và phản ứng với hoá chất BVTV

DDTs. Phôi chậm phát triển cũng là một nguyên nhân dẫn đến tỷ lệ tử vong tăng.

- Ấu trùng hàu tiếp xúc trực tiếp với DDTs, khi đó DDTs sẽ xâm nhập qua màng

tế bào ấu trùng phá huỷ các cấu trúc bên trong của ấu trùng hàu làm tỷ lệ tử vong tăng

hoặc làm biến dạng hình thái của ấu trùng.

Ngoài ra, các loại hoá chất BVTV đã được chứng minh là làm thay đổi cấu trúc

gen của phôi, ấu trùng hàu, làm chậm quá trình phát triển, biến dạng hình thái phôi và

ấu trùng hoặc làm giảm khả năng miễn dịch của chúng với một số vi khuẩn [166].

Chính vì vậy, phôi và ấu trùng rất dễ bị các loại vi khuẩn xâm nhập, gây hại làm tỷ lệ

tử vong tăng lên, ấu trùng giai đoạn hình chữ D bất thường cũng tăng đáng kể so với

mẫu đối chứng không phơi nhiễm với hóa chất BVTV.

3.4.2. Độc tính của DDT đến sinh trưởng của phôi cá medaka

Đánh giá ảnh hưởng của hóa chất BVTV nói chung và hóa chất DDTs nói riêng

trong môi trường sinh thái thủy sinh thì ngoài đối tượng nhuyễn thể là những loài ăn

lọc và sống ở tầng đáy, việc xem xét ảnh hưởng của DDTs đến những loài sinh vật lớn

hơn sống ở tầng giữa và tầng mặt cũng hết sức cần thiết. Trong phạm vi nghiên cứu

của luận án này, tôi chọn cá medaka (Oryzias latipes) hay còn được gọi là cá gạo Nhật

Bản làm đối tượng nghiên cứu do có nhiều đặc điểm sinh học ưu việt.

3.4.2.1. Đánh giá độc tính của DDTs đến sinh trưởng và phát triển phôi cá medaka

O. latipes

10 phôi cá medaka O. latipes (24 giờ tuổi) được lựa chọn ngẫu nhiên và cho

phơi nhiễm với hóa chất BVTV DDTs ở 8 nồng độ khác nhau (0; 0,04; 0,08; 0,12;

0,16; 0,2; 0,24 và 0,28 µg/L) trong các đĩa 6 giếng SPL (Hàn Quốc). Kết quả được thể

hiện trong Bảng 3.28 và Hình 3.30. Độc tính của hóa chất BVTV ở các nồng độ khác

nhau ảnh hưởng đến phôi cá medaka là khác nhau, nồng độ của DDTs càng cao thì tỷ

lệ sống của phôi cá medaka càng giảm. Kết quả cho thấy, ở các mẫu có bổ sung hóa

chất DDTs hầu hết các phôi cá medaka thử nghiệm đều có tỷ lệ sống thấp. Trong đó,

nồng độ (0,28 g/L) thể hiện độc tính mạnh nhất với tỷ lệ tử vong là 100% chỉ sau 24

giờ phơi nhiễm. Ở các nồng độ còn lại, tỷ lệ tử vong thay đổi tương ứng từ 8,3-85%

118

(24 giờ); 18,3-96,7% (48 giờ); 30-100% (72 giờ) và tăng lên 43-100% (96 giờ) so với

mẫu đối chứng có tỷ lệ sống sót đạt 100% ở cả bốn thời điểm phơi nhiễm.

Bảng 3. 28. Tỷ lệ tử vong của phôi cá medaka sau 24, 48, 72 và 96 giờ phơi nhiễm

DDT

Nồng độ (µg/L) Số lượng phôi tử vong (%)

24 giờ 48 giờ 72 giờ 96 giờ

0 0 0 0 0

0,04 8,3 18,3 30 43,3

0,08 23,3 35 46,7 56,7

0,12 36,7 48,3 61,7 75

0,16 51,7 61,7 73,3 83,3

0,2 65 78,3 90 100

0,24 85 96,7 100 100

0,28 100 100 100 100

119

Hình 3. 30. Biến động tỷ lệ tử vong của phôi cá medaka sau 24, 48, 72 và 96 giờ phơi

nhiễm với 0; 0,04; 0,08; 0,12; 0,16; 0,2 và 0,24 μg/L hóa chất BVTV DDT

(a) 24 giờ; (b) 48 giờ; c) 72 giờ và d) 96 giờ (Nồng độ 0,28 μg/L tỷ lệ tử vong là

100% nên không so sánh và đánh giá sự khác biệt)

Kết quả của luận án đã chỉ ra ảnh hưởng của hóa chất BVTV trong môi trường

nước đến sự phát triển của các loài động, thực vật và thủy sinh. Tỷ lệ tử vong của phôi

cá tăng dần theo nồng độ hóa chất BVTV và theo thời gian phơi nhiễm. Điều này là do

DDTs có khả năng tích lũy trong cơ thể người và động vật, nhất là các mô mỡ, mô sữa,

đến khi đủ lượng gây độc thì DDTs sẽ gây ra các ảnh hưởng nghiêm trọng về mặt sinh

học thậm chí làm chết sinh vật. DDTs có mặt trong môi trường đã làm xáo trộn điều

kiện sống, gây stress cho cơ thể sinh vật. Bên cạnh đó, đặc tính sinh học của cá thử


Tỷ l

ệ tử

vong (

%)

0

20

40

60

80

100

0 0,04 0,08 0,12 0,16 0,2 0,24

e

d e

c d

c

b

b

a


0

20

40

60

80

100

120

0 0,04 0,08 0,12 0,16 0,2 0,24

e

d

d

c

b c

b

a

a) b)

e


0

20

40

60

80

100

120

d

c

b

b

aa

e

c)

Tỷ l

ệ tử

vong (

%)

0 0,04 0,08 0,12 0,16 0,2 0,24


0

20

40

60

80

100

120

e

d

c

bb

a a

d)

0 0,04 0,08 0,12 0,16 0,2 0,24

120

nghiệm bao gồm kích thước, trọng lượng, tuổi, giới tính và chu kỳ vòng đời cũng ảnh

hưởng đến khả năng gây độc tính [167].

3.3.2.2. Đánh giá độc tính LC50 số cá thể tại thời điểm phơi nhiễm DDTs

Kết quả đánh giá khả năng ảnh hưởng đến 50% tỷ lệ cá thể thử nghiệm khi phơi

nhiễm với các nồng độ DDTs đến phôi cá medaka O. latipes thể hiện trong Bảng 3.29

và Hình 3.31, tỷ lệ tử vong của phôi cá tăng tuyến tính với nồng độ hóa chất BVTV

DDTs và tăng khi thời gian phơi nhiễm kéo dài. Các giá trị LC50 sau 24, 48, 72 và 96

giờ được xác định bằng phương pháp nội suy trực tiếp Probit nhờ việc xác định sự

tương quan giữa liều phản ứng và % tỷ lệ tử vong và nồng độ chất độc.

Bảng 3. 29. Giá trị LC50 của DDTs tại các thời điểm 24, 48, 72 và 96 giờ phơi nhiễm

Nồng độ DDT (μg/L ), ρ < 0,05

Tỷ lệ tử vong 24 giờ 48 giờ 72 giờ 96 giờ

LC10 0,047 0,027 0,019 0,029

LC20 0,065 0,044 0,029 0,031

LC30 0,079 0,057 0,037 0,033

LC40 0,090 0,067 0,043 0,035

LC50 0,101 0,077 0,049 0,036

LC60 0,112 0,087 0,054 0,039

LC70 0,124 0,098 0,060 0,039

LC80 0,137 0,110 0,068 0,041

LC90 0,156 0,128 0,078 0,043

LC99 0,200 0,169 0,102 0,049

121

Hình 3. 31. Đồ thị tương quan giữa liều phản ứng và % tỷ lệ tử vong và nồng độ DDTs

a) 24 giờ; b) 48 giờ; c) 72 giờ; d) 96 giờ

Trong nghiên cứu của luận án, các thí nghiệm đã được tiến hành để đánh giá

độc tính cấp tính của DDTs đến sự sinh trưởng và phát triển của phôi medaka O.

latipes. LC50 ở các loài khác nhau là khác nhau với cùng một loại hóa chất BVTV do

cơ chế tác động khác nhau. Vì vậy, đường cong độc tính thường được vẽ để biểu hiện

cơ chế tác động của hóa chất BVTV (Hình 3.31). Hình dạng của đường cong biểu thị

bản chất cơ chế tác động hóa chất BVTV đó có khả năng tích lũy trong mô sinh học

thường xuyên hay không thường xuyên [168]. Kết quả của nghiên cứu hiện tại tương

tự với nghiên cứu độc tính về hóa chất BVTV đối với một số loài cá nước ngọt khác

nhau [169].


0.00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25

Tỷ l

ệ tử

vong (

%)

0

25

50

75

100

Tỷ lệ tử vong

Trung bình

Cận trên

Cận dưới

LC50

= 0,101 µg/L

a)


0.00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25

Tỷ l

ệ tử

vong (

%)

0

25

50

75

100

LC50

= 0,077 µg/L

b)


0.00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25

Tỷ l

ệ tử

vong (

%)

0

25

50

75

100

LC50

= 0,049 µg/L

c)


0.00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25

Tỷ l

ệ tử

vong (

%)

0

25

50

75

100

LC50

= 0,036 µg/L

d)

122

Sự thay đổi này đã được chứng minh rằng khi kéo dài thời gian phơi nhiễm với

DDTs thì DDTs sẽ xâm nhập vào cơ thể sẽ gây ảnh hưởng đến cột sống và thậm chỉ là

tủy sống, làm vẹo xương sống của phôi cá, làm cá mất sức sống và chết [170]. DDTs

cũng có khả năng chuyển hóa thành DDE thông qua việc loại bỏ hydro chloride. DDE

ưa béo hơn DDTs và có khả năng tích tụ nhiều trong máu, mỡ của mô cá, gây độc ở

gan, não, thận, mô - tuyến thượng thận, hệ thần kinh của cá [170]. Những chất độc này

sẽ làm thay đổi các đặc tính sinh lý và điện sinh lý của màng tế bào thần kinh, xâm

nhập vào gan và tạo thành các khối u. Khi nồng độ hấp thụ đạt ngưỡng sẽ làm cá tử

vong, làm tổn thương não và hệ thần kinh - yếu tố quan trọng nhất làm phôi cá mất khả

năng sinh sống.

3.4.2.3. Khảo sát hình thái phôi cá medaka

Độc tính của DDTs cũng được ghi nhận khi quan sát hình thái phôi cá medaka (Hình

3.33). Những phôi cá medaka phơi nhiễm với hóa chất BVTV DDTs bị biến dạng phần

đầu và cổ (Hình 3.32a, 3.32c), đầu và mắt bị phù nề (Hình 3.32b, 3.32d), hai mắt quá

gần nhau (Hình 3.32e) và cổ cong vẹo (Hình 3.32f) so với mẫu đối chứng (Hình 3.32g).

Hình 3. 32. Độc tính của DDTs đến phôi cá medaka O. latipes, những khiếm khuyết

hình thái điển hình

Biến dạng phần đầu và cổ (a, c), đầu và mắt bị phù nề (b, d), hai mắt quá gần nhau

(e) và cổ cong vẹo (f) so với mẫu đối chứng (g)

Khi DDTs xâm nhập vào trong phôi gây ra những tác động nhất định lên sự phát

triển phôi. DDTs tác động đến hệ cơ và hệ tuần hoàn, làm tăng nhịp tim để tăng cường

sự trao đổi chất và ảnh hưởng đến quá trình nở của phôi (làm phôi chậm hay không nở

dẫn đến tăng dị tật và gây chết phôi) [168]. Trong các thủy vực, cá thường chết do ô

g

123

nhiễm nước từ hóa chất BVTV từ các cánh đồng canh tác liền kề và khi hóa chất BVTV

chảy vào nguồn nước tiếp nhận sẽ gây tử vong các loài thủy sinh [171]. Các hóa chất

BVTV nói chung và hóa chất OCPs nói riêng, các kim loại nặng, độc tố... có trong

nước đều gây nguy hiểm với phôi, cá chưa trưởng thành và có thể làm giảm đáng kể

số lượng quần thể, thậm chí gây tuyệt chủng toàn bộ số cá trong môi trường bị ô nhiễm.

Một số nghiên cứu đã ghi nhận DDTs và các đồng phân của DDTs làm giảm sự tồn tại

và tăng trưởng của phôi cá, gây nên sự bất thường về tập tính hoặc có thể tác động lên

cấu trúc của cơ thể cá [172, 173].

3.4.2.4. Đánh giá độc tính của DDTs bằng phương pháp phân tích RT-PCR

DDTs là một chất độc tiếp xúc, làm tê liệt và ảnh hưởng đến hệ thần kinh, nhưng

có sự khác biệt lớn về độ nhạy cảm của các loài cá khác nhau đối với hóa chất này. Cá

là sinh vật có cơ chế điều hòa thẩm thấu ion khá tốt và do đó có thể giữ một thành phần

tương đối ổn định của các ion vô cơ trong cơ thể của chúng, ngay cả khi điều kiện môi

trường xung quanh thay đổi. Nhiều quá trình sinh lý như chức năng cơ và thần kinh rất

nhạy cảm với sự thay đổi trong thành phần ion tương đối của chất trong cơ thể. Do đó,

sự thẩm thấu ion bị xáo trộn có thể làm giảm nghiêm trọng khả năng của sinh vật nhằm

duy trì các chức năng quan trọng để tồn tại trong tự nhiên.

Ngoài các yếu tố ảnh hưởng trên của DDTs, để đánh giá sâu hơn về mức độ

phân tử, 4 gen với các cặp mồi xuôi và mồi ngược được chọn lọc (β-actin, p53, rarα1,

wnt) để phân tích sự phiên mã bởi vì chúng đại diện cho sự tăng trưởng và biệt hóa tế

bào, quy định vòng đời và sự chết của tế bào [174].

