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

Trần Thị Mai

NGHIÊN CỨU Á Ặ ỂM HÓA LÝ CỦ ỚC NGẦM

T I HAI MẶT CẮT THUỘC HUYỆN PHÚC TH ,

PHÍA NAM SÔNG HỒNG - HÀ NỘI

GÓP PHẦN GIẢI THÍCH NGUYÊN NHÂN HÌNH THÀNH

Ô NHIỄM ASEN

U

- 2015

U Ộ

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

Trần Thị Mai

NGHIÊN CỨU Á Ặ ỂM HÓA LÝ CỦ ỚC NGẦM

T I HAI MẶT CẮT THUỘC HUYỆN PHÚC TH ,

PHÍA NAM SÔNG HỒNG - HÀ NỘI

GÓP PHẦN GIẢI THÍCH NGUYÊN NHÂN HÌNH THÀNH

Ô NHIỄM ASEN

: Khoa học Mô trường

M : 60440301

U

Ớ :

TS. Phạm Thị Kim Trang

– 2015

L I CẢM Ơ

Với lòng biết ơn sâu sắc, em xin gửi lời cảm ơn tới Tiến sĩ Phạm Thị Kim

Trang đã giao đề tài, tận tình hướng dẫn và tạo điều kiện thuận lợi cho em trong

suốt quá trình làm luận văn.

Em xin trân trọng cảm ơn Giáo sư, Tiến sĩ Dieke Postma, Viện Khảo sát Địa

chất Đan Mạch và Greenland (GEUS), người đã trực tiếp giảng dạy các khóa học

hữu ích và truyền đạt những kiến thức chuyên ngành quý báu sử dụng trong luận

văn này.

Em xin cảm ơn thầy Phạm Hùng Việt và các anh chị, các bạn trong nhóm

Nghiên cứu Kim loại nặng và nhóm Hóa Môi trường đã nhiệt tình giúp đỡ em trong

suốt quá trình làm việc, nghiên cứu tại Trung tâm Công nghệ Môi trường và Phát

triển Bền vững (CETASD).

Em xin chân thành cảm ơn tới các thầy cô trong khoa Môi trường – Trường

Đại học Khoa học Tự Nhiên – Đại học Quốc Gia Hà Nội đã giảng dạy và truyền

đạt những kiến thức bổ ích cần thiết để sử dụng trong luận văn cũng như trong các

nghiên cứu và công việc sau này.

Em xin bày tỏ lòng biết ơn tới những người thân trong gia đình, luôn luôn chia

sẻ, thấu hiểu và là điểm tựa vữngchắc về tinh thần trong toàn bộ thời gian thực hiện

luận văn.

Em xin chân thành cảm ơn sự hỗ trợ quý báu về kinh phí của dự án PREAs và

Trung tâm CETASD, Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Đại học Quốc gia

Hà Nội.

ác ả l ậ vă

rầ ị Ma

MỤ Ụ

MỞ ẦU .................................................................................................................... 1

ươ 1- TỔNG QUAN ......................................................................................... 3

1.1. Tổng quan về Asen ............................................................................................. 3

1.1.1. Dạng tồn tại của As trong nước ngầm .............................................................. 3

1.1.2. Độc tính của Asen ............................................................................................. 4

1.2. Tình hình ô nhiễm As ở Việt Nam và Thế giới ................................................ 7

1.2.1. Ô nhiễm As trong nước ngầm trên Thế giới...................................................... 7

1.2.2. Hiện trạng ô nhiễm As ở Việt Nam ................................................................. 10

1.3. ặc đ ểm hóa lý của ước ngầm l q a đến sự ô nhiễm As ....................... 13

1.3.1. Đặc điểm hóa lý của nước ngầm ..................................................................... 13

1.3.2. Các giả thiết về sự hình thành As trong nước ngầm ....................................... 21

1.4. ặc đ ểm dân s , địa chất v ước ngầm khu vực nghiên cứu .................... 28

ươ 2 – Ợ P Ơ P ÁP ỨU .................... 31

2.1. ịa đ ểm nghiên cứu ....................................................................................... 31

2.2. tượng nghiên cứu ....................................................................................... 32

2.3. P ươ p áp cứu ................................................................................. 33

2.3.1. Phương pháp tổng quan tài liệu ...................................................................... 33

2.3.2. Phương pháp lấy mẫu nước ngầm .................................................................. 33

2.3.3. Phương pháp lập bản đồ ................................................................................. 35

2.4. P ươ p áp p â tíc óa ọc ..................................................................... 35

2.4.1. Các chỉ số phân tích tại hiện trường ............................................................... 35

2.4.2. Các thông số phân tích trong phòng thí nghiệm ............................................. 36

2.5. Thiết bị, dụng cụ và hóa chất nghiên cứu ...................................................... 38

2.5.1. Thiết bị và dụng cụ .......................................................................................... 38

2.5.2. Hóa chất .......................................................................................................... 38

ươ 3 – KẾT QUẢ VÀ THẢO LU N ........................................................... 40

3.1. ặc đ ểm óa lý ước ngầm giếng nhà dân thu c khu vực nghiên cứu...... 40

3.1.1. Các thành phần đa lượng ................................................................................ 42

3.1.2. Các thành phần vi lượng ................................................................................. 46

3.2. M tươ q a ữa m t s thành phần hóa học tro ước ngầm với As

tại hai mặt cắt .......................................................................................................... 51

3.2.1. Mối tương quan giữa một số thành phần mang tính oxi hóa và As trong

nước ngầm tại hai mặt cắt ......................................................................................... 58

3.2.2. Mối tương quan giữa một số thành phần mang tính khử và As trong nước

ngầm tại hai mặt cắt .................................................................................................. 61

KẾT LU N .............................................................................................................. 67

KIẾN NGHỊ ............................................................................................................. 68

TÀI LIỆU THAM KHẢO ...................................................................................... 69

MỤ Ì Ả

Hình 1.1. Giản đồ phân bố các dạng tồn tại của asen theo Eh-pH .............................. 3

Hình 1.2. Sự phân bố của các vùng bị ô nhiễm As trong khu vực am và ông am

Á .................................................................................................................................. 8

Hình 1.3. Sự phân bố nồng độ s và độ sâu tương ứng trong các giếng khoan ở

đồng bằng sông Hồng, các mẫu được thu thập từ năm 2005 – 2007 ....................... 12

Hình 1.4. Quá trình oxi hóa các chất hữu cơ hình thành môi trường khử ................ 23

Hình 1.5. Sự cạnh tranh hấp phụ của các anion trên bề mặt khoáng ........................ 25

Hình 2.1. Vị trí các giếng nhà dân và hai mặt cắt A và B thuộc huyện Phúc Thọ ... 32

ình 2.2. o các thông số hiện trường sử dụng bộ dẫn dòng chảy kín ................... 34

Hình 2.3. Sục khí itơ các dụng cụ trước khi lấy mẫu ............................................. 34

Hình 3.1. Sự phân bố của E trong nước ngầm khu vực nghiên cứu ....................... 42

Hình 3.2. Bản đồ sự phân bố hàm lượng của các cation chính trong nước ngầm .... 43

Hình 3.3. Sự phân bố nồng độ của anion chính trong nước ...................................... 45

Hình 3.4. Sự phân bố của một số thành phân vi lượng trong nước ngầm ................ 47

Hình 3.5. Sự phân bố của NH4+ trong nước ngầm khu vực nghiên cứu ................. 49

Hình 3.6. Lát cắt địa chất của hai mặt cắt A và B ..................................................... 52

Hình 3.7. Giản đồ Piper cho nước ngầm thuộc hai mặt cắt A và B ......................... 54

Hình 3.8. Sự phân bố của s( ) trong nước ngầm tại hai mặt cắt .......................... 56

Hình 3.9. Sự phân bố NO3-, SO4

2 -, DO

và PO4

3- trong nước ngầm ở hai mặt cắt .... 58

Hình 3.10. Mối tương quan của As(III) và SO42-

..................................................... 59

Hình 3.11. Mối tương quan của As(III) và PO43-

...................................................... 60

Hình 3.12. Sự phân bố Mn2+

, NH4+, Fe

2+ và CH4 trong nước ngầm tại hai mặt cắt 61

Hình 3.13. Mối tương quan của As(III) và Mn2+

..................................................... 62

Hình 3.14. Mối tương quan giữa As(III) và NH4+ ................................................... 63

Hình 3.15. Sự phân bố của s( ) và Fe( ) trong nước ngầm ở hai mặt cắt ......... 65

Hình 3.16. Biểu đồ khả năng bão hòa khoáng Siderit và Vivianit trong nước ngầm66

MỤ BẢ B ỂU

Bảng 1.1. Sự phổ biến của một số bệnh khi phơi nhiễm As và không bị phơi nhiễm 7

Bảng 1.2. Ô nhiễm asen trong nước ngầm ở một số nước trên thế giới .................... 9

Bảng 1.3. Kết quả phân tích As do UNICEF hỗ trợ (2001–2004) ............................ 13

Bảng 1.4. ác quá trình địa hóa tự nhiên giải phóng s vào nước ngầm ................. 22

Bảng 3.1. Một số thành phần hóa học nước ngầm tại các giếng nhà dân ................. 40

Bảng 3.2. Giá trị trung bình của một số thành phần hóa học trong nước ngầm tại hai

mặt cắt ....................................................................................................................... 53

MỤ Ữ Ế Ắ

AAS : Atom Absorption Spectrophotometer- Máy quang phổ hấp

thụ nguyên tử

BTNMT : Bộ Tài nguyên Môi Trường

DO : Dissolved oxygen – Nồng độ oxi hòa tan

HVG : Hydride Vapor Generator - Bộ tạo khí hydrua

ICP : Inductively Coupled Plasma - Plasma cảm ứng cao tần

PHREEQ : Phần mềm mô hình hóa chuyên dụng cho các quá trình thủy

địa hóa diễn ra trong trầm tích và nước ngầm

QCVN : Quy chuẩn Việt Nam

UNICEF : United Nations Children's Fund - Quỹ hi đồng Liên Hiệp

Quốc

WHO : World Health Organization – Tổ chức Y tế Thế giới

1

MỞ ẦU

Ngày nay, khi nguồn nước mặt ngày càng ô nhiễm, nước ngầm được coi là

nguồn nước đóng vai trò quan trọng cho sự phát triển con người cũng như sự phát

triển kinh tế xã hội của mỗi quốc gia. Việc khai thác và sử dụng nước ngầm cho các

mục đích sinh hoạt, sản xuất, trồng trọt, chăn nuôi… làm cho tình trạng ô nhiễm

nước ngầm ngày càng trầm trọng hơn.

Ở Việt Nam, trong vài chục năm trở lại đây, nước ngầm được sử dụng rất phổ

biến (chiếm tới 35-50% lượng nước cấp) cho nhu cầu ăn uống, sinh hoạt của người

dân, đặc biệt tại các vùng đồng bằng, đô thị đông dân cư. Vì nước ngầm thường được

coi là sạch hơn nước mặt do không tiếp xúc trực tiếp với các nguồn thải con người

tạo ra. Tuy nhiên, nhiều nghiên cứu đã cho thấy nước ngầm tại một số vùng có hàm

lượng asen, sắt, amoni, mangan,… cao hơn tiêu chuẩn cho phép rất nhiều lần. Khi

nước ngầm này được sử dụng cho mục đích ăn uống thì mức độ vượt tiêu chuẩn lại

càng nghiêm trọng.

Các quá trình tự nhiên như mưa, các dòng chảy nước mặt và các quá trình vận

động của địa chất thủy văn cũng như những hoạt động kinh tế của con người làm cho

đặc tính hóa lý của nước ngầm biến đổi rất phức tạp. ể góp phần đánh giá chất

lượng nước ngầm cung cấp cho sinh hoạt và sản xuất, rất nhiều tác giả đã tiến hành

nghiên cứu các đặc tính hóa lý nước ngầm ở các khu vực có đặc điểm địa chất thủy

văn khác nhau. ịa điểm nghiên cứu mà đề tài lựa chọn là khu vực phía Nam sông

Hồng nằm trong vùng đồng bằng bồi tích sông Hồng được hình thành bởi các trầm

tích ệ Tứ cách đây khoảng 20 nghìn năm do sự kết hợp ảnh hưởng của nhiều hoạt

động địa chất trong quá khứ, có cấu trúc địa chất phức tạp được biến đổi từ một khu

vực tích tụ trầm tích dưới mực nước biển thành khu vực chịu sự phong hóa, sói mòn

nằm trên mực nước biển. Với đối tượng nghiên cứu là các thành phần hóa lý của

nước ngầm như các nguyên tố đa lượng, vi lượng, các chất hữu cơ, p , nhiệt độ, độ

dẫn, hàm lượng ôxi hòa tan và mối quan hệ giữa các thành phần này trong môi

2

trường nước ngầm của khu vực nghiên cứu. Từ đó, tìm hiểu nguyên nhân hình thành

ô nhiễm s trong nước ngầm tại khu vực này.

Xuất phát từ lý do trên, luận văn được thực hiện với đề tài: “Nghiên cứ đặc

tính hóa lý của ước ngầm tại hai mặt cắt thu c huyện Phúc Thọ, phía nam

sông Hồng - Hà N i, góp phần giải thích nguyên nhân hình thành ô nhiễm

Asen”. Với các nội dung cụ thể như sau:

1. Khảo sát hàm lượng các thành phần đa lượng và vi lượng trong nước ngầm

từ đó nhận xét xu hướng biến đổi các thành phần này.

2. Phân tích đánh giá mối tương quan giữa các thành phần hóa học với s

trong nước ngầm.

3. Dự đoán nguyên nhân hình thành ô nhiễm sen tại khu vực nghiên cứu.

3

ươ 1- TỔNG QUAN

1.1. ổ q a về e

Trước đây, asen được sử dụng rất phổ biến trong công nghiệp khai mỏ, luyện

kim, thuốc trừ sâu, thuốc diệt cỏ, thậm chí trong một số chất tăng trọng cho gia súc.

Tuy nhiên, trong khoảng 20 năm trở lại đây, các nhà khoa học đã chứng minh được

tác hại của asen và sau đó con người mới có cái nhìn đúng đắn về ảnh hưởng của nó

tới sức khỏe và đời sống. ộc tính của asen phụ thuộc vào dạng hoá học và trạng thái

vật lý của hợp chất. sen vô cơ được coi là độc nhất đối với sức khoẻ con người.

1.1.1. ạ tồ tạ của tro ước ầm

sen là một á kim màu xám trắng, mùi tỏi, khối lượng riêng d=5,7g/cm3, nhiệt

độ nóng chảy là 810o (p = 30 atm) và nhiệt độ sôi là 613

oC [7].

Hình 1.1. Giản đồ phân bố các dạng tồn tại của asen theo Eh-pH

4

Dạng tồn tại của asen phụ thuộc chủ yếu vào p và thế oxy hóa khử, ví dụ

trong môi trường mang tính oxi hóa, 2AsO4- chiếm ưu thế ở p thấp (p <6.9),

trong khi ở p cao hơn, sO42-

lại trở lên phổ biến hơn ( 3AsO40 và AsO4

3- có thể

xuất hiện trong môi trường rất axit và kiềm). Dưới điều kiện khử ở p thấp hơn

khoảng 9.2, dạng asenit H3AsO30 sẽ là chủ yếu (hình 1.1). Trong tự nhiên asen vô cơ

thường tồn tại dưới dạng các muối asenit, asenat và các oxit asen. ác dạng asen hữu

cơ gồm: metyl-, dimetyl-, trimetyl-asenic, thường tìm thấy trong mô của các loài

động vật có vú; asenobetan thường tìm thấy trong cá và hải sản; asenocholin,

asenosugar, asenolipid thường có trong thực vật. Trong nước ngầm, asen xuất hiện

chủ yếu ở hai dạng là asenit( ) và asenat(V). Trạng thái oxi hóa, dạng tồn tại của s

sẽ quyết định độc tính, sự linh động và khả năng vận chuyển của nó trong môi trường

[36].

1.1.2. c tí của Asen

Rất nhiều các chất ô nhiễm trong nước được định nghĩa như là một chất độc

và có hại cho môi trường và sức khỏe con người. Trong đó asen được xem là một

chất có độc tính cao hàng đầu. sen rất khó bị phá hủy và chỉ có thể chuyển nó thành

các dạng khác hoặc chuyển thành hợp chất không tan trong liên kết với các nguyên tố

khác như sắt, lưu huỳnh. goài ra, canxi, magie, bicacbonat, clo, và sunfat cũng được

tìm thấy có liên kết với asen trong nước ngầm. ộc tố và các chất gây ung thư của

asen phụ thuộc vào trạng thái oxi hóa và dạng hóa học của nó. sen vô cơ thường

độc hơn asen hữu cơ (trừ MM ( ) và DM (V)), các dạng hóa trị 3 nguy hiểm hơn

so với dạng hóa trị 5 [41]. senit được xem là độc hơn asenat gấp 10 lần và 70 lần so

với MM (V) và DM (V). ộc tính của các dạng asen được sắp xếp theo thứ tự sau:

asenit > asenat > mono-metyl-asenat (MMA) > dimetyl-asenat (DMA) [15].

ộc tính của s đối với động vật có vú liên quan đến sự hấp thụ và thời gian

tích lũy của nó trong cơ thể, và độc tính này biến đổi tùy theo dạng tồn tại của asen.

ộc tính của asen cũng liên quan đến độ tan của các hợp chất chứa asen trong nước.

s( ) thường độc hơn s(V) rất nhiều. senat được hấp thụ dễ dàng và cũng bị loại

bỏ nhanh chóng, chủ yếu qua đường nước tiểu. senit cũng được hấp thụ dễ dàng

5

nhưng nó tồn tại trong các mô với lượng lớn hơn và trong khoảng thời gian dài hơn.

Con người có thể bị phơi nhiễm asen qua hít thở không khí, hấp thu thức ăn và qua

nước uống.

Ở liều lượng nhỏ, asen và các hợp chất của asen có tác dụng kích thích quá

trình trao đổi chất và chữa bệnh nhưng chúng lại trở thành những chất độc, rất độc

với liều lượng cao. hiễm độc asen cấp tính có thể dẫn tới bị kích ứng đường ruột,

giảm huyết áp một cách bất thường, bị co giật thậm chí bị trụy tim và dẫn tới tử vong.

Liều lượng gây chết (LD50) đối với con người là 1-4 mg/kg trọng lượng cơ thể.

R xếp asen vô cơ vào nhóm 1 (Phân loại các hóa chất dựa vào nguy cơ

gây ung thư ở người) - là chất gây ung thư cho người. Tỷ lệ mắc bệnh ung thư da do

phơi nhiễm asen tương đối cao. Trong những nghiên cứu số người dân uống nước có

nồng độ asen cao cho thấy, tỷ lệ mắc bệnh ung thư gia tăng theo liều lượng asen và

thời gian uống nước. Tiêu chuẩn mà hầu hết các nước trên thế giới áp dụng đối với

asen là 0,01mg/L trong nước uống.

Ba ảnh hưởng chính của asen tới sức khoẻ con người là: làm đông keo protein;

tạo phức với s( ) và phá hủy quá trình photpho hóa. sen gây ung thư và các

bệnh liên quan đến da, tim mạch, đường hô hấp, đường tiêu hóa, nội tiết (đái tháo

đường), ảnh hưởng đến thần kinh, sinh sản và sự phát triển. hững tác động này tùy

thuộc vào thời gian phơi nhiễm và liều lượng đáp ứng của từng người.

ơ chế gây độc của s( ) là tác dụng lên nhóm Sulphydryl (-S ), làm ức

chế hoạt động của enzym trong chu trình axit citric.

6

ác enzym sản sinh năng lượng của tế bào trong chu trình axit citric bị ảnh

hưởng rất lớn. Enzym bị ức chế do việc tạo phức với s( ), làm ngăn cản sự sản

sinh phân tử TP. Do asen có tính chất hóa học tương tự với photpho, nên chất này

có thể thay thế photpho ở một số quá trình hóa sinh. Trong quá trình tạo thành TP

(ademosine triphoglyphate) Sự có mặt của s sẽ gây trở ngại cho sự hình thành 1,3 –

diphotphoglycerate và cho ra sản phẩm 1 – arseno – 3 – photphoglycerate gây hiệu

ứng xấu cho cơ thể.

uá trình tạo TP bình thường theo phương trình:

Khi có mặt của sO43-

Sự xuất hiện của một số bệnh như tiểu đường và tăng huyết áp cao hơn ở

những người phơi nhiễm s so với những người không bị phơi nhiễm. ác nghiên

cứu đã tiến hành với một số người dân ở Bangladesh đã cho thấy rằng sự xuất hiện

bệnh tăng huyết áp, tiểu đường, và các rối loạn hô hấp mãn tính như ho mãn tính và

hen phế quản ở bệnh nhân phơi nhiễm s tăng cao hơn so với những người không

tiếp xúc với s. ác kết quả nghiên cứu (bảng 1.1) cho thấy khi tiếp xúc với s thì

7

số người mắc bệnh tiểu đường cao hơn 4.4 lần, bệnh tăng huyết áp tăng 1,7 lần và

các bệnh rối loạn hô hấp tăng 2,9 lần so với những người không tiếp xúc với s.

Bảng 1.1. Sự phổ biến của một số bệnh khi phơi nhiễm As và không bị phơi nhiễm [45]

oạ bệ P ơ ễm ô p ơ ễm

Có Không ổ Có Không ổ

Tiểu đường 21 142 163 25 829 854

12,9% 87,1% 100% 2,9% 97,1% 100%

Tăng huyết áp 198 1283 1481 9 105 114

13,4% 86,6% 100% 7,9% 92.1% 100%

Rối loạn

tiêu hóa

29 65 94 13 111 124

30,8% 69,2% 100% 10,5% 89,5% 100%

1.2. ì ì ô ễm ở ệt am v ế ớ

1.2.1. Ô ễm tro ước ầm tr ế ớ

Ô nhiễm s trong nước ngầm đã được ghi nhận ở hơn 70 quốc gia, gây tác

động nghiêm trọng đối với sức khoẻ cho khoảng 150 triệu người trên toàn thế giới.

Khoảng 110 triệu người trong số đó thuộc 10 quốc gia ở vùng am và ông am Á

như: Bangladesh, ampuchia, Trung uốc, Ấn ộ, Lào, Myanma, Nepal, Pakistan,

ài Loan và Việt Nam [26].

8

Hình 1.2. Sự phân bố của các vùng bị ô nhiễm As trong khu vực Nam và Đông Nam Á

Sự ô nhiễm s trong nước ngầm quy mô lớn có nguồn gốc tự nhiên, thường

được tìm thấy ở hai loại môi trường: nội địa hoặc lưu vực kín ở các khu vực khô cằn

hoặc bán khô cằn; trong các tầng chứa nước có tính khử mạnh. Cả hai môi trường

đều có chứa trầm tích trẻ và ở các vùng đồng bằng thấp trũng, nơi có lưu lượng dòng

chảy ngầm thấp. Về mặt lịch sử, đây là tầng nước ít bị rửa trôi và s được giải phóng

từ trầm tích có thể được tích lũy ngay tại tầng nước này. ước ngầm giàu s cũng

được tìm thấy ở các vùng địa nhiệt, một số vùng có hoạt động khai thác khoáng sản

và nơi xảy ra quá trình oxy hóa khoáng sunfua [35].

