Nghiên cứu sự phân bố không đồng nhất về

hàm lượng Asen trong nước ngầm trên một

phạm vi hẹp minh họa tại xã Vạn Phúc, Thanh

Trì, Hà Nội

Nguyễn Ngọc Mai

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên

Khoa Môi trường

Luận văn Thạc sĩ ngành: Khoa học môi trường; Mã số: 60 85 02

Người hướng dẫn: TS. Phạm Thị Kim Trang

Năm bảo vệ: 2011

Abstract. Tổng quan về sự hình thành và một số tính chất địa hóa của nước ngầm; ô

nhiễm asen trong nước ngầm trên thế giới; vấn đề ô nhiễm asen trong nước ngầm ở

Việt Nam; những giả thiết về sự xuất hiện của asen trong nước ngâm. Nghiên cứu sự

phân bố không đồng nhất về hàm lượng asen trong nước ngầm trên một phạm vi hẹp

tại khu vực Van phúc, huyện Thanh Trì, Hà Nội. Tìm hiểu về phương pháp nghiên

cứu: phương pháp khoan giếng và lấy mẫu trầm tích; phương pháp lấy mẫu nước;

phương pháp phân tích mẫu. Đưa ra kết quả và thảo luận: đặc điểm trầm tích, hàm

lượng asen và một số thành phần hóa học khác trong nước ngầm tại vùng nghiên

cứu; phân tích một số nguyên nhân dẫn đến sự phân bố không đồng nhất về hàm

lượng asen trong nước ngầm ở khu vực nghiên cứu (tính khử thể hiện ở trầm tích; ở

nước ngầm; bằng chứng về sự khác nhau ở tính khử trong trầm tích và nước ngầm ở

các giếng có độ sâu khác nhau cùng một vị trí nghiên cứu)

Keywords. Khoa học môi trường; Ô nhiễm nước; Asen; Nước ngầm

Content

MỞ ĐẦU

Sự ô nhiễm As trong nước ngầm đã được biết đến từ lâu, với các ảnh hưởng xấu đến

sức khỏe con người khi sử dụng nguồn nước có ô nhiễm As để ăn uống và sinh hoạt. Tuy

nhiên, những nguyên nhân dẫn đến sự xuất hiện As trong các tầng ngậm nước vẫn đang được

các nhà nghiên cứu bàn luận. Ngoài ra, sự phân bố As không đồng đều trong các vùng bị ảnh

hưởng cũng đang là một vấn đề khó hiểu. Sự khác nhau lớn về hàm lượng As trong nước

ngầm đã được tìm thấy ở Bangladet trong khoảng cách 100 m. Các nghiên cứu gần đây ở một

số vùng thuộc đồng bằng sông Hồng cũng đã phát hiện sự khác nhau lớn thậm chí trong một

khoảng cách ngắn từ 10 – 20 m. Đã có một vài sự giải thích được đưa ra về sự phân bố As

phức tạp theo không gian, bao gồm các sự khác nhau về đá, khoáng, địa hóa, thủy học và sự

phong phú các vật chất hữu cơ ở lớp dưới đất. Tuy nhiên, còn nhiều vấn đề chưa được rõ

ràng, các bằng chứng vẫn còn khá hạn chế chưa thể giải thích một cách toàn diện và đầy đủ

cho sự phân bố phức tạp của As trong các tầng ngậm nước được tìm thấy.

Với những lý do nêu trên chúng tôi đã lựa chọn đề tài: “Nghiên cứu sự phân bố

không đồng nhất về hàm lượng As trong nước ngầm trên một phạm vi hẹp. Minh họa tại

xã Vạn Phúc, Thanh Trì, Hà Nội” với các nội dung sau:

Phân tích và so sánh đặc điểm hóa học trầm tích và hóa học nƣớc ngầm giữa các

giếng có hàm lƣợng As thấp và cao ở khu vực nghiên cứu

Phân tích một số nguyên nhân dẫn đến sự giải phóng As từ trầm tích vào tầng

ngậm nƣớc

Luận văn đuợc thực hiện trong khuôn khổ đề tài hợp tác giữa trung tâm CETASD,

trường ĐH KHTN với trường Đại học Tổng hợp Columbia, Mỹ về nghiên cứu xu hướng

nhiễm asen ở các tầng nước sạch. Các kết quả của luận văn đã được trình bày poster tại Hội

nghị Quốc tế về Asen trong nước ngầm khu vực Nam Á, tháng 11/2011 tổ chức tại Hà Nội.

