Nghiên cứu sự phân bố không đồng nhất về hàm lượng asen trong nước ngầm trên một phạm vi hẹp minh họa tại xã vạn phúc, thanh trì, hà nội

Nghiên cứu sự phân bố không đồng nhất về
hàm lượng Asen trong nước ngầm trên một
phạm vi hẹp minh họa tại xã Vạn Phúc, Thanh
Trì, Hà Nội
Nguyễn Ngọc Mai
Trường Đại học Khoa học Tự nhiên
Khoa Môi trường
Luận văn Thạc sĩ ngành: Khoa học môi trường; Mã số: 60 85 02
Người hướng dẫn: TS. Phạm Thị Kim Trang
Năm bảo vệ: 2011
Abstract. Tổng quan về sự hình thành và một số tính chất địa hóa của nước ngầm; ơ
nhiễm asen trong nước ngầm trên thế giới; vấn đề ô nhiễm asen trong nước ngầm ở
Việt Nam; những giả thiết về sự xuất hiện của asen trong nước ngâm. Nghiên cứu sự
phân bố không đồng nhất về hàm lượng asen trong nước ngầm trên một phạm vi hẹp
tại khu vực Van phúc, huyện Thanh Trì, Hà Nội. Tìm hiểu về phương pháp nghiên
cứu: phương pháp khoan giếng và lấy mẫu trầm tích; phương pháp lấy mẫu nước;
phương pháp phân tích mẫu. Đưa ra kết quả và thảo luận: đặc điểm trầm tích, hàm
lượng asen và một số thành phần hóa học khác trong nước ngầm tại vùng nghiên
cứu; phân tích một số nguyên nhân dẫn đến sự phân bố không đồng nhất về hàm
lượng asen trong nước ngầm ở khu vực nghiên cứu (tính khử thể hiện ở trầm tích; ở
nước ngầm; bằng chứng về sự khác nhau ở tính khử trong trầm tích và nước ngầm ở
các giếng có độ sâu khác nhau cùng một vị trí nghiên cứu)
Keywords. Khoa học mơi trường; Ơ nhiễm nước; Asen; Nước ngầm
Content
MỞ ĐẦU
Sự ơ nhiễm As trong nước ngầm đã được biết đến từ lâu, với các ảnh hưởng xấu đến
sức khỏe con người khi sử dụng nguồn nước có ơ nhiễm As để ăn uống và sinh hoạt. Tuy
nhiên, những nguyên nhân dẫn đến sự xuất hiện As trong các tầng ngậm nước vẫn đang được
các nhà nghiên cứu bàn luận. Ngoài ra, sự phân bố As không đồng đều trong các vùng bị ảnh
hưởng cũng đang là một vấn đề khó hiểu. Sự khác nhau lớn về hàm lượng As trong nước
ngầm đã được tìm thấy ở Bangladet trong khoảng cách 100 m. Các nghiên cứu gần đây ở một

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


khoảng cách ngắn từ 10 – 20 m. Đã có một vài sự giải thích được đưa ra về sự phân bố As
phức tạp theo không gian, bao gồm các sự khác nhau về đá, khống, địa hóa, thủy học và sự
phong phú các vật chất hữu cơ ở lớp dưới đất. Tuy nhiên, còn nhiều vấn đề chưa được rõ
ràng, các bằng chứng vẫn còn khá hạn chế chưa thể giải thích một cách tồn diện và đầy đủ
cho sự phân bố phức tạp của As trong các tầng ngậm nước được tìm thấy.
Với những lý do nêu trên chúng tôi đã lựa chọn đề tài: “Nghiên cứu sự phân bố
không đồng nhất về hàm lượng As trong nước ngầm trên một phạm vi hẹp. Minh họa tại
xã Vạn Phúc, Thanh Trì, Hà Nội” với các nội dung sau:
 Phân tích và so sánh đặc điểm hóa học trầm tích và hóa học nƣớc ngầm giữa các
giếng có hàm lƣợng As thấp và cao ở khu vực nghiên cứu
 Phân tích một số nguyên nhân dẫn đến sự giải phóng As từ trầm tích vào tầng
ngậm nƣớc
Luận văn đuợc thực hiện trong khuôn khổ đề tài hợp tác giữa trung tâm CETASD,
trường ĐH KHTN với trường Đại học Tổng hợp Columbia, Mỹ về nghiên cứu xu hướng
nhiễm asen ở các tầng nước sạch. Các kết quả của luận văn đã được trình bày poster tại Hội
nghị Quốc tế về Asen trong nước ngầm khu vực Nam Á, tháng 11/2011 tổ chức tại Hà Nội.
Chƣơng 1. TỔNG QUAN
1.1. Ô nhiễm asen trong nƣớc ngầm trên thế giới
Vấn đề ô nhiễm As trong nước ngầm khơng cịn là một vấn đề mới, nó đã được phát
hiện ở nhiều nơi trên thế giới như Achentina, Mêhicô, Chilê, Mỹ, Canada, Trung Quốc, Đài
Loan, Thái Lan, Ấn Độ, Bangladet và Việt Nam, v.v…với nồng độ lớn hơn 50 g/L [20].
Mặc dù As đã được phát hiện ở nhiều khu vực, nhưng nó khơng phải là phổ biến trong tầng
ngậm nước. Những tầng ngậm nước bị ảnh hưởng bởi As là có giới hạn, ở mơi trường nào đó
và thường xuất hiện ngoại lệ hơn là theo quy luật. Một nét đặc trưng của các vùng nước ngầm
có As cao là sự thay đổi lớn về nồng độ As trong nước ngầm theo không gian. Điều này có
nghĩa là rất khó hoặc khơng thể dự đốn được chính xác nồng độ As phù hợp ở một giếng cụ
thể từ kết quả của những giếng bên cạnh [20].

