ĐA
̣
I HO
̣
C QUÔ
́
C GIA HA
̀
NÔ
̣
I
TRƯƠ
̀
NG ĐA
̣
I HO
̣
C KHOA HO
̣
C TƯ
̣
NHIÊN
̣
C QUÔ
́
C GIA HA
̀
NÔ
̣
I
TRƯƠ
̀
NG ĐA
̣
I HO
̣
C KHOA HO
̣
C TƯ
̣
NHIÊN Nguyễn Ngọc Mai
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
Chuyên nga
̀
nh: Khoa học Môi trường
Chƣơng 1. TỔNG QUAN 1
1.1. Sự hình thành và một số tính chất địa hóa của nƣớc ngầm 2
1.1. 1. Sự hình thành nƣớc ngầm [1] 2
1.1.2. Một số tính chất địa hóa của nƣớc ngầm [2] 4
1.2. Ô nhiễm asen trong nƣớc ngầm trên thế giới 9
1.3. Vấn đề ô nhiễm asen trong nƣớc ngầm ở Việt Nam 15
1.4. Những giả thiết về sự xuất hiện của asen trong nƣớc ngầm 18
1.4.1. Sự hình thành As trong các tầng ngậm nƣớc theo cơ chế khử hòa tan oxit
kim loại 21
1.4.2. Giả thiết về sự vận chuyển của As từ tầng trên xuống tầng dƣới và ảnh
hƣởng của các hoạt động khai thác nƣớc ngầm 26
1.4.3. Sự hình thành As trong các tầng ngậm nƣớc mang tính oxy hóa có pH cao
28
1.4.4. Sự hình thành As trong các tầng ngậm nƣớc mang tính oxy hóa, giàu
khoáng pyrit chứa As 31
Chƣơng 2. ĐỐI TƢỢNG VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 33
2.1. Địa điểm nghiên cứu 33
2.2. Đối tƣợng nghiên cứu 34
2.3. Phƣơng pháp nghiên cứu 35
2.3.1. Phƣơng pháp khoan giếng và lấy mẫu trầm tích 35
2.3.2. Phƣơng pháp lấy mẫu nƣớc 36
2.3.3. Các phƣơng pháp phân tích mẫu 37
2.4. Thiết bị, dụng cụ và hoá chất 40
70
Chƣơng 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 42
3.1. Đặc điểm trầm tích, hàm lƣợng asen và một số thành phần hóa học khác trong
nƣớc ngầm tại vùng nghiên cứu 42
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…………………………………48
DANH MỤC HÌNH
Hình 1.1. Hệ tuần hoàn của nước trong tự nhiên [1] 2
Hình 1.2. Bản đồ ô nhiễm asen trên thế giới [20] 10
Hình 1.3. Bản đồ phẳng thể hiện sự phân bố As trong nước ngầm từ các giếng
khoan nông (< 150 m) ở Bangladesh [20] 12
Hình 1.4. Ô nhiễm asen trong nước giếng khoan tại đồng bằng sông Hồng [10] 17
Hình 1.5. Sự phân hủy các hợp chất hữu cơ và các quá trình xảy ra trong điều kiện
khử 222
Hình 1.6. Sự cạnh tranh hấp phụ củ các anion trên bề mặt khoáng 244
Hình 1.7. Các dạng tồn tại của As vô cơ trong nước ngầm 255
Hình 1.8. Mặt cắt ngang vùng nghiên cứu với dòng chảy nước ngầm và nồng độ
As 277
Hình 1.9. Sự gia tăng nồng độ As khi pH của trầm tích chứa 1g/kg Fe như HFO
tăng từ giá trị ban đầu là pH 7 dưới điều kiện hệ thống kín [20] 29
Hình 2.1. Vị trí các giếng khoan tại xã Vạn Phúc, huyện Thanh Trì, Hà Nội 333
Hình 2.2. Ảnh khoan giếng và lấy mẫu trầm tích 355
Hình 2.3. Thông số kỹ thuật của giếng khoan của dự án, minh họa giếng AMS3 36
Hình 2.4. Sơ đồ minh hoạ quá trình ổn định các thông số hiện trường khi bơm 37
Hình 2.5. Ảnh thước đo mực nước và điện cực YSI ngoài hiện trường 38
Hình 2.6. Máy quang phổ hấp thụ nguyên tử AA–6800 kết hợp thiết bị sinh khí
hydrua HVG 40
Hình 3.1. Sự phân bố As trong nước giếng khoan ở khu vực xã Vạn Phúc 422
Hình 3.2. Giản đồ Piper về các thông số hóa học chính trong nước ngầm. 444
72
Hình 3.3. Sự phân bố của EC, As, Fe, Mn, PO
4
3–
, SO
4
Hình 3.8. Hàm lượng As, Fe, PO
4
3–
, CH
4
, NH
4
+
, HCO
3
–
trong nước sông và trong 3
giếng có cùng vị trí nhưng có độ sâu khác nhau 600
Hình 3.9. 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 600
Hình 3.10. Sự biến đổi theo thời gian của các thông số: mực nước, EC, Fe, As ở 3