Chƣơng 1. TỔNG QUAN

1.1. Ô nhiễm asen trong nƣớc ngầm trên thế giới

Vấn đề ô nhiễm As trong nước ngầm không còn là một vấn đề mới, nó đã được phát

hiện ở nhiều nơi trên thế giới như Achentina, Mêhicô, Chilê, Mỹ, Canada, Trung Quốc, Đài

Loan, Thái Lan, Ấn Độ, Bangladet và Việt Nam, v.v…với nồng độ lớn hơn 50 g/L [20].

Mặc dù As đã được phát hiện ở nhiều khu vực, nhưng nó không phải là phổ biến trong tầng

ngậm nước. Những tầng ngậm nước bị ảnh hưởng bởi As là có giới hạn, ở môi trường nào đó

và thường xuất hiện ngoại lệ hơn là theo quy luật. Một nét đặc trưng của các vùng nước ngầm

có As cao là sự thay đổi lớn về nồng độ As trong nước ngầm theo không gian. Điều này có

nghĩa là rất khó hoặc không thể dự đoán được chính xác nồng độ As phù hợp ở một giếng cụ

thể từ kết quả của những giếng bên cạnh [20].

Hình 1. Bản đồ ô nhiễm asen trên thế giới [20]

Một ví dụ điển hình như ở Bangladet. Mặc dù đây là khu vực bị ảnh hưởng nặng nề

nhất, nhưng sự phân bố As trong tầng ngậm nước của khu vực là không đồng nhất (hình 1.3).

Khu vực bị ảnh hưởng tồi tệ nhất là ở đông nam của Bangladet nơi mà ở một số huyện có hơn

90% giếng bị ảnh hưởng [20]. Nguyên nhân dẫn đến sự phân bố không đồng nhất ở đây là

chưa được hiểu rõ, chưa tìm thấy tài liệu nào nghiên cứu về vấn đề này.

Hình 2. Bản đồ phẳng thể hiện sự phân bố As trong nước ngầm từ các giếng khoan (< 150

m) ở Bangladesh [20]

1.3. Vấn đề ô nhiễm asen trong nƣớc ngầm ở Việt Nam

Vấn đề ô nhiễm asen trong nước ngầm ở Việt nam những năm gần đây đã được nhiều

tổ chức và các nhà nghiên cứu trong nước, nước ngoài quan tâm. Nhiều nghiên cứu đã cho

thấy nước ngầm được sử dụng nhiều ở đồng bằng sông Hồng và sông Cửu Long cho các mục

đích sinh hoạt và sản xuất đang đứng trước nguy cơ ô nhiễm asen tự nhiên.

Một nghiên cứu trên diện rộng ở đồng bằng sông Hồng do Trung tâm Nghiên cứu

Công nghệ Môi trường và Phát triển Bền vững (CETASD), Trường Đại học Khoa học Tự

nhiên, Đại học Quốc gia Hà Nội kết hợp với các chuyên gia thuộc Viện Khoa học và Công

nghệ Nước (Eawag), Liên bang Thuỵ Sĩ đã tiến hành (từ năm 2005 đến 2007) khảo sát ngẫu

nhiên trên toàn khu vực đồng bằng sông Hồng. Kết quả phân tích cho thấy hàm lượng asen có

sự thay đổi trong một khoảng rất rộng, từ mức nhỏ hơn < 0,1 µg/l cho tới hơn 810 µg/l.

Trong đó, 73% số mẫu có hàm lượng nhỏ hơn 10µg/l, đạt tiêu chuẩn nước uống về asen của

Bộ Y tế Việt Nam, 16% số mẫu có lượng asen nằm trong khoảng 10–50 µg/l, 8% số mẫu có

lượng asen nằm trong khoảng 50–200 µg/l, và 3% số mẫu có lượng asen rất cao, lớn hơn 200

µg/l [10].

