Download luận văn thạc sĩ ngành khoa học môi trường với đề tài: Nghiên cứu đặc tính hóa lý của nước ngầm tại hai mặt cắt thuộc huyện Phúc Thọ, phía nam sông Hồng - Hà Nội, góp phần giải thích nguyên nhân hình thành ô nhiễm Asen

1. -----------------------
Trần Thị Mai
NGHIÊN CỨU Á Ặ ỂM HÓA LÝ CỦ ỚC NGẦM
T I HAI MẶT CẮT THUỘC HUYỆN PHÚC TH ,
PHÍA NAM SÔNG HỒNG - HÀ NỘI
GÓP PHẦN GIẢI THÍCH NGUYÊN NHÂN HÌNH THÀNH
Ô NHIỄM ASEN
U
- 2015

2. U Ộ
-----------------------
Trần Thị Mai
NGHIÊN CỨU Á Ặ ỂM HÓA LÝ CỦ ỚC NGẦM
T I HAI MẶT CẮT THUỘC HUYỆN PHÚC TH ,
PHÍA NAM SÔNG HỒNG - HÀ NỘI
GÓP PHẦN GIẢI THÍCH NGUYÊN NHÂN HÌNH THÀNH
Ô NHIỄM ASEN
: Khoa học Mô trường
M : 60440301
U
Ớ :
TS. Phạm Thị Kim Trang
– 2015

3. L I CẢM Ơ
Với lòng biết ơn sâu sắc, em xin gửi lời cảm ơn tới Tiến sĩ Phạm Thị Kim
Trang đã giao đề tài, tận tình hướng dẫn và tạo điều kiện thuận lợi cho em trong
suốt quá trình làm luận văn.
Em xin trân trọng cảm ơn Giáo sư, Tiến sĩ Dieke Postma, Viện Khảo sát Địa
chất Đan Mạch và Greenland (GEUS), người đã trực tiếp giảng dạy các khóa học
hữu ích và truyền đạt những kiến thức chuyên ngành quý báu sử dụng trong luận
văn này.
Em xin cảm ơn thầy Phạm Hùng Việt và các anh chị, các bạn trong nhóm
Nghiên cứu Kim loại nặng và nhóm Hóa Môi trường đã nhiệt tình giúp đỡ em trong
suốt quá trình làm việc, nghiên cứu tại Trung tâm Công nghệ Môi trường và Phát
triển Bền vững (CETASD).
Em xin chân thành cảm ơn tới các thầy cô trong khoa Môi trường – Trường
Đại học Khoa học Tự Nhiên – Đại học Quốc Gia Hà Nội đã giảng dạy và truyền
đạt những kiến thức bổ ích cần thiết để sử dụng trong luận văn cũng như trong các
nghiên cứu và công việc sau này.
Em xin bày tỏ lòng biết ơn tới những người thân trong gia đình, luôn luôn chia
sẻ, thấu hiểu và là điểm tựa vữngchắc về tinh thần trong toàn bộ thời gian thực hiện
luận văn.
Em xin chân thành cảm ơn sự hỗ trợ quý báu về kinh phí của dự án PREAs và
Trung tâm CETASD, Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Đại học Quốc gia
Hà Nội.
ác ả l ậ vă
rầ ị Ma

4. MỤ Ụ
MỞ ẦU ....................................................................................................................1
ươ 1- TỔNG QUAN.........................................................................................3
1.1. Tổng quan về Asen.............................................................................................3
1.1.1. Dạng tồn tại của As trong nước ngầm..............................................................3
1.1.2. Độc tính của Asen .............................................................................................4
1.2. Tình hình ô nhiễm As ở Việt Nam và Thế giới................................................7
1.2.1. Ô nhiễm As trong nước ngầm trên Thế giới......................................................7
1.2.2. Hiện trạng ô nhiễm As ở Việt Nam .................................................................10
1.3. ặc đ ểm hóa lý của ước ngầm l q a đến sự ô nhiễm As.......................13
1.3.1. Đặc điểm hóa lý của nước ngầm.....................................................................13
1.3.2. Các giả thiết về sự hình thành As trong nước ngầm.......................................21
1.4. ặc đ ểm dân s , địa chất v ước ngầm khu vực nghiên cứu....................28
ươ 2 – Ợ P Ơ P ÁP ỨU ....................31
2.1. ịa đ ểm nghiên cứu .......................................................................................31
2.2. tượng nghiên cứu.......................................................................................32
2.3. P ươ p áp cứu.................................................................................33
2.3.1. Phương pháp tổng quan tài liệu......................................................................33
2.3.2. Phương pháp lấy mẫu nước ngầm ..................................................................33
2.3.3. Phương pháp lập bản đồ.................................................................................35
2.4. P ươ p áp p â tíc óa ọc .....................................................................35
2.4.1. Các chỉ số phân tích tại hiện trường...............................................................35
2.4.2. Các thông số phân tích trong phòng thí nghiệm.............................................36
2.5. Thiết bị, dụng cụ và hóa chất nghiên cứu......................................................38
2.5.1. Thiết bị và dụng cụ..........................................................................................38
2.5.2. Hóa chất..........................................................................................................38
ươ 3 – KẾT QUẢ VÀ THẢO LU N ...........................................................40
3.1. ặc đ ểm óa lý ước ngầm giếng nhà dân thu c khu vực nghiên cứu......40
3.1.1. Các thành phần đa lượng................................................................................42

