Nghiên cứu sự tồn lưu và vận chuyển của các hoá chất gây rối loạn nội tiết tố ( EDCs )tại một số vùng ven biển việt nam

nhiệm vụ hợp tác quốc tế về khoa học và công nghệ
theo Nghị định th việt nam hàn quốc



báo cáo tổng kết đề tài
(2004 2006)
Nghiên cứu sự tồn lu và vận chuyển
của các hoá chất gây rối loạn nội tiết tố (EDCs)
tại một số vùng ven biển Việt Nam



mã số: 21/2004/HĐ-HTQT







Chủ nhiệm đề tài : GS.TS. Phạm Hùng Việt
Cơ quan thực hiện : Trung tâm Nghiên cứu Công nghệ
Môi trờng và Phát triển Bền vững
Cơ quan chủ trì : Trờng Đại học Khoa học Tự nhiên,
Đại học Quốc gia Hà Nội




6658

20/11/2007


Hà Nội 2007
Mục lục

Trang
I. Mở đầu 1
1.1. Mục đích
3
1.2. Phạm vi nghiên cứu
4
II. hợp chất EDCs nghiên cứu trong đề tài và địa điểm lấy mẫu 4
2.1. Các hợp chất EDCs nghiên cứu trong đề tài
4
2.1.1. Thuốc trừ sâu cơ clo (TTS) 4
2.1.2. Ankylphenols (APs) và bisphenol A (BPA) 10
2.1.3. Polyclobiphenyls 12
2.2. Các địa điểm lấy mẫu
16
2.2.1. Một vài đặc điểm địa chất, thuỷ văn và kinh tế - xã hội của khu vực
cửa Ba lạt
16
2.2.2. Một vài đặc điểm địa chất, thuỷ văn và kinh tế - xã hội của khu vực
vịnh Hạ Long
18
2.2.3. Một vài đặc điểm địa chất, thuỷ văn và kinh tế - xã hội của khu vực
cảng Hải Phòng
19
III. Thực Nghiệm 19

3.1. Hóa chất, dụng cụ và thiết bị
19
3.1.1. Hóa chất 19
3.1.2. Dụng cụ và thiết bị 20
3.2. Lấy mẫu và bảo quản
20
3.3. Phân tích mẫu nớc
22
3.3.1. TTS cơ clo 22
3.3.2. Ankylphenols và BPA 22
3.3.3. PCBs 22
3.4. Phân tích mẫu trầm tích
22
3.4.1. TTS cơ clo 22
3.4.2. Ankylphenols và BPA 23
3.4.3. PCBs 23
3.5. Phân tích mẫu sinh học
23
3.5.1. TTS cơ clo 23
3.5.2. Ankylphenols và BPA 23
3.5.3. PCBs 23
3.6. Kiểm soát và đảm bảo chất lợng
24
3.7. Mô hình hóa các hợp chất EDCs
25
3.7.1. Mô hình 3D thuỷ nhiệt động lực học 25
3.7.2. Mô hình vận chuyển và chuyển hoá vật chất trong lớp nớc 27
IV. Kết quả và thảo luận 29
4.1. Thuốc trừ sâu cơ clo
29

4.1.1. Đánh giá quy trình phân tích 29
4.1.2. Kết quả phân tích tại các địa điểm nghiên cứu. 31
4.2. Ankylphenols và bisphenol A
38
4.2.1 Đánh giá quy trình phân tích 38
4.2.2. Kết quả phân tích tại các địa điểm nghiên cứu 41
4.3. PCBs
48
4.3.1. Đánh giá quy trình phân tích 48
4.3.2. Kết quả phân tích tại các địa điểm nghiên cứu 51
4.4. Kết quả mô hình hóa lan truyền
55
4.5. Kết quả đào tạo và các công trình khoa học thu đợc từ đề tài
60
4.5.1. Kết quả đào tạo 60
4.5.2. Các công trình khoa học 60
V. Kết luận 61
Tài liệu tham khảo 64
Phụ lục 1: Quy trình phân tích các TTS cơ clo trong mẫu nớc
Phụ lục 2: Quy trình phân tích các TTS cơ clo trong mẫu trầm tích
Phụ lục 3: Quy trình phân tích các TTS cơ clo trong mẫu sinh học
Phụ lục 4: Quy trình phân tích các hợp chất ankylphenol và bisphenol A
trong mẫu nớc

Phụ lục 5: Quy trình phân tích các hợp chất ankylphenol và bisphenol A
trong mẫu trầm tích

Phụ lục 6: Quy trình phân tích các hợp chất ankylphenol và bisphenol A
trong mẫu sinh học
Phụ lục 7: Quy trình phân tích các hợp chất polyclobisphenyls (PCBs)

trong mẫu nớc

Phụ lục 8: Quy trình phân tích các hợp chất polyclobisphenyls (PCBs)
trong mẫu trầm tích

Phụ lục 9: Quy trình phân tích các hợp chất polyclobisphenyls (PCBs)
trong mẫu sinh học

Phụ lục 10: Kết quả phân tích TTS cơ clo mẫu SRMs trong nớc
và trầm tích của CETASD

Phụ lục 11: Sắc kí đồ của một số mẫu môi trờng
Phụ lục 12: Một số hình ảnh hoạt động của đề tài
Phụ lục 13: Minh chứng công trình khoa học và kết quả đào tạo


Danh sách các hình

Trang
Hình 1.1. Mô hình tác động của các hợp chất EDCs tới các cơ quan thu nhận 1
Hình 2.1. Các hợp chất TTS cơ clo nghiên cứu trong đề tài 6
Hình 2.2. Cấu trúc của hoocmôn nữ tự nhiên 17-estrađiol và hoocmôn nữ
nhân tạo 4-nonylphenol
12
Hình 2.3. Sự hình thành ankylphenol từ ankylphenolpolietoxilat do quá trình
phân huỷ sinh học 12
Hình 2.4. Một số hợp chất PCBs đồng phẳng 15
Hình 2.5. Sự di chuyển và phân bố của PCBs trong môi trờng 15
Hình 2.6. Chu trình vận chuyển của PCBs và TTS cơ clo trong chuỗi thức ăn 15
Hình 2.7. Vị trí lấy mẫu tại cửa Ba Lạt, vịnh Hạ Long và cảng Hải Phòng 17

Hình 4.1. Hiệu suất thu hồi của TTS cơ clo trong mẫu nớc thêm chuẩn 30
Hình 4.2. Hiệu suất thu hồi của TTS cơ clo trong mẫu trầm tích thêm chuẩn 31
Hình 4.3. Hiệu suất thu hồi của TTS cơ clo trong mẫu sinh học thêm chuẩn 31
Hình 4.4. Sự phân bố của p,p-DDT trong mẫu nớc tại Ba Lạt, Hải Phòng và
Hạ Long
34
Hình 4.5. Sự phân bố của p,p-DDT trong mẫu trầm tích tại Ba Lạt, Hải Phòng
và Hạ Long. 34
Hình 4.6. Nồng độ HCHs và DDTs trong mẫu sinh học 35
Hình 4.7. Hàm lợng p,p

-DDT trong nớc tại một số địa điểm của Việt Nam và
các nớc châu á 36
Hình 4.8. Hàm lợng p,p

-DDT trong trầm tích tại một số địa điểm của Việt Nam
và các nớc châu á
36
Hình 4.9. Xu hớng biến đổi DDTs trong nớc tại cửa Ba Lạt
37
Hình 4.10. Xu hớng biến đổi DDTs trong trầm tích tại cửa Ba Lạt
37
Hình 4.11. Hàm lợng DDTs trong nớc tại một số địa điểm thuộc hệ thống
sông Hồng 37
Hình 4.12. Thành phần các DDTs trong trầm tích tại một số địa điểm thuộc
hệ thống sông Hồng. 38
Hình 4.13. Thành phần các DDTs trong nớc, trầm tích và sinh học tại cửa Ba Lạt 38
Hình 4.14. Hiệu suất thu hồi của các APs và BPA trong mẫu nớc 40
Hình 4.15. Hiệu suất thu hồi của các APs và BPA nghiên cứu trong mẫu trầm tích 40
Hình 4.16. Hiệu suất thu hồi của các APs và BPA nghiên cứu trong mẫu sinh học 40

Hình 4.17. Sự phân bố hàm lợng của hợp chất APs và bisphenol A trong mẫu nớc 43
Hình 4.18. Tỷ lệ nồng độ các alkylphenol trong mẫu nớc 44
Hình 4.19. Sự phân bố hàm lợng các chất APs và bisphenol A trong mẫu trầm tích 44
Hình 4.20. Tỷ lệ nồng độ các Alkylphenol và BPA trong mẫu trầm tích 44
Hình 4.21. Sự phân bố hàm lợng các chất APs và bisphenol A trong mẫu sinh học 45
Hình 4.22. Tỷ lệ nồng độ các Alkylphenol và BPA trong mẫu sinh học 45
Hình 4.23. Hàm lợng NP trong nớc tại 3 địa điểm nghiên cứu và giá trị NP dự
đoán không gây tác động 46
Hình 4.24. Hàm lợng BPA trong nớc tại 3 địa điểm nghiên cứu và giá trị BPA
dự đoán không gây tác động
47
Hình 4.25. Hàm lợng NP trong nớc tại 3 địa điểm nghiên cứu và một số địa điểm
trên thế giới. 47
Hình 4.26. Hàm lợng APs và BPA tại một số địa điểm thuộc hệ thống sông Hồng 47
Hình 4.27. Hàm lợng NP trong trầm tích tại 3 địa điểm nghiên cứu và giá trị NP
dự đoán không gây tác động 48
Hình 4.28. Hiệu suất thu hồi của các PCBs trong mẫu nớc 49
Hình 4.29. Hiệu suất thu hồi của các PCBs trong mẫu trầm tích 49
Hình 4.30. Hiệu suất thu hồi của các PCBs trong mẫu sinh học 50
Hình 4.31. Sự phân bố hàm lợng các PCBs trong mẫu nớc 52
Hình 4.32. Sự phân bố hàm lợng các PCBs trong mẫu trầm tích 53
Hình 4.33. Sự phân bố hàm lợng các PCBs trong mẫu sinh học 53
Hình 4.34. Hàm lợng PCBs trong trầm tích tại 3 địa điểm nghiên cứu và một số
địa điểm trên thế giới
54
Hình 4.35. Hàm lợng PCBs trong mẫu sinh học tại 3 địa điểm nghiên cứu và
một số địa điểm trên thế giới 55
Hình 4.36. Kết quả tính vận chuyển chất lơ lửng trong mùa hè sau 36 h (trái) và 42 h 56
Hình 4.37. Giá trị xuất phát của trờng trầm tích đáy 56
Hình 4.38. Kết quả mô hình hóa biến đổi và vận chuyển vật chất trong nớc biển

