Luận án Tiến sĩ Hóa học: Nghiên cứu xây dựng quy trình phân tích metyl thủy ngân trong các mẫu sinh học và môi trường tại khu vực khai thác vàng Thần Sa,Thái Nguyên

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO

VIỆN HÀN LÂM KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ VIỆT NAM

HỌC VIỆN KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ

PHAN THANH PHƢƠNG

NGHIÊN CỨU XÂY DỰNG QUY TRÌNH PHÂN TÍCH METYL THỦY NGÂN TRONG CÁC MẪU SINH HỌC VÀ MÔI TRƢỜNG TẠI KHU VỰC KHAI THÁC VÀNG THẦN SA, THÁI NGUYÊN

LUẬN ÁN TIẾN SĨ HÓA HỌC

HÀ NỘI - 2019

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO

VIỆN HÀN LÂM KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ VIỆT NAM

HỌC VIỆN KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ

PHAN THANH PHƢƠNG

NGHIÊN CỨU XÂY DỰNG QUY TRÌNH PHÂN TÍCH METYL THỦY NGÂN TRONG CÁC MẪU SINH HỌC VÀ MÔI TRƢỜNG TẠI KHU VỰC KHAI THÁC VÀNG THẦN SA, THÁI NGUYÊN

Ngành: Hóa Phân tích Mã số: 9.44.01.18

LUẬN ÁN TIẾN SĨ HÓA HỌC

Ngƣời hƣớng dẫn khoa học: 1. PGS. TS. Vũ Đức Lợi 2. PGS. TS. Lê Lan Anh

HÀ NỘI - 2019

LỜI CAM ĐOAN

Tôi xin cam đoan những kết quả thực nghiệm đƣợc trình bày trong luận án

này là trung thực, do tôi và các cộng sự thực hiện. Các kết quả nêu trong luận án do

nhóm nghiên cứu thực hiện chƣa đƣợc công bố trong bất kỳ công trình nào của các

nhóm nghiên cứu khác.

Hà Nội, tháng 10 năm 2019

Tác giả

Phan Thanh Phƣơng

LỜI CẢM ƠN

Tôi xin chân thành cảm ơn PGS.TS. Vũ Đức Lợi và PGS. TS. Lê Lan Anh đã

hƣớng dẫn, giúp đỡ, động viên tôi thực hiện thành công luận án tiến sỹ này.

Xin chân thành cảm ơn Học viện Khoa học và Công nghệ, Viện Hóa học -

Viện Hàn Lâm Khoa học và Công Nghệ Việt Nam, Phòng Quản lý tổng hợp, Phòng

Hóa Phân tích - Viện Hóa học đã ủng hộ, giúp đỡ tôi trong suốt thời gian thực hiện

luận án.

Xin chân thành cảm ơn Ban Giám hiệu Trƣờng Đại học Khoa học - Đại học

Thái Nguyên, lãnh đạo và các đồng nghiệp Khoa Hóa học, phòng QT - PV đã động

viên, chia sẻ và tạo điều kiện giúp đỡ tôi hoàn thành luận án.

Cuối cùng, tôi xin gửi lời cảm ơn chân thành tới gia đình, ngƣời thân và bạn

bè, đã luôn động viên khích lệ tinh thần và ủng hộ cho tôi hoàn thành luận án.

Hà Nội, tháng 10 năm 2019

Tác giả

Phan Thanh Phƣơng

iii

MỤC LỤC

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

LỜI CẢM ƠN ............................................................................................................. ii

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

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

DANH MỤC CÁC HÌNH VÀ ĐỒ THỊ .................................................................. viii

KÝ HIỆU TỪ VÀ CỤM TỪ VIẾT TẮT .................................................................. xi

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

CHƢƠNG 1. TỔNG QUAN ..................................................................................... 3

1.1. Thủy ngân trong tự nhiên và nguyên nhân gây ô nhiễm môi trƣờng ................... 3

1.1.1. Thủy ngân trong tự nhiên .................................................................................. 3

1.1.2. Chu trình chuyển hóa của thủy ngân trong môi trƣờng .................................... 3

1.1.3. Ứng dụng của thủy ngân ................................................................................... 6

1.1.4. Nguyên nhân gây ô nhiễm thủy ngân trong môi trƣờng ................................... 7

1.2. Tính chất của thủy ngân ..................................................................................... 13

1.2.1. Tính chất vật lý, hóa học của Hg .................................................................... 13

1.2.2. Tính chất đặc trƣng của thủy ngân .................................................................. 14

1.2.3. Độc tính của thủy ngân và các hợp chất của thủy ngân .................................. 16

1.3. Các tiêu chuẩn đánh giá ô nhiễm Hg trong môi trƣờng ..................................... 18

1.3.1. Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về chất lƣợng trầm tích .................................... 18

1.3.2. Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về ô nhiễm kim loại nặng trong thực phẩm ..... 19

1.3.3. Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về chất lƣợng nƣớc ........................................... 20

1.4. Các phƣơng pháp phân tích Hg .......................................................................... 20

1.4.1. Một số phƣơng pháp xử lý mẫu trƣớc khi phân tích ....................................... 20

1.4.2. Phƣơng pháp phân tích tổng Hg ...................................................................... 23

1.4.3. Các phƣơng pháp phân tích metyl thủy ngân .................................................. 26

1.5. Thẩm định phƣơng pháp phân tích .................................................................... 29

1.5.1. Giới hạn phát hiện LOD, giới hạn định lƣợng LOQ ....................................... 29

1.5.2. Phƣơng pháp xác định LOD và LOQ ............................................................. 30

1.5.3. Độ chính xác của phƣơng pháp phân tích ....................................................... 31

1.6. Tình hình nghiên cứu phân tích Hg, Me-Hg trong và ngoài nƣớc ..................... 35

1.6.1. Tình hình nghiên cứu về khả năng tích lũy và chuyển hóa thủy ngân ............ 35

1.6.2. Tình hình nghiên cứu về các phƣơng pháp phân tích thủy ngân .................... 39

1.7. Tổng quan về khu vực nghiên cứu ..................................................................... 45

1.7.1. Điều kiện tự nhiên và kinh tế - xã hội xã Thần Sa huyện Võ Nhai

tỉnh Thái Nguyên ..................................................................................................... 45

1.7.2. Tình hình khai thác vàng trên địa bàn xã Thần Sa huyện Võ Nhai tỉnh

Thái Nguyên .............................................................................................................. 47

CHƢƠNG 2. THỰC NGHIỆM ............................................................................. 49

2.1. Dụng cụ hóa chất ................................................................................................ 49

2.1.1. Dụng cụ, thiết bị .............................................................................................. 49

2.1.2. Hóa chất .......................................................................................................... 49

2.1.3. Chuẩn bị hóa chất và các dung dịch chuẩn ..................................................... 51

2.2. Xác nhận giá trị sử dụng của quy trình phân tích hàm lƣợng tổng Hg bằng

phƣơng pháp CV-AAS .............................................................................................. 52

2.2.1. Xây dựng đƣờng chuẩn xác định hàm lƣợng tổng Hg .................................... 52

2.2.2. Quy trình phân tích tổng Hg trong mẫu đất, trầm tích .................................... 53

2.2.3. Quy trình phân tích hàm lƣợng tổng Hg trong mẫu nƣớc ............................... 54

2.2.4. Quy trình phân tích hàm lƣợng tổng Hg trong mẫu thủy sản, tóc và máu ...... 55

2.3. Xác nhận giá trị sử dụng của quy trình phân tích hàm lƣợng Me-Hg trong

mẫu trầm tích bằng phƣơng pháp GC-ECD .............................................................. 56

2.3.1. Xây dựng đƣờng chuẩn xác định Me-Hg bằng phƣơng pháp GC-ECD ......... 56

2.3.2. Quy trình phân tích hàm lƣợng Me-Hg trong mẫu trầm tích bằng phƣơng

pháp GC-ECD ........................................................................................................... 57

2.4. Nghiên cứu, xây dựng quy trình phân tích hàm lƣợng Me-Hg trong mẫu

sinh học bằng phƣơng pháp CV-AAS....................................................................... 58

2.4.1. Xây dựng đƣờng chuẩn xác định Me-Hg bằng phƣơng pháp CV-AAS ......... 58

2.4.2. Quy trình phân tích hàm lƣợng Me-Hg trong mẫu sinh học bằng phƣơng

pháp CV-AAS ........................................................................................................... 59

2.5. Đối tƣợng và phƣơng pháp nghiên cứu .............................................................. 60

2.5.1. Đối tƣợng nghiên cứu...................................................................................... 60

2.5.2. Phƣơng pháp nghiên cứu ................................................................................. 61

2.6. Lấy mẫu và xử lí mẫu ......................................................................................... 64

2.6.1. Vị trí lấy mẫu .................................................................................................. 64

2.6.2. Lấy mẫu và bảo quản mẫu .............................................................................. 65

2.7. Xác định hàm lƣợng thủy ngân trong các mẫu môi trƣờng và sinh học ............ 69

CHƢƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN ......................................................... 70

3.1. Kết quả xác nhận giá trị sử dụng của quy trình phân tích hàm lƣợng tổng

Hg bằng phƣơng pháp CV-AAS ............................................................................... 70

3.1.1. Đƣờng chuẩn xác định hàm lƣợng tổng Hg .................................................... 70

3.1.2. Giới hạn phát hiện (LOD) và giới hạn định lƣợng (LOQ) .............................. 72

3.1.3. Độ chính xác của phƣơng pháp ....................................................................... 73

3.2. Kết quả xác nhận giá trị sử dụng của quy trình phân tích hàm lƣợng Me-Hg

trong mẫu trầm tích bằng phƣơng pháp GC-ECD .................................................... 77

3.2.1. Đƣờng chuẩn xác định Me-Hg bằng phƣơng pháp GC-ECD ......................... 77

3.2.2. Giới hạn phát hiện (LOD) và giới hạn định lƣợng (LOQ) .............................. 78

3.2.3. Độ chính xác của phƣơng pháp GC-ECD ....................................................... 79

3.3. Kết quả xây dựng quy trình phân tích hàm lƣợng Me-Hg trong mẫu sinh

học bằng phƣơng pháp CV-AAS .............................................................................. 79

3.3.1. Quy trình phân tích Me-Hg trong mẫu sinh học bằng phƣơng pháp CV-AAS ..... 79

3.3.2. Xây dựng đƣờng chuẩn xác định Me-Hg bằng phƣơng pháp CV-AAS ......... 91

3.4. Kết quả xác định hàm lƣợng tổng Hg và Me-Hg trong mẫu môi trƣờng và

mẫu sinh học ............................................................................................................. 94

3.4.1. Kết quả phân tích các mẫu môi trƣờng ........................................................... 95

3.4.2. Kết quả phân tích các mẫu sinh học .............................................................. 101

KẾT LUẬN ............................................................................................................ 115

NHỮNG ĐÓNG GÓP MỚI CỦA LUẬN ÁN ..................................................... 117

DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH CỦA TÁC GIẢ 118LIÊN QUAN ĐẾN

LUẬN ÁN ............................................................................................................... 118

TÀI LIỆU THAM KHẢO .................................................................................... 119

PHỤ LỤC ............................................................................................................... 132

DANH MỤC CÁC BẢNG

Bảng 1.1. Một số hằng số vật lý của thủy ngân ........................................................ 14

Bảng 1.2. Giá trị giới hạn của các thông số trong trầm tích (trích QCVN 43 :

2012/BTNMT) ......................................................................................... 18

Bảng 1.3. Lƣợng ăn vào hàng tuần có thể chấp nhận đƣợc tạm thời (trích

QCVN 8-2:2011/BYT) ............................................................................ 19

Bảng 1.4. Giới hạn ô nhiễm thủy ngân (Hg) trong thực phẩm (trích QCVN 8-

2:2011/BYT) ............................................................................................ 19

Bảng 1.5. Giá trị giới hạn các thông số chất lƣợng nƣớc mặt (trích QCVN

08:2008/BTNMT) .................................................................................... 20

Bảng 1.6. Độ lặp lại tối đa chấp nhận tại các nồng độ khác nhau (theo AOAC) ..... 32

Bảng 1.7. Độ thu hồi chấp nhận ở các nồng độ khác nhau (theo AOAC) ................ 34

Bảng 1.8. Hàm lƣợng thủy ngân trong máu (ng/L) ................................................... 37

Bảng 2.1. Các điều kiện đo phổ hấp thụ nguyên tử của thủy ngân ........................... 62

Bảng 2.2. Các điều kiện đo metyl thủy ngân bằng phƣơng pháp sắc ký khí GC-

ECD ......................................................................................................... 63

Bảng 2.3. Các điều kiện đo metyl thủy ngân bằng phƣơng pháp HPLC -ICP -

MS ............................................................................................................ 63

Bảng 3.1. Kết quả đo lặp các điểm nồng độ khi xây dựng đƣờng chuẩn xác

định hàm lƣợng tổng Hg .......................................................................... 71

Bảng 3.2. Kết quả đo lặp 01 mẫu trầm tích 10 lần để xác định LOD, LOQ ............. 72

Bảng 3.3. Kết quả đo lặp mẫu máu để xác định LOD và LOQ ................................ 73

Bảng 3.4. Kết quả đo lặp xác định tổng Hg trong mẫu chuẩn MESS-3 ................... 74

Bảng 3.5. Kết quả đo lặp xác định tổng Hg trong mẫu chuẩn DOLT-3 ................... 74

Bảng 3.6. Kết quả đo lặp xác định tổng Hg trong mẫu chuẩn DORM-2 .................. 75

Bảng 3.7. Kết quả phân tích tổng Hg trong mẫu nƣớc thêm chuẩn để đánh giá

độ thu hồi ................................................................................................. 76

Bảng 3.8. Kết quả đo lặp các điểm nồng độ khi xây dựng đƣờng chuẩn xác

định Me-Hg bằng phƣơng pháp GC-ECD ............................................... 77

Bảng 3.9. Kết quả xác định LOD và LOQ của quy trình phân tích metyl thủy

ngân trong mẫu trầm tích ......................................................................... 78

vii

Bảng 3.10. Kết quả phân tích metyl thủy ngân trong mẫu chuẩn đƣợc chứng

nhận IAEA-405 ........................................................................................ 79

Bảng 3.11. Ảnh hƣởng của nồng độ KOH đến hiệu suất thu hồi Me-Hg ................. 82

Bảng 3.12. Ảnh hƣởng của thời gian gia nhiệt đến hiệu suất thu hồi Me-Hg .......... 83

Bảng 3.13. Ảnh hƣởng tác nhân tạo phức và tỷ lệ dung môi chiết đến hiệu suất

thu hồi của Me-Hg ................................................................................... 85

Bảng 3.14. Tổng hợp kết quả khảo sát các yếu tố trong quy trình xử lý mẫu

xác định Me-Hg trong mẫu sinh học bằng phƣơng pháp CV-AAS ........ 89

Bảng 3.15. Kết quả đo lặp các điểm nồng độ khi xây dựng đƣờng chuẩn xác

định Me-Hg bằng phƣơng pháp CV-AAS ............................................... 92

Bảng 3.16. Kết quả xác định LOD, LOQ của phƣơng pháp ..................................... 93

Bảng 3.17. Kết quả phân tích Me-Hg trong mẫu cá chuẩn DOLT-3 ........................ 94

Bảng 3.18. Kết quả xác định hàm lƣợng trung bình T-Hg và Me-Hg trong các

mẫu trầm tích tại xã Thần Sa, tỉnh Thái Nguyên ..................................... 95

Bảng 3.19. Kết quả xác định hàm lƣợng T-Hg trong các mẫu nƣớc tại xã Thần

Sa, tỉnh Thái Nguyên ............................................................................. 100

Bảng 3.20. Kết quả xác định hàm lƣợng tổng thủy ngân và Me-Hg trong các

mẫu thủy sản tại xã Thần Sa, tỉnh Thái Nguyên .................................... 102

Bảng 3.21. Kết quả xác định hàm lƣợng tổng thủy ngân và Me-Hg trong các

mẫu tóc tại xã Thần Sa, tỉnh Thái Nguyên ............................................ 106

Bảng 3.22. Kết quả xác định hàm lƣợng tổng thủy ngân và Me-Hg trong các

mẫu máu tại xã Thần Sa, tỉnh Thái Nguyên .......................................... 111

viii

DANH MỤC CÁC HÌNH VÀ ĐỒ THỊ

Hình 1.1a. Chu trình chuyển hóa của thủy ngân trong môi trƣờng ............................ 4

Hình 1.1b. Sự hình thành Me-Hg trong nƣớc mặt, trầm tích và sự chuyển hóa

các dạng thủy ngân do hòa tan và khuếch tán ............................................. 6

Hình 1.2. Lƣợng phát thải thủy ngân của các khu vực trên thế giới ............................. 8

Hình 1.3. Nguồn phát thải thủy ngân tại Việt Nam năm 201616 .................................. 9

Hình 1.4. Lƣợng phát thải thủy ngân vào các môi trƣờng tại Việt Nam năm 2016 ....... 10

Hình 1.5. Lƣợng thủy ngân phát thải vào môi trƣờng từ hoạt động chiết tách

vàng tại Việt Nam năm 2016 ....................................................................... 12

Hình 1.6. Quy trình phân tích metyl thủy ngân của Westoo ........................................ 43

Hình 1.7. Quy trình phân tích metyl thủy ngân cải tiến ............................................... 44

Hình 1.8. Tóm tắt quy trình xử lý mẫu để phân tích metyl thủy ngân bằng

phƣơng pháp CV-AAS ................................................................................. 45

Hình 1.9. Sơ đồ huyện Võ Nhai ...................................................................................... 46

Hình 1.10. Sơ đồ xã Thần Sa ........................................................................................... 47

Hình 2.1. Quy trình phân tích hàm lƣợng tổng Hg trong mẫu đất/ trầm tích ............ 53

Hình 2.2. Quy trình phân tích hàm lƣợng tổng Hg trong mẫu nƣớc ........................... 54

Hình 2.3. Quy trình phân tích hàm lƣợng thủy ngân tổng số trong mẫu sinh

học (thủy sản, tóc, máu) ............................................................................... 55

Hình 2.4. Quy trình phân tích Me-Hg trong mẫu trầm tích bằng phƣơng pháp

GC-ECD ......................................................................................................... 57

Hình 2.5. Quy trình khảo sát lựa chọn điều kiện chiết chọn lọc Me-Hg .................... 60

Hình 2.6. Sơ đồ khối của hệ thiết bị phân tích thủy ngân ............................................ 62

Hình 2.7. Sơ đồ vị trí lấy mẫu môi trƣờng ..................................................................... 64

Hình 2.8. Sơ đồ vị trí lấy mẫu thủy sản .......................................................................... 64

Hình 3.1. Kết quả đo lặp các điểm nồng độ khi xây dựng đƣờng chuẩn xác

định hàm lƣợng tổng Hg (sự phụ thuộc tín hiệu đo vào nồng độ) .......... 70

Hình 3.2. Đƣờng chuẩn xác định tổng Hg bằng phƣơng pháp CV- AAS (sự

phụ thuộc tín hiệu đo vào nồng độ) ............................................................. 71

Hình 3.3. Đƣờng chuẩn xác định Me-Hg bằng phƣơng pháp GC-ECD .................... 77

Hình 3.4. Quy trình phân tích metyl thủy ngân trong các mẫu sinh học .................... 80

Hình 3.5. Quy trình tiền xử lý mẫu sinh học để phân tích Me-Hg .............................. 81

Hình 3.6. Ảnh hƣởng của nồng độ KOH đến hiệu suất thu hồi Me-Hg ..................... 82

Hình 3.7. Ảnh hƣởng của thời gian gia nhiệt đến hiệu suất thu hồi Me-Hg .............. 83

Hình 3.8. Quy trình tách Me-Hg ..................................................................................... 85

Hình 3.9. Ảnh hƣởng tác nhân tạo phức và tỷ lệ dung môi chiết đến hiệu suất

thu hồi của Me-Hg......................................................................................... 86

Hình 3.10. Sắc ký đồ của của các dạng thủy ngân trong pha nƣớc sau khi tiền

xử lý mẫu ........................................................................................................ 87

Hình 3.11. Sắc ký đồ của của Me-Hg sau khi chiết ...................................................... 88

Hình 3.12. Quy trình phân tích Me-Hg trong các mẫu sinh học bằng phƣơng

pháp CV-AAS ................................................................................................ 90

Hình 3.13. Kết quả đo lặp các điểm nồng độ khi xây dựng đƣờng chuẩn xác

định Me-Hg bằng phƣơng pháp CV-AAS (sự phụ thuộc tín hiệu đo

vào nồng độ) .................................................................................................. 91

Hình 3.14. Đƣờng chuẩn xác định Me-Hg bằng phƣơng pháp CV-AAS .................. 92

Hình 3.15. Hàm lƣợng tổng thủy ngân và metyl thủy ngân trong mẫu trầm tích ..... 96

Hình 3.16. Hàm lƣợng trung bình của T-Hg trong mẫu trầm tích tại các khu

vực lấy mẫu khác nhau ................................................................................. 97

Hình 3.17. Hàm lƣợng trung bình Me-Hg trong mẫu trầm tích tại các khu vực

lấy mẫu khác nhau ......................................................................................... 97

Hình 3.18. Tỷ lệ phần trăm hàm lƣợng metyl thủy ngân so với tổng thủy ngân

trong trầm tích tại các khu vực lấy mẫu khác nhau................................... 98

Hình 3.19. Tỷ lệ hàm lƣợng trung bình T-Hg so với hàm lƣợng trung bình Me-

Hg trong trầm tích tại các vị trí khác nhau ................................................. 99

Hình 3.20. Hàm lƣợng tổng thủy ngân (T-Hg) trong các mẫu nƣớc ........................ 101

Hình 3.21. Hàm lƣợng tổng thủy ngân và metyl thủy ngân trong mẫu thủy sản .... 102

Hình 3.22. Hàm lƣợng trung bình tổng thủy ngân trong mẫu thủy sản tại các

khu vực lấy mẫu khác nhau ........................................................................ 103

Hình 3.23. Hàm lƣợng trung bình metyl thủy ngân trong mẫu thủy sản tại các

khu vực lấy mẫu khác nhau ........................................................................ 104

Hình 3.24. Tỷ lệ phần trăm hàm lƣợng metyl thủy ngân so với tổng thủy ngân

trong thủy sản tại các khu vực lấy mẫu khác nhau.................................. 104

Hình 3.25. Biểu đồ tƣơng quan giữa hàm lƣợng thủy ngân tổng số và metyl

thủy ngân trong mẫu thủy sản .................................................................... 105

Hình 3.26. Hàm lƣợng T-Hg, Me-Hg trong mẫu tóc của nhóm đối chứng và

nhóm tạo hỗn hỗng ...................................................................................... 108

Hình 3.27. Sự chuyển hóa của metyl thủy ngân trong tóc ......................................... 109

Hình 3.28. Mối tƣơng quan giữa hàm lƣợng T-Hg và Me-Hg trong tóc của

nhóm đối chứng ........................................................................................... 110

Hình 3.29. Tƣơng quan giữa hàm lƣợng T-Hg và Me-Hg trong tóc của nhóm

tạo hỗn hống ................................................................................................. 110

Hình 3.30. Hàm lƣợng thủy ngân trong máu của các đối tƣợng nghiên cứu ........... 113

Hình 3.31. Tƣơng quan giữa hàm lƣợng T-Hg trong máu và tóc của nhóm chứng ....... 113

Hình 3.32. Tƣơng quan giữa hàm lƣợng T-Hg trong máu và tóc của nhóm tạo

hỗn hống ....................................................................................................... 114

KÝ HIỆU TỪ VÀ CỤM TỪ VIẾT TẮT

Tiếng Anh Tiếng Việt Chữ viết tắt

AAS Abs - A Atomic Absorption Spectrometry Absorbance

ADI Acceptable Daily Intake

AES

AOAC

ASTM

CV-AAS

F-AAS

CRM

GF-AAS Atomic Emission Spectrometry Association of Official Analytical Chemists American Society for Testing and Materials Cold Vapor Atomic Absorption Spectroscopy Flame Atomic Absorption Spectrometry Certified Reference Material Graphite furnace atomic absorption spectrometry

PTWI Provisional Tolerable Weekly Intake

F-AES Flame Atomic Emission spectrometry

ICP-OES Inductively Coupled Plasma-Optical Emission Spectroscopy

ICP- MS

LOD LOQ Me-Hg Phổ hấp thụ nguyên tử Độ hấp thụ Liều lƣợng hàng ngày xâm nhập vào cơ thể có thể chấp nhận đƣợc Phổ phát xạ nguyên tử Hiệp hội các nhà hoá phân tích chính thống Hiệp hội thử nghiệm vật liệu Hoa Kỳ Phƣơng pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử kỹ thuật hóa hơi lạnh Phƣơng pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử ngọn lửa Mẫu chuẩn đƣợc chứng nhận Phổ hấp thụ nguyên tử không ngọn lửa Lƣợng ăn vào hàng tuần có thể chấp nhận đƣợc tạm thời Phƣơng pháp quang phổ phát xạ nguyên tử ngọn lửa Phƣơng pháp quang phổ phát xạ nguyên tử ghép cặp plasma cao tần cảm ứng Phƣơng pháp phổ khối lƣợng với nguồn cảm ứng cao tần plasma Giới hạn phát hiện Giới hạn định lƣợng Metyl thủy ngân

HPLC Sắc ký lỏng hiệu năng cao

SMEWW

TCU T-Hg

US-FDA

US EPA

WHO Hóa chất tinh khiết phân tích Các phƣơng pháp chuẩn xét nghiệm nƣớc và nƣớc thải. Đơn vị đo màu sắc Hàm lƣợng tổng thủy ngân Cục Dƣợc phẩm và Thực phẩm Mỹ Cơ quan bảo vệ môi trƣờng Hoa Kỳ Tổ chức Y tế Thế giới

GC-ECD Inductively Coupled Plasma - Mass Spectrometry Limit of detection Limit of quantity Methylmercury High Performance Liquid Chromatography Pure chemical analysis Standard Methods for the Examination of Water and Waste Water True Color Unit Total mercury United States Food and Drug Administration United States Environmental Protection Agency World Health Organization Gas Chromatograply _ Electron Capture Detector Sắc ký khí kết hợp với detector bắt điện tử (GC-ECD)

MỞ ĐẦU

Ô nhiễm môi trƣờng đang là vấn đề toàn cầu đƣợc tất cả các quốc gia và

nhiều nhà khoa học quan tâm. Trong số các chất ô nhiễm tồn tại trong môi trƣờng

thì kim loại nặng, đặc biệt là thủy ngân đóng một vai trò quan trọng trong các quá

trình chuyển hóa và tích lũy sinh học, khi xâm nhập vào cơ thể các kim loại nặng sẽ

gây ảnh hƣởng lớn tới sức khỏe con ngƣời, chúng đƣợc coi là một trong các tác

nhân gây ung thƣ và các bệnh hiểm nghèo khác. Độc tính của thuỷ ngân phụ thuộc

vào dạng hóa học của nó; thủy ngân hữu cơ độc hơn thuỷ ngân vô cơ, dạng độc nhất của thuỷ ngân là metyl thuỷ ngân (CH3Hg+), dạng này đƣợc tích luỹ trong tế bào cá

và động vật. Metyl thủy ngân tan đƣợc trong mỡ, phần chất béo của các màng và

trong não tủy. Đặc tính nguy hiểm nhất của metyl thủy ngân là có thể chuyển dịch

đƣợc qua màng tế bào và thâm nhập vào mô của bào thai qua nhau thai.

Trên thế giới, đã có nhiều trƣờng hợp nhiễm độc thủy ngân xảy ra ở quy mô

lớn. Năm 1953 - 1960 tại thành phố Minamata, Nhật Bản đã có 2955 ngƣời nhiễm

độc thuỷ ngân. Trong số những ngƣời bị nhiễm độc, đã có 45 ngƣời chết. Những

khuyết tật về gien đã đƣợc quan sát thấy ở trẻ em sơ sinh mà mẹ của chúng ăn hải

sản đƣợc khai thác từ vịnh. Tiếp đó năm 1972 tại Irac đã có 459 nông dân bị chết

sau khi ăn phải lúa mạch nhiễm độc thuỷ ngân do thuốc trừ sâu.

Thủy ngân đƣợc sử dụng trong nhiều ngành công nghiệp nhƣ hóa chất, phân

bón, chất dẻo, kỹ thuật điện, điện tử, sơn, tách vàng trong các quặng sa khoáng, sản

xuất các loại đèn huỳnh quang, pin, nhiệt kế, huyết áp kế, mỹ phẩm...

Theo báo cáo của Cục hóa chất - Bộ Công thƣơng, năm 2016, Việt Nam có 4

ngành chính liên quan đến sử dụng và phát thải thủy ngân gồm sản xuất và sử dụng

thiết bị chiếu sáng, đốt than từ nhà máy, sử dụng trong lĩnh vực y tế và khai thác

vàng thủ công quy mô nhỏ, hàng năm nƣớc ta phát thải ra môi trƣờng khoảng

49.131 kg thủy ngân.

Trong môi trƣờng, thuỷ ngân biến đổi qua các dạng tồn tại hoá học của nó

bởi các hoạt động của tự nhiên và con ngƣời, thủy ngân đƣợc giải phóng vào khí

quyển bởi nhiều nguồn khác nhau, sau đó phân tán và lắng đọng xuống trái đất,

thủy ngân đƣợc lƣu giữ và chuyển hóa trong đất và nƣớc. Sự chuyển hoá sinh học

của các hợp chất thuỷ ngân vô cơ thành các hợp chất metyl thuỷ ngân có thể xảy ra

trong trầm tích, trong nƣớc và cả trong cơ thể sinh vật. Quá trình metyl hoá thủy

ngân là yếu tố quan trọng nhất góp phần đƣa thủy ngân vào trong chuỗi thức ăn.

Các hoạt động khai thác vàng thủ công sử dụng thủy ngân kim loại để tạo hỗn hống,

tuy nhiên trong trầm tích tại khu vực khai thác lại phát hiện thấy metyl thủy ngân.

Sự chuyển hóa của các dạng thủy ngân tại khu vực khai thác vàng diễn ra rất phức

tạp, các nghiên cứu về quá trình metyl hóa và tích lũy sinh học của thủy ngân trong

cá và động vật đáy tại các khu vực này còn hạn chế. Mặt khác, ở Việt Nam chƣa có

các quy trình hƣớng dẫn về phân tích metyl thủy ngân trong trầm tích và các mẫu

sinh học.

Do vậy, chúng tôi lựa chọn đề tài “Nghiên cứu xây dựng quy trình phân

tích metyl thủy ngân trong các mẫu sinh học và môi trường tại khu vực khai thác

vàng Thần Sa,Thái Nguyên”.

Mục tiêu của luận án được đặt ra là:

- Nghiên cứu xây dựng phƣơng pháp phân tích metyl thủy ngân trong mẫu

sinh học có độ nhạy, độ chọn lọc và độ chính xác cao.

- Nghiên cứu, đánh giá sự chuyển hóa và tích lũy sinh học của thủy ngân

trong các mẫu trầm tích và sinh học tại khu vực khai thác vàng Thần Sa, huyện Võ

Nhai, tỉnh Thái Nguyên.

Để đạt đƣợc mục tiêu trên, các nội dung nghiên cứu chính của luận án bao gồm:

- Khảo sát, lựa chọn các điều kiện tối ƣu và xác nhận giá trị sử dụng của

phƣơng pháp phân tích hàm lƣợng tổng thủy ngân trong mẫu trầm tích và mẫu

sinh học.

- Nghiên cứu, lựa chọn các điều kiện tối ƣu và xác nhận giá trị sử dụng của

phƣơng pháp phân tích hàm lƣợng metyl thủy ngân trong trầm tích bằng phƣơng

pháp sắc ký khí sử dụng detector cộng kết điện tử (GC-ECD).

- Nghiên cứu, khảo sát và xây dựng quy trình phân tích hàm lƣợng metyl

thủy ngân trong mẫu sinh học bằng phƣơng pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử với

kỹ thuật hóa hơi lạnh cải tiến kết hợp các kỹ thuật chiết lỏng - lỏng.

- Áp dụng quy trình phân tích xây dựng đƣợc để xác định hàm lƣợng tổng

thủy ngân và metyl thủy ngân trong mẫu trầm tích, sinh học tại khu vực khai thác

vàng Thần Sa, huyện Võ Nhai, tỉnh Thái Nguyên và đánh giá sự chuyển hóa và tích

lũy thủy ngân trong các đối tƣợng mẫu nghiên cứu trên.

CHƢƠNG 1. TỔNG QUAN

1.1. Thủy ngân trong tự nhiên và nguyên nhân gây ô nhiễm môi trƣờng

1.1.1. Thủy ngân trong tự nhiên

Thủy ngân (Hg) tồn tại chủ yếu ở các dạng 0, +1, +2, rất ít hợp chất của thủy

ngân tồn tại ở trạng thái oxit hóa +3. Trong tự nhiên thủy ngân tồn tại chủ yếu ở các

dạng sau [1]:

- Dạng thủy ngân kim loại (Hgo), tồn tại ở trạng thái lỏng và hơi.

- Dạng thủy ngân vô cơ tồn tại ở các dạng nhƣ: HgS, HgO, Hg(OH)2, Hg2Cl2,

HgCl2, HgCN2, Hg(NO3)2,… có độ hòa tan khác nhau.

- Dạng có khả năng trao đổi ion (liên kết với Mn - Fe trong mẫu trầm tích).

- Dạng thủy ngân hữu cơ tồn tại ở các dạng nhƣ: (CH3)2Hg phân hủy chậm,

CH3Hg+ hầu nhƣ không phân hủy và các dạng thủy ngân hữu cơ RHgX;

- Dạng cặn dƣ (phần còn lại của thủy ngân bị ràng buộc bởi các nguyên tố

khác mà không thể chiết xuất đƣợc bởi các thuốc thử trƣớc đó).

Trong tự nhiên, thủy ngân tồn tại chủ yếu dƣới dạng các khoáng vật: xinaba

hay thần sa (HgS), timanic (HgSe), colodoit (HgTe), livingtonit (HgSb4O7),

montroydrit (HgO), calomen (Hg2Cl2)... Rất hiếm khi gặp thủy ngân dƣới dạng tự

do. Thần sa là quặng duy nhất của thủy ngân, nhiều khi bắt gặp chúng tạo thành các

mỏ lớn. Nói chung thần sa khác với các sunfua khác là khá bền vững trong miền oxi

hoá. Các khoáng vật cộng sinh với thần sa thƣờng có antimonit (Sb2S3), pyrit

(FeS2), asenepyrit (FeAsS), Arsenic trisulfide (As2S3)... Các khoáng vật phi quặng

đi kèm theo thần sa thƣờng có: thạch anh, canxit, nhiều khi có cả fluorit, barit...

1.1.2. Chu trình chuyển hóa của thủy ngân trong môi trường

Thủy ngân đƣợc phát tán vào môi trƣờng từ nguồn tự nhiên và nhân tạo, dƣới

dạng khí hoặc dạng hạt. Thủy ngân phát thải vào môi trƣờng tồn tại chủ yếu xung

quanh các nguồn thải, một phần đƣợc phát tán lan truyền ra xa nhờ mƣa gió và các

dòng chảy. Thủy ngân tác động đến tất cả các hệ sinh thái do có sự chuyển hóa giữa

các dạng của thủy ngân.

Hình 1.1a. Chu trình chuyển hóa của thủy ngân trong môi trƣờng

Chu trình tuần hoàn của thủy ngân trong môi trƣờng có thể khái quát gồm 6

quá trình chính [9]:

(1) Sự tách hơi thủy ngân từ đá, đất và nƣớc mặt hoặc khí thải từ núi lửa, các

hoạt động của con ngƣời.

(2) Sự di chuyển ở dạng khí của thủy ngân trong khí quyển: Thủy ngân khi phát tán vào khí quyển chủ yếu ở dạng hơi (Hgo). Hơi thủy ngân tồn tại với thời gian

dài trong khí quyển có thể đến một năm vì vậy chúng có khả năng phát tán rộng.

(3) Sự lắng đọng thủy ngân xuống đất và nƣớc mặt: Hơi thủy ngân trong khí

quyển qua quá trình oxi hóa quang hóa tạo thành thủy ngân II, kết hợp với hơi nƣớc

và theo mƣa rơi xuống mặt đất.

(4) Sự chuyển hóa thành sunfua thủy ngân không tan.

(5) Sự chuyển hóa hóa học và chuyển hóa sinh học thành các dạng dễ hòa

tan, trong đó có 5 quá trình chuyển hóa lớn:

 Quá trình metyl hóa thủy ngân.

 Quá trình đề metyl hóa thủy ngân.

 Quá trình khử Hg2+ thành thủy ngân kim loại Hgo.

 Quá trình oxy hóa Hgo thành Hg2+.

 Tác động của các vi sinh vật chuyển hóa Hg2+ thành các dạng chất hữu cơ

khác nhau.

(6) Quay trở lại khí quyển hoặc tích lũy sinh học trong chuỗi thức ăn.

Trong không khí thủy ngân tồn tại ở dạng hơi nguyên tử, dạng metyl thủy

ngân hoặc dạng liên kết với các hạt lơ lửng. Trong nƣớc biển và đất, thủy ngân vô

cơ bị metyl hóa thành các dạng metyl thủy ngân và đƣợc tích lũy vào động vật. Một

phần thủy ngân này liên kết với lƣu huỳnh tạo thành kết tủa thủy ngân sunfua và giữ

lại trong trầm tích.

Quá trình metyl hoá thủy ngân là yếu tố quan trọng nhất góp phần đƣa thủy

ngân vào trong chuỗi thức ăn. Sự chuyển hoá sinh học của các hợp chất thuỷ ngân

vô cơ thành các hợp chất metyl thuỷ ngân có thể xảy ra trong trầm tích, trong

nƣớc và cả trong cơ thể sinh vật [10]. Các phản ứng đề metyl hoá xảy ra cùng với

quá trình bay hơi của dimetyl thuỷ ngân làm giảm lƣợng metyl thuỷ ngân trong

môi trƣờng nƣớc. Khoảng gần 100% thuỷ ngân tích luỹ sinh học trong cá là dạng

metyl thuỷ ngân. Có nhiều yếu tố ảnh hƣởng đến quá trình tích luỹ sinh học của

thuỷ ngân trong môi trƣờng nƣớc, bao gồm độ axit (pH), chiều dài của chuỗi thức

ăn, nhiệt độ, các chất hữu cơ hoà tan...Thuỷ ngân sẽ tích luỹ trong sinh vật khi quá

trình hấp thu lớn hơn quá trình đào thải thuỷ ngân. Mặc dù tất cả các dạng của

thuỷ ngân đều có thể tích luỹ tới một mức nhất định, metyl thuỷ ngân tích luỹ

nhiều hơn các dạng khác của thuỷ ngân. Quá trình sản sinh và tích luỹ metyl thuỷ

ngân trong nƣớc là một quá trình quan trọng trong tích luỹ sinh học của thuỷ ngân,

metyl thuỷ ngân thƣờng chiếm một phần tƣơng đối lớn trong tổng lƣợng thuỷ ngân

ở các động vật có mức dinh dƣỡng cao, sau đó đƣợc sử dụng bởi các loài chim ăn

cá, động vật và con ngƣời.

Hình 1.1b. Sự hình thành Me-Hg trong nƣớc mặt, trầm tích và sự chuyển hóa các

dạng thủy ngân do hòa tan và khuếch tán

1.1.3. Ứng dụng của thủy ngân

Thủy ngân có rất nhiều ứng dụng do có những tính chất phong phú nhƣ tính

dẫn điện, nhạy với sự thay đổi nhiệt độ, áp suất và tạo đƣợc hợp kim với hầu hết

kim loại. Chính vì vậy thủy ngân đóng một vai trò quan trọng trong nhiều lĩnh vực

công nghiệp khác nhau [2, 3].

- Trong công nghiệp hóa chất: Thủy ngân đƣợc sử dụng phổ biến nhất là

công nghiệp sản xuất Cl2 và NaOH bằng phƣơng pháp điện phân sử dụng điện cực

thủy ngân.

- Trong công nghiệp điện, điện tử: Thủy ngân đƣợc sử dụng để sản xuất bóng

đèn huỳnh quang, các thiết bị siêu dẫn, đồng hồ đo, pin oxit thủy ngân.

- Trong y học: Thủy ngân là một thành phần trong hỗn hợp để chữa các

bệnh sâu răng, hàn răng. Thủy ngân cũng đƣợc dùng làm thuốc sát trùng nhƣ

HgCl2. Nhiều hợp chất của thủy ngân đƣợc sử dụng làm chất bảo quản cho nhiều

loại dƣợc phẩm.

- Trong nông nghiệp: Ngƣời ta sử dụng một lƣợng lớn các hợp chất của thủy

ngân hữu cơ để chống nấm mốc và làm sạch các hạt giống, và là thành phần có

trong thuốc bảo vệ thực vật.

- Trong khai thác vàng: Thủy ngân đƣợc sử dụng để tách vàng trong quặng

sa khoáng nhờ tạo hỗn hống.

Ngoài ra thủy ngân còn đƣợc sử dụng trong các thiết bị định hƣớng, các dụng

cụ đo nhiệt độ, áp suất, đƣợc sử dụng trong các lò phản ứng hạt nhân, làm dung môi

và xúc tác cho các kim loại hoạt động.