5. 3.1.2. Các thành phần vi lượng.................................................................................46
3.2. M tươ q a ữa m t s thành phần hóa học tro ước ngầm với As
tại hai mặt cắt ..........................................................................................................51
3.2.1. Mối tương quan giữa một số thành phần mang tính oxi hóa và As trong
nước ngầm tại hai mặt cắt.........................................................................................58
3.2.2. Mối tương quan giữa một số thành phần mang tính khử và As trong nước
ngầm tại hai mặt cắt..................................................................................................61
KẾT LU N..............................................................................................................67
KIẾN NGHỊ.............................................................................................................68
TÀI LIỆU THAM KHẢO ......................................................................................69

6. MỤ Ì Ả
Hình 1.1. Giản đồ phân bố các dạng tồn tại của asen theo Eh-pH..............................3
Hình 1.2. Sự phân bố của các vùng bị ô nhiễm As trong khu vực am và ông am
Á..................................................................................................................................8
Hình 1.3. Sự phân bố nồng độ s và độ sâu tương ứng trong các giếng khoan ở
đồng bằng sông Hồng, các mẫu được thu thập từ năm 2005 – 2007.......................12
Hình 1.4. Quá trình oxi hóa các chất hữu cơ hình thành môi trường khử ................23
Hình 1.5. Sự cạnh tranh hấp phụ của các anion trên bề mặt khoáng........................25
Hình 2.1. Vị trí các giếng nhà dân và hai mặt cắt A và B thuộc huyện Phúc Thọ ...32
ình 2.2. o các thông số hiện trường sử dụng bộ dẫn dòng chảy kín...................34
Hình 2.3. Sục khí itơ các dụng cụ trước khi lấy mẫu.............................................34
Hình 3.1. Sự phân bố của E trong nước ngầm khu vực nghiên cứu.......................42
Hình 3.2. Bản đồ sự phân bố hàm lượng của các cation chính trong nước ngầm ....43
Hình 3.3. Sự phân bố nồng độ của anion chính trong nước......................................45
Hình 3.4. Sự phân bố của một số thành phân vi lượng trong nước ngầm ................47
Hình 3.5. Sự phân bố của NH4
+
trong nước ngầm khu vực nghiên cứu .................49
Hình 3.6. Lát cắt địa chất của hai mặt cắt A và B.....................................................52
Hình 3.7. Giản đồ Piper cho nước ngầm thuộc hai mặt cắt A và B.........................54
Hình 3.8. Sự phân bố của s( ) trong nước ngầm tại hai mặt cắt..........................56
Hình 3.9. Sự phân bố NO3
-
, SO4
2 -
, DO và PO4
3-
trong nước ngầm ở hai mặt cắt....58
Hình 3.10. Mối tương quan của As(III) và SO4
2-
.....................................................59
Hình 3.11. Mối tương quan của As(III) và PO4
3-
......................................................60
Hình 3.12. Sự phân bố Mn2+
, NH4
+
, Fe2+
và CH4 trong nước ngầm tại hai mặt cắt 61
Hình 3.13. Mối tương quan của As(III) và Mn2+
.....................................................62
Hình 3.14. Mối tương quan giữa As(III) và NH4
+
...................................................63
Hình 3.15. Sự phân bố của s( ) và Fe( ) trong nước ngầm ở hai mặt cắt .........65
Hình 3.16. Biểu đồ khả năng bão hòa khoáng Siderit và Vivianit trong nước ngầm66

7. MỤ BẢ B ỂU
Bảng 1.1. Sự phổ biến của một số bệnh khi phơi nhiễm As và không bị phơi nhiễm 7
Bảng 1.2. Ô nhiễm asen trong nước ngầm ở một số nước trên thế giới ....................9
Bảng 1.3. Kết quả phân tích As do UNICEF hỗ trợ (2001–2004)............................13
Bảng 1.4. ác quá trình địa hóa tự nhiên giải phóng s vào nước ngầm.................22
Bảng 3.1. Một số thành phần hóa học nước ngầm tại các giếng nhà dân.................40
Bảng 3.2. Giá trị trung bình của một số thành phần hóa học trong nước ngầm tại hai
mặt cắt .......................................................................................................................53