Xét về số lượng người bị phơi nhiễm, vấn đề As ở Bangladesh và Tây Bengal

trong các tầng ngậm nước và bồi tích phù sa châu thổ được phát hiện là nghiêm trọng

nhất trên toàn cầu. àm lượng s trong nước ngầm dao động trong khoảng rộng từ

<0,5 tới 3200µg/L. Vấn đề sức khỏe được phát hiện đầu tiên ở Tây Bengal vào những

năm 1980 nhưng những chuẩn đoán đầu tiên đã không xác định được nguyên nhân là

do nhiễm độc As. ến năm 1993, khoảng 30 – 35 triệu người ở Bangladesh và

khoảng 6 triệu người ở Tây Bengal được ước tính là bị phơi nhiễm s trong nước

uống với nồng độ trên 50µg/L. àm lượng As và mức độ phơi nhiễm của một số

quốc gia được thể hiện dưới bảng sau:

9

Bảng 1.2. Ô nhiễm asen trong nước ngầm ở một số nước trên thế giới [36]

ịa đ ểm S ười bị p ơ

nhiễm

tro ước

ngầm (g/L)

Tiêu chuẩn cho

phép (g/L)

Achentina 2.000.000 100–1000 50

Bangladesh 50.000.000 <1–4700 50

Chilê 437.000 900–1040 50

Vùng Nội Mông, Trung Quốc 600.000 1–2400 50

Hungary 220.000 10–176 10

Tây Bengan, Ấn ộ 1.000.000 <10–3900 50

Mêhicô 400.000 10–4100 50

Pêru 250.000 500 50

ài Loan 200.000 10–1820 10

Việt Nam >10.000.000 1–3050 10

Tại ài Loan hàm lượng s cao trong nước được ghi nhận ở hai khu vực:

các vùng ven biển phía Tây am và ông Bắc. Kuo (1968) đã quan sát thấy nồng

độ As trong mẫu nước ngầm từ Tây am ài Loan dao động từ 10µg/L đến trên

1800µg/L với một nửa số mẫu được phân tích có nồng độ As từ 400-700 µg/L. Một

cuộc điều tra của Viện Vệ sinh Môi trường ài Loan cho thấy 119 thị trấn nhỏ có

nước ngầm bị ô nhiễm As với nồng độ trên 50µg/L và 58 thị trấn có nồng độ lớn

hơn 350µg/L [36].

Tại Hungary nồng độ As trên 50µg/L được phát hiện trong nước ngầm từ trầm

tích phù sa ở phía nam của dải đồng bằng Hungary rộng lớn và một phần của nước

láng giềng Romania. Dải đồng bằng với diện tích 110.000 km2

này chứa chủ yếu là

trầm tích ệ Tứ. ước ngầm thay đổi từ dạng Ca – Mg – HCO3 ở khu vực tầng nông

của đồng bằng tới dạng nước Na – HCO3 nằm ở tầng sâu hơn. ước ngầm tầng sâu

(độ sâu 80 – 560m) có tính khử với nồng độ As, Fe, NH4 cao và nhiều nghiên cứu

cho thấy nơi này có hàm lượng axit humic lên đến 20mg/L. ước ngầm có nồng độ

As cao nhất ở vùng thấp nhất của đồng bằng, nơi có trầm tích nhỏ mịn. Gurzau

(2011) đã ghi nhận rằng nồng độ As lên tới 176µg/L ở tầng chứa nước gần với

Romania.

10

Trong khoảng thời gian từ 2003 đến 2005, Trung Quốc đã có khoảng 10,000

người bị nhiễm độc As mãn tính do sử dụng nước uống từ nước ngầm có nồng độ As

cao và do đốt than giàu As. Vụ nhiễm độc s đầu tiên ở Trung Quốc được ghi nhận

tại thành phố Kuitun, vào năm 1983. ác cuộc điều tra đã ghi nhận ở lưu vực sông

thuộc miền Bắc Trung Quốc có nồng độ As trong các tầng chứa nước ngầm thường

trên 10µg/L.

guyên nhân người dân Mỹ Latinh bị phơi nhiễm As trong nhiều năm qua là

do sử dụng thực phẩm và nước uống có chứa s. ầu thế kỷ 21 đến nay, có 15 trong

số 20 quốc gia Mỹ Latinh đã phát hiện trong nguồn nước mặt và nước ngầm có hàm

lượng s cao. Ước tính khoảng 4,5 triệu người Mỹ Latinh tiếp xúc với nước uống có

hàm lượng As trên 50µg/L và 14 triệu người sử dụng nước có hàm lượng 10µg/L

[45].

1.2.2. ệ trạ ô ễm ở ệt am

Ở Việt Nam, hai vùng đồng bằng phù sa lớn là đồng bằng sông Mê Kông

thuộc miền am và đồng bằng sông Hồng thuộc miền Bắc, nước ngầm thường được

khai thác và sử dụng làm nước uống từ các giếng khoan. Nhu cầu về nước ngầm

được tăng đáng kể từ giữa năm 1990. UNICEF đã ước tính khoảng 20,48% dân số

Việt Nam (16,5 triệu người) đang dùng nước giếng khoan, trong đó đồng bằng sông

Hồng có khoảng trên 10 triệu người có nguy cơ phơi nhiễm As. Asen trong nước

ngầm ở đồng bằng sông Mê Kông có nồng độ dao động trong khoảng từ 1-845µg/L

(trung bình 39µg/L), còn ở đồng bằng sông Hồng nồng độ As rất khác nhau từ 1 -

3050µg/L (trung bình 159µg/L) tùy thuộc vào vị trí và độ sâu của nước ngầm. Ngoài

việc sử dụng nước ngầm cho tưới tiêu ở ngoại thành, việc khai thác nước ngầm để

cung cấp nước sinh hoạt cho nội thành Hà Nội cũng làm tăng nồng độ As trong các

tầng chứa nước. Sự gia tăng này là do s di chuyển từ tầng nước ngầm có nồng độ

As cao sang khu vực có nồng độ thấp hoặc không có As. Các trầm tích ở độ sâu 12-

40m của đồng bằng sông Hồng có nồng độ As trong khoảng từ 2-33µg/L (trung bình

7µg/g khối lượng khô). Ở khu vực này nồng độ As tương quan đáng kể với trầm tích

có sắt liên kết. Trong cả hai khu vực đồng bằng, tình trạng ô nhiễm As trong nước

11

ngầm có nguồn gốc tự nhiên và do quá trình khử hòa tan oxit sắt có chứa As trong

trầm tích các tầng chứa nước [13]. ể đánh giá sự xuất hiện của s trong nước ngầm

đồng bằng sông Mê Kông, tác giả Johanna (2008) đã tiến hành lấy mẫu phân tích ở

112 giếng. Kết quả cho thấy 22% mẫu có nồng độ As trên 10µg/L và 69% mẫu có

nồng độ Mn vượt tiêu chuẩn (0,4mg/L) [29]. Một cuộc khảo sát khác của Merola

(2015) ở tỉnh ồng Tháp cho thấy 53% số giếng nghiên cứu (36/68 giếng) có hàm

lượng As lớn hơn tiêu chuẩn của WHO (10µg/L) [40, 49].

Vùng đồng bằng sông Hồng là khu vực bằng phẳng trên mực nước biển 5-8m.

Nó có một lịch sử phát triển địa chất khá phức tạp với sự di chuyển lên xuống, hiện

tượng biển tiến, sự xói mòn và hoạt động của các dòng chảy mà hình thành đồng

bằng bồi tích phù sa. Kết quả của những quá trình địa chất là lớp trầm tích ệ Tứ

tương đối dày (50 - 90m tại Hà Nội), chứa nhiều chất hữu cơ, tạo điều kiện cho quá

trình giải phóng As từ trầm tích ra nước ngầm [13]. Trung tâm nghiên cứu Công nghệ

Môi trường và Phát triển Bền Vững, trường ại học Quốc gia Hà Nội cùng các nhà

khoa học thuộc Viện Khoa học và Công nghệ ước, Thụy Sĩ đã phối hợp tiến hành

khảo sát trên toàn bộ khu vực đồng bằng sông Hồng với tổng số 512 mẫu nước giếng

khoan và kết quả phân tích cho thấy hàm lượng As nằm trong khoảng rất rộng, từ

dưới 0,5µg/L cho tới trên 800µg/L. Khu vực có nồng độ As cao tập trung chủ yếu tại

vùng bờ trái sông Hồng, xuyên qua một số tỉnh đông dân như à Tây, à am, à

Nội, am ịnh, ưng Yên và Thái Bình (hình 1.5). ây là những khu vực mà sông

Hồng nguyên thủy đã từng chảy qua [33].

12

Hình 1.3. Sự phân bố nồng độ As và độ sâu tương ứng trong các giếng khoan ở đồng

bằng sông Hồng, các mẫu được thu thập từ năm 2005 – 2007

Tác giả gusa (2006) đã nghiên cứu s trong nước ngầm khu vực Thanh Trì

và Gia Lâm của Hà Nội, bằng cách tiến hành lấy và phân tích 25 mẫu nước ngầm.

Kết quả cho thấy nồng độ s trong nước ngầm từ 1-330µg/L, khoảng 40% những

mẫu này có chứa nồng độ s cao hơn hướng dẫn của WHO (10µg/L) [38].

Ngoài ra, Nguyễn Vân Anh và cộng sự (2009) đã tiến hành nghiên cứu ở tỉnh

Hà Nam và phát hiện sự ô nhiễm s trong nước ngầm ở bốn xã (Vĩnh Trụ, Bồ ề,

Hòa Hậu, hân ạo) nơi mà người dân sử dụng nước ngầm làm nguồn nước ăn uống

chính. Nồng độ As ở ba xã Vĩnh Trụ, Bồ ề, Hòa Hậu được xác định vượt quá tiêu

chuẩn nhiều lần với hàm lượng trung bình tương ứng là 348; 211 và 325µg/L. Mặc

dù đã loại bỏ được 90% As bởi hệ thống lọc cát nhưng hàm lượng As sau lọc vẫn cao

hơn tiêu chuẩn (10µg/L). Các kết quả điều tra đánh giá rủi ro của việc sử dụng nước

ngầm ô nhiễm As cho thấy hơn 40% số người sử dụng nước ngầm đã qua xử lý (lọc

cát) vẫn có nguy cơ nhiễm độc mãn tính và ung thư cao [48].

Kết quả tổng hợp của UNICEF từ 2001–2004 ở một số tỉnh thuộc khu vực

đồng bằng sông Hồng được thể hiện trong bảng dưới đây:

13

Bảng 1.3. Kết quả phân tích As do UNICEF hỗ trợ (2001–2004) [7]

ịa đ ểm Tổng s giếng

khoan Tổng s mẫu

S mẫu có

nồ đ As

>50 μg/L

% s mẫu có

nồ đ As

> 50 μg/L

Hà Nam 49000 7042 3534 50,2

Hà Tây 180891 1368 338 24,7

ưng Yên 147933 3384 310 9,2

Nam ịnh 42933 605 104 7,2

Hải Dương 57938 480 3 0,6

Ô nhiễm s trong nước ngầm đang là thực trạng đáng lo ngại ở Việt Nam

cũng như trên Thế giới. Số lượng lớn dân cư phụ thuộc vào nguồn nước ngầm để sử

dụng cho tưới tiêu, sinh hoạt và ăn uống. ối tượng dùng nước giếng khoan thường

là nông dân ở vùng nông thôn, cơ sở hạ tầng kém phát triển, nhận thức về an toàn vệ

sinh nước ăn uống chưa cao nên thường có nguy cơ tiềm ẩn đốivới sức khỏe con

người khi tiếp xúc với As một thời gian dài. Vì vậy việc giáo dục, tuyên truyền cho

người dân về mối nguy hiểm, cách phòng tránh tác động của s đối với sức khỏe con

người và việc cung cấp nước sạch là rất cần thiết.

1.3. ặc đ ểm óa lý của ước ầm l q a đế ự ô ễm

1.3.1. ặc đ ểm óa lý của ước ầm

ước ngầm được tạo nên do nước mưa và hơi nước thấm vào trong lòng đất

và được giữ lại trong các tầng chứa nước nằm xen kẽ với các tầng không thấm nước.

Do nước thấm qua các tầng đất đá, cát sỏi giống như quá trình lọc qua các vật liệu lọc

nước nên nước ngầm có hàm lượng chất lơ lửng thấp. Các tầng chứa nước thường có

chứa các khoáng chất và quá trình rửa lũa hòa tan các khoáng này làm bổ sung các

nguyên tố kim loại, đặc biệt là sắt và mangan vào nước ngầm. àm lượng các

nguyên tố kim loại trong nước ngầm phụ thuộc vào đặc điểm địa chất của từng khu

vực. Có những nơi nước ngầm rất sạch, hàm lượng các kim loại không vượt quá tiêu

14

chuẩn, bảo đảm các yêu cầu của nước sinh hoạt và ăn uống chỉ cần xử lý đơn giản

như khử trùng rồi đưa vào sử dụng. gược lại, có những nơi hàm lượng asen, sắt và

mangan rất cao, thậm chí nước ngầm còn có hàm lượng cao các kim loại nặng khác

như đồng, chì, thuỷ ngân, crôm và các hợp chất nitơ amôn nên cần phải qua xử lý rất

phức tạp mới có thể sử dụng được. Nhìn chung chất lượng nước ngầm thường tốt hơn

so với chất lượng nước mặt nên nước ngầm thường được sử dụng làm nguồn nước

cho sinh hoạt và công nghiệp. Việc sử dụng nước ngầm sẽ bảo đảm vệ sinh hơn so

với nước mặt và giảm được giá thành xử lý trước khi sử dụng.

Trên cùng một khu vực chất lượng nước ngầm có thể rất khác nhau, ví dụ khu

vực phía bắc Thành phố Hà Nội chất lượng nước ngầm tốt hơn nhiều so với phía nam

Hà Nội. Sự khác nhau này do nước ngầm là một hệ thống hóa lí phức tạp, luôn biến

đổi tùy thuộc vào thành phần, mức độ hoạt tính của các hợp phần tham gia trong

nước và các điều kiện nhiệt động học. Nước ngầm thường có những đặc điểm sau:

- ộ đục thấp

- Nhiệt độ và thành phần hoá học tương đối ổn định

- Không có oxy, có thể chứa các khí H2S, CH4,…

- Chứa nhiều chất khoáng hoà tan, chủ yếu là sắt, mangan, canxi, magie, flo.

ể đánh giá chất lượng của nước ngầm cần dựa vào một số tính chất cơ bản

của nước ngầm như:

Tính chất vật lý

Nhiệt độ nước ngầm thường tương đối thấp, đặc biệt là nhiệt độ nước ngầm

tầng sâu trong khoảng 7 - 120C. Trong một số trường hợp, nước ngầm có nhiệt độ

cao tới 70 - 800 (nước khoáng) chỉ thích hợp sử dụng cho những mục đích đặc biệt.

Nhìn chung nhiệt độ của nước ngầm không thích hợp với mục đích cấp nước sinh

hoạt và cung cấp cho cây trồng. Nếu nhiệt độ nước ngầm thấp hơn 300C hoặc cao

hơn 350C khi sử dụng cần phải thông qua xử lý. ể xử lý tăng nhiệt độ, nước ngầm

từ giếng bơm lên được trữ lại trong bể để hâm nóng dưới ánh mặt trời. ể giảm nhiệt

độ nước ngầm chỉ cần trữ trong các bể ở nhiệt độ thường để nước ngầm tỏa nhiệt [3].

15

ộ đục của nước ngầm tùy thuộc vào chất khoáng hòa tan trong nước, hàm

lượng các hỗn hợp cơ học, các chất hữu cơ và các chất keo. ộ đục nước ngầm nhìn

chung rất nhỏ và thường thuộc loại nước trong suốt.

Màu của nước ngầm phụ thuộc vào thành phần hóa học và sự có mặt của các

chất hòa tan. Phần lớn nước dưới đất đều không có màu nhưng trong một số trường

hợp như nước cứng thường có màu phớt xanh da trời, các hợp chất humic hữu cơ làm

nước có màu phớt vàng, các phần tử lơ lửng làm cho nước có màu phớt xám…

Mùi của nước thường liên quan tới hoạt động phân hủy các chất hữu cơ của vi

khuẩn. ước ngầm thường không có mùi, nhưng đôi khi có mùi trứng thối của H2S

do sự khử sunfat hoặc mùi thiu ôi khó chịu từ nước tù đọng của một số giếng được

gia cố bằng gỗ.

Vị của nước là do sự có mặt của các hợp chất muối khoáng hòa tan, các khí và

các tạp chất khác. Phần lớn các chất hữu cơ làm cho nước có vị ngọt, nước có vị mặn

là do sự hòa tan một lượng đáng kể natri clorua, vị đắng do sự có mặt của sunfua

magiê và natri, còn bicacbonat canxi, magie và khí cacbonic làm cho nước có vị dễ

chịu.

Tỷ trọng của nước ngầm thường từ 1 - 1,4g/cm3, nó thể hiện mức độ khoáng

hóa trong nước ngầm. Giá trị này phụ thuộc vào nhiệt độ, lượng muối, khí hoà tan và

các phần tử lơ lửng [3].

Tính chất hóa học

ước ngầm được chia thành các tầng, lớp khác nhau và thành phần hóa học

của chúng thường khác nhau. gười ta phân chia thành phần trong nước ngầm theo

nhóm các nguyên tố đa lượng, vi lượng và các nguyên tố phóng xạ, các chất hữu cơ,

các vi sinh vật, các chất khí hòa tan cũng như các chất keo và hỗn hợp cơ học khác.

Thành phần hóa học của nước ngầm thường được quyết định bởi các đặc tính

của trầm tích trong các tầng chứa nước. ước ngầm ít chịu ảnh hưởng của sinh vật

nhưng chịu ảnh hưởng nhiều bởi hoạt động của vi sinh vật. Ở tầng sâu do không có

oxy và ánh sáng nên vi sinh vật yếm khí hoạt động mạnh, chi phối nhiều đến thành

16

phần hóa học của nước ngầm. Vì vậy thành phần hóa học của nước ngầm chứa nhiều

chất có nguồn gốc vi sinh vật.

Kiểu hoá học và tính chất cơ bản của nước do các hợp phần sau quyết định:

Cl–, SO4

2–, HCO3

–, CO3

2–, Na

+, Ca

2+, Mg

2+. ác hợp chất của nitơ và các nguyên tố

khác như K, Si, Fe, Al, đây là những nguyên tố phổ biến rộng rãi trong vỏ Trái đất và

trong những điều kiện thiên nhiên nhất định. Sự có mặt với nồng độ khác nhau của

các thành phần này sẽ hình thành những kiểu nước ngầm đặc trưng khác nhau như

nước nhạt, nước lợ và nước khoáng hóa.

ác khí phổ biến nhất trong nước ngầm là oxy (O2) và cacbonic (CO2),

sunfuahydro (H2S), hydro (H2), metan (CH4), cacbua hydro nặng, nitơ (N2) và các khí

hiếm. Oxy trong nước ngầm chủ yếu có nguồn gốc khí quyển. àm lượng oxy hòa

tan trong nước ngầm từ 0 đến 15mg/L và được phát hiện chủ yếu trong nước ngầm

của đới thông khí. Khi p < 5,5, trong nước ngầm thường chứa nhiều khí O2. ây

là khí có tính ăn mòn kim loại và ngăn cản việc tăng p của nước. Thường nước

ngầm có nồng độ khí O2 khoảng 30 - 50 mg/l, nhiều nơi nước ngầm tầng sâu (200 –

300 m) nồng độ O2 có thể lên đến 320 mg/l. goài ra, trong nước ngầm có thể chứa

khí H2S với hàm lượng đến vài chục mg/l. Các khí CO2 và H2S đều là sản phẩm của

quá trình phân hủy yếm khí các chất hữu cơ có trong tầng chứa nước.

ác nhân tố thành tạo thành phần hóa học của nước ngầm được phân chia

thành hai nhóm khác nhau là các nhân tố bên trong và các nhân tố bên ngoài. ác

nhân tố bên trong (nhân tố hóa lí) có liên quan đến bản chất hóa học của các nguyên

tử, phân tử, ion của các nguyên tố. ác nhân tố bên trong này quyết định bởi tính phổ

biến của nguyên tố trong vỏ Trái ất và sự tồn tại các quy luật chung trong sự hình

thành thành phần của nước ngầm. ác nhân tố bên ngoài quyết định sự ảnh hưởng

của môi trường bên ngoài đến sự thành tạo thành phần hóa học của nước ngầm. ồm

các nhân tố như: nhân tố địa lí tự nhiên, địa chất, địa mạo, địa chất thủy văn, địa nhiệt

và vi sinh vật. Trong quá trình dịch chuyển của vật chất, trong vỏ Trái ất có sự

tương tác chặt chẽ giữa các nhân tố trên. uá trình hình thành thành phần hóa học

của nước ngầm là kết quả của sự phá hủy trạng thái cân bằng động giữa các hệ thống

17

đất – nước – khí – vật chất sống. Yếu tố tác động quan trọng dẫn đến sự phá hủy các

cân bằng của hệ thống trên là các nhân tố bên ngoài đặc biệt là các vận động kiến tạo.

Một số loại môi trường thủy địa hóa thành tạo thành phần hóa học của nước dưới đất

là: môi trường oxy hóa, môi trường khử và môi trường biến chất.

Môi trường oxy hóa thường có mặt của các khí hòa tan có nguồn gốc khí

quyển: 2, O2, CO2 và các khí trơ. Trong môi trường oxi hóa, trị số thế oxy hóa khử

biến đổi tỷ lệ thuận với hàm lượng của oxy hòa tan. Trong điều kiện tự nhiên thì quan

hệ này thường bị phá vỡ do sự thay đổi của p và do sự có mặt của một số chất hữu

cơ. Mặc dù vậy, giới hạn dưới và giới hạn trên của đới oxy hóa cũng được phân biệt

khá rõ ràng. iới hạn dưới được đặc trưng bởi các thông số: Eh= +250mV khi pH =

5,5 – 8,5 và hàm lượng trung bình của oxy hòa tan trong nước khoảng 3,5mg/L. Còn

giới hạn trên có thể xác định gần đúng như sau: Eh = +1000mV khi pH < 3 và hàm

lượng oxy hòa tan lớn nhất khoảng 5mg/L. ước của môi trường oxy hóa thường có

độ khoáng hóa thấp thành phần bicacbonat, sunfat, với p thường 6 – 8.

ước ngầm của một số quốc gia như Mexicô, hi lê, Ác-hen-ti-na đặc trưng

cho môi trường oxi hóa bị ô nhiễm s. Khu vực Laugunera của phía Bắc Mexicô, có

nước ngầm được biết đến bị ô nhiễm As và đã gây độc mãn tính cho rất nhiều người.

ây là khu vực khô cằn và nước ngầm được sử dụng làm nguồn nước uống chính.

ước ngầm ở đây thường có tính oxi hóa và p trung tính tới kiềm (6,3-8,9) với hàm

lượng s từ 8 – 624 µg/L (trung bình 100 µg/L, trên 128 mẫu được nghiên cứu). Một

nửa số mẫu có hàm lượng lớn hơn 50 µg/L. ầu hết (>90%) mẫu nước ngầm được

nghiên cứu có s(V) chiếm ưu thế. iều kiện môi trường tương tự cũng được tìm

thấy ở hi lê với nồng độ s trung bình 400 µg/L. Ở Ác-hen-ti-na hàm lượng s rất

khác nhau đối với từng khu vực, dao động trong khoảng từ vài chục cho đến vài

nghìn µg/L, ví dụ như: órdoba (6-11500 µg/L), Lapampa (4 - 5280 µg/L),

Tucuman (12 - 1660 µg/L) với giá trị p trong khoảng từ 6,3 – 9,2.

Môi trường khử thường chứa các khí là sản phẩm của các quá trình sinh hóa:

CH4, CO2, N2, H2S, H2. Trong môi trường khử oxy, hàm lượng của khí 2S trong

nước ngầm tỷ lệ nghịch với độ Eh. Tùy theo hàm lượng của 2S mà chia ra: môi

18

trường khử yếu (hàm lượng 2S = 7–10 mg/L, Eh ~ 0 mV), môi trường khử trung

bình và môi trường khử mạnh. iữa các môi trường này thường dùng tổng hàm

lượng 2S + HS– bằng 50 mg/L làm ranh giới; hàm lượng 2S này tương ứng với p

từ 5,5 – 8,5; Eh ~ 150 mV.

Bangladesh, Ấn ộ, ài Loan, Phía Bắc Trung uốc, Việt am là những nơi

có nước ngầm đặc trưng cho điều kiện khử và bị ô nhiễm s với nồng độ cao.