1.1.4. Nguyên nhân gây ô nhiễm thủy ngân trong môi trường

Nguồn phát thải thủy ngân vào môi trƣờng gồm hai nguồn chính đó là nguồn

do phát thải tự nhiên và hoạt động của con ngƣời gây ra. Nguồn phát thải do hoạt

động của con ngƣời bao gồm: phát thải từ các sản phẩm phụ và phát thải từ việc sử

dụng thủy ngân có chủ ý. Nguồn sản phẩm phụ lớn nhất phát thải ra thủy ngân là

việc đốt các nhiên liệu hóa thạch, than thƣờng chứa các tạp chất thủy ngân và trong

quá trình đốt than giải phóng ra thủy ngân vào môi trƣờng không khí.

1.1.4.1. Ô nhiễm thủy ngân do tự nhiên

Nguồn phát thải tự nhiên là kết quả của sự phong hóa vỏ trái đất, lƣợng thủy

ngân phát thải từ nguồn này chiếm từ 5 đến 30 % lƣợng thủy ngân phát ra. Ở các

nƣớc có nhiều thủy ngân Nga, Mỹ, Tây Ban Nha và Ý, nguồn phát thải thủy ngân

vào tự nhiên khoảng 2700 đến 6000 tấn/năm [3, 11, 12]. Trong tự nhiên thủy ngân

có mặt ở khắp nơi trong môi trƣờng, có khoảng 10.000 tấn/năm đƣợc thải vào môi

trƣờng do việc khử khí của vỏ trái đất [13].

1.1.4.2. Ô nhiễm thủy ngân do các hoạt động của con người

 Phát thải thủy ngân trên thế giới

Trong tự nhiên thủy ngân có mặt ở khắp nơi trong môi trƣờng, có khoảng

20.000 tấn/năm do hoạt động nhân tạo thải vào môi trƣờng [13]. Lƣợng phát thải

Hg từ hoạt động đốt than là nguồn phát thải chính của con ngƣời gây ra sự ô nhiễm

Hg trong khí quyển. Theo tác giả [14] ƣớc tính lƣợng phát thải thủy ngân sẽ tăng

lên với tốc độ 5% mỗi năm. Việc đốt rác thải đô thị phát thải 5,6%; nhà máy sản

xuất pin thủy ngân, sản xuất clo và kiềm phát thải 4%; động cơ đốt trong 3,5% và

đốt rác thải y tế 1% [15] phát thải thủy ngân vào môi trƣờng. Lƣợng phát thải thủy

ngân của các khu vực trên thế giới đã đƣợc tác giả [16] đƣa ra trên hình 1.2.

2.100%

5.500%

Châu Á

7.300%

Châu Âu

Nga

8.300%

Bắc Mỹ

3.900%

Nam Mỹ

65%

Châu Phi

7.900%

Châu Đại Dƣơng

Hình 1.2. Lƣợng phát thải thủy ngân của các khu vực trên thế giới[16]

Trên Hình 1.2 cho thấy lƣợng phát thải thủy ngân do hoạt động của con

ngƣời gây ra ở khu Châu Á chiếm tỷ lệ rất lớn lên đến 65% tổng lƣợng phát thải

thủy ngân trên thế giới.

 Phát thải thủy ngân ở Việt Nam

Việt Nam là quốc gia đang phát triển, hiện nay rất nhiểu tỉnh thành có các

khu công nghiệp, khu chế xuất và khu kinh tế. Các khu công nghiệp trên cả nƣớc đã

tạo bộ mặt mới cho nền công nghiệp Việt Nam. Các khu công nghiệp đƣợc phân bố

trên 54 tỉnh thành, chủ yếu ở vùng Đông Nam bộ, đồng bằng sông Hồng và ven

biển miền Trung. Sự phát triển các khu công nghiệp góp phần thúc đẩy kinh tế của

nhiều tỉnh thành, hệ thống giao thông đƣợc cải thiện, đời sống nhân dân đƣợc dần

dần nâng cao. Tuy nhiên, song song với lợi ích về kinh tế cũng xuất hiện rất nhiều

vấn đề liên quan đến môi trƣờng. Do các khu công nghiệp thƣờng gần quốc lộ, khu

dân cƣ, gần các dòng sông để thuận tiện cho sự giao dịch của doanh nghiệp, đã làm

cho môi trƣờng ngày càng ô nhiễm.

Việt Nam đã ký kết công ƣớc Minamata về thủy ngân vào tháng 11 năm

2013 tại Nhật Bản và phê duyệt công ƣớc vào tháng 6 năm 2017. Mục tiêu chính

của Công ƣớc Minamata là bảo vệ sức khỏe con ngƣời và môi trƣờng do ảnh hƣởng

của thủy ngân gây ra. Công ƣớc đƣa ra quy định kiểm soát, cung cấp thông tin về

các hoạt động liên quan đến khai thác, xuất nhập khẩu, kinh doanh, sử dụng, lƣu trữ

và hạn chế sử dụng thủy ngân trong các ngành công nghiệp và các điều khoản

không sử dụng thủy ngân trong các quy trình công nghệ không sử dụng thủy ngân

nhằm bảo vệ sức khỏe con ngƣời và môi trƣờng do phát thải nhân sinh của thủy

ngân và các hợp chất thủy ngân. Nhật Bản là quốc gia đi đầu trong việc loại bỏ sử

dụng thủy ngân để sản xuất clo - kiềm và axetandehyt và đã chuyển đổi các quy

trình sản xuất này sang phƣơng pháp không thủy ngân. Ví dụ nhƣ xút đƣợc sản xuất

theo quy trình trao đổi ion, quy trình màng ngăn. Từ năm 1999, quy trình trao đổi

ion đã đƣợc sử dụng cho toàn bộ hoạt động sản xuất tại Nhật Bản [17].

Nguồn phát thải thủy ngân ở Việt Nam vào môi trƣờng rất đa dạng nhƣ:

- Tiêu thụ năng lƣợng

- Sản xuất nhiên liệu

- Sản xuất kim loại thô

- Các loại sản xuất nguyên liệu khác

- Sử dụng và loại bỏ các sản phẩm có chứa thủy ngân

- Tái chế kim loại

- Thiêu / đốt chất thải

- Hỏa táng và địa táng

Tiêu thụ năng lƣợng

Sản xuất nhiên liệu

Sản xuất kim loại thô

Các loại sản xuất nguyên liệu khác

10%

Sản xuất các sản phẩm chứa thủy ngân

45%

Sử dụng và loại bỏ các sản phẩm có chứa thủy ngân

Tái chế kim loại

12%

Thiêu / đốt chất thải

Thu gom chất thải và xử lý nƣớc thải

16%

Hỏa táng và địa táng

- Thu gom chất thải và xử lý nƣớc thải

Hình 1.3. Nguồn phát thải thủy ngân tại Việt Nam năm 2016[17]

Theo báo cáo điều tra thủy ngân quốc gia [17] lƣợng phát thải thủy ngân

hàng năm của Việt Nam là 49.131 kg/năm. Trong đó đốt than và sản xuất các loại

nguyên liệu khác chiếm 27 %; đốt chất thải kín và lộ thiên ngoài trời chiếm 25 %;

sử dụng và thải bỏ các loại sản phẩm khác chiếm 19 %; sản xuất kim loại (loại trừ

sản xuất vàng bằng phƣơng pháp hỗn hống) chiếm 8% lƣợng thủy ngân phát thải.

Cũng theo báo cáo này lƣợng thủy ngân phát thải vào không khí khoảng 29.238 kg

(9,5%) trong tổng số 49.131 kg, còn lại là thải vào đất, nƣớc và trong các sản

Không khí

12%

Nƣớc

Đất

Chứa trong sản phẩm

10%

59%

Chất thải chung

Chất thải xử lý bỏ đặc biệt

phẩm khác.

Hình 1.4. Lƣợng phát thải thủy ngân vào các môi trƣờng

tại Việt Nam năm 2016[17]

Tất cả các nguồn phát thủy ngân này sẽ thải vào môi trƣờng không khí, đất

và xâm nhập vào nguồn nƣớc. Trong môi trƣờng nƣớc, thủy ngân dạng vô cơ ít độc

sẽ bị chuyển hóa thành dạng thủy ngân hữu cơ Me-Hg (metyl thủy ngân) rất độc

hại. Cũng nhƣ các chất ô nhiễm hữu cơ khó phân hủy, thủy ngân có tính chất lan

truyền rộng và tích lũy sinh học theo chuỗi thức ăn, gây nguy hiểm ngay cả khi phát

thải ở nồng độ thấp.

1.2.4.3. Ô nhiễm thủy ngân từ các hoạt động khai thác vàng

Trên thế giới, một số quốc gia đã cấm sử dụng thủy ngân trong khai thác

vàng thủ công ở quy mô vừa và nhỏ, nhƣng một số khu vực kém phát triển vẫn tiếp

tục sử dụng công nghệ này [18, 19]. Vẫn còn nhiều mỏ vàng ở quy mô nhỏ, khai

thác vàng thủ công vẫn sử dụng thủy ngân tạo hỗn hống để tách vàng. Khai thác

vàng đã gây ô nhiễm nghiêm trọng môi trƣờng và đe dọa đến sức khỏe con ngƣời ở

khu vực mỏ các nƣớc Nam Mỹ, Châu Phi và Châu Á [20-23]. Thủy ngân phát thải

từ khai thác vàng thủ công ở quy mô nhỏ đƣợc ƣớc tính từ 1.400 tấn/năm, trở thành

ngành phát thải thủy ngân lớn nhất trên thế giới [20]. Nghiên cứu của Saiki và cộng

sự [24] cho thấy nồng độ thủy ngân và metyl thủy ngân của các mẫu nƣớc, đất, trầm

tích ở khu vực hạ lƣu của sông Sieraa Nevada cao hơn so với ở thƣợng nguồn,

nguyên nhân là do các mỏ vàng khai thác ở vùng đó gây ra. Egler và công sự [25]

đã nghiên cứu tổng nồng độ thủy ngân trong đất và rau có mối quan hệ với nồng độ

thủy ngân trong đất và rau trong hai khu mỏ vàng nhỏ ở São Chico và Creporizinho

của Amazon, Braxin. Nghiên cứu chỉ ra rằng nồng độ thủy ngân của các mẫu đất

cao dẫn đến hàm lƣợng thủy ngân trong rau ở hai khu vực trên cao hơn tiêu chuẩn

cho phép hàm lƣợng thủy ngân trong rau. Trung Quốc là đất nƣớc giàu tài nguyên

khoáng sản và khai thác vàng có lịch sử lâu dài, trong quá khứ họ sử dụng kỹ thuật

pha trộn thủy ngân để tách vàng. Các mỏ vàng, mỏ thủy ngân ô nhiễm tập trung ở

các khu vực Sơn Tây, cho thấy tổng thủy ngân trong môi trƣờng không khí cao hơn

nhiều so với nồng độ trung bình của Trung Quốc, hàm lƣợng thủy ngân đạt 18.000

ng/m3. Nồng độ thủy ngân trong đất có nơi cao nhất là 19,50 mg/kg, cao hơn nhiều

so với nồng độ thủy ngân trung bình là 0,25 mg/kg. Tổng thủy ngân trong trong rau

và lúa mì từ 42 mg/kg đến 640 mg/kg, đều vƣợt quá tiêu chuẩn cho phép của Trung

Quốc (trong rau là 0,01 mg/kg và trong cá là 0,02 mg/kg) [26]. D. Meng và cộng sự

[27] đã nghiên cứu ảnh hƣởng của thủy ngân dƣ trong quá trình pha trộn tinh chế

vàng đến môi trƣờng. Nồng độ thủy ngân trong khí quyển đƣợc xác định vào mùa

thu năm 2011 và mùa xuân năm 2012. Kết quả chỉ ra rằng giá trị tối đa của thủy

ngân trong không khí là 25 ng/m3 vào mùa thu và 19,5 ng/m3 vào mùa đông, trong

đất là 2,06 mg/kg vào mùa thu và 2,51 mg/kg mùa xuân. Trong nghiên cứu tác giả

nhận thấy nồng độ thủy ngân trong không khí và trong đất cao thƣờng ở các khu

vực mỏ vàng và khu vực chất thải khai thác vàng.

Việt Nam có các mỏ vàng phân bố rải rác ở nhiều nơi với quy mô nhỏ, trữ

lƣợng vàng ƣớc tính khoảng vài nghìn tấn. Hiện nay Việt Nam đã phát hiện gần 500

điểm quặng và mỏ vàng gốc (quặng vàng gốc thực thụ và các loại quặng khác có

chứa vàng). Trong các điểm mỏ đã có gần 30 nơi đƣợc tìm kiếm thăm dò và đánh

giá trữ lƣợng với số lƣợng khoảng 300 tấn vàng. Các mỏ vàng tại các vùng miền núi

phía Bắc, vùng có nhiều khoáng hóa vàng khá tập trung nhƣ ở quanh Đồi Bù (Hòa

Bình) với tổng trữ lƣợng khoảng 10 tấn, vùng núi Xà Khía xã Lâm Thủy (Lệ Thủy,

Quảng Bình), vùng Hà Giang, mỏ vàng có trữ lƣợng lớn tại Bồng Miêu, Phƣớc Sơn

(Quảng Nam) và Pác Lạng (Bắc Cạn)…. Trong công nghệ sản xuất vàng tại Việt

Nam, các công ty sản xuất vàng có giấy phép hoạt động khai thác vàng chỉ sử dụng

công nghệ dùng xyanua mà không dùng thủy ngân. Các công ty này đều chịu sự

quản lý của Nhà nƣớc và các cơ quan địa phƣơng. Tuy nhiên, rất nhiều điểm mỏ có

xảy ra hoạt động khai thác vàng trái phép, hoạt động khai thác trái phép này thƣờng

sử dụng hỗn hống hóa thủy ngân đƣợc sử dụng để khai thác vàng thủ công với quy

mô nhỏ. Không chỉ có các điểm mỏ nhỏ có hoạt động khai thác vàng trái phép mà

tại hai điểm mỏ lớn đƣợc cấp phép khai thác đó là mỏ Bồng Miêu (Quảng Nam) và

Pác Lạng (Bắc Cạn) cũng tồn tại hình thức khai thác vàng trái phép có sử dụng hỗn

hỗng hóa thủy ngân gây ô nhiễm môi trƣờng và để lại hậu quả lâu dài.

Theo “Báo cáo đánh giá ban đầu về Công ƣớc Minamata tại Việt Nam năm

2016 - Cục Hóa chất, Bộ Công thƣơng, Việt Nam”, hoạt động Chiết tách vàng dùng

hỗn hống thủy ngân đã phát thải vào môi trƣờng đất 96,6 kg Hg/năm; môi trƣờng

Chất thải xử lý bỏ đặc biệt

Chất thải chung

Chứa trong sản phẩm

Đất

Nước

Không khí

.00

10.00 20.00 30.00 40.00 50.00 60.00 70.00 80.00 90.00 100.00 110.00

nƣớc là 76,7 kg Hg/năm và môi trƣờng đất là 67,5 kg Hg/năm.

Lượng thủy ngân phát thải, kg Hg/năm

Hình 1.5. Lƣợng thủy ngân phát thải vào môi trƣờng từ hoạt động chiết tách vàng

tại Việt Nam năm 2016[17]

Khai thác vàng có phép có sử dụng xyanua, khai thác vàng trái phép sử dụng

xyanua và thủy ngân nếu không đƣợc xử lý đều gây ra các hậu quả nghiêm trọng

đối với con ngƣời và môi trƣờng. Xyanua (CN-) rất độc có thể làm cho cá bị chết

với nồng đột 0,04 mg/L (đối với cá hồi), ở nồng độ xyanua vƣợt quả 5 mg/L gây

ảnh hƣởng đến hệ sinh thái. Tại các vùng khai thác vàng thủy ngân ngoài khả năng

khuếch tán vào môi trƣờng không khí, nƣớc, đất còn có khả năng xâm nhập vào

chuỗi thức ăn ở dạng Me-Hg (metyl thủy ngân) gây độc cho các loài thủy sinh và

con ngƣời.

Hiện nay nƣớc ta có rất nhiều những khu vực bị ô nhiễm nghiêm trọng do

hoạt động khai thác vàng gây ra. Tại Quảng Nam dòng sông Quế Phƣơng chảy qua

địa bàn xã Tam Lãnh (Phù Ninh) bi ô nhiễm nặng do các đối tƣợng khai thác vàng ở

mỏ vàng Bồng Miêu tập kết và đãi quặng để lấy vàng. Ngoài hoạt động đãi vàng

gây ô nhiễm thủy ngân dòng sông còn có các hồ chứa xyanua, để tách vàng nằm

gần sông cũng thấm vào đất và thải vào dòng sông gây ô nhiễm nghiêm trọng,

ngƣời dân ở các khu vực này gọi đây là “dòng sông chết”.

Bãi khai thác vàng tại Kom Tum tình trạng khai thác vàng trái gây ra những

hậu quả nghiêm trọng đối với môi trƣờng xung quanh khu vực. Dòng sông, suối bị

đào bới để khai thác vàng gây ô nhiễm nguồn nƣớc, một số vùng đất màu mỡ bị

hoang hóa nặng nề, không thể canh tác hay sản xuất đƣợc. Dòng sông Pô Kô đoạn

chảy qua xã Đăk Ang (Ngọc Hồi) bị biến dạng do hoạt động khai thác vàng và gây

ô nhiễm nghiêm trọng.

Bãi khai thác vàng tại thôn Bản Loòng, xã Đƣờng m, huyên Bắc Mê (Hà

Giang) cũng tàn phá môi trƣờng xung quanh gây mất diện tích rừng, làm suy giảm

đa dạng sinh học, ảnh hƣởng tới sức khỏa của ngƣời dân địa phƣơng.

Bãi khai thác vàng tại Kim Bôi, Hòa Bình đã phá vỡ môi trƣờng sinh thái,

mất đất sản xuất nông nghiệp của ngƣời dân.

Ngoài ra còn rất nhiều các điểm mỏ khai thác vàng trái phép khác đã và đang

gây ô nhiễm môi trƣờng, ảnh hƣởng lớn đến hệ sinh thái, gây hệ lụy lâu dài cho con

ngƣời và môi trƣờng xung quanh.

1.2. Tính chất của thủy ngân

1.2.1. Tính chất vật lý, hóa học của Hg

Thủy ngân (Hg) là nguyên tố thuộc nhóm IIB trong bảng hệ thống tuần hoàn

các nguyên tố hoá học, có số thứ tự là 80, cấu hình electron lớp ngoài cùng là:

4f145d106s2 [1].

Bảng 1.1. Một số hằng số vật lý của thủy ngân

Cấu hình electron [Xe] 4f145d106s2

10,43 I1

18,56 Năng lƣợng ion hóa, eV I2

34,3 I3

-38,87 Nhiệt độ nóng chảy, oC

357 Nhiệt độ sôi, oC

61,5 Nhiệt bay hơi, kJ mol-1

0,854 Thế điện cực chuẩn, V

1,60 Bán kính nguyên tử, A0

0,93 Bán kính ion hóa trị hai, A0

Ở nhiệt độ thƣờng, thủy ngân không tác dụng với oxi, nhƣng dễ dàng phản ứng ở 300oC tạo thành HgO và ở 400oC lại bị phân huỷ thành Hg kim loại. Thủy

ngân có tƣơng tác với halogen, trong đó tƣơng tác dễ dàng với lƣu huỳnh, iôt. Thuỷ

ngân chỉ tan trong những axit có tính oxi hoá mạnh nhƣ HNO3, H2SO4 đặc. Ví dụ:

(1.1) Hg + 4HNO3 (đặc)  Hg(NO3)2 + 2NO2 + 2H2O

(1.2) 6Hg + 8HNO3 (loãng)  3Hg2(NO3)2 + 2NO + 4H2O

1.2.2. Tính chất đặc trưng của thủy ngân

 Phản ứng phát hiện ion Hg2+ [131]

(1.3) - Phản ứng với kali iodua (ở pH< 7): Hg2+ + I- → HgI2↓ đỏ

2- (không màu)

Kết tủa HgI2 tan đƣợc trong thuốc thử dƣ:

(1.4) HgI2↓ + 2I- → HgI4

- Phản ứng khử với SnCl2 (ở pH< 7):

(1.5) 2HgCl2 + SnCl2 → SnCl4 + Hg2Cl2↓(trắng)

(1.6) Và: HgCl2 + SnCl2 → SnCl4 + Hg↓(đen)

(1.7) - Phản ứng khử với CuI (ở pH = 0): Hg2+ + 4CuI → Cu2[HgI4]↓(đỏ hoặc da cam) + 2Cu+

- Phản ứng khử với Cu (ở pH < 7): Hg2+ + Cu → Cu2+ + Hg (1.8)

 Phản ứng của ion CH3Hg+ Ion CH3Hg+ hoạt động nhƣ một axit Lewis mềm và có phản ứng mạnh với các phối tử có chứa các trung tâm phản ứng (L-) nhƣ: S-, P-, O-, N- và halogen; tỷ

lệ về sự hình thành các phức Cl-, Br- và OH- cực kỳ nhanh. Phản ứng tổng quát

diễn ra nhƣ sau [132]:

CH3Hg+ + L- → CH3HgL (1.9)

VD: CH3Hg+ + Cl- → CH3HgCl K = 105,23 CH3Hg+ + S2- → CH3HgS- K = 1021,04

 Phản ứng tạo thành Me-Hg trong cơ thể [132]

Me-Hg có thể đƣợc tạo thành dễ dàng bằng phản ứng của thủy ngân vô cơ

với methylcobalamin, một coenzyme tự nhiên của vitamin B12 theo phƣơng trình

sau [132]:

(1.10)

(1.11)

 Phản ứng tạo phức của Me-Hg với Cysteine [132]

Thiol quan trọng nhất là cysteine (CSH), trong dung dịch nƣớc CSH có các

phản ứng phân ly axit [132]:

Với hằng số phân li (ở I= ~ 0,01 M, T= 25 ºC) [132]: pK1 = 1,92 ±0,14; pK12 = 8,45

±0,05; pK13 = 8,68 ±0,15; pK123 = 10,2 ±0,11; pK132 = 9,99 ±0,17

CH3Hg+ + CSH2- → CH3HgCys- log K =16.90 (1.12) CH3Hg+ + CSH2- + H+ → CH3HgHCys log K = 26.07 (1.13)

K đƣợc tính ở (I = 1 M tại 25°C) [132]

1.2.3. Độc tính của thủy ngân và các hợp chất của thủy ngân

1.2.3.1. Thủy ngân kim loại

Thủy ngân kim loại ở dạng hơi độc hơn nhiều thủy ngân kim loại ở dạng

lỏng, các hợp chất muối của thủy ngân rất độc. Độc tích của thủy ngân tăng theo thứ

tự Hg < Hg2Cl2 < HgCl2 < metyl thủy ngân (Me-Hg). Do thủy ngân ở dạng hơi sẽ

dễ dàng bị hấp thu ở phổi rồi vào máu và não trong quá trình hô hấp dẫn đến hủy

hoại hệ thần kinh trung ƣơng. Khi hít thở không khí có nồng độ thủy ngân 1 mg/m3

trong thời gian dài có thể bị nhiễm độc thủy ngân, ở nồng độ từ 1 - 3 mg/m3 có thể

gây viêm phổi cấp [4]. Khi tiếp xúc với thủy ngân trong không khí có nồng độ 0,1

mg/m3 gây nguy cơ nhiễm độc với các triệu chứng nhƣ run, kém ăn; ở nồng độ thủy

ngân từ 0,06 đến 0,1 mg/m3, gây ra các triệu chứng nhƣ mất ngủ, kém ăn; ở nồng độ

từ 0,1 đến 0,2 mg/m3 tiếp xúc 8 giờ/ngày trong 225 ngày lao động/năm có triệu

chứng run; ở nồng độ khoảng 0,5 mg/m3 chƣa gây ra ảnh hƣởng đáng kể.

2+ có độc tính thấp do khi vào cơ thể sẽ tác dụng với ion

1.2.3.2. Thủy ngân vô cơ

Thủy ngân (I) Hg2

Cl- có trong dạ dày tạo thành hợp chất không tan Hg2Cl2 sau đó bị đào thải ra ngoài.

2+, nó dễ dàng

Thủy ngân (II) Hg2+ có độc tính cao hơn nhiều so với muối Hg2

kết hợp với các amino axit có chứa lƣu huỳnh của protein. Hg2+ cũng tạo liên kết

với hemoglobin và albumin trong huyết thanh vì cả hai chất này đều có chứa nhóm

thiol (SH). Song Hg2+ không thể dịch chuyển qua màng tế bào nên nó không thể

thâm nhập vào các tế bào sinh học.

Thủy ngân HgCl2 là hợp chất thủy ngân thƣờng gặp, có độc tính rất cao, độc

tính của thủy ngân qua đƣờng miệng nhƣ sau: từ 1 g trở lên, một lần gây nhiễm độc

siêu cấp tính dẫn đến tử vong nhanh; từ 150 đến 200 mg, một lần gây nhiễm độc

cấp tính thƣờng tử vong; từ 0,5 đến 1,4 mg, trong 24 giờ gây nhiễm độc mãn tính;

từ 0,007 mg trong 24 giờ có thể gây nhiễm độc cho ngƣời kém sức chịu đựng [4].

Thủy ngân xyanua [(Hg(CN)2)] rất độc, một ngƣời khỏe mạnh uống 0,13 g

thủy ngân xyanua có thể gây chết sau 9 ngày với các triệu chứng ngộ độc thủy ngân.

Thủy ngân vô cơ đƣợc thải loại qua kết tràng và thận, một tỷ lệ nhỏ đƣợc thải

loại qua da và nƣớc bọt. Ngƣời bị bệnh thận mà bị nhiễm thủy ngân thì sự thải loại bị

cản trở. Đây là yếu tố đóng vai trò quan trọng trong những trƣờng hợp không thấy

tƣơng quan giữa tỷ lệ đào thải qua nƣớc tiểu và qua các dấu hiệu nhiễm độc [2].

1.2.3.3. Thủy ngân hữu cơ

Trƣớc đây các hợp chất thủy ngân hữu cơ đƣợc dùng dƣới dạng dƣợc phẩm

trong y tế nhƣ thuốc lợi niệu, thuốc sát trùng. Một số khác các hợp chất thủy ngân

cũng đƣợc sử dụng là chất trừ nấm mốc các loại hóa chất này gây nhiễm độc cho

ngƣời dùng và lƣu tồn lâu dài trong trong môi trƣờng đến này đã bị cấm sử dụng.

Các hợp chất hữu cơ của thủy ngân có độc tính cao nhất, đặc biệt là metyl

thủy ngân (Me-Hg), chất này tan đƣợc trong mỡ, phần chất béo của các màng và

trong não tủy [2]. Đặc tính nguy hiểm nhất của ankyl thủy ngân (RHg+) là có thể

dịch chuyển đƣợc qua màng tế bào và thâm nhập vào mô của bào thai qua nhau thai.

Khi ngƣời mẹ bị nhiễm metyl thủy ngân thì đứa trẻ sinh ra thƣờng chịu những

thƣơng tổn không thể hồi phục đƣợc về hệ thần kinh trung ƣơng, gây nên bệnh tâm

thần phân liệt, co giật, trí tuệ kém phát triển.

Thủy ngân khi liên kết với màng tế bào sẽ ngăn cản quá trình vận chuyển

đƣờng qua màng làm suy giảm năng lƣợng của tế bào, gây rối loạn việc truyền các

xung thần kinh. Nhiễm độc metyl thủy ngân cũng dẫn tới sự phân chia nhiễm sắc

thể, phá vỡ nhiễm sắc thể và ngăn cản sự phân chia tế bào. Các triệu chứng nhiễm

độc thủy ngân bắt đầu xuất hiện khi nồng độ metyl thủy ngân (Me-Hg) trong máu

vào khoảng 0,5 ppm.

Hội chứng đối với ngƣời bị phơi nhiễm metyl thủy ngân đƣợc gọi là bệnh

Minamata. Tên gọi này từ một thảm họa môi trƣờng những năm 1950 đến 1960 ở

Nhật Bản do việc thải các chất thải từ nhà máy hóa chất và chất dẻo chứa thủy ngân

vào vịnh Minamata. Thủy ngân đã đƣợc chuyển hóa thành metyl thủy ngân dễ hấp

thụ bởi vi khuẩn trong lớp trầm tích biển và đi vào các sinh vật biển theo chuỗi thức

ăn, tích lũy trong các sinh vật, nhất là trong mô mỡ của cá. Cộng đồng dân cƣ tỉnh

Minamata đã bị nhiễm độc thủy ngân qua con đƣờng ăn, uống, tính đến năm 1970

đã có ít nhất 170 ngƣời chết và có 800 trƣờng hợp xác định mắc bệnh này [5, 6].

Một thảm họa khác ở Irắc vào năm 1971, bệnh này xảy ra không phải ăn cá mà do

ngƣời dân ăn hạt ngũ cốc đã dùng metyl thủy ngân để ngăn nấm. Trong thảm họa

này đã có 3723 ngƣời tử vong và có 10.000 ngƣời bị ảnh hƣởng và di chứng [7, 8].

1.3. Các tiêu chuẩn đánh giá ô nhiễm Hg trong môi trƣờng

1.3.1. Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về chất lượng trầm tích

Bảng 1.2. Giá trị giới hạn của các thông số trong trầm tích

(trích QCVN 43 : 2012/BTNMT)

Giá trị giới hạn Đơn vị TT Thông số Trầm tích Trầm tích nƣớc mặn, (theo khối lƣợng khô) nƣớc ngọt nƣớc lợ

1 As mg/kg 17,0 41,6

2 Cd mg/kg 3,5 4,2

3 Pb mg/kg 91,3 112

4 Zn mg/kg 315 271

5 Hg mg/kg 0,5 0,7

6 Tổng Cr mg/kg 90 160

7 Cu mg/kg 197 108

1.3.2. Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về ô nhiễm kim loại nặng trong thực phẩm

Bảng 1.3. Lƣợng ăn vào hàng tuần có thể chấp nhận đƣợc tạm thời

(trích QCVN 8-2:2011/BYT)

PTWI

TT Kim loại nặng (Provisional Tolerable Weekly Intake)

(mg/kg thể trọng)

Cadmi (Cd) 0,007 1

Chì (Pb) 0,025 2

Thủy ngân (Hg) 0,005 3

4 Methyl thuỷ ngân (Me-Hg) 0,0016

5 Thiếc (Sn) 14

Bảng 1.4. Giới hạn ô nhiễm thủy ngân (Hg) trong thực phẩm

(trích QCVN 8-2:2011/BYT)

ML (maximum limit) TT Tên thực phẩm (mg/kg hoặc mg/L)

Cá vây chân, cá da trơn, cá ngừ, cá chình, cá sơn, cá

tuyết, cá bơn lƣỡi ngựa, cá cờ, cá bơn buồm, cá

1 phèn, cá nhông lớn, cá tuyết nhỏ, cá nhám góc, cá 1,0

đuối, cá vây đỏ, cá cờ lá, cá hố, cá bao kiếm, cá vền

biển, cá mập, cá thu rắn, cá tầm, cá kiếm.

Giáp xác (không bao gồm phần thịt nâu của ghẹ, đầu 0,5 2 và ngực của tôm hùm và các loài giáp xác lớn)

3 Thủy sản và sản phẩm thủy sản khác 0,5

1.3.3. Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về chất lượng nước

Bảng 1.5. Giá trị giới hạn các thông số chất lƣợng nƣớc mặt

(trích QCVN 08:2008/BTNMT)

Giá trị giới hạn

TT Thông số Đơn vị A B

A1 A2 B1 B2

pH 6-8,5 6-8,5 5,5-9 5,5-9 1

Asen (As) mg/L 0,01 0,02 0,05 0,1 13

Cadimi (Cd) mg/L 0,005 0,005 0,01 0,01 14

mg/L 0,02 0,02 0,05 0,05 15

mg/L 0,05 0,1 0,5 1 16

Chì (Pb) Crom III (Cr3+) Crom VI (Cr6+) mg/L 0,01 0,02 0,04 0,05 17

Đồng (Cu) mg/L 0,1 0,2 0,5 1 18

Kẽm (Zn) mg/L 0,5 1,0 1,5 2 19

Niken (Ni) mg/L 0,1 0,1 0,1 0,1 20

Sắt (Fe) mg/L 0,5 1 1,5 2 21

Thuỷ ngân (Hg) mg/L 0,001 0,001 0,001 0,002 22

1.4. Các phƣơng pháp phân tích Hg

1.4.1. Một số phương pháp xử lý mẫu trước khi phân tích

Đối tƣợng chính của phƣơng pháp phân tích theo AAS là phân tích vi lƣợng,

các nguyên tố trong các loại mẫu vô cơ hoặc mẫu hữu cơ. Nguyên tắc chung khi

phân tích các loại mẫu này gồm hai giai đoạn

Giai đoạn 1: Xử lý mẫu để đƣa nguyên tố cần xác định về trạng thái dung

dịch theo một kỹ thuật phù hợp để chuyển đƣợc hoàn toàn nguyên tố đó vào dung

dịch cho một phép đo đã chọn.

Giai đoạn 2: Phân tích các nguyên tố dựa trên phổ hấp thụ nguyên tử của nó,

trong những điều kiện thích hợp đã đƣợc nghiên cứu và lựa chọn.

Trong đó giai đoạn 1 là cực kỳ quan trọng không những đối với phƣơng pháp

AAS mà còn đối với các phƣơng pháp khác khi phân tích kim loại. Nếu xử lý mẫu

không tốt có thể dẫn đến mất nguyên tố phân tích (gây sai số âm) hoặc nhiễm bẩn

mẫu (gây sai số dƣơng), làm ảnh hƣởng đến kết quả phân tích, đặc biệt khi phân

tích vi lƣợng.

Tuỳ thuộc vào bản chất của chất phân tích, đối tƣợng mẫu, điều kiện trang bị

kỹ thuật…có các phƣơng pháp sau đây để xử lý mẫu.

Xử lý mẫu vô cơ

Phân tích dạng trao đổi (còn gọi là dạng dễ tiêu): kim loại ở thể này có thể

tan đƣợc trong nƣớc, dung dịch muối hoặc axit loãng.

Phân tích tổng số: Để phân tích tổng số ngƣời ta phá huỷ cấu trúc của mẫu để

chuyển kim loại về dạng muối tan. Có thể phá huỷ mẫu bằng các loại axit có tính

oxi hoá mạnh nhƣ axit nitric, sunfuric, pecloric hoặc hỗn hợp các axit.

Xử lý mẫu hữu cơ

Các chất hữu cơ rất phong phú, đa dạng. Trong các mẫu này kim loại ít khi ở

dạng dễ tiêu, do đó để phân tích kim loại trong mẫu hữu cơ, thƣờng phải tiến hành

phân tích tổng số. Trƣớc khi phân tích, mẫu thƣờng đƣợc xử lý bằng một trong các

phƣơng pháp sau: vô cơ hoá khô, vô cơ hoá ƣớt, xử lý ƣớt bằng lò vi sóng, xử lý

mẫu bằng kỹ thuật lên men.

a. Phương pháp vô cơ hoá khô

Nguyên tắc: Đốt cháy các chất hữu cơ có trong mẫu phân tích để giải phóng

kim loại ra dƣới dạng oxit, muối hoặc kim loại, sau đó đƣợc hoà tan tro mẫu bằng

các axit thích hợp.

Phƣơng pháp vô cơ hóa khô đơn giản, triệt để, yêu cầu tối thiểu sự chú ý của

ngƣời phân tích, nhƣng có nhƣợc điểm là làm mất nguyên tố dễ bay hơi nhƣ Hg, As, Pb…khi nhiệt độ ở trên 5000C.

Để khắc phục nhƣợc điểm này ngƣời ta thƣờng cho thêm các chất bảo vệ nhƣ

MgO, Mg(NO3)2 hay KNO3 và chọn nhiệt độ thích hợp.

b. Phương pháp vô cơ hoá ướt

Nguyên tắc: Oxi hoá chất hữu cơ bằng một axit hoặc hỗn hợp axit có tính

oxi hoá mạnh thích hợp.

Phƣơng pháp vô cơ hoá ƣớt rút ngắn đƣợc thời gian so với phƣơng pháp vô

cơ hoá khô, bảo toàn đƣợc chất phân tích, nhƣng phải dùng lƣợng axit khá nhiều, vì

vậy yêu cầu các axit phải có độ tinh khiết cao.

c. Phương pháp bằng lò vi sóng

Thực chất là vô cơ hoá ƣớt thực hiện trong lò vi sóng.

Nguyên tắc: Dùng năng lƣợng của vi sóng để đun nóng dung môi và mẫu

đƣợc đựng trong bình kín. Trong điều kiện nhiệt độ và áp suất cao có thể dễ dàng

hoà tan đƣợc mẫu.

Đây là phƣơng pháp xử lý mẫu hiện đại, làm giảm đáng kể thời gian xử lý

mẫu, không mất mẫu và vô cơ hoá đƣợc triệt để. Có thể vô cơ hoá cùng một lúc

đƣợc nhiều mẫu. Tuy nhiên phƣơng pháp này đòi hỏi thiết bị đắt tiền mà nhiều cơ

sở không đủ điều kiện trang bị.

d. Phương pháp lên men

Nguyên tắc: Hoà tan mẫu thành dung dịch hay huyền phù. Thêm men xúc tác và lên men ở nhiệt độ 37-400C trong thời gian từ 7-10 ngày. Trong quá trình lên

men, các chất hữu cơ bị phân huỷ thành CO2, axit, nƣớc và giải phóng các kim loại

trong hợp chất hữu cơ dƣới dạng cation trong dung dịch.

Phƣơng pháp lên men là phƣơng pháp êm dịu nhất, không cần hoá chất,

không làm mất các nguyên tố phân tích, rất thích hợp cho việc phân tích các mẫu

đƣờng, sữa, nƣớc ngọt, tinh bột. Nhƣng thời gian xử lý mẫu rất lâu và phải chọn

đƣợc các loại men thích hợp. Trong các đối tƣợng phức tạp, khi các nguyên tố đi

kèm có nồng độ rất cao trong mẫu ảnh hƣởng tới việc xác định nguyên tố phân tích

bằng AAS thì ngƣời ta phải dùng thêm kỹ thuật chiết, kỹ thuật này không những

tách đƣợc các nguyên tố đi kèm mà còn làm giàu đƣợc các nguyên tố cần phân tích.

Tác nhân vô cơ hoá

Khi xử lý mẫu bằng phƣơng pháp vô cơ hoá ƣớt và lò vi sóng, việc lựa chọn

tác nhân oxi hoá phải căn cứ vào khả năng, đặc tính oxi hoá của thuốc thử và đối

tƣợng mẫu.

Axit Nitric (HNO3)

Axit nitric là chất đƣợc sử dụng rộng rãi nhất để vô cơ hoá mẫu. Đây là tác

nhân vô cơ hoá dùng để giải phóng nhanh vết nguyên tố từ các cốt sinh học và thực

vật dƣới dạng muối nitrat dễ tan. Điểm sôi của axit nitric ở áp suất khí quyển là 1200C, lúc đó chúng sẽ oxi hoá toàn bộ các chất hữu cơ trong mẫu và giải phóng

kim loại dƣới dạng ion.

Loại mẫu đƣợc áp dụng: Chủ yếu là các mẫu hữu cơ nhƣ nƣớc giải khát,

protein, chất béo, nguyên liệu thực vật, nƣớc thải, một số sắc tố polyme và các mẫu

trầm tích.

Axit sunfuric (H2SO4) Axit sunfuric là chất có tính oxi hoá mạnh có nhiệt độ sôi 3390C. Khi kết hợp

với HNO3 có khả năng phá huỷ hoàn toàn hầu hết các hợp chất hữu cơ. Nếu sử dụng

lò vi sóng thì phải vô cơ hoá trƣớc trong cốc thuỷ tinh hay thạch anh và giám sát

quá trình tăng nhiệt độ của lò.

Loại mẫu đƣợc áp dụng: Mẫu hữu cơ, oxit vô cơ, hydroxit, hợp kim, kim

loại, quặng.

Axit pecloric (HClO4)

Axit pecloric có tính oxi hoá mạnh, có thể ăn mòn các kim loại, không phản

ứng với các axit khác, phá huỷ các hợp chất hữu cơ. Do HClO4 có thể gây nổ mạnh

khi tiếp xúc với nguyên liệu hữu cơ và các chất vô cơ dễ bị oxi hoá cho nên phải oxi

hoá mẫu trƣớc bằng HNO3 sau đó mới sử dụng HClO4. Trong trƣờng hợp phá mẫu

bằng lò vi sóng cần phải rất thận trọng, vì trong bình kín, ở áp suất và nhiệt độ cao

HClO4 rất dễ gây nổ.

Loại mẫu đƣợc áp dụng: Các mẫu hữu cơ và vô cơ. Trong nhiều trƣờng hợp

ta phải sử dụng hỗn hợp các axit mới có thể vô cơ hoá đƣợc hoàn toàn mẫu.

1.4.2. Phương pháp phân tích tổng Hg

Hiện nay, có nhiều phƣơng pháp nhạy và chon lọc đƣợc sử dụng để xác định

thủy ngân nhƣ: phƣơng pháp quang phổ hấp thụ phân tử, phƣơng pháp quang phổ

phát xạ nguyên tử (AES), phƣơng pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử (AAS),

phƣơng pháp phổ huỳnh quang nguyên tử (AFS), phƣơng pháp quang phổ phát xạ

nguyên tử cảm ứng Plasma (ICP-AES), phƣơng pháp quang phổ phát xạ nguyên tử

plasma sóng ngắn (MIP-AES), phƣơng pháp quang phổ phát xạ nguyên tử plasma

trực tiếp (DCP-AES), phƣơng pháp kích hoạt nơtron (NAA), phƣơng pháp phổ

huỳnh quang tia X (XRF), phƣơng pháp vi phân tích với đầu dò điện tử ( EPMA),

phƣơng pháp phát xạ tia X bởi proton (PIXE), phƣơng pháp phổ khối lựợng (MS),

phƣơng pháp điện hóa, phƣơng pháp sắc ký khí (GC) và các phƣơng pháp khác.