8. MỤ Ữ Ế Ắ
AAS
: Atom Absorption Spectrophotometer- Máy quang phổ hấp
thụ nguyên tử
BTNMT : Bộ Tài nguyên Môi Trường
DO : Dissolved oxygen – Nồng độ oxi hòa tan
HVG : Hydride Vapor Generator - Bộ tạo khí hydrua
ICP : Inductively Coupled Plasma - Plasma cảm ứng cao tần
PHREEQ
: Phần mềm mô hình hóa chuyên dụng cho các quá trình thủy
địa hóa diễn ra trong trầm tích và nước ngầm
QCVN : Quy chuẩn Việt Nam
UNICEF
: United Nations Children's Fund - Quỹ hi đồng Liên Hiệp
Quốc
WHO : World Health Organization – Tổ chức Y tế Thế giới

9. 1
MỞ ẦU
Ngày nay, khi nguồn nước mặt ngày càng ô nhiễm, nước ngầm được coi là
nguồn nước đóng vai trò quan trọng cho sự phát triển con người cũng như sự phát
triển kinh tế xã hội của mỗi quốc gia. Việc khai thác và sử dụng nước ngầm cho các
mục đích sinh hoạt, sản xuất, trồng trọt, chăn nuôi… làm cho tình trạng ô nhiễm
nước ngầm ngày càng trầm trọng hơn.
Ở Việt Nam, trong vài chục năm trở lại đây, nước ngầm được sử dụng rất phổ
biến (chiếm tới 35-50% lượng nước cấp) cho nhu cầu ăn uống, sinh hoạt của người
dân, đặc biệt tại các vùng đồng bằng, đô thị đông dân cư. Vì nước ngầm thường được
coi là sạch hơn nước mặt do không tiếp xúc trực tiếp với các nguồn thải con người
tạo ra. Tuy nhiên, nhiều nghiên cứu đã cho thấy nước ngầm tại một số vùng có hàm
lượng asen, sắt, amoni, mangan,… cao hơn tiêu chuẩn cho phép rất nhiều lần. Khi
nước ngầm này được sử dụng cho mục đích ăn uống thì mức độ vượt tiêu chuẩn lại
càng nghiêm trọng.
Các quá trình tự nhiên như mưa, các dòng chảy nước mặt và các quá trình vận
động của địa chất thủy văn cũng như những hoạt động kinh tế của con người làm cho
đặc tính hóa lý của nước ngầm biến đổi rất phức tạp. ể góp phần đánh giá chất
lượng nước ngầm cung cấp cho sinh hoạt và sản xuất, rất nhiều tác giả đã tiến hành
nghiên cứu các đặc tính hóa lý nước ngầm ở các khu vực có đặc điểm địa chất thủy
văn khác nhau. ịa điểm nghiên cứu mà đề tài lựa chọn là khu vực phía Nam sông
Hồng nằm trong vùng đồng bằng bồi tích sông Hồng được hình thành bởi các trầm
tích ệ Tứ cách đây khoảng 20 nghìn năm do sự kết hợp ảnh hưởng của nhiều hoạt
động địa chất trong quá khứ, có cấu trúc địa chất phức tạp được biến đổi từ một khu
vực tích tụ trầm tích dưới mực nước biển thành khu vực chịu sự phong hóa, sói mòn
nằm trên mực nước biển. Với đối tượng nghiên cứu là các thành phần hóa lý của
nước ngầm như các nguyên tố đa lượng, vi lượng, các chất hữu cơ, p , nhiệt độ, độ
dẫn, hàm lượng ôxi hòa tan và mối quan hệ giữa các thành phần này trong môi

10. 2
trường nước ngầm của khu vực nghiên cứu. Từ đó, tìm hiểu nguyên nhân hình thành
ô nhiễm s trong nước ngầm tại khu vực này.
Xuất phát từ lý do trên, luận văn được thực hiện với đề tài: “Nghiên cứ đặc
tính hóa lý của ước ngầm tại hai mặt cắt thu c huyện Phúc Thọ, phía nam
sông Hồng - Hà N i, góp phần giải thích nguyên nhân hình thành ô nhiễm
Asen”. Với các nội dung cụ thể như sau:
1. Khảo sát hàm lượng các thành phần đa lượng và vi lượng trong nước ngầm
từ đó nhận xét xu hướng biến đổi các thành phần này.
2. Phân tích đánh giá mối tương quan giữa các thành phần hóa học với s
trong nước ngầm.
3. Dự đoán nguyên nhân hình thành ô nhiễm sen tại khu vực nghiên cứu.