Bangladesh và Ấn ộ (vịnh Bengal) là những điểm nóng về ô nhiễm s trên thế giới,

hàm lượng s trong nước ngầm có thể lên tới 3200 µg/L. Tính chất hóa học của nước

ngầm khu vực giàu s này được đặc trưng bởi hàm lượng Fe (>0,2mg/L), Mn

(>0,5mg/L), HCO3- (>500mg/L) cao và hàm lượng l

- (<60mg/L), SO4

2-, NO3

- và F

-

(<1mg/L) thấp. iá trị p của nước ngầm thường gần hoặc lớn hơn 7. Trong điều

kiện môi trường tương tự, ài Loan bị ô nhiễm s với hàm lượng từ 10 – 1800µg/L,

phía Bắc Trung uốc nồng độ s cũng lên tới 1200 µg/L. Tại Việt am, à ội là

khu vực có tình trạng ô nhiễm s xảy ra trầm trọng nhất với hàm lượng từ 1 – 3050

µg/L (trung bình 159 µg/L) [35].

Môi trường biến chất có chứa các khí như O2, H2S, H2, CH4, CO2, N2, HCl,

HF, NH3, SO2, được thoát ra từ đá dưới tác dụng của nhiệt độ cao. Thường các khí

này đặc trưng cho các vùng hoạt động núi lửa hay macma trẻ. Trong những vùng này

nước thường được bão hòa khí O2. Kiểu môi trường này xuất hiện ở một số nơi

thuộc Mỹ, hật Bản, ew Zilan, hi lê,…và nước ngầm tại đây có hàm lượng s lên

tới vài nghìn µg/L.

Nguồn gốc của một số thành phần hóa học trong nước ngầm

guồn gốc của các thành phần hóa học trong nước ngầm rất khác nhau,

thường phụ thuộc vào đặc điểm địa chất khu vực và các yếu tố tự nhiên, nhân tạo tác

động tới nguồn nước ngầm. Dưới đây trình bày nguồn gốc và đặc điểm của một số

nguyên tố thường gặp trong nước ngầm:

Ion clo (Cl-) thường chiếm một lượng nhỏ trong vỏ Trái ất, chỉ tồn tại trong

các khoáng vật của đất macma và biến chất như sôđalit và apatit. on clo phổ biến

19

trong các phức hệ chứa nước tầng sâu với nguồn cung cấp chính từ các bồn biển cổ;

từ sự hòa tan của các muối mỏ hoặc từ khí quyển, đặc biệt ở các vùng gần bở biển và

đại dương; hoặc là sản phẩm hoạt động của thế giới sinh vật. àm lượng Cl- tương

đối ổn định trong nước ngầm do ít có khả năng trao đổi ion và tác dụng với các yếu

tố sinh vật. Theo quy định của bộ y tế nếu nước ngầm dùng để uống thì hàm lượng

Cl- không vượt quá 400mg/L.

Ion sunfat (SO42-) phổ biến trong nước khoáng hóa yếu. àm lượng trong

nước ngầm bị giới hạn khi có mặt cation Ca2+

do hình thành CaSO4 ít tan. guồn gốc

của ion SO42-

là do sự hòa tan của thạch cao và anhyđrit; sự oxi hóa các hợp chất của

lưu huỳnh và các khoáng sunfat khác.

Ion bicacbonat (HCO3-) và cacbonat (CO3

2-) phân bố chủ yếu trong nước nhạt

và nước hơi mặn. on O3- đi vào nước ngầm chủ yếu do sự rửa lũa đá vôi,

đôlômit, đá sét vôi. Nước ngầm có chứa khí O2 thường xảy ra các phản ứng sau:

CaCO3 +CO2 + H2O ↔ a2+

+2HCO3-

MgCO3 + CO2 +H2O ↔ Mg2+

+2HCO3-

Ion CO32-

thường ít tồn tại trong nước ngầm hoặc tồn tại một lượng rất nhỏ so

với O3-.

Ion natri (Na+) là một trong những ion phổ biến nhất trong nước ngầm, đặc

biệt trong các phức hệ chứa nước dưới tầng sâu. a+ thường có nguồn gốc từ biển và

đại dương; quá trình phong hóa các đá xâm nhập; sự hòa tan các vỉa muối hoặc tinh

thể muối phân tán trong đất đá; các phản ứng trao đổi ion…

Ion kali (K+) ít gặp trong nước ngầm mặc dù muối của kali có độ hòa tan lớn.

Kali tham gia vào các quá trình thành tạo khoáng thứ sinh không tan; ngoài ra còn bị

hút thu bởi thực vật hoặc các lớp đá sét nên thường có nồng độ thấp trong nước

ngầm. guồn cung cấp kali cho nước ngầm chủ yếu từ quá trình phong hóa các đá

xâm nhập và các khoáng chứa kali hoặc do sự hòa tan các muối kali.

20

Ion magie (Mg2+) có hàm lượng không lớn. Sự có mặt của ion này chủ yếu

liên quan tới nước biển hoặc từ khí quyển. goài ra Mg2+

trong nước ngầm còn là sản

phẩm của quá trình phân hủy các khoáng chứa magie và sự rửa lũa đôlômit.

Ion canxi (Ca2+) thường trong các loại nước có độ khoáng hóa khác nhau.

Nước ngầm có độ khoáng hóa cao, ion canxi thường tạo thành các hợp chất với ion

cacbonat (bicacbonat) và ion sunfat. Ca2+

xuất hiện trong nước do quá trình rửa lũa

đá vôi, đôlômit, thạch cao và anhyđrit.

Ion nitrat (NO3-) có hàm lượng rất nhỏ trong nước ngầm, sự có mặt của chúng

chứng tỏ xảy ra quá trình oxi hóa của các vật chất hữu cơ chứa nitơ.

Ion amoni (NH4+) được thành tạo do quá trình sinh hóa và hóa học. uá trình

sinh hóa xảy ra với sự có mặt của vi khuẩn khử nitrit trong điều kiện hiếm khí. oặc

do quá trình phân hủy các chất hữu cơ có chứa nitơ.

Ion nitrit (NO2-) phân bố khá rộng nhưng lại có hàm lượng rất nhỏ trong nước

ngầm. Trường hợp nước ngầm có hàm lượng cao có thể là do quá trình oxi hóa các

hợp chất amoniac và sự phân hủy các hợp chất hữu cơ, hoặc do sự khử nitrat.

Silic là nguyên tố phổ biến nhất trên Trái ất chỉ sau oxy. Tuy nhiên lại có

hàm lượng tương đối nhỏ trong nước ngầm do khả năng hòa tan của các khoáng

silicat và các muối silic rất thấp.

Sắt khá phổ biến trong vỏ Trái ất, thường tồn tại trong nước dưới dạng

protoxit (môi trường có tính oxy hóa thấp - ở dạng Fe2+) hoặc oxit (ở dạng ion Fe

3+).

Sắt trong nước ngầm thường được hình thành do sự phong hóa của các khoáng như

piroxin, amfibon, manhetit, pyrit,…

Mangan (Mn2+) chiếm 0,1% trong thành phần của vỏ Trái ất. Mn

2+ xuất

hiện trong nước ngầm có môi trường khử do sự khử hòa tan các khoáng của Mn( ,

V) như rhodochrosit (Mn O3), pyrolusit (MnO2), braunit,… [3].

21

1.3.2. ác ả t ết về ự ì t tro ước ầm

As có mặt như là thành phần chính trong hơn 200 loại khoáng, bao gồm các

dạng As nguyên tố, asenua, sunfua, oxit, asenat, asenit. ác khoáng này tương đối

hiếm trong môi trường tự nhiên. Nồng độ lớn nhất của các khoáng này xuất hiện ở các

khu vực khoáng hóa và có mối tương quan chặt chẽ với các kim loại chuyển tiếp như

Cd, Pb, Ag, Au, Sb, P, W và Mo. Quặng khoáng As phong phú nhất là asenopyrit,

FeAsS. Cùng với sự phổ biến của khoáng s sulfua như hùng hoàng và thư hoàng,

chúng chỉ được hình thành trong điều kiện nhiệt độ cao. Các khoáng này cũng xuất

hiện trong trầm tích và hình thành bởi sự kết tủa của vi sinh vật.

Tính chất hóa học của s thường giống với S, nguyên tố có hàm lượng lớn

nhất trong các khoáng sunfua, trong đó quặng khoáng pyrit là phổ biến nhất. Hàm

lượng As trong pyrit, chancopyrit, glena và macasit có thể rất khác nhau, thậm chí

trong một số trường hợp hàm lượng As có thể lên tới trên 10% theo khối lượng. As

xuất hiện trong cấu trúc của khoáng sulfua như sự thay thế của S. àm lượng As cao

cũng được tìm thấy trong rất nhiều khoáng oxit và hydroxit kim loại, dưới dạng là

một phần trong cấu trúc khoáng hoặc một dạng hấp phụ trên bề mặt [35].

Asen xuất hiện trong môi trường nước ngầm thường liên quan đến các điều

kiện địa hóa và địa chất thủy văn của khu vực cả trong quá khứ và hiện tại. ó một

nghịch lý tồn tại đó là hàm lượng asen trong nước ngầm cao không phải bao giờ

cũng liên quan tới các vùng đá gốc và trầm tích có asen cao. Vấn đề s trong nước

ngầm xảy ra ở điều kiện oxi hóa, điều kiện khử và ở cả điều kiện khí hậu ẩm ướt và

khô hạn. iều đó cho thấy rằng s không có sẵn trong các tầng ngậm nước mà được

giải phóng từ trầm tích trong các khu vực có điều kiện thích hợp. Một số quá trình

giải phóng s vào nước ngầm, được chỉ ra trong bảng 1.2, cho thấy các quá trình này

có thể xuất hiện trong một loạt các môi trường địa chất khác nhau. Tuy nhiên, hầu hết

những sự cố nghiêm trọng nhất (những tác động tới con người) của s chủ yếu nằm

ở các lưu vực phù sa trẻ tiếp giáp với vành đai hoạt động núi lửa.

22

Bảng 1.4. Các quá trình địa hóa tự nhiên giải phóng As vào nước ngầm [47]

Quá trình ặc đ ểm đ ề k ệ

địa óa

Mô trườ địa

c ất t ườ ặp

c a xả ra

quá trình này

Thông tin

thêm

Quá trình

khử hòa

tan

ước ngầm yếm khí;

oxy hòa tan, nitrat

(NO3-) và sunfat

(SO42-) thấp; p ~7;

hàm lượng Fe, Mn,

amoni (NH4+) và

bicacbonat (HCO3-)

cao.

Trầm tích tầng

olocen được

tích tụ ở vùng

đồng bằng bồi

tích của các sông

bắt nguồn từ dãy

núi địa chất hiện

nay

Bangladesh, Ấn

ộ, Việt am,

Trung uốc,

Campuchia,

Hungrary

ó thể tác

động trên khu

vực rộng lớn.

64% s xuất

hiện là do quá

trình này.

iải hấp

phụ trong

môi

trường

kiềm

ước ngầm hiếu khí;

p ~8; Fe thấp. ó

thể có hàm lượng

cao các ion độc như

F, B, Mo, Se.

Phù sa và đá gốc

tầng nước ngầm.

Ac-hen-ti-na,

Mỹ, Tây ban

Nha, Trung

uốc

ó thể ảnh

hưởng trên

khu vực rộng

lớn.

Oxi hóa

sunfua

ước ngầm hiếu khí;

pH<7 (một số trường

hợp rất axit); sunfat

(SO42-

) cao

Khu vực xảy ra sự

khoáng hóa,

thường liên quan

đến các kim loại

hiếm như vàng,

thiếc.

Ghana, Thái

Lan, Mỹ

Thường có vị

trí tập trung,

liên quan tới

sự hạ thấp

mực nước

ngầm

ịa nhiệt ước ngầm nhiệt độ

cao; hàm lượng lo

cao.

Khu vực có hoạt

động địa nhiệt,

như: núi lửa.

Chi-lê, Trung

uốc, icaragu

Thường tập

trung tại một

khu vực

ến nay, các nguyên nhân giải phóng s từ trầm tích ra nước ngầm vẫn đang là

đề tài được tranh luận và chưa có một cơ chế nào phù hợp với tất cả các tầng chứa

nước bị ô nhiễm asen. Một số giả thiết được đông đảo các nhà khoa học quan tâm

như: cơ chế khử hòa tan các khoáng oxit sắt có asen hấp phụ trên bề mặt trong các

tầng ngậm nước mang tính khử; cơ chế trao đổi cạnh tranh với các anion trong nước

ngầm về vị trí hấp phụ; cơ chế oxi hóa khoáng sulfua đồng thời giải phóng s trong

23

môi trường oxi hóa có p cao và cơ chế vận chuyển asen ở tầng đất bề mặt xuống

tầng chứa nước.

Sự hình thành As trong tầng nước ngầm theo cơ chế khử hòa tan oxit sắt

Sự giải phóng s theo cơ chế khử hòa tan oxit sắt có As hấp phụ trên bề mặt

trong các tầng ngậm nước là cơ chế được thừa nhận rộng rãi nhất hiện nay [16, 25].

uá trình này thường xảy ra ở các hồ, vịnh hẹp, các lớp đất và trầm tích ở các tầng

chứa nước yếm khí đặc biệt là ở các vùng đồng bằng châu thổ với các nhánh sông

uốn khúc rộng mang nhiều phù sa. Thành phần cacbon hữu cơ có trong trầm tích bị

chôn vùi quyết định tốc độ hình thành điều kiện khử trong tầng ngậm nước. Tại các

lớp trầm tích giàu chất hữu cơ, hoạt động sống của vi sinh vật diễn ra rất mạnh, đặc

biệt là hoạt động của các vi sinh vật kỵ khí. Ban đầu, vi sinh vật sử dụng vật chất hữu

cơ trong đất làm nguồn thức ăn, đồng thời tiêu thụ O2 hòa tan, NO3-, SO4

2- và hình

thành môi trường khử yếm khí [25].

Quá trình oxi hóa chất hữu cơ cũng như hoạt động của vi sinh vật nhanh chóng

tiêu thụ lượng O2 hòa tan có trong các tầng chứa nước. Nếu quá trình khuếch tán và

đối lưu của oxi và các tác nhân oxi hóa khác từ bề mặt vào nước ngầm chậm hơn quá

trình tiêu thụ thì điều kiện yếm khí trong các tầng chứa nước được duy trì. Sau đó,

các chất hữu cơ sẽ tiếp tục khử các chất oxi hóa như O3-, MnO2, sắt oxit và SO4

2-.

Vi sinh vật khử oxit sắt

Vi khuẩn khử sunfat

Vật chất hữu cơ

Vi khuẩn lên men

Vi khuẩn Methanogenic

Hình 1.4. Quá trình oxi hóa các chất hữu cơ hình thành môi trường khử [12]

24

ác phương trình phản ứng được xúc tác bởi các hoạt động của vi sinh vật,

hình thành nên điều kiện khử trong tầng ngậm nước, tạo điều kiện cho quá trình giải

phóng s có thể được mô tả như sau:

(CH2O là công thức biểu diễn cho vật chất hữu cơ)

CH2O + O2 → 2O + CO2

2CH2O + SO42–

→ 2 O3– + H2S

5CH2O + 4NO3– → 2 2 + 4HCO3

– + CO2 + 3H2O

CH2O + H2O + N2 + H+ → moni ( 4

+) + CO2

uá trình khử sắt:

4FeOOH (As(V)) + CH2O + 7H2CO3 → 4Fe

2+ + 8 HCO3

– + 6H2O + As(III)

2Fe2O3.xH3AsO3 + CH2O + 7H+ → 4Fe

2+ + HCO3

– + 4H2O + 2xH3AsO3

2CH2O → 4 + CO2

Dưới tác dụng của điều kiện khử và các vi sinh vật xúc tác, oxit Fe( ) kết tủa

trong quặng sắt sẽ bị chuyển thành Fe( ) dạng dễ tan trong nước. uá trình này đồng

thời giải phóng s(V) hấp phụ trên bề mặt khoáng sắt vào nước ngầm. goài ra còn

có quá trình khử s(V) thành dạng s( ) linh động hơn. hính vì vậy mà trong

nước ngầm tồn tại cả hai dạng s(V) và s( ). Phương trình tổng quát của quá trình

giải phóng s:

Phản ứng hóa học trên cho thấy rằng các tầng chứa nước ở điều kiện khử

thường có nồng độ s, nồng độ sắt hòa tan và độ kiềm (bicacbonat) cao. ước ngầm

tại các vùng đồng bằng trầm tích trẻ hàm lượng chất hữu cơ cao thường có nồng độ

As cao lên tới vài nghìn ppb. Trầm tích ở khu vực có nồng độ s trong nước cao

thường có màu xám, chỉ thị cho trầm tích có tính khử. Màu xám của trầm tích là màu

của hỗn hợp các oxit Fe có hóa trị khác nhau Fe( + ) . Trong khi đó, ở các tầng

chứa nước có trầm tích màu vàng cam chỉ thị cho sự tồn tại các oxit Fe( ), đồng

nghĩa trầm tích này có tính oxi hóa và thường chứa nước ngầm có hàm lượng s

25

thấp. Mối liên hệ giữa màu sắc trầm tích và nồng độ s trong nước ngầm càng làm

cho giả thuyết về cơ chế giải phóng s trong môi trường khử thêm vững chắc [16].

Tuy nhiên, chỉ sử dụng cơ chế này không thể giải thích được sự biến thiên của s

trong các tầng ngậm nước có tính khử tương tự nhau, càng không thể giải thích được

sự làm giàu s trong các tầng ngậm nước có điều kiện oxy hóa.

Cơ chế trao đổi cạnh tranh vị trí hấp phụ với các anion trong nước ngầm

Theo các nghiên cứu đã công bố thì hàm lượng s cao trong nước ngầm

thường có mối tương quan khá chặt chẽ với hàm lượng các anion đồng hành, điển

hình như PO43–

, SiO32–

, HCO3–.

Hình 1.5. Sự cạnh tranh hấp phụ của các anion trên bề mặt khoáng

Ở những vùng nông nghiệp sử dụng nhiều phân bón hóa học chứa photphat

thường xảy ra cơ chế này. Do các anion photphat có cấu trúc tương tự asenat nên dễ

dàng cạnh tranh vị trí trên bề mặt khoáng chất, cản trở sự hấp phụ của s và làm tăng

lượng s linh động trong nước ngầm. Tại p =7, asenat cũng bị hấp phụ nhiều như

photphat. hỉ thị đầu tiên cho cơ chế này đó là nồng độ PO43-

trong nước cao [22].

Khả năng cạnh tranh của HCO3– với As trên bề mặt các khoáng thường không

lớn. Một số nghiên cứu đã đưa ra các số liệu thực nghiệm chứng minh rằng ở nồng

độ dưới 100 mg/l, trong khoảng pH = 6–9, HCO3– hầu như không có ảnh hưởng gì

đến quá trình hấp thu asen lên khoáng sắt [35]. Tuy nhiên HCO3– thường xuất hiện

rất phổ biến trong môi trường nước ngầm, nồng độ của ion này dao động thường rất

26

lớn từ 300 đến lớn hơn 1000 mg/L. Vì vậy, ảnh hưởng của nó cần được nghiên cứu

thêm với các nồng độ cao tương đương được tìm thấy trong môi trường mới có thể

hiểu được một cách rõ ràng về cơ chế cạnh tranh hấp phụ của HCO3–.

Cơ chế oxi hóa khoáng sunfua đồng thời giải phóng As trong môi trường

oxi hóa có pH cao

Một số nhà nghiên cứu đã chỉ ra rằng s được giải phóng thông qua quá trình

oxi hóa pyrit có s liên kết. ác quá trình oxi hóa có thể xảy ra do sự khai thác nước

quá mức làm cho mực nước bị giảm dẫn tới sự thông khí các tầng trầm tích yếm khí

trước đây. Từ những năm 1970, những nông dân ở vịnh Bengal bắt đầu khai thác

nước ngầm phục vụ nông nghiệp làm cho mực nước ngầm xuống thấp. ến năm

1978, lần đầu tiên phát hiện ô nhiễm asen trong nước ngầm ở lưu vực Bengal vì vậy

quá trình sử dụng nước ngầm có thể làm hòa trộn oxi xuống các tầng chứa nước tạo

ra điều kiện oxy hóa thuận lợi cho sự giải phóng s từ các khoáng sunfua. Trầm tích

ở khu vực phía Tây Bengal được ghi nhận là có sự có liên kết của s trên bề mặt

quặng pyrit trong các vùng bị ô nhiễm asen. uặng pyrit được lấy ở độ sâu 79-82m

trong lớp đất sét từ quận Maldal của tây Bengal có hàm lượng s lên tới 123mg/kg.

Tuy nhiên thì hàm lượng SO42-

trong nước ngầm thấp chưa chắc đã biểu thị cho quá

trình oxi hóa pyrit. ơn nữa, sự có mặt của pyrit có thể thấy rằng sự oxi hóa chưa đủ

để giải phóng s [34].

Quá trình oxy hóa của asenopyrit là cơ chế khá phổ biến cho sự phân bố As

vào môi trường. senopyrit được hình thành ở nhiệt độ cao và môi trường khử, như

khu vực xung quanh rễ cây hoặc khu vực khác cùng sự phân hủy hữu cơ. Pyrit dễ

dàng bị oxy hóa trong điều kiện hiếu khí với sự hình thành của các oxit sắt và asen vi

lượng. s cũng được tìm thấy là liên kết với các khoáng photphat, tuy nhiên nồng độ

thấp hơn so với các khoáng oxit của chúng và khoáng sulfit. Bằng cách thay thế Si4+

,

Al3+

, Fe3+

và Ti4+

, As có thể liên kết với rất nhiều loại khoáng khác, tuy nhiên, nồng

độ là tương đối thấp [45].

27

Quá trình oxi hóa sunfua thường xuất hiện ở xung quanh khu vực khai thác

mỏ, nước ngầm có tính axit và chứa nhiều SO42-

, Fe2+

và các kim loại vết khác. Một

số phản ứng minh họa cho quá trình oxi hóa hòa tan quặng pyrit giải phóng As:

FeS2(+As) + 3,5O2 + H2O → Fe2+

+ 2SO42-

+ 2H+ + As

4FeAsS + 13O2 + 6H2O → 4FeSO4 + 4H3AsO4

Fe1-xNixS2-wAsw +3,5O2 +H2O → xNi2+

+wH3AsO4 + (1-x)Fe

2+ +(2-w)SO4

2 + 2(1+w)H

+

ơ chế này không được chấp nhận rộng rãi vì pyrit không xuất hiện ở tất cả

các loại trầm tích. Trong nước ngầm SO42-

thường có nồng độ thấp, đây là chỉ thị cho

môi trường khử và sự hình thành pyrit trong các tầng chứa nước.

Cơ chế vận chuyển asen từ tầng đất bề mặt xuống tầng chứa nước phía

dưới

ác bằng chứng về địa chất cho thấy, trong hầu hết các tầng chứa nước các

loại đá khoáng đều có tuổi già hơn nhiều so với nước ngầm trong đó. iều này chứng

tỏ nhiều thể tích nước ngọt có thể đã chảy qua các tầng chứa nước trong lịch sử.

ước ngọt ngầm lâu đời nhất được tìm thấy ở lưu vực reat rtesian của ustralia,

có tuổi khoảng 400 nghìn năm, nhưng tuổi trầm tích khu vực này lên tới 2,5 triệu

năm, chứng tỏ rất nhiều thể tích nước ngọt đã chảy qua hệ thống này.

ác hoạt động khai thác nước ngầm trong cả tầng nông và tầng sâu đã và đang

tác động đến sự dịch chuyển của s trong các tầng chứa nước [11, 5]. Ở Bangladesh,

nước ngầm được khai thác với công suất lớn không chỉ phục vụ cho mục đích ăn

uống sinh hoạt mà còn sử dụng để tưới tiêu đồng ruộng vào mùa khô. Tác giả

Fendorf (2010) đã chỉ ra rằng sự khai thác nước ồ ạt ở cả tầng nông và tầng sâu ở

Bangladesh, là một trong những nguyên nhân dẫn đến khu vực này bị ô nhiễm s

trầm trọng nhất [19].