Kết quả phân tích RT-PCR thể hiện trong các Hình 3.33, 3.34 và 3.35 dưới đây:

Hình 3. 33. Biểu hiện của 3 gen p53, rara1 và wnt trên phôi cá medaka sau khi phơi

nhiễm với 1700 g/L DDTs bằng phương pháp Real-time PCR

124

Hình 3. 34. Biểu hiện của 3 gen p53, rara1 và wnt trên phôi cá medaka sau khi phơi

nhiễm với 1500 và 1700 g/L DDTs bằng phương pháp Real-time PCR

Hình 3. 35. Kết quả phân tích sự thành công của Real-time PCR và chu kỳ định

lượng (Cq)

A) SYBR Green I (thuốc nhuộm liên kết DNA sợi đôi phổ biến), B) Bản đồ nhiệt cho

các mẫu mà gen p53, rara1 và wnt được chỉ định

A

B

125

Các kết quả về định lượng mức độ biểu hiện gen (so sánh delta-Cq) được thu

thập, và mức độ biểu hiện gen được chuẩn hóa đến gen đối chứng β-actin. Theo kết

quả của Hình 3.33, 3.34 và 3.35 cho thấy, phân tích RT-PCR đã hoàn thiện. Sự biểu

hiện của các gen cá medaka này sau khi phơi nhiễm với DDTs 1700 g/L trong 24 giờ

đã được phân tích bằng phương pháp real-time PCR. So với mẫu đối chứng (Sự biểu

hiện của gen là 1), sự biểu hiện của rara1 và wnt được gây ra mạnh mẽ sau khi tiếp

xúc với với 1700 g/L DDTs trong 24 giờ (lần lượt là 4,9 và 5,4 lần). Sự biểu hiện của

gen p53 có xu hướng bị ức chế sau khi tiếp xúc với DDTs ở phôi cá medaka (0,9 lần)

(Hình 3.33). Kết quả này chứng minh rằng nồng độ 1700 g/L DDTs có thể ảnh hưởng

đến sự phát triển, biệt hóa và tăng sinh của tế bào ở giai đoạn phôi của cá medaka.

Ngoài ra, sự khác biệt về hình thành và phát triển của tế bào có thể gây rối loạn hình

dạng, và điều kiện phát triển bình thường của cá medaka ở giai đoạn ấu trùng và trưởng

thành. Do đó, sự theo dõi ảnh hưởng của DDTs ở các giai đoạn sau của phôi cá là cần

thiết.

Để đánh giá liệu DDTs có ảnh hưởng đến các gen được phân tích ở giai đoạn

phôi và giai đoạn trưởng thành, cá medaka trưởng thành được phơi nhiễm với 1500 và

1700 g/L DDTs trong 24 giờ. Kết quả phân tích ở Hình 3.34 cho thấy, sự biểu hiện

của cả 3 gen p53, rara1 và wnt đều giảm theo nồng độ được phơi nhiễm. Kết quả này

hoàn toàn trái ngược với giai đoạn phôi, sự biểu hiện cả hai gen rara1 và wnt đều giảm

đáng kể ở các mẫu thử nghiệm phơi nhiễm với DDTs so với mẫu đối chứng không

phơi nhiễm với DDTs. Cụ thể, đối với gen p53, sự biểu hiện của gen này ở cá medaka

trưởng thành giảm lần lượt là 0,9 và 0,5 lần sau khi tiếp xúc với DDTs ở nồng độ 1500

và 1700 g/L so với mẫu đối chứng (1 lần). Tương tự, sự biểu hiện của gen rara1 ở cá

medaka trưởng thành cũng giảm so với mẫu đối chứng sau khi tiếp xúc với DDTs ở

nồng độ 1500 và 1700 g/L lần lượt là 0,36 và 0,09 lần. Đối với gen wnt, sự biểu hiện

của gen này cá medaka trưởng thành giảm lần lượt là 0,53 và 0,09 lần sau khi tiếp xúc

với DDTs ở nồng độ 1500 và 1700 g/L. Điều này cho thấy sự ảnh hưởng của gen biểu

hiện phụ thuộc vào các giai đoạn phát triển của tế bào cũng như liều lượng của hóa

chất được điều trị [174]. Ngoài ra sự biệt hóa cũng như sự phát triển và tăng sinh của

tế bào ở giai đoạn phôi và trưởng thành khác nhau cũng ảnh hưởng đến sự biểu hiện

gen của tế bào [175].

126

Chọn thuốc nhuộm (SYBR Green I) cho thí nghiệm đơn sắc xác định kết hợp

kênh cho phép đo trong quá trình phân tích. Giếng màu xanh lá cây thể hiện các mẫu

được nhuộm thành công. Giếng màu đỏ thể hiện các mẫu nhuộm thất bại (Hình 3.35A).

Bản đồ nhiệt cho thấy hình ảnh của đĩa nhiều giếng được sử dụng trong thí nghiệm cho

kênh được chỉ định (Hình 3.35B). Đối với mỗi giếng, mỗi nhóm tính toán được hiển

thị. Vì phân tích nóng chảy độ phân giải cao là đặc trưng cho gen đặc biệt, chỉ các mẫu

gen liên quan được chỉ định mới được hiển thị. Trong phân tích định lượng tuyệt đối,

nồng độ đã biết của từng tiêu chuẩn được tự động vẽ theo các giá trị Cq (chu trình định

lượng) đo được. Tùy theo các gen khác nhau mà Cq có giá trị khác nhau theo bản đồ

nhiệt, giá trị Cq từ 18,46 đến 36,31.

Theo nghiên cứu của Wu và cộng sự, trứng medaka đã thụ tinh được tiếp xúc

với etanol (0-400 mM) trong 48 giờ sau khi thụ tinh và phân tích thành phần DNA,

RNA và protein của phôi bằng phân tích real-time-PCR. Kết quả các mẫu RNA được

phân tích thêm về bảy yếu tố phiên mã, emx2, en2, iro3, otx2, shh, wnt1 và zic5 được

biểu hiện trong ống thần kinh của phôi medaka ở giai đoạn phát triển ban đầu [176].

Một nghiên cứu khác trên cá medaka Nhật Bản đã kết hợp hiệu suất định lượng của

SYBR Green – real time – PCR với khả năng lập nhiều gen của một mảng nhỏ để kiểm

tra tập hợp biểu hiện của 36 gen liên quan đến các con đường nội tiết trong não, gan

và tuyến sinh dục [177]. Nhìn chung, các kết quả cho thấy RT – PCR có tiềm năng như

một công cụ sàng lọc các hóa chất có khả năng gây rối loạn nội tiết và làm sáng tỏ cơ

chế hoạt động.

3.4.3. Kết quả đánh giá hình thái, cấu trúc gan cá medaka

Gan là một cơ quan lớn có vai trò rất quan trọng với quá trình trao đổi chất cũng

như hệ thống miễn dịch của cơ thể. Vì vậy, trong nghiên cứu này gan cá được lựa chọn

là bào quan để quan sát sự thay đổi về cấu trúc, hình thái khi cho cá medaka phơi nhiễm

với hóa chất BVTV DDTs ở nồng độ 1 g/L sau 24 giờ. Kết quả chụp TEM mẫu gan

cá trước và sau khi phơi nhiễm với DDTs thể hiện trong Hình 3.36 dưới đây. Ảnh TEM

gan cá medaka trong mẫu đối chứng ở Hình 3.36 cho thấy, gan có cấu trúc và hình thái

điển hình: tĩnh mạch cửa, động mạch gan và ống mật nằm độc lập, các tế bào gan được

sắp xếp trong các tấm ngăn cách bởi một lưới hình sin (Hình 3.36b, mũi tên đỏ), các

hạt lipit, nhân tế bào gan và hạt nhân cũng như các hạt lysosome được nhìn thấy rõ

ràng (Hình 3.36a, b, c, d mũi tên trắng). Phân bố của các lipit có thể được nhìn thấy

127

trên toàn bộ gan, tỷ lệ hạt nhân cao so với tế bào chất. Ngược lại, ảnh TEM trong mẫu

thử nghiệm ở Hình 3.37 cho thấy rằng cấu tạo tế bào gan bị ảnh hưởng nghiêm trọng

dưới tác động của DDT. Nhân tế bào méo mó, xuất hiện nhiều hạt lipit rỗng, các tấm

lưới hình sin bị co cụm, đứt đoạn; lysosome không còn nguyên vẹn, xuất hiện nhiều

bong bóng thoái hóa.

Hình 3. 36. Cấu trúc tế bào gan cá medaka đối chứng (không phơi nhiễm với

DDTs 1g/L) sau 24 giờ

128

ờ

Hình 3. 37. Cấu trúc tế bào gan cá medaka thử nghiệm (phơi nhiễm với DDTs 1g/L)

sau 24 giờ; nu – hạt nhân; hn – nhân hepatocyte s; ly – lysosome

Kết quả chụp TEM gan cá medaka đồng nhất với kết quả đánh giá độc tính mà

nghiên cứu đã khảo sát và tương tự như một số dữ liệu đã công bố trước đây. Mức độ

ảnh hưởng bởi phơi nhiễm với DDTs thay đổi đa dạng theo loài và theo vị trí [161].

Klumpp và cộng sự đã khảo sát sự ảnh hưởng của các hoạt chất hóa chất BVTV OCPs

và OPPs trong mô và gan của bốn loài cá (Lateolabrax japonicus, Pagrasomus major,

Miichthys miiuy và Epinephalus awoara) và vẹm xanh Perna viridis nuôi ở Hạ Môn,

Trung Quốc [161]. Kết quả cho thấy DDTs tích tụ trong gan của tất cả các mẫu cá từ

0,15 đến 2,2 g/g và trong mô vẹm là 0,05 đến 0,15 g/g trọng lượng ướt, nhưng trong

mô cơ hàm lượng DDTs lại thấp hơn và đồng phân p,p’-DDT chiếm tỷ lệ cao nhất (cá

30-45%; vẹm 40-65%) tùy thuộc vào vị trí lấy lấy mẫu là ngay bến cảng hay cách xa

bờ, các hoạt chất OCPs và OPPs còn lại đều không phát hiện trong cả mô cá và vẹm

ngoại trừ dieldrin trong một mẫu gan cá là 0,07 g/g trọng lượng ướt. Sự biến đổi mô

gan trong 4 loài cá khảo sát đã cho thấy DDTs nguyên nhân chính phá hủy tế bào gan

của các loài cá, gây tử vong cho các cá thể trong loài [161].

129

Kết quả nghiên cứu của Sun và cộng sự cho thấy o, p′-DDT tích tụ trong gan cá

medaka đực cao hơn p, p'-DDE, tỷ lệ vitellogenin trong gan tăng đột biến và làm cản

trở quá trình sinh sản của cá [178]. Độc tính cấp tính của α-endosulfan trên O. latipes

sau 96 giờ phơi nhiễm có giá trị tương ứng 13,72, 16,18 và 22,18 g/L cũng ghi nhận

những tổn thương trong gan cá medaka, hàm lượng vitellogenin và protein trong máu

và gan cá tăng cao làm phì đại tuyến sinh dục của cá [179]. Matsumoto và cộng sự

cũng chỉ ra rằng gan cá medaka không chỉ nhạy cảm và biến đối bởi hóa chất BVTV

OCPs mà còn bị tác động bởi một số độc tố khác như chất béo hoặc chất độc đường

mật [180]. Kết quả chụp ảnh SEM, TEM bào quan gan cá medaka khi phơi nhiễm với

chất độc đường mật a-naphthylisothiocyanate (ANIT) trong 6 giờ đã làm sưng tế bào

biểu mô tuyến mật, sau 96 giờ làm đổi màu túi mật, biến đổi nghiêm trọng tế bào gan

[180].

Nhận xét: Kết quả đánh giá độc tính của DDTs cho thấy DDTs trong môi trường

nước và trầm tích ảnh hưởng lớn đến tỷ lệ sống sót của phôi và ấu trùng hàu Thái Bình

Dương dù chỉ là nồng độ nhỏ. Cho đến nay, khả năng tích tụ và tác động của DDT đối

với các loài nhuyễn thể hai mảnh vỏ vẫn đang tồn tại nhiều tranh luận. Ngoài ra, DDT

đã ảnh hưởng lớn đến tỷ lệ sống sót và cấu trúc bào quan cá medaka. Kết quả này cho

thấy, DDTs không những gây độc cho nhóm sinh vật nhuyễn thể hai mảnh vỏ là những

loài ăn lọc và sống ở tầng đáy mà còn gây độc đối với những loài sinh vật lớn hơn

sống ở tầng giữa và tầng mặt. Kết quả quan sát hình thái, cấu trúc gan cá medaka thông

qua TEM cho thấy rằng cấu tạo tế bào gan bị ảnh hưởng nghiêm trọng dưới tác động

của hóa chất BVTV DDTs. Bên cạnh đó, chế độ ăn, môi trường sống cũng ảnh hưởng

đến hình thái gan cá medaka quan sát.

130

KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ

Trên cơ sở khảo sát, nghiên cứu và phân tích ảnh hưởng của thuốc trừ sâu gốc

OCPs đến môi trường nước, trầm tích và sinh vật, luận án rút ra một số kết luận như

sau:

1. Đã phát hiện sáu OCPs với các nồng độ khác nhau trong nước và trầm tích

của cửa sông Sài Gòn – Đồng Nai vào thời điểm mùa mưa cao hơn mùa khô. DDTs

được phát hiện ở các mẫu nước trong thời điểm cả hai mùa với nồng độ cao nhất; giá

trị DDTs, HCHs, aldrin, heptachlor, dieldrin, và endrin lần lượt là 0,137 µg/L; 0,107;

0,008; 0,009; 0,007 và 0,019 µg/L (thời điểm mùa khô) và là 0,301; 0,292; 0,067;

0,040; 0,024 và 0,027 µg/L (thời điểm mùa mưa). Nồng độ trong mẫu nước của nhóm

1 cao hơn nhiều so với nhóm 2 lần lượt là 0,139; 0,151; 0,029; 0,018 và 0,008 µg/L.

Đối với trầm tích, nồng độ DDTs, HCHs, aldrin, heptachlor, dieldrin, và endrin trong

thời điểm mùa khô là 3,49; 2,29; 0,40; 1,01; 0,54 và 0,97 µg/kg và thời điểm mùa mưa

lần lượt là 8,04; 4,51; 1,52; 3,58; 0,32 và 1,40 µg/kg. OCPs xuất hiện ở hạ lưu sông có

nguồn gốc chính từ phía thượng lưu và khu vực xung quanh thông qua các hoạt động

xả thải của khu công nghiệp và dân cư.