vào mùa đông (a,b) và mùa hè (c, d) 57
Hình 4.39. Phân bố tổng PCBs tại các trạm quan trắc trong 2 mùa đông và hè trong
nớc (W) và trầm tích (S) 58
Hình 4.40. Phân bố PCBs trung bình theo từng mùa tại các vùng Bãi Cháy (1), ngoài
khơi Cát Bà Bãi Cháy (2), đông-bắc Cát Bà (3) và ngoài khơi Hạ Long (4)
58
Hình 4.41. Phân bố PCBs trung bình 2 mùa tại các vùng Bãi cháy (1), khơi Cát bà
Bãi cháy (2), đông-bắc Cát Bà (3) và ngoài khơi Hạ Long (4) 59
Hình 4.42. Kết quả mô hình hóa biến đổi và vận chuyển vật chất trong trầm tích biển
vào mùa đông (a,b) và mùa hè (c, d) 59







Danh sách các bảng

Trang
Bảng 2.1. Tình hình sử dụng HCBVTV ở Việt Nam 5
Bảng 2.2. Độc tính của NP đối với một số loài động-thực vật thủy sinh 11
Bảng 2.3. Độc tính của BPA đối với một số loài sinh vật 11
Bảng 2.4. Tên gọi của các cấu tử PCBs theo danh pháp IUPAC 13
Bảng 3.1. Toạ độ các điểm lấy mẫu tại khu vực cửa Ba Lạt, vịnh Hạ Long và
cảng Hải Phòng 20
Bảng 4.1. Hiệu suất thu hồi của TTS cơ clo trong mẫu nớc thêm chuẩn (5 ng/l) 29
Bảng 4.2. Hiệu suất thu hồi của TTS cơ clo trong mẫu trầm tích thêm chuẩn
(15 ng/g mẫu khô)
30

Bảng 4.3. Hiệu suất thu hồi của TTS clo trong mẫu sinh học thêm chuẩn
(20 ng/g mẫu tơi) 30
Bảng 4.4. Hàm lợng các hợp chất thuốc trừ sâu cơ clo trong mẫu nớc tại Ba Lạt,
Hạ Long và Hải Phòng (ng/l) 32
Bảng 4.5. Hàm lợng các hợp chất thuốc trừ sâu cơ clo trong mẫu trầm tích tại cửa
Ba Lạt, Hạ Long và Hải Phòng (ng/g mẫu khô)
32
Bảng 4.6. Hàm lợng các hợp chất thuốc trừ sâu cơ clo trong mẫu sinh học tại cửa
Ba Lạt, Hạ Long và Hải Phòng (ng/g mẫu tơi) 33
Bảng 4.7. Hiệu suất thu hồi của các APs và BPA nghiên cứu trong mẫu nớc thêm
chuẩn nồng độ 15 ng/l (chất đồng hành: 100 ng/l) 38
Bảng 4.8. Hiệu suất thu hồi các APs và BPA trong mẫu trầm tích thêm chuẩn nồng
độ 50 ng/g mẫu khô (nồng độ chất đồng hành: 20 ng/g mẫu khô)
39
Bảng 4.9. Hiệu suất thu hồi các dẫn xuất phenol trong mẫu sinh học thêm chuẩn nồng
độ 50 ng/g mẫu tơi (nồng độ chất đồng hành: 20 ng/g mẫu tơi) 39
Bảng 4.10. Hàm lợng các hợp chất ankylphenol và bisphenolA trong mẫu nớc tại
cửa Ba Lạt, Hạ Long và Hải Phòng (ng/L) 41
Bảng 4.11. Hàm lợng các hợp chất ankylphenol và bisphenolA trong mẫu trầm tích
tại cửa Ba Lạt, Hạ Long và Hải Phòng (ng/g mẫu khô)
42
Bảng 4.12. Hàm lợng các hợp chất ankylphenol và bisphenolA trong mẫu sinh học
tại Hạ Long và Hải Phòng (ng/g mẫu tơi) 43
Bảng 4.13. Hiệu suất thu hồi của mẫu nớc thêm chuẩn tại nồng độ 40 ng/l 48
Bảng 4.14. Hiệu suất thu hồi của các PCBs trong mẫu trầm tích thêm chuẩn
(nồng độ 50 ng/g mẫu khô) 48
Bảng 4.15. Hiệu suất thu hồi của các PCBs trong mẫu sinh học thêm chuẩn
(nồng độ 40 ng/g mẫu tơi) 49
Bảng 4.16. Kết quả phân tích mẫu môi trờng tại CETASD và Bachema (ng/g mẫu khô) 50

Bảng 4.17. Hàm lợng tổng PCBs trong mẫu nớc (ng/l) tại cửa Ba Lạt, vịnh Hạ Long
và cảng Hải Phòng
51
Bảng 4.18. Hàm lợng tổng các PCBs trong mẫu trầm tích (ng/g mẫu khô) tại cửa
Ba Lạt, vịnh Hạ Long và cảng Hải Phòng 51
Bảng 4.19. Hàm lợng tổng các PCBs trong mẫu sinh học tại cửa Ba Lạt, vịnh Hạ Long
và cảng Hải Phòng (ng/g mẫu tơi) 52


1
I. Mở đầu
Hóa chất gây rối loạn nội tiết tố (Endocrine Disrupting Chemicals-EDCs) là chất tổng
hợp hữu cơ, khi hấp phụ vào cơ thể sẽ bắt chớc hoặc làm cản trở chức năng của các
hoocmôn và gây rối loạn các chức năng thông thờng của cơ thể. Hoạt động gây rối
loạn này có thể xảy ra thông qua việc làm biến đổi các hoocmôn thông thờng ở nhiều
mức độ khác nhau, làm tạm ngừng hoặc kích thích quá trình sản sinh hoocmôn, hoặc
làm thay đổi phơng thức di chuyển của hoocmôn trong cơ thể, từ đó gây ảnh hởng
đến các chức năng mà loại hoocmôn này kiểm soát. Hình 1.1 mô tả mô hình tác động
của các hợp chất EDCs tới các cơ quan thu nhận của cơ thể. Các hóa chất đợc biết đến
nh là các chất gây rối loạn nội tiết tố bao gồm diethylstilbesterol (thuốc DES), dioxin,
polyclobiphenyls (PCBs), các thuốc trừ sâu, diệt cỏ nh DDT (các sản phẩm chuyển
hóa của DDT) và một số loại thuốc trừ sâu khác. Bên cạnh đó, nhiều loại hóa chất khác,
đặc biệt là các thuốc trừ sâu, diệt cỏ (nh endrin, aldrin, ) và phụ gia của các sản
phẩm nhựa, chất tẩy rửa (các alkylphenol, bisphenol A, ) đang nằm trong diện nghi
ngờ là các hóa chất gây rối loạn nội tiết tố thông qua các số liệu nghiên cứu trên các
loài động vật. Các hóa chất tổng hợp EDCs thờng đợc sử dụng trong các hoạt động
nông nghiệp (các thuốc trừ sâu, diệt cỏ), hoạt động công nghiệp (chất phụ gia của các
sản phẩm nhựa, PCBs, chất tẩy rửa, ), các hoạt động sinh hoạt hàng ngày (phụ gia
chất tẩy rửa, ).

a) b)

ER: Cơ quan thu nhận đối với hócmôn giống cái
AR: Cơ quan thu nhận đối với hócmôn giống đực

Hình 1.1. Mô hình tác động của các hợp chất EDCs tới các cơ quan thu nhận (a. Cơ chế
ảnh hởng hócmôn thuộc giống cái; b. Cơ chế ảnh hởng hócmôn thuộc giống đực).

Thuốc trừ sâu, diệt cỏ họ cơ clo (DDT, dioxin) đã đợc sử dụng với hàm lợng đáng kể
ở Việt Nam trong suốt mấy thập kỷ qua, trong chiến tranh cũng nh phòng trừ sâu
bệnh, bảo vệ mùa màng. Trong các hoạt động sản xuất nông nghiệp, thuốc trừ sâu góp
phần làm tăng sản lợng nông nghiệp, bảo vệ vật nuôi và giảm sự đe doạ của vector
truyền bệnh đến con ngời. Tuy nhiên việc lạm dụng hoặc sử dụng các hóa chất này sẽ
2
đe doạ nghiêm trọng đến sức khỏe con ngời và hệ sinh thái nói chung do các thuốc trừ
sâu họ cơ clo là loại hợp chất có độc tính cao, bền vững trong môi trờng. Đặc biệt, khi
xâm nhập vào cơ thể, các thuốc trừ sâu cơ clo ít bị đào thải ra ngoài mà đợc tích lũy
trong các mô mỡ, vì vậy kéo dài tác dụng độc hại của hợp chất này. Do tính độc hại
đặc trng và tính bền cao trong môi trờng, các hợp chất cơ clo nh aldrin, chlordane,
dieldrin, endrin, heptaclor, hexaclobenzen, mirex, toxaphene và DDT đã chính thức bị
cấm sử dụng theo công ớc Stốckhôm, trong đó Việt Nam là một thành viên. Trong
thực tế, một số loại thuốc trừ sâu diệt cỏ nh DDT, HCB đã bị cấm sử dụng trong nông
nghiệp từ năm 1985 và bị cấm sử dụng trong các chiến dịch phun thuốc diệt muỗi từ
năm 1995 tại Việt Nam. Mặc dù các thuốc trừ sâu cơ clo đã bị cấm sử dụng nhng do
có tính bền cao, các hợp chất này vẫn tồn tại trong môi trờng ở mức d lợng. Đặc
biệt, theo thống kê của tổng Công ty hóa chất Việt Nam và Sở Tài nguyên và Môi
trờng các tỉnh, thành phố trực thuộc Trung ơng, hiện nay trên địa bàn cả nớc có 27
khu vực tồn lu thuốc bảo vệ thực vật và 8 khu vực ô nhiễm chất độc hóa học do quân
Mỹ sử dụng trong chiến tranh để lại. Bên cạnh sự tồn lu và lan truyền của d lợng
thuốc bảo vệ thực vật có trong môi trờng do các hoạt động nông nghiệp và chiến tranh

trớc đây gây ra, các khu vực tồn lu thuốc bảo vệ thực vật và chất độc hóa học chiến
tranh sẽ là nguồn gây ô nhiễm tiềm tàng tại Việt Nam. Do đó, việc phân tích và xác
định d lợng thuốc trừ sâu cơ clo trong các đối tợng mẫu môi trờng khác nhau là
quan trọng nhằm đánh giá hiện trạng ô nhiễm của các hợp chất này.