Hình 3. Ô nhiễm asen trong nước giếng khoan tại đồng bằng sông Hồng [10]

Tuy nhiên sự ô nhiễm đó lại tập trung chủ yếu tại vùng bờ trái sông Hồng, xuyên qua

một số tỉnh đông dân như Hà Tây, Hà Nam, Hà Nội, Nam Định, Hưng Yên và Thái Bình

(hình 1.4). Nhiều giếng khoan ở vùng này có hàm lượng asen cao khoảng 200–300 µg/l (gấp

20–30 lần tiêu chuẩn nước uống). Phía lưu vực sông Đuống cũng xuất hiện giải ô nhiễm với

mức độ nhẹ hơn. Đó là địa phận tỉnh Bắc Ninh và Hải Dương. Các khu vực ven vùng núi

trung du, ven biển có chiều hướng ít bị nhiễm asen trong nước giếng khoan. Phần trăm số

mẫu có hàm lượng asen vượt tiêu chuẩn của nước ngầm là 45% tại Hà Nam, 28% tại Hà Tây,

17% tại Hưng Yên, 10% tại Nam Định và Bắc Ninh. Các tỉnh còn lại có tỉ lệ này nhỏ hơn

10%. Tuy nhiên, các tỷ lệ ô nhiễm ở từng khu vực sẽ thay đổi nhiều khi cỡ mẫu khảo sát tăng

lên. Nhiều mẫu nước tại các khu vực liền kề nhau có hàm lượng thạch tín rất cao (> 200

µg/L). Ví dụ, tại các huyện Đan Phượng, Hoài Đức, Thanh Oai, Thường Tín, Phú Xuyên (Hà

Tây), Duy Tiên, Lý Nhân (Hà Nam). Có những xã tỉ lệ giếng ô nhiễm thạch tín cao gần

100%.

Sự khác nhau lớn về nồng độ As trong nước ngầm theo không gian ở đồng bằng sông

Hồng cũng được quan sát thấy (hình 1.4), thậm chí ở khoảng cách rất gần khoảng 20 m [10].

Tuy nhiên, nguyên nhân của vấn đề này là chưa được hiểu một cách rõ ràng.

1.4. Những giả thiết về sự xuất hiện của asen trong nƣớc ngầm

Như đã trình bày ở trên, có thể thấy nước ngầm nhiễm As cao (cao hơn tiêu chuẩn cho

phép trong nước uống) không phải là hiếm thấy, nhưng chúng không có nghĩa là phổ biến

trong hầu hết các tầng ngậm nước và nó chỉ tồn tại dưới những điều kiện đặc biệt. Điều này

liên quan đến cả môi trường địa hóa và địa chất thủy văn trước đó và cả hiện nay. Nghịch lý

là nước ngầm có As cao thì không phải luôn liên quan đến các vùng đá gốc có As cao. Vấn

đề As trong nước ngầm xảy ra dưới cả điều kiện oxy hóa và điều kiện khử; cũng như ở cả

điều kiện khí hậu ẩm ướt và khô hạn. Điều đó cho chúng ta thấy rằng As không có sẵn trong

các tầng ngậm nước mà nó bị giải phóng ra từ các trầm tích trong các khu vực có điều kiện

thích hợp.

Ở Việt Nam, nước ngầm thường được khai thác ở cả tầng Holocene và Pleistocene.

Hai tầng này được cách biệt nhau bởi một lớp sét dày hàng mét. Ở khu vực đồng bằng sông

Hồng, trầm tích Holocene hình thành nên các tầng nước nông, với độ sâu khoảng 30 – 60 m

[8, 29]. Nước ngầm thường có đặc tính khử, với nồng độ Fe và amoni (NH4+) rất cao [8, 10].

Nhiều tác giả nghiên cứu cho rằng ô nhiễm asen trong nước ngầm tại đây có thể do sự khử

hoà tan của các oxit sắt chứa asen, tồn tại tự nhiên trong tầng chứa nước [9, 10, 18, 27]. Số

liệu phân tích trầm tích và các thông số hoá học trong nước ngầm đã chứng tỏ mối tương

quan giữa nồng độ asen với các điều kiện thiếu oxy trong tầng chứa nước và dẫn đến sự hoà

tan khử của các khoáng chứa asen vào nước ngầm.

Nghiên cứu của tác giả Charles F. Harvey và các cộng sự (2002) về tình hình ô nhiễm

asen tại tỉnh Munshiganj (cách sông Dhaka 30 km về phía nam và sông Ganges 7 km về phía

bắc, Bangladet) cũng cho thấy cơ chế giải phóng asen từ trầm tích vào nước ngầm liên quan

tới điều kiện môi trường khử. Tác giả đã chứng minh quá trình giải phóng asen có nguyên

nhân từ dòng cacbon trẻ đi vào tầng chứa nước sâu do sự bơm nước tưới tiêu ồ ạt vào mùa

khô ở Bangladet. Sự khử hợp chất hữu cơ thúc đẩy sự linh động của asen từ trầm tích vào

nước ngầm [7].