1.4.2.1. Phương pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử (CV-AAS)

Phƣơng pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử là phƣơng pháp phổ biến nhất

hiện nay để xác định thuỷ ngân trong tất cả các đối tƣợng mẫu [28-34]. Cơ sở lí

thuyết của phƣơng pháp đo phổ hấp thụ nguyên tử (AAS) là dựa trên sự hấp thụ

năng lƣợng (bức xạ đơn sắc) của nguyên tử tự do của một nguyên tố ở trạng thái hơi

(khí) khi chiếu chùm tia bức xạ đơn sắc qua đám hơi nguyên tử tự do của nguyên tố

ấy trong môi trƣờng hấp thụ [35, 36].

Đối với thủy ngân, không dùng các kỹ thuật nguyên tử hóa ở nhiệt độ cao

nhƣ các nguyên tố khác mà phải hóa hơi ở nhiệt độ thƣờng bằng các phản ứng hóa

học. Kỹ thuật hóa hơi thủy ngân trong phƣơng pháp AAS phổ biến là kỹ thuật hóa

hơi lạnh.

 Kỹ thuật hóa hơi lạnh (CV - AAS)

Kỹ thuật hóa hơi lạnh dựa trên việc chuyển các nguyên tố cần xác định về

dạng nguyên tử tự do dễ bay hơi. Kỹ thuật này thƣờng đƣợc sử dụng cho các

nguyên tố: Hg, As, Se,…là nguyên tố dễ chuyển về dạng tự do nhờ phản ứng với

các chất khử mạnh SnCl2, bột kẽm, bột Magie, NaBH4.

Đối với nguyên tố thủy ngân, trong dung dịch nó là cation, sau khi đƣợc khử

thành thủy ngân nguyên tử sẽ bay hơi thành các nguyên tử tự do ngay ở nhiệt độ

phòng, ngƣời ta thƣờng sử dụng chất khử là NaBH4 và SnCl2, các phản ứng xảy ra:

2NaBH4 + Hg2+ → Hg0 + B2H6 + H2 + 2Na+ SnCl2 + Hg2+ → Sn4+ + Hgo + 2Cl- Các phản ứng xảy ra trong hệ kín, sau khi khử xong hơi thủy ngân nguyên tử

đƣợc lôi cuốn ra khỏi dung dịch mẫu bằng một dòng khí mang (thƣờng là N2, Ar,

hay không khí). Hơi thủy ngân đƣợc mang tới ống hấp thụ bằng thạch anh, thủy tinh

hoặc plastic. Do hơi thủy ngân nguyên tử gần nhƣ không thể chuyển hóa thành hợp

chất thủy ngân nên sự hấp thụ của thủy ngân là ổn định. Việc xác định định lƣợng

thủy ngân đƣợc thực hiện bằng cách đo độ hấp thụ của đám hơi thủy ngân tại bƣớc

sóng 253,7 nm ở nhiệt độ phòng.

Ngoài ra, trên thế giới còn có hệ thiết bị phân tích thuỷ ngân bằng phƣơng

pháp AAS có sử dụng bẫy vàng để làm giàu. Bẫy vàng đƣợc chế tạo gồm một ống

thạch anh bên trong có chứa các hạt phủ vàng và các bông thuỷ tinh đƣợc silan hoá.

Hơi thuỷ ngân sinh ra từ phản ứng khử sẽ tạo thành hỗn hống với vàng làm giàu

thuỷ ngân tạo thành, sau đó bẫy vàng đƣợc nung nóng để giải phóng hơi thuỷ ngân

tự do và đo bằng phƣơng pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử. Quá trình này rất dễ bị

nhiễm độc vàng, làm ảnh hƣởng đến độ nhạy và độ chính xác của phép đo.

1.4.2.2. Phương pháp phổ huỳnh quang nguyên tử

Một số tác giả đã ứng dụng phƣơng pháp phổ huỳnh quang nguyên tử để xác

định thuỷ ngân [37-40]. Hầu hết các tác giả trƣớc đây thƣờng dùng kỹ thuật nguyên

tử hóa bằng ngọn lửa và kích thích huỳnh quang bằng nguồn laser, giới hạn phát

hiện của thuỷ ngân trong nƣớc đƣợc xác định bằng phƣơng pháp này khoảng 2

g/L. Để tăng độ nhạy của phƣơng pháp, các kỹ thuật nguyên tử hóa bằng hồ quang

điện và hóa hơi lạnh đã đƣợc áp dụng.

Cƣờng độ huỳnh quang trong không khí bị giảm do sự dập tắt huỳnh quang

bởi oxy và nitơ. Khi thay thế không khí bằng agon (Ar) thì độ nhạy của phƣơng

pháp tăng lên khoảng 86 lần. Kỹ thuật này đã đƣợc áp dụng để xác định thủy ngân

bằng cách tạo hỗn hống với vàng hoặc tách pha bằng ống xốp polytetrafloetylen

[41] sau đó đo phổ huỳnh quang của thủy ngân.

Khi phƣơng pháp huỳnh quang nguyên tử kết hợp với nguồn cảm ứng cao

tần Plasma để nguyên tử hóa mẫu thì giới hạn phát hiện khoảng 0,5 ng/L, nếu thay

thế đèn catốt rỗng bằng đèn hơi thuỷ ngân thì giới hạn phát hiện của phƣơng pháp

khoảng 0,2 ng/L. Mặc dù độ nhạy của phƣơng pháp này có đƣợc cải tiến nhƣng nó

không có nhiều ƣu điểm so với phƣơng pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử.

1.4.2.3. Phương pháp quang phổ phát xạ nguyên tử

Trong lịch sử, phƣơng pháp quang phổ phát xạ đã đƣợc các nhà địa chất sử

dụng rất phổ biến, phƣơng pháp này đã đƣợc phát triển mạnh trong hai thập kỷ qua,

bằng việc thay thế nguồn phát xạ ngọn lửa bằng các nguồn khác nhƣ hồ quang,

laser, cảm ứng cao tần plasma, tạo dòng plasma trực tiếp hoặc plasma tần số radio.

Thuỷ ngân trong nƣớc đƣợc xác định bằng kỹ thuật plasma tạo sóng ngắn He

ở áp suất khí quyển kết hợp với hóa hơi lạnh (CV-MIP-AES), giới hạn phát hiện

của phƣơng pháp này khoảng 4 ng [42]. Việc ghép nối thiết bị phân tích dòng chảy

với thiết bị trên đã đƣợc nhiều tác giả đề cập. Hơi thuỷ ngân và hidrua kim loại liên

tục đƣợc đƣa vào buồng tạo plasma còn hơi nƣớc và hydro sinh ra trong quá trình

khử đƣợc giữ lại trên màng xốp. Giới hạn phát hiện thuỷ ngân của phƣơng pháp này

là 50 ng/L.

Phƣơng pháp quang phổ phát xạ nguyên tử sử dụng nguồn cảm ứng plasma

cũng đƣợc áp dụng để phân tích thủy ngân trong mẫu nƣớc. Để tăng hiệu suất quá

trình hóa hơi nguyên tử, amoni sunfua (NH4)2S đƣợc bơm cùng với mẫu, nhờ đó độ

tuyến tính của phƣơng pháp đạt đƣợc là 10-1000 ng/L.

Kết quả thu đƣợc từ việc phân tích hàm lƣợng thuỷ ngân tổng số trong mẫu

máu và cá bằng phƣơng pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử với kỹ thuật hóa hơi

lạnh và quang phổ phát xạ sử dụng nguồn tạo plasma trực tiếp kết hợp hóa hơi lạnh

(CV-DCP) là khá phù hợp. Tuy nhiên độ nhạy của phƣơng pháp này còn hạn chế,

giới hạn phát hiện đối với thủy ngân là 20 mg/L.

1.4.2.4. Phương pháp phổ khối (ICP-MS)

Phƣơng pháp phổ khối nguồn tia điện (spark source) lần đầu tiên đƣợc ứng

dụng để xác định Hg trong táo [43], nguyên tắc của phƣơng pháp là tạo ra xung điện

giữa hai điện cực để hóa hơi và ion hóa mẫu, sau đó các ion đƣợc đƣa vào detector

khối phổ và sử dụng một đồng vị ổn định làm nội chuẩn [44]. Phƣơng pháp phổ

khối nguồn tia điện đƣợc ứng dụng nhiều vào những năm 70, hiện nay nó đã đƣợc

thay thế bằng phƣơng pháp phổ khối lƣợng với nguồn cảm ứng cao tần plasma

(ICP-MS), do phƣơng pháp này có nhiều ƣu điểm vƣợt trội.

Phƣơng pháp ICP-MS kết hợp với với hệ thống khử liên tục sử dụng NaBH4

đã đƣợc ứng dụng để xác định Hg ở hàm lƣợng vết trong nƣớc tự nhiên và trầm

tích. Sự phát triển của phƣơng pháp ICP-MS đã mở rộng lĩnh vực phân tích thủy

ngân không chỉ trong các đối tƣợng địa chất mà còn trong nhiều lĩnh vực khác nhƣ

lĩnh vực sinh hóa, hóa dầu… Việc kết hợp sử dụng phƣơng pháp phân tích dòng

chảy, sắc ký lỏng ghép nối với thiết bị ICP-MS đã đƣợc nhiều tác giả nghiên cứu

[45-47].

1.4.3. Các phương pháp phân tích metyl thủy ngân

Quá trình phân tích dạng thủy ngân đƣợc thực hiện sau khi đã tách các dạng

khác nhau của chúng và đo định lƣợng mỗi loại bằng các phƣơng pháp nhạy và

chọn lọc phù hợp. Các phƣơng pháp đƣợc sử dụng để tách các dạng thuỷ ngân bao

gồm; sắc ký lỏng, sắc ký khí, chiết chọn lọc, điện phân, điện di mao quản, đồng kết

tủa, phản ứng hóa học và tạo hỗn hống [48-53].

Hiện nay trên thế giới có rất nhiều quy trình để phân tích các dạng thủy ngân

qua việc kết hợp giữa phƣơng pháp đo và kỹ thuật tách nhƣ trên. Tuy nhiên, chỉ có

rất ít quy trình đƣợc sử dụng rỗng rãi vì giá thành cao và hạn chế về độ lặp lại, độ

chính xác và tốc độ phân tích mẫu. Những phát triển gần đây cho thấy, việc tách các

dạng thủy ngân sử dụng phƣơng pháp chiết chọn lọc, HPLC, GC kết hợp với

phƣơng pháp đo nhƣ phổ khối và quang phổ hấp thụ nguyên tử đã nâng cao khả

năng phát hiện và đo chọn lọc các dạng thuỷ ngân [54-59].

1.4.3.1. Phương pháp chiết chọn lọc

Thuỷ ngân tổng số đƣợc xác định nhanh bằng phƣơng pháp quang phổ hấp

thụ nguyên tử với kỹ thuật lò graphit hoặc kỹ thuật hóa hơi lạnh [60, 61]. Các dẫn

xuất clorua của thuỷ ngân hữu cơ đƣợc chiết vào benzen hoặc toluen sau đó giải

chiết trong dung dịch thiosulfat và xác định nhƣ thủy ngân tổng số. Một số tác giả

cũng đề xuất quy trình chiết bằng cách tạo phức với dithizon trong benzen để xác

định metyl thủy ngân, còn hàm lƣợng thủy ngân tổng số đƣợc xác định bằng

phƣơng pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử.

Năm 1966 Westoo đã xây dựng quy trình chiết ngƣợc [62], trong đó metyl

thuỷ ngân clorua đƣợc chiết vào benzen và sau đó giải chiết trong dung dịch cystein

tạo thành phức thuỷ ngân cysteinat tan trong nƣớc. Sau khi axit hóa để phân hủy

phức thủy ngân với cystein, metyl thủy ngân lại đƣợc chiết vào benzen. Quy trình

này đã đƣợc giới thiệu và ứng dụng rộng rãi trên thế giới.

1.4.3.2. Phương pháp điện di mao quản

Phƣơng pháp điện di mao quản (CE) là kỹ thuật tách hiệu quả đối với nhiều

loại chất, từ các ion kim loại đến các hợp chất sinh học có khối lƣợng phân tử lớn.

Trong phƣơng pháp điện di mao quản, quá trình tách dựa trên sự dịch chuyển khác

nhau của các chất trong điện trƣờng. Các cation dịch chuyển về phía catốt, chúng

đƣợc solvat hóa và mang theo dung dịch hƣớng về phía âm của mao quản tạo thành

dòng điện di. Những ion có điện tích cao và kích thƣớc nhỏ sẽ dịch chuyển nhanh

hơn các ion có kích thƣớc lớn hơn và điện tích nhỏ hơn, nghĩa là những chất có tỷ lệ

giữa điện tích và kích thƣớc càng lớn thì tốc độ dịch chuyển trong điện trƣờng càng

nhanh. Thông thƣờng, mao quản đƣợc sử dụng trong phƣơng pháp điện di mao

quản là ống silica, có đƣờng kính trong từ 20-100 m và chiều dài từ 50 đến 100

cm. Thế điện áp đƣợc đƣa vào ống mao quản từ 20 đến 30 kV.

Việc áp dụng phƣơng pháp điện di mao quản kết hợp với phổ khối lƣợng với

nguồn cảm ứng cao tần plsama (CE-ICP-MS) đã đƣợc nhiều tác giả nghiên cứu

[132]. Các dạng thủy ngân thƣờng đƣợc tạo phức để hình thành các hợp chất mang

điện trƣớc khi tách bằng phƣơng pháp điện di mao quản, các tác nhân tạo phức

thƣờng đƣợc sử dụng là cystein, dithizon sunphonat. Phƣơng pháp này có nhƣợc

điểm là thể tích mẫu đƣợc sử dụng rất nhỏ (khoảng 10 nl) dẫn đến độ nhạy của

phƣơng pháp thấp hơn nhiều so với phƣơng pháp sắc ký lỏng hiệu năng cao. Do vậy

việc áp dụng để phân tích dạng thủy ngân trong các mẫu môi trƣờng và sinh học

vẫn còn hạn chế.

1.4.3.3. Phương pháp sắc ký khí

Phƣơng pháp sắc ký khí kết hợp với detector bắt điện tử (GC-ECD) là

phƣơng pháp đƣợc sử dụng rộng rãi nhất để xác định metyl thuỷ ngân trong các

mẫu sinh học và môi trƣờng [28, 63-67].

Trong phƣơng pháp sắc ký khí, các dạng thủy ngân đƣợc tách dựa trên sự

khác nhau của nhiệt độ bay hơi và sự tƣơng tác của chúng với pha tĩnh. Hiện nay

ngƣời ta thƣờng sử dụng hai loại cột tách là cột nhồi và cột mao quản. Cột mao

quản thông thƣờng có chiều dài từ 10 đến 100 m và đƣờng kính trong từ 0,2 đến 0,7

mm, thành trong của loại cột này đƣợc tẩm một lớp pha tĩnh mỏng, có chiều dày từ

0,2 đến 5 m. Cột sắc ký đặt trong buồng điều nhiệt và đƣợc điều khiển bởi chƣơng

trình nhiệt độ. Pha động thƣờng đƣợc sử dụng là khí trơ hêli hoặc nitơ để vận

chuyển các chất bay hơi đến detector. Nhiệt độ và tốc độ pha động có ảnh hƣởng rất

lớn đến quá trình tách các dạng thủy ngân [54].

Để đạt đƣợc hiệu quả cao trong quá trình tách bằng sắc ký khí, các dạng thủy

ngân phải đƣợc chuyển hóa thành các hợp chất bay hơi và bền nhiệt. Thuốc thử

Grignard thƣờng đƣợc sử dụng để butyl hóa các dạng thủy ngân [68, 69], thủy ngân

đƣợc chiết vào dung môi hữu cơ sau đó phản ứng với thuốc thử Grignard, hiệu suất

chiết của các dạng thủy ngân trong các đối tƣợng mẫu khác nhau có ảnh hƣởng rất

lớn đến kết quả phân tích. Trong thời gian 5 phút, phản ứng giữa các dạng thủy

ngân và thuốc thử Grignard xảy ra hoàn toàn, nếu cho dƣ thuốc thử, các dạng thủy

ngân sẽ chuyển hóa thành dibutyl thủy ngân, dẫn đến không phân biệt đƣợc các

dạng của thủy ngân. Sự có mặt của các halôgen trong mẫu nhƣ brôm và iot sẽ phá

hủy các hợp chất ankyl thủy ngân trong quá trình phân tích.

Natri tetraetyl borat cũng đƣợc sử dụng để etyl hóa các dạng thủy ngân trong

dung dịch [70]. Các dạng etyl thủy ngân đƣợc bay hơi và hấp phụ trong cột Tenax,

sau đó chúng đƣợc giải hấp bằng nhiệt và đƣa vào cột sắc ký [71-73]. Các dạng

thủy ngân sau khi etyl hóa cũng có thể đƣợc chiết vào dung môi hữu cơ nhƣ hexan

hoặc iso-octan sau đó bơm vào cột sắc ký bằng phƣơng pháp truyền thống.

Việc tạo ra các dẫn xuất mới để tăng hiệu suất tách bằng phƣơng pháp sắc ký

khí nhƣ metyl thuỷ ngân metylen bromua (Me-HgCH2Br) và các dẫn xuất của

dialkyl sử dụng metyl cobalamin đã đƣợc nhiều tác giả đề cập [74]. Trong phƣơng

pháp này ngƣời ta sử dụng propyl thuỷ ngân bromua nhƣ là một chất nội chuẩn.

Cột nhồi cũng đƣợc sử dụng thay cho cột mao quản trong phƣơng pháp GC-

ECD để phân tích thuỷ ngân vô cơ và hữu cơ trong các mẫu sinh học. Các kết quả

nghiên cứu cho thấy, khi sử dụng cột nhồi pha tĩnh AT -1000 cho hiệu quả tốt nhất

để tách các dạng metyl thuỷ ngân, etyl thuỷ ngân và phenyl thuỷ ngân [64].

1.4.3.4. Phương pháp sắc ký lỏng

Việc sử dụng sắc ký lỏng hiệu năng cao (HPLC) để xác định dạng thuỷ ngân

có ƣu điểm là chuẩn bị mẫu đơn giản, không cần phải tạo các hợp chất dễ bay hơi,

bền nhiệt phức tạp nhƣ trong phân phân tích bằng sắc ký khí. Việc sử dụng kết hợp

giữa HPLC cùng detector quang phổ hấp thụ nguyên tử là một phƣơng pháp định

dạng đơn giản và chọn lọc các kim loại [75-77].

Nguyên tắc của phƣơng pháp dựa trên sự tách các dạng thủy ngân có độ phân

cực khác nhau trên cột nhồi silicagen có đƣờng kính hạt từ 3-10m. Trên bề mặt

của hạt có phủ một lớp pha tĩnh thông thƣờng là octadecylsilan (ODS), các loại cột

sử dụng pha tĩnh này đƣợc gọi là cột C18. ODS là một chất không phân cực do vậy

nó phải kết hợp với dung môi pha động phân cực [78]. Khi chất phân tích đƣợc bơm

vào cột sẽ xuất hiện cân bằng giữa pha động và pha tĩnh, các chất phân cực có thời

gian lƣu ngắn hơn do cân bằng chuyển dịch theo hƣớng pha động, còn các chất

không phân cực sẽ giữ lại trên pha tĩnh do vậy có thời gian lƣu dài hơn. Dựa trên

nguyên tắc này mà các dạng thủy ngân đƣợc tách bằng kỹ thuật sắc ký, để tăng độ

nhạy và khả năng tách của kỹ thuật phân tích, các dạng thủy ngân thƣờng đƣợc

phản ứng với các hợp chất có chứa lƣu huỳnh nhƣ mecaptoetanol, pyrrolidine

dithiocarbamat và mercaptobenzothiazole [79-82]. Do thủy ngân dễ hấp thụ trên bề

mặt của thép gây ra hiệu ứng lƣu trong quá trình phân tích do vậy cột sắc ký và

vòng bơm mẫu cần phải sử dụng vật liệu là thủy tinh trong thiết bị sắc ký lỏng hiệu

năng cao [76].

1.5. Thẩm định phƣơng pháp phân tích

1.5.1. Giới hạn phát hiện LOD, giới hạn định lượng LOQ

a. Khái niệm LOD (Limit of detection) [120,133]

Giới hạn phát hiện là nồng độ tại đó giá trị xác định đƣợc lớn hơn độ không

đảm bảo đo của phƣơng pháp. Đây là nồng độ thấp nhất của chất phân tích trong

mẫu có thể phát hiện đƣợc, nhƣng chƣa thể định lƣợng đƣợc.

b. Khái niệm LOQ (Limit of quantitation) [120]

LOQ là nồng độ tối thiểu của một chất có trong mẫu thử có thể định lƣợng

đƣợc bằng phƣơng pháp khảo sát và cho kết quả có độ chụm mong muốn.

1.5.2. Phương pháp xác định LOD và LOQ

Có nhiều cách xác định LOD khác nhau thông thƣờng dựa vào: độ lệch

chuẩn và đƣờng chuẩn [120].

a. Xác định LOD, LOQ dựa vào độ lệch chuẩn [120]

Tiến hành trên 01 mẫu thử: đo lặp 10 lần song song. Nên chọn mẫu thử có

nồng độ thấp (thƣờng trong khoảng 5 - 7 lần LOD ƣớc lƣợng).

Tính giá trị trung bình , độ lệch chuẩn SD và LOD, LOQ theo các công

thức [120]:

(CT1.1)

(CT1.2)

LOD = 3.SD (CT1.3)

LOQ = 10.SD (CT1.4)

Trong đó:

= giá trị trung bình của các lần đo

xi = nồng độ của mẫu thử thứ i

n = số mẫu đo

SD = độ lệch chuẩn của các mẫu đo

Đánh giá LOD đã tính đƣợc dựa vào tính hệ số:

(CT1.5)

- Nếu 4 < HR < 10 thì nồng độ dung dịch thử là phù hợp và kết quả LOD tính

đƣợc là đáng tin cậy.

- Nếu HR < 4 thì phải dùng dung dịch thử đậm đặc hơn, hoặc thêm một ít

chất chuẩn vào dung dịch thử đã dùng, làm lại thí nghiệm và tính lại HR.

- Nếu HR > 10 thì phải dùng dung dịch thử loãng hơn, hoặc pha loãng dung

dịch thử đã dùng, làm lại thí nghiệm và tính lại HR.

b. Xác định LOD, LOQ dựa vào đường chuẩn [120]

Phƣơng pháp này chỉ áp dụng cho các phƣơng pháp có xây dựng đƣờng

chuẩn. Giá trị LOD đƣợc xác định dựa vào độ dốc của đƣờng chuẩn dạng: y = bx +

a và độ lệch chuẩn của phép đo.

(CT1.6)

(CT1.7)

Trong đó: SD là độ lệch chuẩn của phép đo; b là độ dốc của đƣờng chuẩn.

1.5.3. Độ chính xác của phương pháp phân tích

Hiện nay có nhiều cách hiểu khác nhau về thuật ngữ độ chính xác. Trƣớc đây

và đến bây giờ nhiều tài liệu có nói về độ đúng và độ chính xác nhƣ là hai khái niệm

khác nhau. Theo quan điểm mới nhất của tiêu chuẩn quốc tế (ISO 5725 1- 6:1994)

và tiêu chuẩn quốc gia (TCVN 6910 1- 6:2005), độ đúng và độ chụm là hai khái

niệm dùng để diễn tả độ chính xác của một phƣơng pháp phân tích [120].

Độ chính xác (accuracy) = độ chụm (precision) + độ đúng (trueness)

1.5.3.1. Độ chụm (precision)

 Khái niệm độ chụm [120]

Trong nhiều trƣờng hợp các phép thử nghiệm trên những đối tƣợng và với

những điều kiện khác nhau thƣờng không cho kết quả giống nhau. Điều này do các

sai số ngẫu nhiên của mỗi quy trình gây ra, ta không thể kiểm soát đƣợc hoàn toàn

tất cả các yếu tố ảnh hƣởng đến kết quả thử nghiệm. Do đó, để kiểm soát đƣợc các

sai số này, phải dùng đến khái niệm độ chụm.

Độ chụm là một khái niệm định tính và đƣợc biểu thị định lƣợng bằng độ

lệch chuẩn hay hệ số biến thiên.

 Phƣơng pháp xác định độ chụm [120]

- Cách 1: Tiến hành làm thí nghiệm lặp lại 10 lần (ít nhất 6 lần) trên cùng một

mẫu (mỗi lần bắt đầu từ cân hay đong mẫu). Mẫu phân tích có thể là mẫu chuẩn, hoặc

mẫu trắng có thêm chuẩn, tốt nhất là làm trên mẫu thử hay mẫu thử thêm chuẩn.

- Cách 2: Tiến hành ở các nồng độ khác nhau (thấp, trung bình, cao) nằm

trong khoảng làm việc của đƣờng chuẩn, ở mỗi nồng độ cần đo lặp lại 10 lần (ít

nhất 6 lần). Tính độ lệch chuẩn SD và độ lệch chuẩn tƣơng đối RSD% (hay hệ số

biến thiên CV%) theo công thức CT1.8 [120]:

(CT1.8)

 Tiêu chí đánh giá độ chụm [120]

So sánh giá trị RSD% tính đƣợc với giá trị (mong muốn hay giá trị yêu cầu)

hoặc so với giá trị RSD% (ở hàm lƣợng chất tƣơng ứng) của AOAC trình bày trong

bảng 1.9. Giá trị RSD% tính đƣợc phải thỏa mãn:

RSD% tính đƣợc ≤ RSD%bảng

Khi đó độ chụm đạt yêu cầu. Độ chụm thay đổi theo nồng độ chất phân tích,

nồng độ chất càng thấp thì kết quả càng dao động nhiều (không chụm) nghĩa là

RSD% càng lớn.

Bảng 1.6. Độ lặp lại tối đa chấp nhận tại các nồng độ khác nhau (theo AOAC)

TT 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 Hàm lƣợng % 100 10 1 0,1 0,01 0,001 0,0001 0,00001 0,000001 0,0000001 Tỷ lệ chất 1 10-1 10-2 10-3 10-4 10-5 10-6 10-7 10-8 10-9 Đơn vị 100% 10% 1% 0,1% 100ppm 10ppm 1ppm 100ppb 10ppb 1ppb RSD% 1,3 1,8 2,7 3,7 5,3 7,3 11 15 21 30

1.5.3.2. Độ đúng (trueness)

a. Khái niệm độ đúng [120]

Độ đúng của phƣơng pháp là khái niệm chỉ mức độ gần nhau giữa giá trị

trung bình của kết quả thử nghiệm và giá trị thực hoặc giá trị đƣợc chấp nhận là

đúng (μ). Đối với đa số mẫu phân tích, giá trị thực không thể biết một cách chính

xác, tuy nhiên nó có thể có một giá trị quy chiếu đƣợc chấp nhận là đúng (gọi chung

là giá trị đúng).

Giống nhƣ độ chụm, độ đúng là một khái niệm định tính. Độ đúng thƣờng

đƣợc diễn tả bằng độ chệch (Bias), đƣợc tính theo CT1.9:

(CT1.9)

Trong đó:

Δ : Độ chệch (Bias), %

: Giá trị trung bình của kết quả thử nghiệm

μ: Giá trị thực hoặc giá trị đƣợc chấp nhận là đúng

b. Các phƣơng pháp xác định độ đúng [120]

Có ba phƣơng pháp xác định độ đúng:

 Phƣơng pháp 1:

Xác định độ đúng bằng so sánh kết quả thực nghiệm với kết quả của phƣơng

pháp đối chiếu (phƣơng pháp chuẩn).

 Phƣơng pháp 2:

Xác định độ đúng bằng so sánh kết quả thực nghiệm với mẫu đã biết nồng

độ, gồm: mẫu kiểm tra (Quality Control - QC) hoặc mẫu chuẩn đƣợc chứng nhận

(Certified Reference Material - CRM). Tốt nhất là mẫu chuẩn đƣợc chứng nhận

CRM, vì đó là các mẫu đƣợc cung cấp bởi các tổ chức có uy tín trên thế giới. Các

mẫu CRM luôn có kết quả kèm theo khoảng dao động, do đó khi phân tích mẫu

CRM có thể đánh giá đƣợc độ đúng dựa vào khoảng dao động cho phép.

US-FDA quy định độ chệch của các phƣơng pháp xác định dƣ lƣợng phải

không đƣợc lớn hơn 15% và không lớn hơn 20% tại LOQ.

Phƣơng pháp 1 và 2 đều gặp những khó khăn nhất định. Trong nhiều trƣờng

hợp không thể tìm hoặc áp dụng một phƣơng pháp tiêu chuẩn để so sánh kết quả,

cũng nhƣ không thể dễ dàng có đƣợc các mẫu chuẩn hoặc mẫu chuẩn đƣợc chứng

nhận (CRM) phù hợp với phƣơng pháp. Vì vậy, trong thực tế phân tích, ngƣời ta

thƣờng sử dụng phƣơng pháp xác định độ thu hồi.

 Phƣơng pháp 3: Xác định độ thu hồi (độ tìm lại).

Phƣơng pháp xác định độ thu hồi đƣợc thực hiện nhƣ sau: Thêm một lƣợng

chất chuẩn xác định vào mẫu thử (hoặc mẫu trắng), phân tích các mẫu thêm chuẩn

đó, làm lặp lại tối thiểu 04 lần bằng phƣơng pháp thử nghiệm, tính độ thu hồi (đối

với mẫu thử thêm chuẩn) theo công CT1.10:

- Đối với mẫu thử thêm chuẩn:

(CT1.10)

- Đối với mẫu trắng thêm chuẩn:

(CT1.11)

Trong đó:

R%: Độ thu hồi, %

Cm+c: Nồng độ chất phân tích trong mẫu thêm chuẩn

Cm: Nồng độ chất phân tích trong mẫu thử

Cc: Nồng độ chuẩn thêm (lý thuyết)

: Nồng độ phân tích đƣợc trong mẫu trắng thêm chuẩn

Sau đó tính độ thu hồi chung là trung bình của độ thu hồi các lần làm lặp lại.

(Khi tiến hành xác định độ thu hồi cần thêm chất chuẩn ở 03 mức nồng độ

là: thấp, trung bình và cao trong khoảng nồng độ làm việc).

- Tiêu chí đánh giá độ đúng bằng xác định độ thu hồi [120]

Sau khi có kết quả thực nghiệm, đánh giá độ thu hồi bằng cách: so sánh kết

quả thực nghiệm tính đƣợc với các giá trị theo AOAC trình bày trong bảng 1.6. Độ

thu hồi ở các nồng độ khác nhau có kỳ vọng khác nhau.

Bảng 1.7. Độ thu hồi chấp nhận ở các nồng độ khác nhau (theo AOAC)

TT Hàm lƣợng (%) Tỷ lệ chất Đơn vị Độ thu hồi (%)

1 100 1 100% 98 - 102

2 ≥ 10 10% 98 - 102 10-1

3 ≥ 1 1% 97 - 103 10-2

4 ≥ 0,1 0,1 % 95 - 105 10-3

5 0,01 100 ppm 90 - 107 10-4

6 0,001 10 ppm 80 - 110 10-5

7 0,0001 1 ppm 80 - 110 10-6

8 0,00001 100 ppb 80 -110 10-7

9 0,000001 10 ppb 60 - 115 10-8

10 0,0000001 1 ppb 40 - 120 10-9

1.6. Tình hình nghiên cứu phân tích Hg, Me-Hg trong và ngoài nƣớc

1.6.1. Tình hình nghiên cứu về khả năng tích lũy và chuyển hóa thủy ngân

Sự chuyển hóa của thủy ngân trong môi trƣờng do các hoạt động tự nhiên và

của con ngƣời gây ra. Thủy ngân giải phóng vào khí quyển và phát tán ra môi

trƣờng từ nhiều nguồn khác nhau nhƣ do đốt than, hoạt động khai khoáng, khai thác

vàng, khí hóa công nghiệp và sản xuất công nghiệp gây ra. Sau khi phát thải thủy

ngân vào môi trƣờng sẽ phát tán vào không khí và lắng đọng vào đất, nƣớc và

chuyển hóa thành các dạng thủy ngân khác nhau. Do thủy ngân phát tán chủ yếu

vào môi trƣờng không khí, do vậy thủy ngân chủ yếu vào cơ thể thông qua đƣờng

hô hấp và một phần vào cơ thể thông qua đƣờng tiêu hóa. Gần 80% hơi thủy ngân

hít vào đƣợc giữ lại và thấm vào cơ thể, sau đó đƣợc thải loại thông qua đƣờng tiêu

hóa, ngƣời bình thƣờng là 10 mg trong 24 giờ qua nƣớc tiểu. Nồng độ thủy ngân

trong không khí và thủy ngân trong cơ thể có mối tƣơng quan với nhau.

1.6.1.1. Tình hình nghiên cứu về tích lũy và chuyển hóa thủy ngân trên thế giới

Sau thảm họa Minanmata tại Nhật Bản đƣợc phát tác từ các loại động, thực

vật bị ô nhiễm thủy ngân do quá trình sinh sống trong lƣu vực vịnh Minamata đã có

rất nhiều các công trình nghiên cứu về tác động của sự tích lũy và chuyển hóa thủy

ngân ảnh hƣởng đến con ngƣời. Đầu những năm 1970, tại Irắc đã có 459 ngƣời tử

vong do ăn lúa mì, nguyên nhân đƣợc xác định là do ngộ độc Me-Hg, trƣớc đó

ngƣời ta thƣờng sử dụng một loại thuốc diệt nấm có chứa Me-Hg [8]. Trong những

năm gần đây thế giới đã công nhận thủy ngân là một trong những mối đe dọa lớn

đối với trẻ em và phụ nữ mang thai. Nhóm tác giả [83] nhận thấy rằng những ngƣời

thƣờng xuyên ăn cá, đặc biệt là các loài cá có nguy cơ tích lũy Me-Hg có khả năng

bị ngộ độc thủy ngân cao. Trẻ em dƣới 14 tuổi có nguy cơ nhiễm độc thủy ngân cao

gấp 2 đến 3 lần ngƣời lớn, do lƣợng thức ăn tiêu thụ so với mỗi kg trọng lƣợng lớn

hơn so với ngƣời trƣởng thành.

Trong số các nƣớc ở Châu u hàm lƣợng Hg trong mẫu tóc ở trẻ em có sự

khác biệt đáng kể, hàm lƣợng Hg trung bình trong mẫu tóc ở trẻ em Tây Ban Nha

cao nhất là 1,41 µg/g, Hy Lạp là 1,36 µg/g, Ý 0,78 µg/g, Pháp 0,37 µg/g và xấp xỉ

0,19 µg/g ở Bỉ, Slovenia và Cộng Hòa Séc [84-89]. Nghiên cứu 120 trẻ em (6 đến

11 tuổi) và những bà mẹ (> 45 tuổi) trong 17 quốc gia châu u để đánh giá khả

năng phơi nhiễm thủy ngân [30]. Kết quả cho thấy 1,4 % trẻ em và 3,4 % các bà mẹ

có hàm lƣợng thủy ngân trong mẫu tóc cao hơn giá trị cho phép của Tổ chức y tế

thế giới cho phép là 2,3 µg/g và hàm lƣợng thủy ngân trong mẫu tóc ở trẻ em các

nƣớc Nam u cao hơn so với các nƣớc Bắc u và hàm lƣợng thủy ngân trong mẫu

tóc ở trẻ em thấp nhất là ở các nƣớc Đông u. Hàm lƣợng thủy ngân trong máu

trung bình tại Châu u dao động từ 0,9 đến 1,5 µg/L.

Hàm lƣợng Hg trong mẫu tóc trung bình của Canada là 3,7 µg/g, đảo Faroe

là 4,08 µg/g, Hồng Kông là 1,2 µg/g và Nhật Bản là 1,62 µg/g [90-92]. Hàm lƣợng

thủy ngân trung bình trong máu của ngƣời dân Canada là 18,5 µg/L, Hồng Kông là

8,8 µg/L và Nhật Bản là 9,8 µg/L.

Tại Trung Quốc đã nghiên cứu hàm lƣợng Hg trong máu và đánh giá nguy cơ

tích lũy Hg với trẻ em từ 0 - 6 tuổi. Trong nghiên cứu này nhóm tác giả [93] đã

khảo sát lấy mẫu ngẫu nhiên ở các địa điểm ở Trung Quốc gồm Thƣợng Hải, Cát

Lâm, Sơn Tây, Quảng Đông, Thanh Hải, Vân Nam và Hồ Bắc từ tháng 5 năm 2013

đến tháng 3 năm 2015. Tổng cộng có 14.202 trẻ em từ 0 - 6 tuổi đã đƣợc lấy mẫu

máu để nghiên cứu sự phơi nhiễm thủy ngân. Kết quả nghiên cứu cho thấy hàm

lƣợng thủy ngân trung bình trong máu là: 1,39 µg/L, trong đó khu vực Thanh Hải ở

tây bắc Trung Quốc có hàm lƣợng thủy ngân trong máu trung bình là 0,37 µg/L

thấp hơn nhiều so với khu vực ở Quảng Đông (hàm lƣợng Hg trung bình ở Quang

Đông, Trung Quốc là 2,01 µg/L). Hàm lƣợng trung bình của thủy ngân trong máu ở

trẻ em ở khu vực ngoại thành là 1,34 µg/L cao hơn nhiều so với khu vực ở nông

thôn (1,09 µg/L). Nghiên cứu cũng chỉ ra rằng trẻ em ăn nhiều cá biển, cá nƣớc

ngọt, động vật có vỏ thƣờng có hàm lƣợng thủy ngân.

Tại Mỹ đã nghiên cứu sự tích lũy Hg của trẻ em từ 1 - 5 tuổi, từ 6 - 11

tuổi, thanh thiếu niên từ 12 - 19 tuổi, ngƣời trƣởng thành từ 20 - 64 tuổi và ngƣời

cao tuổi ≥ 65 tuổi trong giai đoạn từ năm 2005 - 2012. Kết quả nghiên theo chu

kỳ hai năm, hàm lƣợng thủy ngân trung bình trong máu đƣợc tác giả [93, 94]

tổng hợp trong bảng 1.7. Kết quả cho thấy mức độ tích lũy thủy ngân trong máu

tăng theo độ tuổi và hàm lƣợng trong máu ngƣời cao tuổi nằm trong khoảng từ

0,83 đến 1,12 ng/L.

Bảng 1.8. Hàm lƣợng thủy ngân trong máu (ng/L)

Năm lấy mẫu TT Độ tuổi 2005 - 2006 2007 - 2008 2009 - 2010 2011 - 2012

1 1 - 5 tuổi 0,37 0,32 0,35 0,26

2 6 - 11 tuổi 0,47 0,41 0,43 0,33

3 12 - 19 tuổi 0,51 0,47 0,53 0,41

4 20 - 64 tuổi 1,07 0,97 1,03 0,85

5 ≥ 65 tuổi 1,05 0,83 1,12 0,94

Nguồn nƣớc ngọt trên trái đất đang bị ô nhiễm ngày càng nghiêm trọng, thủy

ngân là một trong các kim loại nặng độc hại gây ô nhiễm. Tác giả [95] đã nghiên

cứu, thu thập phân tích hàm lƣợng thủy ngân trên các mẫu nƣớc trên các kênh và

sông của vịnh Florida là 3 - 7,4 ng/L (trung bình 4,6 ng/l) và < 0,002 - 2,3 ng/L

(trung bình 0,474 ng/L), tác giả đã nhận thấy mức độ thủy ngân thay đổi rất ít trên

các dòng sông, tuy nhiên mức độ Me-Hg thay đổi đáng kể giữa các địa điểm lấy

mẫu, nồng độ thủy ngân và Me-Hg có xu hƣớng cao hơn. Thủy ngân trong nƣớc

biển của vùng biển Florida cao hơn so với vùng biển Bắc Đại Tây Dƣơng và Thái

Bình Dƣơng và tƣơng đƣơng với vùng biển Ban Tích và biển Bắc [96, 97].

Ô nhiễm thủy ngân ở khu vục Amazon đƣợc đƣa ra vào cuối năm 1980, các

nghiên cứu nhấn mạnh vào vai trò của việc khai thác vàng là một trong những

nguyên nhân chính dẫn đến sự ô nhiễm thủy ngân trong hệ sinh thái. Sự phân tán

thủy ngân trong môi trƣờng đã đƣợc lấy mẫu nghiên cứu và phân tích ở các ví trí

khác nhau của sông Acre và sông Purus vùng Amazon Braxin. Nhóm nghiên cứu

nhận thấy hàm lƣợng thủy ngân ở đáy sông là 0,042 µg/g, ở lớp trầm tích là 0,060

µg/g [98]. Hàm lƣợng thủy ngân ở trong mẫu nƣớc rất thấp, nhỏ hơn giá trị phát

hiện, Tuy nhiên, ở các loài cá hàm lƣợng thủy ngân trung bình trong các loài cá ăn

thịt là 1,287 µg/g, điều này cho thấy khả năng tích lũy sinh học của thủy ngân chủ

yếu ở các loài cá ăn thịt.