Hình 1. Bản đồ ơ nhiễm asen trên thế giới [20]
Một ví dụ điển hình như ở Bangladet. Mặc dù đây là khu vực bị ảnh hưởng nặng nề
nhất, nhưng sự phân bố As trong tầng ngậm nước của khu vực là khơng đồng nhất (hình 1.3).


Khu vực bị ảnh hưởng tồi tệ nhất là ở đông nam của Bangladet nơi mà ở một số huyện có hơn
90% giếng bị ảnh hưởng [20]. Nguyên nhân dẫn đến sự phân bố không đồng nhất ở đây là
chưa được hiểu rõ, chưa tìm thấy tài liệu nào nghiên cứu về vấn đề này.

Hình 2. Bản đồ phẳng thể hiện sự phân bố As trong nước ngầm từ các giếng khoan (< 150
m) ở Bangladesh [20]
1.3. Vấn đề ô nhiễm asen trong nƣớc ngầm ở Việt Nam
Vấn đề ô nhiễm asen trong nước ngầm ở Việt nam những năm gần đây đã được nhiều
tổ chức và các nhà nghiên cứu trong nước, nước ngoài quan tâm. Nhiều nghiên cứu đã cho
thấy nước ngầm được sử dụng nhiều ở đồng bằng sơng Hồng và sơng Cửu Long cho các mục
đích sinh hoạt và sản xuất đang đứng trước nguy cơ ô nhiễm asen tự nhiên.
Một nghiên cứu trên diện rộng ở đồng bằng sông Hồng do Trung tâm Nghiên cứu
Công nghệ Môi trường và Phát triển Bền vững (CETASD), Trường Đại học Khoa học Tự
nhiên, Đại học Quốc gia Hà Nội kết hợp với các chuyên gia thuộc Viện Khoa học và Công
nghệ Nước (Eawag), Liên bang Thuỵ Sĩ đã tiến hành (từ năm 2005 đến 2007) khảo sát ngẫu
nhiên trên tồn khu vực đồng bằng sơng Hồng. Kết quả phân tích cho thấy hàm lượng asen có
sự thay đổi trong một khoảng rất rộng, từ mức nhỏ hơn < 0,1 µg/l cho tới hơn 810 µg/l.
Trong đó, 73% số mẫu có hàm lượng nhỏ hơn 10µg/l, đạt tiêu chuẩn nước uống về asen của
Bộ Y tế Việt Nam, 16% số mẫu có lượng asen nằm trong khoảng 10–50 µg/l, 8% số mẫu có
lượng asen nằm trong khoảng 50–200 µg/l, và 3% số mẫu có lượng asen rất cao, lớn hơn 200
µg/l [10].