Các tác giả C. A. J. Appelo và D. Postma cho rằng có hai cơ chế chính chi phối quá

trình giải phóng asen từ trầm tích vào nước ngầm là cơ chế oxy hoá và khử. Bản chất của cơ

chế oxy hoá là quá trình oxy hoá các quặng pyrit có chứa asen như asenopyrit (FeAsS),

loellingit (FeAs2) bởi các tác nhân oxy hoá có trong đất (như NO3–) và sản phẩm của quá

trình là sự giải phóng asen vào nước ngầm cùng với sulphat. Theo cơ chế khử, trầm tích chứa

các ôxit sắt mà trên bề mặt của chúng đã hấp phụ asen sẽ được lắng đọng cùng với các hợp

chất hữu cơ tự nhiên, các vi sinh vật trong đất tiêu thụ chất hữu cơ và lấy oxy khiến môi

trường trở nên có tính khử theo thời gian, chính môi trường này chuyển các pha sắt trong

trầm tích về dạng Fe2+

đồng thời giải hấp asen ra khỏi trầm tích và tan vào nước ngầm [8].

Trong các nghiên cứu nhằm tìm hiểu cơ chế giải phóng As được tìm thấy ở các vùng

có khí hậu khô cằn ở Argentina. Các tác giả nghiên cứu cho rằng dưới các điều kiện khô cằn,

các phản ứng phân hủy của silicat và cabonat rất dễ xảy ra và nước ngầm thường có pH cao

(6,3 – 9,2). Chính điều kiện pH cao này là nguyên nhân chính dẫn đến sự giải hấp As từ các

oxit kim loại có mặt trong trầm tích (đặc biệt là oxit, hidroxit của Fe, Mn) vào môi trường

nước ngầm, mặc dù sự hòa tan trực tiếp của núi lửa cũng có thể là một nguồn gốc gây ra sự ô

nhiễm As trong nước ngầm ở đây [21].

Trong một nghiên cứu ở đồng bằng sông Mekong, tác giả Polizzotto lại cho rằng As

được giải phóng trong các tầng đất bề mặt bởi các quá trình oxy hóa khử và sau đó có thể vận

chuyển đi xuống tầng ngậm nước có cát [15].

Như vậy, các nguyên nhân làm giải phóng As từ trầm tích vảo tầng ngậm nước vẫn

đang được tranh luận, vẫn còn nhiều quan điểm bất đồng, một cơ chế rõ ràng cho tất cả các

tầng ngậm nước bị ô nhiễm As là chưa có.

Chƣơng 2. ĐỐI TƢỢNG VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

2.1. Địa điểm nghiên cứu

Địa điểm nghiên cứu nằm ở xã Vạn Phúc cách thủ đô Hà Nội khoảng 20 km về phía

đông nam. Xã này nằm giữa con sông Hồng và một con đê để bảo vệ vùng tây nam của thành

phố Hà Nội tránh khỏi lũ lụt hằng năm (hình 2.1). Ở đây thỉnh thoảng chịu bị ngập lụt vài

ngày trong mùa mưa. Tầng ngậm nước gồm có lớp trầm tích mỏng Holocene và Pleistocene ở

độ sâu > 40 m. Một số nghiên cứu trước đây cho thấy hàmlượng asen trong tầng Holocen ở

xã Vạn Phúc là không đồng nhất, phía Tây Bắc không bị ô nhiễm, còn phía Nam và Đông

nam bị ô nhiễm cao [10].

2.2. Đối tƣợng nghiên cứu

Với mục đích tìm hiểu các nguyên nhân dẫn đến sự phân bố không đồng nhất về hàm

lượng As trong nước ngầm của khu vực. Chúng tôi tập trung vào phân tích và nghiên cứu 3

đối tượng chính là :

Trầm tích

71 Mẫu nước giếng khoan (29 mẫu giếng khoan của dự án, 42 giếng nhà dân)

1 Mẫu nước sông

Chƣơng 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN

3.1. Đặc điểm trầm tích, hàm lƣợng asen và một số thành phần hóa học khác trong nƣớc

ngầm tại vùng nghiên cứu

Các kết quả từ phân tích bằng phương pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử (đối với 29

giếng của dự án) cũng như các kết quả từ bộ thử hiện trường (từ 42 giếng của hộ gia đình) đã

cho thấy phần lớn các giếng trong khu vực có nồng độ As lớn hơn 10 mg/L (chiếm 64% toàn

khu vực, trong đó có tới 57% > 50 µgAs/L). Đặc biệt có nhiều giếng có nồng độ As lớn hơn

300 mg/l. Điều đó cho thấy tính chất nghiêm trọng về vấn đề ô nhiễm As trong nước ngầm

của khu vực nghiên cứu.

