Nghiên cứu sự phân bố không đồng nhất về
hàm lượng Asen trong nước ngầm trên một
phạm vi hẹp minh họa tại xã Vạn Phúc, Thanh
Trì, Hà Nội

Nguyễn Ngọc Mai

Trường Đại học Khoa học Tự nhiên
Khoa Môi trường
Luận văn Thạc sĩ ngành: Khoa học môi trường; Mã số: 60 85 02
Người hướng dẫn: TS. Phạm Thị Kim Trang
Năm bảo vệ: 2011 Abstract. Tổng quan về sự hình thành và một số tính chất địa hóa của nước ngầm; ô
nhiễm asen trong nước ngầm trên thế giới; vấn đề ô nhiễm asen trong nước ngầm ở
Việt Nam; những giả thiết về sự xuất hiện của asen trong nước ngâm. Nghiên cứu sự
phân bố không đồng nhất về hàm lượng asen trong nước ngầm trên một phạm vi hẹp
tại khu vực Van phúc, huyện Thanh Trì, Hà Nội. Tìm hiểu về phương pháp nghiên
cứu: phương pháp khoan giếng và lấy mẫu trầm tích; phương pháp lấy mẫu nước;
phương pháp phân tích mẫu. Đưa ra kết quả và thảo luận: đặc điểm trầm tích, hàm
lượng asen và một số thành phần hóa học khác trong nước ngầm tại vùng nghiên
cứu; phân tích một số nguyên nhân dẫn đến sự phân bố không đồng nhất về hàm
lượng asen trong nước ngầm ở khu vực nghiên cứu (tính khử thể hiện ở trầm tích; ở
nước ngầm; bằng chứng về sự khác nhau ở tính khử trong trầm tích và nước ngầm ở
các giếng có độ sâu khác nhau cùng một vị trí nghiên cứu)

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

Content
MỞ ĐẦU

và thường xuất hiện ngoại lệ hơn là theo quy luật. Một nét đặc trưng của các vùng nước ngầm
có As cao là sự thay đổi lớn về nồng độ As trong nước ngầm theo không gian. Điều này có
nghĩa là rất khó hoặc không thể dự đoán được chính xác nồng độ As phù hợp ở một giếng cụ
thể từ kết quả của những giếng bên cạnh [20].

Hình 1. Bản đồ ô nhiễm asen trên thế giới [20]
Một ví dụ điển hình như ở Bangladet. Mặc dù đây là khu vực bị ảnh hưởng nặng nề
nhất, nhưng sự phân bố As trong tầng ngậm nước của khu vực là không đồng nhất (hình 1.3).
Khu vực bị ảnh hưởng tồi tệ nhất là ở đông nam của Bangladet nơi mà ở một số huyện có hơn
90% giếng bị ảnh hưởng [20]. Nguyên nhân dẫn đến sự phân bố không đồng nhất ở đây là
chưa được hiểu rõ, chưa tìm thấy tài liệu nào nghiên cứu về vấn đề này. Hình 2. Bản đồ phẳng thể hiện sự phân bố As trong nước ngầm từ các giếng khoan (< 150
m) ở Bangladesh [20]
1.3. Vấn đề ô nhiễm asen trong nƣớc ngầm ở Việt Nam
Vấn đề ô nhiễm asen trong nước ngầm ở Việt nam những năm gần đây đã được nhiều
tổ chức và các nhà nghiên cứu trong nước, nước ngoài quan tâm. Nhiều nghiên cứu đã cho
thấy nước ngầm được sử dụng nhiều ở đồng bằng sông Hồng và sông Cửu Long cho các mục
đích sinh hoạt và sản xuất đang đứng trước nguy cơ ô nhiễm asen tự nhiên.
Một nghiên cứu trên diện rộng ở đồng bằng sông Hồng do Trung tâm Nghiên cứu
Công nghệ Môi trường và Phát triển Bền vững (CETASD), Trường Đại học Khoa học Tự
nhiên, Đại học Quốc gia Hà Nội kết hợp với các chuyên gia thuộc Viện Khoa học và Công
nghệ Nước (Eawag), Liên bang Thuỵ Sĩ đã tiến hành (từ năm 2005 đến 2007) khảo sát ngẫu
nhiên trên toàn khu vực đồng bằng sông Hồng. Kết quả phân tích cho thấy hàm lượng asen có
sự thay đổi trong một khoảng rất rộng, từ mức nhỏ hơn < 0,1 µg/l cho tới hơn 810 µg/l.
Trong đó, 73% số mẫu có hàm lượng nhỏ hơn 10µg/l, đạt tiêu chuẩn nước uống về asen của
Bộ Y tế Việt Nam, 16% số mẫu có lượng asen nằm trong khoảng 10–50 µg/l, 8% số mẫu có
lượng asen nằm trong khoảng 50–200 µg/l, và 3% số mẫu có lượng asen rất cao, lớn hơn 200
µg/l [10].

