NGUỒN GỐC VÀ SỰ PHÂN BỐ AMONI VÀ ASENIC TRONG CÁC TẦNG CHỨA NƯỚC ĐỒNG BẰNG SÔNG HỒNG 8442261.pdf

1. 1
TỔ CHỨC HỢP TÁC PHÁT TRIỂN QUỐC
TẾ CỦA THỤY ĐIỂN (SIDA)
BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO
TRƯỜNG ĐẠI HỌC MỎ - ĐỊA CHẤT
BÁO CÁO
KẾT QUẢ ĐỀ TÀI KHOA HỌC CÔNG NGHỆ
NĂM 2007-2008
Tên đề tài:
NGUỒN GỐC VÀ SỰ PHÂN BỐ AMONI VÀ ASENIC TRONG CÁC TẦNG
CHỨA NƯỚC ĐỒNG BẰNG SÔNG HỒNG
Mã số : 91 - RF2
Tên cơ quan thực hiện: Trường Đại học Mỏ - Địa chất
Tên chủ nhiệm đề tài: PGS.TS . Phạm Quý Nhân
Hà Nội, 9-2008

2. 2
MỤC LỤC
Tóm tắt thuyết minh đề tài
Abstract
Danh sách cán bộ tham gia thự hiện đề tài
Danh mục các ký hiệu, các chữ viết tắt
Danh mục các bảng biểu
Danh mục các hình vẽ
CHƯƠNG 1. MỞ ĐẦU 1
1.1. Tính cấp thiết của đề tài 1
1.2. Đối tượng và phạm vi nghiên cứu 2
1.3. Mục đích nghiên cứu 2
1.4. Nội dung nghiên cứu 3
1.5. Phương pháp nghiên cứu và kỹ thuật sử dụng 3
1.6. Ý nghĩa khoa học và thực tiễn 3
1.7. Lời cảm ơn 4
CHƯƠNG 2. TỔNG QUAN 6
2.1. Tổng quan tình hình nghiên cứu trước đây 6
2.2. Tổng quan về Arsenic 16
2.2.1 Đặc điểm địa hoá của As 16
2.2.2. Ứng dụng của As 19
2.3 Ảnh hưởng của As đến sức khoẻ con người 20
2.3.1 Các con đường của As gây ảnh hưởng tới sức khoẻ con người 20
2.3.2. Khái quát các biểu hiện tổn thương do ô nhiễm Arsenic 21
2.4 Nguồn hình thành As trong nước ngầm 23
2.4.1 Quá trình ôxy hoá giải phóng As ra khỏi các khoáng vật,
quặng và đá mẹ
24
2.4.2 Quá trình trầm tích làm lắng đọng As và các vật liệu chứa As 25

3. 3
2.4.3 Các tác động nhân sinh trong khu vực nghiên cứu 26
2.4.4 Các quá trình giải phóng As từ trầm tích vào nước ngầm 26
2.5 Sự di chuyển của As trong nước dưới đất 28
2.6. Cơ chế giải phóng và di chuyển của As từ trầm tích vào nước
ngầm
29
2.6.1 Cơ chế 1 29
2.6.2 Cơ chế 2 29
2.6.3 Cơ chế 3 30
2.6.4 Cơ chế 4 30
2.7 Tổng quan về amoni và các hợp chất của nitơ 30
2.7.1 Các hợp chất của nitơ 30
2.7.2 Quá trình chuyển hóa các hợp chất nitơ 32
2.7.3 Tác hại của amoni và các hợp chất nitơ trong nước sinh
hoạt
34
2.7.4 Cơ sở của phương pháp sử dụng đồng vị N-15 trong việc xác
định nguồn gốc ô nhiễm amoni
35
2.8 Tổng quan về đặc điểm địa chất, địa chất thủy văn khu vực
nghiên cứu
38
2.8.1. Đặc điểm địa chất 38
2.8.2. Đặc điểm địa chất thuỷ văn 39
CHƯƠNG 3. VẬT LIỆU VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 45
3.1 Thiết kế thi nghiệm 45
3.2 Kỹ thuật và phương pháp sử dụng 47
3.3 Khối lượng mẫu và các chỉ tiêu phân tích 47
3.4 Thiết bị lấy mẫu, quy trình lấy mẫu và bảo quản mẫu 47
3.5. Phương pháp phân tích 49
CHƯƠNG 4. KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ THẢO LUẬN 51
4.1 Thành phần hóa học trong nước ngầm vùng nghiên cứu 51

4. 4
4.2 Đặc điểm địa hóa môi trường nước ngầm vùng nghiên cứu 53
4.2.1 Quan hệ As - Eh 53
4.2.2 Quan hệ As - pH 54
4.2.3 Dạng tồn tại của As trong nước ngầm 55
4.3 Phân bố As và NH4
+
theo chiều sâu và quan hệ giữa As-DOC 57
4.3.1 Phân bố As và NH4
+
theo chiều sâu 57
4.3.2 Quan hệ As-DOC 61
4.4 Sự biến đổi của As và NH4
+
theo thời gian 62
4.5 Quan hệ của As, NH4
+
với các yếu tố khác 63
4.5.1 Quan hệ As-Fe 63
4.5.2 Quan hệ As-NH4+
64
4.5.3 Quan hệ As-Ca và As-Mg 65
4.5.4 Quan hệ As-HCO3
-
66
4.6 Cơ chế giải phóng và di chuyển As trong nước ngầm vùng
nghiên cứu
67
4.7 Nguồn gốc amoni trong nước ngầm 69
4.7.1 Thành phần đồng vị 15
N trong các mẫu trầm tích 69
4.7.2 Thành phần đồng vị 15
N trong các mẫu nước 72
KẾT LUẬN 75
TÀI LIỆU THAM KHẢO 76

5. 5
Chương 1
MỞ ĐẦU
1.1. Tính cấp thiết của đề tài
Asen (As) là một nguyên tố vi lượng cần thiết cho cơ thể, nhưng ở liều lượng
cao thì rất độc. Độc tính này của Asen được loài người biết từ xa xưa mà người Việt
Nam thường gọi với cái tên “thạch tín”(một độc dược bảng A). Tính độc cấp của Asen
là chết người và tính độc trường diễn là làm thay đổi huyết sắc tố da, ung thư da và
nếu con người ăn thực phẩm hoặc uống phải đồ uống có hàm lượng Asen cao hơn hàm
lượng cho phép thường dẫn đến ung thư phổi, thận và bàng quang [Wu và cs., 1998,
WHO, 2001].
Bên cạnh ô nhiễm As, tình trạng ô nhiễm amonia đang ngày càng trở nên gay
gắt. Hàm lượng NH4 biến đổi từ 1.8 đến 34.0 mg/l, vượt quá mức cho phép đối với
tiêu chuẩn nước ăn uống sinh hoạt theo quy định là 1.5 mg/l, đặc biệt là khu vực phía
Nam Hà Nội [34]. Điều nguy hiểm là mức độ ô nhiễm này đang tăng lên theo không
gian và thời gian. Sử dụng nước uống có hàm lượng NH4 cao có thể dẫn tời nguy cơ
ung thư da, các bệnh về đường tiêu hoá, đặc biệt là bệnh xanh da ở trẻ em.
Vậy tại sao nghiên cứu nó là cần thiết? Cùng với sự phát triển của nền kinh tế-
xã hội, nhu cầu sử dụng nước sạch ngày càng tăng. Biết được cơ chế nhiễm bẩn Asen
và amoni trong nước ngầm sẽ giúp cho cơ quan quản lý đưa ra các biện pháp thích hợp
để bảo vệ các nguồn nước ngầm, tránh làm ô nhiễm thêm nguồn nước do quá trình
khai thác gây ra. Đồng thời có các biện pháp xử lý nguồn nước đã bị ô nhiễm Asen và
amoni phù hợp với cơ chế nhiễm bẩn để có nước sạch cung cấp cho dân chúng, giảm
thiểu nguy cơ ảnh hưởng đến sức khỏe cộng đồng.
Có rất nhiều cách tiếp cận để nghiên cứu vấn đề này, trong đó, sử dụng kỹ thuật
đồng vị kết hợp kỹ thuật địa hóa là một cách tiếp cận mới, hiệu quả, độc đáo và đang
được nhiều nhà nghiên cứu áp dụng để giải thích các quá trình thủy địa hóa trong các
tầng chứa nước. Hàng loạt các công trình nghiên cứu ở Việt Nam trong hơn 10 năm
qua mới chỉ tập trung vào điều tra hiện trạng ô nhiễm As và NH4 trong nước ngầm mà
chưa có những nghiên cứu chi tiết để giải thích cơ chế và nguồn gốc ô nhiễm Asen và
amoni trong các nguồn nước. Chưa áp dụng những phương pháp hiện đại để nghiên

6. 6
cứu cũng như thiết bị nghiên cứu chưa được chuẩn hoá theo một chương trình đảm bảo
và kiểm soát chất lượng (QA/QC) quốc tế nên có khi các kết quả thu được của từng
nhóm nghiên cứu Việt Nam không thống nhất dẫn đến tình trạng khó giải đoán kết
quả. Điều đó đòi hỏi cần phải có những nghiên cứu sâu về quy luật di chuyển
(mobilization) của As và nguồn hình thành amoni trong nước ngầm ở Việt Nam nói
chung và ở vùng đồng bằng Bắc Bộ nói riêng. Vì vậy đề tài: “ Nguồn gốc và phân bố
amoni và Asen trong các tầng chứa nước đồng bằng sông Hồng” hoàn toàn có tính thời
sự và cấp thiết.
1.2. Đối tượng và phạm vi nghiên cứu
Đối tượng nghiên cứu của đề tài là các tầng chứa nước đồng bằng sông Hồng.
Do vậy, phạm vi nghiên cứu của đề tài là đồng bằng sông Hồng. Về sự phân bố asen
và amoni, đề tài đã tổng hợp và xác lập các bản đồ phân bố. Tuy nhiên, để nghiên cứu
rõ bản chất về nguồn gốc cũng như cơ chế hình thành chúng, đề tài đã khu trú lại và
thiết kế một bãi thí nghiệm quy mô cho một vùng điển hình của đồng bằng sông Hồng.
Từ những vấn đề thực tiễn của công tác khai thác, sử dụng nguồn nước ngầm, đối
tượng nghiên cứu chính được xác định là các tầng chứa nước trong trầm tích Đệ Tứ
khu vực phía nam Hà Nội, nơi có biểu hiện ô nhiễm amoni và Asen trong các tầng
chứa nước cao nhất ở khu vực Hà Nội và vùng đồng bằng sông Hồng. Vì vậy, phạm vi
nghiên cứu của đề tài cũng tập trung vào khu vực này.
Sở dĩ mặt cắt nghiên cứu được lựa chọn ở Nam Dư - Hà Nội là vì đây là khu
vực tồn tại chủ yếu các trầm tích Đệ Tứ trẻ, điển hình cho loại hình bồi đắp của vùng
đồng bằng châu thổ aluvial. Nơi đây không chỉ có các điều kiện về đặc điểm địa hoá,
thuỷ địa hoá, địa chất thuỷ văn điển hình mà còn là nơi bị tác động mạnh của các quá
trình đô thị hoá, các hoạt động công nghiệp, nơi tập trung hệ thống nước thải của thành
phố. Đây cũng là vùng nằm trong đới phá hủy mạnh với mực nước ngầm cũng khá
thấp, vả lại bãi thí nghiệm nằm trong phạm vi các giếng khoan của nhà máy nước Nam
Dư nên thuận lợi cho việc nghiên cứu sự biến đổi của amoni và Asen với quá trình
bơm khai thác nước ngay từ khi nhà máy nước Nam Dư đi vào hoạt động.Vì vậy đây
là một địa điểm tốt để nghiên cứu nguồn gốc của ô nhiễm amoni cũng như quá trình
giải phóng và di chuyển của asen trong nước.
1.3. Mục đích nghiên cứu
Mục đích chính của dự án là nghiên cứu nhằm hiểu biết thêm về nguồn gốc và

7. 7
phân bố amoni và Asen trong các tầng chứa nước đồng bằng sông Hồng trên cơ sở sử
dụng kết hợp các phương pháp thủy địa hóa và phương pháp đồng vị.
1.4. Nội dung nghiên cứu
Với mục đích trên, đề tài sẽ tập trung để thực hiện những nội dung sau:
- Tổng quan các kết quả nghiên cứu về địa chất thủy văn, thuỷ địa hoá và đồng
vị.
- Nghiên cứu đặc điểm, sự phân bố và quy luật phân bố của As và NH4 trong
nước ngầm.
- Nghiên cứu mối quan hệ của As và NH4 với pH, Eh để xác định đặc điểm địa
hoá môi trường.
- Nghiên cứu mối quan hệ của As và NH4 với DOC, với Fe2+
, tổng Fe, Ca2+
,
Mg2+
và HCO3
-
để luận giải vai trò của DOC cũng như vai trò của vi sinh vật để giải
thích cơ chế giải phóng và di chuyển của As trong nước ngầm
- Nghiên cứu mối tương quan giữa NH4 và thành phần đồng vị 15
N (tỷ số
15
N/14
N) để giải thích nguồn gốc của amoni trong nước ngầm.
1.5. Phương pháp nghiên cứu và kỹ thuật sử dụng
Đề tài đã lựa chọn một bãi thí nghiệm tại Nam Dư - Thanh Trì - Hà Nội. Đây
cũng là nơi có biểu hiện ô nhiễm Asen và Amoni cao nhất ở khu vực Hà Nội và vùng
đồng bằng sông Hồng. Bãi thí nghiệm bao gồm hai cụm lỗ khoan, cụm lỗ khoan DHA
nằm gần sông Hồng cách sông Hồng khoảng 200m, cụm còn lại là DHB nằm lui về
phía đê sông Hồng cách cụm lỗ khoan DHA khoảng 500m. Có 05 lỗ khoan ở mỗi cụm
lấy nước trong các tầng chứa nước theo độ sâu, trong đó có 04 lỗ khoan lấy nước trong
tầng Holocene và 01 lỗ khoan lấy nước trong tầng Pleistocene. Bên cạnh đó, đề tài
cũng thu thập thêm 08 mẫu lỗ khoan thuộc mạng quan trắc Hà Nội gồm 04 lỗ khoan
trong tầng Holocene và 04 lỗ khoan trong tầng Pleistocene. Thời gian thu thập mẫu
cũng như tiến hành đo đạc và quan trắc được thực hiện vào cùng một thời điểm. Các
mẫu nước ngầm thu thập theo hai mùa, mùa mưa (9/2007) và mùa khô (4/2008) ở tất
cả 10 lỗ khoan ở hai cụm DHA, DHB.
Hai kỹ thuật được sử dụng chủ yếu trong đề tài là kỹ thuật đồng vị và kỹ thuật
địa hoá. Đề tài sẽ trình bày tỉ mỉ vấn đề này trong chương 3, mục 3.1 ở phần sau.
1.6. Ý nghĩa khoa học và thực tiễn
1.6.1. Ý nghĩa khoa học

