3. Ý nghĩa khoa học của đề tài
3.2.2. Kết quả thí nghiệm độc tính cấp tính LC50 và theo dõi hành vi của
vi của cá trong môi trường nước thải
Trong thử nghiệm độc tính cấp tính của cá Hòa lan trong 24 giờ phơi nhiễm với NaOCl, kết quả LC50 của cá Hòa lan là 91,96 mg/l, cao hơn LC50
của cá Ngựa vằn là 57,02 mg/l và cá Tứ vân là 90,90 mg/l; chứng tỏ cá Hoà lan là loài nhạy cảm nhưng có sức chống chịu cao nhất. Trên cơ sở đó, chúng tôi tiến hành thử nghiệm theo dõi hành vi của cá Hoà lan trong môi trường nước thảị
Trước khi tiến hành thử nghiệm theo dõi hành vi, chúng tôi tiến hành thử nghiệm độc tính cấp tính của cá trong môi trường nước thải để xác định LC50
của nước thải đối với cá, từ đó tìm ra ngưỡng nồng độ gây ảnh hưởng đến hành vi bơi của cá. Kết quả thí nghiệm độc học cho thấy tỷ lệ chết cao nhất của cá là 33,33% trong mẫu nước thải nguyên chất, chứng tỏ nước thải thử nghiệm có ngưỡng gây độc dưới giá trị LC50 đối với cá Hòa lan (Bảng 3.4).
Bảng 3.4. Tỷ lệ chết ở các nồng độ của nước thải trên cá Hòa lan
Tỷ lệ cá chết ở các nồng độ của nước thải (%) Lô thí nghiệm Đối chứng 20% NT 40% NT 60% NT 80% NT 100% NT Lô TN 1 0 10 20 20 20 40 Lô TN 2 0 0 10 20 30 30 Lô TN 3 0 0 20 10 20 30 Trung bình 0 3,33 16,67 16,67 23,33 33,33
Theo kết quả của bảng 3.4, tỷ lệ chết của cá Hoà lan không có sự chênh lệch lớn ở các nồng độ 40%, 60%, 80% và 100%, vì vậy chúng tôi tiến hành thiết lập thí nghiệm với 2 nghiệm thức cao nhất và có tỷ lệ chết cao nhất là nồng độ 80% và 100% nước thải để đánh giá hành động bơi của cá. Kết quả thí nghiệm thể hiện ở bảng 3.5.
Bảng 3.5. Kết quả quãng đường di chuyển của cá thí nghiệm với nước thải
Nhóm Tổng quãng đường trong 5 giờ (m) Trung bình quãng đường/5 phút Nước thải nồng độ 80% 1916,44 31,94±3,64a Nước cấp đối chứng 2208,77 36,81±3,12a Nước thải nồng độ 100% 1552,04 25,87±5,14b Nước cấp đối chứng 2124,27 35,40±3,05a
Ghi chú: Các giá trị trung bình có cùng chữ cái a không có sự khác nhau có ý nghĩa (α=0,05).
Dựa trên kết quả phân tích quãng đường di chuyển trung bình của cá Hòa lan trên bảng 3.5, cho thấy ở 3 môi trường: nước cấp đối chứng của nồng độ 80% và 100% nước thải, nước thải với nồng độ 80% không chênh lệch quá
lớn để tạo sự sai khác về mặt ý nghĩa thống kê (với mức ý nghĩa α = 0,05): ở lô nước thải nồng độ 80% có giá trị 31,94±3,64 m/5 phút; ở lô nước cấp đối chứng của nồng độ 80% có giá trị là 36,81±3,12 m/5 phút và lô nước cấp đối chứng của nồng độ 100% với giá trị 35,40±3,05 m/5 phút. Trong khi quãng đường di chuyển trung bình của cá ở môi trường nước thải với nồng độ 100% thì có sự sai khác rõ rệt: 25,87±5,14 m/5 phút, thấp hơn nhiều so với 3 nhóm giá trị còn lạị
a)
c)
Hình 3.5. Quãng đường di chuyển của cá trong môi trường đối chứng với 80% nước thải (a), 100% nước thải (b), và 80% với 100% nước thải (c)
Theo những diễn biến trong hình 3.5, quan sát thấy hoạt động bơi của cá Hòa lan trong nước thải có nồng độ 80% nước thải nguyên chất hầu hết nằm trên giới hạn hành vi bơi của cá (Hình 3.5-a). So sánh với hành vi bơi của cá trong nồng độ 20% LC50 của NaOCl, cho thấy dù giá trị trung bình quãng đường di chuyển có sự chênh lệch: 41,71±6,09 m/5 phút ở nồng độ 20% LC50
của NaOCl và 31,94±3,64 m/5 phút trong nước thải có nồng độ 80%, nhưng không có sự sai khác về mặt thống kê và có sự tương đồng về hành vi bơi, độ biến thiên và cùng nằm trên ngưỡng giới hạn trong điều kiện môi trường bình thường của cá Hòa lan (Hình 3.6).
