Đề cương nghiên cứy luận án tiến sĩ về Rừng ngập mặn

ĐỀ CƯƠNG NGHIÊN CỨU LUẬN ÁN TIẾN SĨ
1. Tổng quan tình nghiên nghiên cứu về sự lưu giữ-phân bố của kim loại nặng ở rừng
ngập mặn.
Rừng ngập mặn là hệ sinh thái rừng phát triển chủ yếu ở khu vực bãi thủy triều vùng khí hậu
nhiệt đới và cận nhiệt đới. Diện tích bao phủ khoảng 150 000 km2 và trải dài trên phạm vi vĩ độ từ
30 0 bắc đến 38 0 nam [1]. Rừng ngập mặn rất quan trọng cả về mặt sinh thái và kinh tế vì nó được
xem là môi trường giàu năng lượng có thể cung ứng đa dạng nhu cầu của các loài sinh vật và mục
đích sống của con người [2]. Với sự đa dạng về các chủng loài thực vật và hệ thống rễ dày đặt nhô
cao khỏi bề mặt trầm tích, hệ sinh thái đất ngập nước được chứng minh như một phương pháp đơn
giản và bảo dưỡng dễ dàng với chi phí thấp để xử lý nước thải từ các thành phố và khu đô thị cũng
như hoạt động sản suất nông công nghiệp làm cho hàm lượng các chất ô nhiễm trong trầm tích của
rừng ngày càng cao [3].
Trong những thập kỷ gần đây, chu trình của các ion kim loại trong hệ sinh thái rừng ngập mặn
là câu hỏi được quan tâm của rất nhiều nhà nghiên cứu [4-8] bởi lẽ tính oxi hóa khử của trầm tích
và hàm lượng vật chất hữu cơ có vai trò quan trọng quyết định sự lắng đọng, dạng tồn tại và độ
hòa tan của kim loại trở lại nguồn nước [9-11] (tăng thêm nguồn ô nhiễm). Đã có nhiều công trình
nghiên cứu về hiện trạng ô nhiễm kim loại nặng trong trầm tích rừng ngập mặn được công bố trong
hai muơi năm gần đây [12-15]. Tuy nhiên, những công trình này tập trung nhiều vào sự phân bố
và lắng đọng của kim loại trong trầm tích ở rừng bị ngập nước hầu hết thời gian trong năm hoặc
điều kiện nhật triều do đó quá trình di động của kim loại ra vào nguồn nước và sự thay đổi hiện
trạng phân bố trong trầm tích chưa có được cái nhìn tổng quan và rõ ràng [5, 16]. Chúng tôi, chưa
tìm được công bố khoa học có sự so sánh những rừng ngập mặn khác nhau về địa lý và điều kiện
khí hậu sẽ có ảnh hưởng như thế nào đến quá trình lưu giữ và phân bố kim loại nặng trong trầm
tích cũng như sự phát thải ô nhiễm trở lại nguồn nước.
Về điều kiện phân tích những chỉ tiêu kim loại, các thiết bị được sử dụng chủ yếu là ICP-MS,
ICP-OES, X-Ray Fluorescence,…ngoài ra để tìm hiểu về các dạng tồn tại (động học) của kim loại
có sự hỗ trợ của các kỹ thuật như HPLC-ICP-MS, EXAFS (Extended X-ray Absorption Fine
Structure), XANES (X-ray absorption near-edge spectroscopy) [17-19]. Đây là những thiết bị đắt
tiền chi phí phân tích cao nên chưa có nhiều công bố cho ứng dụng của những thiết bị này.