8. 8
Đây là một trong những công trình đầu tiên sử dụng kỹ thuật đồng vị 15
N để
nghiên cứu nguồn gốc của Amoni trong nước ngầm. Các phương pháp địa hoá được sử
dụng để nghiên cứu cơ chế giải phóng và di chuyển As từ trầm tích vào nước ngầm.
Kết quả nghiên cứu cho phép nhận định nguồn hình thành ion amoni trong nước ngầm
trên cơ sở xem xét mối tương quan giữa tỷ số đồng vị δ15
N trong NH4
+
với hàm lượng
ion NH4
+
. Việc kết hợp các mối tương quan địa hoá cho phép nhìn nhận nguồn hình
thành và vai trò các hợp chất hữu cơ tan trong nước (DOC) có khả năng vừa là tác
nhân khử As hấp phụ trên Hfo; duy trì môi trường khử vừa là nguồn hình thành ion
HCO3
-
theo cơ chế khoáng hóa các NOM dưới tác động của vi sinh vật .
Kết quả nghiên cứu chứng minh kỹ thuật đồng vị có hiệu quả trong việc giải
thích các quá trình thủy địa hóa trong các tầng chứa nước. Đồng thời minh chứng cho
sự kết hợp chặt chẽ nhiều phương pháp khác nhau trong việc giải quyết các bài toán
thuỷ địa hoá phức tạp và khó khăn trên quan điểm địa hoá môi trường và địa hoá thuỷ
văn đồng vị.
1.6.2. Ý nghĩa thực tiễn
Các kết quả nghiên cứu góp phần hiểu rõ hơn nguồn gốc phát sinh và cơ chế
giải phóng cũng như quá trình di chuyển As từ trầm tích vào nước ngầm để đưa ra
những nhận định toàn diện hơn mối tương tác giữa vần đề ô nhiễm As với việc khai
thác và sử dụng nước ngầm, giúp cho việc quy hoạch, xây dựng các bãi giếng khai
thác nguồn tài nguyên nước ngầm một cách hợp lý và hiệu quả.
Bên cạnh đó, hiểu rõ hơn nguồn gốc phát sinh và cơ chế giải phóng, di chuyển
của As là cơ sở để phát triển công nghệ xử lý, đề xuất kỹ thuật thích hợp, phù hợp với
điều kiện kinh tế ở các vùng nông thôn để lấy nước sạch cung cấp cho người tiêu dùng
nhằm giảm thiểu nguy cơ ảnh hưởng của As đến sức khoẻ cộng đồng.
1.7. Lời cảm ơn
Đề tài được hoàn thành với sự giúp đỡ của Quỹ nghiên cứu SIDA tài trợ. Nhân
đây, tập thể tác giả nghiên cứu bày tỏ lòng cảm ơn sâu sắc tới Tổ chức hợp tác phát
triển của Thụy Điển (SIDA), Văn phòng chương trình hợp tác nghiên cứu Việt Nam -
Thụy Điển. Trong suốt quá trình tiến hành nghiên cứu ở hiện trường và trong phòng
thí nghiệm, đề tài đã nhận được sự giúp đỡ, góp ý và trao đổi của các nhà khoa học của
Thụy Điển và Việt Nam. Trước tiên, chúng tôi xin chân thành cảm ơn sự gợi ý về đề
xuất nghiên cứu của GS. Gunnar Jacks của trường Đại học Hoàng gia Thụy Điển

9. 9
(KTH). Chúng tôi cũng xin cảm ơn sự cộng tác và giúp đỡ của TS. Jenny Norman, TS.
Hakan Rosqvist của Viện Địa kỹ thuật Thụy Điển (SGI), TS. Đặng Đức Nhận của
Viện Khoa học và Kỹ thuật hạt nhân Việt Nam (INST). Chúng tôi cũng đánh giá cao
sự tham gia các công việc hiện trường của các sinh viên cao học đến từ Thụy Điển
gồm Emma Sigvardsson, David Baric, Johnna Moreskog, Peter Harms-Ringdahl thuộc
trường Đại học Gothenburg Thụy Điển. Chúng tôi cũng gửi lời cảm ơn chân thành
nhất tới ban lãnh đạo trường Đại học Mỏ - Địa chất, phòng Khoa học - Công nghệ,
khoa Địa chất và Bộ môn Địa chất thủy văn đã tạo điều kiện giúp đỡ chúng tôi trong
suốt quá trình thực hiện đề tài.

10. 10
Chương 2
TỔNG QUAN KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU ASEN VÀ AMONI
2.1. Tổng quan tình hình nghiên cứu trước đây
2.1.1 Tình hình nghiên cứu Asen và amoni trên thế giới
a) Tình hình nghiên cứu asen trên thế giới
Ô nhiễm As trong nước ngầm đã được phát hiện từ những năm đầu của thập
niên 80 của thế kỷ 20 khi hàm lượng As trong nước khai thác >50 µg/l. Hình 1 trình
bày những khu vực hiện đang có “vấn đề” về As trong nước khai thác trên toàn thế
giới. Có thể nói rằng hầu như nguồn nước ngầm của châu lục nào cũng có “vấn đề” về
As.
Hình 2.1. Phân bố toàn cầu về hiện trạng As trong nước ngầm do các nguồn khác
nhau gây ra. Điểm chấm đỏ là do khai khoáng, điểm chấm xanh là do nước địa nhiệt
gây ra ở khu vực hồ, vùng đỏ là nước ngầm ở các lưu vực khác nhau.
(Smedley et all 2002)

11. 11
Đến nay con người đã biết trong tự nhiên có hàng trăm hợp chất của Asen và
ứng dụng của chúng trong rất nhiều lĩnh vực đời sống, sản xuất. Việc nghiên cứu về
Asen trong một thời gian dài không được chú ý. Mãi đến nửa cuối thế kỷ 20, khi phát
hiện nhiễm độc nước dưới đất ở một số nước, các nhà khoa học mới tập trung nghiên
cứu về Asen nhằm ngăn chặn hiểm hoạ bệnh tật do Asen trong nước dưới đất gây ra
đối với người sử dụng nước.
Có thể tóm lược các tác giả và công trình nghiên cứu Asen tiêu biểu trên thế
giới trong bảng 2.1.
Bảng 2.1. Các tác giả và công trình nghiên cứu về As trên thế giới
TT Tên tác giả Tên công trình nghiên cứu
Thời
gian
1
Nadakavuren,
Ingermann,
Jeddeloh
Seasonal Variation of Asen concentration in well
water in Lane country, Oregon. Bull. of Environ.
Contamination and Toxicology.
1984
2 Norvell
Distribution of, sources of, and mobilizing Asen,
chromium, selenium and uranium in the central
Oklahoma aquirfer. Unpublished M.S thesis,
Colorado school of mine, golden, Colorado.
1995
3
Peters,Blum,
Klaue, Karagas
Asen occurrence in New Hampshire Ground
water. Geo.Soc. of am. annual meeting abtracts
with program.
1998
4 Robertson
Asen in ground water under oxidizing conditions,
south-west United State. Environ. Geochemistry
and health
1989
5 Simo,JA
Geologic contraints on Asen in groundwater with
application to groundwater modeling.
Groundwater research Rept. University of
Winconsin
1996
6
Ziegler AC, WC
Wallace, Blevin
and Maley
Occurrence pesticides, Nitrit plus Nitrate, Asen
and iron in Water from two reaches of the
Missouri River alluvium, northwestern Missouri.
1999

12. 12
TT Tên tác giả Tên công trình nghiên cứu
Thời
gian
U.S. Geol.Surv.
7 Jacobson Gerry
Asen poisoning from groundwater in Bengal. The
Worst hydrogeological problem in the world.
Cogeoenvironment Newsletter
1998
8 Nickson R.T
Mechanism of Asen release to groundwater in
Bangladesh and West Bangal. Applied
geochemistry
2000
9 Sandra Broms
Fiel investigations of Asen - rich groundwater in the
Bangal Delta Plains, Banladesh. Master of science
thesis. Royal Institute of Technology. Stockholm,
Sweden
2001
10 Mattias Claesson
Asen in groundwater of the Santiago del Estero,
Argentina. Derpartment of land and Water
resources Engineering, Stockholm, Sweden.
2003
11
Kennet Berg,
Tord Carlsson
Groundwater chemistry in an aquifer sequence of
Holocen to Pleistocen age in the Mekong Delta,
Vietnam with a special attention to Asen. Master
of science Degree, Royal Institute of Technology.
Stockholm, Sweden.
2001
12 Antonio Amaya
Asen in groundwater of alluvial aquifers in
nawanparasi and Kathmandu Districts of Nepal.
Master thesis of science. Department of Land and
Water Resources Engineering. Stockholm,
Sweden.
2002
13
P.Bhattacharya,
G.Jack, et al
Asen in Groundwater of the Bengal Delta Plain
aquifers in Bangladesh. Bull.Environ. Contam.
Toxicol 2002.
2002
14
Thomas E Bridge,
Meer T. Husain
Clean healthy water for Bangladesh - An
Emergency supply is desperately needed to protect
2004

13. 13
TT Tên tác giả Tên công trình nghiên cứu
Thời
gian
the poeple from Asen disaster.
Các đồng bằng châu thổ với mật độ dân cư lớn vùng Nam và Đông Nam Á thường
phân bố các tầng chứa nước phong phú và phân bố rộng khắp. Khai thác và sử dụng
các tầng chứa nước này đang rất phổ biến hiện nay và kèm theo đó là những vấn đề
nảy sinh. Ví dụ như các tầng chứa nước Ganga-Brahmaputra (Ấn độ) có hàm lượng
Asen có nguồn gốc tự nhiên rất cao (Bhattacharya và nnk, 1997) còn các tầng chứa
nước đồng bằng sông Mê Kông lại có vấn đề về nhiễm mặn (Jacks & Rajagopalan,
1996), trong khi đó các tầng chứa
nước vùng Hà Nội thuộc đồng bằng
châu thổ sông Hồng lại có hàm lượng
Amoni cao (Le Giao, 1995;
Andersson & Norrman, 1998) và hiện
nay hàm luợng Asen lớn vượt ngưỡng
cho phép cũng đã được phát hiện
trong các tầng chứa nước này (Berg et
al., 2001; Smedley and Kinniburgh,
2002). Trong công trình của
Bhattacharya và nnk., (2002), vấn đề
Asen có hàm lượng lớn đã được phát
hiện và tác giả đã chỉ ra rằng nhiễm
bẩn trong nước ngầm sẽ ảnh hưởng
đến sức khỏe con người ở các mức độ khác nhau khi hàm lượng của nó vượt quá giới
hạn cho phép 10 µg/l (WHO, 1999).
b) Tình hình nghiên cứu amoni trên thế giới
Amoni có mặt trong nước ngầm là do kết quả của quá trình phân huỷ yếm khí
các hợp chất hữu cơ trong tự nhiên và cũng do các nguồn thải hữu cơ từ các hoạt động
của con người. Nồng độ amoni cao từ 1-10mmol/L đã được tìm thấy ở các tầng chứa
nước bị nhiễm bẩn do sự rò rỉ từ trong đất và trong các hoạt động thải nước thải nồng
độ amoni cao. Đã có nhiều công trình khoa học sử dụng kỹ thuật đồng vị kết hợp với
các phương pháp khác để nghiên cứu về ngồn gốc ô nhiễm amoni cũng như sự di
Hình 2.2. Bản đồ phân bố As trong nước
ngầm khu vực Hà Nội. Tháng 9/1999
(Berg và cs., 2001)

14. 14
chuyển của chất này từ trong môi trường đất vào nước ngầm thông qua các quá trình
biến đổi các hợp chất nitơ. Có thể kể tên các công trình khoa học tiêu biểu nghiên cứu
về amoni theo bảng sau:
Bảng 2.2 Các công trình nghiên cứu về anmôni trên thế giới
TT Tên tác giả Tên công trình nghiên cứu Thời gian
1 Bengtsson Fate of
15
N Labelled Nitrate and Ammonium in a
Fertilized Forest Soil
2000
2 Bo¨hlke Ammonium transport and reaction in contaminated
groundwater: Application of isotope tracers and
isotope fractionation studies
2006
3 Cozzarelli Geochemical and microbiological methods for
evaluating anaerobic processes in an aquifer
contaminated by landfill leachate
2000
4 Ceazan Retardation of ammonium and potassium transport
through a contaminated sand and
gravel aquifer: The role of cation exchange
1989
5 Davidson Measuring Gross Nitrogen Mineralisation,
Immobilization and Nitrification by
15
N Isotopic
Pool Dilution in Intact Cores
1991
6 DeSimone Nitrogen transport and transformations in a
shallow aquifer receiving wastewater discharge: A
mass balance approach
1998
7 Eos Trans Review of ammonium attenuation in soil and
groundwater
2003
8 Karamanos Nitrogen isotope fractionation during ammonium
exchange reactions with soil clay
1978
9 Mariotti Experimental determination of nitrogen kinetic
isotope fractionation: Some principles; illustration
for the denitrification and nitrification processes
1981
10 Smith Denitrification in a sand and gravel aquifer 1988