PCBs là một trong 12 hợp chất EDCs bị cấm sử dụng theo công ớc Stốckhôm. Đợc
sử dụng rộng rãi nh là chất phụ gia trong công nghiệp, đặc biệt là trong các thiết bị
điện, nhng do có tính độc cao và bền vững trong môi tr
ờng, các hợp chất này gây ô
nhiễm nguy hiểm khi đợc thải vào môi trờng xung quanh. PCBs có khả năng tích lũy
sinh học cao, gây ảnh hởng đến nhiều cơ quan chức năng trong cơ thể sinh vật, nhất là
những vùng có nhiều mô mỡ, tuyến giáp, các protein có vai trò quan trọng trong di
truyền ADN, ARN, hệ thần kinh trung ơng Đặc biệt các quá trình chuyển hóa của
PCBs trong cơ thể sinh vật hoàn toàn không làm giảm bớt độc tính mà ngợc lại một số
sản phẩm chuyển hóa của chúng nh polyphenol, metylsunphonyl, thậm chí còn độc
hơn cả PCBs. Theo ớc tính của Cục Bảo vệ Môi trờng và Tổng Công ty Điện lực Việt
Nam, hiện nay còn khoảng 10-20 nghìn tấn dầu chứa PCBs cha đợc xử lý ở Việt
Nam. Tuy nhiên, do thông tin về việc sử dụng, mức độ ô nhiễm cũng nh kiểm soát
PCBs vẫn còn nhiều hạn chế, việc nghiên cứu sự có mặt của các hợp chất này trong
môi trờng là hết sức cần thiết.

Không nằm trong danh sách bị cấm sử dụng theo công ớc Stôckhôm nh DDT,
PCBs, nhng các hợp chất alkylphenol và bisphenol A (BPA) là các chất bị nghi ngờ
nằm trong nhóm chất EDCs. Các hợp chất alkylphenol là sản phẩm chuyển hóa của
alkylphenol polyethoxylates, loại hợp chất đợc dùng phổ biến trong các sản phẩm
nhựa, chất phụ gia tẩy rửa, trong nhiều ngành công nghiệp, sinh hoạt và các ứng dụng
thơng mại. Hợp chất chủ yếu nonylphenolethoxylate đợc ứng dụng nhiều trong công
nghiệp giấy, bột giấy, vải sợi, sơn, nhựa, cũng nh trong việc sản xuất chất tẩy rửa sinh
3
hoạt và công nghiệp. Bisphenol A đợc sử dụng làm chất trung gian trong công nghiệp

sản xuất nhựa policacbonat và chất chậm cháy, chất kết dính, chất bao phủ bảo vệ, sơn,
vật liệu xây dựng, giấy nhiệt, vật liệu bảo vệ đồ điện, Hàm lợng các chất ô nhiễm
alkylphenol và BPA trong các đối tợng mẫu môi trờng đã đợc nghiên cứu và công
bố ở nhiều nớc trên thế giới, đặc biệt là ở Canada, Mỹ và một số nớc Bắc Âu, tuy
nhiên ở Việt Nam, số liệu nghiên cứu về các hợp chất này hầu nh không có. Gần đây
các hợp chất gây ô nhiễm môi trờng alkylphenol polyethoxylates và BPA đã bị cấm
sử dụng ở Mỹ và một số nớc Châu Âu.

Khi nghiên cứu sự ô nhiễm môi trờng gây ra bởi các hợp chất EDCs, điều đầu tiên các
nhà khoa học cần quan tâm đó là sự ô nhiễm trong môi trờng nớc và sự tích luỹ của
các chất ô nhiễm trong trầm tích và sinh học. Cùng với sự phát triển của nền kinh tế
Việt Nam, hàm lợng các chất độc hại từ các ngành công nghiệp cũng nh từ các hoạt
động sản xuất nông nghiệp và sinh hoạt thải vào môi trờng sẽ ngày càng lớn. Các hóa
chất này phần lớn sẽ đợc đa đến các dòng sông và đổ ra biển. Với kinh nghiệm lâu
năm trong việc nghiên cứu các hợp chất độc hại trong môi trờng, cùng với tính chất
địa lý tơng tự nh Việt Nam (có diện tích bờ biển tơng đối lớn), Bộ Khoa học Môi
trờng Hàn Quốc đã đề nghị các nhà khoa học Việt Nam cùng cộng tác, u tiên việc
nghiên cứu mức độ ô nhiễm của một vài chất độc hữu cơ đặc trng trong môi trờng
biển vùng đới duyên hải Việt Nam, nơi có khả năng tiếp nhận trực tiếp và tích tụ các
hợp chất ô nhiễm này.

Trên cơ sở ý kiến t vấn của Viện Hải Dơng học Hải Phòng (Viện Khoa học và Công
nghệ Việt Nam), đồng thời dựa vào các khảo sát sơ bộ ban đầu, Trung tâm Nghiên cứu
Công nghệ Môi trờng và Phát triển Bền vững (CETASD) và Viện Hải dơng học Hàn
Quốc (KORDI), trong khuôn khổ đề tài nghiên cứu theo nghị định th
Việt Nam Hàn
Quốc Nghiên cứu sự tồn lu và vận chuyển của các hóa chất gây rối loạn nội tiết tố
(EDCs) tại một số vùng ven biển Việt Nam đã quyết định chọn khu vực ven biển cảng
Hải Phòng (thành phố Hải Phòng), vịnh Hạ Long (tỉnh Quảng Ninh) và cửa sông Ba
Lạt (tỉnh Thái Bình) là các điểm quan trắc mức độ ô nhiễm một số hợp chất hữu cơ độc

hại tại vùng biển thuộc đới duyên hải miền Bắc Việt Nam. Các hợp chất PCBs, thuốc
trừ sâu cơ clo, alkylphenol và bisphenol A trong môi trờng nớc, trầm tích và sinh học
là đối tợng nghiên cứu chính của đề tài. Theo đề suất ban đầu và đề nghị từ phía Hàn
Quốc, các hợp chất cơ thiếc (hợp chất có mặt trong sơn chống hà của tàu biển) sẽ là đối
tợng nghiên cứu của đề tài vì hợp chất này tồn tại ở hàm lợng tơng đối cao trong
các mẫu môi trờng ở Hàn Quốc. Tuy nhiên, khảo sát sơ bộ ban đầu cho thấy hàm
lợng cơ thiếc trong môi trờng Việt Nam rất nhỏ do công nghiệp đóng tàu và mật độ
qua lại của các tàu lớn vẫn còn hạn chế. Chính vì vậy chúng tôi đã thống nhất với phía
Hàn Quốc thay thế việc khảo sát các hợp chất alkylphenol thay vì các hợp chất cơ thiếc.

1.1. Mục đích

Đề tài đợc thực hiện với những mục đích sau:
4
- Phát triển, hoàn thiện quy trình phân tích một số hợp chất EDCs: thuốc trừ sâu cơ clo,
ankylphenols và bisphenol A trong các mẫu nớc, trầm tích bề mặt và sinh học.
- Đánh giá mức độ ô nhiễm các hợp chất EDCs nghiên cứu trong các môi trờng nớc,
trầm tích và sinh học tại 3 khu vực ven biển miền Bắc Việt Nam là cảng Hải Phòng,
vịnh Hạ Long và cửa sông Ba Lạt. Đa ra những đặc tính và quy luật của sự tích tụ,
tồn lu, vận chuyển và xu huớng ô nhiễm theo thời gian của các hợp chất EDCs
trong môi trờng tại các vùng ven biển Việt Nam. Bớc đầu tạo dựng dữ liệu hiện
trạng về các hợp chất EDCs này trong môi trờng vùng biển nghiên cứu.
- Đánh giá những tác động và ảnh hởng có thể có của các hợp chất EDCs đối với môi
trờng và hệ sinh thái.
- Mô hình hóa hiện trạng lan truyền ô nhiễm các hợp chất EDCs đợc nghiên cứu
trong đề tài.

1.2. Phạm vi nghiên cứu

Dự án đợc thực hiện theo nghị định th Việt Nam Hàn Quốc trong khoảng thời gian

3 năm, từ 2004 đến 2006. Dự án đợc chia làm 3 giai đoạn liên quan đến 3 loại đối
tợng EDCs (năm 2004: thuốc trừ sâu họ cơ clo; năm 2005: ankylphenols và BPA; năm
2006: PCBs) trong ba loại mẫu môi trờng nớc, trầm tích bề mặt và sinh học (nhuyễn
thể hai mảnh vỏ).

Các mẫu nớc, trầm tích bề mặt và nhuyễn thể hai mảnh vỏ đợc thu thập tại vịnh Hạ
Long (tỉnh Quảng Ninh), cửa sông Ba Lạt (tỉnh Thái Bình) và cảng Hải Phòng (thành
phố Hải Phòng) trong hai mùa ma và mùa khô.