2. Đã ghi nhận OCPs trong cá và các loài nhuyễn thể hai mảnh vỏ ở cửa sông

Sài Gòn – Đồng Nai. OCPs trong sò huyết có giá trị cao nhất so với các loài còn lại có

giá trị trung bình 34,108 µg/kg, tiếp theo là cá bống bớp > trai > vẹm xanh > ngao >

hàu có giá trị lần lượt là 19,519 µg/kg; 19,212 µg/kg; 14,320 µg/kg; 12,376 µg/kg và

9,297 µg/kg. Nồng độ DDTs có giá trị cao nhất, tiếp theo là HCH và các OCPs khác.

Nồng độ trung bình của tổng DDTs trên sông phụ cao hơn nhiều so với sông chính lần

lượt là 8,94 µg/kg và 2,81 µg/kg.

3. Kết quả đánh giá độc tính cho thấy với nồng độ DDTs khảo sát từ 0; 0,1; 1;

10 và 100 g/L trong môi trường nước và 0; 0,01; 0,05; 0,1; 0,5; 1; 5 mg/kg trong môi

trường trầm tích, ghi nhận giá trị LC50 tương ứng là 66,88 g/L và 1,1 mg/kg DDT; tỷ

lệ phôi tử vong LC50 tương ứng là 4,62 g/L và 0,3 mg/kg DDTs. Với nồng độ DDTs

từ 0; 0,04; 0,08; 0,12; 0,16; 0,2; 0,24 và 0,28 µg/L sau 24, 48, 72 và 96 giờ, hầu hết

các phôi cá medaka thử nghiệm đều có tỷ lệ sống thấp. Giá trị LC50 tương ứng là:

0,1013309; 0,077217; 0,048594 và 0,0359373 g/L. Kết quả SEM, TEM mô sinh vật

đã ghi nhận sự ảnh hưởng của DDTs đến cấu trúc hình thái phôi, ấu trùng hàu và cá

131

medaka cũng như biến đổi sinh học phân tử của gen cá medaka với ba gen thử nghiệm

là p53, rara1 và wnt. Từ cơ sở đánh giá độc cấp tính của DDTs (24, 48, 72 và 96 giờ)

đối với phôi ở nghiên cứu hiện tại, tôi đề xuất nên đánh giá độc mãn tính của DDT

nhằm quan sát tính độc, ảnh hưởng đến sự sống, khả năng sinh sản và những thay đổi

hình thái trong quá trình phơi nhiễm kéo dài.

Nhìn chung nghiên cứu hiện tại đánh giá toàn diện và thiết thực về tình trạng và

tính cấp bách để tiến hành các nghiên cứu chi tiết hơn và đánh giá tác động sinh thái

học của các chất gây ô nhiễm trong hệ sinh thái dưới nước ở cửa sông Sài Gòn – Đồng

Nai. Tuy nhiên, vẫn còn nhiều hạn chế trong nghiên cứu sàng lọc ban đầu này, do đó

việc theo dõi liên tục các OCPs và các chất gây ô nhiễm khác cần thiết để giảm thiểu

tác động đến sức khỏe con người và môi trường sinh thái.

132

DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH ĐÃ CÔNG BỐ

1. Nguyen Xuan Tong, Tran Thi Thu Huong , Duong Thi Thuy, Mai Huong , Duong

Trong Khang, Huynh Cong Luc, Pham Thi Loan, Le Thi Phuong Quynh (2018),

Bioaccumulation of organochlorine pesticides (OCPs) in molluscs and fish at the

Sai Gon - Dong Nai estuary, Journal of Vietnamese Environment, page 248 – 254,

DOI: 10.13141/jve.vol9.no5.pp248-254

2. Nguyen Xuan Tong, Tran Thi Thu Huong, Mai Huong, Duong Thi Thuy (2018),

Determination of the bioaccumulation factors of organochlorine pesticides (OCPs)

at some species of bivalve mollusks in Soai Rap estuary-Ho Chi Minh city, Journal

of marine science and technology, page 433 – 442, DOI: 10.15625/1859-

3097/18/4/13186

3. Nguyễn Xuân Tòng, Trần Thị Thu Hương, Mai Hương, Dương Thị Thủy, Huỳnh

Công Lực (2019), Đánh giá sự tích lũy hóa chất bảo vệ thực vật OCPs ở cá bớp

Bostrychus Sinensis sinh trưởng tại cửa sông Soài Rạp, Tp. Hồ Chí Minh, Tạp chí

Sinh học, T41(1) trang 129 – 140, DOI: 10.15625/0866-7160/v41n1.13358

4. Trần Thị Thu Hương, Nguyễn Xuân Tòng, Nguyễn Thanh Bình, Lê Hùng Anh,

Đặng Thị Bích Hồng (2019), Đánh giá độc tính của thuốc trừ sâu o,p’- DDT đến sự

phát triển của phôi cá sóc Oryzias curvinotus, Tạp chí Sinh học, T41(2se1&2se2)

trang 337–344, DOI: 10.15625/0866-160/v41n2se1&2se2.14181

5. Nguyen Xuan Tong, Nguyen Thanh Binh, Tran Thi Thu Huong, Mai Huong, Duong

Thi Thuy, Bach Vu Quang (2019), Seasonal, Spatial Variation, and Potential

Sources of Organochlorine Pesticides in Water and Sediment in the Lower Reaches

of the Dong Nai River System in Vietnam, Archives of Environmental

Contamination and Toxicology, page 514–526, DOI: 10.1007/s00244-019-00653-6

6. Nguyễn Xuân Tòng, Trần Thị Thu Hương, Mai Hương, Dương Thị Thủy, Nguyễn

Hoàng Thụy Vy (2020), Đánh giá độc tính cấp tính và xác định giá trị LC50 của

o,p’- DDT đối với phôi cá Medaka Oryzias latipes, Tạp chí Khoa học và Công nghệ

Biển, T20(1) trang 73 – 81, DOI: https://doi.org/10.15625/1859-097/20/1/14023

133

TÀI LIỆU THAM KHẢO

1. A. Mishra, J. Kumar, and J.S. Melo, An optical microplate biosensor for the

detection of methyl parathion pesticide using a biohybrid of Sphingomonas sp.

cells-silica nanoparticles, Biosensors and Bioelectronics, 2017, 87, 332–338.

2. F.P. Carvalho, Pesticides, environment, and food safety, Food and Energy

Security, 2017, 6 (2), 48-60.

3. Paolo Montuori, Sara Aurino, Fatima Garzonio, et al., Polychlorinated

biphenyls and organochlorine pesticides in Tiber River and estuary:

occurrence, distribution and ecological risk, Science of the Total Environment,

2016, 571, 1001–1016.

4. N.H. Minh, T.B. Minh, H. Iwata, et al., Persistent organic pollutants in

sediments from Sai Gon-Dong Nai River basin, Vietnam: levels and temporal

trends, Arch Environ Contam Toxicol, 2007, 52 (4), 458-65.

5. P.M. Hoai, N.T. Ngoc, N.H. Minh, et al., Recent levels of organochlorine

pesticides and polychlorinated biphenyls in sediments of the sewer system in

Hanoi, Vietnam, Environment Pollution, 2010, 158, 913–920.

6. M.N. Chinh, ed. Cẩm nang thuốc bảo vệ thực vật. 2012, NXB Nông Nghiệp:

Hà Nội.

7. Bolognesi C., Pesticides: Human Health Effect, Elsevier B.V, National Cancer

Research Institute, Genoa, Italy, 2011, 438-453.

8. Quốc hội, Luật số 41/2013/QH13 ngày 25/11/2013 của Chủ tịch Quốc hội nước

Cộng Hòa Xã Hội Chủ nghĩa Việt Nam về Luật Bảo vệ và Kiểm dịch thực vật,

2013.

9. M.-H. Yu, Environmental Toxicology: Biological and Health Effects of

Pollutants, 2 ed, 2005, Boca Raton London New York Washington, D.C.: CRC

Press LLC.

10. G.W. Ware, The pesticide book, 5th ed, 1999, USA: Freeman & Company, W.

H.

11. Akron, The Chemical Database The Department of Chemistry at the University

of Akron, 2009.

12. S.H. Safe, Polychlorinated biphenyls (PCBs): environmental impact,

biochemical and toxic responses, and implications for risk assessment, Crit.

Rev. Toxicol, 1994, 24, 87-149.

13. E.R. United State Environmental Protection Agency (USEPA). National

characteristics of drinking water systems serving populations under 10,

National characteristics of drinking water systems serving populations under

10,000. EPA816R99010, 1999.

14. S. Budavari, M.J. O’Neil, and A. Smith, The Merck index, 11th ed. Rahway,

NJ: Merck & Co., Inc., 1989, 223, 490.

15. R.J.S. Lewis, Hawley’s condensed chemical dictionary, 12thed. New York, NY:

Van Nostrand Reinhold Company, 1993, 32,387.

16. WHO, The world health report 2004 - changing history, 2004.

17. W.H.O. WHO, Cadmium. Environmental Health Criteria 134, World Health

Organisation, International Programme on Chemical Safety (IPCS), Geneva,

Switzerland, 1992a.

134

18. European Food Safety Authority (EFSA), The 2013 European Union report on

pesticide residues in food. Parma, Italy, The EFSA Journal 2015, 2015, 169.

19. T. Osman and T. Cemile, The fate of pesticide in the environment, Journal of

Biological and Environmental Sciences, 2010, 4 (10), 29-38.

20. Z. Magga, D.N. Tzovolou, and M.A. Theodoropoulou, Combining experimental

techniques with non-linear numerical models to assess the sorption of pesticides

on soils, Journal of Contaminant Hydrology, 2012, 129-130, 62–69.

21. D. Serdar and B. Era-Miller, DDT contamination and transport in the lower

Mission Creek Basin, Chelan County, total maximum daily load assessment,

Olympia, Washington: Washington State Department of Ecology, 2004.

22. P.K. Maurya, D.S. Malik, and A. Sharma, Impacts of pesticide application on

aquatic environments and fish diversity, in Contaminants in Agriculture and

Environment: Health Risks and Remediation, 2019, 111-128.

23. Environmental Protection Agency (EPA), Pesticides industry sales and usage,

2016.

24. H. van den Berg, G. Manuweera, and F. Konradsen, Global trends in the

production and use of DDT for control of malaria and other vector-borne

diseases, Malaria Journal,, 2017, 16 (1), 401.

25. Y. Wang, S. Zhang, W. Cui, et al., Polycyclic aromatic hydrocarbons and

organochlorine pesticides in surface water from the Yongding River basin,

China: seasonal distribution, source apportionment, and potential risk

assessment, Science of the Total Environment, 2018, 618, 419–429.

26. M. Ya, Y.-L. Wu, S. Wu, et al., Impacts of Seasonal Variation on

Organochlorine Pesticides in the East China Sea and Northern South China

Sea, Environmental Science & Technology, 2019.

27. G.C. Adeyinka, B. Moodley, G. Birungi, et al., Evaluation of organochlorinated

pesticide (OCP) residues in soil, sediment and water from the Msunduzi River

in South Africa, Environmental Earth Sciences, 2019, 78 (6).

28. J.K. Nyaundi, A.M. Getabu, F. Kengara, et al., Assessment of organochlorine

pesticides (OCPs) contamination in relation to physico-chemical parameters in

the Upper River Kuja Catchment, Kenya (East Africa), International Journal of

Fisheries and Aquatic Studies, 2019, 7 (1), 172-179.

29. T.A. Hashmi, R. Qureshi, D. Tipre, et al., Investigation of pesticide residues in

water, sediments and fish samples from Tapi River, India as a case study and

its forensic significance, Environmental Forensics, 2019, 1–10.

30. A. Qadeer, S. Liu, M. Liu, et al., Historically linked residues profile of OCPs

and PCBs in surface sediments of typical urban river networks, Shanghai:

Ecotoxicological state and sources, Journal of Cleaner Production, 2019.

31. J.P. Unyimadu, O. Osibanjo, ,, and J.O. Babayemi, Concentration and

Distribution of Organochlorine Pesticides in Sediments of the Niger River,

Nigeria, Journal of Health & Pollution, 2019, 9 (22).

32. N.A. Naggar, L.A. Mohamed, A.A. Halim, et al., Environmental

Characteristics of the Egyptian Mediterranean Coast, Egyptian Journal of

Aquatic Biology & Fisheries Zoology Department, Faculty of Science, Ain

Shams University, Cairo, Egypt, 2019, 23 (2), 475 – 490.

33. V.Y. Tsygankov, Organochlorine pesticides in marine ecosystems of the Far

Eastern Seas of Russia (2000–2017), Water Research, 2019, 161 (2019), 43-53.

135

34. C. Olisah, O.O. Okoh, and A.I. Okoh, Distribution of organochlorine pesticides

in fresh fish carcasses from selected estuaries in Eastern Cape Province, South

Africa, and the associated health risk assessment, Marine Pollution Bulletin,

2019, 149, 110605.

35. J.P. Unyimadu, O. Osibanjo, and J.O. Babayemi, Levels of Organochlorine

Pesticides in Brackish Water Fish from Niger River, Nigeria, Journal of

Environmental and Public Health, 2018, 2018, 1–9.

36. O. Bajt, A. Ramšak, V. Milun, et al., Assessing chemical contamination in the

coastal waters of the Adriatic Sea using active mussel biomonitoring with

Mytilus galloprovincialis, Marine Pollution Bulletin, 2019, 141, 283–298.

37. D.C. Firth, B. O’Neill, K. Salie, et al., Monitoring of organic pollutants in

Choromytilus meridionalis and Mytilus galloprovincialis from aquaculture

facilities in Saldanha Bay, South Africa, Marine Pollution Bulletin, 2019, 149,

110637.

38. B.M. Teklu, N. Retta, and P.J. Van den Brink, Sensitivity of Ethiopian aquatic

macroinvertebrates to the pesticides endosulfan and diazinon, compared to

literature data, Ecotoxicology, 2016, 25 (6), 1226–1233.

39. K.A. Lewis, J. Tzilivakis, D.J. Warner, et al., An international database for

pesticide risk assessments and management, Human and Ecological Risk

Assessment: An International Journal, 2016, 22 (4), 1050–1064.

40. S.A. Dar, A.R. Yousuf, M.-H. Balkhi, et al., Investigation of the genotoxicity of

endosulfan to freshwater Cyprinid fish Crucian carp (Carassius carassius L.)

using the micronucleus and chromosomal aberration as biomarkers, 2014, 57

(2), 87–98.