11. 3
ươ 1- TỔNG QUAN
1.1. ổ q a về e
Trước đây, asen được sử dụng rất phổ biến trong công nghiệp khai mỏ, luyện
kim, thuốc trừ sâu, thuốc diệt cỏ, thậm chí trong một số chất tăng trọng cho gia súc.
Tuy nhiên, trong khoảng 20 năm trở lại đây, các nhà khoa học đã chứng minh được
tác hại của asen và sau đó con người mới có cái nhìn đúng đắn về ảnh hưởng của nó
tới sức khỏe và đời sống. ộc tính của asen phụ thuộc vào dạng hoá học và trạng thái
vật lý của hợp chất. sen vô cơ được coi là độc nhất đối với sức khoẻ con người.
1.1.1. ạ tồ tạ của tro ước ầm
sen là một á kim màu xám trắng, mùi tỏi, khối lượng riêng d=5,7g/cm3
, nhiệt
độ nóng chảy là 810o
(p = 30 atm) và nhiệt độ sôi là 613o
C [7].
Hình 1.1. Giản đồ phân bố các dạng tồn tại của asen theo Eh-pH

12. 4
Dạng tồn tại của asen phụ thuộc chủ yếu vào p và thế oxy hóa khử, ví dụ
trong môi trường mang tính oxi hóa, 2AsO4
-
chiếm ưu thế ở p thấp (p <6.9),
trong khi ở p cao hơn, sO4
2-
lại trở lên phổ biến hơn ( 3AsO4
0
và AsO4
3-
có thể
xuất hiện trong môi trường rất axit và kiềm). Dưới điều kiện khử ở p thấp hơn
khoảng 9.2, dạng asenit H3AsO3
0
sẽ là chủ yếu (hình 1.1). Trong tự nhiên asen vô cơ
thường tồn tại dưới dạng các muối asenit, asenat và các oxit asen. ác dạng asen hữu
cơ gồm: metyl-, dimetyl-, trimetyl-asenic, thường tìm thấy trong mô của các loài
động vật có vú; asenobetan thường tìm thấy trong cá và hải sản; asenocholin,
asenosugar, asenolipid thường có trong thực vật. Trong nước ngầm, asen xuất hiện
chủ yếu ở hai dạng là asenit( ) và asenat(V). Trạng thái oxi hóa, dạng tồn tại của s
sẽ quyết định độc tính, sự linh động và khả năng vận chuyển của nó trong môi trường
[36].
1.1.2. c tí của Asen
Rất nhiều các chất ô nhiễm trong nước được định nghĩa như là một chất độc
và có hại cho môi trường và sức khỏe con người. Trong đó asen được xem là một
chất có độc tính cao hàng đầu. sen rất khó bị phá hủy và chỉ có thể chuyển nó thành
các dạng khác hoặc chuyển thành hợp chất không tan trong liên kết với các nguyên tố
khác như sắt, lưu huỳnh. goài ra, canxi, magie, bicacbonat, clo, và sunfat cũng được
tìm thấy có liên kết với asen trong nước ngầm. ộc tố và các chất gây ung thư của
asen phụ thuộc vào trạng thái oxi hóa và dạng hóa học của nó. sen vô cơ thường
độc hơn asen hữu cơ (trừ MM ( ) và DM (V)), các dạng hóa trị 3 nguy hiểm hơn
so với dạng hóa trị 5 [41]. senit được xem là độc hơn asenat gấp 10 lần và 70 lần so
với MM (V) và DM (V). ộc tính của các dạng asen được sắp xếp theo thứ tự sau:
asenit > asenat > mono-metyl-asenat (MMA) > dimetyl-asenat (DMA) [15].
ộc tính của s đối với động vật có vú liên quan đến sự hấp thụ và thời gian
tích lũy của nó trong cơ thể, và độc tính này biến đổi tùy theo dạng tồn tại của asen.
ộc tính của asen cũng liên quan đến độ tan của các hợp chất chứa asen trong nước.
s( ) thường độc hơn s(V) rất nhiều. senat được hấp thụ dễ dàng và cũng bị loại
bỏ nhanh chóng, chủ yếu qua đường nước tiểu. senit cũng được hấp thụ dễ dàng