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

Tuy nhiên sự ơ nhiễm đó lại tập trung chủ yếu tại vùng bờ trái sông Hồng, xuyên qua
một số tỉnh đông dân như Hà Tây, Hà Nam, Hà Nội, Nam Định, Hưng Yên và Thái Bình
(hình 1.4). Nhiều giếng khoan ở vùng này có hàm lượng asen cao khoảng 200–300 µg/l (gấp
20–30 lần tiêu chuẩn nước uống). Phía lưu vực sơng Đuống cũng xuất hiện giải ơ nhiễm với
mức độ nhẹ hơn. Đó là địa phận tỉnh Bắc Ninh và Hải Dương. Các khu vực ven vùng núi
trung du, ven biển có chiều hướng ít bị nhiễm asen trong nước giếng khoan. Phần trăm số
mẫu có hàm lượng asen vượt tiêu chuẩn của nước ngầm là 45% tại Hà Nam, 28% tại Hà Tây,
17% tại Hưng Yên, 10% tại Nam Định và Bắc Ninh. Các tỉnh cịn lại có tỉ lệ này nhỏ hơn
10%. Tuy nhiên, các tỷ lệ ô nhiễm ở từng khu vực sẽ thay đổi nhiều khi cỡ mẫu khảo sát tăng
lên. Nhiều mẫu nước tại các khu vực liền kề nhau có hàm lượng thạch tín rất cao (> 200
µg/L). Ví dụ, tại các huyện Đan Phượng, Hoài Đức, Thanh Oai, Thường Tín, Phú Xuyên (Hà
Tây), Duy Tiên, Lý Nhân (Hà Nam). Có những xã tỉ lệ giếng ơ nhiễm thạch tín cao gần
100%.
Sự khác nhau lớn về nồng độ As trong nước ngầm theo không gian ở đồng bằng sông
Hồng cũng được quan sát thấy (hình 1.4), thậm chí ở khoảng cách rất gần khoảng 20 m [10].
Tuy nhiên, nguyên nhân của vấn đề này là chưa được hiểu một cách rõ ràng.
1.4. Những giả thiết về sự xuất hiện của asen trong nƣớc ngầm
Như đã trình bày ở trên, có thể thấy nước ngầm nhiễm As cao (cao hơn tiêu chuẩn cho
phép trong nước uống) không phải là hiếm thấy, nhưng chúng khơng có nghĩa là phổ biến
trong hầu hết các tầng ngậm nước và nó chỉ tồn tại dưới những điều kiện đặc biệt. Điều này
liên quan đến cả mơi trường địa hóa và địa chất thủy văn trước đó và cả hiện nay. Nghịch lý
là nước ngầm có As cao thì khơng phải ln liên quan đến các vùng đá gốc có As cao. Vấn
đề As trong nước ngầm xảy ra dưới cả điều kiện oxy hóa và điều kiện khử; cũng như ở cả
điều kiện khí hậu ẩm ướt và khơ hạn. Điều đó cho chúng ta thấy rằng As khơng có sẵn trong
các tầng ngậm nước mà nó bị giải phóng ra từ các trầm tích trong các khu vực có điều kiện
thích hợp.


Ở Việt Nam, nước ngầm thường được khai thác ở cả tầng Holocene và Pleistocene.
Hai tầng này được cách biệt nhau bởi một lớp sét dày hàng mét. Ở khu vực đồng bằng sơng