Hình 4. Sự phân bố As trong nước giếng khoan ở khu vực xã Vạn Phúc

Một điều rất đặc biệt ở đây là sự khác biệt rất lớn về nồng độ As trong các giếng ở

khu vực nghiên cứu, thậm chí với các giếng cách nhau chưa đầy 100 m. Hầu hết các giếng ở

phía bắc của xã có nồng độ As thấp (100% giếng có nồng độ As thấp < 10 µg/L), trong khi

phần lớn các giếng nằm ở phía đông nam của làng (hầu các giếng có nồng độ As cao từ 10

đến > 400 µg/L chiếm 77%, n=60). Mặc dù cũng xuất hiện một số giếng có nồng độ As thấp

ở phía nam nhưng chiếm tỷ lệ rất nhỏ (~11% giếng có nồng độ As < 10 µg/L, n=60). Sự phân

bố không đồng nhất theo không gian đã được thể hiển rõ ở hình 3.1.

Ngoài ra, các kết quả cho thấy đặc điểm hóa học nước ngầm rất khác nhau giữa các

giếng có hàm lượng As cao và các giếng có hàm lượng As thấp của khu vực nghiên cứu. Các

thông số hóa học ở các giếng có As cao thường cao hơn rất nhiều so với các giếng ít As. Đây

là kết quả của các phản ứng oxy hóa khử xảy ra mạnh mẽ trong tầng ngậm nước mang tính

khử.

3.2. Phân tích một số nguyên nhân dẫn đến sự phân bố không đồng nhất về hàm lƣợng

As trong nƣớc ngầm ở khu vực nghiên cứu

3.2.1. Nguyên nhân liên quan đến tính khử thể hiện ở trầm tích

Không có sự khác biệt lớn được tìm thấy trong các thành phần chủ yếu của các

khoáng và địa hóa của trầm tích ở khu vực nghiên cứu, ngoại trừ trạng thái oxy hóa khử của

Fe oxyhidroxit suy ra từ màu của trầm tích và quang phổ phát xạ khuếch tán. Sự khác biệt về

màu sắc của cát trầm tích ở các giếng là dễ dàng nhận thấy khi chúng tôi khoan các giếng ở

địa điểm nghiên cứu. Màu sắc trầm tích không chỉ khác nhau giữa các giếng, mà sự khác

nhau theo độ sâu cũng đã được ghi nhận. Các giếng có nồng độ As cao thì cát trầm tích trong

tầng ngậm nước thường có màu xám hơn. Nhưng ngược lại, cát trầm tích trong tầng ngậm

nước ở các giếng có nồng độ As trong nước ngầm thấp thường có màu vàng hay màu cam

(hình 3.4; 3.5). Có thể lấy giếng AMS1 và AMS–NS4 như một ví dụ điển hình. Cùng ở độ

sâu khoảng 25 m, cát trầm tích ở giếng AMS1 có màu xám tương ứng với nồng độ As > 250

µg/L trong nước ngầm, trong khi đó cát trầm tích có màu vàng ở giếng AMS–NS4 ứng với

nồng độ As ~10 µg/L (hình 3.4).

Có thể suy đoán rằng cát trầm tích ở các giếng có As thấp mang tính oxy hóa (Fe(III)

chưa bị khử), còn cát trầm tích ở các giếng có As cao thể hiện tính khử mạnh hơn. Trong điều

kiện khử, ngoài quá trình khử hòa tan các oxit Fe dẫn đến giải phóng As đã bị hấp phụ lên đó,

thì quá trình khử As(V) về As(III) ngay trên bề mặt các oxit Fe cũng có thể diễn ra. As(III) có

khả năng hấp phụ kém hơn As(V), vì vậy quá trình này cũng góp phần tăng tính linh động

của As trong môi trường. Sự thay đổi trạng thái oxy hóa của As còn có ý nghĩa quan trọng

bởi sự cạnh tranh về vị trí hấp phụ của các anion khác như PO3–, SiO3

–, HCO3

-,…cũng như

của chính As(V). Như vậy khi bị khử về As(III) thì khả năng giải phóng của As từ trầm tích

ra nước ngầm sẽ lớn hơn [10, 14].