Hàm lƣợng thủy ngân trong nƣớc, trầm tích và sinh vật (cá chép và cua) cũng

nhƣ hàm lƣợng metyl thủy ngân trong sinh khối từ thƣợng lƣu đến hạ lƣu của lƣu vực

ven biển Bắc Hải và Hoàng Hải, Trung Quốc đã đƣợc nghiên cứu [99]. Kết quả cho

thấy thủy ngân trong mẫu trầm tích ảnh hƣởng xấu đến hệ sinh thái, hàm lƣợng thủy

ngân trong mẫu nƣớc từ 0,87 - 1,5 µg/L, trong mẫu trầm tích từ 0,17 - 0,18 mg/kg,

trong mẫu cá chép từ 0,031 - 4,0 mg/kg, trong mẫu cua từ 0,032 - 3,8 mg/kg. Hàm

lƣợng Me-Hg trong mẫu của từ 0,031 - 3,7 mg/kg và trong cá chép từ 0,012 - 3,3

mg/kg. Trong đó có 41 % mẫu cua ở khu vực hạ lƣu có hàm lƣợng thủy ngân vƣợt

giới hạn cho phép và 29 % mẫu cua ở hạ lƣu có hàm lƣợng Me-Hg vƣợt giới hạn cho

phép. Trong tất cả các mẫu sinh học và mẫu cá thì chỉ có cá chép ở hạ lƣu ở biển Bắc

Hải có hàm lƣợng thủy ngân và Me-Hg thủy ngân cao hơn giới hạn cho phép.

1.6.1.2. Tình hình nghiên cứu về tích lũy và chuyển hóa thủy ngân ở Việt Nam

Sự tích tụ sinh học là quá trình lƣu giữ các hóa chất từ môi trƣờng và từ

nguồn thức ăn. Các hóa chất đƣợc sinh vật hấp thu thụ qua da, màng phổi, mang và

đƣờng ruột. Các sông, hồ và dại dƣơng là nơi tích tụ các chất ô nhiễm từ môi

trƣờng. Thủy sinh vật có thể tích tụ sinh học các hóa chất ô nhiễm từ môi trƣờng,

nồng độ các chất ô nhiễm trong sinh vật có thể lớn hơn nồng độ trong môi trƣờng.

Hiện nay, điều tra về sự ô nhiễm môi trƣờng đất, nƣớc, không khí và sự tích tụ sinh

học trong động thực vật đang đƣợc nhiều nhà khoa học quan tâm. Trong đó, sự tích

tụ sinh học và chuyển hóa các dạng của thủy ngân trong sinh vật là vấn đề đang

ngày càng đƣợc quan tâm ở Việt Nam. Sự tích lũy kim loại nặng As, Cd, Pb và Hg

từ môi trƣờng nuôi tự nhiên lên con nghêu tại khu vực nuôi nghêu Cần Thạch - Cần

Giờ đã đƣợc nghiên cứu [100], nghiên cứu chỉ ra rằng hàm lƣợng thủy ngân tích lũy

trong thịt nghêu là 0,006 mg/kg và trong ruột nghêu là 0,007 mg/kg, khả năng tích

lũy kim loại nặng từ môi trƣờng nuôi lên con nghêu chủ yếu là từ các chất lơ lửng,

nƣớc, các chất mùn và bã hữu cơ trong bùn đáy.

Tác giả [101] đã nghiên cứu cơ chế tích lũy thủy ngân (dạng tổng và metyl

thủy ngân) trong nghêu nuôi ở vùng cửa sông Bạch Đằng và nhận thấy hàm lƣợng

Hg và Me-Hg tích tụ trong mô nghêu nuôi ở bãi thủy chiều thấp cao hơn nghêu nuôi

ở bải thủy chiều cao với tỷ lệ Me-Hg trung bình là 23,1% (ô nuôi ở bãi thủy chiều

cao) và 38,7% (ô nuôi ở bãi thủy chiều thấp). Sự tích tụ thủy ngân có mối liên hệ

chặt chẽ với độ béo của nghêu và tăng dần theo thời gian (đặc biệt là với Me-Hg)

khẳng định vai trò tích lũy sinh học của nghêu.

Tác giả [102] nghiên cứu hàm lƣợng thủy ngân trong các loài hải sản đƣợc

tiêu dùng phổ biến ở Nha Trang. Kết quả nghiên cứu cho thấy hàm lƣợng thủy ngân

trong loài hải sản vỏ hai mảnh từ 0,023 - 0,087 mg/kg, loài giáp xác từ 0,02 đến

0,033 mg/kg, loài chân bụng từ 0,021 - 0,061 mg/kg và loài chân đầu từ 0,021 -

0,073 mg/kg, hàm lƣợng thủy ngân trong các loài hải sản đều nhỏ hơn giới hạn tối

đa (0,5 mg/kg các loài hải sản).

Hàm lƣợng kim loại nặng trong mẫu trầm tích và trầm tích lõi tại các vùng

ven biển từ Nghệ An đến Quảng Trị, Việt Nam đã đƣợc nghiên cứu [103]. Kết quả

nghiên cứu cho thấy hàm các kim loại nặng nhƣ Mn trung bình là 4,38 mg/kg, trong

mẫu trầm tích trung bình là 2,06 mg/kg, Cu trung bình là 16,1 mg/kg, Zn trung bình

là 195 mg/kg, Cd trung bình là 0,412 mg/kg, Hg trung bình là 2,06 mg/kg, Pb trung

bình là 19,8 mg/kg. Nồng độ các nguyên tố trong mẫu trầm tích ở khu vực phí Bắc

có xu hƣớng cao hơn khu vực phía Nam.

Hàm lƣợng thủy ngân và metyl thủy ngân trong các mẫu bùn lắng trên hệ

thống kênh rạch trên địa bàn thành phố Hồ Chí Minh đã đƣợc nghiên cứu [104], Kết

quả nghiên cứu cho thấy hàm lƣợng Hg từ 14 - 623 ng/g, Me-Hg từ 0,08 - 2,87 ng/g

(tính theo trọng lƣợng khô), nguồn gây ô nhiễm thủy ngân cho các kênh rạch có thể

do hoạt động sinh hoạt của cƣ dân sinh sống dọc kênh.

Nhƣ vậy, dữ liệu tổng quan tài liệu cho thấy: có nhiều nghiên cứu xác định

hàm lƣợng thủy ngân và metyl thủy ngân trong mẫu trầm tích, mẫu động thực vật

trên thế giới và Việt Nam. Các nghiên cứu ở Việt Nam chủ yếu mới chỉ tập trung

phân tích dạng tồn tại của thủy ngân trong mẫu trầm tích và mẫu sinh học, chƣa có

nghiên cứu xác định các dạng tồn tại của thủy ngân trong môi trƣờng tại khu vực

khai thác vàng và khu vực có nguy cơ ô nhiễm thủy ngân cao. Nghiên cứu đánh giá

tác động của thủy ngân trong các thời kỳ và sự chuyển hóa thủy ngân ở động thực

vật và con ngƣời xung quanh khu vực khai thác vàng là cần thiết. Vì vậy, việc lựa

chọn đề tài “Nghiên cứu xây dựng quy trình phân tích metyl thủy ngân trong các

mẫu sinh học và môi trường tại khu vực khai thác vàng Thần Sa, Thái Nguyên”

có ý nghĩa khoa học và thực tiễn cao.

1.6.2. Tình hình nghiên cứu về các phương pháp phân tích thủy ngân

1.6.2.1. Tình hình nghiên cứu về phương pháp phân tích thủy ngân tổng số

Hiện nay có nhiều phƣơng pháp nhạy và chọn lọc đƣợc sử dụng để xác định

hàm lƣợng thuỷ ngân tổng số. Tuy nhiên phƣơng pháp phổ biến nhất để xác định

thuỷ ngân trong tất cả các đối tƣợng mẫu là phƣơng pháp dựa trên phép đo phổ hấp

thụ nguyên tử kết hợp với kỹ thuật hoá hơi lạnh (Cold Vapor Atomic Absorption

Spectroscopy - CV-AAS).

Để xác định thủy ngân tổng số trong các loại mẫu trên, mẫu cần phải đƣợc

tiền xử lý để chuyển về trạng thái dung dịch bằng các phƣơng pháp vô cơ hóa khô,

vô cơ hóa ƣớt hoặc vô cơ hóa bằng lò vi sóng. Trong ba phƣơng pháp trên, hai

phƣơng pháp sau đƣợc sử dụng phổ biến hơn, trong đó tác nhân oxi hóa là các axit

có tính oxi hóa mạnh nhƣ HNO3, H2SO4, HClO4.

Quy trình vô cơ hóa mẫu trong hệ bình hở sử dụng hỗn hợp axit HNO3:

HClO4 và H2SO4 đƣợc đề xuất bởi Akagi và Nishimura [105]. Các mẫu môi trƣờng,

sinh học và thực phẩm đƣợc vô cơ hóa theo quy trình sau: 1mL nƣớc cất, 2mL hỗn

hợp HNO3: HClO4 (1:1) và 5mL H2SO4 để vô cơ hóa mẫu ở nhiệt độ 230C, trong

20 phút. Độ chính xác của quy trình này đã đƣợc kiểm chứng tại Viện nghiên cứu

quốc gia về bệnh Minamata (National Institute for Minamata Disease, NIMD) thông

qua thử nghiệm liên phòng thí nghiệm và việc phân tích mẫu chuẩn[106]. Đây là

quy trình đã và đang đƣợc ứng dụng rộng rãi để phân tích thủy ngân trong các mẫu

môi trƣờng và thực phẩm.

Tác giả Takashi Tomiyasu và các cộng sự [107] đã nghiên cứu sự tích lũy

của thủy ngân tổng số và metyl thủy ngân trong mẫu nƣớc, chất rắn lơ lửng và trầm

tích mặt ở vịnh Minamata nhằm đánh giá sự vận chuyển của thủy ngân từ trầm tích

vào nƣớc. Mẫu đƣợc vô cơ hóa theo quy trình trên và phân tích hàm lƣợng tổng

thủy ngân bằng phƣơng pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử kết hợp với kỹ thuật hóa

hơi lạnh (CV-AAS). Hàm lƣợng thủy ngân tổng số (T-Hg) và thành phần phần trăm

dạng metyl thủy ngân (Me-Hg) trong mẫu nƣớc và trầm tích tƣơng ứng là: 3,71 ±

1,90 mg/kg và 0,27 ± 0,28%; 1,80 ± 1,00 ng/L và 50,7 ± 24,6%. Thành phần lớn

của Me-Hg trong nƣớc cho thấy đây là dạng chủ yếu của thủy ngân giải phóng từ

trầm tích vào nƣớc.

R.B Voegborlo và H. Akagi [108] cũng sử dụng hỗn hợp các axit và phƣơng

pháp CV-AAS với hệ thiết bị phân tích thủy ngân tự động đƣợc chế tạo tại NIMD

để phân tích thủy ngân tổng số trong 56 mẫu cá thuộc 13 loài cá của vùng biển

Ghana. Hàm lƣợng T-Hg trong các mẫu cá là 0,004 đến 0,122 µg/g (khối lƣợng

ƣớt), nhỏ hơn giới hạn cho phép của WHO 0,5 µg/g (khối lƣợng ƣớt). Kết quả này

cho thấy mẫu cá thuộc vùng biển Ghana chƣa bị ô nhiễm Hg và không có nguy cơ

tích lũy sinh học trong cơ thể ngƣời tiêu thụ loại hải sản này.

Vũ Đức Lợi và các cộng sự [109] phân tích đồng thời Cd và Hg trong mẫu

nƣớc, trầm tích và mẫu bèo tây thu thập tại các vị trí khác nhau thuộc sông Tô Lịch

và sông Nhuệ. Hàm lƣợng T-Hg đƣợc xác định bằng phƣơng pháp CV-AAS kết

hợp với phƣơng pháp của Akagi và Nishimura (1991). Mẫu nƣớc trƣớc khi vô cơ

hóa đƣợc chiết bởi dithizon trong toluen. Hàm lƣợng Cd và T-Hg trong các mẫu

tƣơng ứng là: 0,06 - 1,49 và 0,09 - 3,34 µg/L trong mẫu nƣớc; 0,80 - 1,79 và 0,078 -

1,136 mg/kg trong trầm tích; 0,53 - 24,94 và 0,036 - 1.567 mg/kg trong bụi lơ lửng.

Sự tích lũy của hai kim loại trong mẫu bèo tây tăng theo sự tăng của nồng độ Cd và

Hg trong nƣớc và cặn lơ lửng.

Vô cơ hóa bằng lò vi sóng là phƣơng pháp hiện đại, cho phép giảm đáng kể

thời gian xử lý mẫu, không mất mẫu và vô cơ hóa đƣợc triệt để. Tuy nhiên, các hệ

lò vi sóng kín chỉ cho phép sử dụng một lƣợng nhỏ mẫu bởi lƣợng khí lớn thải ra từ

quá trình vô cơ hóa và có nguy cơ gây nổ. Phƣơng pháp này cũng đòi hỏi thiết bị

đắt tiền mà nhiều cơ sở không đủ điều kiện trang bị [110-112].

Susan C. Hight và John Cheng [113] nghiên cứu và xây dựng quy trình phân

tích T-Hg trong mẫu hải sản sử dụng phƣơng pháp CV-AAS kết hợp với kỹ thuật vô

cơ hóa bằng lò vi sóng. Điều kiện tối ƣu đƣợc lựa chọn là: 5mL HNO3 và 1mL

NaCl 1%, nhiệt độ 200C, thời gian 3 phút. Hiệu suất thu hồi của Hg trong sáu mẫu

chuẩn là 86 - 106% và có xu hƣớng giảm khi tăng thời gian lên 10 phút và tăng

nhiệt độ lên 210C khi so sánh với giá trị chứng chỉ của mẫu. Hàm lƣợng T-Hg

trong 11 mẫu hải sản phân tích đƣợc nằm trong khoảng 0,015 - 1,780 mg/kg và giới

hạn định lƣợng là 0,0022 mg/kg.

Trong nghiên cứu này, chúng tôi sử dụng quy trình phân tích thủy ngân tổng

số bằng phƣơng pháp CV-AAS kết hợp với quy trình vô cơ hóa ƣớt đƣợc đề xuất

bởi Akagi và Nishimura (1991) để phân tích hàm lƣợng thủy ngân tổng số trong các

mẫu sinh học và môi trƣờng đƣợc lấy tại khu vực khai thác vàng ở xã Thần Sa,

huyện Võ Nhai, tỉnh Thái Nguyên.

1.6.2.2. Tình hình nghiên cứu về phương pháp phân tích metyl thủy ngân

Quá trình phân tích metyl thủy ngân đƣợc thực hiện sau khi đã tách chiết và

đo định lƣợng bằng các phƣơng pháp nhạy và chọn lọc nhƣ phƣơng pháp quang phổ

hấp thụ nguyên tử (AAS) và sắc ký khí (GC-ECD). Trong môi trƣờng axit, các hợp

chất thủy ngân hữu cơ tan tốt trong dung môi không phân cực nhƣ benzen, toluen.

Do vậy nhiều công trình xác định dạng thủy ngân đã dựa vào tính chất này để tách

dạng metyl thủy ngân trong mẫu sinh học và môi trƣờng [107, 114, 115].

H. Sakamoto (1992) [115] đã sử dụng Cu2(SO4) và NaCl trong HCl 1M với

mục đích tạo phức với ion sunfua và các nhóm thiol để giải phóng thủy ngân hữu cơ

ra khỏi mẫu dƣới dạng dẫn xuất clorua, sau đó chiết bằng dung môi hữu cơ. Các

dạng thủy ngân trong dung môi chiết đƣợc giải chiết bằng natrithiosunphat

(Na2S2O3) và xác định bằng phƣơng pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử. Mặc dù tích số tan của Cu2S rất nhỏ (2,5x10-48), tuy nhiên đối với những mẫu có hàm lƣợng thủy ngân và sunfua cao vẫn có hiệu suất thấp (< 80%).

Westoo (1966) [62, 116] đã đƣa ra quy trình tách chiết dạng metyl thủy ngân

trong các mẫu sinh học dựa trên cơ sở axit hóa mẫu bằng axit HCl, sau đó chiết

bằng benzene. Nguyên tắc của quy trình này dựa trên tính chất hóa lý của muối

metyl thủy ngân với anion liên kết, do metyl thủy ngân cystein tan trong nƣớc

nhƣng không tan trong benzen trong khi đó metyl thủy ngân clorua lại tan tốt trong

dung môi hữu cơ, không tan trong nƣớc. Sau đó, metyl thủy ngân đƣợc xác định

bằng phƣơng pháp sắc ký khí với detector bắt điện tử (GC-ECD). Tuy nhiên quy

trình này có nhƣợc điểm là sự hình thành huyền phù trong quá trình chiết do mẫu

đƣợc axit hóa trƣớc khi chiết, dẫn đến hiệu suất chiết thấp, thời gian chiết kéo dài

và phải cần thiết bị ly tâm có tốc độ cao.

Hình 1.6. Quy trình phân tích metyl thủy ngân của Westoo [62]

Để khắc phục những nhƣợc điểm trên, tác giả Vũ Đức Lợi [117, 118] đã sử

dụng phƣơng pháp xử lý mẫu bằng dung dịch kiềm KOH-EtOH. Các hợp chất thủy

ngân hữu cơ đƣợc tách ra khỏi mẫu bằng dung dịch KOH, sau đó axit hóa dịch chiết

bằng dung dịch HCl và chiết bằng hexan nhằm loại bỏ các axit béo. Metyl thủy

ngân trong dịch chiết pha nƣớc đƣợc chiết sang pha toluen, sau đó giải chiết bằng

dung dịch Na2S trong etanol nhằm loại bỏ các tạp chất. Cuối cùng axit hóa dịch

chiết bằng HCl và sục khí nitơ để phân hủy phức của metyl thủy ngân với sunfua,

sau đó tạo phức với dithizon và chiết lại với toluen để xác định bằng sắc ký khí.

Hình 1.7. Quy trình phân tích metyl thủy ngân cải tiến

Ƣu điểm của quy trình này là không hình thành dạng huyền phù do cấu trúc

của protein bị phá vỡ trong môi trƣờng kiềm. Việc loại bỏ các axit béo cũng dễ

dàng thực hiện bằng cách chiết với n-hexan. Tuy nhiên, quy trình đƣợc tiến hành

qua rất nhiều bƣớc, nếu ngƣời làm thực nghiệm kỹ năng không tốt sẽ dẫn đến sai số

lớn. Hiện nay xu hƣớng nghiên cứu trên thế giới là xây dựng các quy trình phân tích

có độ chọn lọc, độ nhạy cao và độ chính xác cao, tiến hành đơn giản. Do đó, chúng

tôi đề xuất xây dựng quy trình phân tích metyl thủy ngân trong mẫu sinh học dựa

trên cơ sở phƣơng pháp chiết chọn lọc và xác định metyl thủy ngân bằng phƣơng

pháp CV-AAS. Quy trình đƣợc tóm tắt nhƣ sau:

Mẫu sinh học

Giai đoạn tiền xử lý mẫu

Hòa tan trong KOH

Giai đoạn tiền xử lý mẫu

Loại bỏ axit béo

Giai đoạn tiền xử lý mẫu

Tách metyl thủy ngân ra khỏi các dạng thủy ngân vô cơ

Giai đoạn tách chiết

Thu hồi dạng metyl thủy ngân

Giai đoạn giải chiết

Vô cơ hóa mẫu

Giai đoạn chuyển dạng metyl thủy ngân về dạng Hg2+

Đo phổ CV-AAS

Hình 1.8. Tóm tắt quy trình xử lý mẫu để phân tích metyl thủy ngân

bằng phƣơng pháp CV-AAS

Quy trình bao gồm 3 bƣớc chính: Tiền xử lý mẫu, tách chiết dạng metyl thủy

ngân ra khỏi nền mẫu và xác định bằng phƣơng pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử.

Metyl thủy ngân sau khi tách chiết, vô cơ hóa sẽ đƣợc xác định bằng phƣơng pháp

quang phổ hấp thụ nguyên tử theo quy trình phân tích thủy ngân tổng số.

1.7. Tổng quan về khu vực nghiên cứu

1.7.1. Điều kiện tự nhiên và kinh tế - xã hội xã Thần Sa huyện Võ Nhai tỉnh

Thái Nguyên

Võ Nhai là huyện vùng cao của tỉnh Thái Nguyên, có giới hạn địa lí 105017 - 106017 đông, 21036 - 212056 vĩ bắc; phía đông giáp huyện Bắc Sơn (tỉnh Lạng

Sơn); phía tây giáp huyện Đồng Hỉ và huyện Phú Lƣơng (tỉnh Thái Nguyên); phía

nam giáp huyện Đồng Hỉ ( tỉnh Thái Nguyên) và huyện Yên Thế (tỉnh Bắc Giang);

phía bắc giáp huyện Na Rì (tỉnh Bắc Cạn). Diện tích tự nhiên của Võ Nhai là 845,1 km2, gồm 14 xã và 1 thị trấn, trong đó có 11 xã thuộc khu vực III còn lại 4 đơn vị

thuộc khu vực II, dân số hiện có khoảng 66.340 ngƣời.

Huyện Võ Nhai đang trong quá trình xây dựng nông thôn mới. Tuy nhiên,

Võ Nhai, Thái Nguyên là huyện miền núi còn gặp rất nhiều khó khăn, cơ sở hạ tầng

yếu kém, thu nhập chƣa đáp ứng đƣợc nhu cầu đời sống vật chất của ngƣời dân. Võ

Nhai là huyện miền núi do đó tốc độ tăng trƣởng kinh tế vẫn ở mức thấp. Giá trị sản

xuất thu đƣợc chủ yếu là của ngành nông nghiệp, ngành công nghiệp và dịch vụ còn

thấp. Mật độ dân cƣ thƣa thớt, có 8 dân tộc anh em chủ yếu là dân tộc thiểu số có

trình độ dân trí thấp nên tình hình phát triển kinh tế xã hội giữa các khu vực trong

huyện không đồng đều.

Hình 1.9. Sơ đồ huyện Võ Nhai

Thần Sa là một xã nằm ở phía bắc của huyện và đƣợc biết đến với và có

nhiều khoáng sản quý nhƣ chì, kẽm, vàng. Xã có tổng diện tích tự nhiên là

10.263.38 ha, trong đó: đất nông nghiệp: 9.928,78 ha chiếm 96,73%; đất phi nông

nghiệp: 308,52 ha chiếm 3,00%; đất chƣa sử dụng: 26,08 ha chiếm 0,25%; đất ở

nông thôn 21.05 ha chiếm 0,20%. Với dân số 2.802 ngƣời, 615 hộ, có 255 hộ nghèo

chiếm 42%, 97 hộ cận nghèo (16%), gồm 3 dân tộc chính Tày, Dao và H Mông.

Theo hành chính quản lý trên địa bàn xã có 9 xóm: 1. Thƣợng Kim, 2. Tân Kim, 3.

Xuyên Sơn, 4. Ngọc Sơn 1, 5. Ngọc Sơn 2, 6. Hạ Sơn Tày, 7. Hạ Sơn Dao, 8. Kim

Sơn, 9. Trung Sơn, và có 03 doanh nghiệp khai thác khoáng sản đóng trên địa bàn

với hơn 200 nhân khẩu đang tạm trú tại các doanh nghiệp.

Hình 1.10. Sơ đồ xã Thần Sa

1.7.2. Tình hình khai thác vàng trên địa bàn xã Thần Sa huyện Võ Nhai tỉnh

Thái Nguyên

Thái Nguyên phong phú và đa dạng về chủng loại khoáng sản. Các mỏ, điểm

mỏ ngoài các nguyên tố có giá trị kinh tế cao (Au, Ag, Bi, W, Zn…) còn có chứa

các nguyên tố độc hại (Hg, As, Cd…). Theo thời gian do tác động của các yếu tố tự

nhiên và con ngƣời sẽ làm phát tán chúng ra môi trƣờng xung quanh và có khả năng

gây ô nhiễm cho môi trƣờng đất, nƣớc, không khí nếu hàm lƣợng các nguyên tố độc

hại vƣợt quá giới hạn cho phép.

Các mỏ, điểm khoáng sản độc hại trong tỉnh Thái Nguyên thƣờng phân bố ở

những nơi có các dòng sông, suối chảy qua. Khi các con sông, con suối chảy qua

các khu vực có các mỏ chứa khoáng sản độc hại thì dƣới tác dụng của dòng chảy sẽ

xói mòn, rửa trôi, hòa tan, vận chuyển và phát tán chúng ra môi trƣờng xung quang

gây ô nhiễm cho môi trƣờng sống.

Các khu mỏ, điểm mỏ chứa khoáng sản có kèm theo các nguyên tố độc hại

có hệ thống rừng nguyên sinh ít, đa số là rừng tái sinh và mới trồng nên độ che phủ

từ trung bình đến kém. Khi mƣa xuống so mức độ che phủ kém gây ra hiện tƣợng

phá hủy bào mòn thân quặng làm cho quá trình phong hóa cơ học và hóa học diễn

ra nhanh hơn. Dƣới tác dụng của dòng chảy mang theo các nguyên tố độc hại từ các

mỏ khoáng phát tán ra môi trƣờng xung quanh gây ô nhiễm môi trƣờng.

Khi khai thác khoáng sản phục vụ cho việc phát triển kinh tế - xã hội, luôn đi

kèm với sự phát thải các chất thải ra môi trƣờng. Bụi, chất thải các loại khoáng sản

độc hại sẽ không ngừng phát thải vào môi trƣờng xung quanh. Hoạt động của các

khu công nghiệp cũng phát thải các chất độc hại ra môi trƣờng. Ngoài ra, còn có các

hoạt động khai thác vàng trái phép có sử dụng thủy ngân để tách vàng sẽ phát thải

thủy ngân vào môi trƣờng.

Mỏ vàng Thần Sa huyện Võ Nhai tỉnh Thái Nguyên từng là mỏ vàng hoạt

động trái phép lớn nhất miền Bắc bởi trong khu vực này chứa một lƣợng lớn vàng

sa khoáng. Trong thời gian gần đây, nạn khai thác vàng trái phép ở mỏ vàng Thần

Sa vẫn xảy ra trên địa bàn huyện Võ Nhai. Các bãi khai thác vàng ở Thần Sa diễn ra

từ khu vực suối Pó thuộc xóm Kim Sơn lên đến tận Thƣợng Kim là vùng giáp với

huyện Chợ Mới của tỉnh Bắc Kạn, nhƣng tập chung chủ yếu ở khu vực lũng Tâu

Lƣờn [119]. Các bãi vàng hoạt động trái phép chủ yếu sử dụng thủy ngân để tạo hỗn

hống vàng - thủy ngân để tách vàng, đây là nguyên nhân chính gây ra phát tán thủy

ngân vào môi trƣờng tại huyện Võ Nhai. Ngoài sự thủy ngân phát ra trong quá trình

khai thác quặng vàng do thủy ngân là nguyên tố đi kèm chiếm khoảng 0,16 đến 0,34

% trong quặng vàng ở Thần Sa.

CHƢƠNG 2. THỰC NGHIỆM

2.1. Dụng cụ hóa chất

2.1.1. Dụng cụ, thiết bị

 Thiết bị

- Hệ thiết bị phân tích vết thủy ngân tự động Model VAST-HG 01(Do phòng

phân tích, viện hóa cải tiến và chế tạo).

- Hệ thiết bị sắc ký khí kết hợp với detector bắt điện tử (GC-ECD, Shimadzu-

GC 2010).

- Hệ thiết bị sắc ký lỏng hiệu năng cao ghép nối khối phổ sử dụng nguồn cao

tần cảm ứng plasma (HPLC-ICP-MS) của hãng Perkin-Elmer Model Nexion 2000.

- Cân phân tích chính xác đến 10-5g của hãng Satorious.

- Bếp gia nhiệt: Stuart SB300

- Máy lắc Vortex: Fisher brand Whirli Mixer

- Thiết bị hút mẫu tự động: Socorex Calibrex 520/530

- Máy ly tâm Heraeus Multifuge 3SR, Thermo Fisher Scientific.

- Tủ sấy Memmert UN55 (Đức).

 Dụng cụ

- Ống ly tâm 50 mL, 15 mL

- Bình định mức 50mL, 100mL, 500mL, 1000mL.

- Bình vô có hóa mẫu bằng thạch anh 50 mL

- Pipette các loại, cốc thủy tinh.

Do Hg trong mẫu phân tích có hàm lƣợng vết nên để tránh tối đa sự nhiễm

bẩn, các dụng cụ đều đƣợc xử lí cẩn thận, bằng cách: ngâm trong dung dịch KMnO4

0,5% + H2SO4 1N, sau đó rửa sạch và tráng bằng nƣớc cất.

2.1.2. Hóa chất

Do yêu cầu nghiêm ngặt của phép đo nên nƣớc cất, hóa chất phải có độ tinh

khiết cao, trong quá trình nghiên cứu chúng tôi sử dụng các hóa chất:

Merck, PA 1. Axit HNO3 65%

Merck, PA 2. Axit H2SO4 98%

Merck, PA 3. Axit HClO4 72%

4. Axit HCl 36% Merck, PA

5. Axit HBr 48% Sigma-Aldrich, PA

Merck, PA 6. SnCl2.2H2O

Merck, PA 7. KMnO4

Merck 8. Hydroxylamin (NH2OH.HCl)

Merck 9. Na4EDTA (C10H12N2O8Na4.4H2O)

Merck

10. Dithizon (C6H5N:NCSNHNHC6H5) 11. Dung dịch chuẩn Hg2+ 1000 mg/L Merck

Merck 12. Muối metyl thủy ngân (CH3HgCl)

13. Toluen Merck

14. Hexan Merck

Merck 15. Axit axetic (CH3COOH)

16. NaOH Merck

Merck 17. CuCl2.2H2O

18. L-cystein hydrochloride Merck

Các mẫu chuẩn đƣợc chứng nhận (CRM):

Giá trị chứng chỉ (X ± SD)

STT Mẫu chuẩn

Hàm lƣợng tổng Hg Hàm lƣợng Me-Hg

0,152 ± 0,013(mg/kg) 1 0,270 ± 0,060 (mg/kg)

4,47 ± 0,32(mg/kg) 2

3,8 ± 0,4(mg/kg) 3 4,64 ± 0,26(mg/kg) 4,42 ± 0,20(mg/kg)

(Estuarine Sediment 132 ± 3,0(mg/kg) 0,075 ± 0,004 (mg/kg) 4

Sediment (Marine 5,46 ± 0,89 (μg/kg) 5

in 5,49 ± 0,53(ng/g) 6

Sediment for Trace 0,091 ± 0,009 (mg/kg) 7

(Seronom Trace 31,4 ± 1,7 (μg/kg) 8

3,37 ± 0,14 (μg/kg) 1,59 ± 0.12(μg/kg) 9 TORT 2 (Lobster Hepatopancreas Certified Reference Material for Trace Metals) DORM-2 (Dogfish Muscle Certified Reference Material for Trace Metals) NIES No.13 (Human Hair Certified Reference Material for Trace Metals) CMR-580 Certified Reference Material) IAEA-356 Certified Reference Material) IAEA-405 (Trace Elements and Methylmercury Estuarine Sediment) MESS-3 (Marine Reference Materials Metals and other Constituents) Blood L-3 Elements Whole Blood L-3) DOLT-3 (Dogfish liver Certified Reference Material for Trace Metals)

2.1.3. Chuẩn bị hóa chất và các dung dịch chuẩn

1. Dung dịch NaOH 10M: Hòa tan 400g NaOH trong 1 lít nƣớc cất.

2. Dung dịch NaOH 0,1M: Hút 1 mL dung dịch NaOH 10M chuyển vào

bình định mức 100 mL và thêm nƣớc cất đến vạch.

3. Dung dịch HCl 1M: Hút 82 mL HCl 36 % chuyển vào bình định mức 1000

mL có chứa khoảng 500 mL nƣớc cất, thêm nƣớc cất định mức đến vạch 1000 mL.

4. Dung dịch H2SO4 20N: Thêm từ từ 600 mL axit H2SO4 98% vào bình

định mức 1000 mL có chứa 350 mL nƣớc cất. Làm nguội đến nhiệt độ phòng sau đó

thêm nƣớc cất đến vạch mức.

5. Dung dịch HBr 5M: Chuyển 271,5mL dung dịch HBr đậm đặc 48% vào

bình định mức 1000mL và thêm nƣớc cất đến thể tích 1000mL

6. Dung dịch CuCl2 2M: Hòa tan 342g muối CuCl2.2H2O trong 1 lít nƣớc cất.

7. Dung dịch NH2OH.HCl 10%: Hòa tan 10g NH2OH.HCl trong 100 mL

nƣớc cất.

8. Dung dịch EDTA 10%: Hòa tan 10g Na4EDTA (C10H12N2O8Na4.4H2O)

trong 100 mL nƣớc cất.

9. Dung dịch đithizon 0,01% trong toluen: Hòa tan 0,01g điphenylthhiocarbazone

(C6H5N:NCSNHNHC6H5) trong 100 mL toluen.

10. Làm sạch dung dịch đithizon: Chuyển 100 mL dung dịch đithhizon

0,01% vào phễu chiết 200 mL, thêm 50 mL dung dịch NaOH 0,1N và lắc trong

vòng 5 phút, loại bỏ pha hữu cơ toluen. Sau đó pha nƣớc đƣợc axit hóa với axit HCl

1N để dung dịch chuyển về màu xanh và chiết lại với 100mL toluen, loại bỏ pha

nƣớc và bảo quản dung dịch đithizon-toluen trong chai thủy tinh màu nâu. Dung

dịch trên đƣợc chuẩn bị hàng ngày trƣớc khi phân tích.

11. Dung dịch L-cystein 0,1%: Hòa tan 10mg L-cystein hydrochloride

C3H7O2S.HCl.H2O trong 10mL dung dịch NaOH 0,1N. Dung dịch này đƣợc chuẩn

bị hàng ngày.

12. Dung dịch chuẩn gốc metyl thủy ngân: Hòa tan 12,5mg CH3HgCl trong

100mL toluen, 1mL dung dịch này có chứa 100µg Hg.

13. Dung dịch chuẩn làm việc metyl thủy ngân: Pha loãng dung dịch chuẩn

gốc 100 lần bằng toluen, 1mL dung dịch này có chứa 1,0 µg Hg

14. Dung dịch metyl thủy ngân-cystein: Chuyển 0,5mL dung dịch chuẩn làm

việc metyl thủy ngân và 5mL dung dịch L-cystein 0,1% vào ống ly tâm 10mL, lắc

trong 3 phút để chiết metyl thủy ngân sang pha nƣớc. Sau đó ly tâm 3 phút ở tốc độ

1200 vòng/phút và loại bỏ pha hữu cơ. Dung dịch thu đƣợc chứa 0,1 µg Hg/mL, bảo

quản lạnh và trong tối. Dung dịch này đƣợc chuẩn bị hàng tháng.

15. Dung dịch SnCl2 10%: Hòa tan 10g SnCl2.2H2O trong 9mL HCl và pha

loãng đến 100mL bằng nƣớc cất.

16. Dung dịch KMnO4 0,5%: Hòa tan 0,5 g KMnO4 trong 100 mL nƣớc cất.

2.2. Xác nhận giá trị sử dụng của quy trình phân tích hàm lƣợng tổng Hg bằng

phƣơng pháp CV-AAS

2.2.1. Xây dựng đường chuẩn xác định hàm lượng tổng Hg

a. Xây dựng đường chuẩn

Đƣờng chuẩn đƣợc xây dựng bằng cách pha một dãy gồm 06 dung dịch có nồng độ Hg2+ tƣơng ứng là: 0,1; 0,2; 0,4; 0,8; 1,0 µg/L từ dung dịch chuẩn Hg2+ 1000 ppm. Dung dịch trắng đƣợc chuẩn bị tƣơng tự nhƣng không chứa Hg2+.

- Pha dung dịch trung gian (CddA = 50 ppb) từ dung dịch chuẩn Hg2+ 1000

ppm theo sơ đồ sau:

Hút lần lƣợt V (mL) dung dịch A cho vào bình phản ứng 50 mL, tiến hành

quá trình vô cơ hóa mẫu nhƣ mẫu thật: cho vào mỗi bình 2 mL HNO3 - HClO4 (1:1)

và 5 mL H2SO4 đặc, rồi đun trên bếp điện có điều khiển nhiệt độ ở 250 °C trong 30

phút, sau đó để nguội và định mức bằng nƣớc cất đến mức 50 mL. Các dung dịch tƣơng ứng có nồng độ Hg2+ lần lƣợt là 0,0 µg/L; 0,1 µg/L; 0,2 µg/L; 0,4 µg/L; 0,8

µg/L; 1,0 µg/L trong bảng

STT 1 2 3 4 5 6

0,0 0,1 0,2 0,4 0,8 1,0

Vdd A (mL) 2+ (ppb) 0,0 0,1 0,2 0,4 0,8 1,0 CHg

Lấy 5mL dung dịch các nồng độ trên cho vào bình phản ứng với SnCl2 10%

và tiến hành ghi đo phổ hấp thụ nguyên tử của thủy ngân.

b. Đánh giá giới hạn phát hiện (LOD) và giới hạn định lượng (LOQ)

Để đánh giá giới hạn phát hiện (LOD) và giới hạn định lƣợng (LOQ) cần tiến

hành phân 01 mẫu chuẩn trầm tích (có hàm lƣợng Hg là: 8,15ng/g), 01 mẫu máu (có

hàm lƣợng thủy ngân là: 1,70 ng/g) đƣợc tiến hành nhƣ quy trình ở hình 2.1, và đo

lặp 10 lần. Sau đó tính các giá trị: , SD, LOD và LOQ.

c. Đánh giá độ chính xác của phương pháp

 Đánh giá độ chính xác dựa vào mẫu chuẩn quốc tế (CRM)

Phân tích xác định hàm lƣợng tổng thủy ngân trong các mẫu chuẩn MESS-3

(Marine Sediment Reference Materials for Trace Metals and other Constituents); Blood

L-3 (Seronom Trace Elements Whole Blood L-3) và DORM-2 (Dogfish muscle

certificate reference material for trace metals) theo quy trình đƣa ra ở mục trên. Phép

phân tích đƣợc lặp lại 6 lần và tính toán giá trị độ chệch (bias), SD và RSD.

 Đánh giá độ chính xác dựa vào mẫu thêm chuẩn

Đối với mẫu nƣớc, do không có mẫu chuẩn phù hợp, chúng tôi tiến hành

đánh giá độ chính xác thông qua xác định hiệu suất thu hồi của mẫu nƣớc BM-III

01 có thêm chuẩn thủy ngân ở 3 nồng độ 5 ng/L, 10 ng/L và 20 ng/L. Phân tích lặp

lại 6 lần theo quy trình phân tích hàm lƣợng thủy ngân tổng số và tính toán SD,

RSD, độ thu hồi.

2.2.2. Quy trình phân tích tổng Hg trong mẫu đất, trầm tích

Hình 2.1. Quy trình phân tích hàm lƣợng tổng Hg trong mẫu đất/ trầm tích

1. Cân chính xác khoảng 0,2 g mẫu đất/ trầm tích cho vào bình phản ứng 50mL.

2. Lần lƣợt thêm vào 1mL nƣớc cất, 2mL hỗn hợp axit HNO3-HClO4 đậm

đặc tỷ lệ 1:1,5mL axit H2SO4 đậm đặc và đun trên bếp gia nhiệt ở 200 - 230C,

trong 30 phút. Sau khi mẫu phân hủy hoàn toàn đƣợc để nguội đến nhiệt độ phòng

và định mức đến 50mL bằng nƣớc cất.

3. Hàm lƣợng thủy ngân tổng số đƣợc xác định bằng phƣơng pháp CV-AAS.

2.2.3. Quy trình phân tích hàm lượng tổng Hg trong mẫu nước

Hình 2.2. Quy trình phân tích hàm lƣợng tổng Hg trong mẫu nƣớc

1. Lấy 1 lít nƣớc vào phễu chiết, thêm 10 mL H2SO4 20N và 5 mL KMnO4

0,5% để vô cơ hóa mẫu, lắc đều và để yên trong 5 phút. Trung hòa axit còn dƣ bằng

20 mL NaOH 10N. 5 mL NH2OH.HCl 10% đƣợc thêm vào, lắc đều và để yên trong

20 phút để khử toàn bộ lƣợng KMnO4 còn dƣ. Tiếp tục thêm 5 mL EDTA 10% và

lắc đều. 10 mL đithizon nồng độ 0,01% trong toluene đƣợc thêm vào và lắc đều

trong vòng 1 phút để chiết thủy ngân trong mẫu sang pha hữu cơ. Sau khi để yên

trong ít nhất 1 giờ và tránh ánh sáng, pha nƣớc (pha dƣới) đƣợc loại bỏ.

2. Pha hữu cơ (pha toluen) đƣợc chuyển sang ống ly tâm 10mL có nắp bằng

thủy tinh, ly tâm ở tốc độ 1200 vòng/phút, trong 3 phút.

3. Chuyển một thể tích chính xác (thƣờng là 7 mL) pha toluene vào bình

phản ứng. Làm bay hơi mẫu đến khô ở nhiệt độ 60C sử dụng hệ cất chân không.

4. Thêm 2mL hỗn hợp axit HNO3-HClO4 đậm đặc tỷ lệ 1:1,5mL axit H2SO4

đậm đặc vào bình phản ứng và đun trên bếp gia nhiệt ở 200 - 230C, trong 30 phút.

Sau khi mẫu phân hủy hoàn toàn, để nguội đến nhiệt độ phòng và định mức đến

50mL bằng nƣớc cất.