1

Ở Việt Nam, chúng tôi chỉ tìm thấy được công bố về đánh giá sự ô nhiễm kim loại nặng và
arsen dựa trên hàm lượng kim loại ở bề mặt trầm tích của sông Cam (tỉnh Hải Phòng) [20, 21], các
kim loại được xác định bằng kỹ thuật ICP-OES mà chưa tìm thấy được bất kỳ công bố khoa học
nào về sự lưu giữ và phân bố của kim loại nặng trong trầm tích ở rừng ngập mặn để từ đó thấy
được vai trò của hệ thống sinh thái rừng trong việc xử lý nước thải. Về điều kiện thiết bị phân tích
như ICP-MS, ICP-OES được trang bị ở rất nhiều trung tâm phân tích, viện nghiên cứu và tại một
số trường đại học hoặc kỹ thuật X-ray, HPLC-ICP-MS cũng dần được trang bị. Như vậy, ở Việt
Nam chúng ta hoàn toàn có đủ khả năng nghiên cứu các vấn đề về kim loại..
2. Tính cấp thiết, ý nghĩa khoa học và thực tiễn của đề tài.
Rừng ngập mặn ở Việt Nam có diện tích khoảng 155.290 ha, trong đó rừng trồng chiếm 79 %
(122.892 ha) và tập trung chủ yếu ở hạ lưu sông Hồng, sông Mekong (Đồng bằng Sông Cửu Long)
và huyện Cần Giờ (thành phố Hồ Chí Minh). Đó là nơi sinh sống của khoảng hơn 17 triệu người
tương đương 21 % dân số Việt Nam. Trong đó, khu dự trữ sinh quyển Cần Giờ còn gọi là Rừng
Sác là một quần thể gồm các loài động, thực vật rừng trên cạn và thuỷ sinh, được hình thành trên
vùng châu thổ rộng lớn của các cửa sông Đồng Nai, sông Sài Gòn và sông Vàm Cỏ. UNESCO đã
công nhận đây là khu dự trữ sinh quyển thế giới với hệ động thực vật đa dạng độc đáo điển hình
của vùng ngập mặn. Nơi đây được công nhận là một khu du lịch trọng điểm quốc gia Việt Nam.
Khu dự trữ sinh quyển rừng mặn Cần Giờ được hình thành ở hạ lưu hệ thống sông Đồng Nai – sông
Sài Gòn nằm ở cửa ngõ Đông Nam Thành phố Hồ Chí Minh có tọa độ: 10°22’ – 10°40’ độ vĩ Bắc
và 106°46’ – 107°01’ kinh độ Đông. Cách trung tâm thành phố Hồ Chí Minh khoảng 40 km, khu
dự trữ sinh quyển Cần Giờ giáp tỉnh Đồng Nai ở phía Bắc, giáp biển Đông ở phía Nam, giáp
tỉnh Tiền Giang và Long An ở phía Tây, và giáp tỉnh Bà Rịa-Vũng Tàu ở phía Đông. Tổng diện
tích khu dự trữ sinh quyển rừng ngập mặn Cần Giờ là 75.740 ha, trong đó: vùng lõi 4.721 ha, vùng
đệm 41.139 ha, và vùng chuyển tiếp 29.880 ha. Đây là khu rừng ngập mặn với một quần thể động
thực vật đa dạng, trong số đó nổi bật là đàn khỉ đuôi dài (Macaca fascicularis) cùng nhiều loài
chim, cò [22].
Trước chiến tranh, Cần Giờ là khu rừng ngập mặn với quần thể động thực vật phong phú.
Nhưng trong chiến tranh bom đạn và chất độc hóa học đã khiến nơi đây trở thành "vùng đất chết".

Năm 1978, Cần Giờ được sáp nhập về thành phố Hồ Chí Minh, và năm 1979 UBND thành phố
Hồ Chí Minh phát động chiến dịch trồng lại rừng Cần Giờ, thành lập Lâm trường Duyên Hải (đóng