Hình 3.6. Quãng đường di chuyển của cá Hòa lan trong nồng độ 20% LC50 của NaOCl với 80% nước thải
Bảng 3.6. Quãng đường di chuyển của cá ở thí nghiệm với các nồng độ LC50
của NaOCl và nước thải
Nhóm nồng độ Tổng quãng đường trong 5 giờ (m) Trung bình quãng đường/5 phút 20% LC50 của NaOCl 2502,67 41,71±6,09a 40% LC50 của NaOCl 2163,17 36,05±6,30a 60% LC50 của NaOCl 1688,95 28,15±6,36b 80% LC50 của NaOCl 1553,25 25,89±4,79b Nước thải nồng độ 80% 1916,44 31,94±3,64a Nước thải nồng độ 100% 1552,04 25,87±5,14b
Ghi chú: Các giá trị trung bình có cùng chữ cái a, b không có sự khác nhau có ý nghĩa (α=0,05).
Trong môi trường có nồng độ 100% nước thải, quãng đường di chuyển với hơn 50% khoảng thời gian nằm trong giới hạn hành vi bơi của cá (Hình 3.5-b), toàn bộ quá trình di chuyển có xu hướng giảm dần so với ban đầu và có giá trị thấp hơn so với giá trị quãng đường di chuyển ở nồng độ 80% (Hình 3.5-c): từ 31,94±3,64 m/5 phút xuống còn 25,87±5,14 m/5 phút. So sánh với hành vi bơi của cá trong nồng độ 80% LC50 của NaOCl, nhận thấy giá trị trung bình quãng đường di chuyển của cá Hòa lan ở 2 lô thí nghiệm có sự tương đương nhau: 25,89±4,79 và 25,87±5,14 m/5 phút lần lượt ở nồng độ 80% LC50 của NaOCl và 100% nước thảị Hành vi bơi của cá có sự sai khác rõ rệt ở 50% khoảng thời gian đầu thí nghiệm, nhưng lại tương đồng ở 50% khoảng thời gian thí nghiệm còn lại (Hình 3.7). Kết quả phân tích ANOVA ở bảng 3.6 cũng cho thấy sự tương đồng ở 2 nồng độ nàỵ
Hình 3.7. Quãng đường di chuyển của cá Hòa lan trong nồng độ 80% LC50 của NaOCl với 100% nước thải
Tương tự như hành vi bơi quan sát được trong thí nghiệm, nhiều nghiên cứu cho thấy những phản ứng hành vi có sự tương quan mật thiết với nồng độ độc chất: nồng độ thấp làm tăng hành vi bơi của cá, trong khi đó, ở nồng độ cao hơn làm giảm hành vi bơị Ở một vài nghiên cứu, Little et al. quan sát
thấy hành vi bơi được tăng cường khi cá tiếp xúc với photpho hữu cơ DEF hoặc 2,4-DMA tại 0,5% LC50, trong khi nồng độ cao hơn (5-50% LC50) làm giảm hoạt động bơi của cá [34]. Cùng kết quả được quan sát bởi Finger: cá vượt mặt trời phơi nhiễm 30 ngày với nồng độ thấp dưới gây chết của floren (0,12-0,25mg/l) đã tăng hoạt động bơi, trong khi ở nồng độ cao hơn (1mg/l) hành vi bơi của cá lại giảm [27]. Sự tăng cường trong hoạt động bơi là đặc điểm đặc trưng của phản ứng trốn thoát – phản ứng mà quần thể cố gắng tránh xa vùng bị tác động của hóa chất [40]. Ellgard cho rằng nó có thể là phương pháp đáng chú ý đối với giới hạn chịu đựng ô nhiễm, nghĩa là, từ đó, những nồng độ cao hầu như gây độc đối với quần thể thử nghiệm [26].