15. 15
2.1.2. Tình hình nghiên cứu Asen và amoni ở Việt Nam
Đồng bằng Bắc Bộ của Việt Nam cũng đã có dấu đỏ trên bản đồ ô nhiễm As
trong nước ngầm của thế giới kể từ khi M. Berg và các cộng sự công bố kết quả điều
tra tại khu vực Hà nội [Berg và cs., 2001]. Nghiên cứu về Asen ở Việt Nam cũng đã
được một số tác giả đề cập trong các báo cáo địa chất, địa chất thuỷ văn, địa hoá cũng
như thuỷ địa hoá. Tuy nhiên, việc nghiên cứu Asen chỉ mang tính khái quát và kết hợp
khi nghiên cứu chung với những nguyên tố khác. Các mẫu phân tích Asen chỉ có tính
chất đơn lẻ và rải rác chứ chưa có hệ thống. Kể từ khi Asen là vấn đề nổi cộm của thế
giới thì việc nghiên cứu về chúng mới được chú ý.
Đặc biệt khi mà
đồng bằng Bắc Bộ của
Việt nam lại có điều kiện
về địa chất, địa chất thuỷ
văn, thuỷ địa hoá giống
như các đồng bằng ở
Banglades.
Từ năm 2000 đến
nay, đã có nhiều công trình
của nhiều tác giả nghiên
cứu về Asen trong các
nguồn nước. Các kết quả
nghiên cứu bước đầu cho
thấy lãnh thổ nước ta có
nhiều địa phương bị ô
nhiễm Asen với mức độ
khá cao. Có thể liệt kê một số công trình nghiên cứu và tác giả của các công trình đó
trong bảng 2.3
Nhìn chung, phần lớn các nghiên cứu trong thời gian gần đây thường quan tâm
nhiều hơn tới việc xác định hàm lượng Asen và sự phân bố của chúng trong nước
ngầm. Hình 2.3 và 2.4 trình bày phân bố hàm lượng As trong nước ngầm tầng
Holocene và Pleistocene ở Hà Nội.
Hình 2.3: Bản đồ phân bố Asen trong tầng chứa nước
Holocen vùng Hà Nội

16. 16
Từ những năm đầu thế kỷ 21, nhóm các nhà khoa học tại Trung tâm Công nghệ
Môi trường và Phát triển Bền vững (CETASD) thuộc Trường Đai học Khoa học Tự
nhiên đã phối hợp với các nhà khoa học đến từ Thuỵ Sĩ, Đan Mạch và Nhật
Bản...trong nghiên cứu về ô nhiễm As ở Việt Nam đã đạt được những thành tựu lớn
trong việc tìm ra nguồn gốc cũng như cơ chế giải phóng và dịch chuyển As trong nước
ngầm bằng kỹ thuật địa hoá [15, 66, 67]. Bên cạnh đó, một số nhà khoa học trẻ đã có
những nghiên cứu của mình về ô nhiễm As được trình bày trong đề tài thạc sỹ và tiến
sỹ [31, 61, 78]. Trong các công trình này, các nhà khoa học đã giải thích As trong
nước ngầm ở các khu vực nghiên cứu có nguồn gốc tự nhiên, hay còn được gọi là
nguồn gốc địa chất. Phân bố As trong nước tầng Holocene có quy luật như sau: Nước
ngầm ở những khu vực bồi
tụ phù sa hạt mịn dọc sông
Hồng và trong bồi tụ có
nhiều tàn dư hữu cơ thực
vật thường có hàm lượng
As cao.
Từ 1995 đến 2000,
nhiều công trình nghiên
cứu điều tra về nguồn gốc
asen đã phát hiện thấy
nồng độ asen trong các
mẫu nước khảo sát ở khu
vực thượng lưu sông Mã,
Sơn La, Phú Thọ, Bắc
Giang, Hưng Yên, Hà Nội,
Hà Nam, Nam Định,
Thanh Hóa... đều vượt tiêu
chuẩn cho phép đối với nước sinh hoạt của Quốc tế và Việt Nam[20]. Nhiều nghiên
cứu đã mở rộng địa bàn quan trắc hiện trạng ô nhiễm asen trong nước ngầm tầng chứa
nước tuổi Đệ Tứ ở một số tỉnh thuộc vùng châu thổ sông Hồng như Hà Nam (Phạm
Kiến Quốc, 2006), Phú Thọ (Trần Công Bút, 2006). Trong hơn 2 năm (2003-2005),
Chính phủ Việt Nam và UNICEF đã khảo sát về nồng độ asen trong nước của 71.000
Hình 2.4: Bản đồ phân bố Asen trong tầng
chứa nước Pleistocene vùng Hà Nội

17. 17
giếng khoan thuộc 17 tỉnh đồng bằng miền Bắc, Trung, Nam. Kết quả phân tích cho
thấy, nguồn nước giếng khoan của các tỉnh vùng lưu vực sông Hồng: Hà Nam, Nam
Định, Hà Tây, Hưng Yên, Hải Dương và các tỉnh An Giang, Đồng Tháp thuộc lưu vực
sông Mê Kông đều bị nhiễm asen rất cao. Tỷ lệ các giếng có nồng độ asen từ 0,1mg/l
đến > 0,5 mg/l (cao hơn Tiêu chuẩn cho phép của Việt Nam và Tổ chức Y tế thế giới
10-50 lần) của các xã dao động từ 59,6 - 80%.
Mặc dù người dân Việt Nam thường sử dụng nước giếng khoan sau khi qua bể
lọc sắt, song hiệu quả loại bỏ asen của nhiều bể do dân tự xây lắp chất lượng chưa cao,
nên tỷ lệ các bể có khả năng loại bỏ asen tới giới hạn cho phép chỉ là 41,1%. Ngoài ra,
nhiều hộ gia đình dùng nước giếng khoan trực tiếp không qua bể lọc. Các biện pháp
điều trị hữu hiệu bệnh nhiễm độc asen mãn tính vẫn chưa có. Do vậy, biện pháp phòng
bệnh tốt nhất là hạn chế, tiến tới không sử dụng nguồn nước ô nhiễm asen. Hiện nay,
Chính phủ đã có Kế hoạch hành động quốc gia về giảm thiểu ô nhiễm asen ở Việt
Nam với các nội dung tiến hành khảo sát toàn quốc để xác định mức độ ô nhiễm asen
ở nguồn nước ngầm các khu vực khác nhau, xây dựng bản đồ ô nhiễm asen ở Việt
Nam; đánh giá thực trạng ảnh hưởng của ô nhiễm asen trong nguồn nước sinh hoạt tới
sức khỏe của cộng đồng và xây dựng các biện pháp phòng chống; nghiên cứu và áp
dụng các giải pháp làm giảm thiểu ô nhiễm asen trong nguồn nước; tăng cường thông
tin tuyên truyền nâng cao nhận thức của cộng đồng về vệ sinh nguồn nước, phòng
chống bệnh tật do sử dụng nguồn nước bị ô nhiễm nói chung và ô nhiễm asen nói
riêng.
Trong công trình của Berg và nnk, (2001) yêu cầu về hiểu biết sâu và rộng hơn
về nhiễm bẩn nước ngầm cũng như nước ăn uống, sinh hoạt đang là những đòi hỏi cấp
thiết. Theo Berg và nnk, (2001) trầm tích tự nhiên có thể là nguồn gốc gây ô nhiễm
Asen trong nước ngầm. Tuy nhiên, kết quả phân tích thành phần trong các mẫu trầm
tích còn chưa phát hiện mối quan hệ này. Vì vậy, nghiên cứu sơ bộ nguồn Asen do
hoạt động của con người tạo ra cần được xem xét. Điều kiện môi truờng mà phổ biến
cho sự tồn tại của hàm lượng Asen cao trong nước ngầm phải là tầng chứa nước có
môi trường khử và trầm tích phải tương đối trẻ (Smedley & Kinniburgh, 2002). Đồng
bằng châu thổ sông Hồng được thành tạo bởi các trầm tích từ hiện đại đến Pleistocen.
Tại khu vực Hà Nội và vùng phụ cận, hai tầng chứa nước này được phân biệt và nhiều
nơi ngăn cách bởi lớp thấm nước yếu. Trong các lớp thấm nước yếu này, chiều dày lớp

18. 18
sét lẫn than bùn có thể đạt tới 10 m. Việc khai thác nước với công suất lớn dẫn đến sự
hình thành các phễu hạ thấp mực nước và kết quả là hàm lượng của Amoni trong nước
ngầm cũng tăng cao, thậm chí vượt quá 10 mg/l ở khu vực bãi giếng. Đặc biệt ở các
bãi giếng phía Nam Hà Nội, hàm lượng Amoni và Asen cao cũng đã được đề cập trong
một vài báo cáo (Chương trình cấp nước Hà Nội, 1993; Liên đoàn Địa chất Thủy văn
Địa chất Công trình miền Bắc, 2003). Hình 2.5 mô tả sự phân bố của As trong các
công trình cấp nước tập trung cho toàn vùng đồng bằng sông Hồng.
4 0 0
6 00
40 0
5 88
2 0 0
2 94
2
00
6 00
4 00
400
2 00
1 00
10 0
2 47
2 0 0
2
1 0
5
1 8 6
1 00
40 0
2
0
3 2
4(6)N
23
20
2 0
2 00
2 00
2 00
4 0 0
2 00
4 6 6
30 3
29 8
2 0 0
4 0 0
37 2
8 0 0
6 0 0
90 1
4 0 0
3 29
58 7
2 0 0
4 0 0
61 2
4 7 4
72 9
2 0 0
40 0
6 0 0
40 0
20 0 6 31 2 4 7
60 0
4 0 0 6 95
20 0
2 00
35 3
2 00
20 0
4 62
4 00
55 3
4
00
200
4 13
4 0 0
4 74
2 00
4 4 3
6 00
2 00
40 0
20 0 20 0
60 0
20 0
50 4
1 0 68
8 0 0
1 2 9
2
69
6 0
6 9
13 2
5 0
2 0
1
7 5
3
2 0
2
4
00
24 6
2 0 0
23 6
45 4
200
4
00
2 0 0
200
4 0 0
5 39
200
1 00
6
00
53 6
4
00
2 00
39
2 1 8
1 00
1 00
2 00
2
1
2
4
1
1
2
2
4
2
2
2
6 6
2 0
9 8
100
2 46
4
2 0
13 3
1 00
2 0
28 0
2
00
10 0
3 0 4
200
4 00
8 2 8
4 11
200
57 3
4
00
2 0 0
2
0
0
4 0 0
6 2 1
400
1 00
37 7
2 0 7
10 0
200
12
20
20
1
00
20 0
1 0 0
2 8
41
1 8 61 00
7 5
3 3 6
2 00
1 0 0
1 0 0
10 0
1 0 0
2
6 4
2
2
1 00
1 00
2 0 0
20 4
2
2
1 0 3
2
2 6 1
1 0 0
2 3 1
5 8
2
3
3
2
3
7
2
2
2
2
2
2
1 0
2
2
3
3
3
2 8
1 6 0
2
0
karst
52 3 .
6 0
4
90
5
08
4
88
ka rst
4
93
22 5 .
2 9 .
20
.83
1
00
2 64 .
26 9 .
.18 0
karst
.8 7
.76
.1 65
.2 53
1 65 .
.87
2 00
3 25 .
25 3 .
.1 46
200
2 00
200
8 3 .
1 8 4.
3 4 7.
200
.23 6
.9 4
.
46 2
1 0 8
1 00
2 0
3
10 0
2 0
100
3
3
3
7 3
24
.2 5 3
2 00
karst
.2 5 3
40 1 .
Ka rst
.3 89
.17 1 9 5.
.1 5 6
.23 9
2 0 4.
.9 0
2 .
.4
.4 40
.3 3 7
2320
21º 00'
21º 10'
21º 20'
2340
2350
2360
700
10
7º58'
2330
2310
690 18
10
7º45'
650 660 670 680
107º30'
630 640
107º15'
2230
2240
2250
2260
690
2210
2220
700
18
2280
2300
2270
2290
670 680
640 650 660
620 630
10
7º45'
20º 00'
20º 10'
19º56'
107º58'
20º 20'
20º 50'
20º 40'
20º 30'
18 610
600
570 580 590 107º30'
107º15'
107º00'
106º45'
106º30'
2230
540 550 560
20º00'
18
19º56'
106º17'
2280
2290
2300
20º40'
20º50'
2220
2210
2240
20º10'
20º20'
2260
22
50
2270
20º30'
610 620
580 590 600
18
106º45' 107º00'
550
540 560 570
106º30'
18
2360
21º20'
106º17'
21º10'
21º00'
2310
2320
2330
2340
2350
21º20'
18
h. ho µnh bå
c¸t h¶i ®¶o c¸t bµ
H. s ¬ n ®é ng
N. Ph−îng Hoµng
N. Hoµng O anh
®
¶
o
h
µ
n
a
m
q u¶ng yªn
h. yªn h−ng
u
i
t
a
n m
r
Ö
®å s¬ n
vông ®å s ¬n
35
3
N.Yª n Tö
U« ng bÝ
H¶i phß ng
h. thñy ng uyªn
Sg
.
B
¹c
h
®»
ng
c
−¶
10
cöa l
¹ch tray
h. kiÕ n thôy
35
4
c−¶ cÊm
kiÕ n an
h. an h¶i
h. an l·o
10
cöa t
rµ
lý
c−¶ t
h ¸
i b×nh
cöa v¨
n óc
h. th¸i thuþ
489 h. xu©n thñy
cöa bal¹t
S gKiª
h. kiÕ n x−¬ ng
h. tiÒ n h¶i
c−¶ l
©n
46
1
10
a
n Gi n
g
h. vò th−
th¸i b×nh
r
SgT µ Lý
h. h¶i h©ô
Sg
.
N
i
n
h
c¬
v¨n lý
S
g
.
C
h. nam hµ
S «n g H
å n g
T
h
©
u
h
µ
n
h
S
g
.
Ü
h. tø lé c
§
h. nam thanh
S
h. yª n dòng
g.
C
Sg .
K
i
h. g ia l−¬ ng
h. thuËn thµnh
3
7
7
µ
h. quÕ vâ
u C
h m
b¾c g iang
S« ng
Sg .CÈ
5
µ
m G
g
n
i
381
o
®
n
h
µ
h. ch©u g iang
i
¶
Sg
. CÇ
h. viÖ t yª n
n
c
H−
g
H
h. ki
m thi
h. mü v¨n
b¾c ninh
18
2
88
S g. B¾
3
79
g
S . §
u
è
h. tiª
n s ¬
n
m¹o khª
18
h. ®« ng triÒ u
Sg .§¸ B
¹ ch
n
S
g
.
Hµ
«
S ng Ra h. kim m« n
S
g
.
V
¨n óc
g
Sg .Kinh M«n
n
h. nam thanh
a
N
ô
c
m
g
S
.
L
B
h¸i
×n
h
g
§
uèn
h. chÝ linh
379
Ç
u
L
çh
nh
T
µ
y
.
Sg T
h¶i d−¬ ng
h. cÈm b×nh
S
g
.
T
h
g
n
−
¬
h. lôc nam
31
4
90
45
9
49
0
g
S
«
n
§
a
ß
Na m ®Þnh
h. vô b
¶ n
10
48
8
c−¶
®¸y
G
h©u
i
a
n
g
h. ng a s¬ n
cöa l
¹ch giang
S
«
n
g
V
ä
c
nam s ¬ n
ninh b×nh
h. ng hi· h−ng
4
99
.
Sg C
h−ng yª n
h. lý nh©n
38
0
S
g
§
¸
y
h. thanh liªm Sg .Lý Nh©n
21
b×nh lôc
h. duy tiª n
hµ nam
h. kim g iang
L
µ
n
g o
ng
1
2
25
h. ý Yª n
tam ®iÖ p
h. th¹c ht hµnh
H
S
g
o
h. hµ trung
S «ng i
¹
Ho
bØms¬n
g ia viÔ n
ho µng lo ng
S
g
.
B
«i
h. yª n pho ng
2
9
5
Sg .CÇu
h. s ã c s ¬ n
2
Sg
.Cµ
Lå
g
h. g ia l©m
n
Hµ Néi
Q . cÇu g iÊy
s«ng
hång
hå t©y
Thanh tr×
S
H. ý Yª n
h. mü ®øc
h. phó yª n
Ö
u
n
«
g
N
h
ch−¬ ng mü
¸ 6
«
n
g
§
y
h. tõ liªm
h. mª linh
Phóc yªn
2
418
h. què c oa i
S
Sg
.
Co
n
h. th¹ch thÊt
h. phóc thä
h. ®an ph−î ng
h. ho
µ i®øc
h. th−ê ng tÝn
21
h. l−¬ ng s ¬ n
H. Yªn s ¬ n
1
hµ ®« ng
S
«
n
g
§
µ
h. thanh o ai
429
ho µ b×nh
vÜnh yªn
h. tam ®¶o
42
2
n
g
S¬n t© y
N. T¶n Viªn
Hå
Suèi Hai
hå
®å
ngm
«
å
h. vÜnh l¹c
S
g
.H
BÊt b¹t
32
2
viÖt tr×
S
g
.
L
«
BG027/1
BG040/1
0.0055
0.0028
BG043
BG044
0.0043
0.0054
BG041
BG042
0.0032
BG040
BG046
0.0025
0.0035
BG027
BG026
BG018
BG025
BG045
0.0055
BG029
BG024
BG028
0.0046
BG023
BG022
BG030
BG019
0.0041
0.0044
BG013
BG012
BG015
0.0053
BG014
0.005
0.0038
BG011
0.0052
BG017/1
BG010
0.0079
BG016/1
0.003
0.006
BG051
BG037
BG036
BG035
BG061
BG063
0.0013
0
BG038
0.0072
0.0021
0.0061
BG034
0.0041
BG060
BG049
0.0064
BG039
BG050
0.0044
0.0032
BG001
BG002
0.0021
0.0015
BG003
0.0023
Hµm l−îng asen tõ 0.01 - 0.05mg/l
Hµm l−îng asen < 0.01mg/l
Hµm l−îng asen > 0.05mg/l
Hµm l−îng asen tõ 0.01 - 0.05mg/l
Hµm l−îng asen < 0.01mg/l
Hµm l−îng asen > 0.05mg/l
Ranh giíi tØnh, thµnh phè
MÉu n−íc mÆt
chØ dÉn
MÉu n−íc ngÇm
Ranh giíi quèc gia
S«ng, suèi
Giao th«ng chÝnh
Ranh giíi huyÖn
Hình 2.5: Bản đồ hiện trạng ô nhiễm As trong các công trình cấp nước tập trung
Amoni trong nước ngầm thường hiếm gặp ở dạng cation. Có thể có 3 nguồn
hình thành Amoni trong nước ngầm đó là: (i) Nitrat/ amoni ngấm xuống từ các hoạt
động trên bề mặt đất và tiếp đó là quá trình khử Nitrat thành Amoni, (ii) khoáng hóa
các vật liệu giầu Nitơ trong các lớp than bùn và (iii) thấm từ sông Hồng. Andersson &
Norrman (1998) đã tính toán cân bằng Nitơ cho vùng Hà Nội và nhận thấy rõ ràng