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 (NH
4
+
) rất cao [8, 10].
Nhiều tác giả nghiên cứu cho rằng ô nhiễm asen trong nước ngầm tại đây có thể do sự khử
hoà tan của các oxit sắt chứa asen, tồn tại tự nhiên trong tầng chứa nước [9, 10, 18, 27]. Số
liệu phân tích trầm tích và các thông số hoá học trong nước ngầm đã chứng tỏ mối tương
quan giữa nồng độ asen với các điều kiện thiếu oxy trong tầng chứa nước và dẫn đến sự hoà
tan khử của các khoáng chứa asen vào nước ngầm.
Nghiên cứu của tác giả Charles F. Harvey và các cộng sự (2002) về tình hình ô nhiễm
asen tại tỉnh Munshiganj (cách sông Dhaka 30 km về phía nam và sông Ganges 7 km về phía
bắc, Bangladet) cũng cho thấy cơ chế giải phóng asen từ trầm tích vào nước ngầm liên quan
tới điều kiện môi trường khử. Tác giả đã chứng minh quá trình giải phóng asen có nguyên
nhân từ dòng cacbon trẻ đi vào tầng chứa nước sâu do sự bơm nước tưới tiêu ồ ạt vào mùa
khô ở Bangladet. Sự khử hợp chất hữu cơ thúc đẩy sự linh động của asen từ trầm tích vào
nước ngầm [7].
Các tác giả C. A. J. Appelo và D. Postma cho rằng có hai cơ chế chính chi phối quá
trình giải phóng asen từ trầm tích vào nước ngầm là cơ chế oxy hoá và khử. Bản chất của cơ
chế oxy hoá là quá trình oxy hoá các quặng pyrit có chứa asen như asenopyrit (FeAsS),
loellingit (FeAs
2
) bởi các tác nhân oxy hoá có trong đất (như NO
3
–
) và sản phẩm của quá
trình là sự giải phóng asen vào nước ngầm cùng với sulphat. Theo cơ chế khử, trầm tích chứa
các ôxit sắt mà trên bề mặt của chúng đã hấp phụ asen sẽ được lắng đọng cùng với các hợp
chất hữu cơ tự nhiên, các vi sinh vật trong đất tiêu thụ chất hữu cơ và lấy oxy khiến môi
trường trở nên có tính khử theo thời gian, chính môi trường này chuyển các pha sắt trong

 71 Mẫu nước giếng khoan (29 mẫu giếng khoan của dự án, 42 giếng nhà dân)
 1 Mẫu nước sông
Chƣơng 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN
3.1. Đặc điểm trầm tích, hàm lƣợng asen và một số thành phần hóa học khác trong nƣớc
ngầm tại vùng nghiên cứu
Các kết quả từ phân tích bằng phương pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử (đối với 29
giếng của dự án) cũng như các kết quả từ bộ thử hiện trường (từ 42 giếng của hộ gia đình) đã
cho thấy phần lớn các giếng trong khu vực có nồng độ As lớn hơn 10 mg/L (chiếm 64% toàn
khu vực, trong đó có tới 57% > 50 µgAs/L). Đặc biệt có nhiều giếng có nồng độ As lớn hơn
300 mg/l. Điều đó cho thấy tính chất nghiêm trọng về vấn đề ô nhiễm As trong nước ngầm
của khu vực nghiên cứu.