Các hợp chất EDCs đợc nghiên cứu trong khuôn khổ đề tài bao gồm:
- Thuốc trừ sâu họ cơ clo: HCH, HCB, heptaclo, clodan, aldrin, dieldrin, endrin, DDE,
DDD, DDT.
- Alkylphenols: (4-t-butylphenol; 4-n-butylphenol; 4-n-pentylphenol; 4-n-
hexylphenol; 4-n-heptylphenol; 4-t-octylphenol; 4-nonylphenol; 4-n-octylphenol)
và bisphenol A.
- PCBs.

II. hợp chất EDCs nghiên cứu trong đề ti v địa điểm lấy mẫu
2.1. Các hợp chất EDCs nghiên cứu trong đề tài

2.1.1. Thuốc trừ sâu cơ clo (TTS)
Hoá chất bảo vệ thực vật (HCBVTV), trong đó có các TTS cơ clo, đợc bắt đầu sử
dụng từ thập niên 40 cho phòng trừ dịch bệnh. Trớc năm 1985, Việt Nam sử dụng
HCBVTV nhập khẩu khoảng 6.500 tới 9.000 tấn/năm từ các nớc thuộc Liên Xô cũ và
các nớc XHCN. Tuy nhiên, đây chính là các loại HCBVTV có độc tính cao, bền vững
trong môi trờng nh DDT, HCB, parathion, và một số thuốc trừ bệnh hại chứa thuỷ
ngân, asen . Việc sử dụng HCBVTV ngày càng tăng cả về số lợng và chủng loại. Theo
số liệu của Phòng Kiểm soát Ô nhiễm - Cục Môi Trờng nếu cuối những năm 80 số
lợng HCBVTV sử dụng là 10.000 tấn/ năm, thì bớc sang những năm 90, số lợng
5

HCBVTV đã tăng lên gấp đôi (21.600 tấn/ năm vào năm 1990). Thậm chí tăng lên gấp
ba vào năm 1996 (33.000 tấn/năm) và diện tích đất canh tác sử dụng HCBVTV cũng
tăng lên khoảng 80 - 90%.

Năm 1992, Bộ Nông nghiêp và Công nghiệp thực phẩm nay là Bộ Nông nghiệp và Phát
triển Nông thôn đã ban hành Qui định đăng kí HCBVTV đầu tiên ở Việt Nam và Danh
mục HCBVTV hạn chế sử dụng và bị cấm sử dụng cho nông nghiệp. Tuy nhiên, một
điều có thể dễ dàng nhận thấy đó là việc buôn bán sử dụng HCBVTV đã trở nên hết
sức phổ biến tại hầu hết các thôn xã trong cả nớc. Hiện nay trung bình cứ một hecta
đất nông nghiệp sử dụng 1,05 kg HCBVTV. Điều đặc biệt đáng lo ngại là việc kiểm
soát và đảm bảo chất lợng thuốc lu thông và tàng trữ hiện đang gặp rất nhiều khó
khăn . Theo đánh giá sơ bộ về chủng loại HCBVTV, đến tháng 6 năm 1998 có 221 loại
HCBVTV với 722 tên thơng mại đợc phép sử dụng ở Việt Nam, 16 hoá chất với 29
tên thơng mại hạn chế sử dụng ở Việt Nam, 26 hoá chất cấm sử dụng ở Việt Nam .
Đến tháng 11 năm 1997 cả nớc còn tồn khoảng 3.640 kg thuốc cấm sử dụng ở Việt
Nam nh: DDT và HCB (6%), và hơn 5000 kg HCBVTV ngoài danh mục đợc phép
sử dụng ở Việt Nam. Năm 2004, số lợng thuốc đợc xem nh có hiệu lực phòng trừ
đối với sâu bệnh nhng có độc tính cao đã giảm 27%, tuy nhiên mỗi năm lại xuất hiện
thêm 38 tên thuốc mới đợc bổ sung và 84 tên thuốc thuộc thành phần hạn chế.

Việt Nam là một trong những quốc gia sử dụng nhiều HCBVTV trên thế giới. Do cha
cung cấp đầy đủ thông tin khoa học và quản lý an toàn HCBVTV nên số ngời bị ngộ
độc bởi HCBVTV cũng nh d lợng tồn đọng trong môi trờng tăng lên hàng năm.
Mức độ sử dụng HCBVTV ở Việt Nam trớc năm 2000 đợc minh hoạ tại bảng 2.1.

Bảng 2.1. Tình hình sử dụng HCBVTV ở Việt Nam
STT Năm
Diện tích
canh tác (triệu/ha)
Lợng nhập khẩu

(tấn thành phẩm)
Lợng thuốc bình
quân trên 1 ha
1 Trớc 1990 8,9 13.000 - 15.000 0,3 - 0,4
2 1990 9,0 15.000 0,5
3 1991 9,4 20.300 0,67
4 1992 9,7 23.100 0,77
5 1993 9,9 24.800 0,82
6 1994 10,4 20.380 0,68
7 1995 10,5 25.666 0,85
8 1996 10,5 32.751 1,08
9 1997 10,5 30.406 1,01
10 1998 10,5 42.738 1,35
11 1999 10,5 33.715 1,05

Bên cạnh mục đích sử dụng cho nông nghiệp, một số loại HCBVTV (VD: DDT) còn
đợc sử dụng tại Việt Nam cho chơng trình phóng chống sốt rét do nớc ta là một
trong những quốc gia có nguy cơ sốt rét cao, đặc biệt tại các khu vực rừng và núi cao.
Từ năm 1949, DDT đã bắt đầu đợc sử dụng ở Việt Nam cho chơng trình phòng
6
chống sốt rét. Lợng lớn nhất đợc sử dụng vào các năm 1962, 1963 và 1981 (1000
tấn/năm). Năm 1994, Viện Ký Sinh trùng và Sốt rét ngừng cung cấp DDT cho các tỉnh,
nhng tại một số địa phơng vẫn còn lu giữ và sử dụng DDT. Tới năm 1995, Việt
Nam chính thức ngừng sử dụng DDT trong việc kiểm soát côn trùng truyền bệnh sốt
rét. Nh vậy mặc dù từ năm 1992, DDT đã nằm trong danh sách các HCBVTV cấm sử
dụng trong nông nghiệp nhng cho tới hết năm 1994, DDT vẫn đợc sử dụng cho mục
đích bảo vệ sức khoẻ.

Nhóm TTS cơ clo là nhóm những hợp chất có chứa một hay nhiều nguyên tử clo trong
phân tử. Các hợp chất thuộc nhóm này có tác dụng diệt trừ sâu bệnh rất tốt, song chúng

rất bền vững trong môi trờng tự nhiên với thời gian phân huỷ rất dài và khi bị phân
huỷ thì thờng trở thành những dạng thoái biến khác với độc tính cao hơn rất nhiều lần
so với chất ban đầu. Mặt khác, do đặc tính ít tan trong nớc nhng lại tan tốt trong mô
mỡ nên khi xâm nhập vào cơ thể ngời và động vật, nhóm TTS cơ clo ít bị đào thải ra
ngoài mà đợc tích luỹ lại và vì vậy kéo dài tác dụng độc hại của các hợp chất này.
Hình 2.1 giới thiệu một số hợp chất TTS họ cơ clo đợc nghiên cứu trong đề tài.

Cl
ClCl
Cl
Cl
Cl
Cl
ClCl
Cl
Cl
Cl

HCH
Cl
ClCl
Cl
Cl
Cl
Cl
ClCl
Cl
Cl
Cl

HCB

Clodan
Cl
Cl
Cl
Cl
CCl
2
CH
2
Cl
Cl
Cl
Cl
CCl
2
CH
2

Aldrin
Cl
Cl
Cl
Cl
CCl
2
CH
2
O

Cl
Cl
Cl
Cl
CCl
2
CH
2
O

Dieldrin
Cl
Cl
Cl
Cl
Cl
Cl
O
Cl
Cl
Cl
Cl
Cl
Cl
O
Endrin
C
C
ClCl
Cl

H
Cl
C
C
ClCl
Cl
H
Cl

DDE
C
C
Cl
Cl
Cl
H
Cl
H
C
C
Cl
Cl
Cl
H
Cl
H

DDD
C
C

Cl
Cl
Cl
H
Cl
Cl
C
C
Cl
Cl
Cl
H
Cl
Cl

DDT


Heptaclo

Hình 2.1. Các hợp chất TTS cơ clo nghiên cứu trong đề tài

- Hexacloxiclohexan (HCH)
Công thức phân tử: C
6
H
6
Cl
6
Khối lợng phân tử: M= 209,85 đvC

Tên hoá học: 1,2,3,4,5,6-Hexacloxiclohexan
7

Tính chất hoá lý: HCH là sản phẩm của phản ứng clo hoá benzen dới tác dụng của tia
tử ngoại. HCH có 8 đồng phân hình học nh: -HCH, -HCH, -HCH, -HCH ,
nhng chỉ có đồng phân -HCH là có đặc tính trừ sâu rõ rệt. HCH bền với ánh sáng,
nhiệt độ, không khí và với các axit mạnh, nhng khi tác dụng với kiềm hoặc bị đun
nóng với nớc thì nó bị phân huỷ thành triclobenzen và giải phóng HCl.

Khi đồng phân -HCH chiếm 99% trong HCH kỹ thuật thì đợc gọi là Lindan. -HCH
tồn tại ở dạng tinh thể màu trắng, có mùi hôi, nhiệt nóng chảy là 112,5
o
C, hoà tan
trong các dung môi hữu cơ mạch thẳng và vòng no nhng hầu nh không tan trong
nớc. ở nhiệt độ phòng, HCH hoà tan trong nớc với tỉ lệ 1 g/100 ml. Lindan thuộc
nhóm độc loại II. Liều độc cấp tính của Lindan đối với chuột: LD
50
(qua miệng) = 59-
270 mg/kg trọng lợng cơ thể; LD
50
(qua da) = 900-1000 mg/kg. Mức d lợng tối đa
cho phép của Lindan trong đất là 0,01-10 mg/kg và trong nớc là 0,01 g/l.