5. Hàm lƣợng thủy ngân tổng số đƣợc xác định bằng phƣơng pháp CV-AAS.

2.2.4. Quy trình phân tích hàm lượng tổng Hg trong mẫu thủy sản, tóc và máu

Hình 2.3. Quy trình phân tích hàm lƣợng thủy ngân tổng số trong mẫu sinh học

(thủy sản, tóc, máu)

1. Cân chính xác 1g đối với mẫu thủy sản và 10mg đối với mẫu tóc cho vào

bình phản ứng 50mL. Với mẫu máu lấy khoảng 1mL mẫu cho vào bình phản ứng

50mL.

2. Lần lƣợt thêm vào 1mL nƣớc cất, 2mL hỗn hợp axit HNO3-HClO4 đậm

đặc tỷ lệ 1:1,5mL axit H2SO4 đậm đặc và đun trên bếp gia nhiệt ở 200 - 230C,

trong 30 phút. Sau khi mẫu phân hủy hoàn toàn đƣợc để nguội đến nhiệt độ phòng

và định mức đến 50mL bằng nƣớc cất.

Hàm lƣợng thủy ngân tổng số đƣợc xác định bằng phƣơng pháp CV-AAS.

2.3. Xác nhận giá trị sử dụng của quy trình phân tích hàm lƣợng Me-Hg trong

mẫu trầm tích bằng phƣơng pháp GC-ECD

2.3.1. Xây dựng đường chuẩn xác định Me-Hg bằng phương pháp GC-ECD

Đƣờng chuẩn đƣợc xây dựng bằng cách chuẩn bị dãy dung dịch chuẩn meyl

thủy ngân clorua trong dung môi toluen có nồng độ tính theo đơn vị µg Hg/L (ppb)

lần lƣợt là: 0,0 µg/L, 1,0 µg/L; 2,0 µg/L; 4,0 µg/L; 6,0 µg/L; 8,0 µg/L; 10,0 µg/L. Dung dịch trắng đƣợc chuẩn bị tƣơng tự nhƣng không chứa Hg2+.

Pha dung dịch trung gian (CddA = 500ppb) bằng cách hòa tan CH3HgCl trong

(ddA)

toluen theo sơ đồ sau:

Hút lần lƣợt V (mL) dung dịch A cho vào bình phản ứng 50 mL, tiến hành

quá trình vô cơ hóa mẫu nhƣ mẫu thật: cho vào mỗi bình 2 mL HNO3 - HClO4 (1:1)

và 5 mL H2SO4 đặc, rồi đun trên bếp điện có điều khiển nhiệt độ ở 250°C trong 30

phút, sau đó để nguội và định mức bằng nƣớc cất đến mức 50 mL. Các dung dịch tƣơng ứng có nồng độ Hg2+ lần lƣợt là: 0,0 µg/L, 1,0 µg/L; 2,0 µg/L; 4,0 µg/L; 6,0

µg/L; 8,0 µg/L; 10,0 µg/L trong bảng

STT 1 2 3 4 5 6 7

0,0 0,1 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0

VddA (mL) 2+ (ppb) 0,0 1,0 2,0 4,0 6,0 8,0 10,0 CHg

Bơm chính xác 5 µL dung dịch chuẩn vào cổng bơm mẫu của sắc ký khí

và tiến hành ghi đo phổ của metyl thủy ngân theo các điều kiện đã lựa chọn ở

trên, thời gian lƣu của metyl thủy ngân là 4,5 phút. Hàm lƣợng metyl thủy ngân

trong dung dịch phân tích dựa vào sự phụ thuộc giữa chiều cao pic và nồng độ

metyl thủy ngân.

2.3.2. Quy trình phân tích hàm lượng Me-Hg trong mẫu trầm tích bằng phương

pháp GC-ECD

a. Quy trình phân tích metyl thủy ngân trong mẫu trầm tích

Hình 2.4. Quy trình phân tích Me-Hg trong mẫu trầm tích

bằng phƣơng pháp GC-ECD

Cân chính xác 1 g mẫu đất hoặc trầm tích vào ống ly tâm 50 mL, thêm 10

mL KOH 1N-EtOH, đun trong bình điều nhiệt ở 100C trong 1 giờ, lắc đều trong 20

phút bằng máy lắc ngang, sau đó thêm 10 mL HCl 1N để đƣa pH về trung tính, sau

đó thêm 5 giọt HCl 1N để chuyển về môi trƣờng axit rồi sục khí N2 với tốc độ 50

mL/phút trong 5 phút.

Thêm 2 mL dung dịch NH2OH.HCl 20% và 2 mL dung dịch EDTA 20% rồi

lắc bằng máy lắc ngang trong 20 phút. Thêm vào 5 mL dung dịch dithizon 0,01%

pha trong toluen và lắc trong 5 phút rồi ly tâm với tốc độ 2500 vòng/phút trong 3

phút để tách lấy pha hữu cơ. Dịch chiết trong toluen đƣợc rửa với 3 mL NaOH 1N

để loại bỏ đithizon còn dƣ, rồi lắc trong 5 phút, và ly tâm 2500 vòng/phút để tách và

loại bỏ pha nƣớc.

Phức metyl thủy ngân với đithizon trong pha toluen đƣợc giải chiết với 5 mL

Na2S 0,02% trong NaOH 0,2N-EtOH. Hỗn hợp đƣợc lắc trong 5 phút sau đó ly tâm

1200 vòng/phút trong 3 phút, rồi loại bỏ pha hữu cơ. Dịch chiết đƣợc rửa hai lần với

2 mL toluen để loại bỏ triệt để các chất không phân cực còn lại trong pha nƣớc, rồi

lắc trong 5 phút và ly tâm 1200 vòng/phút để loại bỏ pha hữu cơ.

Sau khi loại bỏ toluen, dịch chiết đƣợc axit hóa với 2 mL HCl 1N và 2 mL

dung dịch đệm pH = 3, lắc nhẹ bằng máy lắc rung, sục khí N2 với tốc độ 50

mL/phút trong 5 phút để loại bỏ Na2S. Sau đó toàn bộ pha nƣớc đƣợc chiết lại với 2

mL dung dịch đithizon 0,01% pha trong toluen rồi lắc và ly tâm để thu lại pha hữu

cơ. Để tránh ảnh hƣởng của đithizon dƣ trong khi ghi đo bằng sắc ký khí, pha hữu

cơ đƣợc rửa với 3 mL NaOH 1N. Cuối cùng axit hóa dịch chiết bằng 3 giọt HCl 1N

và xác định bằng sắc ký khí với detector ECD.

b. Xác nhận lại giá trị sử dụng của quy trình phân tích metyl thủy ngân bằng

phương pháp GC-ECD

Độ tin cậy của quy trình phân tích đƣợc đánh giá thông qua các đại lƣợng:

- Phƣơng trình đƣờng chuẩn

- Giới hạn phát hiện và giới hạn định lƣợng

- Độ lặp và độ thu hồi của phƣơng pháp

Các thí nghiệm đánh giá độ tin cậy của quy trình phân tích đƣợc thực hiện

tƣơng tự nhƣ đánh giá quy trình phân tích hàm lƣợng tổng thủy ngân đƣợc mô tả ở

mục 2.2.

2.4. Nghiên cứu, xây dựng quy trình phân tích hàm lƣợng Me-Hg trong mẫu

sinh học bằng phƣơng pháp CV-AAS

2.4.1. Xây dựng đường chuẩn xác định Me-Hg bằng phương pháp CV-AAS

a. Xây dựng đường chuẩn

Đƣờng chuẩn đƣợc xây dựng bằng cách chuẩn bị dãy dung dịch chuẩn meyl

thủy ngân clorua trong dung môi toluen có nồng độ tính theo đơn vị µg Hg/L (ppb)

lần lƣợt là: 0,05 µg/L; 0,1 µg/L; 0,2 µg/L; 0,4 µg/L; 0,8 µg/L ;1,0 µg/L. Dung dịch trắng đƣợc chuẩn bị tƣơng tự nhƣng không chứa Hg2+.

Pha dung dịch trung gian (CddA = 50ppb) bằng cách hòa tan CH3HgCl trong

toluen theo sơ đồ sau:

Hút lần lƣợt V (mL) dung dịch A cho vào bình phản ứng 50 mL, tiến hành

quá trình vô cơ hóa mẫu nhƣ mẫu thật: cho vào mỗi bình 2 mL HNO3 - HClO4 (1:1)

và 5 mL H2SO4 đặc, rồi đun trên bếp điện có điều khiển nhiệt độ ở 250°C trong 30

phút, sau đó để nguội và định mức bằng nƣớc cất đến mức 50 mL. Các dung dịch tƣơng ứng có nồng độ Hg2+ lần lƣợt là 0,0 µg/L; 0,05 µg/L; 0,1 µg/L; 0,2 µg/L; 0,4

µg/L; 0,8 µg/L; 1,0 µg/L trong bảng

STT 1 2 3 4 5 6 7

0,0 0,05 0,1 0,2 0,4 0,8 1,0

VddA (mL) 2+ (ppb) 0,0 0,05 0,1 0,2 0,4 0,8 1,0 CHg

Lấy 5mL dung dịch các nồng độ trên cho vào bình phản ứng với SnCl2 10%

và tiến hành ghi đo phổ hấp thụ nguyên tử của thủy ngân.

b. Đánh giá giới hạn phát hiện (LOD) và giới hạn định lượng (LOQ)

Giới hạn phát hiện (LOD) và giới hạn định lƣợng (LOQ) của quy trình phân

tích hàm lƣợng metyl thủy ngân với từng đối tƣợng mẫu khác nhau đƣợc xác định

dựa trên việc phân tích lặp 10 lần các mẫu sinh học tƣơng ứng. Sau đó tính toán các

giá trị , SD, LOD và LOQ.

c. Đánh giá độ chính xác của phương pháp dựa vào mẫu chuẩn CRM

Phân tích xác định hàm lƣợng metyl thủy ngân trong các mẫu chuẩn DOLT-3

theo quy trình đã xây dựng đƣợc. Phép phân tích đƣợc lặp lại 6 lần và tính toán giá

trị độ chệch (bias) và RSD.

2.4.2. Quy trình phân tích hàm lượng Me-Hg trong mẫu sinh học bằng phương

pháp CV-AAS

Quy trình phân tích metyl thủy ngân bằng phƣơng pháp quang quang phổ với

kỹ thuật hóa hơi lạnh gồm 3 bƣớc chính: Tiền xử lý mẫu, tách chiết dạng metyl thủy

ngân ra khỏi nền mẫu và xác định bằng phƣơng pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử.

Để lựa chọn các điều kiện chiết chọn lọc tối ƣu, chúng tôi tiến hành khảo sát

theo các các bƣớc mô tả ở sơ đồ hình 2.8 sử dụng mẫu cá chuẩn DOLT-3 có hàm

lƣợng metyl thủy ngân là 1,590 ppm, lƣợng mẫu sử dụng là 1g. Mỗi thí nghiệm

khảo sát tiến hành phân tích lặp lại 3 lần và tính toán hiệu suất thu hồi.

Hình 2.5. Quy trình khảo sát lựa chọn điều kiện chiết chọn lọc Me-Hg

2.5. Đối tƣợng và phƣơng pháp nghiên cứu

2.5.1. Đối tượng nghiên cứu

- Các mẫu nghiên cứu:

 Mẫu môi trƣờng (trầm tích, nƣớc) và mẫu thủy sản thuộc hệ thống sông,

suối trong khu vực khai thác vàng tại xã Thần Sa, huyện Võ Nhai, tỉnh Thái Nguyên.

 Mẫu sinh học ở ngƣời bao gồm mẫu tóc, máu của những ngƣời trực tiếp

khai thác và chế biến vàng tại xã Thần sa, huyện Võ Nhai, tỉnh Thái Nguyên.

- Quy trình phân tích các dạng thủy ngân trong các mẫu sinh học và môi trƣờng:

 Xác nhận giá trị sử dụng của quy trình phân tích thủy ngân tổng số bằng

phƣơng pháp CV-AAS.

 Xác nhận giá trị sử dụng của quy trình phân tích metyl thủy ngân bằng

phƣơng pháp GC-ECD.

 Nghiên cứu, xây dựng quy trình phân tích metyl thủy ngân trong các mẫu

sinh học bằng phƣơng pháp CV-AAS.

2.5.2. Phương pháp nghiên cứu

2.5.2.1. Phương pháp tổng quan tài liệu

Tổng quancác tài liệu, bài báo, báo cáo khoa học trong và ngoài nƣớc liên

quan đến nội dung luận án.

2.5.2.2. Các phương pháp đo, định lượng

a. Phương pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử kỹ thuật hóa hơi lạnh CV-AAS

Phƣơng pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử hóa hơi lạnh CV-AAS đƣợc sử

dụng để đo và định lƣợng các dạng của thủy ngân sau quá trình xử lý mẫu chuyển về Hg2+.

Các phép đo CV-AAS đƣợc thực hiện tại phòng Hóa phân tích, Viện Hóa

học, Viện Hàn lâm Khoa học và Công nghệ Việt Nam trên hệ thiết bị phân tích vết

thuỷ ngân tự động Model: VAST-HG 01. Quy trình hoạt động của thiết bị đƣợc

thực hiện nhƣ sau:

Thuỷ ngân dƣới dạng hợp chất trong dung dịch phân tích đƣợc đƣa tới hệ tạo

hơi thủy ngân bằng bơm không khí (1) vào bình phản ứng (2). Sau đó bơm định

lƣợng dung dịch thiếc II clorua (SnCl2 10%) từ bình chứa dung dịch SnCl2 10% (3)

vào bình phản ứng (2) để khử thuỷ ngân về dạng nguyên tố ở dạng hơi.

SnCl2 + Hg2+ → Sn4+ + Hgo + 2Cl-

Hơi thuỷ ngân đƣợc tạo ra từ bình phản ứng (2) đƣợc làm giàu bằng cách

bơm tuần hoàn trong hệ, trong khoảng thời gian xác định. Hơi axit đƣợc trung hoà

và giữ lại bởi dung dịch NaOH 5M khi đi qua bình bẫy axit (4). Sau đó van bốn

chiều (5) xoay một góc 90 độ để hơi thuỷ ngân sau khi đƣợc loại hơi axit đƣợc

bơm qua bình làm lạnh bẫy hơi nƣớc (6) đặt trong bình đá (7) ngƣng tụ, loại hơi

nƣớc trƣớc khi đi vào cuvet hình chữ U (8) để ghi đo phổ hấp thụ của thuỷ ngân.

Bơm không khí (1), bình phản ứng (2), bình chứa dung dịch SnCl2 10% (3), bình

bẫy axit (4), van bốn chiều (5), bình làm lạnh bẫy hơi nƣớc (6) đƣợc nối với nhau

bằng ống mềm.

Sơ đồ khối thiết bị đo đƣợc mô tả trên hình 2.6.

Hình 2.6. Sơ đồ khối của hệ thiết bị phân tích thủy ngân

Các điều kiện đo của máy đƣợc tổng hợp trong bảng 2.1:

Bảng 2.1. Các điều kiện đo phổ hấp thụ nguyên tử của thủy ngân

Nguồn sáng Đèn thủy ngân MU25L - VQ

Bƣớc sóng 253,7 nm

Thời gian đo 60 giây

Thể tích mẫu đo (mL) 5 mL

b. Phương pháp sắc ký khí kết hợp với detector bắt điện tử (GC-ECD)

Từ các kết quả nghiên cứu khảo sát và thu thập từ tài liệu tham khảo, các

điều kiện đo metyl thủy ngân bằng phƣơng pháp sắc ký khí GC-ECD đƣợc đƣa ra

trong bảng sau:

Bảng 2.2. Các điều kiện đo metyl thủy ngân bằng phƣơng pháp

sắc ký khí GC-ECD

Cột tách

Detector Khí mang Tốc độ khí mang Nhiệt độ cổng bơm mẫu Nhiệt độ cột Nhiệt độ detector Cột nhồi với pha tĩnh là 10% KOCL - Hg trên Chromosorb W (AW-DMCS, 60-80 mesh, J-Science Co., Ltd., Kyoto, Japan) Đƣờng kính cột: 3,0 mm, Chiều dài cột: 1 m ECD N2 30 mL/phút 180°C 140 - 160°C 200°C

c. Phương pháp sắc ký lỏng hiệu năng cao ghép nối khối phổ sử dụng nguồn cao

tần cảm ứng plasma (HPLC-ICP-MS)

Các điều kiện của của thiết bị sắc ký lỏng hiệu năng cao ghép nối khối phổ

sử dụng nguồn cao tần cảm ứng plasma (HPLC-ICP-MS) đƣợc đƣa ra ở bảng 2.3:

Bảng 2.3. Các điều kiện đo metyl thủy ngân bằng phƣơng pháp

HPLC -ICP - MS

Bơm

Pha tĩnh

Các điều kiện tách của HPLC Altus A-30 bốn kênh Cột C8 pha đảo Perkin-Elmer, chiều dài 33 mm, đƣờng kính 3 mm 0,6% 2-mercaptoethanol và 3% methanol Nhiệt độ 25oC Đẳng dòng 1.0 mL min-1 100 µL

Pha động Nhiệt độ cột Chế độ rửa giải Tốc độ dòng Vòng bơm mẫu Điều kiện đo của ICP-MS Công suất cao tần Tốc độ khí tạo plasma Tốc độ khí phụ trợ Tốc độ khí tạo sol Buồng phun Chế độ đo Lựa chọn đồng vị đo Kiểu đo Chế độ định lƣợng 1600W 15.0 L/min 1.2 L/min 1,0 L/min Quartz cyclonic Tiêu chuẩn 202Hg (m/z 202) Peak hopping Ngoại chuẩn

2.5.2.3. Phương pháp xử lý số liệu

Các kết quả thực nghiệm đƣợc xử lý bằng các phần mềm: Microsoft Excel 2010.

2.6. Lấy mẫu và xử lí mẫu

2.6.1. Vị trí lấy mẫu

Mẫu sinh học và môi trƣờng đƣợc lấy tại 2 xóm Tân Kim và xóm Thƣợng

Kim (Bãi Mố, Hạ Kim, Thƣợng Kim) nằm ở phía Bắc của xã Thần Sa tỉnh Thái

Nguyên. Sơ đồ vị trí lấy mẫu đƣợc mô tả trong trong hình 2.7 và 2.8. Các tọa độ lấy

mẫu môi trƣờng đƣợc đƣa ra ở phần phụ lục.

Hình 2.7. Sơ đồ vị trí lấy mẫu môi trƣờng

Hình 2.8. Sơ đồ vị trí lấy mẫu thủy sản

2.6.2. Lấy mẫu và bảo quản mẫu

2.6.2.1. Lấy mẫu môi trường

a. Mẫu trầm tích

Hàm lƣợng thủy ngân trong trầm tích thƣờng cao hơn rất nhiều so với hàm

lƣợng thủy ngân trong nƣớc, quá trình chuyển dạng của thủy ngân chủ yếu xảy ra

trong trầm tích [122-125].

Mẫu đƣợc lấy ở khoảng từ bề mặt đến độ sâu 15 cm. Với mẫu trầm tích mặt,

dụng cụ lấy mẫu chuyên dụng Ekman Dredge đƣợc sử dụng để thu thập mẫu. Các

mẫu sau khi thu thập cần ghi lại các thông tin về vị trí lấy mẫu, ngày giờ lấy mẫu,

các đặc điểm chung (màu sắc, mùi,…). Mẫu đất, trầm tích đƣợc chứa trong bình

thủy tinh hoặc Teflon, bảo quản lạnh và vận chuyển về phòng thí nghiệm.

Các mẫu đất và trầm tích sau khi thu thập cần phải loại bỏ các vật thể lạ (rác,

sỏi, mảnh gỗ,…). Đồng nhất mẫu theo phƣơng pháp ¼ hình nón và sàng qua rây có

đƣờng kính lỗ 2 mm để đƣợc mẫu dùng cho phân tích.

Với mẫu trầm tích có hàm lƣợng nƣớc quá cao, ly tâm mẫu để loại bỏ nƣớc

và trộn đều để đồng nhất mẫu trƣớc khi đem phân tích.

b. Mẫu nước

Thủy ngân có mặt trong nƣớc tự nhiên ở hàm lƣợng siêu vết, hàm lƣợng thủy

ngân trong nƣớc phụ thuộc nhiều vào hàm lƣợng sunphua và các chất rắn lơ lửng,

khi hàm lƣợng sunphua trong nƣớc cao thì nồng độ thủy ngân thấp và ngƣợc lại.

Các kết quả nghiên cứu về chu trình của thủy ngân toàn cầu cho thấy, hầu hết các

dạng thủy ngân đều bị hấp phụ bởi các chất rắn lơ lửng và giữ lại trong trầm tích

[123, 126].

Các mẫu nƣớc đƣợc lấy bằng thiết bị lấy mẫu, các thông tin về mẫu nhƣ:

ngày giờ lấy mẫu, vị trí lấy mẫu, chất lƣợng nƣớc nói chung, vị trí gần các nguồn ô

nhiễm và các thông tin khác đƣợc ghi lại trong quá trình lấy mẫu.

Mẫu nƣớc đƣợc lọc bằng giấy lọc có kích thƣớc 0,45 µm, để phân tích hàm

lƣợng tổng thủy ngân mẫu đƣợc axit hóa với axit nitric đến pH <2. Mẫu đƣợc bảo

quản trong bình thủy tinh.

Các bình chứa mẫu cần phải đƣợc làm sạch trƣớc khi đem sử dụng để tránh

nhiễm bẩn vào mẫu.

2.6.2.2. Lấy mẫu sinh học

a. Mẫu thủy sản

Cá và động vật có vỏ tích lũy thủy ngân trong cơ thể của chúng, trong đó

khoảng gần 100% thuỷ ngân tích luỹ sinh học trong cá là dạng metyl thuỷ ngân.

Metyl thuỷ ngân đã tham gia vào dây chuyền thực phẩm thông qua vi sinh vật trôi

nổi và đƣợc tập trung ở cá với nồng độ lớn gấp hàng nghìn lần so với ban đầu.

Trong môi trƣờng, thuỷ ngân đƣợc tích luỹ trong chuỗi thức ăn. Do đó các sinh vật

có vị trí dinh dƣỡng trong chuỗi thức ăn càng cao thì có chứa nồng độ thuỷ ngân

càng cao.

Ô nhiễm nƣớc do metyl thủy ngân gây ra có thể đƣợc giám sát một cách

thuận tiện bằng cách đo tích lũy sinh học thủy ngân trong cá. Hơn nữa, giám sát

thủy ngân trong cá và động vật có vỏ đƣợc ăn thƣờng xuyên nhất bởi những ngƣời ở

một vùng cụ thể là phƣơng tiện thích hợp để đánh giá mức độ phơi nhiễm của con

ngƣời, bởi vì sự tích lũy sinh học của metyl thủy ngân trong cơ thể ngƣời chủ yếu

thông qua việc tiêu thụ cá và động vật có vỏ.

Với các mẫu thủy sản, khi lấy mẫu cần ghi lại ngày lấy mẫu, địa điểm, loài,

tuổi và đo trọng lƣợng, chiều dài. Mẫu đƣợc chứa trong túi polyethylene, bảo quản

lạnh và vận chuyển về phòng thí nghiệm. Lấy 10-20g phần ăn đƣợc của mẫu, chứa

trong túi polyethylene và bảo quản trong tủ đông.

Mẫu trƣớc khi cân để tiến hành phân tích đƣợc cắt thành từng mảnh nhỏ, trộn

đều để đồng nhất mẫu.

b. Mẫu máu

Máu là một tổ chức liên kết đặc biệt gồm hai phần là huyết tƣơng và các

thành phần hữu hình. Huyết tƣơng gồm nƣớc và các chất hòa tan, trong đó chủ yếu

là các loại protein, ngoài ra còn có các chất điện giải, chất dinh dƣỡng, enzym,

hormon, khí và các chất thải. Thành phần hữu hình là các tế bào, bao gồm tế bào

hồng cầu, bạch cầu và tiểu cầu. Khối lƣợng máu trong cơ thể chiếm từ 7 đến 9%

khối lƣợng cơ thể (khoảng 1/13 thể trọng). Trung bình ngƣời trƣởng thành cứ 1 kg

trọng lƣợng có khoảng 75 đến 80 mL máu tức là có khoảng 4 đến 5 lít máu. Trẻ sơ

sinh có 100 mL máu/kg cân nặng, sau đó khối lƣợng máu giảm dần. Từ 2-3 tuổi trở

đi khối lƣợng máu lại tăng lên, rồi giảm dần cho đến tuổi trƣởng thành thì hằng

định. Ở nam giới lƣợng máu nhiều hơn ở nữ giới. Ở động vật, khối lƣợng máu thay

đổi theo loài. Tỷ lệ phần trăm máu so với khối lƣợng cơ thể ở cá là 3; ếch là 5,7;

mèo là 6,6; thỏ là 5,5; bồ câu là 9,2; ngựa là 9,8; lợn là 4,6; bò là 8,0 và gà là 8,5.

Lƣợng máu thay đổi theo trạng thái sinh lý của cơ thể: Lƣợng máu tăng sau

bữa ăn và khi mang thai, lƣợng máu giảm khi đói và khi cơ thể mất nƣớc. Trạng thái

sinh lý bệnh thƣờng có khoảng 1/2 lƣợng máu lƣu thông trong mạch, còn 1/2 dự trữ

trong các kho chứa (trong lách 16%, gan 20% và dƣới da 10%). Khối lƣợng máu

giảm đột ngột sẽ gây nguy hiểm đến tính mạng vì làm cho huyết áp giảm nhanh.

Việc phân tích hàm lƣợng thủy ngân trong mẫu máu có vai trò rất quan trọng

trong chẩn đoán lâm sàng, hàm lƣợng thủy ngân trong mẫu máu phản ánh một cách

trực tiếp lƣợng thủy ngân đƣa vào cơ thể. Theo tác giả Clarson [124], hàm lƣợng

thủy ngân trong máu có mối tƣơng quan tốt với hàm lƣợng thủy ngân trong cá tiêu

thụ hàng ngày.

Mẫu máu đƣợc lấy qua tĩnh mạch vào buổi sáng, lấy khoảng 2 mL máu vào

ống nghiệm có chứa chất chống đông heparin, đậy kín và bảo quản lạnh để phân

tích thủy ngân tổng số.

c. Mẫu tóc

Từ lâu hàm lƣợng các nguyên tố lƣợng vết trong cơ thể ngƣời đã đƣợc xác

định qua phân tích máu. Tuy nhiên, việc phân tích máu kéo theo một số vấn đề khó

khăn nhƣ việc lấy và bảo quản mẫu phức tạp, vì vậy các nhà khoa học đã nghiên

cứu các khả năng lấy các mẫu sinh học khác ở ngƣời để loại trừ đƣợc các khó khăn

đó. Năm 1954, Flesch đề xuất sử dụng mẫu tóc làm chỉ thị cho phân tích các nguyên

tố lƣợng vết trong cơ thể dựa trên chức năng nhƣ một “cơ quan bài tiết thu nhỏ”

của nó. Hammer đã chứng minh rằng trong một số trƣờng hợp phân tích tóc tốt hơn

là phân tích máu vì nhiều nguyên tố lƣợng vết tích luỹ trong tóc [127-130].

Sự tiện dụng và tin cậy của việc phân tích tóc đã đƣợc chứng minh qua nhiều

nghiên cứu. Năm 1975, trong một báo cáo gửi tới Hệ thống quan trắc môi trƣờng

toàn cầu (GEMS) đã đề xuất tóc là một vật liệu quan trọng hữu ích trong quan trắc

sinh học hàm lƣợng vết các kim loại ở ngƣời. Một chƣơng trình quan trắc của Cơ

quan năng lƣợng nguyên tử quốc tế (IAEA) cũng cho thấy tóc là một chỉ thị tin cậy

cho việc đánh giá sự phơi nhiễm với các nguyên tố lƣợng vết gây ô nhiễm chính. Tổ

chức bảo vệ môi trƣờng Hoa kỳ (EPA) đã kết luận rằng “tóc là một loại mô đầy ý

nghĩa và có tính đại diện” cho việc xác định các kim loại độc hại cũng nhƣ các

nguyên tố vi lƣợng cần thiết cho cơ thể, bao gồm chì, cadmi, antimon, selen, đồng,

asen và thuỷ ngân.

Ƣu điểm lâm sàng của tóc trong xét nghiệm là do có tính bền vững trong cấu

trúc và khả năng tập trung, lƣu giữ làm cho nó trở thành một dạng mẫu xét nghiệm

thuận tiện để đánh giá sự phơi nhiễm mạn tính với các nguyên tố độc hại cân bằng

dinh dƣỡng. Tóc là một ống sợi nhỏ đƣợc tạo thành từ nền của các tế bào ở chân

nang tóc sâu trong biểu mô. Mỗi nang là một cơ quan thu nhỏ chứa các cơ và thành

phần các tuyến. Tóc ngƣời gồm 80% protein, 15% nƣớc và một lƣợng nhỏ chất béo

và chất hữu cơ. Các khoáng trong tóc chiếm khoảng 0,25 - 0,95% phần tro khô.

Theo tính toán của các nhà khoa học, trung bình mỗi ngƣời có trên đầu

khoảng 100 nghìn sợi tóc, 10% ở trạng thái không hoạt động. Trong quá trình sinh

trƣởng, sợi tóc đã tích luỹ trong mình nó tất cả những chất do máu và bạch cầu

mang đến [128]. Không giống các mô khác, tóc là sản phẩm cuối cùng của sự

chuyển hoá và giữ lại các nguyên tố vào cấu trúc của nó trong quá trình sinh trƣởng.

Khi các nguyên tố này đi tới các nang tóc, chúng đƣợc giữ lại trong nền protein. Vì

tóc gần giống nhƣ bề mặt da, nó trải qua quá trình xơ hoá, hay sừng hóa, và các

nguyên tố tích luỹ trong quá trình đó đƣợc gắn vào cấu trúc protein của tóc. Do đó

nguyên tố lƣợng vết đƣợc giữ lại trong nền tóc, nó gắn cố định và khó có thể loại

đƣợc với cách rửa thông thƣờng. Vì nang tóc phơi nhiễm với nguồn cung cấp máu

trong suốt quá trình sinh trƣởng, nồng độ các nguyên tố trong tóc phản ánh nồng độ

trong cơ thể suốt thời gian này.

Với một số nguyên tố, nồng độ trong tóc có thể cao hơn 200 lần so với trong

máu và nƣớc tiểu. Điều này giúp cho việc phát hiện và định lƣợng nhiều nguyên tố

lƣợng vết trong mẫu có độ nhạy tốt hơn. Hơn nữa, không giống nhƣ hầu hết các mô

sinh học khác, tóc rất bền. Sự bền vững này tối ƣu khả năng giữ nguyên tính chất và

giúp cho việc vận chuyển thuận tiện hơn. Vì vậy tóc đƣợc coi là chỉ thị sinh học hữu

hiệu trong việc quan trắc hàm lƣợng các nguyên tố lƣợng vết trong cơ thể, hơn nữa

việc lấy mẫu tóc khá dễ dàng, không gây đau đớn và không đòi hỏi điều kiện bảo quản

đặc biệt. Ngoài ra nếu biết đƣợc tốc độ tăng trƣởng của tóc, dựa vào việc phân tích các

đoạn khác nhau của sợi tóc, ngƣời ta có thể xác định đƣợc thời gian phơi nhiễm.

Mẫu tóc nghiên cứu đƣợc cắt sát da đầu ở vùng chẩm hoặc vùng sau gáy để

giảm bớt khả năng nhiễm bẩn từ bên ngoài. Để tránh mắc phải sai số do sự dao

động về nồng độ các nguyên tố trong các phần tóc khác nhau trên da đầu, cần lấy

lƣợng mẫu ít nhất là 0,5 g. Sau đó cắt nhỏ, rửa sạch bằng nƣớc cất, axeton, cuối

cùng là nƣớc cất siêu sạch và sấy khô. Bảo quản trong bình hút ẩm.

2.7. Xác định hàm lƣợng thủy ngân trong các mẫu môi trƣờng và sinh học

Trên cơ sở các quy trình phân tích đã nghiên cứu xây dựng và đánh giá, tiến

hành phân tích xác định hàm lƣợng thủy ngân tổng số và metyl thủy ngân trong các

mẫu môi trƣờng và sinh học lấy tại xã Thần Sa, huyện Võ Nhai, tỉnh Thái Nguyên.

CHƢƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN

3.1. Kết quả xác nhận giá trị sử dụng của quy trình phân tích hàm lƣợng tổng

Hg bằng phƣơng pháp CV-AAS

3.1.1. Đường chuẩn xác định hàm lượng tổng Hg

Kết quả đo lặp các điểm nồng độ ở các khoảng thời gian khác nhau khi xây

dựng đƣờng chuẩn xác định hàm lƣợng tổng Hg đƣợc trình bày trong hình 3.1 và

bảng 3.1.

2000

1800

1600

1400

1200

.

) . u a (

1000

800 C D A

600

400

200

0

500 1000

1500

2000

2500

3000

0 Thời gian (s)

Hình 3.1. Kết quả đo lặp các điểm nồng độ khi xây dựng đƣờng chuẩn xác định

hàm lƣợng tổng Hg

(sự phụ thuộc tín hiệu đo vào nồng độ)

Bảng 3.1. Kết quả đo lặp các điểm nồng độ khi xây dựng đƣờng chuẩn xác định

hàm lƣợng tổng Hg

Lần đo lặp Tín hiệu đo Tín hiệu đo trung bình Dung dịch Nồng độ chuẩn (µg/l)

0,00 0 70,67

0,1 1 206,67

0,2 388,00 2

0,4 3 762,00

0,8 4 1500,00

1,0 1862,33 5

1 2 3 1 2 3 1 2 3 1 2 3 1 2 3 1 2 3 74 62 76 208 208 204 384 392 388 764 760 762 1485 1510 1505 1852 1870 1865

2000

1800

1600

1400

1200

)

y = 1818.2x + 40.698 R² = 0.9994

.

1000

u a (

800 C D A

600

400

200

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.8

0.9

1

1.1

0.5

0.7 0.6 Nồng độ Hg (µg/L )

Hình 3.2. Đƣờng chuẩn xác định tổng Hg bằng phƣơng pháp CV- AAS

(sự phụ thuộc tín hiệu đo vào nồng độ)

Đƣờng chuẩn trên hình 3.2 có phƣơng trình y = 1818,2 x + 40,698 với độ dốc a = 1818,2 và hệ số tƣơng quan R2 = 0,9994. Với thể tích mẫu là 5 mL thì khoảng

tuyến tính trong khoảng từ 0,1 đến 1,0 µg/L do đó phù hợp để phân tích hàm lƣợng

vết nguyên tố Hg trong các mẫu môi trƣờng và sinh học.

3.1.2. Giới hạn phát hiện (LOD) và giới hạn định lượng (LOQ)

Giới hạn phát hiện (LOD) và giới hạn định lƣợng (LOQ) của phƣơng pháp

phân tích thủy ngân tổng số đƣợc khảo sát trên các mẫu sau: mẫu trầm tích có hàm

lƣợng thủy ngân là 8,15 ng/g; mẫu máu là 1,70 ng/g; tiến hành theo quy trình mô tả

ở mục 2.2.4. Kết quả phân tích lặp lại 10 lần các mẫu trên cùng với các giá trị ,

SD, LOD và LOQ đƣợc tổng hợp trong các bảng sau:

Bảng 3.2. Kết quả đo lặp 01 mẫu trầm tích 10 lần để xác định LOD, LOQ

Lần lặp Khối lƣợng cân (g) Hàm lƣợng Hg trong trầm tích (ng/g)

1 0,2005 8,15

2 0,2024 8,62

3 0,2026 7,92

4 0,2085 8,30

5 0,2018 8,70

6 0,2041 8,37

7 0,2006 7,85

8 0,2013 7,65

9 0,2007 8,41

10 0,2032 8,50

8,25 Trung bình

SD 0,35

LOD 1,04

7,92 HR

LOQ 3,47

Bảng 3.3. Kết quả đo lặp mẫu máu để xác định LOD và LOQ

Lần lặp Thể tích mẫu (mL) Hàm lƣợng Hg trong máu (ng/g)

1 1 1,76

2 1 1,63

3 1 1,70

4 1 1,68

5 1 1,59

6 1 1,80

7 1 1,66

8 1 1,72

9 1 1,57

10 1 1,75

1,69 Trung bình

SD 0,07

RSD % 4,44

LOD 0,22

7.51

HR LOQ 0.75

Theo kết quả đƣa ra trong các bảng trên, giá trị LOD và LOQ của các mẫu trầm

tích, mẫu sinh học (mẫu máu) tƣơng ứng là: 1,04 và 3,47 ng/g; 0,22 và 0,75 ng/g.

Hệ số R tính toán đƣợc của cả 2 mẫu đều thỏa mãn yêu cầu của AOAC (4 <

R < 10) chứng tỏ nồng độ dung dịch thử là phù hợp và LOD, LOQ tính đƣợc là

đáng tin cậy.

3.1.3. Độ chính xác của phương pháp

3.1.3.1. Đánh giá độ chính xác dựa vào mẫu chuẩn được chứng nhận (CRM)

Để đánh giá độ chính xác của phƣơng pháp phân tích Hg tổng số, các mẫu

chuẩn đƣợc chứng nhận MESS-3 (Marine Sediment Reference Materials for Trace

Metals and other Constituents); DOLT-3 (Dogfish liver Certified Reference

Material for Trace Metals) và DORM-2 (Dogfish muscle Certificate Reference

Material for Trace Metals) đƣợc phân tích ở các điều kiện tối ƣu đã lựa chọn.

Hàm lƣợng tổng thủy ngân trong mẫu chuẩn sau vô cơ hóa đƣợc xác định

bằng phƣơng pháp CV-AAS. Sau đó tính toán giá trị độ chệch (bias) và sai số tƣơng

đối RSD để đánh giá độ đúng và độ lặp của quy trình phân tích.

Sự sai khác giữa giá trị xác định đƣợc và giá trị chuẩn (mẫu đƣợc chứng

nhận CRM) đƣợc đánh giá thông qua độ chệch Bias theo công thức sau:

(CT1.9)

Trong đó:

+ độ chệch Bias (%).

+ µ : giá trị tham chiếu,

+ : giá trị trung bình của các phép đo.

Kết quả đo lặp xác định lại hàm lƣợng tổng Hg trong các mẫu chuẩn MESS-

3, DOLT-3 và DORM-2 đƣợc trình bày trong các bảng 3.4, 3.5 và 3.6:

Bảng 3.4. Kết quả đo lặp xác định tổng Hg trong mẫu chuẩn MESS-3

RSD (%) Giá trị chứng chỉ (ng/g) Lần lặp Độ chệch  (%) Hàm lƣợng trung bình (ng/g)

87,05 91,00 ± 9,00 4,34 3,34

1 2 3 4 5 6 Hàm lƣợng xác định đƣợc trong mẫu (ng/g) 82,48 89,57 88,94 86,70 89,66 84,93

Giá trị tối đa chấp nhận theo USFDA Giá trị tối đa chấp nhận theo AOAC 45 45

Bảng 3.5. Kết quả đo lặp xác định tổng Hg trong mẫu chuẩn DOLT-3

RSD (%) Lần lặp Độ chệch  (%) Hàm lƣợng trung bình (ng/g) Giá trị chứng chỉ (ng/g)

3,37±0,14 3,92 3,00 3,39

1 2 3 4 5 6 Hàm lƣợng xác định đƣợc trong mẫu (ng/g) 3,53 3,47 3,45 3,33 3,31 3,27

Giá trị tối đa chấp nhận theo USFDA Giá trị tối đa chấp nhận theo AOAC 45 45

Bảng 3.6. Kết quả đo lặp xác định tổng Hg trong mẫu chuẩn DORM-2

Hàm lƣợng xác Hàm lƣợng Giá trị Độ chệch Lần định đƣợc trong trung bình chứng chỉ RSD (%) lặp  (%) mẫu (µg/g) (µg/g) (µg/g)

1 4,31

2 4,22

3 4,17 4,38 4,64 ± 0,26 5,68 4,78 4 4,30

5 4,71

6 4,55

Giá trị tối đa chấp nhận theo USFDA 15

Giá trị tối đa chấp nhận theo AOAC 25

Cục Dƣợc phẩm và thực phẩm Mỹ (USFDA) quy định độ chệch của các

phƣơng pháp xác định hàm lƣợng các chất trong mẫu phân tích theo cách sử dụng

vật liệu chuẩn phải không đƣợc lớn hơn 15%. Kết quả trên cho thấy giá trị độ chệch

của các mẫu MESS-3, DOLT-3 và DORM-2 tƣơng ứng là 4,34; 3,92 và 5,68 đều

nhỏ hơn 15%. Thêm vào đó giá trị sai số tƣơng đối tính toán đƣợc cũng đều nhỏ

hơn giá trị tối đa chấp nhận theo AOAC. Nhƣ vậy, quy trình phân tích hàm lƣợng

thủy ngân tổng số có độ chính xác cao và độ lặp lại tốt, có thể ứng dụng để phân

tích hàm lƣợng thủy ngân tổng số trong các mẫu môi trƣờng và sinh học.