Hình 4. Sự phân bố As trong nước giếng khoan ở khu vực xã Vạn Phúc
Một điều rất đặc biệt ở đây là sự khác biệt rất lớn về nồng độ As trong các giếng ở
khu vực nghiên cứu, thậm chí với các giếng cách nhau chưa đầy 100 m. Hầu hết các giếng ở
phía bắc của xã có nồng độ As thấp (100% giếng có nồng độ As thấp < 10 µg/L), trong khi
phần lớn các giếng nằm ở phía đông nam của làng (hầu các giếng có nồng độ As cao từ 10
đến > 400 µg/L chiếm 77%, n=60). Mặc dù cũng xuất hiện một số giếng có nồng độ As thấp
ở phía nam nhưng chiếm tỷ lệ rất nhỏ (~11% giếng có nồng độ As < 10 µg/L, n=60). Sự phân
bố không đồng nhất theo không gian đã được thể hiển rõ ở hình 3.1.
Ngoài ra, các kết quả cho thấy đặc điểm hóa học nước ngầm rất khác nhau giữa các
giếng có hàm lượng As cao và các giếng có hàm lượng As thấp của khu vực nghiên cứu. Các
thông số hóa học ở các giếng có As cao thường cao hơn rất nhiều so với các giếng ít As. Đây
là kết quả của các phản ứng oxy hóa khử xảy ra mạnh mẽ trong tầng ngậm nước mang tính
khử.
3.2. Phân tích một số nguyên nhân dẫn đến sự phân bố không đồng nhất về hàm lƣợng
As trong nƣớc ngầm ở khu vực nghiên cứu
3.2.1. Nguyên nhân liên quan đến tính khử thể hiện ở trầm tích
Không có sự khác biệt lớn được tìm thấy trong các thành phần chủ yếu của các
khoáng và địa hóa của trầm tích ở khu vực nghiên cứu, ngoại trừ trạng thái oxy hóa khử của

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, SO
4
2–
, PO
4
3–
, NH
4
+

2
O + 8H
+
+ 4Fe(OH)
3
→ 4Fe
2+
+ 8HCO
3
–
+ 3H
2
O
2Fe
2
O
3
.xH
3
AsO
3
+CH
2
O+7H
+
→4Fe
2+
+HCO
3
–

4
2–
+
20H
2
O → 8Fe(OH)
3
+ FeS + 16H
+
. Pyrite có thể được hình thành sau đó theo phương trình
phản ứng: FeS + H
2
S → FeS
2
+ H
2
. Hầu hết các mẫu có nồng độ As cao (> 150 µg/L) thì có
nồng độ S là thấp hơn 1 mg/L. Mối tương quan ngược này có thể gợi ý rằng As được giải
phóng từ trầm tích vào trong tầng ngậm nước dưới điều kiện khử mạnh, mà không phải là kết
quả của quá trình oxy hóa sulphide.
Sự phân hủy của hợp chất hữu cơ là một quá trình quan trọng tạo ra điều kiện khử
trong nước ngầm. Đồng thời quá trình này sẽ làm xuất hiện amoni (NH
4
+
) và HCO
3
–
, các hợp
chất hữu cơ hòa tan (DOC) và CH
4

, HCO
3
–
trong nước của 3 giếng này cũng như của nước sông được
thể hiện ở hình 3.8 Hầu hết các thông số hóa học ở giếng nông 25 m đều cao hơn so với 2
giếng còn lại, trong khi mẫu nước sông các thông số này là rất thấp. Kết quả này giếng 25 m
thể hiện tính khử mạnh nhất, trong khi mẫu nước sông có tính oxy hóa. Sự khác biệt về mầu
sắc của cát trầm tích cũng được quan sát thấy (hình 3.9). Trầm tích giếng 25 m có màu xám
thể hiện tính khử, trong khi các trầm tích của hai giếng còn lại có màu vàng. Hàm lượng As
cao trong nước ngầm ở các giếng có trầm tích màu xám ở giếng 25 m là tương tự với các
giếng khác ở khu vực nghiên cứu. Hình 8. Hàm lượng As, Fe, PO
4
3–
, CH
4
, NH
4
+
, HCO
3
–
trong nước sông và trong nước ngầm
của 3 giếng có cùng vị trí nhưng có độ sâu khác nhau

Hình 9. Sự khác nhau về trầm tích và nồng độ As của 3 giếng khoan ở cùng một vị trí trên
mặt cắt giao giữa hai vùng có As và vùng không có As


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.