Điều đó chứng tỏ, cá Hòa lan có sự giảm dần quãng đường di chuyển theo sự tăng lên của nồng độ và có sự thay đổi có ý nghĩa trong hành vi bơi ở ngưỡng nồng độ 100% nước thảị Ở ngưỡng nồng độ 80% và 100% nước thải lần lượt có sự tương đồng về mặt quãng đường di chuyển của cá Hòa lan với nồng độ 20% và 80% LC50 của NaOCl. Có thể thấy rằng, thử nghiệm trong môi trường nước thải, cá Hòa lan cũng có phản ứng hành vi bơi tốt như trong thử nghiệm với chất giả ô nhiễm NaOCl. Vì vậy, có thể dựa vào sự thay đổi hành vi của cá Hòa lan để cảnh báo ô nhiễm môi trường nước thảị
KẾT LUẬN V KIẾN NGHỊ
KẾT LUẬN
1. Trong thí nghiệm theo dõi hành vi của cá Hòa lan trong nồng độ 20, 40, 60 và 80% LC50, giá trị hành vi bơi có sự giảm dần theo chiều tăng lên của nồng độ. Nồng độ độc chất thấp làm tăng hành vi bơi của cá nồng độ 20% LC50 là 41,71±6,09 m/5 phút và nồng độ 40% LC50 là 36,05±6,30 m/5 phút. Trong khi đó, ở nồng độ cao hơn làm giảm hành vi bơi: các nồng độ 60% và 80% LC50 tương ứng với các giá trị 28,15±6,36 và 25,89±4,79 m/5 phút.
2. Trong thí nghiệm theo dõi hành vi của cá Hòa lan trong nước thải ở 2 nồng độ 80% và 100% nước thải, có sự giảm hành vi bơi theo sự tăng lên của nồng độ (từ 31,94±3,64 m/5 phút ở nồng độ 80% nước thải xuống còn 25,87±5,14 m/5 phút ở nồng độ 100% nước thải).
3. Ở ngưỡng nồng độ 80% và 100% nước thải lần lượt có sự tương đồng về mặt quãng đường di chuyển của cá Hòa lan với nồng độ 20% và 80% LC50
của NaOCl. Có thể thấy rằng, thử nghiệm trong môi trường nước thải, cá Hòa lan cũng có phản ứng hành vi bơi tốt như trong thử nghiệm với chất giả ô nhiễm NaOCl. Vì vậy, có thể dựa vào sự thay đổi hành vi của cá Hòa lan để cảnh báo ô nhiễm môi trường nước thảị
KIẾN NGHỊ
1. Nghiên cứu chỉ mới xác định một hành vi bơi của cá là quãng đường di chuyển, cần tiếp túc nghiên cứu cụ thể hơn các phản ứng hành vi bơi đặc trưng khác của cá Hòa lan (cường độ hô hấp, phản xạ sặc nước, thay đổi quỹ đạo…).
2. Mở rộng thí nghiệm quan sát hành vi trên nhiều loài đối tượng khác nhau (bèo, daphnia, cá rô…) phù hợp với nguồn nước thải công nghiệp.
TÀI LIỆU THAM KHẢO Tài liệu tiếng việt
[1] Lê Huy Bá (2006), Độc học môi trường, NXB Đại học quốc gia TP HCM. [2] Bộ Tài nguyên và Môi trường, Báo cáo diễn biến môi trường nước Việt
Nam năm 2010.
[3] Nguyễn Văn Công, Nguyễn Thị Quỳnh Trang, Phạm Quốc Nguyên, Võ Ngọc Thanh; Ảnh hưởng của Cypermethrin lên tỷ lệ sống tần suất đớp khí trời và sinh trưởng cá rô đồng (Anabas testudineus) giai đoạn giống, Tạp chí Khoa học 2011:19b, 197-208, Trường Đại học Cần Thơ.
[4] Công ty Cổ phần Dệt may 29/3 Đà Nẵng, Báo cáo giám sát môi trường định kỳ đợt 2 năm 2014.
[5] Cục Môi trường (1996), Quản lý chất thải và Kiểm soát ô nhiễm tại Việt Nam, NXB Hà Nộị
[6] Hoàng Kim Giao, Bùi Thị Oanh, Đào Lệ Hằng (2008), “Ô nhiễm môi trường trong chăn nuôi gia súc, gia cầm tập trung và các giải pháp khắc phục”, Tạp chí Nông nghiệp và Phát triển nông thôn.
[7] Hồ Thanh Hải, Phan Văn Mạch (1997), Một số kết quả nuôi thực nghiệm
loài giáp xác râu ngành Daphnia casinata và thử nghiệm độc tố trên đối tượng này, Tạp chí Sinh học.
[8] ThS. Đào Lệ Hằng (2006), Cục Chăn nuôi – Bộ Nông nghiệp và Phát triển nông thôn, “Môi trường nông thôn và một số biện pháp đơn giản giảm thiểu ô nhiễm”, Tạp chí Tài nguyên và Môi trường, tháng 8/2006, tr 24 – 27.