Hình 5. Sự khác nhau về màu sắc được

quan sát thấy từ trầm tích ở 2 giếng có

nồng độ As khác nhau, cát trầm tích

màu xám ứng (ảnh trên) với nồng độ As

cao trong nước ngầm (> 200 µg/L) cát

trầm tích màu vàng (ảnh dưới) ứng với

nồng độ As thấp trong nước ngầm (< 10

µg/L).

Hình 6. Sự biến đổi màu sắc của trầm tích lấy lên từ một số giếng khoan ở khu vực

nghiên cứu và vị trí các giếng tương ứng

3.2.2. Nguyên nhân liên quan đến tính khử thể hiện ở nƣớc ngầm

Hình 7. Tương quan giữa As và Fe, Mn, SO42–

, PO43–

, NH4+, HCO3

– , DOC, CH4, trong

nước ngầm ở khu vực nghiên cứu

Kết quả nghiên cứu hình 3.6 cho thấy tương quan rất tốt giữa As và Fe, đây là minh

chứng cho vai trò quan trọng của sự khử hòa tan các oxit Fe đối với quá trình giải phóng As

từ trầm tích vào nước ngầm ở khu vực nghiên cứu. Fe trong trầm tích tồn tại trong các

khoáng như Fe oxit vô định hình (ferrihydrite hay HFO), Fe oxit tinh thể (geothite (α–

FeOOH), hematite (α–Fe2O3)), hay Fe oxit đa hóa trị (magnetite Fe3O4). Trong điều kiện

khử mạnh các oxit này có thể bị khử về Fe2+

với sự xúc tác của các vi sinh vật. Hoạt động của

vi sinh vật đóng vai trò rất quan trọng trong sự khử giải phóng sắt và asen khỏi trầm tích. Một

số loại vi khuẩn “ăn sắt oxit” trong môi trường khử, As theo đó thoát ly khỏi bề mặt lớp trầm

tích bị khử này. Sắt oxit bị khử hoặc do tương tác trực tiếp với hợp chất hữu cơ, hoặc phổ

biến hơn là do tác dụng xúc tác của vi sinh vật sử dụng chất hữu cơ làm chất nền. Sự tương

quan chặt chẽ giữa As và Fe cho thấy đây có thể là quá trình chính làm giải phóng As từ trầm

tích ra nước ngầm ở khu vực nghiên cứu.

CH2O + 8H+ + 4Fe(OH)3 → 4Fe

2+ + 8HCO3

– + 3H2O

2Fe2O3.xH3AsO3+CH2O+7H+→4Fe

2++HCO3

–+4H2O+2xH3AsO3

Tương quan nghịch giữa As và SO42–

trong nước ngầm là rất rõ ràng. Điều kiện khử

mạnh trong tầng ngậm nước dẫn đến sử khử SO42–

theo phương trình sau: 2CH2O + SO42–

→

2HCO3– + H2S. Trong môi trường nhiều Fe

2+ phản ứng xảy ra như sau: 9Fe

2+ + SO4

2– +

20H2O → 8Fe(OH)3 + FeS + 16H+. Pyrite có thể được hình thành sau đó theo phương trình

phản ứng: FeS + H2S → FeS2 + H2. Hầu hết các mẫu có nồng độ As cao (> 150 µg/L) thì có

nồng độ S là thấp hơn 1 mg/L. Mối tương quan ngược này có thể gợi ý rằng As được giải

phóng từ trầm tích vào trong tầng ngậm nước dưới điều kiện khử mạnh, mà không phải là kết

quả của quá trình oxy hóa sulphide.

Sự phân hủy của hợp chất hữu cơ là một quá trình quan trọng tạo ra điều kiện khử

trong nước ngầm. Đồng thời quá trình này sẽ làm xuất hiện amoni (NH4+) và HCO3

–, các hợp

chất hữu cơ hòa tan (DOC) và CH4 trong nước ngầm. Điều này có nghĩa nồng độ các chất

này là các chỉ thị cho mức độ phân hủy chất hũy cơ và mức độ khử của môi trường. Sự tương

quan thuận của As và DOC, NH4+

, HCO3– cũng như CH4 chứng tỏ sự giải phóng asen gắn

liền với quá trình phân hủy chất hữu cơ. Sự phân hủy các chất hữu cơ tạo ra môi trương khử

trong tầng ngậm nước, tiếp đó quá trình khử hòa tan các Fe oxit làm asen bị giải phóng từ các

trầm tích vào nước ngầm.