3.1.3.2. Đánh giá độ chính xác dựa vào mẫu môi trường thêm chuẩn

Đối với mẫu nƣớc, do không có mẫu chuẩn phù hợp, chúng tôi tiến hành

đánh giá độ chính xác của phƣơng pháp dựa vào độ thu hồi. Kết quả xác định hàm

lƣợng Hg trong mẫu nƣớc BM-III 01 có thêm chuẩn ở 3 giá trị nồng độ: 5 ng/L, 10

ng/L và 20 ng/L, đƣợc trình bày trong bảng 3.7:

Bảng 3.7. Kết quả phân tích tổng Hg trong mẫu nƣớc thêm chuẩn

để đánh giá độ thu hồi

SD Lần lặp Độ thu hồi (%) RSD % Hàm lƣợng Hg thêm chuẩn (ng/L) Hàm lƣợng Hg phân tích đƣợc (ng/L)

Mẫu môi trƣờng

1,56 8,71

0 0 0 0 0 0

17,23 15,81 16,47 19,45 20,11 18,63 17,95 1 2 3 4 5 6 Trung bình

0,30 1,32

Mẫu môi trƣờng thêm chuẩn 5 ng/L 5 5 5 5 5 5

22,46 23,10 22,62 22,74 22,28 22,37 22,60 90,20 103,00 93,40 95,80 86,60 88,40 92,90 1 2 3 4 5 6 Trung bình

0,44 1,59

Mẫu môi trƣờng thêm chuẩn 10 ng/L 95,10 10 88,00 10 101,50 10 92,90 10 94,60 10 93,30 10 94,23 27,46 26,75 28,10 27,24 27,41 27,28 27,37 1 2 3 4 5 6 Trung bình

1,08 2,94

Mẫu môi trƣờng thêm chuẩn 20 ng/L 20 20 20 20 20 20

38,42 37,56 36,75 36,13 35,88 35,64 36,73 102,35 98,05 94,00 90,90 89,65 88,45 93,90 1 2 3 4 5 6 Trung bình

Kết quả trong bảng 3.7 cho thấy: độ thu hồi của các mẫu nƣớc thêm chuẩn

trong khoảng 86,60 - 103,00%, thỏa mãn yêu cầu của AOAC về giá trị độ thu hồi

chấp nhận tại khoảng nồng độ làm việc của thí nghiệm là 40 - 120%. Giá trị độ lệch

chuẩn tƣơng đối của các mẫu là 0,30 - 1,56%, nhỏ hơn giá trị tối đa chấp nhận theo

AOAC (30% ở nồng độ 1 ppb). Kết quả đánh giá trên cho thấy quy trình phân tích

hàm lƣợng thủy ngân tổng số trong mẫu nƣớc có độ lặp lại tốt và độ chính xác cao.

3.2. Kết quả xác nhận giá trị sử dụng của quy trình phân tích hàm lƣợng Me-

Hg trong mẫu trầm tích bằng phƣơng pháp GC-ECD

3.2.1. Đường chuẩn xác định Me-Hg bằng phương pháp GC-ECD

Kết quả xây dựng đƣờng chuẩn xác định hàm lƣợng metyl thủy ngân đƣợc

trình bày trên bảng 3.8 và hình 3.3:

Bảng 3.8. Kết quả đo lặp các điểm nồng độ khi xây dựng đƣờng chuẩn xác định

Me-Hg bằng phƣơng pháp GC-ECD

Nồng độ CH3HgCl(µg/L-Hg) 0,0 1,0 2,0 4,0 6,0 8,0 10,0 Chiều cao pic (Hp) 0 3.5 7.1 14 20.1 28.2 34.5 Dung dịch 0 1 2 3 4 5 6

40

35

30 )

y = 3.4555x + 0.0401 R² = 0.9992

25 p H

( c i

20

15 p o a c u ề i

10 h C

5

0 .00

2.00

4.00

8.00

10.00

12.00 6.00 Nồng độ CH3HgCl(µg/L-Hg)

Hình 3.3. Đƣờng chuẩn xác định Me-Hg bằng phƣơng pháp GC-ECD

Đƣờng chuẩn trên hình 3.3 là đƣờng tuyến tính bậc nhất có độ dốc là 3,4555

và hệ số tƣơng quan là 0,9992. Với thể tích mẫu là 5l thì khoảng tuyến tính của

đƣờng trong khoảng từ 1,0 đến 10,0g/l.

3.2.2. Giới hạn phát hiện (LOD) và giới hạn định lượng (LOQ)

Giới hạn phát hiện (LOD) và giới hạn định lƣợng (LOQ) của phƣơng pháp

phân tích metyl thủy ngân đƣợc khảo sát trên mẫu trầm tích có hàm lƣợng metyl

thủy ngân là 0,767 ng/g và tiến hành theo quy trình mô tả ở mục 3.2.1. Kết quả

phân tích lặp lại 10 lần các mẫu trên cùng với các giá trị , SD, LOD và LOQ đƣợc

tổng hợp trong các bảng sau:

Bảng 3.9. Kết quả xác định LOD và LOQ của quy trình phân tích metyl thủy ngân

trong mẫu trầm tích

Lần lặp Khối lƣợng cân (g) Hàm lƣợng Me-Hg trong trầm tích (ng/g)

Lần 1 1,0012 0,767

Lần 2 1,0024 0,907

Lần 3 1,0026 0,791

Lần 4 1,0018 0,904

Lần 5 1,0041 0,754

Lần 6 1,0008 0,722

Lần 7 1,0013 0,873

Lần 8 1,0007 0,801

Lần 9 1,0032 0,740

Lần 10 1,0016 0,922

Trung bình 0,818

SD 0,076

LOD 0,228

4,582 HR

LOQ 0,761

Theo kết quả đƣa ra trong các bảng trên, giá trị LOD và LOQ của phƣơng

pháp xác định hàm lƣợng metyl thủy ngân bằng phƣơng pháp sắc ký khí GC-ECD

trên các mẫu trầm tích lần lƣợt là: 0,228 và 0,761 ng/g.

Hệ số R tính toán đƣợc (4,582) thỏa mãn yêu cầu của AOAC (4 < R < 10)

chứng tỏ nồng độ dung dịch thử là phù hợp và LOD, LOQ tính đƣợc là đáng tin cậy.

3.2.3. Độ chính xác của phương pháp GC-ECD

Mẫu chuẩn đƣợc chứng nhận IAEA-405 (Trace Elements and

Methylmercury in Estuarine Sediment) đƣợc sử dụng để đánh giá độ chính xác của

quy trình phân tích metyl thủy ngân trong mẫu trầm tích bằng phƣơng pháp GC-

ECD. Kết quả phân tích đƣợc đƣa ra trong bảng sau:

Bảng 3.10. Kết quả phân tích metyl thủy ngân trong mẫu chuẩn

đƣợc chứng nhận IAEA-405

Hàm lƣợng xác Hàm lƣợng Giá trị Độ chệch Lần định đƣợc trong trung bình chứng chỉ RSD (%) lặp (, %) mẫu (ng/g) (ng/g) (ng/g)

1 5,02

2 5,71

3 5,85 5,15 5,49 ± 0,53 6,25 9,87 4 4,90

5 4,73

6 4,67

Giá trị tối đa chấp nhận theo USFDA 15

Giá trị tối đa chấp nhận theo AOAC 45

Từ kết quả trong bảng 3.10 cho thấy: độ chệch kết quả phân tích hàm lƣợng

metyl thủy ngân trong mẫu chuẩn IAEA-405 là 6,25% nhỏ hơn giá trị tối đa cho

phép theo USFDA (15%). Giá trị độ lệch chuẩn tƣơng đối tính toán đƣợc cũng nhỏ

hơn giá trị tối đa chấp nhận theo AOAC, Nhƣ vậy, quy trình phân tích hàm lƣợng

metyl thủy ngân bằng phƣơng pháp GC-ECD có độ chính xác cao và độ lặp lại tốt,

có thể ứng dụng để phân tích hàm lƣợng metyl thủy ngân trong mẫu trầm tích.

3.3. Kết quả xây dựng quy trình phân tích hàm lƣợng Me-Hg trong mẫu sinh

học bằng phƣơng pháp CV-AAS

3.3.1. Quy trình phân tích Me-Hg trong mẫu sinh học bằng phương pháp CV-AAS

Các mẫu sinh học thƣờng có thành phần phức tạp, hàm lƣợng chất phân tích

quá thấp hoặc không tƣơng thích cho việc phân tích trực tiếp trên hệ sắc ký khí hoặc

AAS. Do đó, trƣớc khi phân tích, mẫu cần phải tách, phân lập, làm sạch và làm giàu.

Quy trình phân tích metyl thủy ngân trong các mẫu sinh học đƣợc tóm tắt nhƣ sau:

MẪU SINH HỌC TIỀN XỬ LÝ

TÁCH CHIẾT VÀ LÀM SẠCH

PHÁT HIỆN ĐỊNH LƢỢNG BẰNG CV-AAS

Hình 3.4. Quy trình phân tích metyl thủy ngân trong các mẫu sinh học

Quy trình phân tích metyl thủy ngân bằng phƣơng pháp quang quang phổ với

kỹ thuật hóa hơi lạnh gồm 3 bƣớc chính: Tiền xử lý mẫu, tách chiết dạng metyl thủy

ngân ra khỏi nền mẫu và xác định bằng phƣơng pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử

với kỹ thuật hoá hơi lạnh.

Metyl thủy ngân sau khi tách chiết, vô cơ hóa sẽ đƣợc xác định bằng phƣơng

pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử theo quy trình phân tích tổng thủy ngân. Các

điều kiện tách chiết metyl thủy ngân ra khỏi các dạng thủy ngân vô cơ đƣợc khẳng

định bằng phƣơng pháp sắc ký lỏng hiệu năng cao ghép nối thiết bị khối phổ sử

dụng nguồn cao tần cảm ứng plasma.

3.3.1.1. Nghiên cứu quy trình tiền xử lý mẫu

Hiện nay, có nhiều quy trình tiền xử lý mẫu để tách chiết metyl thủy ngân

trong mẫu sinh học, quy trình chiết của Westoo (1966) sử dụng HCl để tiền xử lý

mẫu sau đó chiết metyl thủy ngân vào dung môi benzen. Tuy nhiên, vấn đề lớn gặp

phải đối với các mẫu sinh học là hình thành dạng huyền phù trong quá trình chiết

với benzen, do mẫu đƣợc axit hóa trƣớc khi chiết, dẫn đến hiệu suất chiết thấp, thời

gian chiết kéo dài và phải cần thiết bị ly tâm có tốc độ cao.

Để tách dạng thủy ngân hữu cơ, H.Sakamoto (1996) đã sử dụng Cu2(SO4) và

NaCl trong HCl 1M với mục đích tạo phức với ion sunfua và các nhóm thiol để giải

phóng thủy ngân hữu cơ ra khỏi mẫu dƣới dạng dẫn xuất clorua, sau đó chiết bằng

dung môi hữu cơ. Các dạng thủy ngân trong dung môi hữu cơ đƣợc giải chiết bằng

natrithiosunphat (Na2S2O3) rồi sau đó xác định bằng phƣơng pháp quang phổ hấp

thụ nguyên tử. Quy trình này có ƣu điểm là hiệu suất chiết cao, tuy nhiên chỉ áp

dụng đƣợc đối với mẫu trầm tích. Quy trình tách metyl thủy ngân theo Vũ Đức Lợi

mẫu sinh học đƣợc xử lý với KOH 1N-EtOH và đun trong trong bình điều nhiệt ở 100oC trong 1 giờ, sau đó trung hòa bằng HCl và thêm EDTA để giữ Me-Hg trong

pha nƣớc, sau đó loại bỏ axit béo bằng n-hexan. Mẫu đƣợc tiếp tục chiết bằng

đithizon trong toluen, sau đó giải chiết bằng Na2S, cuối cùng chiết lại bằng đithizon

trong toluen và xác định bằng phƣơng pháp sắc ký khí. Quy trình này có ƣu điểm là

hiệu suất chiết cao và chọn lọc đối với metyl thủy ngân, tuy nhiên nhƣợc điểm lớn

nhất là quy trình này gồm rất nhiều bƣớc và sử dụng các dụng cụ chuyên dụng, nếu

kỹ năng tay nghề không tốt sẽ dẫn đến độ lặp lại thấp.

Để khắc phục những nhƣợc điểm trên, trong nghiên cứu này, chúng tôi tiến

hành xử lý mẫu trong môi trƣờng kiềm và loại bỏ axit béo trƣớc khi làm sạch metyl

thủy ngân. Quy trình này có ƣu điểm là không hình thành dạng huyền phù do cấu trúc

của protein bị phá vỡ trong môi trƣờng kiềm. Việc loại bỏ các axit béo cũng dễ dàng

thực hiện bằng cách chiết với n-hexan. Quy trình xử lý đƣợc tóm tắt theo sơ đồ sau:

Mẫu sinh học Giai đoạn tiền xử lý mẫu

Hòa tan trong KOH Giai đoạn tiền xử lý mẫu

Loại bỏ axit béo Giai đoạn tiền xử lý mẫu

Tách metyl thủy ngân ra khỏi các dạng thủy ngân vô cơ Giai đoạn tách chiết

Thu hồi dạng metyl thủy ngân Giai đoạn giải chiết

Vô cơ hóa mẫu Giai đoạn chuyển dạng metyl thủy ngân về dạng Hg2+

Đo phổ CV-AAS

Hình 3.5. Quy trình tiền xử lý mẫu sinh học để phân tích Me-Hg

Việc giải phóng hoàn toàn metyl thủy ngân ra khỏi các mẫu mô sinh học là

bƣớc rất quan trọng trong việc định lƣợng metyl thủy ngân, việc sử dụng tác nhân

kiềm để hòa tan đã đƣợc nhiều tác giả trƣớc đây nghiên cứu, tuy nhiên ảnh hƣởng

của thời gian hòa tan, nồng độ kiềm cũng ảnh hƣởng nhiều tới quá trình hòa tan mô

sinh học cũng nhƣ quá trình chuyển dạng của metyl thủy ngân thành dạng thủy ngân

chƣa đƣợc nghiên cứu.

a. Ảnh hưởng của nồng độ KOH

Để xác định ảnh hƣởng của nồng độ KOH và thời gian hòa tan đến hiệu suất

chiết metyl thủy ngân, chúng tôi sử dụng mẫu cá chuẩn DOLT-3 có hàm lƣợng

metyl thủy ngân là 1,590 ppm, lƣợng mẫu sử dụng là 1g, thể tích KOH đƣợc sử

dụng là 2mL, nồng độ KOH đƣợc thay đổi từ 0,2 đến 5M, thời gian phản ứng đƣợc

sử dụng là 60 phút, nhiệt độ đƣợc giữ cố định trong thiết bị gia nhiệt là 80°C. Ảnh

hƣởng của nồng độ KOH đến hiệu suất thu hồi đƣợc đƣa ra ở bảng 3.11:

Bảng 3.11. Ảnh hƣởng của nồng độ KOH đến hiệu suất thu hồi Me-Hg

Hàm lƣợng TT Nồng độ KOH (M) Hiệu suất thu hồi (%) Me-Hg (ppm)

78,2 1,243 1 0,2

85,0 1,352 2 0,5

91,0 1,447 3 1,0

95,0 1,511 4 1,5

98,0 1,558 5 2,0

97,8 1,555 6 2,5

98,2 1,561 7 5,0

120.00

100.00 )

%

80.00

60.00

40.00 ( i ồ h u h t t ấ u s u ệ i H

20.00 .00

1.00

2.00

3.00

4.00

5.00

6.00 Nồng độ KOH (M)

Hình 3.6. Ảnh hƣởng của nồng độ KOH đến hiệu suất thu hồi Me-Hg

Kết quả trong bảng 3.11 và hình 3.6 cho thấy: khi nồng độ KOH thấp, khả

năng phân hủy của các mô sinh học không hoàn toàn dẫn đến hiệu suất thu hồi Me-

Hg thấp, khi tăng nồng độ KOH thì hiệu suất thu hồi tăng lên và đạt giá trị lớn nhất

khi nồng độ KOH là 2M, khi tiếp tục tăng nồng độ KOH lên 5M thì hiệu suất thu

hồi không tăng. Do vậy trong các nghiên cứu tiếp theo nồng độ KOH 2M đƣợc sử

dụng để hòa tan mẫu.

b. Ảnh hưởng của thời gian hòa tan mẫu

Ảnh hƣởng của thời gian hòa tan mẫu sinh học trong môi trƣờng kiềm cũng

đã đƣợc nhiều tác giả quan tâm, theo Mangos và cộng sự khi thời gian hòa tan và

nồng độ kiềm cao sẽ ảnh hƣởng đến quá trình chuyển hóa các dạng metyl thủy ngân

thành thủy ngân vô cơ. Để xác định ảnh hƣởng của thời gian hòa tan đến hiệu suất

chiết metyl thủy ngân, chúng tôi sử dụng mẫu cá chuẩn DOLT-3 có hàm lƣợng

metyl thủy ngân là 1,590 ppm, lƣợng mẫu sử dụng là 1g, thể tích KOH 2M đƣợc sử

dụng là 2mL, nhiệt độ đƣợc giữ cố định trong thiết bị gia nhiệt là 80°C, thời gian

đƣợc thay đổi từ 30 đến 120 phút. Ảnh hƣởng của thời gian gia nhiệt đến hiệu suất

thu hồi đƣợc đƣa ra ở bảng sau:

Bảng 3.12. Ảnh hƣởng của thời gian gia nhiệt đến hiệu suất thu hồi Me-Hg

Thời gian Hàm lƣợng Me-Hg Hiệu suất thu hồi STT (phút) (ppm) (%)

30 0,997 62,7 1

45 1,482 93,2 2

60 1,565 98,4 3

90 1,561 98,2 4

120 1,558 98,0 5

100 )

90 %

80

70 ( i ồ h u h t t ấ u s u ệ i H

60

50

0

15

30

45

60

75

90

105

120

135 Thời gian gia nhiệt

Hình 3.7. Ảnh hƣởng của thời gian gia nhiệt đến hiệu suất thu hồi Me-Hg

Kết quả trong bảng 3.12 và hình 3.7 cho thấy: khi thời gian gia nhiệt tăng thì

hiệu suất thu hồi Me-Hg tăng lên và đạt giá trị lớn nhất khi thời gian là 60 phút. Do

vậy các kết quả nghiên cứu tiếp theo chúng tôi sử dụng thời gian gia nhiệt là 60 phút.

Quá trình chiết metyl thủy ngân từ dịch hòa tan trong kiềm vào pha hữu cơ,

các axit béo trong mẫu sinh học sẽ làm cản trở quá trình chiết. Do đó quy trình chiết

loại bỏ các axit béo bằng cách sử dụng dung môi không phân cực n-hexan đƣợc

nghiên cứu tiếp theo. Tuy nhiên trong quá trình loại bỏ chất béo bằng n-hexan, metyl

thủy ngân có xu hƣớng chuyển vào dung môi hữu cơ do độ tan và hệ số phân bố của

metyl thủy ngân trong dung môi phân cực tốt hơn pha nƣớc. Để giữ metyl thủy ngân

trong pha nƣớc khi loại bỏ các axit béo, Cysteine đƣợc đƣa vào để tạo phức với metyl

thủy ngân tạo thành hợp chất Me-Hg-Cysteine (C4H10HgNO2S) tan trong nƣớc do hằng số bền của phức Me-Hg-Cysteine là 1017,27 lớn hơn rất nhiều so với hằng số bền của phức metyl thủy ngân clorua (CH3HgCl) là 105,51. Quá trình loại bỏ axit béo trong các mẫu sinh học phụ thuộc nhiều vào pH của dịch chiết, khi pH thấp (pH<2) thì hiệu

quả loại bỏ axit béo cao nhƣng metyl thủy ngân cũng bị mất trong giai đoạn này, do

hằng số phân ly của Cysteine phụ thuộc vào pH, các giá trị pKa của Cysteine lần lƣợt là pKa1 (1,71), pKa2 (8,33), pKa3 (10,78), tƣơng ứng với các nhóm chức (COOH)1, (NH2)2, (SH)3. Để đạt đƣợc mục đích vừa loại bỏ axit béo vừa giữ đƣợc metyl thủy

ngân, quá trình chiết với n-hexan đƣợc thực hiện ở môi trƣờng trung tính và sử dụng

L- Cysteine dƣ, với thể tích là 1mL và nồng độ là 0,1%.

Mẫu sau khi hòa tan trong 5mL KOH nồng độ 2M đƣợc thêm 1mL Cysteine

0,1% để tạo phức với Me-Hg, sau đó trung hòa bằng 5mL HCl 2N và thêm 10mL n-

hexan, lắc trong vòng 10 phút, sau cùng ly tâm với tốc độ 1200 vòng/phút và loại bỏ

pha n-Hexan. Trong dịch chiết pha nƣớc có chứa Me-Hg-Cysteine (C4H10HgNO2S)

và phức của thủy ngân vô cơ với Cysteine (C6H12HgN2O4S2). Để xác định metyl

thủy ngân cần phải tách metyl thủy ngân khỏi các dạng thủy ngân vô cơ.

3.3.1.2. Nghiên cứu quy trình tách metyl thủy ngân

Mẫu sau khi đã đƣợc loại bỏ axit béo, dịch chiết thu đƣợc gồm phức của

Cysteine với các hợp chất của thủy ngân, để tách dạng metyl thủy ngân muối đồng

clorua đƣợc đƣa vào để cạnh tranh tạo phức với Cysteine. Do hằng số bền của đồng với Cystein (C6H12CuN2O4S2) là 1028,07 lớn hơn rất nhiều so với Me-Hg-Cysteine là 1017,27 , do vậy metyl thủy ngân đƣợc giải phóng khỏi phức với Cystein và hình

thành phức halogen. Quy trình tách metyl thủy ngân đƣợc tóm tắt nhƣ sau:

Mẫu tiền xử lý đã đƣợc loại axit béo

0,5mL CuCl2 2M

2mL HBr 5M

5mL Toluen

Lắc 10 phút

Ly tâm với tốc độ 2500 vòng/phút.

Phức CH3HgBr trong toluene

Giải chiết với 2mL Cysteine 0,2% trong NaOAC (pH 4,5)

Lắc 10 phút

Ly tâm 2500 vòng/phút

Loại bỏ toluene

Phức CH3Hg-Cysteine trong pha nƣớc

Hình 3.8. Quy trình tách Me-Hg

Quá trình khảo sát tạo phức của metyl thủy ngân với các muối halogen đã đƣợc nhiều tác giả nghiên cứu, các tác nhân đƣợc sử dụng là Cl-, Br-, I- và F-. Do tính không bền của I- trong môi trƣờng axit nên Me-HgI không đƣợc lựa chọn trong quá trình chiết các hợp chất metyl thủy ngân vào pha hữu cơ, còn các muối F- có

tính ăn mòn cao đối với dụng cụ nên cũng không đƣợc lựa chọn. Các tác nhân đƣợc lựa chọn trong quá trình tạo phức là Cl- và Br-. Ngoài ra tỷ lệ của thể tích dung môi

chiết (toluen) với thể tích mẫu chiết cũng ảnh hƣởng đến hiệu suất thu hồi metyl

thủy ngân, ảnh hƣởng của thể tích dung môi chiết và các tác nhân tạo phức halogen

đƣợc đƣa ra ở bảng 3.13 và hình 3.9:

Bảng 3.13. Ảnh hƣởng tác nhân tạo phức và tỷ lệ dung môi chiết đến

hiệu suất thu hồi của Me-Hg

Thể tích toluen/ Hiệu suất thu hồi % Hiệu suất thu hồi STT pha nƣớc (HBr 1 M) % (HCl 1 M)

1 0,5 94,9 69,2

2 1,0 97,2 79,4

3 1,5 96,8 80,6

4 2,0 97,4 80,6

120 )

100 %

80

60 HBr 1M

( i ồ h u h t t ấ u s u ệ i H

40 HCl 1M

20

0 .00

.500

1.00

1.500

2.00

2.500 Tỷ lệ thể tích Toluen/Pha nƣớc

Hình 3.9. Ảnh hƣởng tác nhân tạo phức và tỷ lệ dung môi chiết đến

hiệu suất thu hồi của Me-Hg

Theo các kết quả ở trên, khi tỷ lệ thể tích dung môi chiết (toluen) trên thể

tích mẫu bằng 1 thì hiệu suất chiết đạt giá trị lớn nhất đối với cả trong HCl 1M và

HBr 1M, tuy nhiên trong HCl 1M thì hiệu suất thu hồi lớn nhất đạt 80,6% kể cả khi

tỷ lệ thể tích dung môi chiết/thể tích mẫu là 2. Nếu sử dụng HBr 1M hiệu suất chiết

đạt trên 97% và khi sử dụng thể tích dung môi chiết/thể tích mẫu là 0,5 thì hiệu suất

thu hồi đã đạt 94,9%.

Hiệu suất chiết metyl thủy ngân cao khi sử dụng tác nhân tạo phức halogen với Br- cao hơn so với Cl- đƣợc lý giải nhƣ sau: Hằng số bền của phức CH3HgBr là 106,62 lớn hơn so với phức của CH3HgCl là 105,51, do vậy khi thêm CuCl2 thì ion Cu2+ sẽ cạnh tranh tạo phức với Cystein để giải phóng metyl thủy ngân, do phức

CH3HgBr bền hơn so với CH3HgCl và khả năng tan trong dung môi toluen tốt hơn

nên phản ứng xảy ra hoàn toàn và hiệu suất chiết metyl thủy ngân cao hơn. Với quy

trình chiết này, metyl thủy ngân đƣợc tách khỏi dạng thủy ngân vô cơ và trong pha

nƣớc chỉ còn chứa ion thủy ngân vô cơ.

Quá trình tách metyl thủy ngân đƣợc chứng minh bằng phƣơng pháp HPLC-

ICP-MS sử dụng cột C8 với dung môi pha động là 0,6% 2-mercaptoethanol và 3%

methanol trên thiết bị Perkin-Elmer Nexion 200, số khối của đồng vị thủy ngân

(m/z) đƣợc đo là 202.

Hình 3.10. Sắc ký đồ của của các dạng thủy ngân trong pha nƣớc

sau khi tiền xử lý mẫu

Hình 3.11. Sắc ký đồ của của Me-Hg sau khi chiết

Kết quả trên sắc ký đồ ở hình 3.10 và 3.11 cho thấy mẫu sinh học sau khi tiền xử lý xuất hiện hai pic: Me-Hg có thời gian lƣu 0,45 phút và Hg2+ có thời gian lƣu 1,40

phút. Tuy nhiên sau khi tạo phức và chiết vào pha toluen, trên sắc ký đồ (hình 3.11) chỉ

xuất hiện pic của Me-Hg có thời gian lƣu là 0,45 phút. Do vậy, bằng kỹ thuật chiết này

có thể tách hoàn toàn metyl thủy ngân ra khỏi các dạng thủy ngân khác.

Để xác định metyl thủy ngân trong pha toluen bằng phƣơng pháp quang phổ

hấp thụ nguyên tử, metyl thủy ngân cần phải giải chiết vào pha nƣớc sau đó tiến

hành vô cơ hóa với hỗn hợp HClO4-HNO3 và H2SO4 và đo phổ CV-AAS.

Quy trình giải chiết metyl thủy ngân vào pha nƣớc đã đƣợc nhiều tác giả

nghiên cứu, các tác nhân tạo phức đƣợc sử dụng nhƣ natri sunphua (Na2S) hay natri

thiosunphat (Na2S2O3). Tuy nhiên khi vô cơ hóa mẫu sẽ giải phóng ra lƣu huỳnh và

khó khăn cho quá trình xác định thủy ngân bằng phƣơng pháp quang phổ hấp thụ

nguyên tử. Trong nghiên cứu này, dung dịch Cysteine nồng độ 0,2% đƣợc sử dụng do hằng số bền của phức của Me-Hg-Cysteine là 1017,27 bền hơn rất nhiều so với phức CH3HgBr có hằng số bền là 106,62 nên metyl thủy ngân dễ dàng chiết ngƣợc

vào pha nƣớc. Để đảm bảo độ lặp lại của quy trình chiết ngƣợc, 2mL Cysteine nồng

độ 0,2% đƣợc sử dụng trong đệm axetat có pH 4,5.

Bảng tổng hợp kết quả các thí nghiệm khảo sát điều kiện quy trình xử lý mẫu

xác định metyl thủy ngân trong mẫu sinh học trên thiết bị CV-AAS theo các bƣớc

từ (1) đến (3).

Bảng 3.14. Tổng hợp kết quả khảo sát các yếu tố trong quy trình xử lý mẫu xác định

Me-Hg trong mẫu sinh học bằng phƣơng pháp CV-AAS

STT Các yếu tố khảo sát Các thông số lựa chọn

Ảnh hƣởng của nồng độ KOH (M) đến hiệu 1 2,0 suất thu hồi Me-Hg

Ảnh hƣởng của thời gian gia nhiệt T (phút) đến 2 60 hiệu suất thu hồi Me-Hg

Ảnh hƣởng tỷ lệ dung môi chiết thể tích toluen/ 3 1,0 pha nƣớc đến hiệu suất thu hồi của Me-Hg

Ảnh hƣởng tác nhân tạo phức đến 4 HBr (1M) hiệu suất thu hồi của Me-Hg

Nhƣ vậy qua kết quả nghiên cứu, khảo sát thực nghiệm, chúng tôi đã lựa

chọn đƣợc các thông số thí nghiệm cho quy trình xử lý mẫu xác định metyl thủy

ngân trong mẫu sinh học bằng phƣơng pháp CV- AAS, quy trình cụ thể đƣợc trình

bày trên hình 3.12.

Mẫu sinh học ( 1g)

5mL KOH 2N Gia nhiệt ở 80oC trong 60 phút

1 mL Cysteine 0,1%

5 mL HCl 2N

10 mL n-Hexan

Lắc 10 phút

Ly tâm với tốc độ 1200 vòng/phút

Loại bỏ n-Hexan

Pha nƣớc

2mL HBr 5M

0,5mL CuCl2 2M

5mL Toluen

Lắc 10 phút

Ly tâm với tốc độ 2500 vòng/phút

Pha Hữu cơ

Giải chiết với 2mL 0,2% Cysteine trong NaOAC (pH 4,5)

Lắc 10 phút

Ly tâm 2500 vòng/phút

Pha nƣớc

2 mL HNO3-HClO4

5mL H2SO4

Đo phổ CV-AAS

Hình 3.12. Quy trình phân tích Me-Hg trong các mẫu sinh học bằng phƣơng pháp

CV-AAS

Cân chính xác 1,0000 g mẫu đối với mẫu cá hoặc 1 mL đối với mẫu máu cho

vào ống ly tâm 50mL, thêm 5,0 mL KOH 2N, đun trong bình điều nhiệt ở 80°C

trong một giờ, lắc đều trong 20 phút bằng máy lắc ngang, sau đó thêm 1 mL

Cysteine nồng độ 1% và lắc votex trong vòng 1 phút, sau đó thêm 5 mL HCl 2 M để

đƣa pH về trung tính, thêm 10,0 mL n-Hexan, tiếp tục lắc bằng máy lắc trong 10

phút. Sau đó ly tâm dịch chiết ở tốc độ 1200 vòng/ phút trong 3 phút, rồi loại bỏ pha

n- Hexan.

Lấy 5mL dịch chiết pha nƣớc vào ống ly tâm 15mL, thêm 2mL HBr 5M và

0,5 mL CuCl2 nồng độ 2M, tiếp tục lắc votex trong vòng 2 phút, sau đó thêm 5 mL

Toluen và lắc bằng máy lắc ngang trong 10 phút rồi ly tâm với tốc độ 2500

vòng/phút trong 3 phút, sau đó loại bỏ pha nƣớc và lấy pha hữu cơ.

Dạng phức metyl thủy ngân bromua trong pha toluen đƣợc giải chiết với 2mL

Cysteine 0,2% trong NaOAC với pH 4,5. Hỗn hợp đƣợc lắc trong 10 phút sau đó ly

tâm ở tốc độ 2500 vòng/phút trong vòng 3 phút, rồi loại bỏ pha hữu cơ. Sau khi loại

bỏ toluen, dịch chiết đƣợc chuyển toàn bộ vào bình vô cơ hóa mẫu bằng thạch anh có

thể tích 50mL, thêm 2 mL hỗn hợp HNO3-HClO4 và 5mL H2SO4, dung dịch đƣợc vô cơ hóa tại nhiệt độ 250oC trong thời gian 30 phút. Sau đó để nguội, định mức tới vạch

và xác định bằng phƣơng pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử với kỹ thuật hóa hơi

lạnh. Mẫu trắng và mẫu chuẩn cũng đƣợc tiến hành đồng thời để có cùng hiệu suất.

3.3.2. Xây dựng đường chuẩn xác định Me-Hg bằng phương pháp CV-AAS

3.3.2.1. Kết quả xây dựng đường chuẩn xác định Me-Hg

Metyl thủy ngân sau khi chiết chọn lọc đƣợc vô cơ hóa và xác định theo quy

trình phân tích tổng thủy ngân, đƣờng chuẩn xác định metyl thủy ngân đƣợc trình

bày trên hình 3.13:

1750

1550

1350

1150

.

950 ) . u a (

750 C D A

550

350

150 -50

0

500 1000

1500

2000

2500

Thời gian (s)

Hình 3.13. Kết quả đo lặp các điểm nồng độ khi xây dựng đƣờng chuẩn xác định

Me-Hg bằng phƣơng pháp CV-AAS (sự phụ thuộc tín hiệu đo vào nồng độ)

Bảng 3.15. Kết quả đo lặp các điểm nồng độ khi xây dựng đƣờng chuẩn xác định

Me-Hg bằng phƣơng pháp CV-AAS

Tín hiệu đo trung bình Dung dịch Nồng độ chuẩn (µg/l)

0,00 39 0

0,05 114,3 1

0,1 2 178,7

0,2 3 323,0

0,4 608,3 4

0,8 5 1187,7

1,0 1501,7 6

Lần đo lặp 1 2 3 1 2 3 1 2 3 1 2 3 1 2 3 1 2 3 1 2 3 Tín hiệu đo 40 38 39 111 114 118 182 175 179 329 318 322 606 606 613 1187 1193 1183 1527 1489 1489

1600

1400

1200

y = 1454.6x + 34.771 R² = 0.9998

1000

.

) . u a (

800

600 C D A

400

200

0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

1

1.1 Nồng độ CH3HgCl(µg/L-Hg)

Hình 3.14. Đƣờng chuẩn xác định Me-Hg bằng phƣơng pháp CV-AAS

Đƣờng chuẩn trên hình 3.14 có phƣơng trình: y = 1454,6 x + 34,771 với độ dốc a = 1454,6 và hệ số tƣơng quan R2 = 0,9998. Với thể tích mẫu là 5 mL thì

khoảng tuyến tính trong khoảng từ 0,05 đến 1,0 µg/L do đó phù hợp để phân tích

hàm lƣợng vết nguyên tố Hg trong các mẫu môi trƣờng và sinh học

3.3.2.2. Xác định giới hạn phát hiện (LOD) và giới hạn định lượng (LOQ) của

phương pháp

Giới hạn phát hiện (LOD) và giới hạn định lƣợng (LOQ) của quy trình phân

tích đã xây dựng đƣợc đánh giá trên nền mẫu sinh học có hàm lƣợng Me-Hg thấp.

Phân tích lặp 10 lần mẫu cá chuẩn DOLT-3 có hàm lƣợng metyl thủy ngân là 1,590

ppm, lƣợng mẫu sử dụng là 1g theo quy trình đã xây dựng ở trên. Kết quả phân tích

và tính toán các đại lƣợng LOD, LOQ thu đƣợc ở bảng 3.16.

Bảng 3.16. Kết quả xác định LOD, LOQ của phƣơng pháp

Khối lƣợng Hàm lƣợng Me-Hg trong STT Lần đo lặp mHg (ng) mẫu (g) mẫu sinh học (ng Hg/g)

1 1 3,5279 1,0003 1,6880

2 2 3,3336 1,0035 1,5950

3 3 3,4506 1,0012 1,6510

4 4 3,4590 1,0015 1,6550

5 5 3,3273 1,0045 1,5920

6 6 3,4694 1,0053 1,6600

7 7 3,1308 1,0011 1,4980

8 8 3,3336 1,0035 1,5950

9 9 3,2729 1,0005 1,5660

3,3127 1,0002 10 10 1,5850

1,6085 Giá trị trung bình ( )

Độ lệch chuẩn (SD) 0,0559

LOD 0,17

LOQ 0,56

R 9,58

Kết quả trong bảng 3.16 cho thấy: Giới hạn phát hiện của quy trình đã xây

dựng LOD = 0,17 ng Hg/g, giới hạn định lƣợng LOQ = 0,56 ng Hg/g, khi sử dụng

1,0000 g mẫu cá chuẩn để phân tích.

Giá trị HR thu đƣợc thỏa mãn: 4 < HR = 9,58 < 10 đáp ứng yêu cầu theo

AOAC, vì vậy các giá trị LOD, LOQ đƣợc chấp nhận.

3.3.2.3. Độ chính xác của phương pháp

- Đánh giá độ chính xác dựa vào mẫu chuẩn được chứng nhận (CRM)

Thực hiện quy trình phân tích hàm lƣợng metyl thủy ngân theo mô tả ở mục

2.5.3 trên mẫu cá chuẩn DOLT-3 có hàm lƣợng metyl thủy ngân là 1,590 ppm,

lƣợng mẫu sử dụng là 1g lặp lại 6 lần quy trình này.

So sánh kết quả thực nghiệm của nghiên cứu với giá trị hàm lƣợng metyl

thủy ngân đã đƣợc chứng nhận, tính độ chệch (bias), RSD để đánh giá độ đúng và

độ lặp của quy trình phân tích.

Các kết quả thực nghiệm và tính toán thể hiện ở bảng 3.17.

Bảng 3.17. Kết quả phân tích Me-Hg trong mẫu cá chuẩn DOLT-3

Lần lặp Độ chệch ∆ (%) RSD (%) Khối lƣợng cân (g) Hàm lƣợng trung bình (ng/g) Giá trị chứng chỉ (ng/g)

1,611 1,59 ± 0.12 4.64 Nhỏ nhất: 0,83 Lớn nhất: 7,54

1 2 3 4 5 6 1,0003 1,0043 1,0012 1,0025 1,0004 1,0015 Hàm lƣợng xác định đƣợc trong mẫu (ng/g) 1,6880 1,6703 1,6512 1,4890 1,5974 1,5685

Theo quy định của Cục Dƣợc phẩm và thực phẩm Mỹ (USFDA) quy định độ

chệch của các phƣơng pháp xác định hàm lƣợng các chất trong mẫu phân tích theo

cách sử dụng vật liệu chuẩn phải không đƣợc lớn hơn 15%. Theo kết quả bảng 3.14

giá trị ∆ = 0,83% - 7,54%; RSD = 4,64% thỏa mãn điều kiện theo yêu cầu về đánh

giá độ chính xác của phƣơng pháp

3.4. Kết quả xác định hàm lƣợng tổng Hg và Me-Hg trong mẫu môi trƣờng và

mẫu sinh học

Áp dụng các quy trình đã đƣợc xác nhận giá trị sử dụng, quy trình xây

dựng mới để phân tích hàm lƣợng tổng Hg và Me-Hg trong mẫu môi trƣờng và

mẫu sinh học.

 Quy trình phân tích hàm lƣợng tổng Hg trong mẫu môi trƣờng, mẫu sinh

học bằng phƣơng pháp CV-AAS

 Quy trình phân tích hàm lƣợng Me-Hg trong mẫu trầm tích bằng phƣơng

pháp GC-ECD

 Nghiên cứu, xây dựng quy trình phân tích Me-Hg trong mẫu sinh học

bằng phƣơng pháp CV-AAS

3.4.1. Kết quả phân tích các mẫu môi trường

3.4.1.1. Mẫu trầm tích

21 mẫu trầm tích đƣợc lấy tại khu vực khai thác vàng thuộc xã Thần Sa

huyện Võ Nhai tỉnh Thái Nguyên, vị trí lấy mẫu đƣợc chia theo 3 khu vực Bãi Mố,

Thƣợng Kim và Hạ Kim. Khu vực Bãi Mố và Thƣợng Kim là hai khu vực khai thác

và chế biến nằm ở khu vực thƣợng nguồn suối nƣớc đục còn khu vực Hạ Kim nằm

ở hạ nguồn.

Hàm lƣợng tổng thủy ngân đƣợc phân tích bằng phƣơng pháp CV-AAS và

metyl thủy ngân đƣợc phân tích bằng phƣơng pháp GC-ECD. Kết quả đƣợc trình

bày trong bảng 3.18 và Hình 3.15.