Tác giả Polizzotto (2008) đã phân tích địa hóa thủy văn ở một vùng nhỏ thuộc

đồng bằng sông Mê - kông, ampuchia cho thấy s được rửa trôi từ trầm tích sông

28

lên tầng đất và ao hồ bề mặt trong mùa lũ. Sau đó s được vận chuyển theo thời gian

(hàng trăm năm) qua các tầng ngậm nước phía dưới và quay trở lại sông [37].

Tác giả S. Nakaya (2011) cũng đã đưa ra các mô hình để đánh giá dòng chảy

của nước ngầm bị ô nhiễm s trong tầng chứa nước olocen của vùng đồng bằng

sông ằng (Blamaptra-Meghna) trong 30 năm gần đây. Mô hình này chỉ ra rằng sự

xâm nhập theo chiều dọc của nước bề mặt xuống nước ngầm tầng nông olocen

thường xuyên xảy ra ở khu vực này. Mô hình dự đoán nước ngầm được bổ sung

(nước mưa, nước sông hồ...) từ mặt đất di chuyển khoảng 10-20m theo chiều dọc

xuống dưới tầng nước sâu của đồng bằng, hướng về phía tầng chứa nước Pleistocen.

Mô hình cũng cho thấy nước ngầm có nồng độ s cao nhất (>700µg/L) ở khu vực có

dòng chảy dọc từ bề mặt xuống tầng chứa nước phía dưới chứ không phải khu vực có

dòng chảy ngang [43].

Ngoài ra, Postma (2007) đã quan sát thấy trong tầng chứa nước rất trẻ của

sông ồng cũng có sự vận động của s. Tác giả cho rằng, phù sa sau khi bồi tích

theo địa hình như ao hoặc kênh mương, bùn trở nên hoạt động và bắt đầu giải phóng

Fe và s. uá trình thấm lọc sau đó thông qua lớp sét ven bờ làm cho nước ngầm có

hàm lượng s cao [16]. iều này phù hợp với kết luận của Polizzotto và akaya về

dòng nước ngầm chứa nhiều s xuất phát từ các ao đầm và lan rộng trong tầng chứa

nước.

1.4. ặc đ ểm dâ , địa c ất v ước ầm k vực cứ

uyện Phúc Thọ nằm ở phía Tây Bắc à ội, cách trung tâm à ội khoảng

30km. Với diện tích khoảng 113km2, với mật độ dân số khoảng 1.400 người/km

2

thấp hơn rất nhiều so với mật độ dân số của các quận nội thành à ội (trên 11,500

người/km2)(2015). Trong khu vực nghiên cứu, không có các công trình khai thác

nước lớn mà chỉ là các giếng khoan dân sinh do các hộ dân tự tiến hành khoan.

Phúc Thọ là khu vực trung du miền núi, có một phần giáp với núi Ba Vì, một

phần giáp với à ội và sông ồng nên đặc điểm địa chất biến đổi theo chiều hướng

từ núi đến đồng bằng. ặc điểm địa hình này quyết định đặc điểm địa chất khu vực,

29

những khu vực gần núi hơn sẽ có trầm tích già hơn, ít chất hữu cơ hơn do đó khả

năng hình thành môi trường thuận lợi để giải phóng s thấp hơn; khu vực gần sông

hơn sẽ được thường xuyên bồi đắp phù sa từ con sông ồng và sông áy nên trầm

tích khu vực sẽ trẻ hơn và giàu vật chất hữu cơ hơn, quá trình phân hủy vật chất hữu

cơ sẽ tạo điều kiện thuận lợi cho quá trình giải phóng s từ trầm tích ra nước ngầm.

Theo nghiên cứu của Postma (2012) tại 4 điểm nằm trong khu vực nghiên cứu (Phú

Kim, Phụng Thượng gần núi Ba Vì; Vân ốc, -transect có vị trí gần sông ồng)

cho thấy rằng những vị trí nghiên cứu gần núi hơn có tuổi trầm tích khoảng từ 3500-

6000 năm và có hàm lượng s rất thấp; khu vực gần sông có tuổi trầm tích trẻ hơn

khoảng từ 500 – 600 năm và có hàm lượng s rất cao, cao hơn khu vực gần sông tới

5 – 6 lần [17].

Thông thường, dòng chảy thủy văn sẽ có hướng từ núi ra sông, hay từ khu vực

có địa hình cao xuống khu vực có địa hình thấp. ước ngầm khu vực cho thấy những

vị trí gần sông hơn sẽ có nồng độ các thành phần hóa học trong nước cao hơn so với

vị trí gần núi, do quá trình oxi hóa vật chất hữu cơ sẽ làm tăng nồng độ một số thành

phần trong nước như O3-, NH4

+, s( ), Fe( ) và có thể hình thành môi trường

có tính axit dẫn đến sự hòa tan các loại đá khoáng như đôlômit, canxit làm tăng nồng

độ của a và Mg trong nước ngầm [25]. Theo như một nghiên cứu tại Trung hâu

( an Phượng) gần khu vực nghiên cứu cho thấy nước ngầm có hàm lượng s cao

nhất khoảng 36µg/L ở vị trí gần sông ồng. iá trị p nước ngầm dao động trong

khoảng từ 6,8 – 8,7. àm lượng Fe trong nước ngầm tương đối cao, dao động trong

khoảng 1 – 45mg/L và có tới 17/20 mẫu có hàm lượng vượt quá quy chuẩn cho nước

ngầm (5 mg/L). Một nghiên cứu khác cũng được thực hiện tại một vị trí nằm trong

khu vực nghiên cứu của Postma (2007) cho thấy hầu hết các thành phần hóa học có

trong nước ngầm đều có hàm lượng cao hơn nước sông ồng, ngước ngầm có nồng

độ s( ) khoảng trên 300µg/L, nồng độ Fe( ) khoảng 15mg/L, hàm lượng các

thành phần oxi hóa như O3-, SO4

2- rất thấp, gần như bằng 0.

hìn chung, khu vực nghiên cứu có dân cư mật độ không cao và không có các

công trình khai thác nước lớn nên nước ngầm ít bị ảnh hưởng của con người. ịa

30

hình khu vực khá đặc biệt, thay đổi từ địa hình núi tới đồng bằng nên tuổi trầm tích

cũng thay đổi tương ứng từ già tới trẻ. ước ngầm có nồng độ cao các thành phần

mang tính khử như Fe( ), s( ) và nồng độ rất thấp các thành phần mang tính oxi

hóa như O3-, SO4

2-.

Tóm lại, tổng quan trên đây đã cho thấy một vấn đề đang được thế giới quan

tâm đó là vấn đề ô nhiễm asen trong nước ngầm. Tuy nhiên, nguyên nhân hình thành

ô nhiễm asen trong nước ngầm chưa được giải thích rõ ràng mà chỉ dựa trên các giả

thiết được rút ra từ các số liệu phân tích thực tế ở các khu vực khác nhau. Vì đặc

điểm địa chất thủy văn cũng như các hoạt động khai thác sử dụng nước các khu vực

này thường không giống nhau nên một giả thiết không thể đúng cho mọi khu vực.

Trong tất cả các giả thiết được đưa ra thì giả thiết giải phóng asen trong môi trường

khử được chấp nhận rộng rãi nhất. Theo giả thiết, vi sinh vật sử dụng các chất oxi

hóa như oxy hòa tan, nitrat và sunfat để phân hủy các chất hữu cơ và hình thành môi

trường khử, trong điều kiện khử các khoáng oxit sắt bị hòa tan đồng thời giải phóng

asen vào nước ngầm. Từ giả thiết trên thấy rằng As có thể tỉ lệ thuận với các thành

phần đặc trưng cho môi trường khử như amoni, metan, sắt và tỉ lệ nghịch với các

thành phần oxi hóa như oxy hòa tan, amoni, sunfat và mangan. goài ra, giả thiết về

sự cạnh tranh hấp phụ của photphat cũng được quan sát thấy, khi đó hàm lượng s tỉ

lệ thuận với hàm lượng photphat có trong nước ngầm. Do đặc điểm địa chất và các

quá trình diễn ra trong các tầng chứa nước rất phức tạp nên để tìm hiểu nguyên nhân

hình thành ô nhiễm asen trong nước ngầm không chỉ sử dụng một giả thiết mà cần

có sự kết hợp của các giả thiết khác nhau. ồng thời cần xem xét mối tương quan

giữa s và các thành phần hóa học trong nước ngầm, đặc biệt là các thành phần đặc

trưng cho môi trường oxi hóa khử.

31

C ươ 2 – Ợ P Ơ P ÁP ỨU

2.1. ịa đ ểm cứ

Một trong những vấn đề gặp phải trong nghiên cứu nước ngầm tại nhiều khu

vực khác nhau ở Việt Nam và thế giới là sự biến đổi về thành phần hóa học trong

nước ngầm, hàm lượng As có thể rất khác nhau giữa các lỗ khoan chỉ trong bán kính

100m [10, 30]. Ngoài ra chế độ thủy văn rất phức tạp trong các tầng nước ngầm vùng

đồng bằng do chịu ảnh hưởng của các hoạt động sản xuất nông nghiệp (tưới tiêu, đào

ao, kênh thủy lợi) và khai thác nước ngầm cho sinh hoạt [4, 20]. Theo Van Geen và

cộng sự (2006) để làm sáng tỏ các quá trình kiểm soát sự hình thành ô nhiễm As thì

các nghiên cứu cần được thực hiện trên quy mô nhỏ. hư đã nêu trên đây là khu vực

có địa hình khá đặc biệt, biến đổi từ khu vực đồi núi thành đồng bằng nên thấy rõ

được sự biến đổi của địa chất từ trầm tích già tới trầm tích trẻ.

ể nghiên cứu một hiện tượng tự nhiên cần phải chon khu vực ít chịu tác động

của con người, chính vì vậy mà luận văn chọn một địa điểm nghiên cứu cụ thể là khu

vực thuộc huyện Phúc Thọ, Hà Nội (Hình 2.1), cách Hà Nội khoảng 30km. Khu vực

nghiên cứu nằm nằm giữa núi Ba Vì và sông Hồng và bao gồm một phần sông áy.

Diện tích khu vực nghiên cứu khoảng 300km2 và hai mặt cắt nằm cách nhau khoảng

15km có vị trí ở hai bên sông áy. Khu vực này có mật độ dân cư thấp (khoảng 100

người/km2) nên các hoạt động khai thác nước ngầm cho các mục đích sinh hoạt, tưới

tiêu tương đối thấp, và không có các nhà máy nước cấp sử dụng nước ngầm. Do đó

nước ngầm ở khu vực này ít bị ảnh hưởng bởi các hoạt động khai thác và sử dụng

nước ngầm của con người. Chính vì vậy luận văn chọn khu vực này để nghiên cứu

các xu hướng biến đổi của các thành phần tự nhiên trong nước ngầm trong mối liên

quan tới asen.

32

Hình 2.1. Vị trí các giếng nhà dân và hai mặt cắt A và B thuộc huyện Phúc Thọ

2.2. tượ cứ

Trong khuôn khổ Dự án “Dự đoán sự ô nhiễm sen trong nước ngầm tại một

số vùng đồng bằng bồi tích khu vực ông am Á (PRE S)” hợp tác giữa Viện Khảo

sát ịa chất an Mạch và Greenland (GEUS) và trường ại học Khoa học Tự nhiên,

ại học Mỏ địa chất, đối tượng nghiên cứu của dự án là sự ô nhiễm As trong nước

ngầm phía Tây Bắc Hà Nội từ năm 2004 đến nay. Mục tiêu của dự án là làm sáng tỏ

các quá trình địa hóa liên quan và chi phối sự giải phóng asen từ trầm tích vào nước

ngầm trong điều kiện tương đối “nguyên thủy” của địa bàn nghiên cứu.

Là một nội dung nhỏ của Dự án, đối tượng nghiên cứu của luận văn là nguồn

nước ngầm thuộc một số huyện phía Tây Bắc Hà Nội với 50 mẫu nước giếng khoan

nhà dân và hai mặt cắt A, B thuộc huyện Phúc Thọ, Hà Nội với 51 lỗ khoan quan trắc

của Dự án. ặc điểm địa chất khu vực này biến đổi khá rõ rệt từ địa hình vùng núi

với trầm tích già tới địa hình đồng bằng có trầm tích trẻ hơn. Chính vì sự biến đổi địa

33

chất này mà luận văn đã chọn ví trí hai mặt cắt với những đặc điểm địa chất khác

nhau để tìm hiểu nguyên nhân hình thành ô nhiễm asen. Mặt cắt A nằm ở khu vực

gần chân núi Ba Vì gồm hai cụm giếng thuộc xã Cẩm Yên, Phúc Hòa, còn mặt cắt B

nằm gần sông Hồng nơi có trầm tích trẻ hơn và gồm hai cụm giếng thuộc xã Tam

Thuấn, Tân Hội.

Các thông số hoa lý được phân tích ngay tại hiện trường gồm nhiệt độ, độ dẫn,

pH, DO, độ kiềm, Fe2+

, PO43-

phân tích trong phòng thí nghiệm các thành phần đa

lượng (Na, K, Mg, Ca, HCO3-, SO4

2-, NO3

-, Cl

-), vi lượng (As, Fe, Mn, PO4

3-, NH4

+,

F-, Br

-), cacbon hữu cơ hòa tan (DO ) và metan ( 4).

2.3. P ươ p áp cứ

2.3.1. P ươ p áp tổ q a t l ệ

­ Tham khảo các luận văn trong và ngoài nước về vấn đề ô nhiễm s đã được thực

hiện trong những năm gần đây và các bài báo quốc tế trên các tạp chí khoa học

uy tín, có độ tin cậy cao như tạp chí ature, Applied Geochemistry,

Enviromental Pollution…

­ Tìm kiếm và tổng hợp các tài liệu về vấn đề ô nhiễm asen và các quá trình diễn

ra trong nước ngầm tại các khu vực có những đặc điểm, thành phần môi trường

khác nhau.

Những kết quả nghiên cứu thu được trong luận văn này được so sánh và biện luận

dựa trên các kết quả của các tài liệu tham khảo.

2.3.2. P ươ p áp lấ mẫ ước ầm

Mẫu giếng nhà dân được lấy từ các giếng khoan của các hộ gia đình sống

trong khu vực nghiên cứu. Mật độ lấy mẫu khoảng 7km2/mẫu với số lượng là 50

mẫu.

Các giếng quan trắc thuộc 2 mặt cắt sau khi khoan thường bị xáo trộn về mặt

thủy địa hóa, do vậy, việc lấy mẫu nước phải chờ sau 2 – 3 tháng khi các yếu tố này

của giếng ổn định. ể đảm bảo lấy được nước ngầm nguyên dạng từ các tầng ngậm

34

nước phía dưới, nước trong các giếng nghiên cứu cần được bơm bỏ 4 – 5 lần thể tích

giếng (rửa giếng) trước khi lấy mẫu.

Các thông số hiện trường được đo bằng các điện cực chuyên dụng như pH,

oxy hòa tan (DO), độ dẫn điện (EC), việc đo này được thực hiện trong một bộ dẫn

dòng chảy kín (hình 2.2) để đảm bảo không bị ảnh hưởng của oxi không khí.

Hình 2.2. Đo các thông số hiện trường

sử dụng bộ dẫn dòng chảy kín

Hình 2.3. Sục khí Nitơ các dụng cụ

trước khi lấy mẫu

Sau khi các thông số nhiệt độ, DO, pH, EC ổn định thì tiến hành lấy mẫu.

Toàn bộ dụng cụ xi lanh, màng lọc, cột tách s( ), kim và các van đều được sục khí

nitơ để đuổi hết ôxi ( ình 2.3). ước ngầm được lọc qua màng xenlulo axetat 0,2µm

để loại bỏ các chất rắn lơ lửng hoặc các chất keo, các hạt Fe và Al-oxihydroxit. Tiến

hành phân tích các thông số Fe2+

, PO43-

ngay bằng phương pháp quang phổ hấp thụ

phân tử UV-Vis. Mẫu nước ngầm sau khi lọc được thu vào các lọ khác nhau cho từng

phép phân tích.

­ Mẫu phân tích cation: đựng trong lọ nhựa PE 50mL, axit hóa tới p <2 với axit

HNO3, bảo quản ở nhiệt độ 40C.

­ Mẫu phân tích anion: đựng trong lọ nhựa PE 20mL, không cần axit hóa, bảo

quản ở nhiệt độ 40C.

­ Mẫu phân tích cacbon hữu cơ hòa tan (DO ): đựng trong lọ thủy tinh 24mL đã

được nung ở 5000 trong 4 giờ để loại bỏ hoàn toàn cacbon hữu cơ còn lại

trong lọ, mẫu được axit hóa bằng axit l, bảo quản ở nhiệt độ 40C.

35

­ Mẫu phân tích metan: Sử dụng lọ thủy tinh có nút cao su kín đã hút chân không.

Bảo quản ngay trong đá khô ( O2) ngoài hiện trường và ở điều kiện

-20o ở phòng thí nghiệm.

­ Mẫu phân tích s(III): Mẫu nước ngầm được bơm qua màng lọc xenlulo axetat

0,2μm kết nối với cột trao đổi anion có chứa vật liệu hấp phụ alumino silicat có

thể hấp thu chọn lọc s(V) nhưng không hấp thu s( ) với tốc độ dòng là 5-6

mL/phút để tách riêng s(V) ra khỏi s( ) [16], thu lấy khoảng 5-6 mL nước

lọc qua cột để phân tích s( ). ác mẫu được axít hóa tới khoảng p < 2, bảo

quản ở nhiệt độ 40C.

2.3.3. P ươ p áp lập bả đồ

ác phần mềm được sử dụng để lập bản đồ trong luận văn này bao gồm: Easy

oogle Maps Downloader, Map nfo và Surfer, trong đó:

- Easy oogle Maps Downloader dùng để tải hình ảnh vệ tinh từ oogle Maps để

hình ảnh có độ phân giải cao và rõ nét hơn ảnh chụp từ màn hình.

- Map nfo là phần mềm dùng để tạo các lớp bản đồ trên hình ảnh vệ tinh, xác

định chính xác tọa độ các điểm lấy mẫu trên ảnh vệ tinh. Làm bản đồ nền khi

biểu diễn sự phân bố nồng độ các thành phần hóa học trong nước ngầm trên ảnh

vệ tinh.

- Surfer là phần mềm chuyên dụng dùng để biểu diễn số liệu. Một trong các ứng

dụng của phần mềm là sử dụng các giá trị đo đạc rời rạc để nội suy kết quả theo

dạng 2 chiều (2D) hoặc 3 chiều (3D). Phần mềm sử dụng trong luận văn này là

Golden Sorfware Surfer 9.

2.4. P ươ p áp p â tíc óa ọc

2.4.1. ác c ỉ p â tíc tạ ệ trườ

­ huẩn độ kiềm

ộ kiềm được xác định bằng phương pháp chuẩn độ GRAN với dung dịch HCl

0,05M ngay tại hiện trường. Mẫu nước ngầm sẽ liên tục được theo dõi pH trong quá

trình bổ sung axit l, cho đến khi đạt pH 3 thì dừng lại. Trong môi trường trung

36

tính, dạng hòa tan chủ yếu của axít cacbonic là bicacbonat (HCO3-) nên phép phân

tích này cho biết hàm lượng HCO3- trong mẫu nước ngầm có pH trong khoảng 6-8.

­ Phân tích các ion Fe2+

, PO43-

Nồng độ Fe( ), photphat, được đo bằng quang phổ hấp thụ phân tử tại hiện

trường bằng thiết bị Hach DR2800. Fe( ) được đo bằng phương pháp Ferrozin,

photphat sử dụng phương pháp xanh molypdat.

2.4.2. Các thông s phân tích trong phòng thí nghiệm

Các thông số được phân tích trong phòng thí nghiệm sử dụng các phương

pháp từ Standard Methods for for the Examination of Water and Wastewater (1999)

đã được tối ưu hóa và điều chỉnh để phù hợp với điều kiện phân tích của trung tâm

Nghiên cứu Công nghệ Môi trường và Phát triển Bền Vững. hư đối với các kim loại

như a, Mg, Fe trong nước sử dụng phương pháp 3110, 3111; s sử dụng phương

pháp số 3114 [44].

Xác định hàm lượng asen bằng HVG-AAS

ây là một trong những phương pháp phổ biến và hiệu quả để xác định asen.

Phương pháp này có độ nhạy và độ ổn định cao, ít bị ảnh hưởng của nền mẫu phức

tạp và được ứng dụng để xác định hàm lượng vết asen trong nước (cỡ μg/L).

Nguyên tắc của phương pháp: trong nước ngầm tồn tại cả 2 dạng As(III) và As(V)

và hiệu suất hydrua của 2 dạng này là khác nhau nên cần khử tất cả As(V) về As(III)

bằng tác nhân khử là dung dịch a trước khi tạo hydrua asen. Sau đó, s( I) sẽ

phản ứng với hydro mới sinh (tạo thành khi tác nhân khử NaBH4 phản ứng với axít

HCl) tạo ra khí asin (AsH3). Nhờ dòng khí argon, khí asin sinh ra được dẫn tới bộ

phận nguyên tử hoá mẫu để tạo ra các đám hơi nguyên tử tự do (hình 2.4). Asen

nguyên tử sẽ hấp thụ bước sóng đặc trưng (193,7 nm) từ đèn catốt rỗng asen và tạo ra

phổ hấp thụ. ường độ phổ hấp thụ được xác định bằng detectơ và nó tỉ lệ với hàm

lượng As trong mẫu.

­ Phương trình phản ứng khử s(V) thành s( ):

As(V) + 2NaI + 2HCl → As(III) + I2 +2NaCl +H2O

37

­ Phương trình phản ứng tạo khí asin:

NaBH4 + HCl + As(III) + H2O → 3BO3 + NaCl + AsH3 ↑ +1/2 2 ↑

Xác định hàm lượng sắt tổng và các cation khác

Tổng hàm lượng sắt có trong nước ngầm Fe(T), và các cation khác trong nước

như a2+

, Mg2+

, Na+, K

+, Mn

2+ được xác định bằng phương pháp quang phổ hấp thụ

nguyên tử.

Phương pháp xác định Fe(T), Ca2+

, Mg2+

, Mn2+

Mẫu sau khi được chuyển thành dạng sol khí ở bộ phận ống phun (nebulizer)

được bơm trực tiếp vào ngọn lửa. Ở nhiệt độ cao các cation trong nước được được

nguyên tử hóa và hấp thụ các bước sóng đặc trưng từ đèn catot rỗng chuyên biệt cho

từng nguyên tố để tạo ra quang phổ hấp thụ nguyên tử. ường độ hấp thụ quang phổ

tỉ lệ với hàm lượng các cation có trong mẫu.

Phương pháp xác định Na+ và K

+

Na+ và K

+ được

xác định bằng phương pháp quang phổ phát xạ. Dưới tác dụng

của nhiệt độ cao từ ngọn lửa Na+ và K

+ trong mẫu được nguyên tử hoá và phát ra các

tia phát xạ với bước sóng đặc trưng. ường độ phát xạ của nguyên tử tỉ lệ thuận với

nồng độ của Na+ và K

+ trong nước ngầm.

Xác định hàm lượng amoni (NH4+)

àm lượng amoni trong mẫu nước ngầm được xác định bằng phương pháp quang

phổ hấp thụ phân tử. moni được cho phản ứng với nitroprusside tạo ra phức màu

xanh. o độ hấp thụ quang của phức này tại bước sóng 637nm. Từ cường độ hấp thụ

quang tính ra hàm lượng amoni trong mẫu.