19. 19
nguyên nhân thứ ba có thể loại trừ. Hai nguyên nhân đầu có khả năng ngang nhau do
sự phân bố rộng khắp và chiều dày khá lớn của lớp than bùn cũng như một lượng lớn
Nitơ được hình thành trên mặt do các hoạt động của con người. Một vài điều tra khảo
sát đã được tiến hành bởi một số cơ quan nghiên cứu ở Việt Nam (e.g., Nguyễn Văn
Đản, 1995: Bùi Học & nnk, 1997; Nguyễn Văn Ngọc, 1997. Tuy nhiên, một vài thí
nghiệm chuyên biệt còn chưa được tiến hành như đo thế Ôxy hoá khử và phân tích
đồng vị của các thành phần khác nhau và xem chúng như là các chất đánh dấu. Một số
nghiên cứu về ô nhiễm amoni cũng đã được nghiên cứu bởi các nhà khoa học như
Nguyễn Kim Ngọc và nnk, Nguyễn Văn Đản và nnk, Lê Thị Thanh Tâm, Đặng Đình
Phúc và nnk, Đặng Đức Nhận và nnk, Trịnh Văn Giáp và nnk...
Bảng 2.3. Các tác giả và công trình nghiên cứu về As ở Việt Nam
TT Tên tác giả Tên công trình nghiên cứu
Thời
gian
1
Hồ Vương
Bính và nnk
Nghiên cứu về địa hoá Asen và sức khoẻ cộng đồng 1997
2 Cục thuỷ lợi
Điều tra, nghiên cứu xác định hàm lượng Asen trong
nước dưới đất được tiến hành ở Hà Nội, Hà Tây, Phú
Thọ, Hải Phòng, Quảng Ninh, Thái Bình và Thanh
Hoá
1999-
2000
3 Đỗ Trọng Sự Điều tra mức As trong nước ngầm ở khu vực Hà Nội 1999
4
Đỗ Văn ái và
nnk
Một số đặc điểm phân bố Asen trong tự nhiên và vấn
đề ô nhiễm Asen trong môi trường Việt Nam"
2000
5
Đặng Văn Can
và nnk
Nhận định bước đầu về quy luật phân bố, di chuyển
và tích luỹ Asen ở vùng mỏ nhiệt dịch có hàm lượng
Asen cao
2000
6
Ngô Ngọc Cát
và nnk
Đánh giá nước nhiễm độc Asen ở phường Quỳnh Lôi,
quận Hai Bà Trưng, Hà Nội - Đề xuất các giải pháp
làm sạch nước.
2000
7 Cục thuỷ lợi
Điều tra, nghiên cứu xác định hàm lượng Asen trong
nước dưới đất tại Hà Nội
2000-
2001
8 M.Berg và nnk Phân bố hàm lượng As trong nước ngầm tầng 2001

20. 20
TT Tên tác giả Tên công trình nghiên cứu
Thời
gian
Holocene và Pleistocene ở Hà nội
9
Cục Quản lý
tài nguyên
nước
Điều tra hiện trạng ô nhiễm Asen trong nguồn nước
dưới đất khu vực Đồng bằng trung du Bắc Bộ,
2003
10
UNICEF Việt
Nam
Lấy và phân tích hàm lượng Asen trong nguồn nước
ngầm tại 18 tỉnh thành phố
2004-
2005
Được sự tài trợ kinh phí từ Cơ quan Hỗ trợ phát triển của Đan Mạch
(DANIDA) từ năm 2005, một đề tài phối hợp giữa các nhà khoa học Đan Mạch từ Đại
học Tổng hợp Công nghệ (DTU) và Việt Nam từ Đại học Mỏ-Địa chất, Đại học Khoa
học tự nhiên, đã được triển khai nghiên cứu cơ chế di chuyển As từ trầm tích vào nước
ngầm vùng châu thổ sông Hồng. Địa điểm nghiên cứu được lựa chọn là xã Trung
Châu, huyện Đan Phượng-Hà Tây sát bờ sông Hồng. Cũng từ những năm 2006 đến
nay, nhóm nghiên cứu của PGS.TS Phạm Quý Nhân, TS Đặng Đức Nhận triển khai
cùng các đồng nghiệp từ Thụy Điển đã nghiên cứu quá trình di chuyển ô nhiễm Asen
và amoni trong tầng chứa nước Holocen và Pleistocen vùng nam Hà Nội bằng kỹ thuật
đồng vị và các kỹ thuật liên quan [Norrman J. et al., 2008].
2.2 Tổng quan về Asen
2.2.1 Đặc điểm địa hoá của Asen
2.2.1.1 Hành vi địa hoá của Asen
Trong bảng hệ thống tuần hoàn của Menđêlêep, Asen là một bán kim loại có số
thứ tự 33, thuộc phân nhóm 5A, trọng lượng nguyên tử 74,91. Khi ở nhiệt độ 25o
C nó
có tỷ trọng 5,73 g/cm3
. Đây là nguyên tố chuyển tiếp gần giống như Phốt pho nhưng
tính kim loại mạnh hơn tính á kim. Asen có 2 đồng vị là: As75
(đồng vị bền) và As78
(đồng vị phóng xạ) với chu kỳ bán huỷ rất ngắn (T1/2 = 26,8 giờ). Thông thường, Asen
tồn tại ở 4 dạng biến thể: 2 biến thể kết tinh và 2 biến thể ẩn tinh, trong đó bền vững là
các biến thể kết tinh còn gọi là As kim loại hay As xám. Asen kim loại có đặc tính là
khi bị đốt nóng đến 615,5o
C thì thăng hoa mà không trải qua thời kỳ nóng chảy. Tuy
nhiên nó lại nóng chảy ở nhiệt độ 817 - 868o
C dưới áp suất rất cao là 35,8 atm. Trong
khí trời, As kim loại dễ bị ôxy hoá tạo thành Anhydrit Asen theo phương trình
As + O2 = As2O5 (As trắng) (2.1)

21. 21
Asen trắng tồn tại dưới dạng một chất bột màu trắng, mịn và có mùi tỏi sặc sụa,
độc mạnh đối với sự sống. Khi tồn tại ở dạng hợp chất axit Asen (H3AsO4) thì chúng
có thể được dùng trong y tế với một liều lượng nhất định như một loại thuốc trị bệnh.
Còn khi tồn tại ở dạng Hydro Asenua As2H3 (asin) thì nó lại thể hiện là một chất khí
không màu, không mùi, không vị nhưng rất độc cho sự sống. Asenit và Asenat Canxi
là chất bột màu trắng hay xám chứa 40-62% As2O3. Chúng gần như không tan trong
nước và cũng là một chất độc rất mạnh, được sử dụng làm thuốc diệt côn trùng
(insecticide). Asen chì được dùng làm thuốc bảo vệ cây ăn quả.
Trong tự nhiên, Asen tồn tại dưới dạng hợp chất mà rất ít khi gặp Asen đơn
chất. Hiện nay, người ta đã tìm thấy hơn 1.500 hợp chất có chứa Asen, trong đó có gần
400 hợp chất khá bền vững trong tự nhiên. Khi kết hợp với các nguyên tố khác, As có
thể mang hoá trị +5, +3,+2, 0 và -3. Trong nước dưới đất thường gặp Asen có hoá trị
+3 và hoá trị +5. Theo Environmental Protect of America (EPA) thì nhiều hợp chất
của Asen có khả năng kết tụ bền vững trong không khí, đất và nước.
Trong nước dưới đất, As chủ yếu tồn tại dưới dạng ion mang hoá trị +3 và +5
mà điển hình là các ion HAsO4
-2
và HAsO3
-2
. Hàm lượng của các ion đó phụ thuộc vào
loại hình quặng, điều kiện nhiệt động, điều kiện địa hoá cảnh quan (thế oxy hoá - khử,
độ pH). Nước ô nhiễm Asen được hiểu là nước có hàm lượng As cao hơn tiêu chuẩn
cho phép đối với mục đích sử dụng. Nói cách khác, do hàm lượng As cao nên chất
lượng của nước bị xấu đi, không đảm bảo yêu cầu sử dụng. Từ năm 2002 trở về trước,
tiêu chuẩn Việt Nam quy định, nước có hàm lượng As lớn hơn 0,05mg/l là nước ô
nhiễm (nhiễm bẩn), còn nước có hàm lượng As <0,05 mg/l là nước đảm bảo tiêu chuẩn
ăn uống và sinh hoạt. Song, từ giữa năm 2002 trở lại đây, Việt Nam đã hạ ngưỡng giới
hạn hàm lượng As trong nước ăn uống, sinh hoạt xuống 0,01mg/l, bằng tiêu chuẩn của
WHO và một số nước châu Âu.
2.2.1.2 As trong môi trường đất đá
Nguồn cung cấp As chính cho đất và nước là từ các khoáng vật. Asen có mặt
trong nhiều khoáng vật nhưng chủ yếu trong khoảng 200 khoáng vật chính có hàm
lượng Asen cao (bảng 1, 2, 3 - phụ lục 3). Những khoáng vật có sẵn, tồn tại, tích tụ
trong các lớp đá gốc hoặc được vận chuyển bởi xói mòn, gió hoặc nước. Khi đá gốc bị
phong hoá, As bị biển đổi thành các chất dễ tan (Asenous acid và As acid). Hàm lượng
As trong đất thường cao hơn trong đá. Đất chưa ô nhiễm As trung bình chứa từ 1-

22. 22
40mg/kg. Hàm lượng As nhỏ nhất trong đất loại cát có nguồn gốc từ granite. Hàm
lượng lớn hơn được tìm thấy Asen trong đất và nước có hàm lượng cao tại những khu
vực mỏ than, than bùn, sét giàu vật chất hữu cơ, các tích tụ nguồn gốc đầm hồ và cả
trong nước thải, chất thải. Khi khai thác khoáng sản thì đất đá bị phá vỡ và các khoáng
vật nguyên sinh bị phơi lộ, quá trình phong hoá phát triển với mức độ cao hơn.
Asenopyrit được tách khỏi các khoáng vật đó và có điều kiện tiếp xúc mạnh với không
khí. Asenopyrit bị rửa lũa, dẫn đến một lượng lớn Asen được đưa vào trong môi
trường. Quá trình đó được biểu diễn theo phương trình:
4FeAsS + 13 O2 + 6 H2O 4 FeSO4 + 4 H3AsO4 (2.2)
H3AsO4 trong môi trường tự nhiên dễ dàng chuyển hoá thành H2AsO4
-2
và
HAsO3
-
di chuyển tốt trong nước, hấp phụ vào đất, bùn và thực vật. Bùn và sét thường
có hàm lượng Asen cao, cát và cuội sỏi thường có hàm lượng nhỏ hơn. Giá trị thường
gặp khoảng từ 3 - 10 mg/kg, tuỳ thuộc vào kích thước hạt và thành phần khoáng vật.
Chúng thường có giá trị cao khi trong các trầm tích đó có pyrit và oxyt sắt.
2.2.1.3 As trong môi trường nước
As trong nước ngầm
thường gặp ở dạng ion của các
chất Arsenite (H3AsO3) hoặc
Arsenate (H3AsO4) hoặc cả 2 dạng
trên. Loại ion nào trong nước
chiếm ưu thế là phụ thuộc vào
điều kiện pH và Eh (thế oxy hoá
khử) của môi trường. (hình 2.6)
Trong môi trường khử, As
chủ yếu tồn tại dạng ở dạng
Arsenite, As3+
còn trong môi
trường oxi hóa, As chủ yếu gặp
dạng Arsenate, As5+
. Tỷ lệ của
As3+
và As5+
là khác nhau do điều
kiện ôxy hoá khử, hoạt động của
vi sinh vật và sự khuếch tán, đối
lưu của ôxy từ khí quyển (Smedley & Kinniburgh, 2002).
Hình 2.6: Sự tồn tại của As trong môi trường
phụ thuộc vào Eh và pH (theo Appolo và nnk,
2005)