Hồng, trầm tích Holocene hình thành nên các tầng nước nông, với độ sâu khoảng 30 – 60 m
[8, 29]. Nước ngầm thường có đặc tính khử, với nồng độ Fe và amoni (NH4+) rất cao [8, 10].
Nhiều tác giả nghiên cứu cho rằng ô nhiễm asen trong nước ngầm tại đây có thể do sự khử
hồ tan của các oxit sắt chứa asen, tồn tại tự nhiên trong tầng chứa nước [9, 10, 18, 27]. Số
liệu phân tích trầm tích và các thơng số hố học trong nước ngầm đã chứng tỏ mối tương
quan giữa nồng độ asen với các điều kiện thiếu oxy trong tầng chứa nước và dẫn đến sự hoà
tan khử của các khoáng chứa asen vào nước ngầm.
Nghiên cứu của tác giả Charles F. Harvey và các cộng sự (2002) về tình hình ơ nhiễm
asen tại tỉnh Munshiganj (cách sơng Dhaka 30 km về phía nam và sơng Ganges 7 km về phía
bắc, Bangladet) cũng cho thấy cơ chế giải phóng asen từ trầm tích vào nước ngầm liên quan
tới điều kiện mơi trường khử. Tác giả đã chứng minh q trình giải phóng asen có ngun
nhân từ dịng cacbon trẻ đi vào tầng chứa nước sâu do sự bơm nước tưới tiêu ồ ạt vào mùa
khô ở Bangladet. Sự khử hợp chất hữu cơ thúc đẩy sự linh động của asen từ trầm tích vào
nước ngầm [7].
Các tác giả C. A. J. Appelo và D. Postma cho rằng có hai cơ chế chính chi phối q
trình giải phóng asen từ trầm tích vào nước ngầm là cơ chế oxy hố và khử. Bản chất của cơ
chế oxy hố là q trình oxy hố các quặng pyrit có chứa asen như asenopyrit (FeAsS),
loellingit (FeAs2) bởi các tác nhân oxy hố có trong đất (như NO3–) và sản phẩm của quá
trình là sự giải phóng asen vào nước ngầm cùng với sulphat. Theo cơ chế khử, trầm tích chứa
các ơxit sắt mà trên bề mặt của chúng đã hấp phụ asen sẽ được lắng đọng cùng với các hợp
chất hữu cơ tự nhiên, các vi sinh vật trong đất tiêu thụ chất hữu cơ và lấy oxy khiến mơi
trường trở nên có tính khử theo thời gian, chính mơi trường này chuyển các pha sắt trong
trầm tích về dạng Fe2+ đồng thời giải hấp asen ra khỏi trầm tích và tan vào nước ngầm [8].
Trong các nghiên cứu nhằm tìm hiểu cơ chế giải phóng As được tìm thấy ở các vùng
có khí hậu khô cằn ở Argentina. Các tác giả nghiên cứu cho rằng dưới các điều kiện khô cằn,
các phản ứng phân hủy của silicat và cabonat rất dễ xảy ra và nước ngầm thường có pH cao
(6,3 – 9,2). Chính điều kiện pH cao này là nguyên nhân chính dẫn đến sự giải hấp As từ các
oxit kim loại có mặt trong trầm tích (đặc biệt là oxit, hidroxit của Fe, Mn) vào mơi trường
nước ngầm, mặc dù sự hịa tan trực tiếp của núi lửa cũng có thể là một nguồn gốc gây ra sự ô
nhiễm As trong nước ngầm ở đây [21].

Trong một nghiên cứu ở đồng bằng sông Mekong, tác giả Polizzotto lại cho rằng As
được giải phóng trong các tầng đất bề mặt bởi các quá trình oxy hóa khử và sau đó có thể vận
chuyển đi xuống tầng ngậm nước có cát [15].
Như vậy, các ngun nhân làm giải phóng As từ trầm tích vảo tầng ngậm nước vẫn
đang được tranh luận, vẫn còn nhiều quan điểm bất đồng, một cơ chế rõ ràng cho tất cả các
tầng ngậm nước bị ô nhiễm As là chưa có.
Chƣơng 2. ĐỐI TƢỢNG VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
2.1. Địa điểm nghiên cứu
Địa điểm nghiên cứu nằm ở xã Vạn Phúc cách thủ đô Hà Nội khoảng 20 km về phía
đơng nam. Xã này nằm giữa con sơng Hồng và một con đê để bảo vệ vùng tây nam của thành
phố Hà Nội tránh khỏi lũ lụt hằng năm (hình 2.1). Ở đây thỉnh thoảng chịu bị ngập lụt vài
ngày trong mùa mưa. Tầng ngậm nước gồm có lớp trầm tích mỏng Holocene và Pleistocene ở


độ sâu > 40 m. Một số nghiên cứu trước đây cho thấy hàmlượng asen trong tầng Holocen ở
xã Vạn Phúc là khơng đồng nhất, phía Tây Bắc khơng bị ơ nhiễm, cịn phía Nam và Đơng
nam bị ơ nhiễm cao [10].
2.2. Đối tƣợng nghiên cứu
Với mục đích tìm hiểu các nguyên nhân dẫn đến sự phân bố không đồng nhất về hàm
lượng As trong nước ngầm của khu vực. Chúng tơi tập trung vào phân tích và nghiên cứu 3
đối tượng chính là :
 Trầm tích
 71 Mẫu nước giếng khoan (29 mẫu giếng khoan của dự án, 42 giếng nhà dân)
 1 Mẫu nước sông
Chƣơng 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN
3.1. Đặc điểm trầm tích, hàm lƣợng asen và một số thành phần hóa học khác trong nƣớc
ngầm tại vùng nghiên cứu
Các kết quả từ phân tích bằng phương pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử (đối với 29
giếng của dự án) cũng như các kết quả từ bộ thử hiện trường (từ 42 giếng của hộ gia đình) đã
cho thấy phần lớn các giếng trong khu vực có nồng độ As lớn hơn 10 mg/L (chiếm 64% tồn

khu vực, trong đó có tới 57% > 50 µgAs/L). Đặc biệt có nhiều giếng có nồng độ As lớn hơn
300 mg/l. Điều đó cho thấy tính chất nghiêm trọng về vấn đề ô nhiễm As trong nước ngầm
của khu vực nghiên cứu.