ứng dụng: HCH đã đợc sử dụng để chống lại châu chấu, sâu bọ, côn trùng, sâu ăn lá
và các loại sâu bọ khác trong đất. Nó cũng đợc sử dụng để bảo vệ hạt giống, trị bệnh
cho gia cầm, vật nuôi, bảo vệ đồ gỗ, và còn dùng làm bả cho loài ngặm nhấm.

- Hexaclobenzen (HCB)
Công thức phân tử: C
6

Cl
6
.
Khối lợng phân tử: M= 284,79 đvC
Tên hoá học: 1,2,3,4,5,6- hexachlorobenzen.

Tính chất hoá lý: HCB là chất khá bền vững, tan dễ dàng trong dung môi hữu cơ nhng
tan rất ít trong nớc, độ tan của HCB trong nớc tại 25
o
C là 0,00544 g/m
3
. Nhiệt độ
sôi của HCB là 322
o
C, tỷ trọng tại 20
o
C là 2,075 g/cm
3
.

ứng dụng: HCB đợc sử dụng làm thuốc diệt nấm, bảo quản hạt giống. Ngoài ra, HCB
còn đợc sử dụng trong công nghiệp nhằm xử lý điện cực cacbon, tổng hợp cao su,
thuốc trừ sâu.

HCB thuộc nhóm chất độc loại II. Mức d lợng tối đa cho phép trong đất là: 0,01-10
mg/kg; và trong nớc là: 0,01 g/l.

- Aldrin
Công thức phân tử: C
12

H
8
Cl
6
Khối lợng phân tử: M= 364,93 đvC
Tên hoá học: 1,2,3,4,10,10-hexclo-1,4,4a,5,8,8a-hexahydroendo-exo-1,4:5,8
dimetanonphaptalen

Tính chất hóa lý: Tinh thể Aldrin nóng chảy ở 104
o
C, rất dễ tan trong đa số các dung
môi hữu cơ và không tan trong nớc. Độ độc LD
50
(qua miệng) với chuột là 38-67
8
mg/kg trọng lợng cơ thể. Độc tính với ngời xảy ra qua đờng hô hấp và sự hấp thụ
qua da, có thể gây ra các bệnh về gan, ung th vú ở phụ nữ. D lợng tối đa cho phép
trong nớc là 0,03 g/l.

ứng dụng: Aldrin đợc đùng để chống lại côn trùng phá hoại ngô, mối ở vờn ơm cây
giống và bảo quản một số loại thực phẩm nh ngũ cốc, bảo vệ gỗ của những công trình
xây dựng.

- Dieldrin
Công thức phân tử: C
12
H
8
Cl
6

O.
Khối lợng phân tử: M = 380,93 đvC

Tính chất hoá lý: Tinh thể dieldrin có nhiệt độ nóng chảy ở 176-177
o
C, không tan
trong nớc, tan trung bình trong các dung môi thông thờng ngoại trừ những dung môi
béo và methyl ancol. Dieldrin bền vững trong dung dịch axít, kiềm vô cơ và hữu cơ,
thờng đợc sử dụng trong công nghiệp. Nó bị ảnh hởng bởi axít khoáng mạnh nhng
dễ kết hợp với hầu hết các chất hoá học phục vụ cho nông nghiệp phân bón.

Dieldrin hấp thụ trực tiếp qua da và gây độc tính cao. Trong cơ thể một số loài vi khuẩn
dới tác dụng của khí nitơ, dieldrin chuyển thành aldrin. Liều lợng độc của Dieldrin:
LD
50
(qua miệng) của chuột = 87 mg/kg. Độc tính của Dieldrin đối với ngời hấp thụ
trực tiếp qua da ảnh hởng tơng tự nh DDT.

ứng dụng: Dieldrin đã có thời gian dài đợc sử dụng để chống lại nạn châu chấu phá
hoại. Dieldrin cũng đợc sử dụng nh một loại hoá chất trừ mối mọt chủ yếu.

- Endrin
Công thức phân tử: C
12
H
8
Cl
6
O
Khối lợng phân tử: M = 380,93 đvC

Tên hoá học: 1,2,3,4,10,10- hexclo-6,7- epoxy-1,4,4a,5,6,7,8,8a-octahydro-endo-
1,4:5,8 dimetanonaphtalen.

Tính chất hoá lý: Tinh thể endrin phân huỷ ở 245
o
C. Tính tan của endrin phụ thuộc
khá nhiều vào đặc tính của dung môi, ở 25
o
C:17 mg/10 ml đối với axeton; 13,8
mg/100 ml đối với benzene; 3,3 mg/100 ml đối với CH
4
; 7,1 mg/100 ml đối với hexan.

Độc tính của endrin đối với chuột là: LD
50
(qua miệng) = 10-12 mg/kg trọng lợng cơ
thể; LD
50
(qua da) = 60-120 mg/kg. D lợng tối đa cho phép trong nớc là 0,023 g/l.
Endrin gây độc qua đờng hô hấp và hấp thụ qua da.

ứng dụng: Trong lĩnh vực nông nghiệp endrin đợc sử dụng để chống lại nhiều loại
bớm và côn trùng phá hoại trên các cánh đồng trồng bông, ngô, lúa, mía. Ngoài ra
endrin còn đợc sử dụng để chống lại một số loài gặm nhấm nh chuột.
9

- DDT, DDD, DDE
DDE có công thức phân tử: C
14
H

8
Cl
4
, khối lợng phân tử: M = 308,91 đvC với tên gọi
là: 1,1-điclo-2,2 đi (p-clophenyl) etylen.

DDD có công thức phân tử: C
14
H
10
Cl
4
, khối lợng phân tử: M = 310,93 đvC với tên gọi
là: 1,1-điclo-2,2 đi (p-clophenyl) etan.

DDT có công thức phân tử: C
14
H
9
Cl
5
, khối lợng phân tử: M = 345,50 đvC, có tên gọi:
1,1,1-triclo-2,2 đi (p-clophenyl) etan.

DDE và DDD là sản phẩm chuyển hoá chính của DDT, thờng bền với sự phân huỷ
sinh học trong cả điều kiện hiếu khí và yếm khí. Hàng năm, sự phân huỷ DDT thành
DDE trong môi trờng chỉ chiếm vài phần trăm. DDD là chất kết tinh màu trắng, nóng
chảy ở 109
0
C, bền trong môi trờng. DDT có hai đồng phân chính là o,p-DDT và p,p'-

DDT song chỉ có p,p'-DDT có tác dụng diệt trừ sâu bệnh.

Tính chất hoá lý: DDT ở dạng tinh thể màu trắng, nhiệt độ nóng chảy 108,5-109
0
C,
tan rất ít trong nớc (0,025 mg/l) nhng tan rất tốt trong các dung môi hữu cơ nh
hexan, diclometan, các hidrocacbon thơm và các dẫn xuất halogen của chúng, các
xeton, este của axit cacboxylic. DDT bền dới tác dụng của nhiệt độ, đun sôi vài giờ
cũng không phân huỷ. DDT có thời gian bán huỷ rất chậm trong môi trờng tuỳ thuộc
vào pha mà nó tồn tại.

DDT, DDE và DDD có khả năng hoà tan trong mỡ cao, nó đợc phản ánh qua hằng số
phân bố octanol-nớc (log Kow) của các đồng phân p,p- lần lợt là 6,91; 6,51 và 6,02.
Đặc tính a mỡ này kết hợp với thời gian bán huỷ rất dài làm cho các hợp chất này có
khả năng tích luỹ sinh học cao trong sinh vật sống dới nớc, kết quả là dẫn đến sự
khuyếch đại sinh học của DDT ở sinh vật trong cùng của chuỗi thức ăn. DDT thuộc
nhóm độc loại II. Theo tổ chức y tế thế giới (WHO) và tổ chức lơng thực thế giới
(FAO), lợng DDT hấp thụ hàng ngày tối đa cho phép không quá 5 g/kg trọng lợng
cơ thể/ngày. Liều lợng gây độc cấp tính của DDT đối với chuột là: LD
50
(qua miệng) =
113-118 mg/kg trọng lợng cơ thể; LD
50
(qua da) = 2510 nmg/kg. Mức d lợng tối đa
cho phép đối với tổng DDT trong đất là 0,1 mg/kg (trọng lợng khô) và trong nớc là 1
g/l.

ứng dụng: DDT đợc dùng để diệt sâu bông, đậu, lúa; ngoài ra còn đợc sử dụng để
diệt bọ gậy, muỗi Tuy nhiên, do rất bền trong cơ thể sống, trong môi trờng và các
sản phẩm động thực vật nên hiện nay DDT đã bị cấm sử dụng. Trong số các thuốc trừ

sâu cơ clo, tác dụng sinh học của DDT đối với môi trờng đã đợc nghiên cứu sâu và
rộng rãi nhất. Tơng tự nh các thuốc diệt côn trùng khác, DDT tác động lên hệ thần
kinh trung ơng làm tê liệt hệ thần kinh và dẫn đến diệt vong. DDT tan vào các mô mỡ
và đợc tích trữ trong màng mỡ bao quanh các tế bào thần kinh và can thiệp vào sự
10
chuyển dịch của các rung động thần kinh dọc theo chiều nối liền các tế bào thần kinh,
kết quả là phá huỷ hệ thống thần kinh trung ơng và giết chết các sâu bọ cần diệt trừ.

2.1.2. Ankylphenols (APs) và bisphenol A (BPA)
APs là sản phẩm thoái biến của ankylphenolpolietoxilat (APnEO), hợp chất sử dụng
rộng rãi trong các sản phẩm làm sạch và trong nhiều ngành công nghiệp. Chúng đợc
ứng dụng làm tác nhân phân tán trong sản xuất giấy và bột giấy, tác nhân nhũ hoá
trong mủ sơn và thuốc trừ sâu, tác nhân tuyển nổi, chất làm sạch công nghiệp (bề mặt
kim loại, dệt sợi, chế biến thức ăn) và các sản phẩm gia đình. Ngoài ra, APnEO còn có
trong các đồ mỹ phẩm bao gồm đồ trang điểm, chất thơm tẩy tóc, chất dỡng tóc, dầu
nhuộm tóc, dầu gội đầu, các sản phẩm sơn sửa móng tay, kem và sữa làm ẩm hoặc sạch
da, các chất tẩy rửa. Một lợng nhỏ hơn, nhng cũng đáng kể có mặt trong sữa tắm, đồ
trang điểm mắt, thuốc ngừa thai, chất khử mùi, các phẩm nhuộm bền màu.