23. 23
Trong nước sông và nước bề mặt, hàm lượng của As thường thấp và thay đổi
theo các vùng khác nhau. sự thay đổi này là do sự hình thành và phong phú của các
kênh chứa nước, sự đóng góp của dòng chảy nước ngầm (base flow), và điều kiện địa
chất của vùng. Hàm lượng As cao thường được tìm thấy ở những vùng có các hoạt
động địa nhiệt, vùng có nước ngầm giàu As hoặc những nơi tồn tại rác thải của các mỏ
khoáng sản (do quá trình khai thác mỏ tạo nên), chất thải sinh hoạt và chất thải từ các
nhà máy, xí nghiệp (Smedley & Kinniburgh, 2002).
As có mặt trong nước ngầm là do sự tương tác qua lại (interaction) giữa đá mẹ,
vật liệu trầm tích với nước ngầm, và thường kèm theo những điều kiện môi trường
thuận lợi cho sự di chuyển của As. Cũng giống như nước mặt, hàm lượng cao của As
trong nước ngầm cũng có thể do các hoạt động nhân sinh gây nên như khai thác mỏ,
chất thải sinh hoạt và ô nhiễm công nghiệp. Song nguyên nhân phổ biến nhất vẫn là
các yếu tố tự nhiên, trong đó phải kể đến các điều kiện địa chất và những điều kiện ưu
tiên khác cho sự tồn tại As (Smedley & Kinniburgh, 2002) (Phụ lục 4: Một số trường
hợp nước ngầm bị ảnh hưởng của As tự nhiên đã được công bố). Sracek et al 2004 đã
phân chia hành vi của As trong nước ngầm ra làm ba đới ôxy hoá khử khác nhau, đó
là:
- Đới nông: đới ôxy hoá với sự có mặt của Oxy hoà tan, mà trong đó, các oxít
và hyđroxít sắt tồn tại ổn định và As được hấp phụ trên bề mặt của chúng. Hàm lượng
của As trong đới này thường thấp.
- Đới trung bình: đới khử vừa phải hầu như không có mặt Oxy hoà tan mà trong
đó, các oxít và hyđroxít sắt đã trải qua quá trình phân huỷ và As được giải phóng ra
khỏi bề mặt của chúng.
- Đới sâu: đới khử hoàn toàn, nơi mà sulphat SO4
2-
bị khử thành H2S. Trong đới
này, As có thể đồng kết tủa với các khoáng vật sulphides thứ sinh ví dụ như pyrite.
Song nếu hàm lượng sulphate trong nước thấp sẽ không có sự tái lắng đọng của các
khoáng vật thứ sinh, và khi đó, hàm lượng As trong nước ngầm sẽ tăng lên.
2.2.2. Ứng dụng của As
Con người từ xa xưa đã biết sử dụng tính độc của As để làm thuốc diệt côn
trùng (insecticide). As xám được dùng làm thuốc bảo vệ cây ăn quả. Ví dụ xanh Pari
Cu là một chất không tan trong nước và được sử dụng làm thuốc diệt các loài gặm
nhấm như chuột [31]. Cứ 1g muối As có thể gây chết từ 100.000 đến 200.000 con sâu.

24. 24
Ngoài ra As được sử dụng làm mỹ phẩm, tạo chất làm khô (desicant), trong luyện kim
nó dùng để làm bóng sản phẩm.
As còn được ứng dụng trong nhiều lĩnh vực khác như: làm thuốc nổ, dùng trong
y tế, chiến tranh hoá học, công nghiệp thuộc da và bảo quản gỗ.
Bảng 2.4. Một số nước sản xuất và bán nhiều sản phẩm As trên thế giới [32]
TT Tên nước sản xuất As Khối lượng (tấn/năm)
1 Thuỵ Điển 40.000
2 Mỹ 33.000
3 Mexico 15.000
4 Pháp 7.000
5 Bỉ 3.000
Nguồn nhân tạo của As bao gồm tất cả các hoạt động mà có thể giải phóng As
vào trong môi trường như quá trình khai thác mỏ, quá trình nung chảy kim loại, quá
trình đốt nhiên liệu hoá thạch, bảo quản gỗ, sản phẩm thuốc trừ sâu, rác thải... (Wang
& Mulligan, 2006). Các nguồn hình thành và sự phân bố của As trong môi trường
được tổng hợp trong hình 2.7
Hình 2.7. Vòng tuần hoàn của As trong tự nhiên (Mandal and Suzuki, 2002)[32]
2.3 Ảnh hưởng của As đến sức khoẻ con người
2.3.1 Các con đường của As gây ảnh hưởng tới sức khoẻ con người
2.3.1.1 Sự tồn tại của Asen trong môi trường
Asen xâm nhập vào nước thông qua sự hoà tan các khoáng chất hoặc các loại
khoáng sản, từ các dòng nước thải công nghiệp và các sản phẩm tích tụ từ khí quyển.

25. 25
Trong nước bề mặt giàu ôxy, Asen chủ yếu tồn tại ở dạng As5+
, còn trong điều kiện
hàm lượng ôxy giảm như trong cặn bùn của các hồ sâu hay trong nước dưới đất thì chủ
yếu là As3+
. Khi độ pH tăng thì cũng có thể làm tăng hàm lượng Asen hoà tan trong
nước.
Trong không khí, Asen có hàm lượng từ 0,4 đến 30 nannogram trong một mét
khối (ng/m3
). Trong nước tự nhiên, mức Asen dao động từ 1 đến 2 microgram trong
một lít nước (µg/l). Tuy nhiên ở các vùng giàu khoáng sản hàm lượng Asencó thể cao
hơn, thậm chí có nơi tới 12 mg/l.
2.3.1.2 Sự tồn tại của Asen trong thực phẩm
Cá và thịt là nguồn Asen chủ yếu của khẩu phần ăn; mức dao động từ 0,4 tới
118 mg/kg đã được phát hiện trong cá biển bán ra cho người sử dụng. Hàm lượng
Asen trong gia cầm và trong thịt có thể tới 0,44 mg/kg. Liều ăn vào với thực phẩm
trung bình một ngày đối với người lớn khoảng từ 16,7 đến 129 g, đối với trẻ em từ
1,26 - 15,5 g [18, 26]. Trên cơ sở các số liệu về hàm lượng Asen của các loại thực
phẩm khác nhau có thể ước tính rằng khoảng 25% liều Asen ăn vào theo thực phẩm là
vô cơ còn lại 75% là hữu cơ. Người ta đã chứng minh rằng, Asen hữu cơ không có tính
độc vì thế khi ta ăn các thức ăn giàu Asen hữu cơ như tôm biển, cua biển hay các hải
sản khác… mà vẫn không bị bệnh [26, 31, 45].
2.3.2. Khái quát các biểu hiện tổn thương do ô nhiễm Asen
As đi vào cơ thể con người chủ yếu là do ăn uống, trong đó con đường phổ biến
nhất là thông qua sử dụng nước. Các nguồn nước nếu chứa nhiều As khi đi vào cơ thể
nó sẽ tích luỹ theo thời gian và khi đạ liều lượng đủ lớn, nó sẽ gây bệnh [18, 26]. Theo
các nhà dược học, khi liều lượng As đi vào cơ thể đạt tới 65mg/l thì con người sẽ bị
nhiễm độc cấp tính và tử vong [26, 32, 65]. Nếu liều lượng As nhỏ nhưng cứ được tích
luỹ theo thời gian, chúng sẽ đạt đến giới hạn nguy hiểm và phát bệnh với những triệu
trứng thường gặp như nôn mửa, đau đớn... Asen dạng nguyên tố khi ăn vào cơ thể rất
khó hấp thụ và phần lớn được triệt tiêu ở nguyên dạng hoặc bị cơ thể thải ra. Các hợp
chất Asen hoà tan trong nước được hấp thụ nhanh chóng từ hệ thống tiêu hoá. Asen vô
cơ khi vào cơ thể có thể được tích luỹ ở da, xương và cơ bắp. Chu kỳ phân huỷ của nó
trong cơ thể người trong vòng 20 đến 40 ngày.

26. 26
a) b)
Hình 2.8. Ung thư bàn chân (a) và ung thư da toàn thân (b) do nhiễm As
Y học thế giới đã chứng minh, người bị nhiễm độc Asen dễ mắc các chứng
bệnh về ung thư da, phổi, xoang, viêm răng, khớp...Hiện nay ở Bănglađet và một số
nước trên thế giới đã có nhiều người bị các bệnh này [39, 43, 47, 49, 62]. ở Thái Lan,
việc nghiên cứu lâm sàng tại vùng Ronphiboon đã phát hiện gần 1.000 người bị nhiễm
độc Asen mãn tính, trong đó 1 người đã chết và 20 người bị ung thư da. Hơn 80% học
sinh có hàm lượng Asen cao trong tóc và móng tay. Nhiễm độc Asen cấp của con
người chủ yếu phụ thuộc vào nhịp độ đào thải khỏi cơ thể của các hợp chất. Arsin
được coi là dạng độc nhất của Asen, sau đó đến Arsenite (As3+
), Asenat (As5+
). Liều tử
vong đối với người khoảng từ 1,5 mg/kg đến 500 mg/kg trọng lượng cơ thể. Nhiễm
độc Asen cấp xẩy ra do uống nước với liều từ 1,2 mg /l đến 2,1 mg/l đã được y học ghi
nhận.
Ở Nhật Bản, khi xét nghiệm lâm sàng cho 29 người uống nước giếng bị nhiễm
Asen thì có 27 người (93%) mắc bệnh sạm da (melanois) và bệnh sừng hoá gan bàn
chân (Palmoplantar Hykerkeratosis) [65]. Trên thực tế, các hợp chất có Asen đi vào cơ
thể thường thông qua con đường nước uống và thực phẩm. Đây là một con đường
thuận lợi cho việc nhiễm độc Asen vì hàng ngày chúng ta luôn luôn phải ăn uống để
duy trì sự sống.
Asen hoá trị 3 thể hiện tính độc bằng việc tấn công vào các nhóm -SH của các
enzym, làm cản trở hoạt động thậm chí phá huỷ enzym. Có thể minh hoạ quá trình đó
theo sơ đồ sau:

27. 27
SH O S
Enzym + As Enzym As - O + 2OH (2.3)
SH O S
Theo phương trình trên, khi hàm lượng As3+
cao sẽ làm đông tụ các Protein dẫn
đến ngưng tụ hoạt động hoặc phá huỷ tế bào sống.
Quá trình hình thành nên tính độc ảnh hưởng đến sự sống con người của Asen
có thể được minh hoạ bằng phương trình phản ứng:
As2O3 + 6 Zn + 6 H2O 2 AsH3 + 6 ZnSO4 + 3H2O (2.4)
Các hợp chất trên đều có trong tự nhiên. As2O3 là một chất không độc. AsH3
(asin) là một chất khí có mùi tỏi đặc trưng và cực độc. Nó đi vào trong nước theo
phương trình:
As2O3 + 3 H2O 2As (OH)3 (2 H3AsO3) (2.5)
As (OH)3 là một chất lưỡng tính nên chúng không bền mà bị chuyển hoá theo
phương trình:
H3AsO3 H2O + HAsO2 (axit Asen) (2.6)
Các chất trên tích tụ và gây tác hại cho đời sống con người.
Theo báo cáo của Hội đồng nghiên cứu quốc gia năm 1999 “Tiếp xúc với Asen
gây ra cản trở Enzym hoạt động, đặc biệt là các hoạt động sao chép trong tế bào của cơ
thể và có thể gây ra nhiều tác động phi ung thư lên các hệ thống”. Tác động phi ung
thư dễ thấy nhất là tổn thương da [65]. Các triệu chứng đầu tiên trên da thường là các
đốm sẫm màu do tăng sắc tố da và đốm trắng do giảm sắc tố da. Đốm sẫm màu thường
xuất hiện dưới dạng hình giọt nước trên thân thể hay đầu chi, đôi khi cả trên niêm mạc
như lưỡi, lâu dần gây sừng hoá trên bàn tay, chân. Sừng hoá là hiện tượng khi mà da
cứng lên và hình thành các nốt mụn. Các mụn này đôi khi đạt tới kích thước 1 cm.
Thường ung thư da xuất hiện ở những chỗ sừng hoá này. Thời gian tiếp xúc ít nhất để
xuất hiện sừng hoá đã được báo cáo là trong 2 năm, còn đối với các trường hợp ở
Bănglađet là 5 năm. Các tổn thương trên da mới chỉ là các dấu hiệu cho thấy bệnh
nhân đã có tiếp xúc với Asen chứ không đề cập đến hàm lượng As trong nước uống
mà các bệnh nhân đã sử dụng.
2.4 Nguồn hình thành As trong nước ngầm
Chúng ta biết rằng, giải quyết tốt vấn đề nguồn gốc ô nhiễm As giúp nhận diện
được nguồn sinh ra As, dạng tồn tại và cơ chế di chuyển của nó trong nước ngầm, từ