2


tại Cần Giờ) với nhiệm vụ khôi phục lại hệ sinh thái ngập mặn. Diện tích rừng đã phủ xanh hơn
31.000 ha, trong đó có gần 20.000 ha rừng trồng, hơn 11.000 ha được khoanh nuôi tái sinh tự nhiên
và các loại rừng khác.
Ngày 21/ 01/ 2000, khu rừng này đã được Chương trình Con người và Sinh Quyển MAB của UNESCO công nhận là Khu dự trữ sinh quyển đầu tiên của Việt Nam nằm trong mạng
lưới các khu dự trữ sinh quyển của thế giới. Rừng ngập mặn Cần Giờ có điều kiện môi trường rất
đặc biệt, là hệ sinh thái trung gian giữa hệ sinh thái thủy vực với hệ sinh thái trên cạn, hệ sinh thái
nước ngọt và hệ sinh thái nước mặn. Rừng Cần Giờ nhận một lượng lớn phù sa từ sông Đồng Nai,
cùng với ảnh hưởng của biển kế cận và các đợt thủy triều mà hệ thực vật nơi đây rất phong phú
với trên 150 loài thực vật, trở thành nguồn cung cấp thức ăn và nơi trú ngụ cho rất nhiều loài thủy
sinh, cá và các động vật có xương sống khác.
Rừng ngập mặn Cần Giờ đã trở thành "lá phổi" đồng thời là "quả thận" có chức năng làm sạch
không khí và nước thải từ các thành phố công nghiệp trong thượng nguồn sông Ðồng Nai - Sài
Gòn ra biển Ðông.

Hình 1. Sự phân bố vùng kinh tế khu vực rừng ngập mặn Cần Giờ.

Hiện nay, các hoạt động sản xuất công nghiệp, hàng hải ở khu vực phía bắc, nuôi trồng thủy
hải sản ở phía nam, khu đô thị trung tâm thành phố Hồ Chí Minh ở phía Tây của rừng ngập mặn
3


Cần Giờ thải ra một lượng rất lớn nước thải chảy qua hệ thống rừng trước khi ra biển làm tăng
nguy cơ ô nhiễm nguồn nước và trầm tích nơi đây. Các nghiên cứu cho thấy đất ngập mặn có khả
năng lưu giữ kim loại nặng như As, Cd, Pb, Cr, Ni,.. Sự hấp thu và giải hấp của kim loại phụ thuộc

vào một hoặc nhiều yếu tố kết hợp của đất: pH, độ dẫn, độ mặn, hàm lượng chất hữu cơ, hàm
lượng sét, thế oxi hóa khử, các oxid sắt, mangan,…và sự hấp thu, giải hấp các kim loại khác nhau
là khác nhau ở từng loại đất.
Theo nghiên cứu của Bostick và các cộng sự (2004) cho thấy arsen lắng đọng trong trầm tích
đầm lầy nhiễm mặn có thể tạo ra mối đe dọa nghiêm trọng đối với hệ sinh thái [23]. Arsen gây ảnh
hưởng đến quá trình trình trao đổi chất và ức chế sự phát triển của cây bằng cách làm giảm khả
năng hấp thu các chất đa lượng cần thiết như K, Ca, Mg và các vi chất dinh dưỡng như B, Cu, Mn,
Zn [24]. Sự thay đổi điều kiện nhiệt độ giữa các mùa trong năm cũng như ngập do triều cường và
vòng tuần hoàn tăng trưởng của thực vật sống ở đầm lầy nhiễm mặn có thể dẫn đến sự thay đổi
đáng kể điều kiện oxi hóa khử, là nguyên nhân quan trọng ảnh hưởng đến tính lưu động của arsen
trong trầm tích và sự tích tụ của nó trong lỗ rỗng của đất tạo mối nguy hiểm tiềm năng đến thủy
sinh [25-27]. Thông thường vào mùa khô arsen trong trầm tích có nồng độ cao hơn, trong khi vào
mùa mưa yếu tố pha loãng có thể góp phần làm giảm hàm lượng của nó [28]. Các quá trình phân
rã của thành phần hữu cơ theo thời gian dẫn đến sự thay đổi lớn bề mặt trầm tích, kèm theo đó khả
năng khuếch tán không khí vào trong trầm tích qua hệ thống rễ thực vật, hoạt động đào bới của
các loài động vật, sự thay đổi khí hậu và thời tiết theo mùa. Những yếu tố này gây ảnh hưởng lên
sự phân bố, sự hòa tan của kim loại nặng dẫn đến sự thay đổi về độc tính của chúng [5].
Sự nhiễm độc As được gọi là arsenicosis đó là một tai họa môi trường đối với sức khỏe con
người. Những biểu hiện của bệnh nhân nhiễm độc As là chứng sạm da (melanosis), dày biểu bì
(kerarosis), tổn thương mạch máu, rối loạn cảm giác về sự di động. Người bị nhiễm độc As lâu
ngày sẽ có biểu hiện sừng hóa da, gây sạm và mất sắc tố da hay bệnh Bowen, ... từ đó dẫn đến
hoại tử hay ung thư da, viêm răng, khớp, tim mạch, ...[29]