Xác định hàm lượng các anion (NO3-, NO2

-, SO4

2-, F

-,Cl

- , Br

-)

ồng độ các anion trong nước ngầm thường được xác định bằng phương pháp

sắc ký ion. guyên tắc của phương pháp này là các anion trong mẫu nước được tách

khỏi các thành phần khác sau khi đi qua cột tách và được phát hiện bởi detector độ

dẫn ( DD) và các anion được định lượng dựa vào giá trị độ dẫn.

Xác định hàm lượng metan (CH4)

Khí metan trong nước ngầm được xác định bằng phương pháp sắc ký khí, sử dụng

cột thủy tinh nhồi chất hấp phụ (Porapak T) và detectơ dẫn nhiệt (T D). Detector

38

T D hoạt động dựa trên nguyên tắc đo liên tục độ dẫn nhiệt của khí mang (tinh khiết

hoặc khí mang chứa các cấu tử mẫu cần tách) giữa buồng đo và buồng so sánh mà

trong đó có lắp các dây điện trở theo kiểu cầu Wheastone.

2.5. ết bị, dụ cụ v óa c ất cứ

2.5.1. ết bị v dụ cụ

­ Máy quang phổ hấp thụ nguyên tử -6800, thiết bị sinh khí hydrua HVG,

Shimadzu.

­ Máy quang phổ hấp thụ phân tử V/V S DR-2800, Shimadzu.

­ Máy sắc ký ion -20A super, Shimadzu.

­ Máy sắc ký khí GC-2014, Shimadzu

­ Máy phân tích tổng cacbon hữu cơ TO -Vsh, Shimadzu

­ Máy quang phổ hấp thụ phân tử hiện trường V/V S DR-2800, HACH.

­ Bộ dụng cụ chuẩn độ kiềm,

­ Bộ dụng cụ đo các chỉ tiêu hiện trường: điện cực đo p , DO, độ dẫn,

­ Bộ dẫn dòng chảy kín (flow-cell), máy bơm nước, thùng xốp bảo quản mẫu.

­ Màng lọc nước xenlulo axetat 0,2 μm, Satorius.

­ uvét nhựa loại 1cm (dùng một lần).

­ Lọ thủy tinh 6 mL có septum cao su kín (loại chuyên dùng lấy mẫu khí).

­ ác bình định mức, lọ nhựa đựng mẫu (20ml,50ml), ống nghiệm, xi lanh .v.v.

­ Micro pipet và đầu típ nhựa (200, 1000, 5000 μL), Eppendorf.

­ Khí argon 99,9%; khí axetylen 99,5%; khí nitơ 99,9% (dùng làm khí mang cho

máy ) và 99,5% (phục vụ cho lấy mẫu), không khí sạch 99,9% (dùng làm

khí mang trong máy TOC)

2.5.2. óa c ất

­ Dung dịch chuẩn 1000ppm của Fe, s, Mn, a, Mg, a, K, Merck.

­ Dung dịch p chuẩn (p 4, p 7), Merck.

­ Muối a2CO3, amoni oxalate, axit ascorbic, Merck.

­ Muối a O3, NaBr, KCl, Na2SO4, NaNO3, NaNO2, NaF, Na3PO4.12H2O,

Merck.

­ Dung dịch kiểm chứng đa nguyên tố P, Merck.

39

­ Dung dịch kiểm chứng trên nền nước ngầm RS, Eawag

­ Khí metan chuẩn (metan 1% trong nitơ), MIKROLAB GAS

­ NaOH, NaBH4, NaI, axít ascorbic, Merck.

­ Axít HCl 37%, HNO3 65%, axit formic 99 - 100%, Merck

­ Na2(NO)Fe(CN)5 (Natri nitropruside), NaOCl, Merck

­ (NH4)6Mo7O24.4H2O, axit oxalic, 4-(Methylamino) phenolsulphate, natri sulfite

­ Ferrozin ((3/2-pyridyl)-5,6-diphenyl-1,2,4-triazine-4',4''-disulfonic), Fluka

­ Potassiumantimon (III) tartrate, Ammoniumheptanmolybdate, Merk

­ Khoáng aluminosilicat (0,8g) nhồi vào típ nhựa (loại típ 1ml) làm cột tách

As(III) và As(V)

­ ước deion Mili

­ á khô (CO2 rắn)

40

ươ 3 – Ế UẢ Ả U

3.1. ặc đ ểm hóa lý ước ầm ế dâ t c k vực cứ

Mẫu nước giếng nhà dân được lấy từ cuối tháng 4/2014. Kết quả phân tích

một số thành phần hóa lý nước ngầm của 50 mẫu nước giếng nhà dân được tổng kết ở

bảng 3.1. Các giếng nhà dân được lấy ở các độ sâu khác nhau từ 12 đến 80m, tuy

nhiên hầu hết các giếng (35/50) được lấy ở tầng chứa nước trẻ Holocen với độ sâu từ

20 – 50m.

Bảng 3.1. Một số thành phần hóa học nước ngầm tại các giếng nhà dân

ước giếng khoan ước sông

Hồng

(Postma, 2007)

(mg/L)

QCVN 09:

2008/BTNMT

(mg/L)

Phầ trăm

mẫ vượt

quá tiêu

chuẩn (%)

Khoảng nồng

đ

(mg/L)

Trung vị

(mg/L)

Trung bình

(mg/L)

ộ sâu giếng(m) 12 – 80 30,5 31,5 - - -

EC (µS/cm) 43,5 – 1573 635 604 290 - -

Nhiệt độ (oC) 25,4 – 28,3 26,4 26,4 30 - -

DO 0,4 – 4,3 0,6 0,8 9.6 - -

Na+ 2,8 – 82,3 17,8 25,7 4,6 - -

K+ 0,5 – 81,6 2,7 5,9 1,5 - -

Ca2+

<2 – 172,3 54 53,1 21,2 - -

Mg2+

<0,5 – 43,5 18,2 17,8 4,3 - -

Cl- 2,5 – 161 12,8 34 3,9 250 0

NO3- <0.5 – 132,9 0,2 6,2 0,6 15 12

SO42-

<0,5 – 74,6 0,9 9,5 5,8 400 0

As (µg/L) <5 – 334 32,2 77 <0,75 50 42

Fe <0,25 – 32,2 6,2 8,2 - 5 50

NH4+ <0,2 – 59 2,5 8,1 <0,08 0,1 90

Mn2+

<0,1 – 4,5 0,2 0,5 <0,05 0,5 24

PO43-

<0,05 – 2,3 0,6 0,7 7,56 - -

Br- <0,1 – 0,4 0,1 0,1 - - -

41

Những kết quả trong bảng trên cho thấy sự biến động của các thành phần hóa

học giữa các giếng tương đối lớn, từ vài chục cho đến vài trăm lần. Ví dụ như đối với

ion Ca2+

, có giếng hàm lượng chỉ dưới 2mg/L nhưng có những giếng hàm lượng này

lên tới hơn 170mg/L, hay đối với s, hàm lượng của giếng thấp nhất và cao nhất

cũng khác biệt rất lớn từ dưới 5 – 334 µg/L.

àm lượng DO trong nước ngầm tương đối thấp, đa số giếng (44/50) có hàm

lượng dưới 1mg/L, chỉ có một số giếng có hàm lượng oxi hòa tan cao hơn, do hệ

thống lấy mẫu là các đường ống bơm nước do người dân xây dựng nên có thể bị hở

nên oxi dễ dàng xâm nhập.

So sánh với kết quả phân tích nước giếng khoan và nước sông Hồng [16] cho

thấy giá trị EC của nước ngầm lớn hơn so với nước sông. iều này có thể giải thích

là do quá trình hòa tan các loại đá khoáng trong tầng chứa nước. ặc biệt, ở những

khu vực có hàm lượng chất hữu cơ cao, quá trình phân hủy vật chất hữu cơ sẽ xảy ra

và giải phóng CO2 vào trong nước ngầm dẫn đến sự hòa tan đá khoáng. Tương ứng,

sự phân bố của EC (hình 3.1) chủ yếu ở khu vực gần sông áy và sông ồng, nơi

thường có trầm tích trẻ do quá trình bồi tụ của hai con sông này nên hàm lượng chất

hữu cơ cao hơn so với khu vực xa sông.

Các thành phần đa lượng trong nước như Na+, K

+, Ca

2+, Mg

2+ và Cl

- có nồng

độ cao hơn nước sông từ 2 đến 5 lần, còn các thành phần vi lượng As, Fe2+

, NH4+ đều

có nồng độ cao hơn nước sông rất nhiều, từ vài chục đến vài trăm lần, đặc biệt là

nồng độ s cao hơn nước sông trên 100 lần. Một số thành phần như SO42-

, NO3-,

PO43-

và hàm lượng oxi hòa tan trong nước ngầm lại có nồng độ thấp hơn so với

nước sông Hồng khoảng trên 10 lần. Nhìn chung, nước ngầm khu vực này có nồng

độ các thành phần khoáng tương đối cao do chịu tác động của quá trình khoáng hóa

trong các tầng chứa nước. Nồng độ tương đối thấp các thành phần oxi hóa cho thấy

môi trường nước ngầm ở đây mang tính khử.

ể thấy rõ hơn mức độ khoáng hóa của nước ngầm trong khu vực nghiên cứu,

luận văn tiếp tục xem xét cụ thể nồng độ các thành phần đa lượng, vi lượng trong

nước ngầm và sự phân bố của chúng trong không gian rộng của khu vực nghiên cứu.

42

Hình 3.1. Sự phân bố của EC trong nước ngầm khu vực nghiên cứu

3.1.1. ác t p ầ đa lượ

Trong nước ngầm, các thành phần đa lượng gồm có các cation Na+, K

+, Ca

2+,

Mg2+

và các anion Cl-, SO4

2-, NO3

-.

­ Các cation chính trong nước

Hình 3.2 cho thấy sự phân bố không đồng nhất của các cation chính trong

nước ngầm ở khu vực nghiên cứu. Thành phần K+ trong nước ngầm phân bố khá

đồng đều, hầu hết các mẫu có nồng độ thấp dưới 10mg/L, chỉ có một mẫu thuộc Tam

Thuấn có hàm lượng K+ cao đột biến lên tới 81mg/L. Theo như nguồn gốc của K

+

trong nước ngầm đã nêu ở chương 1, và mẫu này còn có hàm lượng Na+, NO3

-, Cl

-

khá cao nên nguồn nước ngầm có thể bị xâm nhập bởi nguồn nước mặt bị ô nhiễm từ

các hoạt động sản xuất nông nghiệp như sử dụng các loại phân bón hoặc từ sự phân

hủy các chất thải của con người và động vật. Ion Na+ phân bố tập trung cao chủ yếu ở

bờ trái sông áy, gồm các xã Cẩm Yên, Tam Thuấn, Phú Kim và Phúc Hòa với nồng

độ trên 60mg/L.

43

Hình 3.2. Bản đồ sự phân bố hàm lượng của các cation chính trong nước ngầm

Sự phân bố của cation Ca2+

và Mg2+

khá giống nhau và nồng độ cao xuất hiện

ở các khu vực gần sông Hồng và sông áy, đặc biệt là bờ phải của sông áy. Riêng

đối với bờ trái sông áy, nồng độ của hai cation này đều giảm dần khi khoảng cách

với sông tăng lên. uá trình bồi lắng làm cho trầm tích ven sông thường trẻ và giàu

hàm lượng hữu cơ. Theo các tác giả Postma (2007); McAuther (2012), quá trình phân

hủy các vật chất hữu cơ trong môi trường yếm khí, đồng thời hòa tan các khoáng có

chứa trong trầm tích như canxit, đôlômit… làm tăng hàm lượng Ca2+

và Mg2+

trong

nước ngầm [16, 31]. Nồng độ cao nhất của Ca2+

lên tới hơn 175mg/L, nơi thấp nhất

là dưới 2mg/L. Mg2+

có hàm lượng thấp hơn, từ dưới 0,5 mg/L đến khoảng 43mg/L.

44

uá trình hòa tan các khoáng canxit và đôlômit được minh họa bằng các phản

ứng sau [25]:

CH2O(chất hữu cơ) → O2 + H2O

CaCO3 (canxit) + CO2 + H2O → a2+

+ HCO3-

CaMg(CO3) (đôlômit) + CO2 + H2O → a2+

+Mg2+

+ HCO3-

ác cation chính trong nước ngầm trong các giếng khoan được nghiên cứu có

nồng độ khá biến động, giếng nồng độ cao nhất gấp từ 60 đến 80 lần so với giếng có

nồng độ thấp nhất. Nhìn chung, nước ngầm khu vực này có nồng độ Ca2+

, Mg2+

khá

cao, phân bố chủ yếu ở bờ phải sông áy, ngược lại nồng độ Na+ cao tập trung hầu

hết ở phía bờ trái sông áy. ồng độ K+ trong nước tương đối thấp trên toàn bộ khu

vực nghiên cứu và có một mẫu bị nhiễm bẩn do nước mặt xâm nhập.

­ Các anion chính trong nước

Sự phức tạp trong cấu trúc nước ngầm khu vực nghiên cứu không chỉ thể hiện

ở sự phân bố của các cation chính mà còn thể hiện ở sự phân bố của các anion. ồng

độ SO42- trong mẫu nước nghiên cứu thấp hơn nhiều so với tiêu chuẩn cho nước

ngầm (400mg/L). Số mẫu nước có nồng độ O3- vượt tiêu chuẩn nước ngầm

(15mg/L) là 12% trong tổng số mẫu được phân tích. ồng độ nitrat trong các mẫu

nước được nghiên cứu tương đối thấp, mẫu có nồng độ dưới 0,5mg/L chiếm đến

70%. ồng độ cao nhất tại các xã Tam Thuấn, uốc Oai và Thạch Thất thuộc khu

vực bờ trái và cách xa sông áy. Tại xã Phương ình, có mẫu hàm lượng O3- cao

đột biến nằm phía bên phải sông áy với nồng độ trên 132mg/L, cao hơn gần 10 lần

so với quy chuẩn của Bộ Tài nguyên Môi trường cho nước ngầm. guyên nhân có

thể do quá trình xâm nhập xuống tầng chứa nước của nước từ các ao hồ gần đó bị ô

nhiễm bởi các loại chất thải động vật và phân bón sử dụng trong canh tác nông

nghiệp. ồng độ thấp của ion SO42-

và NO3- trên hầu hết khu vực nghiên cứu cho

thấy môi trường nước ngầm ở đây có tính khử [24, 33, 39].

45

Hình 3.3. Sự phân bố nồng độ của anion chính trong nước

ũng giống như sự phân bố của a+ (hình 3.2), hàm lượng l

- trong nước

ngầm tập trung cao ở những khu vực cách xa sông ồng và hầu hết nằm về một phía

sông áy, nơi cao nhất lên tới trên 160 mg/L ở Tam Thuấn. Trong nước ngầm hai ion

này thường có nguồn gốc từ nước biển cổ, hay gặp tại nước tầng sâu hoặc bởi sự xâm

nhập từ nước mặt bị ô nhiễm ở nước tầng nông. ác giếng có nồng độ l-, Na

+ và Br

-

cao là những giếng có độ sâu từ 16 – 20m, nên rất có thể nguồn gốc của các ion này

từ nước biển cổ tầng sâu được tích lũy trong thời kỳ biển lùi được hòa trộn với nước

ngầm hiện nay.

46

Tóm lại, nước ngầm khu vực nghiên cứu là loại nước khoáng hóa với nồng độ

các thành phần a2+

, Mg2+

và giá trị E cao chủ yếu ở bờ phải sông áy. ồng độ

oxi hòa tan và các anion có tính oxy hóa như O3-, SO4

2- thấp cho thấy nước ngầm

có tính khử. hững giếng có nồng độ thấp phân bố chủ yếu bên bờ phải sông áy thể

hiện môi trường nước ngầm tại đây có tính khử hơn so với bờ trái.

3.1.2. ác t p ầ v lượ

Việc xác định hàm lượng các nguyên tố vi lượng là điều cần thiết vì chúng là

những thành phần quyết định nước ngầm có thực sự đảm bảo cho những nhu cầu sử

dụng khác nhau hay không, đặc biệt là cho mục đích ăn uống. Những thành phần này

sẽ trở thành những yếu tố độc đối với con người khi sử dụng nguồn nước ngầm có

nồng độ các thành phần này không đạt tiêu chuẩn trong thời gian dài. Qua các con

đường như ăn uống hoặc tiếp xúc, chúng tích lũy trong cơ thể người (asen, mangan,

amoni…) và gây ra các loại bệnh lý khác nhau, đặc biệt có thể dẫn đến ung thư hoặc

tử vong.

Các thành phần vi lượng như asen, sắt và amoni trong nước ngầm khu vực

nghiên cứu đều có hàm lượng trung bình vượt tiêu chuẩn cho nước ngầm của Bộ Tài

nguyên Môi trường (QCVN 09: 2008/BTNMT) (Bảng 3.1), đặc biệt là đối với amoni

(NH4+), với số mẫu vượt tiêu chuẩn lên đến 45/50 mẫu nước được nghiên cứu (chiếm

90%). Tuy không phải là một nguyên tố quá độc đối với cơ thể người nhưng trong

quá trình khai thác, xử lý và lưu trữ nước, nó chuyển hóa thành nitrit và nitrat. Nitrit

là chất có hại cho cơ thể người. Khi con người uống phải nước có chứa nitrit, nó sẽ

làm giảm khả năng vận chuyển oxi trong máu. ó nhiều nguyên nhân dẫn đến trình

trạng ô nhiễm amoni trong nước ngầm nhưng một trong những nguyên nhân chính là

do việc sử dụng quá mức lượng phân bón hữu cơ, thuốc trừ sâu, hoá chất bảo vệ thực

vật, gây ảnh hưởng nghiêm trọng đến nguồn nước và quá trình phân huỷ các hợp chất

hữu cơ đã đẩy nhanh quá trình nhiễm amoni trong nước ngầm. àm lượng nitrat và

amoni trong nước ngầm đều cao hơn nước sông rất nhiều lần (trên 100 lần), chứng tỏ

nguồn cung cấp nitrat và amoni không phải do nước sông, mà có thể là do các hoạt

động sản xuất nông nghiệp làm nhiễm bẩn nguồn nước ngầm.

47

Chỉ với 50 mẫu nhưng hàm lượng As biến đổi trong một khoảng khá rộng từ

dưới 5µg/L lên đến hơn 330µg/L. Trong đó, 42% tổng số mẫu nghiên cứu có nồng độ

s vượt quá quy chuẩn cho phép đối với nước ngầm của bộ Tài nguyên và Môi

trường (50µg/L), nếu xét theo quy chuẩn cho nước uống của bộ Y tế (10µg/L) thì có

tới 62% số mẫu vượt quá mức cho phép (màu càng đậm thì càng thể hiện sự ô

nhiễm). àm lượng As cao tập trung ở các khu vực thị trấn Phùng, Phương ình,

Vân Nam, Thọ n và ức Thượng, đây là những khu vực nằm phía bờ phải sông

áy.

Hình 3.4. Sự phân bố của một số thành phân vi lượng trong nước ngầm

àm lượng Fe trong khu vực cũng tương đối cao, 50% số mẫu vượt tiêu chuẩn

cho nước ngầm (5mg/L) và so với tiêu chuẩn của bộ Y tế cho nước ăn uống thì có tới

48

74% số mẫu có hàm lượng trên mức tiêu chuẩn (0,3mg/L). Một nghiên cứu ở xã

Trung Châu, huyện an Phượng, gần khu vực nghiên cứu của luận văn này, cho thấy

nồng độ Fe trong nước ngầm tương đối cao từ 1-45mg/L, với 17/20 mẫu có hàm

lượng Fe vượt từ 2-5 lần so với quy chuẩn cho nước ngầm và mẫu có hàm lượng As

cao nhất quan sát được ở các vị trí gần sông Hồng với nồng độ khoảng 36µg/L. Các

kết quả nghiên cứu thể hiện rằng đây là khu vực có nồng độ sắt và asen tương đối cao

và As phân bố chủ yếu ở khu vực có trầm tích trẻ gần sông. [2]

Những khu vực có asen cao thì sắt cũng có hàm lượng cao (bờ phải sông áy)

cho thấy mối tương quan giữa Fe và s trong môi trường khử của nước ngầm, điều

này đã được nêu trong rất nhiều các nghiên cứu trong nước và thế giới [16, 27, 39].

Tuy nhiên, nồng độ sắt cao còn được tìm thấy ở một số khu vực có hàm lượng As

thấp (bờ trái sông áy). Mối tương quan nghịch của As và Fe là vấn đề hiện còn

chưa thể giải thích rõ ràng, chúng ta cần tìm hiểu vấn đề này thông qua mối quan hệ

với các thành phần khác của nước ngầm cũng như đặc điểm địa chất thủy văn của

khu vực.

Sự phân bố của PO43-

tương tự như Fe và s (hình 3.5). PO43-

có nồng độ khá

thấp chỉ từ dưới 0,05-2,3mg/L. Xu hướng phân bố của PO43-

và Fe khá giống nhau do

hầu hết photphat được giải phóng trong quá trình khử Fe oxit [16]. Mối tương quan

thuận giữa asen và photphat hình thành do sự cạnh tranh hấp trên bề mặt khoáng và

giải phóng asen vào nước ngầm. Theo nghiên cứu của Helle (2011, 2012), PO43–

có

tính chất hóa học tương tự với asenat và asenit nhưng lại có độ linh động lớn hơn nên

chúng có thể cạnh tranh với các anion này của As về vị trí hấp phụ trên bề mặt các

khoáng trong trầm tích tầng chứa nước [22, 23].

Nồng độ Mn2+

trong nước ngầm tương đối thấp, từ dưới 0,1-4,5mg/L, thấp

hơn nhiều so với tiêu chuẩn (24mg/L). Mn2+

phân bố khá đồng đều trên khu vực

nghiên cứu và ngược với sự phân bố của Fe, thể hiện mối tương quan nghịch của

nguyên tố này với As (bên bờ phải sông áy). ghiên cứu của tác giả Sankar (2014)

và Harald (2014) ở Tây Bengal cũng cho thấy rằng ở khu vực As cao có nồng độ

Mn2+

thấp, tác giả đã giả thiết rằng do sự phân hủy của vật chất hữu cơ trong tầng

49

trầm tích trẻ hình thành CO2 dẫn đến hàm lượng cacbonat hòa tan cao, kiểm soát khả

năng hòa tan của Mn thông qua việc tạo kết tủa của rhodochrosite (MnCO3) trong

nước ngầm. Mangan cũng là một nguyên tố có tác động xấu tới sức khỏe con người

nếu tiếp xúc với nồng độ cao và thời gian dài nhưng ít độc hơn s. Do vậy khi nguồn

nước As thấp chưa chắc đã an toàn để sử dụng [21,32].

Hình 3.5. Sự phân bố của NH4+

trong nước ngầm khu vực nghiên cứu

Nồng độ NH4+ dao động trong khoảng từ dưới 0,2 - 59mg/L, trong đó có tới

90% số mẫu vượt tiêu chuẩn cho nước ngầm của BTNMT (0,1mgN/L). Mẫu cao nhất

là mẫu ở Sơn ồng ( oài ức) với hàm lượng lên tới 59mg/L. Amoni là nguyên tố

thường xuất hiện trong nước ngầm với mối tương quan thuận với As, do nó là thành

phần đặc trưng cho môi trường khử. Trong khu vực nghiên cứu, những giếng có nồng

độ As cao hầu hết đều có nồng độ amoni cao, thể hiện rõ ở bên bờ phải sông áy.

Mối tương quan giữa As và NH4+ cũng được trình bày trong nghiên cứu của Dieke

(2007) tại một địa điểm thuộc khu vực nghiên cứu của luận văn này. ghiên cứu này

cho thấy sự phân bố của As và NH4+ khá giống nhau, nồng độ cao chủ yếu ở giữa

mặt cắt nghiên cứu, khu vực có nồng độ As cao nhất lên đến trên 500µg/L có nồng

độ NH4+ cũng đạt cao nhất là 5,6mg/L [16].