28. 28
đó có những biện pháp phòng tránh, xử lý và dự báo ảnh hưởng của ô nhiễm As. Tuy
nhiên, nguồn gốc của As trong nước ngầm là một vấn đề rất khó và phức tạp. Theo lý
thuyết, As trong nước ngầm có 2 nguồn gốc là nguồn gốc tự nhiên và nguồn gốc nhân
tạo [2, 3, 21, 32, 43, 54, 66, 67, 68]. Nguồn gốc tự nhiên bao gồm các nguồn gốc do
các quá trình địa chất và trầm tích tạo nên dưới tác động của các quá trình như: quá
trình ôxy hoá, quá trình khử, quá trình sinh hoá. Nguồn gốc nhân tạo bao gồm các hoạt
động nhân sinh sinh ra như: đốt than, khí thải, nước thải chứa As, sử dụng thuốc bảo
vệ thực vật, nước tưới, các chất thải công nghiệp... Sự có mặt của As trong nước ngầm
là kết quả của rất nhiều các quá trình dưới sự tác động của hàng loạt các yếu tố. Tác
giả chỉ xin nêu ra một vài quá trình chính dẫn đến sự có mặt với hàm lượng cao của As
trong nước ngầm.
2.4.1 Quá trình ôxy hoá giải phóng As ra khỏi các khoáng vật, quặng và đá
mẹ
Trong tự nhiên có hàng nghìn khoáng vật chứa As (bảng 1, phụ lục 3). Riêng
nhóm hydroArsenate và Arsenite đã có tới 213 khoáng vật, nhóm sulfurArsenate có 73
khoáng vật…[1, 4]. Các khoáng vật có chứa hàm lượng As khác nhau, thường từ một
vài mg/kg đến hàng trăm mg/kg. Trong đất có những mảnh khoáng vật chứa As và các
phức chất chứa As. Các khoáng vật chứa As sẽ được hình thành cùng với các quá
trình địa chất tạo núi và tạo quặng. Theo thời gian, cách đây hàng chục nghìn năm,
dưới tác động của các quá trình kiến tạo, địa động lực cùng với các quá trình phong
hoá, bào mòn, rửa lũa, hoà tan đá, quặng và khoáng vật, As và các vật liệu chứa As sẽ
được dòng nước vận chuyển đi tới những vùng trũng và tích tụ, lắng đọng cùng với
các quá trình trầm tích.
Theo Trần Nghi, Mai Trọng Nhuận và nnk, [2006] thì nguồn gốc As ở đồng
bằng Bắc Bộ, Nam Bộ, Tây Belgal và Bănglađet đều có nguồn gốc từ dãy Hymalaya
có địa hình cao, As trong các đá xuất lộ bị các quá trình phong hóa bào mòn và vận tải
xuống vùng có địa hình thấp cùng dòng nước và các vật liệu trầm tích khác [20]. Tuy
nhiên, do các điều kiện thủy động lực, trầm tích, khí hậu và các điều kiện phong hóa
khác nhau, mà quá trình vận chuyển các vật liệu đi xa hàng ngàn km qua các vùng địa
hình khác nhau đã tạo ra những khu vực có hàm lượng As trong trầm tích cũng rất
khác nhau. Các nghiêu cứu trước đây đã kết luận rằng, hàm lượng As trong nước ngầm
khu vực nghiên cứu gắn liền với sự phân bố địa tầng sét bùn, sét pha, cát pha có chứa

29. 29
vật liệu hữu cơ của hệ tầng Thái Bình và hệ tầng Hải Hưng [2, 3, 20, 21, 32, 43, 54,
66, 67, 68].
Như vậy, sự giải phóng của As khỏi đất đá chứa nó là do quá trình ôxy hoá các
khoáng vật, quặng, đá là chủ yếu. Quá trình ôxy hoá quặng Asenopyrite, một khoáng
vật chứa nhiều As được thể hiện qua phương trình :
FeAsS(s) + 13 Fe3+
+ 8H2O ↔ 14 Fe2+
+ SO4
2-
+13H+
+ H3AsO4 (2.7)
4 FeAsS(s) +13 O2 = 6 H2O ↔ 4SO4
2-
+ 4 H3AsO4 + 4Fe3+
+ 12 H+
(2.8)
Hình 2.9. Phân bố As trong các lưu vực sông Nam Hymalaya
2.4.2 Quá trình trầm tích làm lắng đọng As và các vật liệu chứa As
Các đá mẹ hoặc quặng chứa As ở vùng thượng nguồn bị phong hóa sẽ giải
phóng As ở dạng ion hoặc liên kết phức ion, chúng xa rời vùng đá mẹ và ngay sau đó
bị hấp phụ bởi các phức sắt và bởi các trầm tích hạt mịn. Các vật liệu trầm tích này sẽ
được dòng nước mang đi và lắng đọng tại những vùng trũng ở phía hạ lưu. Do đó, theo
khoảng cách và thời gian, hàm lượng của chúng được tích lũy dần. Mặt khác, cứ mỗi
mùa khô đến, mực nước các sông suối hạ thấp, nước ngầm từ 2 bờ đổ ra theo các con
suối, sông nhánh đổ vào sông chính khi đó nước bị ô xy hóa hoàn toàn, các vật liệu
ôxy hóa bị lắng đọng thành lớp bùn đáy ở những nơi nước khá yên tĩnh. Khi mùa mưa
lũ đến, phần bùn đáy giàu As này bị rửa trôi hòa quyện trong dòng phù xa hỗn độn
màu đỏ sông Hồng. Nước lũ dâng cao tràn xuống vùng trũng, mặt nước mở rộng, động
lực dòng chảy giảm, nhiều nơi úng ngập nước đứng yên và các vật liệu trầm tích bị
lắng đọng theo quy luật trọng lực [2, 4]. Các ion, phức As bị các hạt keo sắt hấp phụ
nên bị lắng đọng sau cùng với các hạt keo sét và vật chất hữu cơ. Đó là nguyên nhân

30. 30
làm cho hàm lượng As cao trong các trầm tích sét bột, càng lên phía trên mặt đất ngập
lũ càng cao.
2.4.3 Các tác động nhân sinh trong khu vực nghiên cứu
Về nguyên nhân do tác động của con người, nơi đây là khu vực tập trung khá
nhiều các nhà máy, xí nghiệp và khu công nghiệp (khu công nghiệp Vĩnh Tuy...). Mặt
khác đây cũng là nơi tập trung nước thải của toàn thành phố đổ về hồ điều hoà Yên Sở.
Do vậy khả năng bị ô nhiễm do các hoạt động công nghiệp đặc biệt là hệ thống nước
thải là rất cao. Nước thải đổ về hồ điều hoà Yên Sở bị ô nhiễm nặng do đặc tính nước
thải của thành phố đổ thải vào hệ thống sông, hồ, kênh dẫn nước thải là chưa được xử
lý. Hàm lượng chất hữu cơ là rất cao làm cho nước thải có hàm lượng amoni lớn.
Nghiên cứu của PGS.TS Phạm Quý Nhân và Nguyễn Văn Hoàn năm 2007 tại hệ thống
sông Tô lịch, sông Lừ, sông Sét và hồ Yên Sở đã chỉ ra rằng, nước thải không chỉ có
hàm lượng dẫu mỡ, COD, BOD cao mà hàm lượng Amoni cũng rất lớn dao động trong
khoảng từ 27 - 34 mg/L. Bên cạnh đó, đây cũng là nơi có các loại hình trồng trọt theo
hướng chuyên môn hoá cao. Việc sử dụng các loại phân bón, hợp chất bảo vệ thực vật
cho cây trồng có thể cũng làm môi trường bị ô nhiễm. Mặt khác, các hoạt động khai
thác nước với quy mô lớn (nhà máy nước Nam Dư) gây nên sự hạ thấp mực nước cũng
là nguyên nhân làm cho hàm lượng Asen và Amoni trong nước ngầm khu vực nghiên
cứu tăng lên.
2.4.4 Các quá trình giải phóng As từ trầm tích vào nước ngầm
2.4.4.1. Quá trình ôxi hoá
Như trên đã đề cập, trong các thành tạo địa chất từ trước, cùng với quá trình
hình thành, phát triển và biến đổi của trầm tích, As cũng được tích luỹ và tích trữ một
cách tự nhiên trong đất đá. Các vật chất giàu quặng As bị phá huỷ, rửa trôi và lắng
đọng cùng với quá trình trầm tích. Điều kiện bảo tồn các quặng này càng tốt nếu đất đá
ngập nước càng lâu và nước càng ít có điều kiện trao đổi, vận động. Lúc đó nước trong
các trầm tích có hàm lượng As thấp vì các khoáng vật chứa As vẫn đang bền vững
chưa bị rửa lũa, hoà tan. Khi mực nước ngầm vì lý do nào đó bị hạ thấp (quá trình khai
thác nước, hoạt động kiến tạo trẻ, quá trình ngăn chặn nguồn cung cấp của tầng chứa
nước...) môi trường chứa khoáng vật đang từ điều kiện khử trở thành môi trường ôxy
hoá. Oxi có điều kiện tiếp xúc với quặng chứa As và oxi hoá chúng tạo nên As ở dạng
các ion dễ tan vào nước. Do vậy hàm lượng As trong nước ngầm sẽ tăng lên. Quá trình
này thường gặp ở những vùng khai thác khoáng sản có chứa các khoáng vật chứa As
hoặc những nơi chịu ảnh hưởng của sự khai thác nước ngầm với quy mô lớn. Với

31. 31
những đặc điểm của khu vực nghiên cứu, đây không phải là quá trình chính khống chế
sự giải phóng As từ trầm tích vào nước ngầm hoặc nếu có thì vai trò của nó là không
đáng kể.
2.4.4.2. Quá trình khử
Giả thuyết As bị ôxy hoá tuy giải thích được sự tăng cao của As trong nước
dưới đất ở môi trường ôxy hoá. Song nó không giải thích được sự tăng cao hàm lượng
của As ở những nơi có mực nước ngầm không lớn nhưng thiếu ôxi. Vì vậy, Ross
Nickson đã đưa ra ý kiến cho rằng sự tăng cao của hàm lượng As không phải do oxy từ
không khí mà do phản ứng khử tự nhiên xảy ra ngay trong lớp trầm tích đặc biệt là
những lớp trầm tích có chứa các vật liệu hữu cơ [2, 20, 21, 32, 34, 43, 49, 50, 54, 62,
63, 68]. Trong điều kiện khử, As bị hoà tan và giải phóng ra khỏi các keo sắt hoặc các
vật liệu mà nó bị hấp phụ vào nước ngầm do sự phân huỷ các vật chất hữu cơ dưới tác
động của các nhóm vi sinh vật có sẵn trong đất đá. Đây là quá trình chính khống chế
sự giải phóng và di chuyển As từ trầm tích vào nước ngầm.
2.4.4.3. Quá trình sinh hoá (vi khuẩn)
Theo McArthur [2001], các vi khuẩn nhóm Geospirillum barnesii sẽ kết hợp
với As làm tăng sự di chuyển của As vào nước [21, 31, 32]. Trong các tầng chứa nước
và cách nước, As thường có mặt với hàm lượng cao ở những khu vực có trầm tích sét
bột, sét pha, cát pha giàu vật chất hữu cơ. Ví dụ Asenopyrit bị rửa lũa, hoà tan dẫn đến
một lượng lớn As được giải phóng vào trong môi trường nước theo phương trình 2.9:
4FeAsS + 13 O2 + 6 H2O 4 FeSO4 + 4 H3AsO4 (Asenat) (2.9)
Asenat trong môi trường tự nhiên dễ dàng chuyển hoá thành dạng HAsO4
-2
và
HAsO3
2-
di chuyển tốt trong nước [5, 8, 35, 82]. Mặt khác, các vi khuẩn lên men phân
hủy vạt chất hữu cơ cũng giải phóng ra một lượng lớn As vào trong môi trường nước
theo cơ chế 2. Nếu môi trường càng có tính khử mạnh, các vi khuẩn hoạt động càng
mạnh, càng thúc đẩy quá trình phân hủy chất hữu cơ tạo ra As.
McArthur [2001] cho rằng hoạt động của vi khuẩn là động lực của quá trình
khử hoà tan Hfo giải phóng As và tạo NH4
+
, CH4, trong nước. Laverman và cộng sự
[1995] đã thông báo rằng chủng vi khuẩn Geospirillum barnesii có khả năng khử đồng
thời cả Fe(III) và As(V) và như vậy nó có khả năng giữ As trong môi trường nước
không cho nó hấp phụ trở lại lên Hfo.

32. 32
Tóm lại, trong các quá trình giải phóng As từ trầm tích vào trong nước ngầm, ít
hoặc nhiều đều có sự đóng góp của cả ba quá trình trên. Song quá trình khử và quá
trình sinh hoá là hai quá trình chính khống chế sự giải phóng As từ trầm tích vào nước
ngầm của khu vực nghiên cứu.
2.5 Sự di chuyển của As trong nước dưới đất
Theo nhiều kết quả nghiên cứu, As tồn tại trong môi trường tự nhiên ở 5 dạng
hoá trị: -3; 0; +2, +3 và +5. Trong nước dưới đất chủ yếu chúng tồn tại dưới 2 dạng
As3+
, As5+
. Các dạng khác ít tồn tại trong môi trường nước. Hơn nữa, các kết quả phân
tích cho thấy As chủ yếu là Asen vô cơ. Asen hữu cơ thường tồn tại dưới dạng
monomethylAsen axit (MMAA) và dimethyl Asen axit (DMAA). Hai loại Asen hữu
cơ trên được sinh ra do hoạt động của vi sinh vật. Hầu hết chúng tồn tại trên môi
trường bề mặt và đặc biệt là trong đới đất lấp nhân sinh (landfills). Điều kiện oxy hóa -
khử rất quan trọng và có tính chất quyết định đến dạng tồn tại của Asen trong nước.
Dưới điều kiện oxy hóa, H2AsO4
-
chiếm ưu thế khi pH thấp (pH<6.9), trong khi ở pH
cao thì HAsO4
2-
lại vượt trội.
Dạng tồn tại của Asen phụ thuộc điều kiện Eh và pH được biểu diễn bằng hình
vẽ 2.1. Theo hình vẽ này, ta thấy dạng tồn tại của As+5
chủ yếu khi thế oxy hóa - khử
dương ở mọi giá trị pH. Còn khi Eh có giá trị âm, As+5
chỉ tồn tại khi giá trị pH cao
(pH>7). Ngược lại As+3
thì tồn tại khi Eh có giá trị nhỏ trong mọi giá trị pH. Asen hoá
trị 0 có thể được tồn tại trong điều kiện Eh và pH thay đổi (khi Eh giảm và pH tăng với
một khoảng hẹp).
Sự di chuyển của As thường tương đối thấp khi điều kiện môi trường là khử
mạnh hoặc oxy hoá mạnh. Sự di chuyển sẽ tăng lên khi mà điều kiện ôxy hoá khử dễ
dàng xê dịch và hoán đổi cho nhau (shifting), tức là dễ dàng chuyển từ trạng thái khử
sang trạng thái ôxy hoá và ngược lại (Bose & Sharma, 2002). Sự thay đổi từ môi
trường ôxy hoá sang môi trường khử có thể là do các nguồn nước bên trong được bổ
cập vào giàu vật liệu hữu cơ và vì vậy đòi hỏi tiêu tốn nhiều oxy. Một lý do khác cho
sự phát triển điều kiện khử là do chính bản thân các tầng chứa nước đã giàu vật liệu
hữu cơ. Theo Rowland et al 2006, ngày nay, các nhà khoa học đều nhất trí cao rằng, vi
khuẩn đóng một vai trò quan trọng trong sự hình thành As trong nước ngầm. Bởi vì sự
thay đổi thế ôxy hoá khử có thể bị giảm đi do sự ôxy hoá các vật liệu hữu cơ được
khống chế bởi vi sinh vật. Môi trường ôxy hoá được tạo nên là do nước mới bổ cập