4


Bảng 1. Liều độc của một vài dạng arsen[30]

Dạng arsenic

LD50 (g/kg)

Arsenite

0.0045

Monomethylarsonic acid

1.8

Dimethylarsinic acid

1.2

Tetramethylarsonium ion

0.89

Trimethylarsine oxide

10.6

Khả năng b ị nhiễm độc các hợp chất As qua nhiều con đường: hô hấp, tiêu hoá, tiếp xúc qua
da, đặc biệt As là tác nhân gây ung thư trên mọi bộ phận của cơ thể [31]. Hiện tại trên thế giới
chưa có phương pháp hữu hiệu chữa bệnh nhiễm độc As, các nghiên cứu vẫn chỉ tập trung vào
điều trị triệu chứng và sử dụng bổ sung thêm các thuốc tăng thải và vitamin để cơ thể tự đào thải
As.

Hình 2. Một số dạng As trong các đối tượng sinh học và môi trường [30]

Trong số các hợp chất của As thì As(III) vô cơ độc hơn cả [32]. As(V) có độc tính thấp hơn
As(III) nhưng mạnh hơn các dạng As hữu cơ (MMA, DMA,…) [33]. As(III) thể hiện tính độc vì
nó tấn công vào các nhóm hoạt động -SH của enzyme làm vô hiệu hoá enzyme.
5


SH

S

+

Enzyme

AsO33-

AsO-

Enzyme

SH

+

2OH-

S

As(III) ở nồng độ cao còn làm đông tụ protein có lẽ do tấn công vào các liên kết có nhóm
sulfur. As(V) ở dạng AsO43- có tính chất tương tự PO43- gây ức chế enzyme, ngăn cản quá trình tạo

ATP là chất sản sinh ra năng lượng sinh học.
Tỷ lệ bồi lắng cao của các trầm tích giàu hữu cơ thúc đẩy tình trạng thiếu oxi dẫn đến quá trình
khử dạng sắt oxi hydroxit và giải phóng asenic [34].

Hình 3.Quá trình chuyển hóa của các dạng As trong môi trường [35]

Trong hệ sinh thái, vòng tuần hoàn arsenic được liên kết chặt chẽ với các dạng tồn tại của Fe,
Mn. Quặng pyrit (FeS) chứa As có lẽ là nguồn khoáng phổ biến nhất của As [36]. Trong rừng ngập
mặn ở New Caledonia, Cyril Marchand và các cộng sự đã chứng minh rằng các dạng tồn tại của
Fe phụ thuộc chủ yếu vào vòng tuần hoàn oxi hóa khử và điều này bị ảnh hưởng chính bởi độ sâu
trầm tích, và loài cây ngập mặn… Sự hiện diện của một lượng đáng kể Fe (III) oxi hydroxide mới
được hình thành đánh dấu quá trình oxi hóa pyrite trong thời gian thủy triều xuống thấp. Khi thủy
triều lên cao các trầm tích có thể trở nên thiếu oxi dẫn đến sự suy giảm thành phần Fe(III) oxi
hydroxide. Do đó, chúng tôi cho rằng rừng ngập mặn Cần Giờ có thể là khu vực có cường độ hòa
tan-tích tụ cũng như sự biến đổi độc tính và khả năng sinh học rất cao của As.
6