Bảng 3.18. Kết quả xác định hàm lƣợng trung bình T-Hg và Me-Hg trong

các mẫu trầm tích tại xã Thần Sa, tỉnh Thái Nguyên

STT Ký hiệu T-Hg (ppm) Khu vực

Thƣợng Kim

Hạ Kim

Bãi Mố

ThK 01 ThK 02 ThK 03 ThK 04 ThK 05 ThK 06 TKI 01 TKI 02 HK I 01 HK I 02 HK II 01 HK III 01 HK III 02 BM I 01 BM II 02 BM III 02 BM IV 02 BM V 02 BM VI 02 BM VII 02 105.928396 21.88961

Vị trí Tọa độ X Tọa độ Y 105.922071 21.89014 1,55 ± 0,03 1 105.926173 21.888454 3,26 ± 0,08 2 105.946388 21.889524 20,57±1,26 3 105.947726 21.88567 11,13 ± 0,27 4 105.948784 21.882484 0,83 ± 0,06 5 105.946827 21.880863 0,64 ± 0,06 6 105.922505 21.884415 0,30 ± 0,02 7 105.925509 21.88204 0,96 ± 0,11 8 105.93987 21.875881 7,08 ± 0,07 9 105.938951 21.874788 0,60 ± 0,01 10 105.937538 21.875786 5,55 ± 0,14 11 105.930124 21.871738 0,90 ± 0,05 12 105.930418 21.87002 2,44 ± 0,08 13 105.935726 21.897143 57,76 ± 1,14 14 105.932542 21.891596 0,44 ± 0,05 15 105.931858 21.891103 0,54 ± 0,01 16 105.931472 21.890395 1,05 ± 0,11 17 105.930541 21.890959 0,56 ± 0,05 18 105.930167 21.889635 0,41 ± 0,03 19 20 0,33 ± 0,02 21 BM VIII 02 105.928949 21.885367 2,37 ± 0,07 Me-Hg (ppb) 1,11 ± 0,05 0,49 ± 0,09 3,36 ± 0,07 0,44 ± 0,06 0,31 ± 0,03 0,97 ± 0,06 3,04 ± 0,12 5,37 ± 0,41 33,71 ± 1,57 0,39 ± 0,08 5,60 ± 0,45 0,31 ± 0,03 1,28 ± 0,07 2,12 ± 0,08 0,66 ± 0,06 0,58 ± 0,06 3,53 ± 0,33 3,80 ± 0,29 2,14 ± 0,09 0,71 ± 0,02 1,67 ± 0,06

40.000

65.000

60.000

35.000

T-Hg (ppm) QCVN 43:2012/BTNMT Me-Hg (ppb)

55.000

50.000

30.000

45.000

25.000

40.000 )

35.000

20.000

30.000 m p p (

) b p p (

25.000

15.000 -

g H - e

g H T

20.000 M

10.000

15.000

10.000

5.000 .000

ThK 01

ThK 02

ThK 03

ThK 04

ThK 05

ThK 06

TKI 01

TKI 02

HK I 01

HK I 02

BM I 01

HK II 01

HK III 01

HK III 02

BM II 02

BM III 02

BM IV 02

BM V 02

BM VI 02

BM VII 02

BM VIII 02

Ký hiệu mẫu

Hình 3.15. Hàm lƣợng tổng thủy ngân và metyl thủy ngân

trong mẫu trầm tích

Biểu đồ trên hình 3.15 cho thấy có 17/21 (80,95%) mẫu có hàm lƣợng thủy

ngân tổng số lớn hơn giới hạn cho phép (0,5 ppm) theo Quy chuẩn Việt Nam về

chất lƣợng trầm tích (QCVN 43:2012/BTNMT). Hàm lƣợng thủy ngân tổng số

trong các mẫu trầm tích có giá trị trung bình là 5,68 ppm vƣợt trên 10 lần quy chuẩn

cho phép. Hàm lƣợng tổng thủy ngân trong mẫu trầm tích nhỏ nhất là 0,30 ppm và

cao nhất là 57,60 ppm. Mẫu trầm tích có hàm lƣợng thủy ngân tổng số lớn nhất

đƣợc quan sát tại khu vực Bãi Mố.

Hàm lƣợng metyl thủy ngân trong mẫu trầm tích tại khu vực nghiên cứu có

giá trị trung bình là 3,41 ppb. Hàm lƣợng Me-Hg nhỏ nhất là 0,31 ppb và lớn nhất là

33,71 ppb. Điều đặc biệt là hàm lƣợng metyl thủy ngân cao nhất đƣợc quan sát tại

khu vực Hạ Kim nằm ở hạ lƣu của khu vực khai thác. Để đánh giá sự chuyển hóa

của metyl thủy ngân, hàm lƣợng thủy ngân tổng số, metyl thủy ngân và tỷ lệ Me-

Hg/T-Hg đƣợc đánh giá tại 3 khu vực. Kết quả đƣợc đƣa ra ở hình 3.16, 3.17, 3.18

và 3.19.

9.000

8.000 T-Hg

)

7.000

6.000 -

5.000

4.000 m p p ( g H T g n ợ ƣ

l

3.000 m à H

2.000

1.000 .000

Thƣợng Kim

Bãi Mố

Hạ Kim

Vị trí lấy mẫu

Hình 3.16. Hàm lƣợng trung bình của T-Hg trong mẫu trầm tích tại các khu vực lấy

mẫu khác nhau

Biểu đồ trên hình 3.16 cho thấy giá trị trung bình của hàm lƣợng tổng thủy

ngân trong mẫu trầm tích tại khu vực Bãi Mố (7,93 ppm) là lớn nhất, tiếp theo đến

Thƣợng Kim (4,91 ppm) và Hạ Kim (3,31) là thấp nhất. Điều này đƣợc lý giải là do

các hoạt động khai thác và chế biến đều đƣợc thực hiện ở khu vực Thƣợng Kim và

Bãi Mố, dẫn đến lƣợng thủy ngân đƣợc sử dụng và thải ra khu vực này lớn hơn khu

vực Hạ Kim.

9.000

8.000 Me-Hg

7.000

6.000 ) b p p ( g H - e

5.000 M g n ợ ƣ

l

4.000 m à H

3.000

2.000

1.000 .000

Thƣợng Kim

Bãi Mố

Hạ Kim

Vị trí lấy mẫu

Hình 3.17. Hàm lƣợng trung bình Me-Hg trong mẫu trầm tích

tại các khu vực lấy mẫu khác nhau

Tuy nhiên, kết quả thu đƣợc từ hình 3.17 lại cho thấy hàm lƣợng metyl thủy

ngân tại khu vực Hại Kim (8,26 ppb) là cao nhất tiếp đến là khu vực Bãi Mố (1,90

ppb) và Thƣợng Kim (1,89 ppb). Do đó có thể nhận thấy có sự chuyển hóa từ các

dạng thủy ngân vô cơ thành metyl thủy ngân trong trầm tích tại khu vực Hạ lƣu là

Hạ Kim. Hàm lƣợng Me-Hg tại khu vực Hạ Kim cao gấp 4 lần tại khu vực Thƣợng

Kim và Bãi Mố, trong khi đó hàm lƣợng tổng thủy ngân tại khu vực Hạ Kim thấp

hơn 2,4 lần so với khu vực Bãi Mố và 1,5 lần so với khu vực Thƣợng Kim.

0.3

0.25 Me-Hg/T-Hg (%)

)

%

0.2 (

-

0.15 g H T / g H - e

M

0.1

0.05

0 Thƣợng Kim

Bãi Mố

Hạ Kim

Vị trí lấy mẫu

Hình 3.18. Tỷ lệ phần trăm hàm lƣợng metyl thủy ngân so với tổng thủy ngân

trong trầm tích tại các khu vực lấy mẫu khác nhau

Kết quả thu đƣợc từ hình 3.18 cho thấy tỷ lệ hàm lƣợng trung bình metyl

thủy ngân/ tổng thủy ngân trong các mẫu trầm tích tại Hạ Kim (0,25%) lớn hơn 6

đến 12 lần so với khu vực Thƣợng Kim (0,04 %) và Bãi Mố (0,02%). Tƣơng tự,

hình 3.19 cho thấy tỷ lệ hàm lƣợng trung bình thủy ngân tổng số/ metyl thủy ngân

trong các mẫu trầm tích tại Thƣợng Kim là lớn nhất sau đó là Bãi Mố và Hạ Kim.

6000

5000

T-Hg/Me-Hg

4000

g H - e

3000

-

M / g H T

2000

1000

0 Thƣợng Kim

Hạ Kim

Bãi Mố Vị trí lấy mẫu

Hình 3.19. Tỷ lệ hàm lƣợng trung bình T-Hg so với hàm lƣợng trung bình Me-Hg

trong trầm tích tại các vị trí khác nhau

Các kết quả này cũng phù hợp với các kết quả nghiên cứu trƣớc đây [21],

theo các tác giả thuỷ ngân hoặc muối của nó có thể chuyển thành metyl thuỷ ngân

bởi các vi khuẩn yếm khí trong trầm tích và nƣớc. Sự chuyển hoá này đƣợc thúc

đẩy bởi Co(III) trong coenzym vitamin B12. Nhóm CH3- liên kết với Co(III) trong coenzym đƣợc chuyển thành CH3Hg+ hoặc (CH3)2Hg dẫn đến sự tích lũy metyl thuỷ

ngân trong trầm tích và chúng đƣợc khuếch đại sinh học qua chuỗi thức ăn.

3.4.1.2. Mẫu nước

Mẫu nƣớc đƣợc lấy tại 3 khu vực bao gồm Bãi Mố, Thƣợng Kim và Hạ Kim.

Mẫu đƣợc lọc qua màng lọc 0,45 µm và axit hóa đến pH < 2. Hàm lƣợng tổng thủy

ngân đƣợc phân tích bằng phƣơng pháp CV-AAS. Kết quả phân tích hàm lƣợng

thủy ngân trong mẫu nƣớc đƣợc trình bày trong bảng 3.19 và hình 3.20.

100

Bảng 3.19. Kết quả xác định hàm lƣợng T-Hg trong các mẫu nƣớc tại xã Thần Sa,

tỉnh Thái Nguyên

Vị trí STT Ký hiệu T-Hg (ppb) Khu vực Tọa độ X Tọa độ Y

ThK I 01 105,922281 21,889621 0,002±0,000 1

ThK I 02 105,926733 21,888506 0,527±0,006 2

ThK II 01 105,947063 21,889505 0,041±0,002 3

ThK II 02 105,949503 21,884571 0,008±0,001 4

ThK III 01 105,948036 21,882023 0,005±0,001 5

ThK III 02 105,945797 21,879806 0,002±0,001 6 Khu vực ThK III 03 105,941374 21,876358 0,008±0,001 7

ThK IV-01 105,939471 21,875812 0,132±0,003 8 Thƣợng Kim ThK IV-02 105,936100 21,874702 0,029±0,008 9

TK I 105,922759 21,884266 0,011±0,002 10

TK II 105,925664 21,881916 0,001±0,000 11

TK III 105,927679 21,879987 0,022±0,002 12

TK IV 105,927915 21,876496 0,005±0,000 13

TK V 105,928388 21,874596 0,058±0,008 14

HK I 105,937108 21,875713 0,616±0,055 15

HK II 105,931401 21,875890 0,008±0,002 16

HK III 105,930392 21,872941 0,034±0,007 17 Khu vực

Hạ Kim HK IV 105,92909 21,871135 0,259±0,058 18

HK V 105,926039 21,866268 0,668±0,023 19

HK VI 105,927719 21,865792 0,058±0,008 20

BM I 01 105,934366 21,892666 0,011±0,002 21

BM I 02 105,933606 21,892202 0,002±0,001 22

BM I 03 105,932893 21,891929 0,004±0,001 23

BM II 01 105,932283 21,891483 0,002±0,001 24

BM II 02 105,931788 21,890651 0,002±0,001 25

BM II 03 105,931208 21,891527 0,154±0,025 26

Khu vực Bãi Mố BM III 01 105,931112 21,890252 0,018±0,007 27

BM III 02 105,930642 21,889847 0,005±0,001 28

BM III 03 105,930974 21,88959 0,031±0,001 29

BM IV 01 105,929867 21,889332 0,002±0,001 30

BM IV 02 105,928871 21,890122 0,008±0,002 31

BM IV 03 105,927843 21,889366 0,009±0,003 32

101

T-Hg (ppb)

T-Hg (ppb) QCVN 08:2008/BTNMT(ppb)

1.2

1 ) b p p (

0.8 g H

-

0.6 T g n ợ ƣ

0.4 l

0.2 m à H

0

I I

I I I

1 0 I I

2 0 I I

3 0 I I

1 0 I

2 0 I

K T

1 0 I I I

2 0 I I I

3 0 I I I

K H

1 0 - V

2 0 - V

1 0 I I

2 0 I I

K T

V K T

K H

V K H

2 0 I I I

1 0 I I I

3 0 I I I

K T

K H

V K H

1 0 I M B

2 0 I M B

3 0 I M B

M B

1 0 V M B

2 0 V M B

K h T

Ký hiệu mẫu

Hình 3.20. Hàm lƣợng tổng thủy ngân (T-Hg) trong các mẫu nƣớc

Biểu đồ trên hình 3.20 cho thấy nồng độ tổng thủy ngân trong mẫu nƣớc rất

nhỏ, giá trị trung bình là 0,086 µg/l, nồng độ cao nhất đƣợc quan sát tại khi vực Hạ

Kim có nồng độ là 0,668 µg/l thấp hơn quy chuẩn cho phép là 1,0 µg/l theo Quy

chuẩn kỹ thuật quốc gia về chất lƣợng nƣớc mặt (QCVN 08:2008/BTNMT). Do

hàm lƣợng tổng thủy ngân trong mẫu nƣớc mặt rất nhỏ, nên trong nghiên cứu này

không thể đánh giá đƣợc mức độ chuyển hóa metyl thủy ngân trong nƣớc tại khu

vực nghiên cứu.

3.4.2. Kết quả phân tích các mẫu sinh học

3.4.2.1. Mẫu thủy sản

24 mẫu thủy sản đƣợc lấy tại khu vực khai thác vàng thuộc xã Thần Sa huyện

Võ Nhai tỉnh Thái Nguyên, vị trí lấy mẫu đƣợc chia theo 3 khu vực bao gồm Bãi

Mố, Thƣợng Kim và Hạ Kim. Khu vực Bãi Mố và Thƣợng Kim là hai khu vực khai

thác và chế biến nằm ở khu vực thƣợng nguồn suối nƣớc đục còn khu vực Hạ Kim

nằm ở hạ nguồn.

Hàm lƣợng tổng thủy ngân trong mẫu hải sản đƣợc phân tích bằng phƣơng

pháp CV-AAS và metyl thủy ngân đƣợc phân tích theo phƣơng pháp tách chiết

chọn lọc và cuối cùng xác định bằng phƣơng CV-AAS. Kết quả phân tích các mẫu

thủy sản đƣợc trình bày trong bảng 3.20 và hình 3.21.

102

Bảng 3.20. Kết quả xác định hàm lƣợng tổng thủy ngân và Me-Hg trong các mẫu

thủy sản tại xã Thần Sa, tỉnh Thái Nguyên

Vị trí

TT

Loài

Khu vực

Ký hiệu Mẫu

T-Hg (ppm)

Me-Hg (ppm)

Bộ phận phân tích

Độ ẩm (%)

Cá Muscle Cá Muscle

Leg

Thƣợng Kim

Leg

Hạ Kim

Leg

Bãi Mố

Tọa độ X 105.945 105.948 105.928 105.928 105.928 105.927 105.928 105.928 105.937 105.933 105.932 105.930 105.928 105.928 105.926 105.926 105.927 105.927 105.929 105.928 105.928 105.928 105.927 105.928

Tọa độ Y 21.891 21.885 21.888 21.887 21.884 21.883 21.883 21.881 21.875 21.877 21.876 21.874 21.872 21.868 21.867 21.865 21.862 21.858 21.890 21.890 21.889 21.889 21.889 21.888

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24

0,70±0,09 0,58±0,17 0,49±0,06 0,85±0,03 2,14±0,23 0,51±0,06 0,42±0,07 0,64±0,03 0,93±0,07 0,43±0,09 1,40±0,17 3,15±0,15 1,19±0,22 0,93±0,11 0,46±0,07 1,20±0,07 1,13±0,07 0,44±0,11 0,47±0,15 0,61±0,14 0,93±0,16 0,47±0,09 0,75±0,09 0,33±0,08

0,65±0,11 0,51±0,05 0,47±0,07 Ếch Cá Muscle 0,79±0,08 1,69±0,22 Tôm Muscle Cá Muscle 0,45±0,01 Cá Muscle 0,38±0,07 Cá Muscle 0,59±0,15 0,88±0,06 Ếch Cá Muscle 0,36±0,09 Cá Muscle 1,22±0,05 3,06±0,17 Cá Muscle 0,98±0,06 Tôm Muscle 0,90±0,09 Cua Cá Muscle 0,40±0,07 Cá Muscle 1,10±0,09 Cá Muscle 1,07±0,07 Cá Muscle 0,40±0,05 Cá Muscle 0,40±0,15 Cá Muscle 0,57±0,07 0,80±0,11 Cá Muscle 0,35±0,14 Tôm Muscle Cá Muscle 0,71±0,06 Cá Muscle 0,29±0,05

Khối lƣợng cân (mg) 212.6 264.3 168.9 413.0 78.4 238.1 263.1 238.4 180.0 102.5 124.1 418.8 84.2 61.5 214.7 237.4 218.1 213.9 274.1 195.9 120.8 165.7 264.5 186.8

3.9 3.6 10.8 24.8 8.5 5.1 3.7 4.2 11.1 2.4 3.5 12.1 8.1 5.8 3.6 3.8 5.2 4.4 9.2 4.9 2.8 8.8 5.6 3.4

Me-Hg/ T-Hg (%) 91,8 88,1 95,4 93,4 79,0 88,4 91,0 92,3 95,0 82,6 87,0 97,2 82,5 96,1 88,1 91,0 94,5 91,0 86,4 93,2 86,0 73,8 93,6 86,3

C ThK I C ThK II E TK I C TK I T TK II C TK III 01 C TK III 02 C TK IV E HK I C HK I 01 C HK I 02 C HK II T HK III 03 Cua HK III C HK IV 01 C HK IV 02 C HK V 01 C HK V 02 C BM I C BM II C BM III C BM IV C BM V C BM VI

3.500

T-Hg (ppm)

)

Me-Hg (ppm)

3.000

QCVN 8-2:2011/BYT

2.500

2.000 m p p ( n â g n y ủ h t g n ợ ƣ

1.500 l

m à H

1.000 .500

.000

E TK I

C TK I

E HK I

C BM I

C ThK I

C ThK II

T TK II

C TK IV

C HK I 01

C HK I 02

C HK II

Cua HK III

C HK V 01

C HK V 02

C BM II

C BM III

C BM IV

C BM V

C BM VI

C TK III 01

C TK III 02

T HK III 03

C HK IV 01

C HK IV 02

Ký hiệu mẫu

Hình 3.21. Hàm lƣợng tổng thủy ngân và metyl thủy ngân

trong mẫu thủy sản

103

Kết quả thu đƣợc từ bảng 3.20 và hình 3.21 cho thấy: 16/24 (66,67%) mẫu có

hàm lƣợng thủy ngân tổng số lớn hơn giới hạn cho phép (0,5 ppm) về ô nhiễm kim

loại nặng trong thực phẩm (QCVN 8-2:2011/BYT) và 15/24 (62,50%) mẫu có hàm

lƣợng metyl thủy ngân lớn hơn giới hạn cho phép (0,5 ppm) về ô nhiễm kim loại

nặng trong thực phẩm (QCVN 8-2:2011/BYT). Hàm lƣợng thủy ngân tổng số trong

các mẫu thủy sản có giá trị trung bình là 0,88 ppm vƣợt giới hạn an toàn theo quy

chuẩn cho phép 1,8 lần còn hàm lƣợng metyl thủy ngân trung bình trong mẫu thủy

sản là 0,79 ppm vƣợt giới hạn an toàn theo quy chuẩn cho phép là 1,6 lần. Mẫu thủy

sản có hàm lƣợng thủy ngân và metyl lớn lớn nhất là đƣợc thu tại khu vực Hạ Kim

có hàm lƣợng T-Hg là 3,15 ppm và Me-Hg là 3,06 ppm.

Hàm lƣợng trung bình tổng thủy ngân, metyl thủy ngân và mối tƣơng quan

giữa hàm lƣợng Me-Hg và T-Hg trong thủy sản đƣợc đánh giá tại 3 khu vực. Kết

quả đƣợc đƣa ra ở hình 3.22, 3.23 và 3.24

1.200 T-Hg

1.000 )

m p p (

.800

-

.600

g H T g n ợ ƣ

l

.400

m à H

.200

.000

Thƣợng Kim

Bãi Mố

Hạ Kim

Vị trí lấy mẫu

Hình 3.22. Hàm lƣợng trung bình tổng thủy ngân trong mẫu thủy sản

tại các khu vực lấy mẫu khác nhau

104

1.200 )

1.000 Me-Hg

.800

m p p ( g H - e

.600

M g n ợ ƣ

l

.400

m à H

.200

.000

Thƣợng Kim

Bãi Mố

Hạ Kim

Vị trí lấy mẫu

Hình 3.23. Hàm lƣợng trung bình metyl thủy ngân trong mẫu thủy sản

tại các khu vực lấy mẫu khác nhau

Biểu đồ trên hình 3.22 và 3.23 cho thấy giá trị trung bình của hàm lƣợng tổng

thủy ngân trong mẫu thủy sản tại khu vực Hạ Kim (1,13 ppm) là lớn nhất, tiếp theo

đến Thƣợng Kim (0,79 ppm) và Bãi Mố (0,59) là thấp nhất. Tƣơng tự, hàm lƣợng

metyl thủy ngân trong hải sản cũng có quy luật tƣơng tự nhƣ hàm lƣợng tổng thủy

ngân, hàm lƣợng metyl thủy ngân tăng dần từ Bãi Mố (0,52 ppm) đến Thƣợng Kim

(0,69 ppm) và Hạ Kim (1,04 ppm).

100.000 Me-Hg/T-Hg

95.000 )

%

90.000 -

( g H T

/ g H - e

85.000 M

80.000

75.000

70.000 Thƣợng Kim

Bãi Mố

Hạ Kim

Vị trí lấy mẫu

Hình 3.24. Tỷ lệ phần trăm hàm lƣợng metyl thủy ngân so với tổng thủy ngân trong

thủy sản tại các khu vực lấy mẫu khác nhau

105

Các kết quả nghiên cứu thu đƣợc của luận án hoàn toàn phù hợp với các

nghiên cứu về cơ chế tích lũy sinh học. Theo các tác giả, quá trình metyl hoá thuỷ

ngân là yếu tố quan trọng nhất góp phần đƣa thuỷ ngân vào trong chuỗi thức ăn. Sự

chuyển hoá sinh học của các hợp chất thuỷ ngân vô cơ thành các hợp chất metyl

thủy ngân có thể xảy ra trong trầm tích, trong nƣớc và cả trong cơ thể sinh vật [10].

Khoảng trên 90% thủy ngân tích luỹ sinh học trong cá là dạng metyl thủy ngân.

Mặc dù tất cả các dạng của thuỷ ngân đều có thể tích luỹ tới một mức nhất định, tuy

nhiên metyl thuỷ ngân tích luỹ trong thủy sản và hải sản nhiều hơn các dạng khác

của thuỷ ngân. Quá trình metyl hóa thủy ngân trong trầm tích tại khu vực Hạ Kim

đã đẫn đến làm tăng khả năng tích lũy sinh học của thủy ngân.

Mối tƣơng quan giữa hàm lƣợng tổng thủy ngân và metyl thủy ngân trong

các mẫu thủy sản tại khu vực Thƣợng Kim, Hạ Kim và Bãi Mố đƣợc đƣa ra trên

hình 3.25.

3.500

3.000

2.500 )

y = 0.9247x - 0.0232 R² = 0.9837

2.000 m p p (

1.500 g H - e

M

1.000 .500

.000

.500

1.000

1.500

2.000

2.500

3.000

3.500 T-Hg (ppm)

Hình 3.25. Biểu đồ tƣơng quan giữa hàm lƣợng thủy ngân tổng số

và metyl thủy ngân trong mẫu thủy sản

Kết quả đƣa ra ở hình 3.25 cho thấy có sự tƣơng quan giữa tốt giữa hàm

lƣợng thủy ngân tổng số và metyl thủy ngân trong mẫu thủy sản. Hàm lƣợng metyl

thủy ngân chiếm hơn 90% trong hàm lƣợng tổng thủy ngân.

106

3.4.2.2. Mẫu máu và mẫu tóc

Để đánh giá khả năng phơi nhiễm của thủy ngân đối với công nhân khai thác

và chế biến vàng hàm lƣợng tổng thủy ngân và metyl thủy ngân đƣợc phân tích

trong mẫu máu và mẫu tóc của 3 nhóm đối tƣợng nghiên cứu bao gồm nhóm đối

chứng, nhóm công nhân khai thác và nhóm công nhân tạo hỗn hống để thu hồi

vàng. Do đặc điểm về giới tính trong các hoạt động khai thác vàng nên nhóm

nghiên cứu và nhóm đối chứng chỉ lấy mẫu các đối tƣợng là nam giới:

- Nhóm 1: Nhóm chứng gồm 50 sinh viên trên địa bàn thành phố Hà Nội độ

tuổi từ 18 đến 22 đƣợc lấy các mẫu máu và mẫu tóc.

- Nhóm 2: Nhóm tạo hỗn hống gồm 40 công nhân trực tiếp sử dụng thủy

ngân tạo hỗn hống với vàng trong khai thác và chế biến tại mỏ vàng xã Thần Sa,

huyện Võ Nhai, tỉnh Thái Nguyên. Nhóm đối tƣợng này đƣợc lấy cả mẫu máu và

mẫu tóc.

- Nhóm 3: Nhóm khai thác gồm 24 công nhân trực tiếp khai thác quặng tại mỏ

vàng xã Thần Sa, huyện Võ Nhai, tỉnh Thái Nguyên. Do khó khăn về tín ngƣỡng nên

nhóm nghiên cứu này chỉ lấy đƣợc mẫu máu mà không lấy đƣợc mẫu tóc.

Hàm lƣợng tổng thủy ngân trong mẫu máu và mẫu tóc đƣợc phân tích bằng

phƣơng pháp CV-AAS, hàm lƣợng metyl thủy ngân đƣợc phân tích bằng quy trình

phân tích trong mẫu sinh học đã xác lập đƣợc. Kết quả đánh mức độ phơi nhiễm thủy

ngân và metyl thủy ngân trong tóc đƣợc trình bày trong bảng 3.21 và hình 3.26.

Bảng 3.21. Kết quả xác định hàm lƣợng tổng thủy ngân và Me-Hg trong

các mẫu tóc tại xã Thần Sa, tỉnh Thái Nguyên

STT STT T-Hg (ppm) Me-Hg (ppm) T-Hg (ppm) Me-Hg (ppm)

Nhóm đối chứng (Ký hiệu mẫu) Nhóm tạo hỗn hống (Ký hiệu mẫu)

NTH.01 19,48±3,62 0,75±0,10 NTH.02 19,66±1,85 0,41±0,13 NTH.03 20,94±1,08 0,65±0,09 NTH.04 31,21±2,49 0,73±0,08 NTH.05 20,67±0,26 0,78±0,19 NTH.06 32,99±2,80 0,83±0,23 NTH.07 14,55±1,66 0,97±0,67 NTH.08 30,82±3,64 0,84±0,18 NTH.09 15,43±1,97 1,15±0,18 1 NĐC.01 0,87±0,12 0,71±0,12 2 NĐC.02 0,81±0,14 0,66±0,13 3 NĐC.03 0,83±0,14 0,67±0,03 4 NĐC.04 1,01±0,03 0,87±0,05 5 NĐC.05 0,66±0,17 0,51±0,05 6 NĐC.06 0,86±0,10 0,73±0,21 7 NĐC.07 0,86±0,06 0,73±0,16 8 NĐC.08 0,84±0,13 0,73±0,05 9 NĐC.09 0,87±0,06 0,71±0,01 1 2 3 4 5 6 7 8 9

107

STT STT T-Hg (ppm) Me-Hg (ppm) T-Hg (ppm) Me-Hg (ppm)

Nhóm tạo hỗn hống (Ký hiệu mẫu) Nhóm đối chứng (Ký hiệu mẫu)

10 NTH.10 35,75±0,30 1,08±0,17 11 NTH.11 34,91±2,66 0,94±0,04 12 NTH.12 34,50±1,32 1,05±0,04 13 NTH.13 52,64±2,13 1,00±0,15 14 NTH.14 17,39±1,08 0,87±0,21 15 NTH.15 49,69±3,41 0,91±0,07 16 NTH.16 16,42±2,19 0,74±0,08 17 NTH.17 33,30±5,34 0,78±0,17 18 NTH.18 53,94±4,37 0,91±0,09 19 NTH.19 59,86±7,76 0,89±0,15 20 NTH.20 33,91±5,96 0,87±0,00 21 NTH.21 20,28±2,30 0,86±0,02 22 NTH.22 22,73±2,06 0,88±0,07 23 NTH.23 31,74±4,66 0,85±0,00 24 NTH.24 58,74±2,36 0,90±0,07 25 NTH.25 33,20±0,93 0,80±0,13 26 NTH.26 29,75±1,62 0,81±0,04 27 NTH.27 20,65±2,30 0,76±0,09 28 NTH.28 40,33±3,01 0,92±0,08 29 NTH.29 33,45±2,24 0,84±0,05 30 NTH.30 45,53±5,12 0,71±0,08 31 NTH.31 34,03±7,58 0,83±0,02 32 NTH.32 46,28±0,30 0,91±0,03 33 NTH.33 43,94±0,57 0,79±0,06 34 NTH.34 42,78±4,92 0,81±0,07 35 NTH.35 44,40±2,68 0,57±0,07 36 NTH.36 34,90±3,78 0,69±0,05 37 NTH.37 47,03±5,64 0,70±0,05 38 NTH.38 39,22±2,39 0,71±0,00 39 NTH.39 36,15±3,13 0,75±0,06 40 NTH.40 8,66±0,00 0,55±0,08 10 NĐC.10 0,93±0,20 0,74±0,09 11 NĐC.11 0,83±0,16 0,76±0,16 12 NĐC.12 0,86±0,06 0,71±0,10 13 NĐC.13 0,86±0,10 0,74±0,09 14 NĐC.14 0,89±0,06 0,77±0,07 15 NĐC.15 0,94±0,24 0,81±0,21 16 NĐC.16 0,87±0,13 0,71±0,08 17 NĐC.17 0,93±0,17 0,81±0,04 18 NĐC.18 0,93±0,27 0,84±0,14 19 NĐC.19 0,83±0,17 0,76±0,06 20 NĐC.20 0,81±0,00 0,72±0,08 21 NĐC.21 0,85±0,06 0,76±0,08 22 NĐC.22 0,84±0,14 0,77±0,20 23 NĐC.23 0,91±0,04 0,78±0,11 24 NĐC.24 0,92±0,14 0,83±0,19 25 NĐC.25 0,90±0,04 0,78±0,12 26 NĐC.26 0,92±0,10 0,84±0,18 27 NĐC.27 0,95±0,19 0,82±0,23 28 NĐC.28 0,84±0,42 0,65±0,13 29 NĐC.29 0,83±0,17 0,76±0,17 30 NĐC.30 0,89±0,20 0,99±0,41 31 NĐC.31 0,83±0,07 0,57±0,07 32 NĐC.32 0,86±0,11 0,60±0,10 33 NĐC.33 0,60±0,17 0,56±0,06 34 NĐC.34 0,88±0,06 0,66±0,06 35 NĐC.35 0,92±0,12 0,87±0,08 36 NĐC.36 0,87±0,21 0,81±0,07 37 NĐC.37 0,88±0,01 0,82±0,05 38 NĐC.38 0,74±0,09 0,61±0,11 39 NĐC.39 0,91±0,20 0,80±0,10 40 NĐC.40 0,88±0,10 0,77±0,11 41 NĐC.41 0,95±0,50 0,89±0,11 42 NĐC.42 0,93±0,05 0,75±0,10 43 NĐC.43 1,38±0,31 1,24±0,09 44 NĐC.44 1,40±0,18 1,39±0,13 45 NĐC.45 1,76±0,11 1,65±0,20 46 NĐC.46 1,46±0,13 1,17±0,17 47 NĐC.47 1,34±0,07 1,19±0,12 48 NĐC.48 1,22±0,20 1,01±0,24 49 NĐC.49 1,52±0,09 1,39±0,08 50 NĐC.50 0,92±0,11 0,80±0,09

108

50

45 )

40

33.546

35 m p p (

30 g H - e

25

20 M à v

15 -

g H T

10

5

.947

.825

.820

0 T-Hg

Me-Hg

T-Hg

Me-Hg

Nhóm chứng

Nhóm tạo hỗn hống

Hình 3.26. Hàm lƣợng T-Hg, Me-Hg trong mẫu tóc của nhóm đối chứng

và nhóm tạo hỗn hỗng

Kết quả thu đƣợc từ bảng 3.21 và hình 3.26 cho thấy: hàm lƣợng trung bình

thủy ngân tổng số trong nhóm tạo hỗn hống (33,35 ppm) cao hơn so với nhóm đối

chứng (0,95 ppm) là 35,3 lần. Trong khi đó hàm lƣợng Me-Hg của nhóm tạo hỗn

hống (0,82 ppm) lại thấp hơn so với nhóm đối chứng (0,83 ppm). Hàm lƣợng metyl

thủy ngân trong tóc của nhóm chứng chỉ chiếm 87,3% so với hàm lƣợng thủy ngân

tổng số. Trong khi đó hàm lƣợng metyl thủy ngân trong tóc của nhóm tạo hỗn hống

chỉ chiếm 2,45% so với hàm lƣợng thủy ngân tổng số. Hàm lƣợng metyl thủy ngân

chỉ chiếm một lƣợng nhỏ so với hàm lƣợng tổng thủy ngân là một sự bất thƣờng.

Các kết quả nghiên cứu của Nakano và Wakisaka cho thấy trong máu và tóc, thủy

ngân tồn tại chủ yếu ở dạng metyl thủy ngân, hàm lƣợng metyl thủy ngân trong máu

và trong tóc chiếm khoảng 90%, các kết quả nghiên cứu của Elinder năm 1998 về

động học của thủy ngân vô cơ và metyl thủy ngân ở ngƣời, tác giả đã chỉ ra rằng

thủy ngân thải qua nƣớc tiểu chủ yếu là dạng thủy ngân vô cơ, còn dạng metyl thủy

ngân sẽ kết hợp với L-cystein trong máu để tạo ra phức metyl thủy ngân cystein có

cấu trúc hóa học giống nhƣ methionin là một axit amin cần thiết cho cơ thể, do vậy

metyl thủy ngân cystein sẽ dễ dàng vận chuyển qua màng tế bào. Metyl thủy ngân

109

tích lũy trong tóc đƣợc lý giải nhƣ sau: Metyl thủy ngân trong máu đƣợc vận

chuyển qua thành mạch máu cùng với các axit amin, sau đó chúng kết hợp với

keratin tạo ra các protein cấu tạo nên tóc. Các quá trình trên đƣợc mô tả theo hình

dƣới đây.

Hình 3.27. Sự chuyển hóa của metyl thủy ngân trong tóc

Các kết quả nghiên cứu trên nhóm chứng, tỷ lệ hàm lƣợng metyl thủy ngân

trên tổng thủy ngân hoàn toàn tuân theo quy luật trên do nhóm đối chứng phơi

nhiễm với thủy ngân thông qua chuỗi thực ăn có chứa Me-Hg. Còn đối với nhóm

tạo hỗn hống hàm lƣợng thủy ngân trong tóc cao ngoài phơi nhiễm thông thƣờng

thông qua chuỗi thức ăn có chứa metyl thủy ngân còn có nguồn phơi nhiễm khác là

hơi thủy ngân đƣợc hấp thụ vào tóc dẫn đến hàm lƣợng tổng thủy ngân cao và tỷ lệ

giữa hàm lƣợng metyl thủy ngân trên tổng thủy ngân nhỏ và không tuân theo quy

luật thông thƣờng.

Mối tƣơng quan giữa hàm lƣợng thủy ngân tổng số và metyl thủy ngân trong

nhóm chứng và nhóm tạo hỗn hống đƣợc đƣa ra ở hình 3.28 và 3.29.

110

y = 0.9624x - 0.0867 R² = 0.9129

)

-

m p p ( g H T

1.800 1.600 1.400 1.200 1.000 .800 .600 .400 .200 .000

.000

.500

1.000

1.500

2.000 Me-Hg (ppm)

Hình 3.28. Mối tƣơng quan giữa hàm lƣợng T-Hg và Me-Hg trong tóc

của nhóm đối chứng

1.400

1.200 y = 0.0022x + 0.7446 R² = 0.0411

1.000 )

.800

m p p (

.600

g H - e

.400

M

.200

.000

10.000

20.000

30.000

40.000

50.000

60.000

70.000 T-Hg (ppm)

Hình 3.29. Tƣơng quan giữa hàm lƣợng T-Hg và Me-Hg trong tóc

của nhóm tạo hỗn hống

Đối với nhóm đối chứng có sự tƣơng quan tốt giữa hàm lƣợng T-Hg và Me-

Hg trong mẫu tóc, phƣơng trình hồi quy cho thấy hệ số tƣơng quan là 0,91 và hàm

lƣợng T-Hg. Trong khi đó đối với nhóm tại hỗn hống, không có sự tƣơng quan này,

hệ số tƣơng quan là 0,04. Do vậy, thông qua việc phân tích hàm lƣợng tổng thủy

ngân và metyl thủy ngân trong tóc cũng có thể đánh giá đƣợc tác nhân phơi nhiễm.

Hàm lƣợng thủy ngân trong máu của nhóm chứng, nhóm khai thác và nhóm

tạo hỗn hỗng đƣợc trình bày trong bảng 3.22 và hình 3.30.

111

Bảng 3.22. Kết quả xác định hàm lƣợng tổng thủy ngân và Me-Hg trong

các mẫu máu tại xã Thần Sa, tỉnh Thái Nguyên

TT TT STT T-Hg (ppm) T-Hg (ppb) T-Hg Mau (ppb) (Ký hiệu mẫu) Nhóm khai thác (Ký hiệu mẫu) Nhóm đối chứng (Ký hiệu mẫu) Nhóm tạo hỗn hống 1 MNKT.01 2,14±0,23 1 MNTH.01 15,36±0,67 1 MNĐC.01 4,34±0,24

2 MNKT.02 2,14±0,34 2 MNTH.02 17,57±1,46 2 MNĐC.02 4,12±0,12

3 MNKT.03 3,27±0,18 3 MNTH.03 15,13±1,40 3 MNĐC.03 4,21±0,19

4 MNKT.04 3,08±0,07 4 MNTH.04 13,99±1,19 4 MNĐC.04 5,38±0,32

5 MNKT.05 2,14±0,14 5 MNTH.05 15,11±3,15 5 MNĐC.05 3,68±0,38

6 MNKT.06 2,52±0,22 6 MNTH.06 13,50±3,44 6 MNĐC.06 4,87±0,25

7 MNKT.07 3,08±0,05 7 MNTH.07 15,62±2,22 7 MNĐC.07 4,33±0,24

8 MNKT.08 4,03±0,24 8 MNTH.08 14,98±2,31 8 MNĐC.08 4,51±0,32

9 MNKT.09 3,08±0,15 9 MNTH.09 12,78±0,63 9 MNĐC.09 4,99±0,36

10 MNKT.10 3,84±0,10 10 MNTH.10 15,36±2,67 10 MNĐC.10 5,18±0,68

11 MNKT.11 6,86±0,10 11 MNTH.11 9,44±1,64 11 MNĐC.11 4,39±0,06

12 MNKT.12 4,40±0,35 12 MNTH.12 16,00±3,14 12 MNĐC.12 4,66±0,41

13 MNKT.13 25,03±2,91 13 MNTH.13 21,04±2,71 13 MNĐC.13 5,12±0,28

14 MNKT.14 24,28±2,85 14 MNTH.14 13,75±0,05 14 MNĐC.14 4,48±0,32

15 MNKT.15 12,20±0,99 15 MNTH.15 24,55±2,15 15 MNĐC.15 4,27±0,32

16 MNKT.16 3,84±0,36 16 MNTH.16 15,91±0,12 16 MNĐC.16 4,92±0,38

17 MNKT.17 2,70±0,36 17 MNTH.17 11,44±1,89 17 MNĐC.17 4,77±0,02

18 MNKT.18 2,89±0,40 18 MNTH.18 10,82±1,75 18 MNĐC.18 5,02±0,05

19 MNKT.19 5,54±0,15 19 MNTH.19 8,76±0,96 19 MNĐC.19 4,51±0,22

20 MNKT.20 3,08±0,18 20 MNTH.20 8,43±1,57 20 MNĐC.20 4,70±0,42

21 MNKT.21 3,08±0,09 21 MNTH.21 15,58±1,96 21 MNĐC.21 4,94±0,19

22 MNKT.22 2,39±0,45 22 MNTH.22 57,58±4,95 22 MNĐC.22 4,78±0,18

23 MNKT.23 3,08±0,10 23 MNTH.23 11,05±1,22 23 MNĐC.23 5,74±0,32

24 NKT.24 5,03±0,24 24 MNTH.24 16,95±0,43 24 MNĐC.24 5,18±0,42

25 MNTH.25 9,59±1.69 25 MNĐC.25 5,77±0,48

26 MNTH.26 9,45±1,24 26 MNĐC.26 4,82±0,42

112

TT TT STT T-Hg (ppm) T-Hg (ppb) T-Hg Mau (ppb) (Ký hiệu mẫu) Nhóm khai thác (Ký hiệu mẫu) Nhóm đối chứng (Ký hiệu mẫu) Nhóm tạo hỗn hống

27 MNTH.27 10,40±1,85 27 MNĐC.27 5,42±0,46

28 MNTH.28 11,41±1,44 28 MNĐC.28 3,99±0,16

29 MNTH.29 12,57±1,79 29 MNĐC.29 3,74±0,42

30 MNTH.30 9,76±0,85 30 MNĐC.30 4,81±0,32

31 MNTH.31 10,66±2,41 31 MNĐC.31 4,36±0,56

32 MNTH.32 24,17±3,14 32 MNĐC.32 5,02±0,16

33 MNTH.33 12,25±1,80 33 MNĐC.33 3,17±0,17

34 MNTH.34 8,60±1,56 34 MNĐC.34 5,11±0,06

35 MNTH.35 11,31±1,93 35 MNĐC.35 5,21±0,53

36 MNTH.36 12,68±1,15 36 MNĐC.36 3,92±0,34

37 MNTH.37 19,90±2,94 37 MNĐC.37 4,78±0,15

38 MNTH.38 18,76±1,49 38 MNĐC.38 4,11±0,28

39 MNTH.39 11,66±1,51 39 MNĐC.39 5,12±0,11

40 MNTH.40 10,52±1,72 40 MNĐC.40 3,99±0,36

41 MNĐC.41 5,11±0,38

42 MNĐC.42 4,88±0,49

43 MNĐC.43 6,65±0,41

44 MNĐC.44 6,34±0,36

45 MNĐC.45 8,01±0,38

46 MNĐC.46 7,55±0,52

47 MNĐC.47 6,99±0,12

48 MNĐC.48 5,42±0,66

49 MNĐC.49 6,94±0,45

50 MNĐC.50 4,11±0,14

14.86

113

) b p p (

5.57

4.97

-

g H T

Nnóm khai thác

Nhóm chứng

Nhóm tạo hỗn hống

Hình 3.30. Hàm lƣợng thủy ngân trong máu của các đối tƣợng nghiên cứu

Kết quả thu đƣợc từ hình 3.30 cho thấy hàm lƣợng T-Hg trong máu nhóm tạo

hỗn hống gấp hơn 3 lần trong nhóm chứng và gấp hơn 2,5 lần trong nhóm khai thác.