41. H. Mugni, A. Paracampo, P. Demetrio, et al., Acute Toxicity of Endosulfan to

the Non-target Organisms Hyalella curvispina and Cnesterodon

decemmaculatus, Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology,

2015, 95 (3), 363–367.

42. Y.H. Lee, S.M.A. Islam, S.J. Hong, et al., Composted Oyster Shell as Lime

Fertilizer Is More Effective Than Fresh Oyster Shell, Bioscience,

Biotechnology, and Biochemistry, 2010, 74 (8), 1517–1521.

43. Y.S. Moon, H.J. Jeon, T.H. Nam, et al., Acute toxicity and gene responses

induced by endosulfan in zebrafish (Danio rerio) embryos, Chemical Speciation

& Bioavailability, 2016, 28 (1-4), 103–109.

44. J. Miao, Y. Cai, L. Pan, et al., Molecular cloning and characterization of a

MXR-related P-glycoprotein cDNA in scallop Chlamys farreri: transcriptional

response to benzo(a)pyrene, tetrabromobisphenol A and endosulfan,

Ecotoxicology and Environmental Safety, 2014, 110, 136–142.

45. A.A. El Megid, M.E. Abd Al Fatah, A. El Asely, et al., Impact of pyrethroids

and organochlorine pesticides residue on IGF-1 and CYP1A genes expression

and muscle protein patterns of cultured Mugil capito, Ecotoxicology and

Environmental Safety, 2020, 188, 109876.

46. Phạm Văn Toàn, Thực trạng sử dụng thuốc bảo vệ thực vật và một số giải pháp

giảm thiểu việc sử dụng thuốc không hợp lý trong sản xuất lúa ở Đồng bằng

sông Cửu Long, Tạp chí Khoa học Trường Đại học Cần Thơ (Khoa học Tự

nhiên, Công nghệ và Môi trường), 2013, 28 (28), 47-53.

136

47. Tổng cục Môi trường, Hiện trạng ô nhiễm hóa chất bảo vệ thực vật tồn lưu

thuộc nhóm chất hữu cơ khó phân hủy tại Việt Nam. Dự án xây dựng năng lực

nhằm loại bỏ hóa chất bảo vệ thực vật POP tồn lưu tại Việt Nam, 2015, 108.

48. Thông tư 10/2019/TT-BNNPTNT, Ban hành danh mục thuốc bảo vệ thực vật

được phép sử dụng, cấm sử dụng tại việt nam, Bộ nông nghiệp và phát triển

nông thôn.

49. D.D. Nhan, N.M. Am, N.C. Hoi, et al., Organochlorine pesticides and PCBs in

the Red River Delta, North Vietnam, Marine Pollution Bulletin, 1998, 36 (9),

742–749.

50. N.H. Minh, M. Someya, T.B. Minh, et al., Persistent organochlorine residues

in human breast milk from Hanoi and Ho Chi Minh city, Vietnam:

contamination, accumulation kinetics and risk assessment for infants,

Environmental Pollution, 2004, 129, 431–441.

51. T.X. Nguyen, B.T. Nguyen, H.T.T. Tran, et al., The interactive effect of the

season and estuary position on the concentration of persistent organic

pollutants in water and sediment from the Cua Dai estuary in Vietnam,

Environmental Science and Pollution Research, 2019.

52. Hung D.Q. and Wolfram Thiemann, Contamination by selected chlorinated

pesticides in surface waters in Hanoi, Chemosphere, 2002, 47, 357-367.

53. Hung D.Q., Monitoring of organchlorine pesticides in surface waters in Hanoi

and detoxification of organochlorin and organophosphorus pesticides in water

by applying novel methods using ultraviolet irradiation air ionisation and solar

photocatalysis, Dissertation for Acquirement of the degree of Dr.rer.nat.

University of Bremen, Genmany, 2002, 198.

54. T.T. Tham, H.Q. Anh, L.T. Trinh, et al., Distributions and seasonal variations

of organochlorine pesticides, polychlorinated biphenyls, and polybrominated

diphenyl ethers in surface sediment from coastal areas of central Vietnam,

Marine Pollution Bulletin, 2019, 144, 28–35.

55. H.T. Du and A. Kunzmann, The Sediment Load and Deposition by River

Discharge and Their Relation to Organochlorine Pesticides Pollutants in the

Sediment Bottom of Nha Trang Bay, Vietnam, Ocean Science, 2015, 50 (2),

455–466.

56. Hoàng Trung Du and Bùi Văn Lai, Nhiễm bẩn và tích lũy sinh học các chất hữu

cơ độc hại khó phân hủy (OCPs & PAHs) ở vùng biển ven bờ vịnh Nha Trang,

Kỷ yếu Hội nghị Quốc tế “Biển Đông 2012”, Nha Trang, 12-14/9/2012, 2013,

243-253.

57. P.M. Hoai, Z. Sebesvari, T.B. Minh, et al., Pesticide pollution in agricultural

areas of Northern Vietnam: Case study in Hoang Liet and Minh Dai communes,

Environment Pollution, 2011, 159, 3344–3350.

58. T.T.T. Cao, T.C. Do, K.T. Pham, et al., Residue of organochlorinated pesticides

(OCPs) in some organisms of the tidal flats in the northern part of Vietnam,

Vietnam Journal of Marine Science and Technology, 2019, 19 (3), 427–433.

59. N.X. Tong, T.T.T. Huong, M. Huong, et al., The impact of o, p`- DDT pesticide

toxicity on the growth of Medaka fish embryo Oryzias latipes, Vietnam Journal

of Marine Science and Technology, 2020, 20 (1), 73–81.

60. T.T.T. Huong, N.X. Tong, N.T. Binh, et al., Đánh giá độc tính của thuốc trừ

sâu o,p’- DDT đến sự phát triển của phôi cá sóc Oryzias curvinotus, Tap Chi

Sinh Hoc 2019, 41 (2se1&2se2), 337–344.

137

61. IARC, DDT, Lindane, and 2,4-D Vol, 113, 2018, IARC monographs on the

evaluation of carcinogenic risks to humans: World Health Organization.

62. Rufina-Mary Chinelo and Chukwumalume, Rufina-Mary Chinelo

Chukwumalume. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) and

organochlorine pesticide residues in selected marine fish species along the

coast of South Africa, Stellenbosch University, 2016.

63. F. Gao, J. Jia, and X. Wand, Occurrence and ordination of

dichlorodiphenyltrichloroethane and hexachlorocyclohexane in agricultural

soils from Guangzhou, China, Archives of Environmental Contamination and

Toxicology, 2008, 54, 155–166.

64. M. Kubista, J.M. Andrade, M. Bengtsson, et al., The real-time polymerase chain

reaction, Molecular Aspects of Medicine, 2006, 27, 95-125.

65. Huong Mai, Bénédicte Morin, Patrick Pardon, et al., Environmental

concentrations of irgarol, diuron and S-metolachlor induce deleterious effects

on gametes and embryos of the Pacific oyster, Crassostrea gigas, Marine

Environmental Research, 2013, 89, 1-8.

66. Huong Mai, Patrice Gonzalez, Patrick Pardon, et al., Comparative responses of

sperm cells and embryos of Pacific oyster (Crassostrea gigas) to exposure to

metolachlor and its degradation products, Aquatic Toxicology, 2014, 147, 48–

56.

67. Antoine Mottier, Valérie Kientz-Bouchart, Antoine Serpentini, et al., Effects of

glyphosate - based herbicides om embryo - larval development and

metamorphosis in the Pacific oyster, Crassostrea gigas, Aquatic Toxicology,

2013 (128-129), 67-78.

68. O. Geffard, H. Budzinski, and S. Augagneur, Assessment of sediment

contamination by spermiotoxicity and embryotoxicity bioassays with sea

urchins (Paracentrotus lividus) and oysters (Crassostrea gigas), Environmental

Toxicology and Chemistry, 2001, 20 (7), 1605-1611.

69. F. Akcha, C. Spagnol, and J. Rouxel, Genotoxicity of diuron and glyphosate in

oyster spermatozoa and embryos, Aquatic Toxicology, 2012, 106-107 (0), 104-

113.

70. M.G. Commendatore, M.A. Franco, P.G. Costa, et al., Butyltins, polyaromatic

hydrocarbons, organochlorine pesticides, and polychlorinated biphenyls in

sediments and bivalve mollusks in a mid-latitude environment from the

Patagonian coastal zone, Environmental Toxicology and Chemistry, 2015, 34

(12), 2750–2763.

71. T.V. Trường, Quản lý lưu vực sông: Thách thức và giải pháp, in Báo cáo

Chương trình nghiên cứu khoa học KC08/1. 2015: Bộ Khoa học & Công nghệ.

72. TCVN 6663-6:2008 (ISO 5667-6:2005), Chất lượng nước – Lấy mẫu – Phần

6: hướng dẫn lấy mẫu ở sông và suối.

73. TCVN 6663-3:2003 (ISO 5667-3:1985), Chất lượng nước – Lấy mẫu – Phần

3: Hướng dẫn bảo quản và xử lý mẫu.

74. Qadir A, Malik RN, and Hussain ZS, Spatio–Temporal variation in the water

quality of Nallah Aik–tributary of the River Chenab, Pakistan, Environmental

Monitoring and Assessment, 2008, 140, 43-59.

75. Mai, Fu MJ, and Sheng GY, Chlorinated and polycyclic aromatic hydrocarbons

in riverine and estuarine sediments from Pearl River Delta, China,

Environmental Pollution, 2002, 117, 457-474.

138

76. Qadir A and Malik RN, Heavy Metals in Eight Edible Fish Species from Two

Polluted Tributaries (Aik and Palkhu) of the River Chenab, Pakistan, Biology

of Trace Elements Research, 2011, 143, 1524–1540.

77. M.E. Gohera, M.H. Abdoa, W.A. Bayoumyb, et al., Some heavy metal contents

in surface water and sediment as a pollution index of El- Manzala Lake, Egypt,

Journal of Basic and Environmental Sciences, 2017, 4, 210-225.

78. G. Bartoli, S. Papa, E. Sagnella, et al., Heavy metal content in sediments along

the Calore river: Relationships with physical–chemical characteristics, Journal

of Environmental Management 95 (2012) 2012, 95, S9-S14.

79. L. Zhu, X. Li, C. Zhang, et al., Pollutants’ Release, Redistribution and

Remediation of Black Smelly River Sediment Based on Re-Suspension and Deep

Aeration of Sediment, International Journal of Environmental Research and

Public Health, 2017, 14 (4), 374.

80. Y. Wang, D. Zhang, Z.Y. Shen, et al., Characterization and spacial distribution

variability ofchromophoric dissolved organic matter (CDOM) in the Yangtze

Estuary, Chemosphere 2014, 95, 353–362.

81. G.G. Pandit, S.K. Sahu, S. Sharma, et al., Distribution and Fate of Persistent

Organochlrine Pesticides in Coastal Marine Environment of Mumbai,

Environmental Toxicology and Chemistry, 2006, 32, 240–243.

82. T.c.q.g.T.-I. 5667-19:2004), Chất lượng nước - Lấy mẫu - Phần 19: Hướng dẫn

lấy mẫu trầm tích biển, 2015.

83. I. 17244, Chất lượng nước - Chỉ thị sinh học về độc tính tiềm ẩn trong môi

trường nước - Xác định.

84. S. Fathallah, Toxicity of Chemically Spiked Sediment to the Carpet Shell Clam

Ruditapes decussatus Embryos and Larvae, Soil and Sediment Contamination,

2014, 23 (641–655), 641 - 655.

85. D. Leverett and J. Thain, Oyster embryo-larval bioassay (revised), Ices

Techniques In Marine Environmental Sciences, 2013, 54, 5-11.

86. K.W. Chung, M.H. Fulton, and G.I. Scott, Use of the juvenile clam, Mercenaria

mercenaria, as a sensitive indicator of aqueous and sediment toxicity,

Ecotoxicology Environmental Safety, 2007, 67 (3), 333 - 340.

87. S. Lindsay, J. Chasse, R.A. Butler, et al., Impacts of stage-specific acute

pesticide exposure on predicted population structure of the soft-shell clam, Mya

arenaria, Aquatic Toxicology, 2010, 98, 265 - 274.

88. S.J. Yu, The Toxicology and Biochemistry of Insecticides, Second Edition ed,

2014: CRC Pres.

89. I. Barjhoux, J. Cachot, and P. Gonzalez, Transcriptional responses and

embryotoxic effects induced by pyrene and methylpyrene in Japanese medaka

(Oryzias latipes) early life stages exposed to spiked sediments, Environ Sci

Pollut Res, 2014, 21, 13850–13866.

90. N.T. Ngoan, Nghiên cứu, tổng hợp, đặc trưng vật liệu lai vô cơ (Ag, Fe3O4) -

hữu cơ (chitosan) cấu trúc nano định hướng ứng dụng trong y sinh. 2016.

91. S.A. Eqani, R.N. Malik, and A. Mohammad, The level and distribution of

selected organochlorine pesticides in sediments from River Chenab, Pakistan,

Environ Geochem Health, 2011, 33 (1), 33-47.

92. R. Ott and M. Longnecker, An introduction to statistical methods and data

analysis. 5th edition (Cengage Learning: Florence, KY), 2011.

139

93. WHO, Guidelines for drinking-water quality: fourth edition incorporating the

first addendum, Geneva: World Health Organization; 2017. Licence: CC BY-

NC-SA 3.0 IGO, 2018.

94. A. Behfar, Z. Nazari, M.H. Rabiee, et al., The organochlorine pesticides residue

levels in Karun River water, Jundishapur Journal of Natural Pharmaceutical

Products, 2013, 8 (1), 41-46.

95. Y. Konishi and Kakimoto, Trends of Dioxin , PCB , and Other Persistent

Organohalogen Compound Concentrations in Human Breast Milk from 1972

to 2008 in Osaka , Japan, 2016, 127–155.

96. J. Shi, P. Li, Y. Li, et al., Polychlorinated biphenyls and organochlorine

pesticides in surface sediments from Shantou Bay, China: Sources, seasonal

variations and inventories, Marine Pollution Bulletin, 2016b.

97. X. Yang, S. Wang, and Y. Bian, Dicofol application resulted in high DDTs

residues in cotton fields from northern Jiangsu province, China, Journal of

Hazardous Materials, 2007, 150 (1), 92-98.

98. X. Luo, B. Mai, and Q. Yang, Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) and

organochlorine pesticides in water column from Pearl River and Macao

harbour in the Pearl Delta in South China, Marine Pollution Bulletin, 2004, 48,

1102-1115.