33. 33
vào nước ngầm là nước giàu ôxy, ví dụ như quá trình khai thác nước. Khi hút nước do
quá trình khai thác nước, mực nước ngầm sẽ bị giảm và ôxy có thể được tạo nên
(Rowland et al., 2006).
2.6. Cơ chế giải phóng và di chuyển của As từ trầm tích vào nước ngầm
Sự giải phóng và di chuyển của As từ pha rắn sang pha nước quyết định bởi pH,
thế oxy hoá khử (Eh), DO và nhiệt độ của môi trường nước. Các nhà khoa học đã
nhận ra bốn cơ chế di động của As từ trầm tích vào nước ngầm, đó là:
2.6.1 Cơ chế 1
Oxy hoá hoà tan các khoáng vật chứa As như Arsenopyrit (FeAsS) [Smedley và
cs., 2002]
4FeAsS + 13 O2 + 6 H2O 4 FeSO4 + 4 H3AsO4 (2.10)
Quá trình oxy hoá hoà tan As xảy ra trong môi trường oxy hoá và As tồn tại
trong nước ở trạng thái hoá trị 5. Cơ chế này phù hợp với các tầng chứa nước chịu ảnh
hưởng của khai thác và chế biến quặng.
Năm 1997, Hồ Vương Bính, Đặng Văn Can, Phạm Văn Thanh, Bùi Hữu Việt
đã nghiên cứu về địa hoá Asen và sức khoẻ cộng đồng. Các tác giả cho rằng Asen là
một nguyên tố có hàm lượng thấp trong địa quyển. Những nơi có hàm lượng Asen cao
thường liên quan đến khoáng vật sunfua đa kim như các mỏ antimon, thuỷ ngân,
coban, molybden, đồng và chì - kẽm. Asen trong đất và nước có hàm lượng cao tại
những khu vực mỏ than, than bùn, sét giàu vật chất hữu cơ, các tích tụ nguồn gốc đầm
hồ và cả trong nước thải, chất thải. Theo các tác giả, khi khai thác khoáng sản thì đất
đá bị phá vỡ và các khoáng vật nguyên sinh bị phơi lộ, quá trình phong hoá phát triển
với mức độ cao hơn. Arsenopyrit được tách khỏi các khoáng vật đó và có điều kiện
tiếp xúc mạnh với không khí. Arsenopyrit bị rửa lũa, dẫn đến một lượng lớn Asen
được đưa vào trong môi trường. Quá trình đó được biểu diễn theo phương trình
H3AsO4 trong môi trường tự nhiên dễ dàng chuyển hoá thành H2AsO4
-
và HAsO4
2-
di
chuyển tốt trong nước, hấp phụ vào đất, bùn và thực vật.
2.6.2 Cơ chế 2
Khử hoà tan các hydoxit sắt (Hfo) hấp phụ As trên bề mặt. Đại diện của Hfo là
goethite và tác nhân khử là các vật chất hữu cơ tự nhiên (NOM viết chung là CH2O) có
trong bồi tích phù sa [Ravencroft và cs., 2001]:
4FeOOH(As) + CH2O + 7H+
= Fe2+
+ HCO3
-
+ 6 H2O + As (III+V) (2.11)

34. 34
Nước ngầm trong trường hợp này sẽ có hàm lượng Fe(II) cao và thông thường
hàm lượng As trong nước đồng biến với hàm lượng Fe2+
và nghịch biến với hàm lượng
sulphate.
2.6.3 Cơ chế 3
Khử hoà tan các Hfo hấp phụ As trên bề mặt do các hoạt động của một số
chủng vi khuẩn như Geospirillum barnesii [McArthur et al., 2001]:
Enzyme
FeOOH(As) + CH2O Fe2+
+ HCO3
-
+ H2O + As (III+V) (2.12)
Trong trường hợp này, trong nước ngầm ngoài As với hàm lượng cao còn có
NH4 và CH4 nhưng hàm lượng nitrate và sulphate lại rất thấp. McArthur-tác giả của
thuyết này cho rằng sự tồn tại của ammonium trong nước ngầm là chỉ thị tốt đối với
các hoạt động sinh học phân huỷ NOM. Nước thải từ cầu tiêu cũng là một tác nhân
quan trọng góp phần tăng cường hoạt động của các quần thể vi khuẩn phân huỷ Hfo
giải phóng As [McArrthur và cs., 2001].
2.6.4 Cơ chế 4
As hấp phụ trên Hfo được thay thế bằng bicacbonat [Appelo và cs., 2002]. Đây
là cơ chế xảy ra trong quá trình tạo phức trên bề mặt các Hfo. Trong trường hợp này
ngoài quan hệ đồng biến giữa các hàm lượng As và bicarbonat trong nước, còn nhận
thấy có mối quan hệ tương tự giữa các hàm lượng As và Mo. Theo McArthur
[McArrthur và cs., 2001] thì Mo là nguyên tố hoá học, trong tự nhiên, tồn tại dưới
dạng oxy anion có liên quan trực tiếp đến các quá trình hấp phụ và giải hấp phụ trên
các bề mặt. Bởi vậy mối tương quan đồng biến giữa As và Mo là một biểu hiện cho
các quá trình hấp phụ-giải hấp phụ của các oxy anion.
FeOOH(As) + HCO3
-
→ FeOOH(HCO3
-
) + As (III+V) (2.13)
2.7 Tổng quan về amoni và các hợp chất của nitơ
2.7.1 Các hợp chất của nitơ
Hiểu được các hợp chất và quá trình thay đổi của nitơ trong đất là rất cần thiết
để quản lý được lượng nitơ đã sử dụng và tránh được nguy cơ làm tăng mức độ ô
nhiễm nước ngầm. Các hợp chất phổ biến của nitơ được đưa trong bảng 2.5.
Bảng 2.5. Các hợp chất hóa học phổ biến của nitơ trong đất và trong phân bón
Nhóm các
hợp chất
Tên Ký hiệu Đặc tính

35. 35
Hợp chất
hữu cơ
Protêin, các
axít amin
R-NH2 -Chứa trong phân bón, đới trồng trọt, phân
vi sinh, các chất do phân hủy cây trồng,
các chất hữu cơ trong đất, trong mùn và
các lớp than bùn xen kẽ trong các lớp trầm
tích.
- Không di chuyển, cây trồng không sử
dụng trực tiếp được các chất này.
Urê (H2N)2CO - Phân bón tổng hợp
- Chuyển hóa thành NH4+ trong đất nên
thực vật dễ dàng hấp thụ.
Hợp chất vô
cơ
Amoniac NH3 - Dạng phân bón tổng hợp của amoniac ở
dạng khan
- Dễ dạng đi vào khí quyển; hoặc chuyển
nhanh thành NH4+ trong đất dưới tác dụng
của nước hoặc trong môi trường có tồn tại
ion H+
.
Amoni NH4+ - Nằm trong các lớp sét và các chất hữu cơ
hoặc mùn thực vật
- Chuyển hóa thành NO3- bởi các vi sinh
vật trong đất theo quá trình nitrification.
Nitrite NO2- - Là một dạng trung gian của quá trình
nitơrat hóa (nitrification).
- Có hàm lượng đáng kể trong đất nhưng
hàm lượng lại khá thấp trong nước.
Nitrate NO3- - Dạng điển hình và phổ biến của hợp chất
nitơ, có hàm lượng đáng kể và chuyển
động cùng với nước. Có hàm lượng đáng
kể trong đất, còn trong nước, hàm lượng
của nó phụ thuộc vào điều kiện địa hóa
môi trường (Eh,pH)
- Cây trồng có thể hấp thụ được dễ dàng.

36. 36
Khí quyển Nitơ N2 - Chiếm khoảng 80% trong không khí
- Nguồn nitơ cho cây họ đậu.
Nitơ trong hợp chất hữu cơ:
Trong các hợp chất hữu cơ, nitơ thường có trong prôtêin và các axít amin, đó là
một phần của các chất hữu cơ trong đất, xác động vật, tàn dư của thực vật, mùn sinh
học, các loại phân hữu cơ từ hệ thống vệ sinh công cộng và khu dân cư cũng như các
chất hữu cơ khác được đưa vào trong đất. Song nitơ trong các hợp chất hữu cơ thường
ít di chuyển, cây trồng không thể sử dụng trực tiếp được các chất này mà nitơ hữu cơ
chỉ có gía trị đối với cây trồng sau khi các vi sinh vật chuyển nó thành dạng vô cơ.
Nitơ trong các hợp chất vô cơ:
Amoni (NH4
+
) và nitơrát (NO3
-
) là những dạng nitơ vô cơ có giá trị đối với cây
trồng. Amôn (NH3) có trong phân bón tổng hợp amôn dạng khan và trong xác động
vật. Tuy nhiên, amôn tồn tại rất ngắn trong đất và chuyển thành ion amoni (NH4
+
), rồi
thành nitơrít (NO2
-
) và sau đó thành nitơrát nếu điều kiện môi trường thích hợp. NH4
+
và NO3
-
hòa tan và chuyển động cùng với nước nên khả năng thấm sâu vào trong đất là
rất lớn.
Nitơ trong khí quyển:
Thường ở dạng khí (N2), chiếm 80% trong khí quyển. Cây trồng không hấp thụ
trực tiếp nitơ, nhưng khí nitơ được các vi khuẩn nằm trong rễ cây họ đậu hấp thụ và
chuyển nitơ trong không khí thành nitơ hữu cơ. Nhờ có quá trình này mà một lượng
lớn nitơ trong khí quyển được đưa vào trong đất.
2.7.2 Quá trình chuyển hóa các hợp chất nitơ
Vòng tuần hòan của nitơ bao gồm hấp thụ nitơ trong khí quyển, quá trình
khoáng hóa của vi khuẩn và nitơrat hóa, nitơ hấp thụ bởi cây trồng và các hợp chất
trong đất, quá trình lọc (thấm). Các quá trình hóa học, sinh học và vật lý đều ảnh
hưởng đến lượng nitơ trong đất.
Quá trình khoáng hóa: Là tạo ra nitơ vô cơ, như amoni bằng quá trình phân hủy
các chất còn lại của cây trồng, các chất hữu cơ có trong đất bởi vi khuẩn. Tốc độ tạo ra
nitơ vô cơ phụ thuộc vào lượng các chất phân hủy, phụ thuộc vào nhiệt độ và độ ẩm
của đất. Quá trình khóang hóa có thể diễn ra hàng tuần, hàng tháng và hàng năm. Theo
thời gian nitơ được tạo ra từ các hữu cơ trong đất, nhưng sẽ nhanh hơn từ một số các
chất thải của mùa màng, xác động vật, chất thải sinh học, các sản phẩm của quá trình

37. 37
nông nghiệp. Nhiều phân bón tổng hợp trên thị trường đều chứa amoni, cây trồng có
thể sử dụng trực tiếp.
5CH2O + 4NO3
-
+ 4H+
→ N2 +5CO2 + 7H2O (2.14)
5CH2O + 4H+
→ 4NH4
+
+5CO2 + 5H2O (2.15)
Quá trình nitơrát hóa: Là quá trình chuyển amoni thành nitơrát. Cây trồng và
các tổ chức vi mô có thể sử dụng được nitơrát và nhiều cầy trồng dễ hấp thụ nitơrát
hơn là hấp thụ amoni. Trong các loại đất dễ thóat nước, ấm, amoni chuyển rất nhanh
thành nitơrít và sau đó thành nitơrát. Dưới những điều kiện đất bình thường, nitơrít tồn
tại trong thời gian rất ngắn và hầu như chỉ tồn tại với một lượng rất nhỏ trong các môi
trường có chứa nitơ.
Nước mưa
Nhiên liệu
hóa thạch
Từ MT. đất
N2&N2O
Nitơ trong
khí quyển
H.thụ do
vi khuẩn
H.thụ do
ánh sáng
(NO3
-
) (NO2
-
)
Nitrát hóa
(NH4
+
)
Nitrát hóa
Nguồn dinh
dưỡng tốt
Phân bón
Chất hữu cơ
(R-NH2)
Khóang hóa
Thoát nước
QT. lọc
Cây trồng
tiêu thụ
Nitơ hóa
Hình 2.10. Qúa trình thay đổi các hợp chất hữu cơ trong đất

38. 38
Hình 2.11. Chu trình Nitơ trong tự nhiên
NH4
+
+ 3O2 → 2NO2
-
+ 4H+
+ energy (2.16)
NO2
-
+ O2 → 2NO3
-
+ energy (2.17)
Quá trình nitơ hóa: Trong đất thường có chứa nguồn dinh dưỡng cho các tổ
chức vi mô họat động, quá trình nitơ hóa bởi các vi sinh vật có thể chuyển nitơrát
thành khí nitơ. Các chất khí chứa nitơ (N2 or N20) sau đó lại được đưa vào khí quyển.
N2 +3H2O → 2NH3 + 3/2O2 (2.18)
NO3-
+ 4H2 + 2H+
→ NH4
+
+ 3H2O (2.19)
2.7.3 Tác hại của amoni và các hợp chất nitơ trong nước sinh hoạt
Tài liệu Hướng dẫn về chất lượng nước uống của Tổ chức Y tế thế giới cũng
như Tiêu chuẩn 1329/2002 (Bộ Y tế) không coi amoni là chất gây nguy hại cho sức
khoẻ con người mà xếp vào nhóm các chất có thể làm người dùng nước than phiền vì
lý do cảm quan (mùi , vị).
Tuy nhiên, amoni lại là yếu tố gây cản trở trong công nghệ xử lý nước cấp thể
hiện ở hai khía cạnh. Thứ nhất, nó làm giảm tác dụng của clo là tác nhân sát trùng chủ
yếu áp dụng ở các nhà máy nước (NMN) Việt Nam, do phản ứng với clo tạo thành
monocloamin là chất sát trùng thứ cấp hiệu quả kém clo hơn 100 lần. Thứ hai, amoni
cùng với một số vi lượng trong nước (hữu cơ, phốt pho, sắt, mangan…) là “thức ăn”