[9] Nguyễn Văn Khánh, Võ Văn Minh, Phạm Thị Hồng Hà, Dương Công Vinh (2010). Hàm lượng As, Pb tích lũy trong loài Hến (Corbicula sp.)
và Hàu sông (Ostrea rivularis Gould, 1861) tại cửa sông Cu Đê, TP. Đà Nẵng. Tạp chí Khoa học và Công nghệ Biển số 1 (T10).
[10] Lê Văn Khoa, Nguyễn Xuân Quýnh, Nguyễn Quốc Việt. 2007, Chỉ thị sinh học môi trường, NXB Giáo dục.
[11] Phan Loan (2003), “Các dòng sông chết dần”, Tạp chí Nông nghiệp và Phát triển nông thôn, số 5, trang 575 – 577.
[12] Phạm Khắc Long, Phạm Văn Ninh (1998), “Khảo sát đánh giá môi trường nước, trầm tích ven bờ sông Cửu Long”, Tuyển tập các báo cáo tại Hội nghị môi trường toàn quốc năm 1998, tr.367-385.
[13] Hoàng Thái Lộc, Hoàng Thị Minh Thảo, Đoàn Đặng Phi Công, Trương Thông (2011), Nghiên cứu lựa chọn loài sinh vật bản địa để thử nghiệm độ độc trên một số hoá chất và chất thải công nghiệp dầu khí ở Việt Nam, Tuyển tập Báo cáo Hội nghị khoa học công nghệ. 30 năm Dầu khí Việt Nam - Cơ hội và thách thức. Quyển 2.
[14] Vũ Cẩm Lương, 2009. Cá cảnh nước ngọt. Nhà xuất bản Nông nghiệp TP. Hồ Chí Minh.
[15] Phan Văn Mạch, Nguyễn Khắc Đỗ, Nguyễn Kiêm Sơn (2003), Thử nghiệm ảnh hưởng độc tố kim loại nặng tới động vật thân mềm. Những vấn đề nghiên cứu cơ bản trong Khoa học Sự sống, Báo cáo khoa học hội nghị toàn quốc lần thứ hai nghiên cứu cơ bản trong sinh học nông nghiệp y học.
[16] Phạm Thị Nga, Lê Văn Đức, Nguyễn Duy Duyến, Lê Việt Thành, Trung tâm Địa chất và Khoáng sản Biển (2001), “Đánh giá ô nhiễm kim loại nặng trong trầm tích vịnh Đà Nẵng: Kiến nghị và giải pháp phòng ngừa”, Báo cáo khoa học môi trường thành phố Đà Nẵng.
[17] Từ Vọng Nghi, Huỳnh Văn Trung, Trần Tứ Hiếu (1996), Phân tích nước, NXB Khoa học và Kỹ thuật Hà Nộị
[18] Võ Quý (1996), Phát triển bền vững và bảo vệ môi trường, NXB Hà Nộị [19] Nguyễn Văn Tho (2007), Hàm lượng kim loại nặng As, Cd, Hg trong đất vùng ven biển huyện Ngọc Hiển, tỉnh Cà Mau, Khóa luận tốt nghiệp, Đại học Cần Thơ.
[20] Nhã Văn (2008), Tình hình ô nhiễm môi trường ở nước ta, Tạp chí Người Xây dựng số tháng 10/2008, trang 15 – 17.
Tài liệu tiếng anh
[21] Andrew, S. K., James, D. S., Geoffrey, T. G., Timothy, C.Ạ M., & Colin, H. (2004), “A video based movement analysis system to quantify behavioral stress responses of fish”, Water Research, 38, 3993–4001.
[22] Benjamin M. Mwashote (2003), "Levels of Cadmium and Lead in Water, Sediments and Selected Fish Species in Mombasa, Kenya", Western Indian Ocean J. Mar. Scị, Vol.2, Nọ1, p. 25-34.
[23] Catherine Gonzalez, Philippe Quevauviller and Richard Greenwood. 2009, “Continuous Monitoring of Waters by Biological Early Warning Systems”, In: Rapid Chemical and Biological Techniques for Water Monitoring, John Wiley & Sons Ltd, ISBN: 978-0-470-05811-4.
[24] Chen CM, Shih ML, Lee SZ (2001), “Increased toxicity of textile effluents by a chlorination process using Sodium Hypochlorite”, Water Sci Tech, 43:1–89.