giếng AMS–25 m, AMS–32 m, AMS–47 m 611
1
MỞ ĐẦU
Sự ô nhiễm As trong nước ngầm đã được biết đến từ lâu, với các ảnh hưởng
xấu đến sức khỏe con người khi sử dụng nguồn nước có ô nhiễm As để ăn uống và
sinh hoạt. Tuy nhiên, những nguyên nhân dẫn đến sự xuất hiện As trong các tầng
ngậm nước vẫn đang được các nhà nghiên cứu bàn luận. Ngoài ra, sự phân bố As
không đồng đều trong các vùng bị ảnh hưởng cũng đang là một vấn đề khó hiểu. Sự
khác nhau lớn về hàm lượng As trong nước ngầm đã được tìm thấy ở Bangladet
nhiều cho mục đích sinh hoạt, trồng trọt và chăn nuôi.
Hình 1.1. Hệ tuần hoàn của nước trong tự nhiên [1]
Nước ngầm là chỉ loại nước chảy trong mạch kín ở dưới đất do các kiến tạo
địa chất tạo nên, có thể là các túi nước liên thông nhau hoặc là mạch nước chảy sát
3
với tầng đá mẹ. Có nhiều giả thuyết về sự hình thành nước ngầm từ xa xưa. Giả
thuyết đầu tiên cho là: Nước mưa thẩm thấu xuống các tầng đất đá tạo thành những
khu vực chứa nước trong lòng đất, giả thiết này được đưa ra vào thế kỷ I trước
công nguyên. Sau đó giả thuyết ban đầu dường như bị lãng quên cho đến tận thế kỷ
thứ XVII giả thuyết này lại được nhắc tới như một giả thuyết hợp lý nhất hồi bấy
giờ. Mãi đến 1877 nhà địa chất học người Đức tên là O.Phôn – Gherơ bác bỏ luận
đề trên và đưa ra giả thuyết mới là do sự “ngưng tụ” nước trong đất. Ông khẳng
rằng sự hình thành nước ngầm trong đất cơ bản không chỉ là do thẩm thấu nước
mưa mà còn do quá trình khuếch tán không khí và hơi nước vào kẽ rỗng lớp vỏ trái
đất và hơi nước bị ngưng tụ khi hấp thu lạnh tạo thành những vùng chứa nước
ngầm trong lòng đất. Sự bàn cãi về giả thuyết này diễn ra rất sôi nổi, nhiều ý kiến
phản đối luận điểm trên và không công nhận vì nó chưa lý giải được trọn vẹn và
toàn diện các vấn đề, đương nhiên luận điểm ban đầu lại được bảo vệ, mặc dầu bản
thân nó chưa giải thích rõ nguồn gốc phát sinh nước ngầm. Mãi sau này, vào đầu
thế kỷ XX nhà bác học người Nga A.F.Rebegeb trên cơ sở nghiên cứu thí nghiệm
đã chứng minh và giải thích quá trình hình thành nước ngầm khác với Phôn –
Gherơ ở chỗ tính xuyên sâu của không khí được ông giải thích là do quá trình
chênh lệch độ đàn hồi hơi nước tồn tại trong các tầng đất tạo ra. Hơi nước chuyển
vị từ vùng có độ đàn hồi cao (ở nhiệt độ cao) xuống vùng có độ đàn hồi thấp (ở
nhiệt độ thấp). Ông nhấn mạnh chỉ do hiện tượng ngưng tụ hơi nước chưa đủ giải
thích mọi hiện tượng trong quá trình hình thành nước ngầm mà phải kết hợp chặt
chẽ với luận điểm ban đầu. Vì vậy, nước ngầm có nguồn gốc cung cấp một phần là
do nước mưa ngấm xuống đất, mặt khác do ngưng tụ hơi nước từ tầng sâu trong
chia thành hai nhóm khác nhau về căn bản, đó là các nhân tố bên trong và các nhân
tố bên ngoài. Các nhân tố bên trong hay các nhân tố hóa lí, có liên quan đến bản
chất hóa học của các nguyên tử, phân tử, ion của các nguyên tố. Đó là các tính chất:
hóa trị, bán kính ion, thế ion, năng lượng mang tinh thể…Các nhân tố bên trong này
quyết định tính phổ biến của nguyên tố trong vỏ Trái Đất và sự tồn tại các quy luật
chung trong sự hình thành thành phần của nước dưới đất. Các nhân tố bên ngoài
quyết định sự ảnh hưởng của môi trường bên ngoài đến sự thành tạo thành phần hóa
5
học của nước dưới đất. Các nhân tố này bao gồm: các nhân tố địa lý tự nhiên, địa
chất, địa mạo, địa chất thủy văn, địa nhiệt, vi sinh vật.