3.2.3. Bằng chứng về sự khác nhau ở tính khử trong trầm tích và nƣớc ngầm ở các giếng

có độ sâu khác nhau tại cùng một vị trí nghiên cứu

Ngoài sự phân bố không đồng nhất về hàm lượng As trong nước ngầm theo không

gian thì nghiên cứu còn tìm thấy sự phân bố không đồng nhất về hàm lượng As theo độ sâu.

Ở 3 giếng khoan ở cùng một vị trí nằm trên mặt cắt giao giữa hai khu vực có As và khu vực

không có As có độ sâu khác nhau (25 m, 32 m, và 47 m) có sự khác nhau lớn về hàm lượng

As cũng như các thông số hóa học trong nước ngầm. Hàm lượng các thông số hóa học như

As, Fe, PO43–

, CH4, NH4+, HCO3

– trong nước của 3 giếng này cũng như của nước sông được

thể hiện ở hình 3.8 Hầu hết các thông số hóa học ở giếng nông 25 m đều cao hơn so với 2

giếng còn lại, trong khi mẫu nước sông các thông số này là rất thấp. Kết quả này giếng 25 m

thể hiện tính khử mạnh nhất, trong khi mẫu nước sông có tính oxy hóa. Sự khác biệt về mầu

sắc của cát trầm tích cũng được quan sát thấy (hình 3.9). Trầm tích giếng 25 m có màu xám

thể hiện tính khử, trong khi các trầm tích của hai giếng còn lại có màu vàng. Hàm lượng As

cao trong nước ngầm ở các giếng có trầm tích màu xám ở giếng 25 m là tương tự với các

giếng khác ở khu vực nghiên cứu.

Hình 8. Hàm lượng As, Fe, PO43–

, CH4, NH4+, HCO3

– trong nước sông và trong nước ngầm

của 3 giếng có cùng vị trí nhưng có độ sâu khác nhau

Hình 9. Sự khác nhau về trầm tích và nồng độ As của 3 giếng khoan ở cùng một vị trí trên

mặt cắt giao giữa hai vùng có As và vùng không có As

References

Tiếng Việt:

1. Phạm Ngọc Hải, Phạm Việt Hòa (2004), “Kỹ thuật khai thác nước ngầm”, NXB

Nông Nghiệp, Hà Nội.

2. Vũ Ngọc Kỷ, Nguyễn Thượng Hùng, Tôn Sĩ Kinh, Nguyễn Kim Ngọc (2008),

“Địa chất thuỷ văn đại cương”, Nhà xuất bản Giao Thông Vận Tải.

3. UNICEF Việt Nam (2004), “Ô nhiễm thạch tín trong nguồn nước sinh hoạt ở Việt

Nam, Khái quát tình hình cà các biện pháp giảm thiểu cần thiết”.

Tiếng Anh:

4. A. Van Geen và các cộng sự (2008), “Flushing History as a Hydrogeological

Control on the Regional Distribution of Arsenic in Shallow Groundweter of the

Bengal Basin”, Environ. Sci. Technol, 42, 2283–2288.

5. Ashraf Ali Seddique và các cộng sự (2008), “Arsenic release from biotite into a

Holocene groundweter aquifer in Bangladesh”, Applied Geochemistry, 23 2236–

2248.

6. Ayako Funabiki và các cộng sự (2007), “Holocene delta plain development in the

Song Hong (Red River) delta, Vietnam”, Journal of Asian Earth Sciences, 30,

518–529.

7. Charles F. Harvey và các cộng sự (2002) “Arsenic Mobility and Groundweter

Extraction in Bangladesh”, Science Vol 298.

8. Dieke Postma và các cộng sự (2007), “Arsenic in groundweter of the Red River

floodplain, Vietnam: Controlling geochemical processes and reactive transport

modeling”, Geochimica et Cosmochimica Acta, Volume 71, Issue 21, Pages

5054–5071

9. Dieke Postma và các cộng sự (2010), “Mobilizetion of arsenic and iron from Red

River floodplain sediments, Vietnam”, Geochimica et Cosmochimica Acta, 74,

3367–3381.