Hình 4. Sự phân bố As trong nước giếng khoan ở khu vực xã Vạn Phúc
Một điều rất đặc biệt ở đây là sự khác biệt rất lớn về nồng độ As trong các giếng ở
khu vực nghiên cứu, thậm chí với các giếng cách nhau chưa đầy 100 m. Hầu hết các giếng ở
phía bắc của xã có nồng độ As thấp (100% giếng có nồng độ As thấp < 10 µg/L), trong khi
phần lớn các giếng nằm ở phía đơng nam của làng (hầu các giếng có nồng độ As cao từ 10
đến > 400 µg/L chiếm 77%, n=60). Mặc dù cũng xuất hiện một số giếng có nồng độ As thấp


ở phía nam nhưng chiếm tỷ lệ rất nhỏ (~11% giếng có nồng độ As < 10 µg/L, n=60). Sự phân
bố không đồng nhất theo không gian đã được thể hiển rõ ở hình 3.1.
Ngồi ra, các kết quả cho thấy đặc điểm hóa học nước ngầm rất khác nhau giữa các
giếng có hàm lượng As cao và các giếng có hàm lượng As thấp của khu vực nghiên cứu. Các
thơng số hóa học ở các giếng có As cao thường cao hơn rất nhiều so với các giếng ít As. Đây
là kết quả của các phản ứng oxy hóa khử xảy ra mạnh mẽ trong tầng ngậm nước mang tính
khử.
3.2. Phân tích một số nguyên nhân dẫn đến sự phân bố không đồng nhất về hàm lƣợng
As trong nƣớc ngầm ở khu vực nghiên cứu
3.2.1. Nguyên nhân liên quan đến tính khử thể hiện ở trầm tích
Khơng có sự khác biệt lớn được tìm thấy trong các thành phần chủ yếu của các
khống và địa hóa của trầm tích ở khu vực nghiên cứu, ngoại trừ trạng thái oxy hóa khử của
Fe oxyhidroxit suy ra từ màu của trầm tích và quang phổ phát xạ khuếch tán. Sự khác biệt về
màu sắc của cát trầm tích ở các giếng là dễ dàng nhận thấy khi chúng tôi khoan các giếng ở
địa điểm nghiên cứu. Màu sắc trầm tích khơng chỉ khác nhau giữa các giếng, mà sự khác
nhau theo độ sâu cũng đã được ghi nhận. Các giếng có nồng độ As cao thì cát trầm tích trong
tầng ngậm nước thường có màu xám hơn. Nhưng ngược lại, cát trầm tích trong tầng ngậm
nước ở các giếng có nồng độ As trong nước ngầm thấp thường có màu vàng hay màu cam

(hình 3.4; 3.5). Có thể lấy giếng AMS1 và AMS–NS4 như một ví dụ điển hình. Cùng ở độ
sâu khoảng 25 m, cát trầm tích ở giếng AMS1 có màu xám tương ứng với nồng độ As > 250
µg/L trong nước ngầm, trong khi đó cát trầm tích có màu vàng ở giếng AMS–NS4 ứng với
nồng độ As ~10 µg/L (hình 3.4).
Có thể suy đốn rằng cát trầm tích ở các giếng có As thấp mang tính oxy hóa (Fe(III)
chưa bị khử), cịn cát trầm tích ở các giếng có As cao thể hiện tính khử mạnh hơn. Trong điều
kiện khử, ngồi q trình khử hịa tan các oxit Fe dẫn đến giải phóng As đã bị hấp phụ lên đó,
thì q trình khử As(V) về As(III) ngay trên bề mặt các oxit Fe cũng có thể diễn ra. As(III) có
khả năng hấp phụ kém hơn As(V), vì vậy q trình này cũng góp phần tăng tính linh động
của As trong môi trường. Sự thay đổi trạng thái oxy hóa của As cịn có ý nghĩa quan trọng
bởi sự cạnh tranh về vị trí hấp phụ của các anion khác như PO3–, SiO3–, HCO3-,…cũng như
của chính As(V). Như vậy khi bị khử về As(III) thì khả năng giải phóng của As từ trầm tích
ra nước ngầm sẽ lớn hơn [10, 14].