APnEO đợc sử dụng chủ yếu trong thơng mại là NPnEO (chiếm 80%) với sản lợng
tiêu thụ trên thế giới 500000 tấn/năm. Trong môi trờng, các APnEO bị phân huỷ sinh
học và quang học. Con đờng phân huỷ sinh học của APnEO đợc mô tả trong hình
2.3.

APnEO có độ độc tơng đối thấp với sinh vật, nhng sản phẩm phân huỷ của chúng
(APs) có khả năng tác động tới các estrogen của sinh vật. Trong các nghiên cứu trong
phòng thí nghiệm, APs đợc chứng minh là có thể bắt chớc tác động của hoocmôn
buồng trứng tự nhiên estrađiol trong cả hai phép thử ở ngoài và trong cơ thể, hoặc gây
ra sự thay đổi giới tính trong các loài cá. NP đợc chứng minh làm gia tăng sự sinh sôi
các tế bào ung th vú MCF7 trong ngời. Ngoài ra, NP và OP có thể gây kích thích gen

tạo protein noãn hoàn trong tế bào mô mỡ loài cá, tác động tới sự sao chép gen, sự gia
tăng tế bào ung th vú trong chuột, có khả năng cạnh tranh với estrogen để liên kết với
cơ quan thu nhận. Nhiều kết quả thực nghiệm estrogen chỉ rõ APs có thể gây ra những
tác động bất lợi về sức khoẻ cho cả con ngời và sinh vật hữu sinh thông qua sự rối
loạn hệ thống nội tiết. Vì vậy, nhiều nớc đã cấm sử dụng các chất hoạt động bề mặt
APnEO và APnEO đợc liệt kê vào các hoá chất gây rối loạn nội tiết tố. Mặc dù là hoá
chất gây rối loạn nội tiết tố nhng APnEO vẫn tiếp tục đợc sử dụng trong nhiều ngành
công nghiệp trên thế giới vì giá thành rẻ và tính chất tẩy sạch hoàn hảo của nó.

Bisphenol A (BPA) hay 2,2- bis(4-đihiđroxiđiphenol)propan gồm hai vòng phenolic
cùng liên kết qua một cầu cacbon (là những gốc hiđrocacbon) hoặc là những hợp chất
hữu cơ có cấu trúc tơng tự.

Công thức cấu tạo của BPA :
C
CH
3
CH
3
HO
OH


11
BPA đợc sử dụng chủ yếu trong sản xuất nhựa policacbamat (65%) và epoxy (15%).
10% còn lại đợc dùng tạo ra chất chậm cháy tetrabrom BPA và các loại nhựa chuyên
dụng khác.

Trong nhiều năm qua, các hợp chất bisphenol đợc biết là có khả năng bắt chớc hoạt
động của các hoocmôn nữ estrogen. Tăng tiếp xúc với BPA có thể làm tăng tỉ lệ mắc

các bệnh ung th nh ung th vú, tuyến tiền liệt, tinh hoàn và buồng trứng ở ngời.
BPA độc vừa phải với sinh vật, nhng lại đợc biết tới có tính gây rối loạn nội tiết đối
với phần lớn sinh vật. Ngời ta đã chứng minh rằng, BPA có thể liên kết với cơ quan
thu nhận của sinh vật và xác định lại cấu trúc của cơ quan thu nhận trong các phép thử
trong cơ thể và ngoài cơ thể. Vì vậy, cơ quan thu nhận không thể tơng tác với
hoocmôn bình thờng và hoocmôn có thể bị đào thải từ hệ thống nội tiết của sinh vật.

Bảng 2.2. Độc tính của NP đối với một số loài động-thực vật thủy sinh
Tên loài Chỉ số Giá trị (mg/l)
Cá hồi Salvelinus fontinalis
LC
50
96 giờ 0,145
Cá hồi Salmo gairdneri
LC
50
96 giờ 0,23
Cá hồi Đại Tây Dơng Salmo salar
LC
50
96 giờ 0,13-0,19
Cá tuế đầu to LC
50
96 giờ 0,135
Cá tuyết đầu to Gadus morrhua
LC
50
96 giờ 3,0
Giáp xác nhỏ Nitocra spinipes
LC

50
96 giờ 0,118-0,139
Tôm Crangon septem spinosa
LC
50
96 giờ 0,3
Vẹm thờng Mytilus edulis
LC
50
96 giờ
LC
50
850 giờ
3,0
0,14
Bọ chét nớc Daphnia magna
EC
50
48 giờ
NOEC 504 giờ
0,18
0,024
Tảo xanh Selenastrum capri cornutum
EC
50
96 giờ 0,41
Sinh vật c trú trong đất
Giun đất Apporectodea calignosa
Bọ đuôi bật Folsomia fimentaria

LC
50
96 giờ
LC
50
96 giờ

14 mg/kg
66 mg/kg

Bảng 2.3. Độc tính của BPA đối với một số loài sinh vật
Loài Chỉ số Tác động Giá trị (mg/l)
Vi sinh vật nớc ngọt
Pseudomonas putida
Pseudomonas flourescens

EC
10
18 giờ
IC
50


Giảm 10%
sinh trởng

>320
54,5
Bọ chét nớc Daphnia magna
Tôm cám Mysidopsvbahia

EC
50
48 giờ
LC
50
96 giờ
Bất động
Tử vong
3,9
1,1
Cá tuế đầu to Pimephales promelas
Cá hồi đốm đen Oncorhynchus mykiss
Cá sóc Oryzias latipes
Cá suốt Menidia menidia
Cá chép Cyprinodon variegatus
LC
50
96 giờ
LC
50
96 giờ
LC
50
48giờ
LC
50
48 giờ
LC
50
96 giờ

Tử vong
Tử vong
Tử vong
Tử vong
Tử vong
4,6
3-3,5
15
9,4
7,5


12









Hình 2.2. Cấu trúc của hoocmôn nữ tự nhiên 17-estrađiol và hoocmôn nữ nhân tạo
4-nonylphenol (một dạng đồng phân).

Alkylphenol (AP)
R
OH
R = C

9
H
19
, nonyl
C
8
H
17
, octyl
R
thờng là mạch nhánh
P
há vỡ vòng benzen, oxy hóa chuỗi alkyl
Carboxyl
Carboxyl
hóa
hóa
Cắt ngắn mạch ethylene oxide
Alkylphenol diethoxylate (AP2EO)
R = C
9
H
19
, nonyl
C
8
H
17
octyl
R

thờng là mạch nhánh
P
á vỡ vòng benzen, oxy hóa chuỗi alkyl
Carboxyl hóa
Alkylphenol polyethoxylate (APnEO)
R
O
C
H
2
H
2
C
O
H
2
C
C
H
2
OH
m
R
O
C
H
2
H
2
C

O
H
2
C
C
OH
O
Alkylphenol ethoxy acetic acid (AP2EC)
R
O
C
H
2
H
2
C
O
H
2
C
C
H
2
OH
Alkylphenoxy acetic acid (AP1EC)
R
O
C
H
2

C
OH
O
Alkylphenol monoethoxylate (AP1EO)
R
O
C
H
2
H
2
C
OH
Alkylphenol (AP)
R
OH
R = C
9
H
19
, nonyl
C
8
H
17
, octyl
R
thờng là mạch nhánh
P
há vỡ vòng benzen, oxy hóa chuỗi alkyl

Carboxyl
Carboxyl
hóa
hóa
Cắt ngắn mạch ethylene oxide
Alkylphenol diethoxylate (AP2EO)
R = C
9
H
19
, nonyl
C
8
H
17
octyl
R
thờng là mạch nhánh
P
á vỡ vòng benzen, oxy hóa chuỗi alkyl
Carboxyl hóa
Alkylphenol polyethoxylate (APnEO)
R
O
C
H
2
H
2
C

O
H
2
C
C
H
2
OH
m
Alkylphenol polyethoxylate (APnEO)
R
O
C
H
2
H
2
C
O
H
2
C
C
H
2
OH
m
R
O
C

H
2
H
2
C
O
H
2
C
C
OH
O
Alkylphenol ethoxy acetic acid (AP2EC)
R
O
C
H
2
H
2
C
O
H
2
C
C
OH
O
Alkylphenol ethoxy acetic acid (AP2EC)
R

O
C
H
2
H
2
C
O
H
2
C
C
H
2
OH
R
O
C
H
2
H
2
C
O
H
2
C
C
H
2

OH
Alkylphenoxy acetic acid (AP1EC)
R
O
C
H
2
C
OH
O
Alkylphenoxy acetic acid (AP1EC)
R
O
C
H
2
C
OH
O
Alkylphenol monoethoxylate (AP1EO)
R
O
C
H
2
H
2
C
OH

Hình 2.3. Sự hình thành ankylphenol từ ankylphenolpolietoxilat do quá trình phân huỷ
sinh học.