Kết quả trên cho thấy trong các công nhân khai thác vàng thì nhóm tạo hỗn hống có

mức độ phơi nhiễm cao hơn và hàm lƣợng thủy ngân trong máu của nhóm đối

tƣợng này vƣợt quá giới hạn cảnh báo của WHO là 10 ppb.

Mối tƣơng quan giữa hàm lƣợng tổng thủy ngân trong tóc và trong máu đã

đƣợc nhiều tác giả nghiên cứu do tóc cũng là một chỉ số để xác định mức độ phơi

nhiễm thủy ngân, mặt khác mẫu tóc dễ dàng lấy hơn so với mẫu máu. Mối tƣơng

quan giữa hàm lƣợng tổng thủy ngân trong máu và trong tóc của nhóm chứng và

nhóm công nhân khai thác vàng đƣợc đƣa ra ở hình 3.31 và 3.32.

9.000

8.000 y = 3.9834x + 1.1943 R² = 0.8173

7.000

6.000

5.000

4.000

3.000 ) b p p ( u á m g n o r t

2.000 -

g H T

1.000 .000

.500

1.500

2.000 1.000 T-Hg trong Tóc (ppm)

Hình 3.31. Tƣơng quan giữa hàm lƣợng T-Hg trong máu và tóc

của nhóm chứng

114

70.000

60.000

50.000 y = -0.1312x + 17.999 R² = 0.0486

40.000

30.000 -

20.000 ) b p p ( u á m g H T

10.000 .000

10.000

20.000

30.000

40.000

50.000

60.000

70.000 T-Hg trong tóc (ppm)

Hình 3.32. Tƣơng quan giữa hàm lƣợng T-Hg trong máu và tóc

của nhóm tạo hỗn hống

Hàm lƣợng T-Hg trong máu và tóc của nhóm nhóm chứng có sự tƣơng quan

tốt, hệ số tƣơng quan là 0,817 và hàm lƣợng thủy ngân trong tóc lớn hơn hàm lƣợng

thủy ngân trong máu. Trong khi đó không tìm đƣợc môi tƣơng quan giữa hàm

lƣợng thủy ngân trong mẫu tóc và mẫu máu của nhóm công nhân khai thác vàng.

Do vậy đối với nhóm công nhân khai thác vàng, không thể sử dụng kết quả

hàm lƣợng thủy ngân trong tóc để đánh giá mức độ phơi nhiễm mà phải phân tích

thủy ngân trong máu và metyl thủy ngân trong tóc.

115

KẾT LUẬN

1. Đã nghiên cứu, khảo sát, lựa chọn các điều kiện tối ƣu và đánh giá độ tin

cậy của phƣơng pháp xác định hàm lƣợng tổng thủy ngân trong các mẫu sinh học và

môi trƣờng. Kết quả thu đƣợc là: Giới hạn phát hiện (LOD) của phƣơng pháp là

1,04 ng/g; Giới hạn định lƣợng (LOQ) của phƣơng pháp là 3,47 ng/g; độ thu hồi từ

89,76 đến 105,80 % đối với mẫu trầm tích và LOD của phƣơng pháp là 0,22 ng/g;

LOQ của phƣơng pháp là 0,75 ng/g đối với mẫu sinh học; độ thu hồi từ 90,14 đến

101,30 %. Phƣơng pháp có độ lặp tốt và độ chính xác cao đƣợc đánh giá thông qua

độ thu hồi của mẫu chuẩn MESS-3, DORM-2 và DOLT-3. Các kết quả này cho thấy

quy trình có độ tin cậy cao, đáp ứng yêu cầu phân tích hàm lƣợng vết thủy ngân

trong các mẫu sinh học và môi trƣờng.

2. Đã nghiên cứu và xây dựng đƣợc quy trình phân tích metyl thủy ngân

trong các mẫu sinh học bằng phƣơng pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử kỹ thuật

hóa hơi lạnh (CV-AAS). Giới hạn phát hiện (LOD) của phƣơng pháp là 0,17 ng/g;

Giới hạn định lƣợng (LOQ) của phƣơng pháp là 0,56 ng/g. Phƣơng pháp có độ lặp

tốt và độ chính xác cao đƣợc đánh giá thông qua độ thu hồi của mẫu chuẩn DORM-

2 và DOLT-3, độ thu hồi từ 83,50 đến 104,70 %. Quy trình phân tích này đơn giản

và hoàn toàn có thể thay thế đƣợc phƣơng pháp GC-ECD đã công bố trƣớc đây.

3. Đã áp dụng các quy trình phân tích thủy ngân tổng số và metyl thủy ngân

để phân tích các mẫu môi trƣờng (trầm tích, nƣớc), mẫu thủy sản, mẫu sinh học ở

ngƣời tại khu vực khai thác vàng xã Thần Sa, tỉnh Thái Nguyên. Các kết quả cho

thấy môi trƣờng trầm tích có hiện tƣợng ô nhiễm thủy ngân, hàm lƣợng T-Hg trong

17/21 mẫu lớn hơn giới hạn cho phép theo QCVN 43:2012/BTNMT trong 3 khu

vực nghiên cứu thì Hạ Kim có tỉ lệ metyl thủy ngân cao nhất. Các mẫu thủy sản

cũng có dấu hiệu ô nhiễm thủy ngân hàm lƣợng thủy ngân tổng số trong 16/24 mẫu

có hàm lƣợng tổng thủy ngân lớn hơn giới hạn cho phép và 15/24 mẫu có hàm

lƣợng metyl thủy ngân lớn hơn giới hạn cho phép theo QCVN 8:2-2011- BYT, có

sự tƣơng quan tốt giữa hàm lƣợng thủy ngân tổng số và metyl thủy ngân trong mẫu

thủy sản. Hàm lƣợng thủy ngân trong máu và trong tóc của nhóm công nhân tạo hỗn

hống lần lƣợt là 14,86 ppb và 33,55 ppm cao hơn rất nhiều so với nhóm chứng lần

116

lƣợt là 4,97 ppb và 0,83 ppm. Điều đó cho thấy thủy ngân trong tóc và máu của

nhóm chứng chủ yếu là metyl thủy ngân và có sự tƣơng quan tốt giữa hàm lƣợng

thủy ngân tổng số và metyl thủy ngân trong nhóm chứng. Ngƣợc lại, không tìm

đƣợc sự tƣơng quan giữa hàm lƣợng thủy ngân tổng số trong máu và trong tóc ở

nhóm tạo hỗn hống. Do vậy, việc đánh giá mức độ phơi nhiễm hơi thủy ngân trên

ngƣời phức tạp hơn rất nhiều so với phơi nhiễm metyl thủy ngân.

117

NHỮNG ĐÓNG GÓP MỚI CỦA LUẬN ÁN

1. Đã nghiên cứu và xây dựng đƣợc phƣơng pháp phân tích metyl thủy ngân trong

các mẫu sinh học bằng phƣơng pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử kỹ thuật hóa

hơi lạnh (CV-AAS) kết hợp với quy trình chiết chọn lọc. Phƣơng pháp có độ lặp

tốt và độ chính xác cao. Quy trình phân tích này đơn giản và hoàn toàn có thể

thay thế đƣợc phƣơng pháp GC-ECD đã công bố trƣớc đây.

2. Các kết quả nghiên cứu của luận án bƣớc đầu đã đánh giá đƣợc quá trình chuyển

hóa các dạng thủy ngân trong trầm tích và tích lũy sinh học của thủy ngân trong

thủy sản tại khu vực khai thác vàng sa khoáng xã Thần Sa, huyện Võ Nhai, tỉnh

Thái Nguyên.

118

DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH CỦA TÁC GIẢ

LIÊN QUAN ĐẾN LUẬN ÁN

1. Vũ Đức Lợi, Dƣơng Tuấn Hƣng, Nguyễn Thị Vân, Phan Thanh Phƣơng, “Phân

tích thủy ngân oxit (HgO) và thủy ngân sunfua (HgS) trong trầm tích thuộc lƣu

vực sông Nhuệ và sông Đáy”, Tạp chí phân tích Hóa, Lý và Sinh học, 2015, Tập

20 (4), 135-142.

2. Mineshi Sakamoto, Nozomi Tatsuta, Kimiko Izumo, Phuong Thanh Phan, Loi

Duc Vu, Megumi Yamamoto, Masaki Nakamura, Kunihiko Nakai, Katsuyuki

Murata, "Health Impacts and Biomarkers of Prenatal Exposure to

Methylmercury: Lessons from Minamata, Japan", Toxics, 2018, 6 (3), 45.

3. Vu Duc Loi, Duong Tuan Hung, Phan Thanh Phuong, “Mercury pollution due

to gold mining activities in Thai Nguyen province”, Food Control Conference

2018, 4-5th October 2018, Hanoi, Vietnam.

4. Vũ Đức Lợi, Dƣơng Tuấn Hƣng, Nguyễn Thị Vân, Phan Thanh Phƣơng.

“Nghiên cứu phƣơng pháp xác định hàm lƣợng metyl thủy ngân trong mẫu sinh

học bằng phƣơng pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử kỹ thuật hóa hơi lạnh (CV -

AAS)”, Tạp chí phân tích Hóa, Lý và Sinh học, 2019, Tập 24 (3), 111-117.

5. Phan Thanh Phƣơng, Vũ Đức Lợi, Dƣơng Tuấn Hƣng, Nguyễn Thị Vân. “Đánh

giá mức độ ô nhiễm metyl thủy ngân trong trầm tích suối Nƣớc Đục thuộc xã

Thần Sa, huyện Võ Nhai, tỉnh Thái Nguyên”, Tạp chí phân tích Hóa, Lý và Sinh

học, 2019, Tập 24 (3), 123-129.

119

TÀI LIỆU THAM KHẢO

1. Issaro, N., C. Abi-Ghanem, and A. Bermond (2009), Fractionation studies of

mercury in soils and sediments: A review of the chemical reagents used for

mercury extraction. Analytica Chimica Acta. 631(1): p. 1-12.

2. Pollard, K.M. and P. Hultman (1997), Effects of mercury on the immune

system. Metal ions in biological systems. 34: p. 421- 440.

3. Corbitt, E.S., et al. (2011), Global Source-Receptor Relationships for Mercury

Deposition Under Present-Day and 2050 Emissions Scenarios. Environmental

Science & Technology. 45(24): p. 10477-10484.

4. Toxicological profile for mercury. (1999), Agency for Toxic Substances

Disease Registry.

5. Nordberg, G.F., B.A. Fowler, and M. Nordberg (2014), Handbook on the

Toxicology of Metals: Academic press.

6. Sakai, K., et al. (1975), Histochemical demonstration of mercury in human

tissue cells of Minamata disease by use of autoradiographic procedure. Acta

Histochemica et Cytochemica. 8(4): p. 257-264.

7. F. Bakir, S.F.D., L. Amin-Zaki, M. Murtadha, A. Khalidi, N.Y. Al-Rawi, S.

Tikriti, H.I. Dahahir, T.W. Clarkson, T.C. Smith (1973), Methylmercury

poisoning in Iraq. Science of The Total Environment. 181: p. 230-241.

8. Bakir, F., et al. (1973), Methylmercury poisoning in Iraq. Science. 181(4096):

p. 230-241.

9. Mercury Hazards to Living Organisms.( 2006), CRC Press Taylor & Francis

Group, p. 487-742.

10. Margetinova, J., P. Houserová-Pelcová, and V. Kubáň (2008), Speciation

analysis of mercury in sediments, zoobenthos and river water samples by high-

performance liquid chromatography hyphenated to atomic fluorescence

spectrometry following preconcentration by solid phase extraction. Analytica

chimica acta. 615 (2): p. 115-123.

11. Pirrone, N., et al. (2009), Global Mercury Emissions to the Atmosphere from

Natural and Anthropogenic Sources, in Mercury Fate and Transport in the

Global Atmosphere: Emissions, Measurements and Models, R. Mason and N.

Pirrone, Editors. Springer US: Boston, MA. p. 1-47.

120

12. Pirrone, N. and R. Mason (2009), Mercury fate and transport in the global

atmosphere: Emissions, measurements and models. 1-637.

13. Hansen, J.C. and G. Danscher (1997), Organic Mercury—An Environmental

Threat to the Health of Exposed Societies? Reviews on environmental health.

12(2): p. 107-116.

14. Zhang, M.Q., Y.C. Zhu, and R.W. Deng (2002), Evaluation of Mercury

Emissions to the Atmosphere from Coal Combustion, China. AMBIO: A

Journal of the Human Environment. 31(6): p. 482-484.

15. Murray, M. and S.A. Holmes (2004), Assessment of mercury emissions inventories

for the Great Lakes states. Environmental Research. 95(3): p. 282-297.

16. 2011, A.A., Mercury in the Arctic. Oslo, Norway, Arctic Monitoring and

Assessment Programme, 2011: p. 193.

17. Bộ Công Thƣơng và Chƣơng trình Phát triển Công nghiệp Liên hợp quốc

(2016), Báo cáo Đánh giá ban đầu Công ước Minamata tại Việt Nam -Điều tra

thủy ngân quốc gia. Cục Hóa chất.

18. Schmidt, C.W. (2012), Quick silver & gold: mercury pollution from artisanal

and small-scale gold mining. 120(1): p. 424-429.

19. Feng, Q.J.D.a.X.B. (2004), Study on progress of mercury contamination to the

environment associated with gold extraction by amalgamation. Techniques and

Equipment for Environmental Pollution Control. 5(7): p. 13-17.

20. Marrugo-Negrete, J., L.N. Benitez, and J. Olivero-Verbel (2008), Distribution

of mercury in several environmental compartments in an aquatic ecosystem

impacted by gold mining in northern Colombia. Archives of Environmental

Contamination and Toxicology. 55(2): p. 305-316.

21. Cordy, P., et al. (2011), Mercury contamination from artisanal gold mining in

Antioquia, Colombia: The world's highest per capita mercury pollution.

Science of the Total Environment. 410: p. 154-160.

22. Taylor, H., et al. (2005), Environmental assessment of mercury contamination

from the Rwamagasa artisanal gold mining centre, Geita District, Tanzania.

Science of the Total Environment. 343(1-3): p. 111-133.

23. Castilhos, Z.C., et al. (2006), Mercury contamination in fish from gold mining

areas in Indonesia and human health risk assessment. Science of the Total

Environment. 368(1): p. 320-325.

121

24. Saiki, M.K., et al. (2010), Mercury concentrations in fish from a Sierra

Nevada foothill reservoir located downstream from historic gold-mining

operations. Environmental monitoring and assessment. 163(1-4): p. 313-326.

25. Egler, S.G., et al. (2006), Evaluation of mercury pollution in cultivated and

wild plants from two small communities of the Tapajós gold mining reserve,

Pará State, Brazil. Science of the total environment. 368(1): p. 424-433.

26. Feng, X., et al. (2006), Gold mining related mercury contamination in

Tongguan, Shaanxi Province, PR China. Applied Geochemistry. 21(11): p.

1955-1968.

27. Meng, D., et al (2016). Distribution and assessment of residual mercury from

gold mining in Changbai Mountain Range Northeastern China. in IOP

Conference Series: Earth and Environmental Science. IOP Publishing.

28. Akagi, H. (1995), Mercury Pollution in the Amazon, Brazil. Eisei kagaku.

41(2): p. 107-115.

29. Kotnik, J., et al. (2015), Mercury speciation in the Adriatic Sea. Marine

Pollution Bulletin. 96(1): p. 136-148.

30. Sedláčková, L., K. Kružíková, and Z. Svobodová (2014), Mercury speciation

in fish muscles from major Czech rivers and assessment of health risks. Food

Chemistry. 150: p. 360-365.

31. Rezende, P.S., et al. (2018), Quantification and speciation of mercury in

streams and rivers sediment samples from Paracatu, MG, Brazil, using a

direct mercury analyzer®. Microchemical Journal, 2018. 140: p. 199-206.

32. Rodríguez, M., et al., Assessment of mercury content in Panga (Pangasius

hypophthalmus). Chemosphere. 196: p. 53-57.

33. Rutkowska, M., et al. (2019), Methylmercury and total mercury content in soft

tissues of two bird species wintering in the Baltic Sea near Gdansk, Poland.

Chemosphere, 219: p. 140-147.

34. TOMIYASU, T., et al. (1996), Differential determination of organic mercury

and inorganic mercury in sediment, soil and aquatic organisms by cold-vapor

atomic absorption spectrometry. Analytical sciences. 12(3): p. 477-481.

35. Muzykov, G. and G. Prostetsov (1978), Effect of sorption on mercury

determination by the cold-vapor atomic-absorption method. Journal of Applied

Spectroscopy. 28(3): p. 273-276.

122

36. Ross, R. and J. Gonzalez (1973), The determination of methyl mercury in urine.

Bulletin of environmental contamination and toxicology. 10(3): p. 187-192.

37. Ferrara, R., et al. (1980), Improved instrument for mercury determination by

atomic fluorescence spectrometry with a high-frequency electrodeless

discharge lamp. Analytica Chimica Acta. 117: p. 391-395.

38. Nevado, J.B., et al. (2008), Determination of monomethylmercury in low-and

high-polluted sediments by microwave extraction and gas chromatography

with atomic fluorescence detection. Analytica chimica acta. 608(1): p. 30-37.

39. Winefordner, J. and T. Vickers (1964), Atomic Fluorescence Spectroscopy as

a Means of Chemical Analysis. Analytical Chemistry. 36(1): p. 161-165.

40. da Silva, D.L.F., et al. (2019), Simultaneous determination of mercury and

selenium in fish by CVG AFS. Food Chemistry, 2019. 273: p. 24-30.

41. Vermeir, G., C. Vandecasteele, and R. Dams. (1991), Atomic fluorescence

spectrometry combined with reduction aeration for the determination of

mercury in biological samples. Analytica chimica acta, 242: p. 203-208.

42. Tanabe, K., et al. (1981), Determination of mercury at the ultratrace level by

atmospheric pressure helium microwave-induced plasma emission

spectrometry. Analytical Chemistry, 53(9): p. 1450-1453.

43. Tong, S., W. Gutenmann, and D. Lisk. (1969), Determination of mercury in apples

by spark source mass spectrometry. Analytical chemistry, 41(13): p. 1872-1874.

44. H.P, L. (1989), The application of isotope-dilution to imductively coupled

plasma-mass spectrometry. Atomic Spectroscopy, 10: p. 112-115.

45. Shi, J., et al. (2007), Investigation of mercury-containing proteins by enriched

stable isotopic tracer and size-exclusion chromatography hyphenated to

inductively coupled plasma-isotope dilution mass spectrometry. Analytica

chimica acta, 583(1): p. 84-91.

46. Stroh, A., U. Völlkopf, and E.R. Denoyer. (1992), Analysis of samples

containing large amounts of dissolved solids using microsampling flow

injection inductively coupled plasma mass spectrometry. Journal of Analytical

Atomic Spectrometry, 7(8): p. 1201-1205.

47. Yao, C.-H., et al. (2017), Speciation of mercury in fish oils using liquid

chromatography inductively coupled plasma mass spectrometry.

Microchemical Journal, 133: p. 556-560.

123

48. Black, F.J., K.W. Bruland, and A.R. Flegal. (2007), Competing ligand

exchange-solid phase extraction method for the determination of the

complexation of dissolved inorganic mercury (II) in natural waters. Analytica

Chimica Acta, 598(2): p. 318-333.

49. Bloxham, M.J., et al. (1996), Determination of mercury species in sea-water

by liquid chromatography with inductively coupled plasma mass spectrometric

detection. Journal of Analytical Atomic Spectrometry, 11(2): p. 145-148.

50. Prange, A. and E. Jantzen. (1995), Determination of organometallic species by

gas chromatography inductively coupled plasma mass spectrometry. Journal of

Analytical Atomic Spectrometry, 10(2): p. 105-109.

51. Rajesh, N. and G. Gurulakshmanan. (2008), Solid phase extraction and

spectrophotometric determination of mercury by adsorption of its

diphenylthiocarbazone complex on an alumina column. Spectrochimica Acta

Part A: Molecular and Biomolecular Spectroscopy, 69(2): p. 391-395.

52. Sarzanini, C., et al. (1992), Simultaneousdetermination of Methyl-Mercury,

Ethyl-Mercury, Phenyl-Mercury and Inorganic Mercury by cold vapor atomic-

Absorption Spectromety with online chromatographic-Sepation. , Journal of

Chromatography, 626(1): p. 151-157.

53. Wan, C.-C., C.-S. Chen, and S.-J. Jiang. (1997), Determination of Mercury

Compounds in Water Samples by Liquid Chromatography-Inductively Coupled

Plasma Mass Spectrometry With anIn Situ Nebulizer/Vapor Generator. Journal

of Analytical Atomic Spectrometry, 12(7): p. 683-687.

54. Bulska, E., D. Baxter, and W. Frech. (1991), Capillary column gas chromatography

for mercury speciation. Analytica chimica acta, 249(2): p. 545-554.

55. Carro-Diaz, A., R. Lorenzo-Ferreira, and R. Cela-Torrijos. (1996), Capillary

electrophoresis of methylmercury with injection by sample stacking. Journal of

Chromatography A, 730(1-2): p. 345-351.

56. W, C.T. (2002), The three modern faces of mercury. Environmental Health

Perspectives, 110: p. 11-23.

57. de Diego, A. (1998), et al., Interferences during mercury speciation determination

by volatilization, cryofocusing, gas chromatography and atomic absorption

spectroscopy: comparative study between hydride generation and ethylation

techniques. Journal of Analytical Atomic Spectrometry, 13(7): p. 623-629.

124

58. Gallignani, M., et al. (1998), A time-based flow injection-cold vapor-atomic

absorption spectrometry system with on-line microwave sample pre-treatment

for the determination of inorganic and total mercury in urine1. Analytica

chimica acta, 369(1-2): p. 57-67.

59. Salin B., S.R., Denizli A., Genc O. and Piskin E. (1998), Determination of

inorganic mercury compounds by capillary gas chromatography couple with

atomic absorption spectrometry after preconcentration on dithizone-anchored

poly(ethylene glycol dimethacrylate-hydroxyethylmethacrylate) microbeads.

Analytica Chemica Acta, 371: p. 177-185.

60. Filippelli, M. (1984), Determination of trace amounts of mercury in sea water

by graphite furnace atomic-absorption spectrophotometry. Analyst, 109(4): p.

515-517.

61. Ruiz-de-Cenzano, M., et al., (2014), Speciation of methylmercury in market

seafood by thermal degradation, amalgamation and atomic absorption

spectroscopy. Ecotoxicology and Environmental Safety. 107: p. 90-96.

62. Westöö G. (1966), Determination of methylmercury compounds in foodstuffs.

I. Methylmercury compounds in fish, identification and determination. Acta

Chem Scand,. 20(8): p. 2131-2137.

63. Akagi, H., et al. (1995), Human Exposure to Mercury Due to Goldmining in

the Tapajos River Basin, Amazon, Brazil: Speciation of Mercury in Human

Hair, Blood and Urine. Vol. 80. 85-94.

64. Brooks, A., E. Bailey, and R. Snowden. (1986), Determination of methyl-and

ethylmercury in rat blood and tissue samples by capillary gas chromatography

with electron-capture detection. Journal of Chromatography B: Biomedical

Sciences and Applications, 374: p. 289-296.

65. Azevedo, L.S., et al. (2017), Organotropism of methylmercury in fish of the

southeastern of Brazil. Chemosphere, 185: p. 746-753.

66. Zhang, J., et al. (2019), The role of sewage sludge biochar in methylmercury

formation and accumulation in rice. Chemosphere, 218: p. 527-533.

67. Górecki, J. (2018), Semi-automatic system for methylmercury determination in

biological samples. Measurement, 117: p. 419-428.

125

68. H., E., H. N. (1994), and B. D.C, Quality-control of a recently developed

analytical method for the simultaneous determination of methylmercury and

inorganic mercury in environmental and biological samples. Journal of

Analytical Atomic Spectrometry, 9: p. 297-302.

69. Emteborg, H. (1999), et al., Sources of systematic errors in mercury speciation

using Grignard reagents and capillary gas chromatography coupled to atomic

spectrometry. Chemosphere, 39(7): p. 1137-1152.

70. Bloom, N. (1989), Determination of picogram levels of methylmercury by

aqueous phase ethylation, followed by cryogenic gas chromatography with

cold vapour atomic fluorescence detection. Canadian Journal of Fisheries and

Aquatic Sciences, 46(7): p. 1131-1140.

71. Demuth, N. and K.G. Heumann. (2001), Validation of methylmercury

determinations in aquatic systems by alkyl derivatization methods for GC

analysis using ICP-IDMS. Analytical chemistry, 73(16): p. 4020-4027.

72. Tu, Q., J. Qian, and W. Frech. (2000), Rapid determination of methylmercury

in biological materials by GC-MIP-AES or GC-ICP-MS following

simultaneous ultrasonic-assisted in situ ethylation and solvent extraction.

Journal of Analytical Atomic Spectrometry, 15(12): p. 1583-1588.

73. Lambertsson, L., et al. (2001), Applications of enriched stable isotope tracers

in combination with isotope dilution GC-ICP-MS to study mercury species

transformation in sea sediments during in situ ethylation and determination.

Journal of analytical atomic spectrometry, 16(11): p. 1296-1301.

74. Brunmark, P. (1992), G. Skarping, and A. Schütz, Determination of

methylmercury in human blood using capillary gas chromatography and

selected-ion monitoring. Journal of Chromatography B: Biomedical Sciences

and Applications, 573(1): p. 35-41.

75. Eiden, R., et al. (1997), Distillation, on-line RP C18 preconcentration and

HPLC-UV-PCO-CVAAS as a new combination for the determination of

methylmercury in sediments and fish tissue. Fresenius' journal of analytical

chemistry, 357(4): p. 439-441.

126

76. Harrington, C.F. and T. Catterick. (1997), Problems encountered during the

development of a method for the speciation of mercury and methylmercury by

high-performance liquid chromatography coupled to inductively coupled

plasma mass spectrometry. Journal of Analytical Atomic Spectrometry, 12(9):

p. 1053-1056.

77. Yin, X., et al. (1998), Mercury speciation by coupling cold vapour atomic

absorption spectrometry with flow injection on-line preconcentration and

liquid chromatographic separation. Fresenius' journal of analytical chemistry,

361(8): p. 761-766.

78. D.A., S. and L. J.J. (1992), Principles of Instrumental Analysis. Saunders

College Publishing 4th edition, New York.

79. M., H., H. H., and W. R.D. (1992), Determination of organic mercury species

in soils by high-performance liquid-chromatography with ultraviolet detection.

Analyst, 117: p. 669-672.

80. Hintelmann, H. and R.D. Wilken. (1993), The analysis of organic mercury

compounds using liquid chromatography with on‐line atomic fluorescence

spectrometric detection. Applied Organometallic Chemistry, 7(3): p. 173-180.

81. Inoue, S., S. Hoshi, and M. Mathubara. (1985), Reversed-phase partition high-

pressure liquid chromatography of trace amounts of inorganic and organic

mercury with silver diethyldithiocarbamate. Talanta, 32(1): p. 44-46.

82. Wang, Y.-C. and C.-W. Whang. (1993), High-performance liquid

chromatography of inorganic mercury and organomercury with 2-

mercaptobenzothiazole. Journal of Chromatography A, 628(1): p. 133-137.

83. Hansen Jens, C. and G. Danscher. (1997), Organic Mercury—An

Environmental Threat to the Health of Exposed Societies?, in Reviews on

Environmental Health. p. 107.

84. Díez, S., et al. (2009), Prenatal and early childhood exposure to mercury and

methylmercury in Spain, a high-fish-consumer country. Archives of

environmental contamination and toxicology, 56(3): p. 615-622.

85. Puklová, V., et al. (2010), The mercury burden of the Czech population: An

integrated approach. International journal of hygiene and environmental

health, 213(4): p. 243-251.

127

86. Fréry, N., et al. (2012), Highlights of recent studies and future plans for the

French human biomonitoring (HBM) programme. International journal of

hygiene and environmental health, 215(2): p. 127-132.

87. Pino, A., et al. (2012), Human biomonitoring for metals in Italian urban

adolescents: data from Latium Region. International journal of hygiene and

environmental health, 215(2): p. 185-190.

88. Valent, F., et al. (2013), Associations of prenatal mercury exposure from maternal

fish consumption and polyunsaturated fatty acids with child neurodevelopment: a

prospective cohort study in Italy. Journal of epidemiology, 23(5): p. 360-370.

89. Smolders, R., et al. (2015), Interpreting biomarker data from the

Cophes/Democophes twin projects: Using external exposure data to

understand biomarker differences among countries. Environmental research,

141: p. 86-95.

90. Muckle, G., et al. (2001), Prenatal exposure of the northern Quebec Inuit

infants to environmental contaminants. Environmental health perspectives,

109(12): p. 1291-1299.

91. Steuerwald, U., et al. (2000), Maternal seafood diet, methylmercury exposure, and

neonatal neurologic function. The Journal of pediatrics, 136(5): p. 599-605.

92. Fok, T.F. (2007), et al., Fetal methylmercury exposure as measured by cord

blood mercury concentrations in a mother-infant cohort in Hong Kong.

Environment International, 33(1): p. 84-92.

93. Gao, Z.-Y. (2018), et al., Blood mercury concentration, fish consumption and

anthropometry in Chinese children: A national study. Environment

international, 110: p. 14-21.

94. Jain, R.B. (2017), Trends in and factors affecting the observed levels of

urinary inorganic and total blood mercury among US children, adolescents,

adults, and senior citizens over 2005-2012. Environmental toxicology and

pharmacology, 56: p. 268-281.

95. Kannan, K., et al. (1998), Distribution of total mercury and methyl mercury in

water, sediment, and fish from south Florida estuaries. Archives of

Environmental Contamination and Toxicology, 34(2): p. 109-118.

128

96. Fitzgerald, W.F. and T.W. Clarkson, Mercury and monomethylmercury: present

and future concerns. Environmental health perspectives, 1991. 96: p. 159.

97. Mason, R., K. Rolfhus, and W. Fitzgerald. (1995), Methylated and elemental

mercury cycling in surface and deep ocean waters of the North Atlantic.

Water, Air, and Soil Pollution, 80(1-4): p. 665-677.

98. Brabo, E., et al. (2003), Assessment of mercury levels in soils, waters, bottom

sediments and fishes of Acre state in Brazilian Amazon. Water, Air, and Soil

Pollution, 147(1-4): p. 61-77.

99. Luo, W., et al. (2012), Mercury in coastal watersheds along the Chinese

Northern Bohai and Yellow Seas. Journal of hazardous materials, 215: p.

199-207.

100. Phạm Kim Phƣơng, N.T.D., Chu Phạm Ngọc Sơn. (2007), Nghiên cứu sự tích

lũy kim loại nặng As, Cd, Pb và Hg từ môi trường nuôi tự nhiên lên nhuyễn thể

hai mảnh vỏ. Tạp chí Khoa học và Công nghệ, 45(5): p. 57-62.

101. Xuân Sinh, L., Cơ chế tích tụ thủy ngân của loài nghêu trắng (Meretrix lyrata)

phân bố vùng cửa sông Bạch Đằng, Hải Phòng, Việt Nam. Tạp chí Khoa học

và Công Nghệ. 51(5): p. 573-586.

102. Thuần Anh, N., Hàm lượng thủy ngân trong các loài hải sản được tiêu dùng

phổ biến ở Nha Trang. Tạp chí Khoa học và Phát triển. 9(6): p. 937-940.

103. Hà, N.M., et al. (2016), Đánh giá sự phân bố và xu hướng ô nhiễm của các kim

loại nặng trong trầm tích ở một số đại điểm thuộc vùng biển từ Nghệ An đến

Quảng Trị, Việt Nam. VNU Journal of Science: Natural Sciences and

Technology, 32(4).

104. Hiền, H.T. and N.V. Đông, Nghiên cứu phương pháp xác định methyl thủy

ngân và thủy ngân tổng số trong bùn đáy kênh rạch tại Thành phố Hồ Chí

Minh. Tạp chí Phát triển Khoa học và Công nghệ. 19(6T): p. 123-136.

105. Akagi, H., Nishimura, H. (1991), In: Suzuki, T., Imura, N., Clarkson, TW.

(Eds), Advances in Mercury Toxicology. Plenum Press, New York, p. 53-76.

106. Malm, O., Branches, F.J.P, Akagi, H., Castro, M.B, Pfeiffer, W.C, Harada, M.,

Bastos, W.R., Kato, H. (1995), Mercury and methylmercury in fish and human

hair from the Tapajos river basin, Brazil. Sci. Total. Environ, 175: p. 141-150.

107. Tomiyasu, T. (2008), et al., Speciation of mercury in water at the bottom of

Minamata Bay, Japan. Marine Chemistry, 112(1-2): p. 102-106.

129

108. Voegborlo, R.B. and H. Akagi. (2007), Determination of mercury in fish by

cold vapour atomic absorption spectrometry using an automatic mercury

analyzer. Food Chemistry, 100(2): p. 853-858.

109. Vu Duc Loi, L.L.A., Trinh Xuan Gian, Pham Gia Mon, Tran Van Huy,

Nguyen Quoc Thong, Alian BOUDOU, Mineshi SAKAMOTO, Dao Van Bay.

(2006), Contamination by Cadmium and Mercury of the Water, sediment and

Biological Component of Hydrosystems around Hanoi. Journal of Chemistry,

44(3): p. 382-386.

110. Ferreira, S.L.C., et al. (2015), Analytical strategies of sample preparation for

the determination of mercury in food matrices — A review. Microchemical

Journal, 121(0): p. 227-236.

111. Fernández-Martínez, R., et al. (2015), Evaluation of different digestion systems

for determination of trace mercury in seaweeds by cold vapour atomic

fluorescence spectrometry. Journal of Food Composition and Analysis, 38(0):

p. 7-12.

112. Müller, E.I., et al. (2014), Chapter 4 - Wet Digestion Using Microwave

Heating, in Microwave-Assisted Sample Preparation for Trace Element

Analysis, É.M.d.M. Flores, Editor, Elsevier: Amsterdam. p. 99-142.

113. Hight, S.C. and J. Cheng. (2005), Determination of total mercury in seafood by

cold vapor-atomic absorption spectroscopy (CVAAS) after microwave

decomposition. Food Chemistry, 91(3): p. 557-570.

114. Ando, T., et al. (2002), Bioaccumulation of mercury in a vestimentiferan worm

living in Kagoshima Bay, Japan. Chemosphere, 49(5): p. 477-484.

115. Sakamoto, H., T. Tomiyasu, and N. Yonehara. (1992), Differential

Determination of Organic Mercury, Mercury(II) Oxide and Mercury(II)

Sulfide in Sediments by Cold Vapor Atomic Absorption Spectrometry.

Analytical Sciences, 8(1): p. 35-39.

116. G., W. (1967), Determination of methylmercury compounds in foodstuffs. II.

Determination of methylmercury in fish, egg, meat, and liver. Acta Chem

Scand., 21(7): p. 1790-1800.

117. Lợi, V.Đ. (2008), Nghiên cứu xác định một số dạng thủy ngân trong mẫu môi

trường và sinh học, in Hóa Phân tích. Viện Hóa học - Viện Hàn Lâm Khoa

học và Công nghệ Việt Nam.

130

118. Loi, V.D., et al. (2008), Speciation of Mercury in human hair, blood and

urine. Proceedings of International Conference on Occasion of 30th

Anniversary of the Institute of Chemistry, p. 699-706.

119. Cƣơng, H.V. (2006), Báo cáo tìm kiếm thủy ngân vùng Thần Sa, Thái Nguyên.

Lƣu trữ Địa chất, Hà Nôi, Tài nguyên khoáng sản tỉnh Thái Nguyên, Cục Địa

chất và khoáng sản Việt Nam.

120. Trần Cao Sơn (2010), Thẩm định phƣơng pháp trong phân tích hóa học và vi

sinh vật, NXB khoa học và kỹ thuật Hà Nội.

121. Grobecker, K.-H. and A. Detcheva. (2006), Validation of mercury

determination by solid sampling Zeeman atomic absorption spectrometry and

a specially designed furnace. Talanta, 70(5): p. 962-965.

122. Shuvaeva, O.V., M.A. Gustaytis, and G.N. Anoshin. (2008), Mercury

speciation in environmental solid samples using thermal release technique

with atomic absorption detection. analytica chimica acta, 621(2): p. 148-154.

123. Akagi, H., D. Mortimer, and D. Miller. (1979), Mercury methylation and

partition in aquatic systems. Bulletin of environmental contamination and

toxicology, 23(1): p. 372-376.

124. Hammerschmidt, C.R., et al. (2008), Organic matter and sulfide inhibit

methylmercury production in sediments of New York/New Jersey Harbor.

Marine Chemistry, 109(1-2): p. 165-182.

125. Zhong, H. and W.-X. Wang. (2008), Effects of sediment composition on

inorganic mercury partitioning, speciation and bioavailability in oxic surficial

sediments. Environmental pollution, 151(1): p. 222-230.

126. Balogh, S.J., E.B. Swain, and Y.H. Nollet. (2008), Characteristics of mercury

speciation in Minnesota rivers and streams. Environmental Pollution, 154(1):

p. 3-11.

127. Akagi, H. (1995), Human exposure to mercury due to gold mining in the

Tapajos river basin, Amazon, Brazil. Speciation of mercury in human hair,

blood and urine. Water, Air, & Soil Pollution.

128. Council, N.R. (2000), Toxicological effects of methylmercury: National

Academies Press.

131

129. Nakano, A. and I. Wakisaka. (1976), Comparison of hair mercury

concentration between rural and urban residents of Kagoshima-prefecture.

Jap. J. Public Health, 23: p. 425-430.

130. Akagi, H., et al. (1998), Methylmercury dose estimation from umbilical cord

concentrations in patients with Minamata disease. Environmental research,

77(2): p. 98-103.

131. A. P. Kreskov (1989), Cơ sở Hóa học phân tích, Tập 1, NXB Đại học và giáo

dục chuyên nghiệp Hà nội và NXB Mir, Matxcơva, 500 tr.

132. Marcos José de Lima Lemes (2010), A new analytical method for

methylmercury speciation and its application for the study of methylmercury-

thiol complexes. Doctor of philosophy. Department of Chemistry University of

Manitoba Winnipeg, Canada.

133. Jeffrey Ripp (1996), Analytical Detection Limit guidance & Laboratory Guide

for Determining Method Detection Limits. Wisconsin Department of Natural

Resources, Laboratory Certification Program, April 1996, PUBL-TS-056-96.

132

PHỤ LỤC

PHỤ LỤC 1. MỘT SỐ HÌNH ẢNH VỀ THIẾT BỊ PHÂN TÍCH

1.1. Hệ thiết bị phân tích vết Thủy ngân - Model: VAST-HG 01

1.2. Hệ thiết bị sắc ký lỏng hiệu năng cao ghép nối khối phổ sử dụng nguồn cao

tần cảm ứng plasma (HPLC-ICP-MS) Model Nexion 2000

133

1.3. Hệ thiết bị sắc ký khí kết hợp với detector bắt điện tử (GC-ECD,

Shimadzu- GC 2010).

134

PHỤ LỤC 2. MỘT SỐ HÌNH ẢNH VỀ XÂY DỰNG ĐƢỜNG CHUẨN

2.1. Đƣờng chuẩn tổng Hg

Hình PL2.1.1. Kết quả đo lặp các điểm nồng độ khi xây dựng đƣờng chuẩn xác định

tổng Hg bằng phƣơng pháp CV- AAS (tự động thiết lập)

(sự phụ thuộc tín hiệu đo vào nồng độ)

Hình PL2.1.2. Đƣờng chuẩn xác định tổng Hg bằng phƣơng pháp CV- AAS

(tự động thiết lập)

135

2.2. Đƣờng chuẩn Me-Hg

Hình PL2.2.1. Kết quả đo lặp các điểm nồng độ khi xây dựng đƣờng chuẩn xác định

Me-Hg bằng phƣơng pháp CV- AAS (tự động thiết lập)

(sự phụ thuộc tín hiệu đo vào nồng độ)

Hình PL2.2.2. Đƣờng chuẩn xác định Me-Hg bằng phƣơng pháp CV- AAS

(tự động thiết lập)