99. R. Zhou, L. Zhau, and K. Yang, Distribution of organochlorine pesticides in

surface water and sediments from Quintang River, East China, Journal of

Hazardous Materials, 2006, 137, 68-75.

100. A. Malik, P. Ojha, and K.P. Singh, Level and distribution of persistent

organochlorine pesticides residues in water and sediments of Gomti River

(India) a tributary of the Ganges River, Environmental Monitoring and

Assessment, 2009, 148, 421-435.

101. G. Darko, O. Akoto, and C. Oppong, Persistent organochlorine pesticide

residues in fish, sediments and water from Lake Bosomtwi, Ghana,

Chemosphere, 2008, 72, 21-24.

102. Z. Tang, Z. Yang, Z. Shen, et al., Residues of organochlorine pesticides in water

and suspended particulate matter from the Yangtze River catchment of Wuhan,

China, Environmental Monitoring and Assessment, 2008, 137, 427-439.

103. K.P. Singh, A. Malik, and V.K. Singh, Chemometric analysis of hydro–

chemical data of an alluvial river– A case study, Water Air Soil Pollution, 2005,

170, 383–404.

104. V. Koci, T. Ocelka, and D. Dragoun, Concentration of organochlorine pollutant

in the surface water of the central European Biosphere reserve Krivoklatsko,

Environmental Science and Pollution Research, 2007, 14, 94-101.

105. J. Li, G. Zhang, and S. Qi, Concentrations, enantiomeric compositions, and

sources of HCH, DDT and chlordane in soils from the Pearl River Delta, South

China, Science of the Total Environment, 2006, 372, 215–224.

106. P. Chakraborty, M. Mukhopadhyay, S. Sampath, et al., Organic micropollutants

in the surface riverine sediment along the lower stretch of the transboundary

river ganga: occurrences, sources and ecological risk assessment,


107. H. Wang, B. Qu, H. Liu, et al., Analysis of organochlorine pesticides in surface

water of the Songhua River using magnetoliposomes as adsorbents coupled

140

with GC-MS/MS detection, Science of The Total Environment, 2018, 618, 70–

79.

108. S.H. Hong, U.H. Yim, W.J. Shim, et al., Persistent organochlorine residues in

estuarine and marine sediments from Ha Long Bay, Hai Phong Bay, and Ba Lat

Estuary, Vietnam, Chemosphere, 2008, 72, 1193–1202.

109. M.W. Barasa, S.O. Wandiga, and J.O. Lalah, Seasonal variation in

concentrations of organochlorine pesticide residues in tropical estuarine

sediments along the Indian Ocean Coast of Kenya, Mar Pollut Bull, 2007, 54,

1979-1984.

110. T.T. Ai My, G. Malarvannan, T.L. Hoang, et al., Occurrence of organochlorine

pesticides and polychlorinated biphenyls in sediment and fish in Cau Hai

lagoon of Central Vietnam: Human health risk assessment, Marine Pollution

Bulletin, 2019, 141, 521–528.

111. E. Peris, S. Requena, and M. Guardia, Organochlorine pesticides in sediments

from the Lake Albufera of Valencia (Spain), Chemosphere, 2005, 60, 1542-

1549.

112. J. Sun, J. Feng, and Q. Liu, Distribution and sources of OCPs in sediments from

upper reach of Huaihe River, East China, Journal of Hazardous Materials,

2010, 184, 141-146.

113. L. Zhoa, H. Hou, and Y. Zhou, Distribution and ecological risk of

polychlorinated biphenyls and organochlorine pesticides in surficial sediments

from Haihe River and Haihe Estuary Area, China, Chemosphere, 2010, 78,

1285-1293.

114. R. Babu, T. Imagawa, H. Tao, et al., Distribution of PCBs, HCHs and DDTs,

and their ecotoxicological implications in Bay of Bengal, India, Environment

International, 2005, 31, 503–512.

115. R.Q. Yang, A.H. Lv, J.B. Shi, et al., The level and distribution of

organochlorine pesticides (OCPs) in sediments from the Haihe River, China,

Chemosphere, 2005, 61, 347-354.

116. O. Wurl and J.P. Obbard, Organochlorine pesticides, polychlorinated biphenyls

and polybrominated biphenyl ethers in Singapore's coastal marine sediments,

Chemosphere, 2005, 58, 925-933.

117. E. Gakuba, B. Moodley, P. Ndungu, et al., Partition distribution of selected

organochlorine pesticides in water, sediment pore water and surface sediment

from uMngeni River, KwaZulu-Natal, South Africa, Water SA, 2018, 44 (2),

232.

118. Z.H. Zhao, L. Zhang, J.L. Wu, et al., Distribution and bioaccumulation of

organochlorine pesticides in surface sediments and benthic organisms from

Taihu Lake, China, Chemosphere, 2009, 77 (9), 1191–1198.

119. G. Bakan and S. Ariman, Persistent organochlorine residues in sediments along

the coast of Mid-Black Sea region of Turkey, Marine Pollution Bulletin, 2004,

48, 1031–1039.

120. Y.Y. Yang, G.S. Toor, and C.F. Williams, Pharmaceuticals and

organochlorine pesticides in sediments of an urban river in Florida, USA,

Journal of Soils and Sediments, 2015, 15, 993–1004.

121. Y.F. Jiang, X.T. Wang, and Y. Jia, Wang, , Occurrence, distribution and

possible sources of organochlorine pesticides in agricultural soil of Shanghai,

China, Journal of Hazardous Materials, 2009, 170 (2– 3), 989–997.

141

122. McKenzie-Smith F, Tiller D, and Allen D, Organochlorine pesticide residues

in water and sediments from the Ovens and King Rivers, North-East Victoria,

Australia, Arch Environ Contam Toxicol, 1994, 26 (4), 483–490.

123. Z. Kljakovic´-Gaspic´, S. Herceg-Romanic, and D. Kozul, Biomonitoring of

organochlorine compounds and trace metals along the Eastern Adriatic coast

(Croatia) using Mitilus galloprovinciales, Marine Pollution Bulletin, 2010, 60,

1879–1889.

124. M.G. Commendatore, M.A. Franco, and G. Costa, Butyltins, polyaromatic

hydrocarbons, organochlorine pesticides, and polychlorinated biphenyls in

sediments and bivalve mollusks in a mid-latitude environment from the

patagonian coastal zone, Environmental Toxicology and Chemistry, 2015, 34

(12), 2750-2763.

125. J.Y. Choi, D.B. Yang, G.H. Hong, et al., Distribution and bioaccumulation of

polychlorinated biphenyls and organochlorine pesticides residues in sediments

and Manila clams (Ruditapes philippinarum) from along the Mid-Western coast

of Korea, Marine Pollution Bulletin, 2014, 85 (2), 672-678.

126. N.X. Tong, T.T.T. Huong, M. Huong, et al., Determination of the

bioaccumulation factors of organochlorine pesticides (OCPs) at some species

of bivalve mollusks in Soai Rap estuary - Ho Chi Minh City, Journal Of Marine

Science And Technology, 2018, 18 (4), 433-442.

127. O.N. Lukyanova, V.Y. Tsygankov, and M.D. Boyarova, Organochlorine

pesticides and polychlorinated biphenyls in the Bering flounder

(Hippoglossoides robustus) from the Sea of Okhotsk, Mar. Pollut. Bull, 2018,

137 (152-156).

128. M.M.S. Abbassy, Distribution pattern of persistent organic pollutants in

aquatic ecosystem at the Rosetta Nile branch estuary into the Mediterranean

Sea, North of Delta, Egypt, Marine Pollution Bulletin, 2018, 131, 115–121.

129. U. Arisekar, R.J. Shakila, G. Jeyasekaran, et al., Accumulation of

organochlorine pesticide residues in fish, water, and sediments in the

Thamirabarani river system of southern peninsular India, Environmental

Nanotechnology, Monitoring and amp; Management, 2018, 11.

130. M. Yatawara, S. Qi, Owago, , Z. O. J., Y., , et al., Organochlorine pesticide and

heavy metal residues in some edible biota collected from Quanzhou Bay and

Xinghua Bay, Southeast China, Journal of Environmental Sciences, 2010, 22

(2).

131. D.D. Nhan, N.M. Am, F.P. Carvalho, et al., Organochlorine pesticides and

PCBs along the coast of north Vietnam, The Science of the Total Environment,

1999, 237/238, 363-371.

132. Y. Ding, Z. Wu, R. Zhang, et al., Organochlorines in fish from the coastal coral

reefs of Weizhou Island, south China sea: Levels, sources, and

bioaccumulation, Chemosphere, 2019, 232, 1-8.

133. Z.L. Zhang, H.S. Hong, J.L. Zhou, et al., Fate and assessment of persistent

organic pollutants in water and sediment from Minjiang River Estuary,

Southeast China, Chemosphere, 2003, 52, 1423–1430.

134. J.P. Unyimadu, O. Osibanjo, and J.O. Babayemi, Levels of Organochlorine

Pesticides in Brackish Water Fish from Niger River, Nigeria, Journal of

Environmental and Public Health, 2018, 1-9.

142

135. O. Erdogrul, A. Covaci, and P. Schepens, Levels of organochlorine pesticides,

polychlorinated biphenyls and polybrominated diphenyl ethers in fish species

from Kahramanmaras, Turkey, Environment International, 2005, 31, 703–711.

136. A. Covaci, A. Gheorghe, O. Hulea, et al., Levels and distribution of

organochlorine pesticides, polychlorinated biphenyls and polybrominated

diphenyl ethers in sediments and biota from the Danube Delta, Romania,


137. H.T. Du and A. Kunzmann, The Sediment Load and Deposition by River

Discharge and Their Relation to Organochlorine Pesticides Pollutants in the

Sediment Bottom of Nha Trang Bay, Vietnam, Ocean Science Journal, 2015, 50

(2), 455-466.

138. J.A. Campillo, J.S. Echeandía, and B. Fernandez, The hydrological regime of a

large Mediterranean river influences the availability of pollutants to mussels at

the adjacent marine coastal area: Implications for temporal and spatial trends,

Chemosphere, 2019, 237, 124492.

139. J.A. Campillo, B. Fernandez, V. García, et al., Levels and temporal trends of

organochlorine contaminants in mussels from Spanish Mediterranean waters,

Chemosphere, 2017, 182, 584-594

140. A.B. Kwofie, M.S. Humphries, and B. Pillay, Bioaccumulation and risk

assessment of organochlorine pesticides in fish from a global biodiversity

hotspot: iSimangaliso Wetland Park, South Africa, Science of the Total

Environment, 2018, 621, 273–281.

141. C.A. Magalhães, S. Taniguchi, R.A. Lourenço, et al., Organochlorine

pesticides, PCBs, and PBDEs in liver and muscle tissues of Paralonchurus

brasiliensis, Trichiurus lepturus and Cathorops spixii in Santos Bay and

surrounding area, São Paulo, Brazil, Regional Studies in Marine Science, 2017.

142. Z. Qian, Fangfang, C. Wu, et al., Indicator polychlorinated biphenyls (PCBs)

and organochlorine pesticides (OCPs) in seafood from Xiamen (China): levels,

distributions, and risk assessment, Environmental Science and Pollution

Research, 2017, 24 (11), 10443–10453.

143. P. Galvao, B. Henkelmann, R. Longo, et al., Distinct bioaccumulation profile

of pesticides and dioxin-like compounds by mollusk bivalves reared in polluted

and unpolluted tropical bays: Consumption risk and seasonal effect, Food

Chemistry, 2012, 134 (4), 2040–2048.

144. C.A. Suryono, A. Sabdono, Subagyo, et al., The presence of organochlorine

pesticide in Semarang indonesia marine waters and their contamination on

green mussel Perna viridis (bivalvia: Mytilidae, linnaeus, 1758), IOP

Conference Series: Earth and Environmental Science, 2019, 246, 012069.

145. D.M.L.d. Silva, P.B.d. Camargo, L.A. Martinelli, et al., Organochlorine

pesticides in Piracicaba river basin (São Paulo/Brazil): a survey of sediment,

bivalve and fish, Química Nova, 2008, 31 (2), 214–219.

146. P.L.C. Hoffman, D.B.O. Neill, and D.K. Salie, Temporal and inter-species

variations in the proximate and contaminant compositions of farmed mussels,

Choromytilus meridionalis and Mytilus galloprovincialis, from Saldanha Bay,

South Africa, 2018.

147. J.P. Villeneuve, F.P. Carvalho, S.W. Fowler, et al., Levels of PCBs, chlorinated

pesticides and petroleum hydrocarbons in mussels from the NW Mediterranean

143

Coast: comparison of concentrations in 1973/1974 and 1988/1989, Science of

the Total. Environment, 1999, 237/238 (57-65).

148. F. Kucuksezgin, O. Altay, E. Uluturhan, et al., Trace metal and organochlorine

residue levels in red mullet (Mullus Barbatus) from the Eastern Aegean, Turkey,

Water Research, 2001, 35, 2327-2332.

149. FDA., Fish and Fisheries Products Hazards and Controls Guidance, third ed.

2001: Center for Food Safety and Applied Nutrition, US Food and Drug

Administration.

150. N. Ali, L.N. Ali, S.A. Eqani, et al., Organohalogenated contaminants in

sediments and bivalves from the Northern Arabian Gulf, Ecotoxicology and

Environmental Safety, 2015, 122, 432–439.

151. D.H. Garro, A.M.B. Chan, and J.R. Osten, Organochlorine Pesticides (OCPs)

in Sediment and Fish of Two Tropical Water Bodies Under Different Land Use,

Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 2016, 97 (1), 105-

111.

152. V. Milun, D. Grgas, and T.L. Dragicevic, Assessment of PCB and chlorinated

pesticide accumulation in mussels at Kastela Bay (Eastern Adriatic), Science

Total Environment, 2016, 562, 115–127.

153. A.A. Mohamed, A.E. Tharwat, and H.A. Khalifa, Estimation of organochlorine

pesticides and heavy metal residues in two species of mostly consumed fish in

Sharkia governorate, Egypt, Japanese Journal of Veterinary Research, 2016, 64,

233–241.

154. S. Ulusoy, O. Ozden, and O. Papke, Distribution of OCPs and PCBs in Mussels

(Mytilus galloprovincialis) from the Marmara Sea Coastal Sites, Bulletin of

Environmental Contamination and Toxicology, 2016, 97, 191–197.