Hình 5. Sự khác nhau về màu sắc được
quan sát thấy từ trầm tích ở 2 giếng có
nồng độ As khác nhau, cát trầm tích
màu xám ứng (ảnh trên) với nồng độ As
cao trong nước ngầm (> 200 µg/L) cát
trầm tích màu vàng (ảnh dưới) ứng với
nồng độ As thấp trong nước ngầm (< 10
µg/L).

Hình 6. Sự biến đổi màu sắc của trầm tích lấy lên từ một số giếng khoan ở khu vực
nghiên cứu và vị trí các giếng tương ứng
3.2.2. Nguyên nhân liên quan đến tính khử thể hiện ở nƣớc ngầm

Hình 7. Tương quan giữa As và Fe, Mn, SO42–, PO43–, NH4+, HCO3– , DOC, CH4, trong
nước ngầm ở khu vực nghiên cứu
Kết quả nghiên cứu hình 3.6 cho thấy tương quan rất tốt giữa As và Fe, đây là minh
chứng cho vai trò quan trọng của sự khử hòa tan các oxit Fe đối với q trình giải phóng As
từ trầm tích vào nước ngầm ở khu vực nghiên cứu. Fe trong trầm tích tồn tại trong các
khống như Fe oxit vơ định hình (ferrihydrite hay HFO), Fe oxit tinh thể (geothite (α–
FeOOH), hematite (α–Fe2O3)), hay Fe oxit đa hóa trị (magnetite Fe3O4). Trong điều kiện
khử mạnh các oxit này có thể bị khử về Fe2+ với sự xúc tác của các vi sinh vật. Hoạt động của
vi sinh vật đóng vai trị rất quan trọng trong sự khử giải phóng sắt và asen khỏi trầm tích. Một
số loại vi khuẩn “ăn sắt oxit” trong môi trường khử, As theo đó thốt ly khỏi bề mặt lớp trầm
tích bị khử này. Sắt oxit bị khử hoặc do tương tác trực tiếp với hợp chất hữu cơ, hoặc phổ
biến hơn là do tác dụng xúc tác của vi sinh vật sử dụng chất hữu cơ làm chất nền. Sự tương
quan chặt chẽ giữa As và Fe cho thấy đây có thể là q trình chính làm giải phóng As từ trầm
tích ra nước ngầm ở khu vực nghiên cứu.
CH2O + 8H+ + 4Fe(OH)3 → 4Fe2+ + 8HCO3– + 3H2O
2Fe2O3.xH3AsO3+CH2O+7H+→4Fe2++HCO3–+4H2O+2xH3AsO3
Tương quan nghịch giữa As và SO42– trong nước ngầm là rất rõ ràng. Điều kiện khử
mạnh trong tầng ngậm nước dẫn đến sử khử SO42– theo phương trình sau: 2CH2O + SO42– →
2HCO3– + H2S. Trong môi trường nhiều Fe2+ phản ứng xảy ra như sau: 9Fe2+ + SO42– +
20H2O → 8Fe(OH)3 + FeS + 16H+. Pyrite có thể được hình thành sau đó theo phương trình
phản ứng: FeS + H2S → FeS2 + H2. Hầu hết các mẫu có nồng độ As cao (> 150 µg/L) thì có
nồng độ S là thấp hơn 1 mg/L. Mối tương quan ngược này có thể gợi ý rằng As được giải
phóng từ trầm tích vào trong tầng ngậm nước dưới điều kiện khử mạnh, mà khơng phải là kết
quả của q trình oxy hóa sulphide.
Sự phân hủy của hợp chất hữu cơ là một quá trình quan trọng tạo ra điều kiện khử
trong nước ngầm. Đồng thời quá trình này sẽ làm xuất hiện amoni (NH4+) và HCO3–, các hợp
chất hữu cơ hòa tan (DOC) và CH4 trong nước ngầm. Điều này có nghĩa nồng độ các chất
này là các chỉ thị cho mức độ phân hủy chất hũy cơ và mức độ khử của môi trường. Sự tương
quan thuận của As và DOC, NH4+, HCO3– cũng như CH4 chứng tỏ sự giải phóng asen gắn
liền với q trình phân hủy chất hữu cơ. Sự phân hủy các chất hữu cơ tạo ra mơi trương khử

trong tầng ngậm nước, tiếp đó q trình khử hòa tan các Fe oxit làm asen bị giải phóng từ các
trầm tích vào nước ngầm.