50

Kết quả phân tích cho thấy khu vực nghiên cứu bị ô nhiễm As, Fe, NH4+

và

Mn2+

với tỉ lệ số mẫu vượt tiêu chuẩn lần lượt là 42%, 50%, 90% và 24%. Vì vậy,

nguy cơ ảnh hưởng tới sức khỏe là rất cao khi sử dụng nguồn nước này làm nước ăn

uống mà không qua xử lý hoặc xử lý không triệt để và sử dụng trong thời gian dài có

thể gây ra các bệnh lý khác nhau hoặc có thể dẫn tới ung thư.

Mối tương quan thuận được phát hiện giữa hai thành phần As và Fe ở bờ phải

sông áy khi những vị trí có nồng độ s cao thì Fe cũng cao. iều này phù hợp với

giả thuyết về sự giải phóng As cùng với quá trình khử hòa tan khoáng sắt oxit. Tuy

nhiên, đối với bên bờ trái của sông áy thì giả thuyết này không còn đúng nữa, do

nồng độ Fe trong nước cao còn As lại thấp. Theo tác giả dự đoán, có thể khu vực đó

không có As hấp phụ trên khoáng Fe mà liên kết bên trong cấu trúc khoáng và môi

trường có tính khử yếu nên không đủ để khử hòa tan hoàn toàn khoáng Fe để giải

phóng As.

Sự phân bố các thành phần đa lượng và vi lượng trong nước ngầm khu vực

nghiên cứu khá phức tạp, nhưng nhìn chung, chúng biến đổi theo một số xu hướng

nhất định. Các thành phần khoáng Ca2+

, Mg2+

trong nước ngầm chủ yếu nằm về phía

bờ phải của sông áy, và có nồng độ cao hơn rất nhiều so với nước sông Hồng (bảng

3.1). Những thành phần này xuất hiện do quá trình hòa tan các loại đá khoáng trong

tầng chứa nước. àm lượng của Na+, Cl

-, SO4

2-, NO3

- phân bố chủ yếu bên bờ trái

của sông áy. SO42-

và NO3- thường chỉ thị cho môi trường khử khi nồng độ thấp

(được vi sinh vật sử dụng trong quá trình phân giải chất hữu cơ hình thành môi

trường khử) hoặc ngược lại chỉ thị cho môi trường oxi hóa khi ở nồng độ cao. Vì vậy,

môi trường nước ngầm có nồng độ các thành phần này cao thì quá trình giải phóng

As sẽ bị hạn chế. Mối tương quan nghịch được thể hiện bởi sự phân bố của chúng và

As trên khu vực nghiên cứu. Sự phân bố của thành phần mang tính khử như amoni,

sắt (bờ phải sông áy) và thành phần có sự cạnh tranh hấp phụ như photphat khá

tương đồng với sự phân bố của As.

51

3.2. M tươ q a ữa m t t p ầ óa ọc tro ước ầm vớ As

tạ a mặt cắt

Ở phần trên, luận văn đã nêu xu hướng biến đổi của asen và một số thành phần

hóa học của nước ngầm theo không gian rộng trên toàn bộ khu vực nghiên cứu. Ở

phần này, tác giả sẽ tiếp tục xem xét cụ thể các thành phần hóa học nước ngầm trong

mối tương quan với asen một cách chi tiết hơn.

Theo kết quả nghiên cứu của Postma (2012) trên một mặt cắt nằm trong khu

vực nghiên cứu của luận văn này, các vị trí gần sông Hồng (Vân Cốc) có tuổi trầm

tích khoảng 500 năm, hình thành do sự bồi đắp của sông Hồng với thành phần trầm

tích giàu chất hữu cơ và nồng độ asen trong nước ngầm trên 300µg/L. Vị trí cách xa

sông Hồng hơn về phía chân núi Ba Vì có trầm tích già hơn, có tuổi khoảng 3500

năm (Phú Kim) đến gần 6000 năm (Phụng Thượng) với nồng độ asen trong nước

khoảng dưới 100µg/L [17]. Vì vậy, để thấy rõ hơn các mối tương quan giữa As với

một số thành hóa học trong nước ngầm, luận văn tiếp tục nghiên cứu đặc điểm nước

ngầm của hai mặt cắt được đặt ở hai vị trí có đặc điểm địa chất khác nhau. Mặt cắt A

nằm xa sông hơn và gần núi Ba Vì nên có trầm tích già, còn mặt cắt B ở khu vực

đồng bằng, nằm giữa sông Hồng và sông áy, do đó có trầm tích trẻ hơn từ quá trình

bồi lắng của hai con sông này. Thông thường các dòng chảy nước ngầm có hướng từ

núi ra sông. Tức là từ khu vực cao xuống khu vực thấp hơn nên hai mặt cắt sẽ được

chọn theo hướng của dòng chảy thủy văn nước ngầm và được đặt ở hai vị trí có

khoảng cách khác nhau so với sông Hồng.

52

Hình 3.6. Lát cắt địa chất của hai mặt cắt A và B

Mỗi mặt cắt gồm hai địa điểm với số lượng giếng và độ sâu các giếng khác

nhau [phụ lục 2, mục 2]. Mặt cắt đi qua hai xã ẩm Yên (16 giếng) và Phúc Hòa

(17 giếng) nằm bên trái sông, còn mặt cắt B qua hai xã là Tam Thuấn (8 giếng) và

Tân Hội (10 giếng) nằm ở bên phải sông áy.

53

Bảng 3.2. Giá trị trung bình của một số thành phần hóa học trong nước ngầm tại hai

mặt cắt

p ầ

oa ọc

Mặt cắt Mặt cắt B

ẩm Y

(mg/L)

Phúc Hòa

(mg/L)

Tam Thuấn

(mg/L)

â

(mg/L)

EC (µS/cm) 138 413 736 416

DO 0,11 0,1 0,06 0,05

pH 5,9 6.7 6.8 6.6

DOC 0,9 1,1 1,3 9

Na+ 9,5 11,4 9,6 17,8

K+ 2,6 0,8 4 1,2

Ca2+

9,1 36,3 97,5 33,7

Mg2+

2,3 20,7 22,7 8

HCO3- 67 253 462 251

Cl- 1,9 2,7 4,9 2,6

NO3- <0.2 <0.2 <0.2 <0.2

SO42-

3,2 5,6 <0.4 <0.4

As (T)(µg/L) <5 33 63,7 179,3

As (III)(µg/L) <5 28,3 57,8 178,5

Fe(T) 0,8 15,7 17,6 21

Fe(II) 0,8 15,6 14,8 18,4

NH4+ 1,6 0,8 4,5 8,9

Mn2+

0,8 0,4 0,3 0,2

PO43-

<0,1 0,8 1,4 1,2

Bảng 3.2 cho thấy nước ngầm tại mặt cắt A có EC và nồng độ của hầu hết các

thành phần khoáng thấp hơn so với mặt cắt B, còn các thành phần như oxi hòa tan và

SO42-

, Mn2+

có nồng độ lớn hơn so với mặt cắt B. iều đó cho thấy mặt cắt A bên bờ

trái sông áy có độ khoáng hóa kém hơn và có tính khử yếu hơn mặt cắt B bên bờ

phải. Kết quả này phù hợp với kết quả đã phân tích bên trên đối với giếng khoan nhà

dân. ước ngầm ở mặt cắt A có nồng độ các thành phần ô nhiễm như s, Fe, amoni

thấp hơn so với mặt cắt B cho thấy mặt cắt B có những điều kiện thuận lợi để giải

phóng các thành phần này ra nước ngầm, đặc biệt là As, một trong những thành phần

gây độc đáng quan tâm nhất trong nước ngầm. ể làm rõ vấn đề này hơn, luận văn sẽ

xem xét As trong mối tương quan với các thành phần hóa học khác trong nước ngầm.

54

àm lượng As tổng trong nước ngầm tại Cẩm Yên đều dưới 5µg/L, nồng độ

s tăng cao hơn ở Phúc Hòa với nồng độ khoảng 32µg/L và ở Tam Thuấn khoảng 63

µg/L, cao nhất ở Tân Hội với nồng độ As tổng lên tới gần 180µg/L. Tỉ lệ

As(III)/As(T) ở các vị trí này từ 86% (Phúc òa) đến trên 99% (Tân Hội). iều đó

cho thấy As tồn tại trong nước ngầm chủ yếu ở dạng As(III), vì vậy nước ngầm ở

Phúc Hòa, Tam Thuấn và Tân Hội đều có tính khử.

Hình 3.7. Giản đồ Piper cho nước ngầm thuộc hai mặt cắt A và B

Theo giản đồ Piper cho nước ngầm thuộc hai măt cắt cho thấy tại mặt cắt A,

nồng độ HCO3- trong nước ngầm chiếm tỉ lệ cao nhất trong tổng nồng độ các anion

1

1

2

Dạng nước

1. Ca-(Mg)-HCO3

2. Na-HCO3

55

chính. Nồng độ Ca2+

ở Phúc Hòa có tỉ lệ khoảng 50%, trong khi tại Cẩm Yên, tỉ lệ

này chỉ đạt 10% so với tổng nồng độ cation trong nước. Nồng độ Na+ và K

+ tại Cẩm

Yên có tỉ lệ khá lớn, trên 75% tổng nồng độ cation. Một phần nước ngầm khu vực

Cẩm Yên thuộc kiểu nước Na-HCO3, phần còn lại của Cẩm Yên và Phúc Hòa thể

hiện kiểu nước ngầm Ca-HCO3 yếu. hư vậy, nước ngầm bên trái sông áy đặc

trưng cho nước ngầm có nguồn gốc là nước tầng sâu và kém khoáng hóa.

ước ngầm tại mặt cắt B có hàm lượng HCO3- tương đối lớn, chiếm tới trên

98% và hàm lượng SO42-

, Cl- chiếm tỉ lệ rất nhỏ dưới 2% trong tổng nồng độ các

anion chính trong nước ngầm. Nồng độ Ca2+

trong nước ngầm chiếm tỉ lệ khoảng

70% và Mg2+

trung bình chiếm khoảng 50% tổng nồng độ các cation. ước ngầm tại

mặt cắt này thuộc dạng nước Ca(Mg)HCO3. Nghiên cứu của Postma và cộng sự

(2007) tại một ví trí thuộc khu vực này cũng đã cho thấy rằng nước ngầm tại đây

cũng thuộc dạng nước Ca(Mg)HCO3. ây là đặc điểm phổ biến của nước ngầm đồng

bằng châu thổ sông Hồng [16]. iều này cho thấy nước ngầm tại mặt cắt B nằm ở bờ

phải sông áy là loại nước tầng nông và xảy ra các quá trình khoáng hóa nước ngầm.

Theo tác giả Helen (2008) cho rằng nước ngầm bị chi phối hoặc bằng cation

Ca2+

và Mg2+

hoặc Na+ và K

+. Những thành phần hóa học này của nước ngầm có thể

xuất hiện khi các dòng nước ngầm được vận chuyển qua các tầng ngậm nước tương

tác với các trầm tích và xảy ra quá trình hòa tan các loại đá khoáng. Thông thường

vùng nước có Ca2+

và Mg2+

cao là dấu hiệu của nước có thời gian tương tác ngắn với

trầm tích và chỉ có khả năng hòa tan các loại khoáng dễ hòa tan như khoáng

cacbonat. ước ngầm đi qua các tầng ngậm nước khác nhau sẽ phá vỡ cấu trúc các

khoáng ít tan như fenpat và mica, do sự tương tác với trầm tích, sẽ giải phóng Na+ và

K+ làm tăng nồng độ của chúng trong nước ngầm. Vì vậy các cation này là dấu hiệu

cho biết thời gian cư trú của nước ngầm trong các tầng chứa nước [24]. Áp dụng với

khu vực đang nghiên cứu cho thấy bờ phải sông áy có hàm lượng cao Ca2+

, Mg2+

nên nước ngầm khu vực này có thời gian cư trú trong các tầng ngậm nước ngắn hơn

so với nước ngầm phía bờ trái sông áy có hàm lượng Na+, K

+ cao.

56

Hình 3.8. Sự phân bố của As(III) trong nước ngầm tại hai mặt cắt

Trong môi trường nước ngầm As hòa tan tồn tại ở hai dạng As(III) và As(V)

nhưng do nước ngầm thường có tính khử nên dạng chủ yếu của As là As(III) còn

As(V) có mặt với nồng độ rất nhỏ [16]. Kết quả phân tích cho thấy tỉ lệ

As(III)/As(T) trong nước ngầm khoảng 85 – 99% (bảng 3.2), như vậy s trong nước

ngầm khu vực nghiên cứu cũng tồn tại chủ yếu ở dạng s( ). ể tìm hiểu nguyên

nhân hình thành ô nhiễm As ta xem xét mối tương quan của As(III) trên hai mặt cắt

cụ thể nằm hai bên bờ sông áy với các thành phần hóa học khác trong nước ngầm,

đặc biệt là những thành phần dễ bị ảnh hưởng của thế oxi hóa khử như Mn2+

, Fe2+

,

CH4, NH4+, NO3

-, SO4

2-, PO4

3- [16]. Sự có mặt và hàm lượng của các thành phần này

cũng chính là dấu hiệu nhận biết đặc điểm môi trường liên quan đến khả năng xuất

hiện As trong nước ngầm.

Theo kết quả phân tích các mẫu nước giếng khoan ở phần trên, As phân bố

chủ yếu ở bờ phải sông áy, đây là khu vực có tính khử hơn bờ trái sông. Phân tích

As từ hai mặt cắt nằm hai bên sông áy cũng cho kết quả tương tự, nồng độ As ở

mặt cắt B (Tam Thuấn, Tân Hội) nằm bên bờ phải sông áy cao hơn so với mặt cắt

A (Cẩm Yên, Phúc Hòa) nằm bên bờ trái. Kết quả này phù hợp với kết quả nghiên

cứu trên một mặt cắt đi qua sông áy của tác giả Postma (2012) cho thấy rằng vị trí

57

thuộc bờ phải sông áy cũng có hàm lượng asen trên 300µg/L cao hơn so với bên bờ

trái có hàm lượng asen dưới 100 µg/L [17].

Khi độ sâu các giếng quan trắc tăng tại Phúc Hòa, Tam Thuấn nồng độ As

tăng nhẹ và tại Tân Hội nồng độ s tăng nhanh. Sự tăng nồng độ As theo chiều sâu

có thể do càng xuống sâu thì môi trường càng trở nên khử hơn, hạn chế sự khuếch tán

của oxi không khí vào nước ngầm cũng như sự xâm nhập của nước mặt. Môi trường

càng khử thì quá trình hòa tan các loại đá khoáng trong tầng chứa nước càng diễn ra

mạnh hơn. Quá trình hòa tan các loại khoáng Fe oxit là quá trình đáng quan tâm nhất,

do trong các tầng chứa nước asen chủ yếu hấp phụ trên bề mặt hoặc trong cấu trúc

của các khoáng Fe oxit. Quá trình hòa tan các khoáng, đặc biệt là khoáng oxit sắt sẽ

giải phóng asen vào trong nước ngầm. iều này cũng được quan sát thấy trong các

nghiên cứu của nhiều tác giả như Elisabeth (2008) tại am Dư và Postma (2012) tại

một vị trí nằm trong khu vực nghiên cứu, với độ sâu tăng từ 20 – 40m ( am Dư) và

từ 10-20m ( an Phượng) thì nồng độ asen tăng dần nhưng khi xuống sâu hơn thì

hàm lượng lại giảm đi do xuống đến tầng trầm tích già Pleitocen [17, 18].

ể tìm hiểu nguyên nhân hình thành ô nhiễm cũng như dự đoán sự phân bố

của As trong khu vực nghiên cứu cần phải xem xét mối tương quan của As với các

thành phần đặc trưng cho tính chất của môi trường nước ngầm như: các thành phần

có tính khử (NH4+, CH4, Fe

2+, Mn

2+),

các thành phần có tính oxy hóa (DO, SO4

2-,

NO3-) và thành phần có khả năng cạnh tranh hấp phụ như PO4

3- cũng như hàm lượng

chất hữu cơ có trong nước ngầm.

58

3.2.1. M tươ q a ữa m t t p ầ ma tí ox óa v tro

ước ầm tạ a mặt cắt

Hình 3.9. Sự phân bố NO3-, SO4

2 -, DO

và PO4

3- trong nước ngầm ở hai mặt cắt

ồ thị biểu diễn hàm lượng các thành phần đặc trưng cho môi trường oxi hóa

(hình 3.9) cho thấy cả bốn địa điểm (Cẩm Yên, Phúc Hòa, Tân Hội, Tam Thuấn) nằm

trên hai mặt cắt có nồng độ oxy hòa tan (DO) và NO3- rất thấp, gần như bằng 0, thể

hiện nước ngầm ở cả hai mặt cắt đều có tính khử. Nồng độ SO42- ở Tân Hội, Tam

Thuấn nhỏ hơn ở Cẩm Yên, Phúc Hòa và sự phân bố của SO42-

giống với đã phân tích

ở phần trên trong các mẫu giếng khoan nhà dân (bờ trái sông áy có nồng độ SO42-

cao hơn so với bờ phải). Tuy nhiên sự phân bố của thành phần này ngược với sự

59

phân bố của asen trong nước ngầm. Mối tương quan nghịch còn được thể hiện rõ hơn

ở hình 3.10, nồng độ SO42-

thấp thì nồng độ As cao (Tam Thuấn, Tân Hội), khi nồng

độ SO42-

tăng thì nồng độ As giảm hoặc không thay đổi (Cẩm Yên, Phúc Hòa).

Hình 3.10. Mối tương quan của As(III) và SO42-

Khi độ sâu các giếng tăng thì nồng độ SO42-

ở mặt cắt A giảm, cho thấy càng

xuống sâu môi trường càng thể hiện tính khử. Nồng độ SO42- ở mặt cắt B rất thấp, chỉ

dưới 0,5mg/L và khá ổn định khi độ sâu tăng lên. Sự phân bố của SO42-

ở mặt cắt A

theo độ sâu ngược với sự phân bố của s( ) trong nước ngầm (hình 3.7). Khi độ sâu

thay đổi từ 5 đến -12m thì hàm lượng SO42-

giảm dần, do khi xuống sâu thì khả năng

khuếch tán oxi giảm làm cho hàm lượng oxi thấp, khi ấy vi sinh vật sẽ sử dụng SO42-

để phân hủy các chất hữu cơ trong các tầng chứa nước và làm cho nồng độ của SO42-

giảm xuống theo phản ứng:

(CH2O là công thức của chất hữu cơ)

2CH2O + SO42–

→ 2 O3– + H2S

Nồng độ của PO43-

trong nước ngầm tại mặt cắt B bên bờ phải sông áy lớn

hơn so với mặt cắt A bên bờ trái, giống với sự phân bố trong nước giếng khoan đã

mô tả bên trên. Tại Phúc Hòa, Tam Thuấn và Tân Hội, ở độ sâu từ 5 đến -5m, nồng

độ photphat khá ổn định khoảng 0,8mg/L, khi độ sâu tăng trên -5m đến -13m thì

nồng độ PO43-

có xu hướng tăng lên khá giống với sự phân bố của As bên trên trong

60

hình 3.7. Do PO43-

có cấu trúc tương tự như asen nhưng linh động hơn nên với nồng

độ cao PO43-

cạnh tranh vị trí hấp phụ của asen trên bề mặt khoáng canxit, tạo mối

tương quan thuận giữa As và PO43-

trong nước ngầm [21, 22]. Tức là khu vực có

PO43- cao thì hàm lượng s cao và điều này được quan sát thấy trong kết quả phân

tích As của các mẫu giếng khoan đã trình bày trong phần trên cũng như kết quả phân

tích nước ngầm thuộc hai mặt cắt (hình 3.8).

Hình 3.11. Mối tương quan của As(III) và PO43-

Hình 3.11 thể hiện mối tương quan của As và PO43-

trong nước ngầm thuộc

hai mặt cắt. Tại Cẩm Yên nồng độ As và PO43-

đều rất thấp. ước ngầm ở Phúc Hòa

và Tân Hội thể hiện rõ mối tương quan thuận giữa hai thành phần này, riêng ở Tam

Thuấn mối tương quan giữa As và PO43-

là mối tương quan nghịch, tức là nồng độ

PO43- tăng thì nồng độ As giảm. Do Tam Thuấn là khu vực có nồng độ Ca

2+ trung

bình là 97.5mg/L, cao nhất so với ba vị trí còn lại (bảng 3.2), vì thế khi nồng độ

PO43- trong nước cao, PO4

3- có thể kết hợp với Ca

2+ tạo kết tủa và tái hấp phụ As trên

bề mặt làm giảm nồng độ As trong nước ngầm [22].

Nhìn chung, các thành phần đặc trưng cho tính oxy hóa DO, O3- có nồng độ

rất thấp trong nước ngầm của cả 4 vị trí thuộc hai mặt cắt, riêng SO42-

tại mặt cắt A

có nồng độ cao hơn so với mặt cắt B và phân bố ngược lại với sự phân bố của As

trong nước ngầm trên hai mặt cắt (hình 3.8). Nồng độ thấp của các thành phần oxy

61

hóa này trong nước ngầm là do chúng được vi sinh vật sử dụng để phân hủy các chất

hữu cơ và tạo ra các sản phẩm khử, làm giảm tính oxy hóa của môi trường và hình

thành môi trường có tính khử hơn, dẫn đến quá trình hòa tan các khoáng sắt oxit

đồng thời giải phóng As. Tóm lại, kết quả phân tích cho thấy mối tương quan thuận

giữa As với thành phần oxi hóa SO42-

và thành phần cạnh tranh hấp phụ PO43-

trong

sự phân bố ở khu vực nghiên cứu theo cả không gian rộng và độ sâu.

3.2.2. M tươ q a ữa m t t p ầ ma tí k ử và As trong ước

ầm tạ a mặt cắt

Hình 3.12. Sự phân bố Mn2+

, NH4+, Fe

2+ và CH4 trong nước ngầm tại hai mặt cắt

62

Các biểu đồ sự phân bố của những chất đặc trưng cho môi trường khử Fe2+

,

NH4+ và CH4 (hình 3.12) cho thấy khu vực Cẩm Yên và Phúc òa có hàm lượng các

thành phần này thấp hơn so với Tam Thuấn và Tân Hội. Nồng độ Mn2+

đều thấp ở ba

vị trí Tân Hội, Tam Thuấn và Phúc Hòa. Riêng ở Cẩm Yên, nước ngầm có hàm

lượng Mn2+

cao nhất, ngược lại với sự phân bố của asen, do Mn2+

trong môi trường

nước ngầm chứa nhiều bicacbonat sẽ tạo thành MnCO3 kết tủa làm giảm nồng độ

Mn2+

trong nước [32]. Theo chiều sâu của các giếng, nồng độ Mn2+

ở Cẩm Yên và

Phúc Hòa giảm dần khi độ sâu giếng tăng lên, còn ở Tam Thuấn và Tân Hội thì nồng

độ Mn2+

trong nước ngầm có hàm lượng khá ổn định khi tăng độ sâu, ngược với sự

phân bố của s đã nêu trên. Mối tương quan giữa asen và Mn2+

được thể hiện khá rõ

ở hình 3.12. Khi nồng độ Mn2+

thấp thì nồng độ s cao như quan sát thấy ở Tam

Thuấn và Tân Hội. Tuy nhiên, khi nồng độ Mn2+

tăng thì nồng độ Asen giảm hoặc

gần như không thay đổi ở khu vực Cẩm Yên và Phúc Hòa.