155. M. Baqar, Y. Sadef, S.R. Ahmad, et al., Organochlorine contaminants in

freshwater mussels; occurrence, bioaccumulation pattern, spatio-temporal

distribution and human health risk assessment from the tributaries of River

Ravi, Pakistan, Human and Ecological Risk Assessment: An International

Journal, 2018, 24 (5), 1268-1290.

156. M. Huong, Embryotoxic and genotoxic effects of heavy metals and pesticides

on early life stages of Pacific oyster (Crassostrea gigas), Marine Pollution

Bulletin, 2012, 64 (12), 2663 - 2670.

157. P. Moreau, T. Burgeot, and T. Renault, In vivo effects of metaldehyde on Pacific

oyster, Crassostrea gigas: comparing hemocyte parameters in two oyster

families, Environmental Science and Pollution Research, 2015, 22 (11), 8003 -

8009.

158. M.N. Canty, J.A. Hagger, R.T.B. Moore, et al., Sublethal impact of short term

exposure to the organophosphate pesticide azamethiphos in the marine mollusc

Mytilus edulis, Mar Pollut Bull, 2007, 54 (4), 396 - 402.

159. Q. Song, H. Chen, Y. Li, et al., Toxicological effects of benzo(a)pyrene, DDT

and their mixture on the green mussel Perna viridis revealed by proteomic and

metabolomic approaches, Chemosphere, 2016, 144 (2016), 214-224.

160. H.C. Davis and H. Hidu, Effects of pesticides on embryonic development of

clams and oysters and on survival and growth of the larvae, Fishery Bulletin

US, 1969, 67.

144

161. D.W. Klumpp, H. Huasheng, C. Humphrey, et al., Toxic contaminants and their

biological effects in coastal waters of Xiamen, China. I. Organic pollutants in

mussel and fish tissues, Marine Pollution Bulletin, 2002, 44, 752–760

162. A. Mottier, A. Séguin, and A. Devos, Effects of subchronic exposure to

glyphosate in juvenile oysters (Crassostrea gigas): From molecular to

individual levels, Marine Pollution Bulletin, 2014, 2014.

163. S. Buisson, V. Bouchart, E. Guerlet, et al., Level of contamination and impact

of pesticides in cupped oyster, Crassostrea gigas, reared in a shellfish

production area in Normandy (France), Journal of Environmental Science and

Health Part B, 2008, 43, 655–664.

164. S. Noventa, C. Hacker, A. Correia, et al., Gold nanoparticles ingested by oyster

larvae are internalized by cells through an alimentary endocytic pathway,

Nanotoxicology, 2018.

165. N. Wessel, S. Rousseau, X. Caisey, et al., Investigating the relationship between

embryotoxic and genotoxic effects of benzo[a]pyrene, 17alpha-ethinylestradiol

and endosulfan on Crassostrea gigas embryos, Aquatic Toxicology, 2007, 85,

133 - 142.

166. D. Donaldson, T. Kiely, and A. Grube, Pesticide's industry sales and usage

1998-1999 market estimates, US Environmental Protection Agency,

Washington (DC), 2002.

167. G.N. Sreeya, R. Radha, and C.N. Radhakrishnan, Studies on acute toxicity to

pesticide stress in a freshwater fish Cirrhinus mrigala, International Journal of

Fisheries and Aquatic Studies, 2017, 5 (4), 355-358.

168. T.H.T. Dang, L.T. Nguyen, and D.T. Nguyen, Toxicological and melanin

synthesis effects of Polygonum multiflorum root extracts on zebrafish embryos

and human melanocytes, Biomedical Research and Therapy, 2016, 3 (9), 808-

818

169. C.M. Timothy, Mammalian Toxicology of Insecticides, Toxicology, 2012, 18.

170. T. Narahashi, Neurophysiological effects of insecticides, Handbook of Pesticide

Toxicology, 2010, 799–816.

171. C.A. Woody, R.M. Hughes, E.J. Wagner, et al., The Mining Law of 1872:

Change is Overdue, Fisheries, 2010, 37, 321-331.

172. R. Kivi, How Does Water Pollution Affect Fish?, Available at eHow.com, 2010.

173. S. Kirchmaier, K. Naruse, J. Wittbrodt, et al., The genomic and genetic toolbox

of the teleost medaka (Oryzias latipes), Genetic, 2015, 199 (4), 905-918.

174. Y. Fuse, V.T. Nguyen, and M. Kobayashi, Nrf2-dependent protection against

acute sodium arsenite toxicity in zebrafish, Toxicol Appl Pharmacol, 2016, 305,

136–142.

175. M. Grinstein, H.L. Dingwall, and L.D. O’Connor, A distinct transition from cell

growth to physiological homeostasis in the tendon, Elife, 2019, 8, 48689.

176. M. Wu, A. Chaudhary, I.A. Khan, et al., Ethanol teratogenesis in Japanese

medaka: Effects at the cellular level, Comparative Biochemistry and

Physiology Part B: Biochemistry and Molecular Biology, 2008, 149 (1), 191–

201.

177. X. Zhang, M. Hecker, J.-W. Park, et al., Real-time PCR array to study effects

of chemicals on the Hypothalamic–Pituitary–Gonadal axis of the Japanese

medaka, Aquatic Toxicology, 2008, 88 (3), 173–182.

145

178. J. Sun, C. Wang, H. Peng, et al., p,p′ DDE Induces Gonadal Intersex in

Japanese Medaka (Oryzias latipes) at Environmentally Relevant

Concentrations: Comparison with o,p′ DDT, Environmental Science &

Technology, 2015, 50 (1), 462-469.

179. S.E. Lee, C.Y. Woong, H. Mo, et al., Endosulfan-Induced Biomarkers in

Japanese Rice Fish (Oryzias latipes) Analyzed by SELDI-TOF-MS, Int. J. Biol.

Sci, 2013, 9 (4), 343-349.

180. T. Matsumoto, S. Terai, T. Oishi, et al., Medaka as a model for human

nonalcoholic steatohepatitis, Disease Models & Mechanisms, 2010, 3, 431-

440.

I

PHỤ LỤC

Phụ lục 1. Số liệu phân nhóm (CA) dựa trên sự tương đồng về nồng độ OCPs

trong nước (µg/L) và trầm tích (µg/kg)

Vị trí DDT HCH Aldrin Heptachlor Dieldrin Endrin

Nước

ST 01 0,19 0,15 0,05 0,02 0,01 0,03

ST 02 0,24 0,35 0,04 0,02 0,01 0,04

ST 03 0,30 0,22 0,06 0,03 0,04 0,02

ST 04 0,46 0,40 0,07 0,02 0,05 0,05

ST 05 0,12 0,11 0,03 0,02 0,02 0,04

ST 06 0,18 0,13 0,04 0,02 0,00 0,01

ST 07 0,15 0,12 0,01 0,02 0,00 0,03

ST 08 0,62 0,41 0,06 0,09 0,03 0,02

ST 09 0,11 0,18 0,04 0,01 0,01 0,01

ST 10 0,12 0,14 0,03 0,03 0,00 0,01

ST 11 0,11 0,13 0,02 0,01 0,01 0,01

ST 12 0,03 0,06 0,01 0,01 0,00 0,01

Trầm tích

ST 01 0,19 0,15 0,05 0,02 0,01 0,03

ST 02 0,24 0,35 0,04 0,02 0,01 0,04

ST 03 0,30 0,22 0,06 0,03 0,04 0,02

ST 04 0,46 0,40 0,07 0,02 0,05 0,05

ST 05 0,12 0,11 0,03 0,02 0,02 0,04

ST 06 0,18 0,13 0,04 0,02 0,00 0,01

ST 07 0,15 0,12 0,01 0,02 0,00 0,03

ST 08 0,62 0,41 0,06 0,09 0,03 0,02

ST 09 0,11 0,18 0,04 0,01 0,01 0,01

ST 10 0,12 0,14 0,03 0,03 0,00 0,01

ST 11 0,11 0,13 0,02 0,01 0,01 0,01

ST 12 0,03 0,06 0,01 0,01 0,00 0,01

II

Phụ lục 2. Hàm lượng các thông số hóa lý trong nước

Vị trí Mùa Năm pH EC

(µS/cm)

TDS

(mg/L)

Độ Đục

(NTU)

Nhiệt độ

(oC)