Ngoài ra, rừng ngập mặn Cần Giờ với chế độ bán nhật triều góp phần làm thay đổi các thông
số hóa lý của nguồn nước và trầm tích, từ đó dựa trên kết quả phân tích kim loại trong lõi đất được
lấy theo từng độ sâu khác nhau và mẫu nước ở hệ thống kênh rạch trong rừng theo chu kỳ thủy
triều lên xuống ở các mùa mưa nắng khác nhau giúp cho chúng tôi xác định được xu hướng tích
lũy và giải phóng từ trầm tích ra hệ thống kênh rạch Cần Giờ gây ảnh hưởng lên hệ sinh thái.
3. Mục đích nghiên cứu của luận án
Mục tiêu của đề tài là đánh giá hệ thống rừng ngập mặn của Cần Giờ (Thành phố Hồ Chí Minh)
có hoạt động như một bồn rửa làm sạch kim loại nặng hay là nguồn thứ cấp gây ô nhiễm kim loại
trở lại nguồn nước bằng cách xác định sự lưu giữ, sự phân bố và các dạng tồn tại của chúng, bao
gồm:
-

Nghiên cứu sự phân bố của kim loại nặng trong trầm tích rừng ngập mặn để làm rõ quá
trình tích lũy và giải phóng kim loại nặng từ trầm tích ra nguồn nước và ngược lại.

-

Xác định các nguyên dạng As ở các điều kiện oxi hóa khử bị thay đổi theo độ sâu của lớp
trầm tích và giữa các mùa khí hậu trong năm.

-

Sự tương quan về hàm lượng As trong trầm tích với các loài động vật nhuyễn thể sinh sống
trong khu vực nghiên cứu.

4. Đối tượng, phương pháp nghiên cứu
- Đối tượng: trầm tích và động vật nhuyễn thể khu vực rừng ngập mặn Cần Giờ.
- Phương pháp nghiên cứu:
Mẫu trầm tích được lấy bằng dụng cụ chuyên dụng theo từng lõi hình trụ ở độ sâu từ 0 - 90 cm
ở vị trí đáy của các con rạch, bãi bồi và cách xa bãi bồi theo sự phân bố của các loại cây ở rừng,
mẫu được bảo quản ở điều kiện áp suất khí quyển đến khi được xử lý và phân tích để đánh giá kết
quả sự phân bố ở các độ sâu khác nhau của trầm tích (0 – 10 cm, 10 – 20 cm, 20 – 50 cm, 50 – 70
cm, 70 – 90 cm) và so sánh sự giống và khác nhau cho từng vị trí mẫu. Các thông số pH và thế oxi
hóa khử được xác định ngay tại hiện trường.
Đối với mẫu phục vụ cho phân tích nguyên dạng As, sau khi lấy khỏi lớp trầm tích, được thổi
khô với dòng khí N2 ngay tại hiện trường trong dụng cụ “glove box”, các thông số pH và thế oxi

7


hóa khử được xác định ngay tại hiện trường. Các mẫu đã thổi khô được bảo quản trong điều kiện
thiếu oxi để giữ nguyên dạng tồn tại của As và tính chất lý hóa của trầm tích.

Ngoài ra, hàm lượng các ion kim loại nặng trong nước và các hạt lơ lửng (suspended particle)
thu được trên giấy lọc loại 0.2 µm PTFE cũng được xác định.
5. Nội dung và phạm vi của vấn đề sẽ đi sâu nghiên cứu
o Hàm lượng của các nguyên tố chính (Si, Mg, Fe, Al, K, Ca) và As, Ni, Cr, Mn được xác định
bởi phổ huỳnh quang tia X (X-ray fluorescence) đèn cathod Pb, hoạt động ở 50 kV và 40 mA.
o Các nguyên dạng của As trong đất và thực vật được xác định bằng LC-ICP MS và tìm sự tương
quan với các nguyên tố vi lượng và đa lượng trong cơ thể động vật vì As có khả năng ức chế
sự hấp thu các ion này vào cơ thể động thực vật.
o Xác định As và nguyên dạng As trong trầm tích rừng ngập mặn Cần Giờ ở hai mùa mưa và
nắng để thấy được điều kiện khí hậu, thời tiết ảnh hưởng như thế nào lên nguyên dạng của As.
o Tổng hàm lượng cacbon hữu cơ trong đất được xác định bằng thiết bị SSM-5000A kết hợp với
TOC-L để tìm hiểu mối liên hệ về sự phân bố của các kim loại nặng và nguyên dạng của As.
Thành phần khoáng của trầm tích được xác định bằng phương pháp nhiễu xạ tia X sử dụng bức xạ
COK để giảm thiểu sự hấp thu tia X của Fe.
6. Nơi thực hiện đề tài
Phòng thí nghiệm Bộ môn Hóa Phân tích thuộc Khoa Hóa – Trường Đại học Khoa học Tự
nhiên Thành phố Hồ Chí Minh và liên kết hợp đồng thuê khoáng các thiết bị ở phòng thí nghiệm
của các viện nghiên cứu để phân tích các chỉ tiêu kim loại và thành phần khoáng trong trầm tích
mà ở phòng thí nghiệm Bộ Môn Hóa Phân Tích không thực hiện được.
CÁN BỘ HƯỚNG DẪN