Nước ngầm là một hệ thống hoá lý phức tạp, luôn biến đổi tuỳ thuộc vào
thành phần, mức độ hoạt động của các hợp chất tham gia và các điều kiện nhiệt
động học. Người 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 hoà tan cũng như các chất keo và hỗn hợp cơ học khác.
Trạng thái tồn tại hoá học và tính chất cơ bản của nước được quyết định bởi
các ion chính: Cl
–
, SO
4
2–
, HCO
3
–
, CO
3
2–
, Na
+
2
, CO
2
, các khí trơ. Oxy tự do là chất oxy hóa quan trọng nhất.
Hàm lượng của chúng trong nước thiên nhiên biến đổi từ 0,1 đến 15 mg/L. Trong
môi trường oxy hóa, trị số thế oxy hóa–khử biến đổi tùy thuộc hàm lượng của oxy
tự do, nó tỷ lệ thuận với hàm lượng oxy. Trong điều kiện tự nhiên thì quan hệ này
thường bị phá hủy do sự thay đổi của pH, sự có mặt của một số chất hữu cơ. Mặc
dù vậy, dưới hạn dưới và dưới hạn trên của đới oxy hóa cũng được phân biệt khá
rõ ràng. Dưới hạn dưới được đặc trưng bởi các thông số sau: Eh = + 250 mV khi
pH = 5,5–8,5 và hàm lượng trung bình của oxy tự do trong nước khoảng 3,5 mg/L.
Còn dưới hạn trên có thể xác định gần đúng như sau: Eh = + 1000 mV khi pH < 3
và hàm lượng oxy tự do lớn nhất khoảng 5 mg/L. Môi trường oxy hóa chủ yếu
6
chiếm phần trên cùng của vỏ Trái Đất, trong một khu vực có thể ăn sâu xuống
1000 m. Nước của môi trường oxy hóa thường có độ khoáng hóa thấp thành phần
bicacbonat, sunfat, với pH thường 6–8.
Môi trường khử oxy có liên quan đến các khí có nguồn gốc sinh hóa: CH
4
,
CO
2
, cacbuahydro nặng, N
2
, H
2
S, H
2
. Đó là sản phẩm của các quá trình sinh hóa
2
SO
4
, MgSO
4
, CaSO
4
, và
các muối cacbonat canxi và magiê. Quá trình rửa lũa thường xảy ra đồng thời với
quá trình khác như quá trình hỗn hợp nước, lắng đọng muối, cô đặc khuyếch tán,
trao đổi các cation và vi sinh vật.
Quá trình hỗn hợp nước
7
Đây là một quá trình hoá lý phức tạp chúng có đặc điểm riêng tuỳ theo từng
trường hợp cụ thể. Hoà lẫn các loại nước có thành phần hoá học không đồng nhất
và các loại nước có độ khoáng hoá khác nhau. Sự hỗn hợp nước thường kèm theo
quá trình lắng đọng cacbonat canxi, magiê, sắt, thạch cao.
Quá trình lắng đọng muối
Sự lắng đọng muối xảy ra khi các điều kiện nhiệt động thay đổi. Quá trình
này làm cho nước có thành phần khác với thành phần ban đầu của nó, do có sự phá
huỷ cân bằng thuỷ địa hoá giữa các thành phần của hệ thống. Xảy ra hiện tượng
thoát khí do biến đổi từ dạng hoà tan thành dạng tự do và lắng đọng trầm tích.