ST01 Khô 2017 7,5 22,509 11,504 18 28,9

ST01 Khô 2017 7,02 6980 4467,2 64 31,3

ST01 Khô 2017 7,32 852 375 53 29,6

ST02 Khô 2017 6,97 5995 2830 19 26,96

ST02 Khô 2017 7,67 26,8 3,37 21 31,3

ST02 Khô 2017 7,51 2,625 1850 15 29,49

ST03 Khô 2017 6,96 1135,67 1940 19 29,165

ST03 Khô 2017 7,64 70 31,1 19 30,6

ST03 Khô 2017 7,3 820,46 1940 16 29,38

ST04 Khô 2017 6,83 7960 2180 17 29,49

ST04 Khô 2017 7,76 57,1 15,423 20 31,8

ST04 Khô 2017 7,12 3,285 2035 14 29,14

ST05 Khô 2017 6,71 4760 4295 19 27,595

ST05 Khô 2017 7,61 26,835 28,8 19 31,9

ST05 Khô 2017 7,46 4760 3175 16 26,45

ST06 Khô 2017 7,01 17570 8,35 31 29,6

ST06 Khô 2017 7,02 4150 2656 18 30,9

ST06 Khô 2017 6,9 118 52 23 31

ST07 Khô 2017 7,4 4,56 3,23 19 30,5

ST07 Khô 2017 7,13 14180 9075,2 54 31,6

ST07 Khô 2017 6,9 6,54 3,37 53 29,2

ST08 Khô 2017 7,32 10,04 5,79 76 35,1

ST08 Khô 2017 7,2 5220 3340 85 33,9

ST08 Khô 2017 7,43 3,006 1,451 55 31,8

ST09 Khô 2017 7,5 55,6 30,9 24 33

ST09 Khô 2017 7,11 36500 23360 25 34,7

ST09 Khô 2017 7,3 33,4 17,88 25 30,4

ST10 Khô 2017 7,4 58,3 33,1 97 33,4

ST10 Khô 2017 7,52 42500 27200 42 34,1

ST10 Khô 2017 7,3 49,3 33,2 17 30,7

ST11 Khô 2017 7,6 56 31 29 31

ST11 Khô 2017 7,47 39600 25344 41 32,3

ST11 Khô 2017 6,7 42,6 22,8 164 29,8

ST12 Khô 2017 7,3 29,1 44,5 11 31,2

ST12 Khô 2017 7,62 43400 27776 10 31,6

ST12 Khô 2017 6,8 35,4 22,805 17 29,8

ST01 Khô 2018 7,51 70 12,405 82 29,5

ST01 Khô 2018 7,3 23,905 13,78 49 30,6

ST01 Khô 2018 7,32 984 374 130 29,5

ST02 Khô 2018 8,91 32650 948 82 26,96

ST02 Khô 2018 7,61 2,625 947 33 28,1

ST02 Khô 2018 7,26 46050 284 61 29,14

III

ST03 Khô 2018 8,57 34300 4,05 65 27,175

ST03 Khô 2018 7,68 279 1,625 39 29,7

ST03 Khô 2018 7,25 37600 1623 31 29,165

ST04 Khô 2018 8,92 21380 23,5 95 27,425

ST04 Khô 2018 7,86 3,07 948 64 29,1

ST04 Khô 2018 7,9 18040 22,4 62 29,38

ST05 Khô 2018 8,77 23700 10290 140 27,595

ST05 Khô 2018 7,93 4,47 3260 149 29,6

ST05 Khô 2018 7,88 16100 12,73 162 29,11

ST06 Khô 2018 5,63 5505 9,53 72 29,5

ST06 Khô 2018 7,2 2610 1,779 29 33,6

ST06 Khô 2018 6,55 812 48,4 76 28

ST07 Khô 2018 6,41 19995 3,37 101 29,1

ST07 Khô 2018 7,31 5710 4,05 21 31,4

ST07 Khô 2018 6,24 5856 2,37 99 28,6

ST08 Khô 2018 5,63 5505 15,425 22 29,5

ST08 Khô 2018 7,5 11030 4970 130 35,1

ST08 Khô 2018 6,55 812 16,33 195 28

ST09 Khô 2018 6,41 19995 28,8 140 29,1

ST09 Khô 2018 7,6 57700 31300 29 33

ST09 Khô 2018 6,73 3774 20,95 56 31,8

ST10 Khô 2018 6,7 10775 32,4 89 30,6

ST10 Khô 2018 7,3 54,8 28,8 86 32,7

ST10 Khô 2018 7 455 26,3 28 31,6

ST11 Khô 2018 7,4 46350 34,6 11 29,1

ST11 Khô 2018 6,8 63 32000 29 31,6

ST11 Khô 2018 7,27 40,6 25,5 44 28,8

ST12 Khô 2018 6,46 181 156 92 33,2

ST12 Khô 2018 7,7 31100 137 110 31,2

ST12 Khô 2018 6,79 3774 187 42 31,1

ST01 Mưa 2017 7,05 6090 3897,6 36 29,8

ST01 Mưa 2017 6,93 1294 781 48 28,1

ST01 Mưa 2017 7,2 4770 2220 18 30,8

ST02 Mưa 2017 6,94 2,059 4,05 42 28,9

ST02 Mưa 2017 6,85 624 1,623 69 28,5

ST02 Mưa 2017 6,81 205 432 61 30,1

ST03 Mưa 2017 7,13 8,29 23,5 34 29

ST03 Mưa 2017 6,76 3,39 22,44 17 28,7

ST03 Mưa 2017 6,78 9,84 27,3 4 30,8

ST04 Mưa 2017 7,18 42,4 10,29 32 29,4

ST04 Mưa 2017 6,65 41,37 12,37 16 28,8

ST04 Mưa 2017 6,74 48,4 16,33 3 30,2

ST05 Mưa 2017 7,31 19,89 11,58 28 29,4

ST05 Mưa 2017 6,88 18,69 18,1 15 31,2

ST05 Mưa 2017 6,61 30,8 20,95 6 31

ST06 Mưa 2017 7,03 2040 1305,6 49 29,7

IV

ST06 Mưa 2017 6,85 858 515 58 29,2

ST06 Mưa 2017 6,85 3420 1589 22 30,3

ST07 Mưa 2017 7,51 16130 10323,2 61 30,3

ST07 Mưa 2017 6,87 13335 7995 20 29,7

ST07 Mưa 2017 7,01 13190 9210 18 30,2

ST08 Mưa 2017 6,89 2050 1312 160 32,6

ST08 Mưa 2017 7,96 223 90 39 33,3

ST08 Mưa 2017 7,2 6510 2230 116 32,9

ST09 Mưa 2017 7,61 41100 26304 72 31,7

ST09 Mưa 2017 7,02 2500 1500 70 30,2

ST09 Mưa 2017 7,48 44100 24900 59 29,9

ST10 Mưa 2017 8,03 45100 28864 17 32,9

ST10 Mưa 2017 7,19 2900 1600 28 32,2

ST10 Mưa 2017 7,66 51300 28600 13 31,2

ST11 Mưa 2017 8,17 47600 30464 71 30,8

ST11 Mưa 2017 7,39 39642 23254 150 30,4

ST11 Mưa 2017 7,66 52900 29700 121 30,9

ST12 Mưa 2017 8,18 43300 27712 17 31,6

ST12 Mưa 2017 7,44 33400 25650 39 29,6

ST12 Mưa 2017 7,79 51800 29300 14 30,1

ST01 Mưa 2018 7,1 12,78 948 89 29

ST01 Mưa 2018 6,7 7,75 284 82 28,7

ST01 Mưa 2018 7,3 825 88,4 218 30,8

ST02 Mưa 2018 7,53 2865 1,85 65 29,7

ST02 Mưa 2018 7,19 820,46 2170,46 54 28,6

ST02 Mưa 2018 7,42 5995 1,889 76 28,3

ST03 Mưa 2018 7,55 396 2,035 42 28,8

ST03 Mưa 2018 7,12 1135,67 1940 44 29,2

ST03 Mưa 2018 7,49 7280 1160,445 72 29,7

ST04 Mưa 2018 7,63 3285 2830 74 29,8

ST04 Mưa 2018 7,04 1305,665 2180 62 28,7

ST04 Mưa 2018 7,25 7960 2145,7 44 29,2

ST05 Mưa 2018 7,68 6,05 2340 95 29,9

ST05 Mưa 2018 7,05 1050,64 3175 89 29,3

ST05 Mưa 2018 6,95 4760 2870,595 89 29

ST06 Mưa 2018 6,91 218 1,485 59 30,5

ST06 Mưa 2018 6,9 152 51,9 108 29,9

ST06 Mưa 2018 6,82 71 48,4 94 29,7

ST07 Mưa 2018 7,18 10010 1,623 36 30,9

ST07 Mưa 2018 6,79 2031 11130 140 30,7

ST07 Mưa 2018 6,73 3774 432 63 31,8

ST08 Mưa 2018 7,5 8010 3870 62 30,9

ST08 Mưa 2018 7,6 1712 976 128 32,3

ST08 Mưa 2018 7,2 2004 1154 106 31,8

ST09 Mưa 2018 7,5 52500 28100 32 33

ST09 Mưa 2018 7,5 35000 19510 92 30

V

ST09 Mưa 2018 7,3 34300 18770 72 30,2

ST10 Mưa 2018 7,2 22,7 11,58 22 30,2

ST10 Mưa 2018 7,1 32,9 18,1 13 29,6

ST10 Mưa 2018 7,2 38,06 24800 30 30,8

ST11 Mưa 2018 7,9 56,7 30900 18 29,9

ST11 Mưa 2018 7,3 38,3 27800 67 28,8

ST11 Mưa 2018 7,8 47,4 24700 90 29,8

ST12 Mưa 2018 7,7 52600 62 90 31,1

ST12 Mưa 2018 7,8 43400 142 96 30

ST12 Mưa 2018 7,8 38300 55 70 29,5

Phụ lục 3. Giá trị giới hạn các thông số chất lượng nước mặt theo QCVN 08-

MT:2015/BTNMT

TT Thông số Đơn vị Giá trị A1

1 pH mg/L 6-8,5

2 BOD5 (200C) mg/L 4

3 COD mg/L 10

4 Ôxy hòa tan (DO) mg/L ≥ 6

5 Tổng chất rắn lơ lửng (TSS) mg/L 20

6 Amoni (NH4+ tính theo N) mg/L 0,3

7 Clorua (Cl-) mg/L 250

8 Florua (F-) mg/L 1

9 Nitrit (NO2 tính theo N) mg/L 0,05

10 Nitrat (NO3 tính theo N) mg/L 2

11 Phosphat (PO43- tính theo P) mg/L 0,1

12 Xyanua (CN-) mg/L 0,05

13 Aldrin µg/L 0,1

14 Benzene hexachloride (BHC) µg/L 0,02

15 Dieldrin µg/L 0,1

16 Tổng Dichloro diphenyl

trichloroethane (DDTs) µg/L 1,0

17 Heptachlor &

Heptachlorepoxide µg/L 0,2

18 Tổng Phenol mg/L 0,005

VI

19 Tổng dầu, mỡ (oils & grease) mg/L 0,3

20 Tổng các bon hữu cơ (Total

Organic Carbon, TOC) mg/L 4

21 Tổng hoạt độ phóng xạ Bq/L 0,1

22 Tổng hoạt độ phóng xạ Bq/L 1,0

23 Coliform MPN hoặc CFU /100 ml 2500

24 E. Coli MPN hoặc CFU /100 ml 20

Phụ lục 4. Hàm lượng các thông số hóa lý trong trầm tích

Thành phần cơ giới (%)