NGHIÊN CỨU SINH

TRẦN THỊ NHƯ TRANG

NGUYỄN THÀNH NHO

8

1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.

9.

10.

11.
12.

13.
14.

15.
16.

17.

18.

19.
20.

Duke, N.C., M.C. Ball, and J.C. Ellison, Factors influencing biodiversity and distributional

gradients in mangroves. Global Ecology and Biogeography. 71998: p. 27-47.
Ewel, K.C., R.R. Twilley, and J.E. Ong, Different kinds of mangrove forests provide different goods
and services. Global Ecology and Biogeography Letters. 7(1) 1998: p. 83-94.
Furukawa, K., E. Wolanski, and H. Mueller, Currents and sediment transport in mangrove forests,
estuarine, coastal and shelf. Science. 441997: p. 301-310.
Harbison, P., Mangrove muds—A sink and a source for trace metals. Marine Pollution Bulletin.
17(6) 1986: p. 246-250.
Clark, M.W., et al., Redox stratification and heavy metal partitioning in Avicennia-dominated
mangrove sediments: a geochemical model. Chemical Geology. 149(3-4) 1998: p. 147-171.
Ferreira, T.O., et al., Effects of bioturbation by root and crab activity on iron and sulfur
biogeochemistry in mangrove substrate. Geoderma. 142(1-2) 2007: p. 36-46.
Otero, X.L., et al., Geochemistry of iron and manganese in soils and sediments of a mangrove
system, Island of Pai Matos (Cananeia - SP, Brazil). Geoderma. 148(3-4) 2009: p. 318-335.
Tam, N.F.Y. and Y.S. Wong, Spatial and temporal variations of heavy metal contamination in
sediments of a mangrove swamp in Hong Kong. Marine Pollution Bulletin. 31(4-12) 1995: p. 254261.
Marchand, C., et al., Distribution and Characteristics of Dissolved Organic Matter in Mangrove
Sediment Pore Waters along the Coastline of French Guiana. Biogeochemistry. 81(1) 2006: p. 5975.
Marchand, C., M. Allenbach, and E. Lallier-Vergès, Relationships between heavy metals
distribution and organic matter cycling in mangrove sediments (Conception Bay, New Caledonia).
Geoderma. 160(3-4) 2011: p. 444-456.
Williams, T.P., J.M. Bubb, and J.N. Lester, Metal accumulation within salt-marsh environments a review. Marine Pollution Bulletin. 28(5) 1994: p. 277-290.
Ashokkumar, S., P. Mayavu, and G. Rajaram, Seasonal distribution of heavy metals in the
Mullipallam creek of Muthupettai mangroves. American - Eurasian Journal of Scientific Research.
4(4) 2009: p. 308-312.
Tam, N.F.Y. and Y.S. Wong, Retention and distribution of heavy metals in mangrove soils
receiving wastewater. Environmental Pollution. 94(3) 1996: p. 283-291.
Marchand, C., E. Lallier-Vergès, and M. Allenbach, Redox conditions and heavy metals
distribution in mangrove forests receiving effluents from shrimp farms (Teremba Bay, New
Caledonia). Journal of Soils and Sediments. 11(3) 2011: p. 529-541.
da Silva, M.R., et al., Metal Contamination in Surface Sediments of Mangroves, Lagoons and