2.1.3. Polyclobiphenyls
Polylobiphenyls (PCBs), C
12
H
10-n
Cl
n
(n = 1ữ10), là tên gọi chung cho nhóm chất gồm
209 cấu tử có số lợng nguyên tử clo và vị trí thế khác nhau trong cấu trúc biphenyl.
1
2
3
4
56
1
2 3
4
5
6
Cl
y
Cl
x
1
2
3

4
56
1
2 3
4
5
6
Cl
y
Cl
x


OH
Me
OH
OH
17-Estrađiol 4-Nonylphenol
13
PCBs thơng phẩm là hỗn hợp của các congener với những tỷ lệ khác nhau, chúng
thờng có tên gọi thơng mại là Arochlor (USA, Chlophen (Đức), Fenchlor (Italy),
Kanechlor (Nhật bản), and Phenochlor (Pháp). PCBs thơng phẩm có nhiều ứng dụng
nh làm chất lỏng cách điện trong biến thế, tụ điện, chất lỏng truyền nhiệt, chất lỏng
thuỷ lực, phụ gia dầu nhớt, phụ gia sơn, giấy copy, nhựa Tuy nhiên, do có tính cách
điện và bền nhiệt cao, ứng dụng chính của PCBs là làm phụ gia trong dầu sử dụng cho
các biến thế, tụ điện và các thiết bị điện khác.

Trớc năm 1985, tổng lợng dầu chứa PCBs đợc nhập khẩu từ Liên bang Xô Viết,
Trung Quốc và Rumani vào Việt Nam xấp xỉ 27000 tới 30000 tấn. Hiện nay, một số
trạm biến thế vẫn sử dụng dầu chứa PCBs do cha tới thời hạn thay dầu, một số đã thay

thế dùng các loại dầu không chứa PCBs và một lợng dầu cha sử dụng bị nghi ngờ
chứa PCBs đang đợc tồn trữ trong các kho chứa. Nguồn thải PCBs ra môi trờng
chính là lợng dầu biến thế đã thải bỏ thiếu kiểm soát khi thay dầu ở các trạm biến thế
hoặc các sản phẩm tụ điện hỏng thải ra bãi rác.

Nhìn chung, các PCBs tơng đối khó tan trong nớc và khả năng hoà tan giảm ngợc
với số nguyên tử clo hoá trong hợp chất nhng chúng lại tan dễ dàng trong các dung
môi hữu cơ, chất béo, hyđrocacbon. Độ tan của các PCBs biến đổi tơng đối phức tạp,
không theo một quy luật nào cả. Chúng rất dễ bị hấp thụ vào các mô mỡ. Đây chính là
một trong những lí do khiến PCBs càng trở nên nguy hiểm đối với các loài sinh vật.
Độc tính của PCBs đợc quyết định bởi sự có mặt của các cấu tử có cấu trúc dạng
phẳng. Trong số 209 cấu tử thì có khoảng 20 cấu tử PCBs có cấu trúc đồng phẳng. Tên
của các PCBs theo danh pháp quốc tế và một số PCBs có cấu trúc phẳng đợc giới
thiệu trong bảng 2.4 và hình 2.4.

Bảng 2.4. Tên gọi của các cấu tử PCBs theo danh pháp IUPAC
Số Cấu trúc Số Cấu trúc Số Cấu trúc Số Cấu trúc
Monochlorobiphenyl 56 2,3,3,4 114 2,3,4,4,5 157 2,2,3,4,5,6
1 2 57 2,3,3,5 115 2,3,4,4,6 158 2,2,3,4,6,6
2 3 58 2,3,3,5 116 2,3,4,5,6 159 2,2,3,5,5,6
3 4 59 2,3,3,6 117 2,3,4,5,6 160 2,2,3,5,6,6
Dichlorobiphenyl 60 2,3,4,4 118 2,3,4,4,5 161 2,2,4,4,5,5
4 2,2 61 2,3,4,5 119 2,3,4,4,6 162 2,2,4,4,5,6
5 2,3 62 2,3,4,6 120 2,3,4,5,5 163 2,2,4,4,6,6
6 2,3 63 2,3,4,5 121 2,3,4,5,6 164 2,3,3,4,4,5
7 2,4 64 2,3,4,6 122 2,3,3,4,5 165 2,3,3,4,4,5
8 2,4 65 2,3,5,6 123 2,3,4,4,5 166 2,3,3,4,4,6
9 2,5 66 2,3,4,4 124 2,3,4,5,5 167 2,3,3,4,5,5
10 2,6 67 2,3,4,5 125 2,3,4,5,6 168 2,3,3,4,5,6
11 3,3 68 2,3,4,5 126 3,3,4,4,5 169 2,3,3,4,5,6

12 3,4 69 2,3,4,6 127 3,3,4,5,5 169 3,3,4,4,5,5
13 3,4 70 2,3,4,5 Hexachlorobiphenyl Heptachlorobiphenyl
14 3,5 71 2,3,4,6 116 2,3,4,5,6 170 2,2,3,3,4,4,5
15 4,4 72 2,3,5,5 117 2,3,4,5,6 171 2,2,3,3,4,4,6
Trichlorobiphenyl 73 2,3,5,6 118 2,3,4,4,5 172 2,2,3,3,4,5,5
16 2,2,3 74 2,4,4,5 119 2,3,4,4,6 173 2,2,3,3,4,5,6
14
Sè CÊu tróc Sè CÊu tróc Sè CÊu tróc Sè CÊu tróc
17 2,2’,4 75 2,4,4’,6 120 2,3’,4,5,5’ 174 2,2’,3,3’,4,5,6’
18 2,2’,5 76 2’,3,4,5 121 2,3’,4,5’,6 175 2,2’,3,3’,4,5’,6
19 2,2’,6 77 3,3’,4,4’ 122 2’,3,3’,4,5 176 2,2’,3,3’,4,5,6’
20 2,3,3’ 78 3,3’,4,5 123 2’,3,4,4’,5 177 2,2’,3,3’,4’,5,6
21 2,3,4 79 3,3’,4,5’ 124 2’,3,4,5,5’ 178 2,2’,3,3’,5,5’,6
22 2,3,4’ 80 3,3’,5,5’ 125 2’,3,4,5,6’ 179 2,2’,3,3’,5,6,6’
23 2,3,5 81 3,4,4’,5 126 3,3’,4,4’,5 180 2,2’,3,4,4’,5,5’
24 2,3,6 Pentachlorobiphenyl 127 3,3’,4,5,5’ 181 2,2’,3,4,4’,5,6
25 2,3’,4 82 2,2’,3,3’,4 Hexachlorobiphenyl 182 2,2’,3,4,4’,5,6’
26 2,3’,5 83 2,2’,3,3’,5 128 2,2’,3,3’,4,4’ 183 2,2’,3,4,4’,5’,6
27 2,3’,6 84 2,2’,3,3’,6 129 2,2’,3,3’,4,5 184 2,2’,3,4,4’,6,6’
28 2,4,4’ 85 2,2’,3,4,4’ 130 2,2’,3,3’,4,5’ 185 2,2’,3,4,5,5’,6
29 2,4,5 86 2,2’,3,4,5 131 2,2’,3,3’,4,6 186 2,2’,3,4,5,6,6’
30 2,4,6 87 2,2’,3,4,5’ 132 2,2’,3,3’,4,6’ 187 2,2’,3,3’,5,6,6’
31 2,4’,5 88 2,2’,3,4,6 133 2,2’,3,3’,5,5’ 188 2,2’,3,4,4’,5,5’
32 2,4’,6 89 2,2’,3,4,6’ 134 2,2’,3,3’,5,6 189 2,2’,3,4,4’,5,6
33 2’,3,4 90 2,2’,3,4’,5 135 2,2’,3,3’,4,4’ 190 2,2’,3,4,4’,5,6’
34 2’,3,5 91 2,2’,3,4’,6 136 2,2’,3,3’,6,6’ 191 2,2’,3,4,4’,5’,6
35 3,3’,4 92 2,2’,3,5,5’ 137 2,2’,3,4,4’,5 192 2,2’,3,4,4’,6,6’
36 3,3’,5 93 2,2’,3,5,6 138 2,2’,3,4,4’,5’ 193 2,2’,3,4,5,5’,6
37 3,4,4’ 94 2,2’,3,5,6’ 139 2,2’,3,4,4’,6 Octachlorobiphenyl
38 3,4,5’ 95 2,2’,3,5’,6 140 2,2’,3,4,4’,6’ 194 2,2’,3,3’,4,4’,5,5’

39 3,4’,5 96 2,2’,3,6,6’ 141 2,2’,3,4,5,5’ 195 2,2’,3,3’,4,4’,5,6
Tetrachlorobiphenyl 97 2,2’,3’,4,5 142 2,2’,3,4,5,6 196 2,2’,3,3’,4,4’,5,6’
40 2,2’,3,3’ 98 2,2’,3’,4,6 143 2,2’,3,4,5,6’ 197 2,2’,3,3’,4,4’,6,6’
41 2,2’,3,4 99 2,2’,4,4’,5 143 2,2’,3,3’,4,4’ 198 2,2’,3,3’,4,5,5’,6
42 2,2’,3,4’ 100 2,2’,4,4’,6 144 2,2’,3,3’,6,6’ 199 2,2’,3,3’,4,5,6,6’
43 2,2’,3,5 101 2,2’,4,5,5’ 145 2,2’,3,4,4’,5 200 2,2’,3,3’,4,5’,6,6’
44 2,2’,3,5’ 102 2,2’,4,5,6’ 146 2,2’,3,4,4’,5’ 201 2,2’,3,3’,4,5,5’,6’
45 2,2’,3,6 103 2,2’,4,5’,6 147 2,2’,3,4,4’,6 202 2,2’,3,3’,5,5’,6,6’
46 2,2’,3,6’ 104 2,2’,4,6,6’ 148 2,2’,3,4,4’,6’ 203 2,2’,3,4,4’,5,5’,6
47 2,2’,4,4’ 105 2,3,3’,4,4’ 149 2,2’,3,4,5,5’ 204 2,2’,3,4,4’,5,6,6’
48 2,2’,4,5 106 2,3,3’,4,5 150 2,2’,3,4,5,6 205 2,3,3’,4,4’,5,5’,6
49 2,2’,4,5’ 107 2,3,3’,4’,5 151 2,2’,3,4,5,6’ Nonachlorobiphenyl
50 2,2’,4,6 108 2,3,3’,4,5’ 152 2,2’,3,4,5’,6 206 2,2’,3,3’,4,4’,5,5’,6
51 2,2’,4,6’ 109 2,3,3’,4,6 153 2,2’,3,4,6,6’ 207 2,2’,3,3’,4,4’,5,6,6’
52 2,2’,5,5’ 110 2,3,3’,4’,6 154 2,2’,3,4’,5,5’ 208 2,2’,3,3’,4,5,5’,6,6’
53 2,2’,5,6’ 111 2,3,3’,5,5’ 155 2,2’,3,4’,5,6 Decachlorobiphenyl
54 2,2’,6,6’ 112 2,3,3’,5,6 156 2,2’,3,4’,5,6’ 209 2,2’,3,3’,4,4’,5,5’,6,6’
55 2,3,3’,4 113 2,3,3’,5’,6

ClCl
Cl
Cl
Cl
ClCl
Cl
Cl
Cl

PCB126
ClCl

Cl
Cl
Cl
Cl
ClCl
Cl
Cl
Cl
Cl

PCB169
ClCl
Cl Cl
Cl
ClCl
Cl Cl
Cl

PCB118
15
ClCl
Cl
Cl
Cl
Cl
Cl
ClCl
Cl
Cl
Cl

Cl
Cl

PCB189
ClCl
Cl
Cl
Cl
ClCl
Cl
Cl
Cl

PCB114
ClCl
Cl
Cl
ClCl
Cl
Cl


PCB77
Hình 2.4. Một số hợp chất PCBs đồng phẳng.