Ca(HCO
3
)
2
= CaCO
3
↓ + H
hạt phân tán dạng mịn với đường kính nhỏ hơn 0.02mm. Nó phụ thuộc vào độ pH,
bản chất ion và nồng độ các ion trong dung dịch.
8
Các quá trình vi sinh vật
Vi sinh vật có ý nghĩa vô cùng to lớn trong sự biến đổi thành phần hoá học
của nước dưới đất, đặc biệt đến những biến đổi về địa hoá, chi phối đến dạng tồn tại
của hầu hết các thành phần hoá học xung quanh và quyết định đến trạng thái của
môi trường của khu vực đó. Sinh vật có thể tạo ra các môi trường có tính oxy hóa–
khử rất khác nhau như môi trường khử mạnh, ôxi hoá mạnh, khử yếu, ôxi hoá yếu
hay vừa khử vừa ôxi hoá. Ngược lại, môi trường cũng tác động ngược đến sinh thái
của vi sinh vật, tốc độ sản sinh sinh khối và các phản ứng chuyển hoá. Vi khuẩn
phân bố rộng rãi trong vỏ Trái Đất và tồn tại ở những điều kiện khác nhau, trong
nước ngầm hoặc các tầng chứa nước có khi sâu đến hàng nghìn mét. Vi khuẩn tham
gia các quá trình chuyển hóa lưu huỳnh, sắt, khử sunphát, khử nitrat và
nitrit…Trong tầng đất có chiều sâu 0,5–1,5m xảy ra quá trình hoạt động của các vi
sinh vật hiếu khí. Trong các tầng sâu hơn chủ yếu là sự hoạt động của các vi khuẩn
yếm khí. Ở những vùng trầm tích trẻ các vi sinh vật hoạt động rất mạnh. Ngay từ
những mét đầu tiên đã có sự phân huỷ vật chất hữu cơ của các sinh vật hiếu khí,
lượng vật chất hữu cơ này cũng là nguồn nguyên liệu cho các sinh vật sinh trưởng
và phát triển.
Các phản ứng sinh hóa nêu trên có thể làm thay đổi mức độ ô xy hóa của
môi trường trầm tích và nước ngầm. Trạng thái oxy hóa–khử của môi trường nước
ngầm trong môi trường địa hóa có thể chia ra theo 3 kiểu: môi trường oxy hoá,
môi trường khử và môi trường biến chất. Môi trường ôxi hóa đặc trưng cho các
khí có nguồn gốc khí quyển: N
2
, O
2
, CO
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].
Những vùng có vấn đề về As trong nước ngầm có quy mô lớn thường xuất
phát từ nguồn gốc tự nhiên và được tìm thấy ở hai loại môi trường: thứ nhất là vùng
nội địa hoặc ở các thung lũng khép kín trong vùng có thời tiết khô hạn hoặc bán khô
hạn; và thứ hai là những tầng ngậm nước có điều kiện khử mạnh thường bắt nguồn
từ đất phù sa bồi tích. Cả hai môi trường trên đều chứa các trầm tích trẻ và nằm ở
vùng thấp, bằng phẳng nơi mà dòng nước ngầm chảy chậm. Về mặt lịch sử, đây là
những tầng ngậm nước ít bị rửa trôi và As thường được giải phóng từ các trầm tích
chôn vùi và có thể được tích lũy vào trong nước ngầm. Nước ngầm giàu As cũng
được tìm thấy ở các vùng địa nhiệt và ở một số vùng riêng biệt ở những nơi có hoạt
động khai mỏ và nơi mà quá trình oxy hóa khoáng sunfit đã xảy ra [20].
10 Hình 1.2. Bản đồ ô nhiễm asen trên thế giới [20]
Mức độ ô nhiễm As trong nước ngầm ở một số quốc gia và số lượng dân
chịu ảnh hưởng do khai thác nước ngầm sử dụng cho mục đích ăn uống và sinh hoạt
được thể hiện ở bảng sau:
Bảng 1.1. Ô nhiễm asen trong nước ngầm ở các nước trên thế giới [23]
Địa điểm
Số ngƣời bị
phơi nhiễm
As trong
nƣớc ngầm
(g/L)
Tiêu chuẩn cho
phép (g/L)
Achentina
50
Pêru
250.000
500
50
Đài Loan
200.000
10–1820
10
Ronpibun, Thái Lan
1000
1–5000
50
Việt Nam
hàng triệu
1–3050
10
11
Về mặt dân số bị phơi nhiễm As bởi sử dụng nước ngầm bị ô nhiễm làm
nước ăn uống và sinh hoạt, thì đồng bằng của Bangladet và tây Bengal là vùng bị
ảnh hưởng lớn nhất và nghiêm trọng nhất. Nồng độ As trong nước ngầm của những
khu vực bị ảnh hưởng có khoảng dao động lớn từ bé hơn 0,5 đến 3200 µg/L.