3.2.3. Bằng chứng về sự khác nhau ở tính khử trong trầm tích và nƣớc ngầm ở các giếng
có độ sâu khác nhau tại cùng một vị trí nghiên cứu
Ngồi sự phân bố không đồng nhất về hàm lượng As trong nước ngầm theo khơng
gian thì nghiên cứu cịn tìm thấy sự phân bố không đồng nhất về hàm lượng As theo độ sâu.
Ở 3 giếng khoan ở cùng một vị trí nằm trên mặt cắt giao giữa hai khu vực có As và khu vực
khơng có As có độ sâu khác nhau (25 m, 32 m, và 47 m) có sự khác nhau lớn về hàm lượng
As cũng như các thơng số hóa học trong nước ngầm. Hàm lượng các thơng số hóa học như
As, Fe, PO43–, CH4, NH4+, HCO3– trong nước của 3 giếng này cũng như của nước sơng được
thể hiện ở hình 3.8 Hầu hết các thơng số hóa học ở giếng nơng 25 m đều cao hơn so với 2
giếng còn lại, trong khi mẫu nước sông các thông số này là rất thấp. Kết quả này giếng 25 m
thể hiện tính khử mạnh nhất, trong khi mẫu nước sơng có tính oxy hóa. Sự khác biệt về mầu
sắc của cát trầm tích cũng được quan sát thấy (hình 3.9). Trầm tích giếng 25 m có màu xám
thể hiện tính khử, trong khi các trầm tích của hai giếng cịn lại có màu vàng. Hàm lượng As
cao trong nước ngầm ở các giếng có trầm tích màu xám ở giếng 25 m là tương tự với các
giếng khác ở khu vực nghiên cứu.

Hình 8. Hàm lượng As, Fe, PO43–, CH4, NH4+, HCO3– trong nước sông và trong nước ngầm
của 3 giếng có cùng vị trí nhưng có độ sâu khác nhau


Hình 9. Sự khác nhau về trầm tích và nồng độ As của 3 giếng khoan ở cùng một vị trí trên
mặt cắt giao giữa hai vùng có As và vùng khơng có As
References
Tiếng Việt:
1. Phạm Ngọc Hải, Phạm Việt Hịa (2004), “Kỹ thuật khai thác nước ngầm”, NXB
Nơng Nghiệp, Hà Nội.

2. Vũ Ngọc Kỷ, Nguyễn Thượng Hùng, Tôn Sĩ Kinh, Nguyễn Kim Ngọc (2008),
“Địa chất thuỷ văn đại cương”, Nhà xuất bản Giao Thông Vận Tải.
3. UNICEF Việt Nam (2004), “Ơ nhiễm thạch tín trong nguồn nước sinh hoạt ở Việt
Nam, Khái quát tình hình cà các biện pháp giảm thiểu cần thiết”.
Tiếng Anh:
4. A. Van Geen và các cộng sự (2008), “Flushing History as a Hydrogeological
Control on the Regional Distribution of Arsenic in Shallow Groundweter of the
Bengal Basin”, Environ. Sci. Technol, 42, 2283–2288.
5. Ashraf Ali Seddique và các cộng sự (2008), “Arsenic release from biotite into a
Holocene groundweter aquifer in Bangladesh”, Applied Geochemistry, 23 2236–
2248.
6. Ayako Funabiki và các cộng sự (2007), “Holocene delta plain development in the
Song Hong (Red River) delta, Vietnam”, Journal of Asian Earth Sciences, 30,
518–529.
7. Charles F. Harvey và các cộng sự (2002) “Arsenic Mobility and Groundweter
Extraction in Bangladesh”, Science Vol 298.
8. Dieke Postma và các cộng sự (2007), “Arsenic in groundweter of the Red River
floodplain, Vietnam: Controlling geochemical processes and reactive transport


modeling”, Geochimica et Cosmochimica Acta, Volume 71, Issue 21, Pages
5054–5071
9. Dieke Postma và các cộng sự (2010), “Mobilizetion of arsenic and iron from Red
River floodplain sediments, Vietnam”, Geochimica et Cosmochimica Acta, 74,
3367–3381.
10. Elisabeth Eiche và các cộng sự (2008), “Geochemical processes underlying a
sharp contrast in groundweter arsenic concentretions in a village on the Red River
delta, Vietnam”, Applied Geochemistry, 23, 3143–3154.
11. Hossain M. Anawar và các cộng sự (2003), “Geochemical occurrence of arsenic
in groundweter of Bangladesh: sources and mobilizetion processes”, Journal of