[25] Danielly de Paiva Magalha, Rodolfo Armando da Cunha, Jose´ Augusto Albuquerque dos Santos, Daniel Forsin Buss, Darcı´lio Fernandes Baptista, “Behavioral response of Zebrafish Danio rerio Hamilton 1822 to sublethal stress by sodium hypochlorite: ecotoxicological assay using
an image analysis biomonitoring system”, Ecotoxicology (2007), 16:417–422.
[26] Ellgard EG, Tusa JE, Malizia AA Jr. (1978), “Locomotor activity of bluegill Lepomis macrochirus: hyperactivity induced by sublethal concentrations of cadmium, chromium and zinc”, J Fish Biol 1:19–23.
[27] Finger SE, Little EE, Henry MG, Fairchild JF, Boyle TP (1985) “Comparison of laboratory and field assessment of fluorine, part I: Effects of fluorine on the survival, growth, reproduction, and behavior of aquatic organisms in laboratory tests”, in: Boyle TP (ed) Validation and Predictability of laboratory methods for assessment the fate and effects of contaminants in aquatic ecosystems, STP 865, American Society for Testing and materials, Philadelphia, PA, pp 120–133.
[28] “Fishery Harbour Manual on the Prevention of Pollution - Bay of Bengal Programme”, Project report – FAO, 1999.
[29] Galang, G., Bayliss, C., Marshall, S., and Sinnott, R.Ọ (2013) “Real- time detection of water pollution using biosensors and live animal behaviour models”, In: eResearch.
[30] Grayman W.M., Deininger R.Ạ and Males R.M. (2001), “Design of early warning and predictive source-water monitoring systems”,
American Water Works Association, Denver, USA, 328 pp.
[31] Hanson N. (2013), “Biomarkers for Environmental Monitoring - Suggestions for Norwegian monitoring programmes”, Miljødirektoratet.
[32] Harald, T., & Donat-P., H. (2001), “Automated biomonitoring using real time movement analysis of Euglena gracilis”, Ecotoxicology and Environmental Safety, 48, 161–169.
[33] L. Boynton (2009), “Using bioluminescent bacteria to detect water contaminants”, Journal of the ỤS. SJWP.
[34] Little EE, Archeski RD, Flerox BA, Kozlovskaya VI (1989), “Behavioral indicators of sublethal toxicity in rainbow trout”, Arch Environ Con Tox
19(3):380–385.
[35] M. N. Rashed (2004), “Biomarkers as indicator for water pollution with heavy metals in rivers, seas and oceans”.
[36] Nguyen Van Khanh, Vo Van Minh, Kieu Thi Kinh, Tran Duy Vinh, Phan Thi Hien (2012), “Use of BMWPVIET and ASPT indices as bioindicators for testing water”.
[37] The OECD Council (1992), Fish, Acute Toxicity Test, OECD Guideline for testing of Chemical.
[38] Scott GR, Sloman KA, Rouleau C, Wood CM (2003), Cadmium disrupts behavioural and physiological responses to alarm substances in juvenile rainbow trout, Oncorhynchus mykiss, J Exp Biol 206: 1779 – 1790.
[39] Selye, H. (1973). The evolution of the stress concept.American Scientist, 61, 692–699.
[40] Smith EH, Bailey HC (1988) Development of a system for continuous biomonitoring of a domestic water source for early warning of contaminants. In: Gruber DS, Diamonds JM (eds) Automated biomonitoring: living sensors as environmental monitors. Ellis Horwood, Chichester, UK, pp 182–205.
[41] US Environmental Protection Agency (EPA) http://water.epạgov/grants_funding/beachgrants/app1c.cfm.
[42] Water and Air Pollution (http://www.historỵcom/topics/water-and-air- pollution).
[43] Wernersson AS. 2012, Swedish monitoring of hazardous substances in the aquatic environment - current vs required monitoring and potential developments, Rapport 2012:23. Länsstyrelsen i Västra Götalands län, vattenvårdsenheten. ISSN: 1403-168X.
[44] Wetzel R.G (2001), Limnology: Lake and River ecosystems, Third edition, Elsevier.
[45] Whitfield J. 2001, Vital signs, Nature 411(6841):989-990.
[46] William H. van der Schalie, David Ẹ Trader, Mark W. Wiđer, Tommy R. Sheđ, Linda M. Brennan, 2005. A residual chlorine removal method to allow drinking water monitoring by biological early warning systems, US Army Center for Environmental Health Research.
[47] Wolf G, Scheunders P, Selens M (1998) Evaluation of the swimming activity of Daphnia magna by image analysis after administration of sublethal cadmium concentrations. Comp Biochem Physiol A 120:99– 105.