Southern Bay in Florianopolis Island. Environmental Technology. 17(10) 1996: p. 1035-1046.
Guo, T., R.D. DeLaune, and W.H. Patric, The influence of sediment redox chemistry on chemically
active forms of arsenic, cadmium, chromium, and zinc in estuarine sediment. Enviroment
international. 23(3) 1997: p. 305-316.
Noel, V., et al., EXAFS analysis of iron cycling in mangrove sediments downstream a lateritized
ultramafic watershed (Vavouto Bay, New Caledonia). Geochimica Et Cosmochimica Acta.
1362014: p. 211-228.
Wang, Y., et al., Arsenic K-edge X-ray absorption near-edge spectroscopy to determine oxidation
states of arsenic of a coastal aquifer-aquitard system. Environmental Pollution. 1792013: p. 160166.
Mir, K.A., et al., Extraction and speciation of arsenic in plants grown on arsenic contaminated
soils. Talanta. 72(4) 2007: p. 1507-18.
Ho, H.H., et al., Assessment on Pollution by Heavy Metals and Arsenic Based on Surficial and Core
Sediments in the Cam River Mouth, Haiphong Province, Vietnam. Soil & Sediment Contamination.
22(4) 2013: p. 415-432.

9


21.

22.
23.
24.
25.
26.
27.

28.
29.
30.

31.
32.
33.
34.
35.
36.

Ho, H.H., et al., Necessity of normalization to aluminum to assess the contamination by heavy
metals and arsenic in sediments near Haiphong Harbor, Vietnam. Journal of Asian Earth Sciences.
562012: p. 229-239.
Sterling and Eleanor, Viet nam a natural history. New Haven, Yale University Press: p. 311.
Bostick, B.C., C. Chen, and S. Fendorf, Arsenite retention mechanisms within estuarine sediments
of Pescadero, CA. Environmental science and Technology. 382004: p. 3299-3304.
Tu, C. and L.Q. Ma, Effects of arsenic on concentration and distribution of nutrients in the fronds
of the arsenic hyperaccumulator Pteris vittata L. Environ Pollut. 135(2) 2005: p. 333-40.
Koretsky, C.M., et al., Influence of Spartina and Juncus on Saltmarsh Sediments. I. Pore Water
Geochemistry. Chemical Geology. 255(1-2) 2008: p. 87-99.
Koretsky, C.M., et al., Influence of Spartina and Juncus on saltmarsh sediments. II. Trace element
geochemistry. Chemical Geology. 255(1-2) 2008: p. 100-113.
Koretsky, C.M., et al., Seasonal variations in vertical redox stratification and potential influence
on trace metal speciation in minerotrophic peat sediments. Water Air and Soil Pollution. 173(1-4)
2006: p. 373-403.
Parveen, R. and E. Zahir, Arsenic enrichment in mangroves, and sediments along Karachi coast,
Pakistan. Journal of Coastal Life Medicine. 1(1) 2013: p. 59-64.
F, C., C. G, and V. M, Lung cancer and arsenic concentrations in drinking water in Chile.pdf.
Epidemiology. 11(6) 2000: p. 673-679.
Leermakers, M., et al., Toxic arsenic compounds in environmental samples: Speciation and
validation. TrAC Trends in Analytical Chemistry. 25(1) 2006: p. 1-10.
Cantor, K.P., Drinking water and cancer. Cancer cause and control. 8(3) 1997: p. 292-308.
Korte, N.E. and Q. Fernando, A review of arsenic (III) in groundwater. Critical Reviews in

Environmental Control. 21(1) 1991: p. 1-39.
Aureli, A., Arsenic in Groundwater- A World Problem. IHP Groundwater Resources Programme,
UNESCO. Secretariat Netherlands National Committee IAH2006.
Nickson.RT, J.M. McArthur, and K.M. Ahmed, Mechanism of arsenic release to groundwwater,
Bangladesh and WestBengal. Applied Geochemistry. 152000: p. 403-413.
G, Z., et al., Arsenic speciation analysis. Talanta. 58(1) 2002: p. 77-96.
Nordstrom, D.K., Worldwide occurrances of arsenic in groundwater. Science. 2962002: p. 21432145.

10