Geochemical Exploretion, 77, 109–131.
12. Huaming Guo và các cộng sự (2008). “Groundweter geochemistry and its
implicetions for arsenic mobilizetion in shallow aquifers of the Hetao Basin, Inner
Mongolia”, Science of the Total Environment, 393, 131–144.
13. Kethleen A. Radloff (2007), “Mobilizetion of Arsenic During One–Year
Incubetions of Grey Aquifer Sands from Araihazar, Bangladesh”, Environ. Sci.
Technol, 41, 3639–3645.
14. Kinniburgh D.G., Smedley P.L (2001), "Arsenic contaminetion of groundweter in
Bangladesh", Vol 1: Summary, Chapter 12, pp 213–230.
15. Metthew L. Polizzotto và các cộng sự (2008), “Near–surface wetland sediments as
a source of arsenic release to ground weter in Asia”, Nature Vol 454.
16. M. Aziz Hasan và các cộng sự (2009), “Geological controls on groundweter
chemistry and arsenic mobilizetion: Hydrogeochemical study along an E–W
transect in the Meghna basin, Bangladesh”, Journal of Hydrology, 378, 105–118.
17. M. Berg, Pham Kim Trang, Pham Hung Viet, và các cộng sự (2007), “Magnitude
of pollution in Mekong and Red River deltas–Cambodia and Viet Nam”, Science
of total Environmental, 372, pp 413–425.
18. Michael Berg và các cộng sự (2008) “Hydrological and sedimentary controls
leading to arsenic contaminetion of groundweter in the Hanoi area, Vietnam The
impact of iron–arsenic retios, peet, river bank deposits, and excessive groundweter
abstraction”, Chemical Geology, 249, 91–112.
19. Murray B. M (1994), "Environmental Chemistry of soils", Oxford University
Press, Greet Britain.
20. P.L. Smedley, D.G. Kinniburgh (2002), “A review of the source, behaviour and
distribution of arsenic in netural weters”, Applied Geochemistry, 17, 517–568.
21. P.L. Smedley và các cộng sự (2002), “Hydrogeochemistry of arsenic and other
inorganic constituents in groundweters from La Pampa, Argentina”, Applied
Geochemistry ,17, 259–284.
22. P.L. Smedley và các cộng sự (2003), “Mobilisetion of arsenic and other trace
elements in fluviolacustrine aquifers of the Huhhot Basin, Inner Mongolia”,

Applied Geochemistry,18, 1453–1477.


23. P.L. Smedley (2003), "Arsenic in groundweter South and East Asia –
Geochemistry and occurrence", Kluwer academic publishers.
24. R.T. Nickson và các cộng sự (2000), “Mechanism of arsenic release to
groundweter, Bangladesh and West Bengal”, Applied Geochemistry, 15, 403–413.
25. Robert C. Reedy và các cộng sự (2007) “Unsetureted Zone Arsenic Distribution
and Implicetions for Groundweter Contaminetion”, Environ. Sci. Technol, 41,
6914–6919.
26. Scott Fendorf, Holly A. Michael và Alexander van Geen (2009), “Does the
distribution of arsenic in groundweter change over time in South and Southeast
Asia? Biogeochemical and hydrological factors to consider”, Review submitted to
Science.
27. Scott Fendorf và các cộng sự (2010), “Spetial and Temporal Varietions of
Groundweter Arsenic in South and Southeast Asia”, Science, 328, 1123.
28. Susumu Tanabe và các cộng sự (2006), “Holocene evolution of the Song Hong
(Red River) delta system, northern Vietnam”, Sedimentary Geology, 187, 29–61.
29. Steve Methers và Jan Zalasiewicz (1999), “Holocene sedimentary architecture of
the Red River Delta, Viet Nam”, Journal of Coastal Research, 314–325.
Z. Cheng, A. van Geen và các cộng sự (2005), “Limited Temporal Variability of Arsenic
Concentretions in 20 Wells Monitored for 3 Years in Araihazar, Bangladesh”, Environ. Sci.
Technol, 39, 4759–4766.