10. Elisabeth Eiche và các cộng sự (2008), “Geochemical processes underlying a

sharp contrast in groundweter arsenic concentretions in a village on the Red River

delta, Vietnam”, Applied Geochemistry, 23, 3143–3154.

11. Hossain M. Anawar và các cộng sự (2003), “Geochemical occurrence of arsenic

in groundweter of Bangladesh: sources and mobilizetion processes”, Journal of

Geochemical Exploretion, 77, 109–131.

12. Huaming Guo và các cộng sự (2008). “Groundweter geochemistry and its

implicetions for arsenic mobilizetion in shallow aquifers of the Hetao Basin, Inner

Mongolia”, Science of the Total Environment, 393, 131–144.

13. Kethleen A. Radloff (2007), “Mobilizetion of Arsenic During One–Year

Incubetions of Grey Aquifer Sands from Araihazar, Bangladesh”, Environ. Sci.

Technol, 41, 3639–3645.

14. Kinniburgh D.G., Smedley P.L (2001), "Arsenic contaminetion of groundweter in

Bangladesh", Vol 1: Summary, Chapter 12, pp 213–230.

15. Metthew L. Polizzotto và các cộng sự (2008), “Near–surface wetland sediments as

a source of arsenic release to ground weter in Asia”, Nature Vol 454.

16. M. Aziz Hasan và các cộng sự (2009), “Geological controls on groundweter

chemistry and arsenic mobilizetion: Hydrogeochemical study along an E–W

transect in the Meghna basin, Bangladesh”, Journal of Hydrology, 378, 105–118.

17. M. Berg, Pham Kim Trang, Pham Hung Viet, và các cộng sự (2007), “Magnitude

of pollution in Mekong and Red River deltas–Cambodia and Viet Nam”, Science

of total Environmental, 372, pp 413–425.

18. Michael Berg và các cộng sự (2008) “Hydrological and sedimentary controls

leading to arsenic contaminetion of groundweter in the Hanoi area, Vietnam The

impact of iron–arsenic retios, peet, river bank deposits, and excessive groundweter

abstraction”, Chemical Geology, 249, 91–112.

19. Murray B. M (1994), "Environmental Chemistry of soils", Oxford University

Press, Greet Britain.

20. P.L. Smedley, D.G. Kinniburgh (2002), “A review of the source, behaviour and

distribution of arsenic in netural weters”, Applied Geochemistry, 17, 517–568.

21. P.L. Smedley và các cộng sự (2002), “Hydrogeochemistry of arsenic and other

inorganic constituents in groundweters from La Pampa, Argentina”, Applied

Geochemistry ,17, 259–284.

22. P.L. Smedley và các cộng sự (2003), “Mobilisetion of arsenic and other trace

elements in fluviolacustrine aquifers of the Huhhot Basin, Inner Mongolia”,

Applied Geochemistry,18, 1453–1477.

23. P.L. Smedley (2003), "Arsenic in groundweter South and East Asia –

Geochemistry and occurrence", Kluwer academic publishers.

24. R.T. Nickson và các cộng sự (2000), “Mechanism of arsenic release to

groundweter, Bangladesh and West Bengal”, Applied Geochemistry, 15, 403–413.

25. Robert C. Reedy và các cộng sự (2007) “Unsetureted Zone Arsenic Distribution

and Implicetions for Groundweter Contaminetion”, Environ. Sci. Technol, 41,

6914–6919.

26. Scott Fendorf, Holly A. Michael và Alexander van Geen (2009), “Does the

distribution of arsenic in groundweter change over time in South and Southeast

Asia? Biogeochemical and hydrological factors to consider”, Review submitted to

Science.

27. Scott Fendorf và các cộng sự (2010), “Spetial and Temporal Varietions of

Groundweter Arsenic in South and Southeast Asia”, Science, 328, 1123.

28. Susumu Tanabe và các cộng sự (2006), “Holocene evolution of the Song Hong

(Red River) delta system, northern Vietnam”, Sedimentary Geology, 187, 29–61.

29. Steve Methers và Jan Zalasiewicz (1999), “Holocene sedimentary architecture of

the Red River Delta, Viet Nam”, Journal of Coastal Research, 314–325.

Z. Cheng, A. van Geen và các cộng sự (2005), “Limited Temporal Variability of Arsenic

Concentretions in 20 Wells Monitored for 3 Years in Araihazar, Bangladesh”, Environ. Sci.

Technol, 39, 4759–4766.