Vị trí Mùa Năm pH TOC (%) Cát thô Cát mịn Thịt Sét

ST 01 Khô 2017 6,43 3,93 5,79 18,896 63,395 11,919

ST 02 Khô 2017 7,25 3,95 0,168 15,28 70,15 14,402

ST 03 Khô 2017 6,47 3,22 0,122 11,41 77,452 11,017

ST 04 Khô 2017 5,6 4,26 0,29 20,489 70,886 8,335

ST 05 Khô 2017 6,75 4,23 0,713 16,65 72,631 10,006

ST 06 Khô 2017 6,95 3,93 4,137 27,018 61,792 7,053

ST 07 Khô 2017 6,97 3,95 2,05 22,578 67,006 8,366

ST 08 Khô 2017 7,22 3,21 0,474 52,299 36,706 10,521

ST 09 Khô 2017 6,73 4,05 0,145 23,934 68,969 6,952

ST 10 Khô 2017 6,89 4,23 0,673 13,228 73,88 12,219

ST 11 Khô 2017 6,73 4,26 3,109 25,658 62,403 8,83

ST 12 Khô 2017 6,52 3,98 0,671 24,798 67,078 7,453

ST 01 Khô 2018 6,7 2,23 6,549 28,151 53,56 11,74

ST 02 Khô 2018 6,8 3,48 0,343 7,54 78,031 14,086

ST 03 Khô 2018 6,9 3,22 2,108 27,925 59,912 10,055

ST 04 Khô 2018 7,8 3,36 1,797 25,245 65,48 7,478

ST 05 Khô 2018 5,7 5,23 0,117 13,235 74,321 12,327

ST 06 Khô 2018 6,5 3,83 0,918 20,662 69,327 9,093

ST 07 Khô 2018 6,7 3,65 10,684 27,991 56,026 5,299

ST 08 Khô 2018 6,5 3,35 0,511 8,8 77,555 13,134

ST 09 Khô 2018 6,7 3,24 1,133 24,539 62,474 11,854

ST 10 Khô 2018 7,2 4,22 8,028 27,714 57,334 6,924

ST 11 Khô 2018 6,9 4,27 1,472 25,546 64,143 8,839

ST 12 Khô 2018 6,8 3,99 0,54 12,933 70,556 15,971

ST 01 Mưa 2017 7,08 3,4 2,78 21,167 62,44 13,613

ST 02 Mưa 2017 6,89 2,6 0,353 20,086 70,86 8,701

ST 03 Mưa 2017 6,73 2,7 3,468 18,258 65,78 12,494

ST 04 Mưa 2017 7,15 3,9 0 7,281 75,364 17,355

ST 05 Mưa 2017 6,64 2,9 5,178 8,965 69,374 16,483

ST 06 Mưa 2017 6,75 3,38 0 6,743 79,643 13,614

VII

ST 07 Mưa 2017 7,12 3,89 0 8,954 77,059 13,987

ST 08 Mưa 2017 7,01 2,48 3,404 42,492 45,031 9,073

ST 09 Mưa 2017 6,22 2,42 2,344 39,193 50,198 8,265

ST 10 Mưa 2017 6,64 2,34 0 10,196 73,148 15,936

ST 11 Mưa 2017 7,04 2,035 0,496 27,128 63,829 8,547

ST 12 Mưa 2017 7,11 2,44 0,474 52,299 36,706 10,521

ST 01 Mưa 2018 5,8 4,39 0,721 15,773 67,513 15,993

ST 02 Mưa 2018 6,3 3,39 1,721 23,369 68,805 6,105

ST 03 Mưa 2018 6,7 3,98 0,975 8,486 76,471 14,068

ST 04 Mưa 2018 7,4 3,38 0,26 12,954 76,061 10,725

ST 06 Mưa 2018 5,68 4,62 0,114 16,687 71,624 11,575

ST 05 Mưa 2018 5,97 4,06 2,298 28,175 68,041 1,468

ST 07 Mưa 2018 6,22 4,64 7,576 17,114 68,455 6,855

ST 08 Mưa 2018 6,68 4,41 3,979 21,506 68,766 5,749

ST 09 Mưa 2018 6,89 4,76 1,887 21,304 66,889 9,92

ST 10 Mưa 2018 7,2 3,8 0,756 21,977 71,842 5,425

ST 11 Mưa 2018 6,9 4,49 0,718 32,19 60,37 6,722

ST 12 Mưa 2018 7,1 4,9 0,95 29,375 61,092 8,583

Phụ lục 5. Nồng độ các OCPs (µg/L) trong nước phân theo mùa và nhóm phân

tích

Vị trí Mùa Nhóm Năm DDTs HCHs Aldrin Heptachlor Dieldrin Endrin

ST 01 Khô 2 2017 0,139 0,123 0,004 0,009 0,003 0,014

ST 02 Khô 2 2017 0,165 0,281 0,006 0,012 0,004 0,018

ST 03 Khô 1 2017 0,185 0,164 0,021 0,012 0,09 0,023

ST 04 Khô 1 2017 0,295 0,37 0,065 0,016 0,011 0,045

ST 05 Khô 2 2017 0,095 0,06 0,015 0,006 0,01 0,016

ST 06 Khô 2 2017 0,119 0,062 0,024 0,007 0 0,008

ST 07 Khô 2 2017 0,094 0,088 0 0,005 0,001 0,027

ST 08 Khô 1 2017 0,372 0,159 0,005 0,015 0,016 0,027

ST 09 Khô 2 2017 0,113 0,131 0,003 0,007 0 0,019

ST 10 Khô 2 2017 0,116 0,083 0 0,006 0,001 0,01

ST 11 Khô 2 2017 0,166 0,049 0,002 0,006 0 0,008

ST 12 Khô 2 2017 0,022 0,024 0,002 0,003 0 0,008

ST 01 Khô 2 2018 0,08 0,03 0,003 0,009 0,001 0,008

ST 02 Khô 2 2018 0,095 0,128 0,003 0,009 0,005 0,036

ST 03 Khô 1 2018 0,132 0,108 0,005 0,006 0,006 0,011

ST 04 Khô 1 2018 0,222 0,141 0,008 0,016 0,008 0,016

ST 05 Khô 2 2018 0,109 0,042 0,004 0,008 0,003 0,028

ST 06 Khô 2 2018 0,071 0,137 0,007 0,009 0,002 0,014

ST 07 Khô 2 2018 0,135 0,056 0,003 0,031 0 0,023

ST 08 Khô 1 2018 0,257 0,17 0,006 0,014 0,007 0,046

ST 09 Khô 2 2018 0,069 0,076 0,004 0,005 0 0,007

ST 10 Khô 2 2018 0,139 0,03 0,004 0,005 0,001 0,012

VIII

ST 11 Khô 2 2018 0,049 0,022 0,002 0,007 0,005 0,013

ST 12 Khô 2 2018 0,06 0,024 0 0,002 0 0,008

ST 01 Mưa 2 2017 0,411 0,243 0,096 0,015 0,01 0,07

ST 02 Mưa 2 2017 0,536 0,499 0,048 0,018 0,03 0,11

ST 03 Mưa 1 2017 0,696 0,302 0,11 0,02 0,06 0,02

ST 04 Mưa 1 2017 0,97 0,442 0,068 0,031 0,172 0,12

ST 05 Mưa 2 2017 0,138 0,068 0,02 0,041 0,07 0,091

ST 06 Mưa 2 2017 0,428 0,149 0,03 0,01 0,01 0,01

ST 07 Mưa 2 2017 0,33 0,23 0,021 0,018 0,016 0,06

ST 08 Mưa 1 2017 1,42 0,746 0,098 0,25 0,091 0,01

ST 09 Mưa 2 2017 0,174 0,278 0,08 0,01 0,021 0,01

ST 10 Mưa 2 2017 0,113 0,233 0,063 0,08 0,01 0,01

ST 11 Mưa 2 2017 0,171 0,211 0,02 0,01 0,013 0,01

ST 12 Mưa 2 2017 0,03 0,082 0,02 0,03 0,01 0,01

ST 01 Mưa 2 2018 0,141 0,205 0,086 0,065 0,006 0,009

ST 02 Mưa 2 2018 0,16 0,506 0,094 0,046 0,004 0,008

ST 03 Mưa 1 2018 0,192 0,316 0,121 0,068 0,006 0,008

ST 04 Mưa 1 2018 0,367 0,627 0,133 0,018 0,014 0,012

ST 06 Mưa 2 2018 0,12 0,188 0,085 0,054 0,003 0,012

ST 05 Mưa 2 2018 0,141 0,25 0,079 0,029 0,007 0,025

ST 07 Mưa 2 2018 0,053 0,096 0,025 0,028 0 0,005

ST 08 Mưa 1 2018 0,412 0,56 0,117 0,064 0,009 0,014

ST 09 Mưa 2 2018 0,076 0,218 0,077 0,014 0 0,009

ST 10 Mưa 2 2018 0,093 0,206 0,056 0,011 0,002 0,003

ST 11 Mưa 2 2018 0,04 0,234 0,066 0,019 0,023 0,004

ST 12 Mưa 2 2018 0,021 0,111 0,009 0,004 0 0,009

Phụ lục 6. Nồng độ các OCPs (µg/kg) trong trầm tích phân theo mùa và nhóm

phân tích

Vị trí Mùa Nhóm Năm DDT HCH Aldrin Heptachlor Dieldrin Endrin

ST 01 Khô 2 2017 2,034 1,926 0 0,542 0 0,788

ST 02 Khô 2 2017 2,571 2,041 0 0,737 0 0,802

ST 03 Khô 1 2017 6,452 2,746 0,696 0,542 1,28 0,762

ST 04 Khô 1 2017 4,601 2,547 0,378 1,4 0 0,756

ST 05 Khô 2 2017 2,300 1,542 0 0,286 0 0,286

ST 06 Khô 2 2017 2,080 1,736 0 0 1,075 0,073

ST 07 Khô 2 2017 1,749 1,558 0 0,636 0 0,753

ST 08 Khô 1 2017 6,340 3,154 1,5 3,44 1,416 1,4

ST 09 Khô 2 2017 3,718 2,347 0,396 1,4 0,389 0,766

ST 10 Khô 2 2017 2,472 1,862 0,075 0,686 0,485 0,87

ST 11 Khô 2 2017 1,281 0,912 0 0,567 0 0,744

ST 12 Khô 2 2017 1,033 0,609 0 0,386 0 0,396

ST 01 Khô 2 2018 2,040 2,878 0 0,43 0,212 0,472

ST 02 Khô 2 2018 3,408 2,04 0,696 0,587 1,614 0,806

IX

ST 03 Khô 1 2018 3,633 3,314 0,586 1,15 0,284 0,185

ST 04 Khô 1 2018 6,819 3,839 1,5 2,69 1,57 0,971

ST 05 Khô 2 2018 2,433 3,206 0,184 0,285 0 2,501

ST 06 Khô 2 2018 3,658 1,966 0,696 2,19 0,946 1,603

ST 07 Khô 2 2018 3,755 1,523 0,566 0,154 0 1,6

ST 08 Khô 1 2018 9,750 5,66 1,68 2,48 2,201 2,511

ST 09 Khô 2 2018 5,926 3,54 0,582 1,5 0,486 1,614

ST 10 Khô 2 2018 3,989 2,062 0,146 1,67 0,678 1,793

ST 11 Khô 2 2018 1,672 1,087 0 0,194 0 0,713

ST 12 Khô 2 2018 0,091 0,905 0 0,296 0,285 0

ST 01 Mưa 2 2017 6,764 2,072 0,202 2,3 0 0,186

ST 02 Mưa 2 2017 7,414 3,225 1,41 3,86 0,096 0,795

ST 03 Mưa 1 2017 13,114 8,081 2,2 0,571 0,849 0,799

ST 04 Mưa 1 2017 21,927 8,696 2,17 4,3 0,297 0,957

ST 05 Mưa 2 2017 6,571 3,177 1,07 2,5 0,498 0,492

ST 06 Mưa 2 2017 5,500 1,899 0,069 0,751 0 0,771

ST 07 Mưa 2 2017 4,460 1,592 0 0,7 0 0,791

ST 08 Mưa 1 2017 23,170 9,824 8,96 24,9 1,419 4,97

ST 09 Mưa 2 2017 4,383 4,593 2,49 2,5 0 0,777

ST 10 Mưa 2 2017 6,430 3,176 0,598 2,19 0,845 1,4

ST 11 Mưa 2 2017 3,716 2,091 0 0,566 0 0,802

ST 12 Mưa 2 2017 2,091 1,001 0 0,386 0 0,285

ST 01 Mưa 2 2018 2,627 3,689 0 0,215 0 2,562

ST 02 Mưa 2 2018 5,686 5,519 2,58 0,542 0,297 0,762

ST 03 Mưa 1 2018 10,098 5,809 1,8 2,04 0,037 0,838

ST 04 Mưa 1 2018 14,257 13,148 3,25 5,3 0,079 1,6

ST 06 Mưa 2 2018 7,553 5,072 0,774 2,417 0,583 1,6

ST 05 Mưa 2 2018 3,484 3,187 0,462 0,665 0 1,762

ST 07 Mưa 2 2018 5,489 2,133 0 1,5 0 1,7

ST 08 Mưa 1 2018 21,566 7,551 3,7 22,5 1,742 3,923

ST 09 Mưa 2 2018 8,076 4,399 2,02 2,47 0,154 1,962

ST 10 Mưa 2 2018 5,893 5,112 2,67 1,49 0,845 2,31

ST 11 Mưa 2 2018 1,440 1,97 0 0,579 0 0,869

ST 12 Mưa 2 2018 1,223 1,211 0 0,58 0 0,781

Phụ lục 7. Giá trị giới hạn của các thông số trong trầm tích theo QCVN

43:2017/BTNMT

TT Thông số Đơn vị (theo

khối lượng khô)

Giá trị giới hạn

(trầm tích nước lợ)

1 Chlordane µg/kg 4,8

2 DDD µg/kg 7,8

3 DDE µg/kg 374,0

X

4 DDT µg/kg 4,8

5 Dieldrin µg/kg 4,3

6 Endrin µg/kg 62,4

7 Heptachlor epoxide µg/kg 2,7

8 Lindan µg/kg 1,0

9 Tổng Polyclobiphenyl (PCB) µg/kg 189

10 Dioxin và Furan ng/kg TEQ 21,5

Phụ lục 8. Thông số sinh học loài cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ

Vị trí Tên loài Hàm lượng lipit

(%)

Tuổi

(tháng)

khối lượng

(g)

Kích thước

(cm)

ST1 Cá bống bớp 2,6 8 250 17

ST5 Cá bống bớp 2,1 8 230 15

ST6 Cá bống bớp 2,1 8 230 15

ST7 Cá bống bớp 2,4 10 240 16

ST8 Cá bống bớp 2,2 10 235 15,5

ST9 Cá bống bớp 2,8 9 250 17,5

ST10 Cá bống bớp 2,1 9 230 15,5

ST11 Cá bống bớp 2 9 220 15

ST1 Hàu 1,9 5 150 10,2

ST5 Hàu 2,9 7 200 14,5

ST6 Hàu 2,2 6 170 13

ST7 Hàu 2,9 6 200 14,3

ST8 Hàu 2,4 5,5 180 14,1

ST9 Hàu 2,1 6 150 12

ST10 Hàu 2,3 7 175 12

ST11 Hàu 2,1 6 160 12

ST1 Ngao 2,2 14 130 4,6

ST5 Ngao 2 13 130 3,5

ST6 Ngao 2 13 120 3,5

ST7 Ngao 2,3 15 140 4,8

ST8 Ngao 1,9 13 120 3,7

ST9 Ngao 2,1 13 125 4,2

ST10 Ngao 1,8 12 125 3,7

ST11 Ngao 1,9 13 120 3,9

ST1 Sò 1,8 8 130 3,7

ST1 Sò 1,8 8 125 4,5

ST1 Sò 1,5 8 120 4,8

ST5 Sò 2,1 10 150 7,2

ST6 Sò 2 10 140 6,7

ST6 Sò 1,8 8 130 4,8

XI

ST7 Sò 1,9 9 130 4,6

ST7 Sò 2 9 160 6,5

ST8 Sò 1,8 8 135 5,1

ST9 Sò 1,9 9 140 6,2

ST10 Sò 1,7 8 125 5,3

ST11 Sò 2 9 130 6,6

ST11 Sò 2,1 10 130 6,4

ST1 Trai 2,3 16 118 4,4

ST5 Trai 1,4 16 106 3,2

ST6 Trai 2,2 18 116 4,3

ST7 Trai 2,5 18 120 4,5

ST8 Trai 2 17 115 4,4

ST9 Trai 1,9 16 112 3,8

ST10 Trai 1,8 17 111 3,7

ST11 Trai 1,5 15 110 3,6

ST1 Vẹm 2,4 9 135 9

ST5 Vẹm 1,9 8 132 7,2

ST6 Vẹm 2,2 10 130 8,4

ST6 Vẹm 1,9 8 125 7,2

ST7 Vẹm 2,2 9 135 8,3

ST7 Vẹm 2 9 120 6,9

ST7 Vẹm 2,1 9 125 7,3

ST8 Vẹm 2 9 128 6,3

ST8 Vẹm 2 9 125 8

ST9 Vẹm 1,7 8 130 6,5

ST9 Vẹm 1,9 8 134 7,6

ST10 Vẹm 2,1 9 125 7,1

ST11 Vẹm 1,9 9 128 7

Phụ lục 9. Nồng độ các OCPs (µg/kg) trong cá và nhuyễn thể hai mảnh vỏ

Vị

trí Tên loài HCHs DDTs Endosulfan Heptachlor Aldrin dieldrin Endrin

ST1 Cá bống bớp 1,972 2,618 2,106 0,807 0,000 0,520 0,715

ST5 Cá bống bớp 2,136 2,941 1,635 0,216 0,801 0,000 1,251

ST6 Cá bống bớp 2,651 3,843 7,289 1,554 0,688 2,948 1,070

ST7 Cá bống bớp 5,344 7,108 3,714 0,639 0,942 3,822 0,734

ST8 Cá bống bớp 6,555 19,911 7,458 1,098 3,815 3,609 1,580

ST9 Cá bống bớp 6,019 15,594 10,840 1,666 1,951 2,193 0,000

ST10 Cá bống bớp 0,853 16,780 0,136 0,201 0,133 0,000 0,000

ST11 Cá bống bớp 0,804 7,394 3,739 0,000 1,344 0,853 0,022

ST1 Hàu 2,278 1,370 1,180 1,006 0,000 0,055 0,043

ST5 Hàu 2,587 1,705 7,326 0,101 0,681 0,000 0,000

ST6 Hàu 1,971 2,455 2,582 0,766 0,000 0,052 0,076

ST7 Hàu 1,213 0,661 0,804 0,060 0,623 0,000 0,048

XII

ST8 Hàu 3,762 8,533 3,966 0,575 2,020 0,208 0,000

ST9 Hàu 2,664 5,511 1,540 0,529 1,560 0,157 0,000

ST10 Hàu 3,400 5,705 6,942 0,591 0,494 0,000 0,000

ST11 Hàu 3,742 2,766 1,938 0,246 0,789 0,143 0,092

ST1 Ngao 2,206 2,933 0,410 1,637 0,000 0,110 0,090

ST5 Ngao 2,680 3,119 5,906 7,342 0,016 0,260 0,282

ST6 Ngao 2,461 2,478 3,334 0,695 0,000 0,000 0,000

ST7 Ngao 2,135 2,030 5,212 0,908 0,009 0,000 0,016

ST8 Ngao 2,872 5,011 7,748 6,168 0,031 0,251 0,255

ST9 Ngao 4,304 5,239 1,392 5,616 0,008 0,557 0,000

ST10 Ngao 4,207 3,307 2,376 0,000 0,000 0,546 0,152

ST11 Ngao 1,742 4,592 8,922 2,140 0,027 0,000 0,527

ST1 Sò 2,282 2,567 1,626 0,000 0,000 0,546 0,152

ST1 Sò 2,066 2,284 4,286 1,628 0,327 0,268 0,450

ST1 Sò 1,706 1,038 52,274 0,268 1,457 0,000 1,757

ST5 Sò 3,956 6,011 29,752 6,041 3,645 2,980 7,104

ST6 Sò 1,819 5,708 61,230 2,560 0,527 0,157 0,414

ST6 Sò 2,568 7,033 29,462 2,369 0,413 0,539 0,495

ST7 Sò 6,516 2,921 36,196 5,831 1,924 2,051 3,811

ST7 Sò 9,549 1,898 41,646 8,121 0,163 0,088 0,000

ST8 Sò 9,143 20,094 18,760 3,673 2,829 0,910 5,789

ST9 Sò 7,043 14,996 4,664 7,140 5,421 5,613 3,359

ST10 Sò 8,380 11,930 3,600 5,529 3,560 2,793 1,481

ST11 Sò 3,570 1,170 33,704 1,321 1,838 0,000 2,275

ST11 Sò 3,865 1,429 59,322 1,230 0,162 0,000 2,586

ST1 Trai 7,073 0,542 1,068 1,228 0,000 0,055 0,039

ST5 Trai 6,084 2,024 13,724 0,969 0,486 0,295 0,582

ST6 Trai 6,527 5,233 5,368 0,178 1,002 1,327 0,877

ST7 Trai 2,001 0,907 1,970 0,770 0,000 0,092 0,039

ST8 Trai 9,143 14,094 19,724 0,801 1,123 0,887 1,675

ST9 Trai 2,198 8,242 12,724 2,186 0,000 0,078 0,238

ST10 Trai 2,749 10,875 13,882 1,827 0,000 0,070 0,266

ST11 Trai 9,382 7,056 4,988 2,917 0,580 1,287 0,966

ST1 Vẹm 0,000 0,282 0,000 0,000 0,000 0,041 0,000

ST5 Vẹm 3,448 3,797 19,512 2,583 0,202 0,338 0,263

ST6 Vẹm 1,988 1,637 1,482 0,756 0,000 0,074 0,032

ST6 Vẹm 6,147 1,297 8,582 0,000 0,163 0,000 0,124

ST7 Vẹm 2,299 2,641 1,412 3,338 0,000 0,441 0,000

ST7 Vẹm 2,161 1,628 2,640 5,033 0,000 0,077 0,000

ST7 Vẹm 2,111 1,940 2,306 0,758 0,000 0,100 0,152

ST8 Vẹm 0,176 12,463 2,924 2,018 0,744 0,303 0,552

ST8 Vẹm 6,758 9,646 13,191 10,073 0,684 0,365 1,238

ST9 Vẹm 4,910 9,643 8,082 0,378 0,384 0,603 0,749

XIII

ST9 Vẹm 1,635 11,485 15,328 0,000 0,000 0,082 0,051

ST10 Vẹm 0,567 7,279 1,804 1,388 0,000 0,000 0,036

ST11 Vẹm 0,567 0,575 1,804 1,388 0,000 0,000 0,036

ĐÁNH GIÁ HÀM LƯỢNG THUỐC TRỪ SÂU CLO HỮU CƠ ...

Documents

Transcript of ĐÁNH GIÁ HÀM LƯỢNG THUỐC TRỪ SÂU CLO HỮU CƠ ...