Hình 2.5. Sự di chuyển và phân bố của PCBs trong môi trờng.

Hình 2.6. Chu trình vận chuyển của PCBs và TTS cơ clo trong chuỗi thức ăn.

16
2.2. Các địa điểm lấy mẫu
Trên cơ sở ý kiến t vấn của Viện Hải Dơng học Hải Phòng (Viện Khoa học và Công
nghệ Việt Nam), đồng thời dựa vào các khảo sát sơ bộ ban đầu, Trung tâm Nghiên cứu
Công nghệ Môi trờng và Phát triển Bền vững (CETASD) và Viện Hải Dơng học Hàn
Quốc (KORDI) đã quyết định chọn khu vực ven biển cảng Hải Phòng (thành phố Hải
Phòng), vịnh Hạ Long (tỉnh Quảng Ninh) và cửa sông Ba Lạt (tỉnh Thái Bình) là các
điểm quan trắc mức độ ô nhiễm một số hợp chất hữu cơ độc hại tại vùng biển thuộc đới
duyên hải miền bắc Việt Nam. Các hợp chất PCBs, thuốc trừ sâu cơ clo, alkylphenols
và bisphenol A trong môi trờng nớc, trầm tích và sinh học (nhuyễn thể hai mảnh vỏ)
là đối tợng nghiên cứu chính của đề tài. Vị trí các điểm qua trắc đợc trình bày trên
hình 2.7.

2.2.1. Một vài đặc điểm địa chất, thuỷ văn và kinh tế - xã hội của khu vực cửa Ba
Lạt
Cửa Ba Lạt thuộc địa phận tỉnh Thái Bình là cửa chính và là phần rộng nhất của hệ
thống sông Hồng hớng ra biển, dòng sông chính của đồng bằng sông Hồng, một trong
hai vựa lúa lớn nhất Việt Nam.

Vùng biển ven bờ châu thổ chịu tác động của dòng nớc từ hệ thống sông Hồng với lu
lợng 114.10
9
m
3
/năm. Khối lợng nớc này tập trung chủ yếu vào mùa lũ. Trong mùa
này, dòng nớc đợc đa ra xa bờ và đợc dòng chảy dọc bờ có hớng bắc-nam
chuyển về phía nam. Hệ thống sông Hồng có đặc tính biến đổi bất thờng của bờ biển
dài với sự bồi đắp và sói mòn mạnh mẽ. Biên độ thuỷ triều lớn nhất dọc theo bờ châu

thổ khoảng 4 m, độ muối tăng từ 0,5 ppt trong lòng sông đến 30 ppt về phía biển và
biến đổi mạnh phụ thuộc vào dòng chảy trong sông và tình trạng thuỷ triều.

Phần lớn diện tích của đồng bằng sông Hồng đợc khai thác cho các hoạt động nông
nghiệp, nuôi trồng thuỷ sản và phát triển đô thị. Vùng cửa sông Ba Lạt đợc hình thành
từ những tác động động học của trầm tích sông và sự phân bố lại của trầm tích do các
quá trình địa chất biển gây ra. Sóng làm tăng sự pha trộn của nớc ngọt và nớc mặn
tại phía trớc cửa sông vì vậy gây ra sự suy giảm vận tốc dòng chảy ra và mở rộng
dòng chảy ra từ sông, điều này làm giảm đáng kể dung tích vận chuyển của dòng chảy
ra và tăng cờng sự lắng đọng về phía cửa sông.

Hàng năm tại đồng bằng châu thổ sông Hồng, một lợng lớn các hoá chất bảo vệ thực
vật đợc sử dụng để bảo vệ mùa màng, nâng cao năng suất cây trồng.Trong đó một
phần đáng kể theo dòng chảy đổ ra biển qua cửa Ba Lạt. Ngoài ra, Hà Nội và các tỉnh
khác thuộc đồng bằng sông Hồng cũng là nơi sử dụng lợng lớn các sản phẩm nông
nghiệp và công nghiệp phục vụ sản xuất và sinh hoạt. Trải dài từ Việt Trì tới Thái Bình,
sông Hồng cũng là nguồn cấp nớc chính cho cả đồng bằng và cũng là nơi tiếp nhận
dòng thải từ các kênh rạch, sông suối xuất phát từ các hoạt động nông nghiệp, công
nghiệp và sinh hoạt của cả vùng trớc khi đổ ra biển qua cửa Ba Lạt.


17

Hình 2.7. Vị trí lấy mẫu tại cửa Ba Lạt, vịnh Hạ Long và cảng Hải Phòng `
Cảng
Hải Phòng
Thuỷ Nguyên
V
ịnh
Hạ Long
Đ

ảo
Tuần Châu
Thành phố
Hạ Long
Thái Bình
Nam Định
Cửa Ba L
ạ
t
18
2.2.2. Một vài đặc điểm địa chất, thuỷ văn và kinh tế - xã hội của khu vực vịnh Hạ
Long
Là vịnh nông ven bờ, đáy nghiêng thoải, độ sâu trung bình từ 1,5 2 m, vịnh Hạ Long
rộng 1553 km
2
với 1969 đảo. Cảnh quan thiên nhiên kỳ vĩ và nguồn tài nguyên đa dạng
tạo cho vùng này một tiềm năng lớn trong phát triển kinh tế. Phần lục địa ven bờ có địa
hình núi cao 100 500 m (chiếm khoảng 79%). Đây là vùng đồi núi dốc, có chỗ
nghiêng 35
o
nhô sát ra biển, sông ngắn dốc, dài nhất không quá 200 km. Vịnh Hạ Long
là một vịnh kín, khả năng trao đổi nớc với bên ngoài kém lại hay có ma lớn, tập
trung theo mùa nên dễ trở thành một hồ chứa lớn. Nhiệt độ không khí trung bình
hàng năm ở vịnh Hạ Long là 20 - 30
o
C và nhiệt độ trung bình của nớc biển là 15 20
o
C, do vậy chế độ nhiệt ở đây rất thuận lợi cho việc phân huỷ các hợp chất hữu cơ từ
các nguồn thải sinh hoạt.

Thuỷ triều ở Hạ Long thuộc chế độ nhật triều thuần nhất điển hình, với hầu hết số ngày
trong tháng chỉ có một lần nớc lớn và nớc ròng. Trong một tháng có hai kỳ triều
cờng với độ cao mức nớc trung bình đạt 3,9 m và hai kỳ triều kiệt với độ cao mức
nớc trung bình đạt 1,9 m. Biên độ triều cực đại ở đây lên tới 4 m, mực nớc trung
bình đạt 2,06 m. Dòng chảy ở vịnh Hạ Long là tổng hợp của dòng chảy sông, dòng
chảy gió và dòng chảy triều, trong đó dòng triều là dòng thịnh hành và mang tính thuận
nghịch, giá trị dòng chảy giảm từ mặt đến đáy. Nhìn chung, dòng chảy ở vịnh Hạ Long
có giá trị tơng đối thấp, trung bình chỉ đạt 0,1 m/s.

Do vịnh Hạ Long là một vực nớc tơng đối kín, có nhiều đảo xen kẽ nhau nên sự ảnh
hởng của sóng từ ngoài biển vào là không lớn. Mặt khác không gian vịnh là không lớn
làm cho sóng gây ra bởi gió không có điều kiện phát triển. Theo mùa, độ cao sóng có
sự chênh lệch khá lớn: vào mùa đông (tháng 11 đến tháng 4) sóng hớng đông và đông
bắc thịnh hành với độ cao sóng trung bình 0,5 m. Ngợc lại vào mùa hè (tháng 5 đến
tháng 10) sóng hớng nam và đông nam thịnh hành với độ cao trung bình đạt 1,5 đến
2,0 m.

Tháng 12/1994, UNESCO đã ghi nhận vịnh Hạ Long là di sản thiên nhiên của thế giới
và xác định tầm vóc, giá trị toàn cầu của nó. Tuy nhiên, do nằm trong một trung tâm
kinh tế lớn của thành phố Hạ Long (với dân số 14 vạn ngời sống tập trung trên một
diện tích là 121 km
2
, phân bố dọc theo bờ vịnh) và đợc tập trung bởi nhiều ngành kinh
tế phát triển nh công nghiệp khai thác than, đóng tầu, giao thông cảng biển, nuôi
trồng thuỷ sản, du lịch và các dịch vụ du lịchnên vịnh Hạ Long cũng là nơi bị ảnh
hởng bởi nhiều nguồn thải ô nhiễm khác nhau.

Với các hoạt động công nghiệp, du lịch và dịch vụ nh hiện nay và trong tơng lai của
tỉnh Quảng Ninh nói chung và vịnh Hạ Long nói riêng thì các hệ tài nguyên, sinh thái
ở đây đã, đang và sẽ chịu một sức ép lớn bởi các yếu tố gây ô nhiễm môi trờng.