Khoảng 27% giếng nông (độ sâu < 150 m) ở Bangladet chứa trên 50 mg As/L. Các
vùng nước ngầm bị ảnh hưởng As ở thung lũng Bengal có liên quan đến những trầm
tích có tổng As trong khoảng < 2–20 mg/kg, tức là không nằm ngoài giá trị trung
bình của thế giới. Các tầng ngậm nước bị ảnh hưởng thường là tầng Holocene (tầng
có độ sâu < 100–150 m) và gồm có cát mica, bùn, sét được tích tụ bởi hệ thống các
con sông Ganges, Brahmaputra và Meghna. Những trầm tích này có nguồn gốc từ
dãy núi Himalaya và từ các vùng núi ở miền bắc và phía tây của Tây Bengal. Ở hầu
tương quan thuận giữa As và Fe ở một số làng, nhưng kết quả này không đúng với
12
toàn bộ Bangladet và tây Bengal. Mối quan hệ phổ biến trong nước ngầm đã được
tìm thấy đó là mối tương quan nghịch giữa nồng độ As và SO
4
2–
. Điều này cho thấy
rằng sự giải phóng As bị tác động chủ yếu bởi điều kiện môi trường khử mạnh,
cùng với quá trình khử SO
4
2–
. Một số vùng nước ngầm ở Bangladet diễn ra quá
trình khử mạnh tạo ra CH
4
.
Hình 1.3. Bản đồ phẳng thể hiện sự phân bố As trong nước ngầm từ các giếng
khoan (< 150 m) ở Bangladesh [20]
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.
13
Một nghiên cứu đã tìm thấy nồng độ As trong các mẫu nước ngầm từ tây
nam Đài Loan trong khoảng rộng từ 10 đến 1800 µg/L (trung bình 500 µg/L, n =
126) và nhận thấy rằng một nửa số mẫu được phân tích có nồng độ As từ 400–700
µg/L. Ở đông bắc Đài Loan, đã tìm thấy nồng độ As trong một số nước ngầm lớn
2–
đã xảy ra trong quá trình này. Nồng độ cao của Fe, Mn,
NH
4
+
, HCO
3
–
và PO
4
3–
là một nét đặc trưng phổ biến của các vùng có nước ngầm
nhiễm As cao ở điều kiện khử (ví dụ như ở Băngladet, Tây Bengan). Quan sát dãy
tổng nồng độ As trong trầm tích từ 3–29 mg/kg (n = 12) và tương quan rất tốt với
14
nồng độ của Fe tổng. Hơn 30% As là ở dạng oxalat và có liên quan lớn với Fe oxit.
Sự giải phóng As vào dung dịch dưới điều kiện khử được cho là bởi hấp thụ kếp
hợp với sự hòa tan chất khử của các khoáng Fe oxit. Sự liên quan của As hòa tan
với các thành phần như HCO
3
, DOC và PO
4
3–
có thể liên quan đến một các đặc tính
giống nhau ở các điều kiện khử phổ biến và trong dòng nước ngầm chậm, nhưng
chúng cũng có thể có liên quan trực tiếp bởi vì sự cạnh tranh của chúng với As về vị
trí hấp phụ trên Fe oxit. Sự kết hợp của dòng chảy chậm của nước ngầm và trầm
tích trẻ của tầng ngậm nước cũng có thể là nguyên nhân quan trọng của nồng độ As
hòa tan cao quan sát được, như ở các trầm tích trong các mẫu khoáng mới và hoạt
(11,3 mg/L), 39% đối với Mo (70 µg/L), 32% đối với Se (10 µg/L) và 100% đối với
U (2 µg/L). Tổng các chất rắn hòa tan là từ 730 đến 11400 mg/L, phần lớn các giá
15
trị cao xuất phát từ sự bay hơi nước dưới các điều kiện khô hạn của vùng. Nước
ngầm ở đây có điều kiện oxy hóa phổ biến với nồng độ oxy hòa tan cao. Giá trị pH
là từ trung tính đến kiềm (7,0–8,7). As tồn tại chủ yếu dưới dạng As (V). Có thể có
mối tương quan giữa As trong nước ngầm với pH, độ kiềm (HCO
3
), F và V. Sự
tương quan yếu cũng tìm thấy với B, Mo, U và Be. Sự giải hấp phụ các nguyên tố
này từ các oxit kim loại, đặc biệt là oxit Fe và Mn dưới các điều kiện pH cao được
xem là một con đường quan trọng để giải phóng chúng. Sự phong hóa các khoáng
silicat nguyên thủy và các chất khoáng phụ như apatit trong hoàng thổ và hình thành
từ nham thạch núi lửa có thể cũng góp phần tạo ra As hòa tan và các nguyên tố
lượng vết khác. Giá trị pH cao có thể là kết quả từ các phản ứng cacbonat và silicat,
cũng như các điều kiện khí hậu khô cằn. Các nhân tố này, cùng với các trầm tích
hoàng thổ, trẻ và dòng nước ngầm chậm có khả năng làm cho sự tích lũy As và các
nguyên tố khác trong tầng ngậm nước với nồng độ cao mà không bị rửa trôi [21].