Hình 3.13. Mối tương quan của As(III) và Mn2+

gược lại với sự phân bố của mangan, amoni trong nước ngầm thuộc mặt cắt

có nồng độ khá thấp và thấp hơn so với mặt cắt B, do trầm tích tại mặt cắt già

hơn so với mặt cắt B, hơn nữa mặt cắt có vị trí xa sông hơn nên hàm lượng chất

hữu trong trầm tích tại mặt cắt cũng thấp hơn. Tại mặt cắt B, nồng độ amoni cao là

63

do quá trình phân hủy các hợp chất hữu cơ của vi sinh vật sử dụng O3- và hình

thành NH4+ theo phản ứng:

(CH2O là công thức biểu diễn cho vật chất hữu cơ)

5CH2O + 4NO3– → 2 2 + 4HCO3

– + CO2 + 3H2O

CH2O + H2O + N2 + H+ → moni ( 4

+) + CO2

Theo độ sâu, 4+ tại 3 vị trí ẩm Yên, Phúc òa và Tam Thuấn có nồng độ

khá ổn định khi độ sâu tăng, duy chỉ có tại Tân ội, nồng độ amoni tăng khi độ sâu

tăng. hư đã giải thích bên trên, độ sâu tăng đồng nghĩa với việc nồng độ oxi trong

nước giảm, khi vi sinh vật sử dụng hết oxi hòa tan trong nước ngầm, nó sẽ sử dụng

các thành phần chứa oxi như O3- để phân hủy chất hữu cơ và hình thành 4

+. Do

đó, khi độ sâu tăng thì hàm lượng amoni cũng tăng. iều này giống với sự biến đổi

của asen trong nước ngầm (hình 3.8). Biểu đồ mối tương quan giữa s( ) và NH4+

cho thấy có mối tương quan thuận khá rõ của hai thành phần này tại cả ba vị trí Phúc

òa, Tam Thuấn và Tân ội thuộc hai mặt cắt. Tại ẩm Yên, khi nồng độ amoni

tăng, nồng độ s không thay đổi do nồng độ s gần như bằng 0.

Hình 3.14. Mối tương quan giữa As(III) và NH4+

CH4 là sản phẩm khử cuối cùng trong quá trình phân hủy chất hữu cơ do đó

những khu vực nào có hàm lượng cao của chúng thì thường thể hiện môi trường nước

64

ngầm có tính khử mạnh. Quá trình lên men chất hữu cơ tạo thành CH4 theo các phản

ứng sau:

2CH2O → 4 + CO2

(CH2O là công thức biểu diễn cho vật chất hữu cơ)

hư vậy, nước ngầm ở mặt cắt bên bờ trái sông áy có tính khử yếu hơn so

với mặt cắt B bên bờ phải sông do có nồng độ 4 thấp hơn. Sự phân bố này giống

với sự phân bố nồng độ s trong nước ngầm ở hai mặt cắt thuộc hai bên sông áy đã

nêu ở trên (hình 3.8) cũng như kết quả phân tích giếng khoan nhà dân. 4 trong

nước ngầm của mặt cắt hầu như không đáng kể ở mọi độ sâu. Tại mặt cắt B, nồng

độ 4 tăng nhanh khi độ sâu tăng từ -1m đến -15m, riêng với độ sâu từ -7m đến -

14m nồng độ metan trong nước ngầm tại Tân ội rất thấp gần như bằng 0 và khá ổn

định. Sự gia tăng nồng độ của metan theo độ sâu cho thấy khi độ sâu tăng thì môi

trường càng thể hiện tính khử, và khi đó càng thuận lợi cho sự giải phóng asen.

hính vì vậy những khu vực có hàm lượng metan cao thường có hàm lượng asen cao.

Sự phân bố của metan cũng khá giống với xu hướng phân bố của asen theo cả không

gian rộng và chiều sâu.

Một mối tương quan mà hầu hết các nghiên cứu về s đều nhắc đến đó là mối

tương quan thuận giữa As và Fe. Theo giả thiết As giải phóng trong môi trường khử,

tức là khi các vi sinh vật sử dụng oxi hòa tan và các hợp chất chứa oxi để hình thành

môi trường khử. Quá trình khử hòa tan các khoáng sắt oxit đồng thời giải phóng As

hấp phụ trên khoáng đó vào nước ngầm [16, 24]. Tuy nhiên, mối tương quan này

không phải lúc nào cũng quan sát thấy trong thực tế do các tầng chứa nước thường

xuyên xảy ra các quá trình thủy địa và các hoạt động của vi sinh vật, nên thành phần

của nước thường rất phức tạp và không ổn định theo thời gian cũng như không gian.

65

Hình 3.15. Sự phân bố của As(III) và Fe(II) trong nước ngầm ở hai mặt cắt

Theo chiều tăng của độ sâu, tại Tam Thuấn và Tân Hội nồng độ s tăng dần

còn nồng độ Fe hầu như không đổi. Sự tăng nồng độ của asen trong nước ngầm ở độ

sâu từ -2m đến -15m tại Tam Thuấn và Tân Hội không phải từ quá trình khử hòa tan

khoáng sắt mà có thể do sự cạnh tranh hấp phụ của photphat (nồng độ photphat tăng

theo độ sâu (hình 3.9).

Nồng độ sắt và asen trong nước ngầm tại Cẩm Yên đều rất thấp và gần như

bằng 0. Tại Phúc Hòa, Tam Thuấn và Tân Hội, nồng độ sắt trong nước ngầm gần như

nhau và bằng khoảng 16mg/L. Tính toán chỉ số bão hòa bằng PHREEQC cho thấy cả

ba khu vực Phúc Hòa, Tam Thuấn và Tân Hội đều bão hòa các khoáng sắt như siderit

và vivianit (SI>0) (hình 3.16 và phụ lục 3), nhưng nồng độ asen tại Tân Hội lại cao

hơn hẳn so với hai vị trí kia. Nguyên nhân là do Fe ở hai khu vực Phúc Hòa, Tam

Thuấn tái kết tủa do đạt trạng thái bão hòa và hấp phụ lại As làm giảm nồng độ asen

trong nước ngầm hoặc As tái hấp phụ trên bề mặt khoáng Fe còn lại sau quá trình

khử. Tại Tân Hội, nồng độ các thành phần có tính khử như amoni và DO (bảng 3.2)

cao hơn so với hai khu vực trên, nên môi trường nước ngầm tại Tân Hội có tính khử

mạnh hơn so với hai khu vực Phúc Hòa và Tam Thuấn, hạn chế sự tái hấp phụ của

asen lên bề mặt khoáng sắt và làm cho nồng độ As ở Tân Hội cao hơn ở hai khu vực

kia.

66

Hình 3.16. Biểu đồ khả năng bão hòa khoáng Siderit và Vivianit trong nước ngầm

Mối tương quan thuận giữa Fe và s cũng không được thấy rõ trong kết quả

nghiên cứu của một số tác giả như Abhijit (2008) tại một khu vực phía Tây vịnh

Bengal với hệ số tương quan r2 =0,26 [9]; Swartz (2004) cũng chỉ ra rằng As trong

trầm tích của các tầng nước sâu ở Munshiganj, Bangladesh (~165m), không có tương

quan tốt với Fe [46]. Sự không tương quan của As và Fe có thể do quá trình khử của

Fe và As không xảy ra đồng thời [28]. Tác giả McArthur (2004) cho rằng sự tương

quan yếu giữa s và Fe là do s sau khi được giải phóng từ quá trình khử hòa tan

các khoáng sắt kim loại, As bị hấp phụ trở lại bề mặt của phần khoáng chưa tan [30].

Tóm lại, s trong nước ngầm tại hai mặt cắt thể hiện khá rõ mối tương quan

thuận với các thành phần đặc trưng cho môi trường khử như amoni (hình 3.14),

metan (hình 3.12) và thành phần cạnh tranh hấp phụ PO43-

(hình 3.11). Asen còn thể

hiện mối tương quan nghịch với thành phần oxy hóa SO42-

và Mn2+

(hình 3.10 và

3.13). Mối tương quan thuận của asen và sắt chỉ được quan sát thấy ở Cẩm Yên và

Tân Hội, do đó không phải lúc nào sự hình thành asen trong nước ngầm cũng đều

liên quan tới sự khử hòa tan khoáng sắt. Vì vậy, quá trình hình thành ô nhiễm asen ở

khu vực nghiên cứu không chỉ do một cơ chế gây ra mà bao gồm cả sự giải phóng

asen trong môi trường khử và sự cạnh tranh hấp phụ trên bề mặt khoáng.

67

Ế U

Từ những kết quả nghiên cứu thực nghiệm, luận vă bước đầu đưa ra m t s

kết luận sau:

1. Các thành phần hóa học trong nước ngầm phân bố rất phức tạp. Các quá trình

khoáng hóa xảy ra nhiều bên bờ phải sông áy thể hiện ở nồng độ cao các thành

phần khoáng Ca2+

, Mg2+

trong nước ngầm. Bờ trái của sông áy có tính khử yếu

hơn so với bờ phải do bờ trái có nồng độ các thành phần Na+, Cl

-, SO4

2-, NO3

- cao

hơn so với bờ phải sông.

2. Kết quả phân tích nước ngầm thuộc hai mặt cắt A và B cho thấy As có mối tương

quan thuận với các thành phần có tính khử như NH4+, CH4 và thành phần có sự

cạnh tranh hấp phụ như PO43-

phía bờ phải sông áy. Ở bờ trái sông áy, Asen

tương quan nghịch với các thành phần có tính oxi hóa như Mn2+

, SO42-

. As và

Fe(II) thể hiện mối tương quan thuận ở ẩm Yên và Tân ội. Mối tương quan

nghịch được quan sát thấy ở Phúc òa và Tam Thuấn do ảnh hưởng của sự tái kết

tủa thành Fe(III) trong nước ngầm.

3. Nồng độ As trong nước ngầm ở bờ phải sông áy cao hơn bờ trái là do bờ phải có

môi trường khoáng hóa và có nồng độ các thành phần mang tính khử, thành phần

cạnh tranh hấp phụ cao hơn bờ trái. Bờ phải sông áy có điều kiện thuận lợi cho

quá trình giải phóng As từ trầm tích vào nước ngầm. Như vậy, nguyên nhân hình

thành ô nhiễm asen khu vực nghiên cứu là do quá trình khử hòa tan các khoáng

oxit sắt đồng thời giải phóng asen vào nước ngầm và sự cạnh tranh hấp phụ của

photphat với asen trên bề mặt khoáng trong tầng chứa nước.

68

Ế Ị

1. Tiếp tục nghiên cứu đặc điểm trầm tích và điều kiện thủy văn khu vực để làm rõ

hơn mối tương quan thuận nghịch của asen với sắt và nguyên nhân hình thành ô

nhiễm Asen. Từ đó, dự đoán khu vực ô nhiễm s chính xác hơn để tránh sử dụng

và khai thác nguồn nước ngầm bị ô nhiễm

2. Kết quả phân tích cho biết nước ngầm khu vực bờ phải sông áy bị ô nhiễm

asen, mangan, amoni. Vì vậy cần khuyến cáo các hộ gia đình nằm trong khu vực

ô nhiễm có các biện pháp để hạn chế ảnh hưởng của các thành phần độc hại này

tới sức khỏe, như xử lý bằng bể lọc cát hoặc sử dụng các thiết bị lọc khác có khả

năng loại bỏ các thành ô nhiễm trước khi sử dụng.

3. Vì tác nhân chính tạo điều kiện thuận lợi để giải phóng As là vậy chất hữu cơ

nên cần hạn chế ô nhiễm s trong nước ngầm bằng cách giảm thiểu sự xâm nhập

của chất hữu cơ xuống các tầng chứa nước. Và tránh khai thác nước ngầm ở các

khu vực bị ô nhiễm hữu cơ.

69

TÀI LIỆU THAM KHẢO

Tiếng Việt

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

Nông Nghiệp, Hà Nội.

2. Nguyễn Mạnh Khải, Nguyễn Quốc Việt, Hoàng Thị Quỳnh Trang, Lê Viết Cao,

Nguyễn Tiến Trung, Nguyễn uang Minh (2011), “Ô nhiễm asen trong nước

ngầm và khả năng xử lý tại chỗ quy mô hộ gia đình tại xã Trung hâu, an

Phượng, Hà Nội”, Tạp chí Khoa học ĐHQGHN, Khoa học Tự nhiên và Công

nghệ, 27, tr.22-29

3. Vũ gọc Kỷ, Nguyễn Thượng ùng, Tôn Sĩ Kinh, guyễn Kim Ngọc (2008),

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

4. Bùi Văn Minh (2015), “Khảo sát sự phân bố của một số thành phần hóa học

trong nước ngầm khu vực ông am à ội”, Luận văn thạc sĩ khoa học,

Trường đại học Khoa học Tự nhiên, ại học Quốc gia Hà Nội.

5. ào Mạnh Phú, Phạm Thị Kim Trang, Vi Thị Mai Lan, Bùi Văn Minh, guyễn

Thị Duyên, Phạm Hùng Việt, Benjamin Bostick (2014), Đánh giá chất lượng

nước ngầm tầng nông tại khu vực Đông Nam Hà Nội, Hội nghị Khoa học lần thứ

8, Trường ại học Khoa học Tự nhiên.

6. Trịnh Thị Thanh (2000), Độc học Môi trường và sức khỏe con người, XB ại

học Quốc gia Hà Nội.

7. UNICEF (2004), Ô nhiễm thạch tín trong nguồn nước sinh hoạt ở Việt Nam-Khái

quát tình hình & các biện pháp giảm thiểu cần thiết, UNICEF Việt Nam, Hà Nội

8. Vi Thị Mai Lan (2005), “Xác định asen trong mẫu sinh học bằng phương pháp

quang phổ hấp thụ nguyên tử ( S) trên cơ sở xử lý mẫu bằng lò vi sóng”, Luận

văn thạc sĩ khoa học, Trường đại học Khoa học Tự nhiên, ại học Quốc gia Hà

Nội.

70

Tiếng Anh

9. Abhijit Mukherjee, Alan E. Fryar (2008), “Deeper groundwater chemistry and

geochemical modeling of the arsenic affected western Bengal basin, West

Bengal, ndia”, Applied Geochemistry 23, pp. 863–894

10. Alexander van Geen, Zheng Y., Versteeg R., Stute M., Horneman A., Dhar R.,

Steckler M., Gelman A., Small C., Ahsan H., Graziano J. H., Hussain I. and

Ahmed K. M. (2003) Spatial variability of arsenic in 6000 tube wells in a 25 km2

area of Bangladesh. Water Resources Reseach, 39, pp. 1140

11. Alexander van Geen, Benjamin C. Bostick, Pham Thi Kim Trang, Vi Mai Lan,

Nguyen Ngoc Mai, Phu Dao Manh, Pham Hung Viet, Kathleen Radloff, Zahid

Aziz, Jacob L. Mey, Mason O. Stahl, Charles F. Harvey, Peter Oates, Beth

Weinman, Caroline Stengel, Felix Frei, Rolf Kipfer, Michael Berg (2013),

“Retardation of arsenic transport through a Pleistocene aquifer”, Nature 501, pp.

204–207.

12. Appelo C.A.J., Postma D. (2005), “Geochemistry, groundwater and pollution”,

2nd edition, A.A. Balkema Publishers.

13. Berg M., Caroline Stengel, Pham Thi Kim Trang, Pham Hung Viet,

Mickey L. Sampson, Moniphea Leng, Sopheap Samreth, David Fredericks

(2007) "Magnitude of arsenic pollution in the Mekong and Red River Deltas—

Cambodia and Vietnam", Science of the total environment, 372(2), pp. 413-425.

14. Bhattacharyya, P. K.; Dasgupta, Somnath; Fukuoka, M.; Roy Supriya (1984).

“ eochemistry of braunite and associated phases in metamorphosed non-

calcareous manganese ores of ndia”. Contributions to Mineralogy and Petrology

87 (1): 65–71.

15. C.K Jain, li (2000), “ rsenic: occurrence, toxicity and speciation techniques”,

Water Research, Volume 34, Issue 17, pp. 4304–4312

16. Dieke Postma, Flemming Larsen, Nguyen Thi Minh Hue, Mai Thanh Duc,

Pham Hung Viet, Pham Quy Nha, Søren Jessen (2007), “ rsenic in groundweter

71

of the Red River floodplain, Vietnam: Controlling geochemical processes and

reactive transport modeling”, Geochimica et Cosmochimica Acta, 71(21), pp.

5054–5071

17. Dieke Postma, Flemming Larsen, Nguyen Thi Thai, Pham Thi Kim Trang,

Rasmus Jakobsen, Pham Quy Nhan, Tran Vu Long, Pham Hung Viet, Andrew

S. Murray (2012), “ roundwater arsenic concentrations in Vietnam controlled

by sediment age”, Nature Geoscience 5, pp. 656–661

18. Elisabeth Eiche, Thomas Neumann, Michael Berg, Beth Weinman, Alexander

van Geen, Stefan Norra, Zsolt Berner, Pham Thi Kim Trang, Pham Hung Viet,

Doris Stüben (2008), “ eochemical processes underlying a sharp contrast in

groundwater arsenic concentrations in a village on the Red River delta,

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

19. Fendorf.S, olly . Michael, lexander van een (2010), “Spatial and Temporal

Variation of roundwater rsenic in South and Southeast sia”, Science, Vol

328, pp. 1123 - 1127.

20. Harvey C. F., K. N. Ashfaque, W. Yu, A.B.M. Badruzzaman, M. Ashraf Ali, P.

M. Oates, H. A. Michael, R. B. Neumann, R. Beckie, S. Islam and M. F. Ahmed

(2006), "Groundwater dynamics and arsenic contamination in Bangladesh",

Chemical Geology, 228, pp.112-136.

21. Harald Neidhardt, Zsolt Attila Berner, Dominik Freikowski, Ashis Biswas,

Santanu Majumder, Josef Winter, Claudia Gallert, Debashis Chatterjee, Stefan

Norra (2014), “Organic carbon induced mobilization of iron and manganese in a

West Bengal aquifer and the muted response of groundwater arsenic

concentrations”, Chemical Geology 367, pp.51-62.

22. Helle Ugilt Sø, Dieke Postma, Rasmus Jakobsen, Flemming Larsen (2011),

"Sorption of phosphate onto calcite; results from batch experiments and surface

complexation modeling", Geochimica et Cosmochimica Acta 75, pp.2911–2923.

72

23. Helle Ugilt Sø, Dieke Postma, Rasmus Jakobsen, Flemming Larsen (2012),

"Competitive adsorption of arsenate and phosphate onto calcite; experimental

results and modeling with CCM and CD-MUSIC", Geochimica et Cosmochimica

Acta 93, pp.1–13.

24. Helen A.L. Rowland, Andrew G. Gault, Paul Lythgoe, David A. Polya (2008),

"Geochemistry of aquifer sediments and arsenic-rich groundwaters from

Kandal Province, Cambodia", Applied Geochemistry 23, pp.3029–3046

25. Hossain Md. Anawar, Shafi M. Tareq, Golam Ahmed (2013), "Is organic matter

a source or redox driver or both for arsenic release in groundwater?", Physics and

Chemistry of the Earth 58–60, pp. 49–56

26. Hugh Brammera, Peter Ravenscroft (2009), "Arsenic in groundwater: A threat to

sustainable agriculture in South and South-east Asia", Environment

International, 35(3), pp. 647–654

27. Ishwar Chandra Yadav, Ningombam Linthoingambi Devib, Surendra Singha

(2015), “Reductive dissolution of iron-oxyhydroxides directs groundwater

arsenic mobilization in the upstream of Ganges River basin, Nepal”, Journal of

Geochemical Exploration, 148, pp.150–160

28. Islam, F.S., Gault, A.G., Boothman, C., Polya, D.A., Charnock, J.M., Chatterjee,

D., Lloyd, J.R., (2004), “Role of metalreducing bacteria in arsenic release from

Bengal delta sediments”, Nature, 430, pp. 68–71.

29. Johanna Buschmann, Michael Berg, Caroline Stenge, Lenny Winkel,

Mickey L. Sampson, Pham Thi Kim Trang, Pham Hung Viet (2008),

“ ontamination of drinking water resources in the Mekong delta floodplains:

Arsenic and other trace metals pose serious health risks to population”,

Environment International, 34, pp.756–764

30. McArthur J. M., Banerjee D. M., Hudson-Edwards K. A., Mishra R., Purohit R.,

Ravenscroft P., Cronin A., Howarth R. J., Chatterjee A., Talukder T., Lowry D.,

Houghton S., Chahda D. K. (2004), "Natural organic matter in sedimentary

73

basins and its relation arsenic in anoxic ground water: the example of West

Bengal and its worldwide implications", Applied Geochemistry, 19, pp.1255–

1293

31. McArthur J. M, P.K. Sikdar, M.A. Hoque, U. Ghosal (2012), "Waste-water

impacts on groundwater: Cl/Br ratios and implications for arsenic pollution of

groundwater in the Bengal Basin and Red River Basin, Vietnam", Science of the

Total Environment, 437, pp.390–402

32. M.S. Sankar, M.A. Vega, P.P. Defoe, M.G. Kibria, S. Ford, K. Telfeyan, A.

Neal, T.J. Mohajerin, G.M. Hettiarachchi, S. Barua, C. Hobson, K. Johannesson,

S. Datta (2014), "Elevated arsenic and manganese in groundwaters of

Murshidabad, West Bengal", India, Science of the Total Environment,

33. Lenny H. E. Winkel, Pham Thi Kim Trang, Vi Mai Lan, Caroline Stengel,

Manouchehr Amini, Nguyen Thi Ha, Pham Hung Viet, Michael Berg (2010),

"Arsenic pollution of groundwater in Vietnam exacerbated by deep aquifer

exploitation for more than a century", Proceeding of National Academy of

Science (PNAS),108 (4), pp.1246-1251.

34. P Bhattacharya, A Mukherjee, AB Mukherjee (2011), "Groundwater Arsenic in

India: Source, Distribution, Effects and Alternate Safe Drinking Water Sources",

Environment Health, vol. 1, pp. 150-164

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

distribution of arsenic in natural waters", Applied Geochemistry 17, pp. 17–568

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

Geochemistry and occurrence", Kluwer academic publishers.

37. Polizzotto, Matthew L.; Kocar, Benjamin D.; Benner, Shawn G.; Sampson,

Michael; and Fendorf, Scott. (2008) "Near-surface wetland sediments as a source

of arsenic release to ground water in Asia", Nature, 454(7203), pp. 505-508

38. Tetsuro Agusa, Takashi Kunito, Tu Binh Minh, Pham Thi Kim Trang,

Annamalai Subramanian, Hisato Iwata, Pham Hung Viet, Shinsuke Tanabe

74

(2006), "Contamination by arsenic and other trace elements in tube-well water

and its risk assessment to humans in Hanoi, Vietnam", Environmental Pollution

139, 95-106.

39. Rasmus Jakobsen, Dieke Postma (1998), ”Redox zoning, rates of sulfate

reduction and interactions with Fe-reduction and methanogenesis in a shallow

sandy aquifer, Rømø, Denmark”, Geochimica et Cosmochimica Acta, 63 (1), pp.

137–151

40. R.B. Merola, T.T. Hien, D.T.T. Quyen, A. Vengosh (2015), "Arsenic exposure to

drinking water in the Mekong Delta", Science of the Total Environment 511,

pp.544–552

41. René Mascher, , Bärbel Lippmann, Sylvia Holzinger, Hans Bergmann(2002),

“ rsenate toxicity: effects on oxidative stress response molecules and enzymes

in red clover plants”, Plant Science, Volume 163, Issue 5 , pp. 961–969

42. Sk khtar hmad, Manzurul aque Khan (2015), “Ground Water Arsenic

ontamination and ts ealth Effects in Bangladesh”, Handbook of Arsenic

Toxicology, chap2, pp.51 -71.

43. Shinji Nakayaa, Haruyasu Natsumea, Harue Masudab, Muneki Mitamurab,

Dipak Kumar Biswasc, Ashraf A. Seddiqued (2011), “Effect of groundwater

flow on forming arsenic contaminated groundwater in Sonargaon, Bangladesh”,

Journal of Hydrology, 409(3 – 4), pp. 724–736

44. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (1999)

45. Swaran J.S. Flora (2015), "Arsenic: Chemistry, Occurrence, and Exposure",

Handbook of Arsenic Toxicology, chap 1, pp. 1–49.