39. 39
để vi khuẩn phát triển, gây hiện tượng “không ổn định sinh học” của chất lượng nước
sau xử lý. Nước có thể bị đục, đóng cặn trong hệ thống dẫn, chứa nước. Nước bị
xuống cấp về các yếu tố cảm quan. Đây chính là khía cạnh được giới khoa học các
nước phát triển quan tâm nhiều vào những năm 1980-1990 và là cơ sở của phương
pháp xử lý - ổn định nước cấp bằng vi khuẩn.
Một hiện tượng nữa cần được quan tâm là khi nồng độ amoni trong nước cao,
rất dễ sinh nitrit (NO2). Trong cơ thể động vật, nitrit và nitrat có thể biến thành N -
nitroso - là tiền chất có tiềm năng gây ung thư. Mặc dù bằng chứng dịch tễ học chưa
đầy đủ về tác hại đối với con người, nhưng Tổ chức Y tế thế giới cũng như Tiêu chuẩn
1329/2002 (Bộ Y tế) đã đề ra mức giới hạn 3 và 50mg/l đối với nitrit và nitrat tương
ứng nhằm ngăn ngừa bệnh mất sắc tố máu (methaemoglobinaemia) đối với trẻ sơ sinh
dưới 3 tháng tuổi.
Các hợp chất nitơ trong nước có thể gây nên một số bệnh nguy hiểm cho người
sử dụng nước. Nitrat tạo ra chứng thiếu vitamin và có thể kết hợp với các amin để tạo
nên những nitrosamin là nguyên nhân gây ung thư ở người cao tuổi. Trẻ sơ sinh đặc
biệt nhạy cảm với nitrat vào sữa mẹ, hoặc qua nước dùng để pha sữa. Sau khi vào cơ
thể, nitrat được chuyển hoá nhanh thành nitrit nhờ vi khuẩn đường ruột. Nitrit còn
nguy hiểm hơn nitrat đối với sức khoẻ con người. Khi tác dụng với các amin hay alkyl
cacbonat trong cơ thể người chúng có thể tạo thành các hợp chất chứa nitơ gây ung
thư.
2.7.4 Cơ sở của phương pháp sử dụng đồng vị N-15 trong việc xác định
nguồn gốc ô nhiễm amoni
Nước có thể bị ô nhiễm nitơ (Nitrate/ammonium) từ các nguồn:
- Từ khí quyển (từ nước mưa)
- Phân bón (Ammonium-Nitrate)
- Phân chuồng bón cho cây trồng
- Từ chất thải công nghiệp
- Từ nước thải sinh hoạt
- Từ các hệ thống vệ sinh (công cộng và nhà riêng)
- Từ những hồ chứa nước thải
- Từ chuồng nuôi nuôi gia súc

40. 40
- Từ những nguồn nitơ tại chỗ trong các hợp chất hữu cơ
- Từ khoáng chất địa chất
Kỹ thuật đồng vị kết hợp với các phân tích hoá học có thể nhận diện được các
nguồn gây ô nhiễm này. Cách tiếp cận này dựa vào sự phụ thuộc giữa các thành phần
hoá học của nước và mức độ giàu/nghèo của đồng vị N trong thành phần ammonium.
Tại sao?Vì: Nitơ từ các nguồn khác nhau có giá trị δ15N khác nhau.
Trong tự nhiên nitơ có 2 đồng vị bền phổ biến là 14
N và 15
N đóng góp của
chúng trong tự nhiên. Thành phần đồng vị 15
N thường được biểu diễn bằng biểu thức
Delta (δ).
Hầu như tất cả các hợp chất của nitơ đều chứa 2 đồng vị này, tuy nhiên do có
quá trình phân tách đồng vị xảy ra nên 2 đồng vị này luôn có mối liên hệ với nhau và
có tỷ số khác nhau tùy thuộc vào điều kiện tự nhiên và nguồn gốc hình thành các hợp
chất của nitơ. Ví dụ, các hợp chất nitơ trong một chuỗi các quá trình tiêu hóa thức ăn,
thì đồng vị nhẹ 14
N thường tồn tại trong nước tiểu, còn đồng vị nặng 15
N nằm trong
chất thải còn lại. Nitơ trong xác động vật bị thủy phân thành amôn và sau đó thành
nitơrát. Trong nhiều quá trình, các đồng vị nặng sẽ tập trung trong nitơrát. Các hợp
chất nitơ có nguồn gốc hình thành khác nhau mà hòa trộn với nhau trong môi trường
nước, thì tỷ số đồng vị 15
N/14
N trong nước được sử dụng để đánh giá tỷ lệ đóng góp
của các nguồn gốc đó. Thành phần đồng vị 15
N trong các hợp chất khác nhau của nitơ
trong môi trường được đưa trong bảng 2.6. Đây chính là cơ sở để đánh giá nguồn gốc
của các hợp chất nitơ trong môi trường nói chung và trong nước ngầm nói riêng.
Bảng 2.6. Thành phần đồng vị 15
N trong các hợp chất khác nhau
N2 của không khí
NOx của không khí
N của cây trồng
Chất hữu cơ của đất
Sedimentary NO3
Natural gas N2
Soil NH4
Soil NO3
Soil N2
Synthetic fertilizer
Manure
GroundwaterNO3
−

41. 41
Giá trị δ15N của một số nguồn ammonium đã được nghiên cứu
Nguồn ammonium δ15N, ‰
NH4
- Từ nước mưa -10.5 - + 2
NH4
- Từ phân bón -7.4 - + 6.8
NH4
- Từ các nguồn thải +10 - +22
NH4
- Từ các nguồn nước thải +10 - +17
NH4
- Từ các hệ thống vệ sinh + 7 - +15
NH4 - Từ các nguồn hữu cơ tại chỗ +4 - +9
2.7.5 C¸c qu¸ tr×nh ¶nh h−ëng ®Õn c¸c ®ång vÞ Nit¬
2.7.5.1 Quá trình cố định Nitơ
Thuật ngữ cố định nitơ đề cập đến quá trình chuyển nitơ trong khí quyển thành
các dạng nitơ khác nhau. Mặc dù thuật ngữ này thường được sử dụng theo nghĩa cố
định nitơ bởi vi khuẩn, nó cũng có thể được sử dụng để chỉ sự cố định nitơ bởi ánh, và
quan trọng hơn do các hoạt động của con người( tạo ra năng lượng, sản xuất phân bón,
và canh tác nông nghiệp) tạo ra nitơ ỏ dạng dễ phản ứng (Nox, NHy, và nitơ hữu cơ).
Sự cố định sinh học không có tác động của con người tạo ra khoảng 90-130triệu tấn
nitơ mỗi năm, các hoạt động con người tạo ra khoảng 140 triệu tấn mỗi năm
(Galloway et al., 1995). Tác giả này còn dự đoán tốc độ cố định nitơ nhân tạo sẽ tăng
khoảng 60% vào năm 2020, chủ yếu do đốt nhiên liệu hoá thạch và sử dụng phân bón,
đặc biệt là ở vùng Châu Á. Sự gia tăng Nitơ này sẽ dẫn đến sự biến đổi sinh thái
nghiêm trọng ở cả mức độ vùng và mức độ toàn cầu; quan tâm đến các tác động của
các thay đổi do con người tạo ra này thì người ta chú ý nhiều đến việc sử dụng các
đồng vị nitơ trong các nghiên cứu môi trường.

42. 42
Sự cố định nitơ khí quyển bởi vi khuẩn xanh lục và các vi khuẩn khác (bao gồm
các vi khuẩn cố định đạm trong nốt sần của rễ các cây họ đậu) bằng engim
nitrogennas thường tạo ra các vật chất hữu cơ với giá trị δ15N xấp xỉ 0 ‰, theo nhiều
nghiên cứu của Fogel và Cifuentes (1993) cho thấy tỷ số phân tách đồng vị vào
khoảng -3 đến +1‰.
2.7.5.1 Quá trình đồng hoá
Khái niệm đồng hoá có nghĩa là sự tổng hợp các vật chất chứa nitơ cho cơ thể
sinh vật. Mặc dù một vài người cho rằng sự cố định nitơ khí quyển là một dạng đặc
biệt của sự đồng hoá, thuật ngữ đồng hoá ở đây sẽ chỉ được hiểu là sự tổng hợp ( hấp
thu ) amoni, nitơrát hoặc nitơrít Các kết quả đo đạc cho thấy tỷ số đòng vị nitơ trong
quá trình đồng hoá của vi sinh vật trong đất vào khoảng -1.6 đến + 1‰ và giá trị trung
bình là - 0.52 ‰ (Hubner 1986), của các thực vật có mạch vào khoảng -2,2 đến +
0.5‰ tương ứng với các vật chất hữu cơ đất (Mariotiti et al., 1980. Nitơ hấp thu bởi
thực vật trong các loại đất chỉ gây phân tách đồng vị nhỏ và do đó chỉ làm biến đổi crất
nhỏ các thành phần đồng vị của dư lượng phân bón hoặc của các chất hữu cơ trong đất.
2.8. Tổng quan về đặc điểm địa chất, địa chất thủy văn khu vực nghiên cứu
2.8.1. Đặc điểm địa chất
Đặc điểm Địa chất trong khu vực nghiên cứu có mặt các thành tạo sau:
Hệ Neogen- Tầng Vĩnh Bảo (N2vb)
Thành phần của các thành tạo này gồm cuội, cuội tảng kết, sỏi kết, cát bột kết,
than linhit màu đen, bột kết, sét kết màu xám, phân lớp xiên chéo dày 250m. Các thành
tạo của tầng Vĩnh Bảo có mức độ gắn kết tốt.
Hệ Đệ tứ, thống Pleistocen tầng Lệ Chi (aQ1lc)
Tầng Lệ Chi là các thành tạo trầm tích sông (aQ1lc).gồm sét màu xám vàng, nâu
xám, chiều dày từ 1-5m. Tiếp đến là các lớp bột cát, cát hạt nhỏ, màu xám dày trung
bình khoảng 3,5 m. Dưới cùng là các thành tạo cuội, sỏi, cát lẫn ít bột sét. thành phần
cuội chủ yếu là Thạch anh, silic. Độ mài tròn của hạt tốt, bề dày trung bình khoảng
19,5m.
Hệ Đệ tứ, thống Pleistocen tầng Hà Nội (Q1
2-3
hn)
Tải bản FULL (88 trang): https://bit.ly/3fQM1u2
Dự phòng: fb.com/KhoTaiLieuAZ

43. 43
Tầng Hà Nội là những trầm tích nguồn gốc sông, sông lũ. Trên cùng là lớp bột
sét màu xám vàng, xám nâu, lẫn ít mùn thực vật, chiều dày 4 m. Giữa là các lớp cát
bột, cát hạt thô, sỏi sạn lẫn ít cuội nhỏ màu vàng xám , nâu xám. Chiều dày của chúng
khoảng 17 m. Dưới cùng là lớp cuội, tảng , sạn , sỏi lẫn ít cát bột. thành phần của cuội
chủ yếu là thạch anh, silic, đá phun trào adezit, cuội tectit, kích thước cuổi trung bình
từ 2-5 cm đôi khi đến 10 cm, độ mài tròn trung bình, chiều dày 37 m.
Hệ Đệ tứ, thống Pleistocen, tầng Vĩnh Phúc (Q1
1-2
vp)
Hệ tầng Vĩnh phúc được chia làm 3 phụ tầng:
- Phụ tầng trên lbQ1
2
vp3
: Thành phần gồm sét màu đen, bột sét màu nâu đen
chứa mùn thực vật dày 3-8m.
- Phụ tầng giữa lQ1
2
vp2
: Đó là các thành tạo sét cao lanh màu xám trắng, sét
bột màu xám vàng, dày 2-10 m.
- Phụ tầng dưới: aQ1
1-2
vp1
: Bao gồm cát, bột sét, cát vàng, thỉnh thoảng bắt gặp
các thấu kính sạn, sỏi màu vàng, màu nâu xám. chiều dày đạt 33m.
Phần dưới cùng là cuội sỏi, cát lẫn ít sét bột màu vàng xám dày 10 m.
Hệ Đệ Tứ, thống Holocen, tầng Hải Hưng (Q2hh)
Tầng Hải Hưng được chia làm 3 phụ tầng.
-Phụ tầng trên bQ2
1-2
hh3
: gồm các trầm tích đầm lầy sét bột lẫn ít cát màu nâu
đen, xám đen, chứa than bùn. chiều dày của chúng khoảng 2m.
Phụ tầng giữa mQ2
1-2
hh2
: gồm trầm tích biển chủ yếu là sét, sét bột màu xám
xanh, lẫn ít mùn thực vật. Chiều dày của chúng từ 0,5 - 9 m.
Phụ tầng dưới lbQ2
1-2
hh1
: gồm các trầm tích hồ, đầm lầy, thành phần gồm sét
bột lẫn mùn thực vật. chiều dày của chúng từ 2-6 m.
Hệ Đệ Tứ, thống Holocen, tầng Thái Bình (Q2
3
tb)
Hệ tầng này bao gồm 2 phụ tầng là:
Phụ tầng trên aQ2
3
tb2
: gồm các thành tạo aluvi hiện đại gồm sét màu nâu nhạt
chứa nhiều tàn tích thực vật. Chiều dày 2-5m. Phần dưới là cát, cuội, sỏi lẫn ít bột sét
màu vàng xám, dày 3-10 m.
Phụ tầng dưới aQ2
3
tb1
: gồm các thành tạo aluvi thành phần là bột sét lẫn mùn
thực vật màu xám nâu chiều dày khoảng 1 m. Phía dưới là bột sét lẫn ít mùn thực vật
dày từ 1-3 m và bột màu xám nhạt lẫn ít mùn thực vật dày 3- 18 m. Cuối cùng là các
lớp cuội, cát, sỏi dày từ 1-9 m.
Tải bản FULL (88 trang): https://bit.ly/3fQM1u2
Dự phòng: fb.com/KhoTaiLieuAZ