Ở Thái Lan, huyện Ron Phibun là một khu vực phát hiện nước ngầm bị ô
nhiễm As liên quan đến hoạt động khai thác mỏ thiếc. Nồng độ As lên đến 5000
µg/L được tìm thấy trong nước ngầm nông từ trầm tích phù sa Đệ Tứ nơi mà được
nạo vét trong suốt quá trình hoạt động khai thác mỏ. Nước ngầm sâu hơn ở tầng
ngậm nước đá vôi già hơn tìm thấy As có nồng độ ít hơn, mặc dù một số giếng cũng
có nồng độ As cao và có thể đó cũng là kết quả của sự ô nhiễm từ các hoạt động
khai thác mỏ. Nguyên nhân của sự giải phóng As được cho là do sự oxy hóa khoáng
arsenopyrite, bị gia tăng bởi các hoạt động khai thác mỏ ở đây. Cũng với nguyên
nhân tương tự thì ở Ghana cũng phát hiện một số khu vực bị ô nhiễm As liên quan
đến các hoạt động khai thác vàng [20].
1.3. Vấn đề ô nhiễm asen trong nƣớc ngầm ở Việt Nam
50,2
Hà Tây
180891
1368
338
24,7
Hưng Yên
147933
3384
310
9,2
Nam Định
42933
605
104
7,2
Hải Dương
57938
480
3
0,6
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,
với tổng số 461 mẫu nước giếng khoan với mật độ khoảng 6 km
2
/mẫu, trong phạm
vi 15 tỉnh, đó là Phú Thọ, Vĩnh Phúc, Hoà Bình, Hà Tây, Hà Nội, Bắc Ninh, Bắc
gần khoảng 20 m [10]. Tuy nhiên, nguyên nhân của vấn đề này là chưa được hiểu
một cách rõ ràng.
1.4. Những giả thiết về sự xuất hiện của asen trong nƣớc ngầm
Như đã trình bày ở trên, có thể thấy nước ngầm nhiễm As cao (cao hơn tiêu
chuẩn cho phép trong nước uống) không phải là hiếm thấy, nhưng chúng không có
nghĩa là phổ biến trong hầu hết các tầng ngậm nước và nó chỉ tồn tại dưới những
điều kiện đặc biệt. Điều này liên quan đến cả môi trường địa hóa và địa chất thủy
văn trước đó và cả hiện nay. Nghịch lý là nước ngầm có As cao thì không phải luôn
liên quan đến các vùng đá gốc có As cao. Vấn đề As trong nước ngầm xảy ra dưới
cả điều kiện oxy hóa và điều kiện khử; cũng như ở cả điều kiện khí hậu ẩm ướt và
khô hạn. Điều đó cho chúng ta thấy rằng As không có sẵn trong các tầng ngậm nước
mà nó bị giải phóng ra từ các trầm tích trong các khu vực có điều kiện thích hợp.
Ở Việt Nam, nước ngầm thường được khai thác ở cả tầng Holocene và
Pleistocene. Hai tầng này được cách biệt nhau bởi một lớp sét dày hàng mét. Ở khu
vực đồng bằng sông Hồng, trầm tích Holocene hình thành nên các tầng nước nông,
với độ sâu khoảng 30 – 60 m [8, 29]. Nước ngầm thường có đặc tính khử, với nồng
độ Fe và amoni (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.
19
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
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].
Copyright: Tài liệu đại học ©