46. Swartz, C.H., Blute, N.K., Badruzzaman, B., Ali, A., Brabander, D., Jay, J.,

Besancon, J., slam, S., emond, .F., arvey, .F. (2004), “Mobility of arsenic

in a Bangladesh aquifer: inferences from geochemical profiles, leaching data, and

mineralogical characterization”. Geochimica et Cosmochimica Acta 66, pp.

4539–4557.

75

47. UNICEF (2008), Arsenic Primer Guidance For UNICEF

48. Van Anh Nguyen, Sunbaek Bang, Pham Hung Viet, Kyoung-Woong Kim

(2009), "Contamination of groundwater and risk assessment for arsenic exposure

in Ha Nam province", Vietnam, Environment International, 35, pp.466–472

49. WHO (2011) Guidelines for Drinking-water Quality

PHỤ LỤC

Phụ lục 1: M t s hình ảnh lấy mẫu

ì 1. Bơm ước giế để lấy mẫu Hình 2. Chuẩn bị dụng cụ để lọc mẫu

ì 3. o v tí toá t ể tíc ước

cầ bơm bỏ trước khi lấy mẫu

Hình 4. Hình ảnh cụm giếng tại Tân

H i

Phụ lục 2. Dữ liệu g c

1. S liệu giếng khoan nhà dân

Sample Depth T DO Ec As(T) Fe Mn Na K Ca Mg NH4-N PO4-P SiO3-Si F- Cl- Br- NO2 SO4- NO3

ID m °C mg/L µS/cm µg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L

PR 01 40 27.0 0.83 174.2 <5 1.92 0.24 8.0 6.8 9.7 6.1 <0.2 <0.05 23.1 0.3 2.9 <0.1 <0.5 3.7 1.3

PR 02 21 26.5 0.80 808 32 28.45 0.53 42.2 1.7 67.1 29.4 0.7 0.87 16.9 0.1 52.7 <0.1 <0.5 63.2 <0.5

PR 03 17 26.2 3.11 445 <5 <0.25 <0.1 15.4 4.1 37.0 20.3 0.6 <0.05 12.9 0.1 16.8 <0.1 <0.5 33.2 17.8

PR 04 28 26.1 0.78 654 69 18.65 0.45 24.6 2.3 48.2 15.3 11.6 1.59 21.1 0.2 79.4 0.119 <0.5 <0.5 <0.5

PR 05 13 26.0 1.03 48.2 <5 <0.25 <0.1 4.7 1.0 <2 <0.5 <0.2 <0.05 5.5 0.0 7.7 <0.1 <0.5 <0.5 2.7

PR 06 40 26.2 1.55 43.5 <5 <0.25 <0.1 3.3 1.7 <2 <0.5 <0.2 <0.05 6.1 0.1 4.1 <0.1 <0.5 1.4 6.0

PR 07 32 26.2 0.59 321 27 2.76 0.39 17.4 3.0 16.4 7.0 11.4 0.07 7.6 0.5 4.3 0.113 <0.5 4.6 <0.5

PR 08 24 25.9 4.25 144.1 <5 <0.25 <0.1 11.0 4.0 6.1 3.2 0.1 <0.05 20.5 0.0 9.6 <0.1 <0.5 3.9 26.1

PR 09 37 27.5 0.63 348 <5 0.37 <0.1 14.4 2.7 32.6 15.6 2.0 <0.05 12.9 0.3 3.3 <0.1 <0.5 2.1 <0.5

PR 10 25 26.7 - 52.9 <5 0.52 0.13 2.8 2.7 2.9 0.6 <0.2 <0.05 8.2 0.1 3.9 <0.1 <0.5 6.5 2.03

PR 11 34 26.8 0.80 585 <5 <0.25 0.31 60.1 26.4 11.4 7.5 <0.2 <0.05 11.8 0.1 120.9 0.162 <0.5 32.3 26.7

PR 12 31 26.2 1.76 776 <5 <0.25 0.44 65.7 25.4 62.6 17.4 2.5 <0.05 13.3 0.1 142.4 0.251 <0.5 22.9 13.2

PR 13 30 26.2 0.71 827 40 22.00 0.27 70.6 9.0 48.6 21.4 5.2 1.26 17.3 0.1 81.0 0.18 <0.5 10.7 <0.5

PR 14 12 26.1 0.56 317 44 23.35 0.43 13.0 0.5 17.1 11.7 2.0 1.54 19.3 0.2 2.6 <0.1 <0.5 <0.5 <0.5

PR 15 34 26.4 0.63 371 57 15.27 0.27 12.5 0.7 27.5 15.1 1.7 1.25 19.7 0.2 3.1 <0.1 <0.5 <0.5 <0.5

PR 16 32 25.7 0.49 699 113 12.67 0.31 21.4 0.8 68.7 19.0 12.3 1.88 22.4 0.2 44.6 <0.1 <0.5 <0.5 <0.5

PR 17 38 26.3 0.94 614 32 <0.25 <0.1 12.9 3.4 62.0 23.9 13.2 <0.05 14.3 0.3 2.6 0.115 <0.5 <0.5 6.6

PR 18 50 26.1 0.68 833 304 16.72 0.32 7.1 3.5 108.3 31.8 5.0 1.19 12.2 0.1 4.1 <0.1 <0.5 <0.5 <0.5

PR 19 13 26.5 1.76 767 334 12.74 <0.1 10.9 4.2 103.9 24.3 3.4 0.70 11.8 0.1 15.6 <0.1 <0.5 <0.5 <0.5

PR 20 40 27.3 0.56 242 18 8.08 <0.1 18.0 2.7 11.5 6.5 1.7 0.72 14.6 0.3 4.0 0.186 <0.5 <0.5 <0.5

PR 21 37 27.2 0.64 483 7 4.00 0.89 13.0 4.1 63.0 10.9 1.2 <0.05 12.4 0.1 23.3 0.265 <0.5 1.5 <0.5

PR 22 24 27.0 0.52 271 17 1.20 1.04 18.0 4.4 9.4 8.3 4.7 0.07 12.0 0.1 20.9 0.353 <0.5 7.6 <0.5

PR 23 80 28.0 0.39 762 <5 0.45 0.65 17.3 2.0 99.2 30.0 1.4 <0.05 8.5 0.4 3.7 0.166 <0.5 2.0 <0.5

PR 24 40 26.7 0.52 706 197 4.98 <0.1 15.9 1.5 64.4 23.6 18.8 0.57 7.5 0.3 7.5 0.118 <0.5 <0.5 <0.5

PR 25 45 26.6 0.50 497 <5 <0.25 <0.1 82.3 6.9 2.8 1.0 <0.2 <0.05 5.6 0.0 119.7 0.286 <0.5 4.5 26.9

PR 26 74 28.3 0.63 527 15 2.14 0.18 4.4 0.8 78.4 10.2 5.4 0.15 4.6 0.2 5.6 <0.1 <0.5 4.1 <0.5

PR 27 30 26.1 0.62 854 60 18.90 0.52 47.8 1.4 59.2 21.9 12.4 2.09 28.0 0.1 130.5 0.168 <0.5 <0.5 <0.5

PR 28 16 25.9 0.59 309 <5 <0.25 0.32 44.8 8.7 4.0 1.7 <0.2 <0.05 7.6 0.0 77.8 0.167 <0.5 1.2 7.3

PR 29 28 26.8 0.58 294 <5 1.17 0.14 23.1 2.9 11.5 7.7 <0.2 <0.05 12.4 0.1 49.2 0.118 <0.5 7.9 2.85

PR 30 26 26.0 0.80 904 141 9.71 0.53 21.4 2.5 111.7 31.4 2.4 1.23 14.9 0.1 31.7 <0.1 <0.5 9.4 <0.5

PR 31 >40 26.6 0.61 541 60 3.69 0.20 38.9 2.4 49.1 6.5 14.9 0.53 9.6 0.1 6.9 <0.1 <0.5 <0.5 <0.5

PR 32 17-18 25.7 0.71 646 <5 26.45 2.32 59.4 6.6 12.5 16.2 1.2 <0.05 9.3 0.1 139.7 0.235 <0.5 34 <0.5

PR 33 19 26.0 0.66 624 56 12.05 0.19 13.7 1.2 61.6 17.3 18.0 1.98 21.7 0.2 6.7 <0.1 <0.5 <0.5 0.6

PR 34 24 26.0 0.75 551 23 12.26 <0.1 24.7 7.9 33.0 22.3 3.4 0.80 17.6 0.2 45.2 0.12 <0.5 <0.5 <0.5

PR 35 16 25.9 0.64 1573 <5 <0.25 4.51 70.5 81.6 140.3 43.5 <0.2 0.01 10.7 0.2 161.0 <0.1 <0.5 74.6 26.3

PR 36 30 25.4 0.58 830 332 14.90 0.21 17.7 2.8 93.1 25.9 8.5 1.79 13.5 0.1 32.3 <0.1 <0.5 <0.5 <0.5

PR 37 12 25.7 0.62 1390 <5 <0.25 2.50 61.5 5.9 172.3 38.0 0.2 <0.05 10.2 0.1 69.1 <0.1 1.55 68.0 132.9

PR 38 32 26.4 0.56 775 234 12.36 0.14 9.3 2.9 55.9 27.8 27.2 0.55 11.5 0.1 6.7 0.259 <0.5 <0.5 <0.5

PR 39 43 26.8 0.58 694 208 11.65 <0.1 17.6 1.6 74.4 27.4 5.8 0.66 14.6 0.3 5.6 0.14 <0.5 <0.5 <0.5

PR 40 16 26.4 0.64 443 41 12.25 <0.1 22.7 0.7 38.3 12.8 2.1 1.17 19.9 0.1 14.8 <0.1 <0.5 <0.5 <0.5

PR 41 18 26.5 0.71 908 <5 <0.25 2.24 13.5 16.0 118.9 38.6 2.1 <0.05 9.4 0.3 33.1 <0.1 <0.5 35.4 <0.5

PR 42 16 26.0 0.64 813 165 11.35 1.24 15.0 2.5 116.0 25.1 1.7 0.77 11.1 0.1 19.0 <0.1 <0.5 33.5 <0.5

PR 43 40 26.7 0.57 1135 98 8.00 0.43 49.2 4.2 66.6 31.4 59.0 1.98 14.5 1.4 4.6 <0.1 <0.5 <0.5 <0.5

PR 44 41 26.8 0.63 801 227 20.81 0.10 12.5 3.6 73.1 22.7 25.2 1.94 20.3 0.1 10.9 <0.1 <0.5 <0.5 <0.5

PR 45 38 26.0 0.71 843 85 27.08 0.34 12.7 2.5 76.8 26.4 23.9 2.34 22.5 0.1 25.0 <0.1 <0.5 <0.5 <0.5

PR 46 20 26.7 0.63 681 299 9.24 <0.1 17.8 2.2 58.6 19.5 20.4 1.22 15.1 0.2 7.4 <0.1 <0.5 <0.5 <0.5

PR 47 28 26.1 0.75 365 <5 <0.25 2.02 22.0 1.1 29.5 13.9 0.8 0.08 17.4 0.3 15.6 <0.1 <0.5 3.5 <0.5

PR 48 36 26.8 0.64 527 54 4.00 0.16 32.2 2.5 27.6 12.3 22.6 1.35 27.0 0.2 9.4 <0.1 <0.5 <0.5 <0.5

PR 49 50 26.7 0.66 713 144 7.73 <0.1 30.4 2.4 57.1 19.0 25.2 2.28 22.6 0.1 5.0 0.121 <0.5 <0.5 <0.5

PR 50 42 26.6 0.96 673 276 7.57 <0.1 18.9 1.8 52.2 20.9 20.8 1.54 14.6 0.1 7.7 0.101 <0.5 <0.5 <0.5

2. S liệu hai mặt cắt (Cẩm Yên, Phúc Hòa, Tam Thuấn, Tân H i)

Sample Depth Elevated T pH DO Ec As(III) As(T) Fe

(II)

Fe

(T) Mn Na K Ca Mg NH4-N PO4-P HCO3- Cl- Br- SO4- NO3- DOC-C CH4

ID m m °C mg/L µS/cm µg/L µg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L

CY 01 13.27 1.73 26.2 5.68 0.11 121 <5 <5 2.9 3.0 1.33 11.7 0.7 0.8 1.9 2.02 <0.1 48 3.8 0.098 7.31 <0.2 1.36 0.74

CY 02 14.09 0.91 26.1 5.48 0.12 66.3 <5 <5 1.9 1.9 0.66 6.0 0.7 0.2 0.5 1.73 <0.1 21 2.8 0.082 5.18 <0.2 1.04 0.23

CY 03 16.04 -1.04 25.9 5.46 0.09 58.0 <5 <5 0.5 0.5 0.48 5.4 1.2 0.1 0.2 1.98 <0.1 16 2.0 0.076 2.51 <0.2 0.61 0.15

CY 04 17.04 -2.04 26.3 5.63 0.12 96.0 <5 <5 1.1 1.1 1.11 8.6 1.3 0.8 1.7 2.06 <0.1 39 2.8 0.083 4.67 <0.2 1.32 0.62

CY 05 18.19 -3.19 26.4 5.80 0.09 108 <5 <5 <0.2 <0.2 0.20 8.6 2.6 1.3 1.2 2.74 <0.1 50 1.7 0.058 2.50 <0.2 1.31 <0.13

CY 06 19.05 -4.05 26.3 5.58 0.13 77.3 <5 <5 0.8 0.8 0.64 7.1 1.4 0.7 0.8 1.25 <0.1 32 2.1 0.066 2.56 <0.2 0.58 0.28

CY 07 20.05 -5.05 25.7 5.74 0.09 95.3 <5 <5 0.4 0.4 0.56 7.8 2.3 1.5 1.2 1.78 <0.1 47 1.8 0.067 2.16 <0.2 <0.5 0.13

CY 08 21.06 -6.06 26.5 5.84 0.06 118 <5 <5 0.4 0.4 0.86 9.0 2.9 1.9 1.5 2.45 <0.1 58 1.6 0.065 2.98 <0.2 0.87 <0.13

CY 09 21.97 -6.97 27.1 6.07 0.07 168 <5 <5 0.6 0.6 1.28 10.9 3.5 12.8 3.4 1.26 <0.1 92 1.5 0.060 2.94 <0.2 0.88 <0.13

CY 10 22.95 -7.95 26.5 6.16 0.06 208 <5 <5 0.6 0.6 1.23 12.2 4.2 21.8 4.7 1.13 <0.1 91 1.5 0.055 2.59 <0.2 3.10 0.28

CY 11 24.00 -9 26.7 6.19 0.07 209 <5 <5 0.4 0.4 0.79 12.2 4.1 21.2 3.8 1.01 <0.1 96 1.5 0.057 2.42 <0.2 0.80 <0.13

CY 12 24.89 -9.89 25.9 6.03 0.10 156 <5 <5 0.6 0.6 0.71 10.5 3.0 11.9 2.6 1.62 <0.1 82 1.6 0.057 2.92 <0.2 <0.5 <0.13

CY 13 25.88 -10.88 25.8 5.95 0.22 136 <5 <5 0.7 0.7 0.63 9.8 2.7 9.1 1.8 1.68 <0.1 69 1.6 0.064 2.64 <0.2 <0.5 <0.13

CY 14 26.89 -11.89 26.3 5.97 0.11 150 <5 <5 1.1 1.1 0.78 9.8 3.4 11.6 2.1 1.08 <0.1 79 1.7 0.060 3.17 <0.2 0.56 <0.13

CY 15 27.94 -12.94 25.9 6.33 0.19 257 <5 <5 0.4 0.4 0.57 12.7 4.8 32.6 5.1 0.15 <0.1 150 1.3 0.060 2.45 <0.2 0.64 <0.13

CY 16 28.79 -13.79 26.4 6.13 0.09 187 <5 <5 0.9 0.9 0.90 10.2 2.8 17.1 3.8 1.26 <0.1 103 1.4 0.059 1.96 <0.2 0.50 <0.13

PH 01 8.12 3.88 25.6 6.51 0.05 415 24 26 22.1 22.7 1.52 10.7 0.6 34.2 18.2 1.27 0.65 233 4.1 0.02 15.27 <0.2 1.34 <0.13

PH 02 9.34 2.66 26.0 6.58 0.12 387 25 28 15.3 15.4 0.89 13.3 0.5 30.9 20.1 1.15 0.55 231 3.4 0.02 5.19 <0.2 2.43 <0.13

PH 03 11.06 0.94 26.3 6.59 0.09 406 17 20 15.2 15.2 0.77 9.9 1.1 34.6 21.6 0.59 0.55 223 3.9 0.02 22.00 <0.2 1.16 <0.13

PH 04 12.05 -0.05 26.1 6.62 0.17 417 16 20 18.0 18.0 0.77 11.5 0.6 34.5 21.2 0.46 0.56 239 3.7 0.02 16.57 <0.2 0.83 <0.13

PH 05 13.91 -1.91 26.0 6.68 0.07 377 22 27 15.2 15.2 0.33 10.0 0.7 31.8 19.1 0.37 0.72 234 2.2 0.02 2.42 <0.2 0.92 <0.13

PH 06 15.34 -3.34 25.7 6.71 0.11 424 25 30 15.8 16.0 0.17 12.2 0.6 37.2 21.4 0.55 0.78 263 2.4 0.02 7.14 <0.2 0.87 <0.13

PH 07 16.28 -4.28 25.7 6.69 0.09 412 25 32 15.8 16.0 0.24 11.6 0.8 37.0 19.5 0.73 0.75 254 2.4 0.02 4.19 <0.2 0.93 <0.13

PH 08 17.34 -5.34 26.2 6.74 0.11 374 27 36 13.7 13.8 0.18 12.6 0.7 33.3 17.9 0.57 0.79 239 2.1 0.02 <0.4 <0.2 1.43 <0.13

PH 09 18.21 -6.21 26.2 6.75 0.10 399 36 41 13.2 13.4 0.12 12.0 0.8 33.9 19.2 0.81 0.79 248 2.2 0.02 0.73 <0.2 0.96 <0.13

PH 10 19.05 -7.05 26.2 6.67 0.10 388 32 32 14.6 14.5 0.25 13.1 0.8 34.8 18.7 0.65 0.75 244 2.2 0.02 2.11 <0.2 0.93 <0.13

PH 11 20.11 -8.11 26.0 6.80 0.07 406 42 47 13.3 13.3 0.12 11.5 1.0 35.4 20.2 1.05 0.91 255 2.3 0.02 <0.4 <0.2 1.32 <0.13

PH 12 21.23 -9.23 26.0 6.59 0.12 421 23 31 18.6 18.8 0.10 10.6 0.7 36.8 20.4 0.59 0.67 252 2.4 0.02 10.35 <0.2 0.63 <0.13

PH 13 22.29 -10.29 25.8 6.75 0.08 469 32 37 15.3 15.4 0.15 11.9 1.2 43.8 24.1 1.30 0.90 301 2.5 0.02 0.15 <0.2 0.93 <0.13

PH 14 23.03 -11.03 26.2 6.71 0.12 455 29 36 16.9 17.0 0.13 11.4 0.9 41.7 23.6 0.94 0.83 283 2.5 0.02 7.65 <0.2 1.12 0.18

PH 15 24.54 -12.54 26.1 6.79 0.09 419 37 40 14.3 14.3 0.08 10.9 0.9 36.7 21.6 1.15 0.89 260 2.2 0.02 <0.4 <0.2 1.24 0.14

PH 16 25.42 -13.42 26.0 6.76 0.14 435 38 44 13.5 13.8 0.27 9.9 1.0 43.1 22.1 1.24 0.95 280 2.4 0.02 <0.4 <0.2 0.79 <0.13

PH 17 26.70 -14.7 26.2 6.69 0.11 413 32 36 14.9 14.5 0.13 10.4 0.7 36.5 22.1 0.78 0.94 260 2.8 0.02 <0.4 <0.2 1.00 0.33

TT 01 18.50 -7.50 27.1 6.71 0.08 701 55 60 19.5 23.1 0.30 10.0 2.25 86.8 22.4 5.2 1.72 428 5.9 0.070 <0.4 <0.2 1.13 3.39

TT 02 19.50 -8.50 27.6 6.75 0.05 772 42 46 17.2 20.4 0.31 10.2 4.54 93.5 24.6 4.9 1.45 480 5.0 0.070 <0.4 <0.2 1.59 5.90

TT 03 20.50 -9.50 27.2 6.76 0.07 780 35 45 18.2 21.7 0.31 10.8 4.34 102.0 25.2 4.7 1.49 495 4.9 0.084 <0.4 <0.2 1.29 6.56

TT 04 21.50 -10.50 27.2 6.76 0.04 748 57 64 17.1 21.0 0.44 9.4 4.85 96.4 22.5 6.7 1.57 472 5.3 0.056 <0.4 <0.2 1.64 5.00

TT 05 22.40 -11.40 29.8 6.80 0.06 714 54 58 13.0 15.6 0.30 9.0 4.33 98.9 20.8 3.6 1.34 449 4.8 0.047 <0.4 <0.2 1.73 3.79

TT 06 23.50 -12.50 27.2 6.81 0.07 751 69 75 12.2 14.1 0.23 9.6 4.22 99.6 22.7 4.0 1.37 477 4.6 0.050 <0.4 <0.2 1.00 5.11

TT 07 24.50 -13.50 27.1 6.83 0.05 718 71 81 10.6 12.7 0.21 8.8 3.53 103.5 23.4 3.3 1.32 450 4.7 0.044 <0.4 <0.2 1.05 2.86

TT 08 25.80 -14.80 26.0 6.84 0.09 707 80 82 10.3 12.3 0.16 8.9 3.88 99.2 20.0 3.3 1.26 445 4.2 0.040 <0.4 <0.2 1.04 5.10

TH 01 10.17 -1.17 28.6 6.54 0.03 418 146 148 27.3 31.6 0.34 15.8 1.02 37.0 6.4 5.5 0.80 247 4.2 0.046 0.52 <0.2 14.71 2.64

TH 02 11.27 -2.27 26.1 6.54 0.03 386 136 139 19.8 22.0 0.17 18.1 1.64 29.6 4.6 9.0 0.81 221 5.1 0.048 0.53 <0.2 11.58 1.53

TH 03 13.40 -4.40 26.3 6.54 0.07 420 168 176 18.1 20.7 0.39 17.8 1.05 34.4 5.7 9.3 0.87 246 3.2 0.047 0.41 <0.2 10.10 2.81

TH 04 14.40 -5.40 27.0 6.52 0.05 435 156 156 18.8 22.2 0.23 18.4 1.13 36.9 6.2 10.5 1.21 259 2.5 0.047 <0.4 <0.2 9.71 4.18

TH 05 15.20 -6.20 27.0 6.50 0.08 410 148 144 17.1 19.6 0.26 17.7 1.09 36.4 5.4 10.6 1.34 250 2.6 0.045 <0.4 <0.2 12.28 3.01

TH 06 16.07 -7.07 26.3 6.56 0.05 393 186 193 17.4 20.1 0.20 16.5 1.17 35.7 6.0 8.4 1.40 238 1.8 0.045 <0.4 <0.2 8.77 1.00

TH 07 17.23 -8.23 27.4 6.58 0.03 392 214 214 17.6 19.4 0.15 15.5 1.10 35.0 6.3 8.9 1.52 236 1.8 0.040 <0.4 <0.2 8.73 <0.13

TH 08 18.07 -9.07 28.2 6.60 0.05 383 199 196 15.7 18.2 0.13 15.2 1.00 33.3 6.9 9.0 1.48 232 1.6 0.042 <0.4 <0.2 7.99 <0.13

TH 09 20.09 -11.09 28.7 6.70 0.03 456 222 221 18.2 20.1 0.13 20.9 1.87 28.1 12.8 11.2 1.15 284 1.5 <0.04 0.65 <0.2 3.60 <0.13

TH 10 21.16 -12.16 28.5 6.75 0.04 462 210 207 14.0 15.9 0.15 22.4 1.35 31.0 19.6 6.7 1.02 293 1.5 <0.04 0.76 <0.2 2.40 <0.13