13. 5
nhưng nó tồn tại trong các mô với lượng lớn hơn và trong khoảng thời gian dài hơn.
Con người có thể bị phơi nhiễm asen qua hít thở không khí, hấp thu thức ăn và qua
nước uống.
Ở liều lượng nhỏ, asen và các hợp chất của asen có tác dụng kích thích quá
trình trao đổi chất và chữa bệnh nhưng chúng lại trở thành những chất độc, rất độc
với liều lượng cao. hiễm độc asen cấp tính có thể dẫn tới bị kích ứng đường ruột,
giảm huyết áp một cách bất thường, bị co giật thậm chí bị trụy tim và dẫn tới tử vong.
Liều lượng gây chết (LD50) đối với con người là 1-4 mg/kg trọng lượng cơ thể.
R xếp asen vô cơ vào nhóm 1 (Phân loại các hóa chất dựa vào nguy cơ
gây ung thư ở người) - là chất gây ung thư cho người. Tỷ lệ mắc bệnh ung thư da do
phơi nhiễm asen tương đối cao. Trong những nghiên cứu số người dân uống nước có
nồng độ asen cao cho thấy, tỷ lệ mắc bệnh ung thư gia tăng theo liều lượng asen và
thời gian uống nước. Tiêu chuẩn mà hầu hết các nước trên thế giới áp dụng đối với
asen là 0,01mg/L trong nước uống.
Ba ảnh hưởng chính của asen tới sức khoẻ con người là: làm đông keo protein;
tạo phức với s( ) và phá hủy quá trình photpho hóa. sen gây ung thư và các
bệnh liên quan đến da, tim mạch, đường hô hấp, đường tiêu hóa, nội tiết (đái tháo
đường), ảnh hưởng đến thần kinh, sinh sản và sự phát triển. hững tác động này tùy
thuộc vào thời gian phơi nhiễm và liều lượng đáp ứng của từng người.
ơ chế gây độc của s( ) là tác dụng lên nhóm Sulphydryl (-S ), làm ức
chế hoạt động của enzym trong chu trình axit citric.

14. 6
ác enzym sản sinh năng lượng của tế bào trong chu trình axit citric bị ảnh
hưởng rất lớn. Enzym bị ức chế do việc tạo phức với s( ), làm ngăn cản sự sản
sinh phân tử TP. Do asen có tính chất hóa học tương tự với photpho, nên chất này
có thể thay thế photpho ở một số quá trình hóa sinh. Trong quá trình tạo thành TP
(ademosine triphoglyphate) Sự có mặt của s sẽ gây trở ngại cho sự hình thành 1,3 –
diphotphoglycerate và cho ra sản phẩm 1 – arseno – 3 – photphoglycerate gây hiệu
ứng xấu cho cơ thể.
uá trình tạo TP bình thường theo phương trình:
Khi có mặt của sO4
3-
Sự xuất hiện của một số bệnh như tiểu đường và tăng huyết áp cao hơn ở
những người phơi nhiễm s so với những người không bị phơi nhiễm. ác nghiên
cứu đã tiến hành với một số người dân ở Bangladesh đã cho thấy rằng sự xuất hiện
bệnh tăng huyết áp, tiểu đường, và các rối loạn hô hấp mãn tính như ho mãn tính và
hen phế quản ở bệnh nhân phơi nhiễm s tăng cao hơn so với những người không
tiếp xúc với s. ác kết quả nghiên cứu (bảng 1.1) cho thấy khi tiếp xúc với s thì

15. 7
số người mắc bệnh tiểu đường cao hơn 4.4 lần, bệnh tăng huyết áp tăng 1,7 lần và
các bệnh rối loạn hô hấp tăng 2,9 lần so với những người không tiếp xúc với s.
Bảng 1.1. Sự phổ biến của một số bệnh khi phơi nhiễm As và không bị phơi nhiễm [45]
oạ bệ
P ơ ễm ô p ơ ễm
Có Không ổ Có Không ổ
Tiểu đường
21 142 163 25 829 854
12,9% 87,1% 100% 2,9% 97,1% 100%
Tăng huyết áp
198 1283 1481 9 105 114
13,4% 86,6% 100% 7,9% 92.1% 100%
Rối loạn
tiêu hóa
29 65 94 13 111 124
30,8% 69,2% 100% 10,5% 89,5% 100%
1.2. ì ì ô ễm ở ệt am v ế ớ
1.2.1. Ô ễm tro ước ầm tr ế ớ
Ô nhiễm s trong nước ngầm đã được ghi nhận ở hơn 70 quốc gia, gây tác
động nghiêm trọng đối với sức khoẻ cho khoảng 150 triệu người trên toàn thế giới.
Khoảng 110 triệu người trong số đó thuộc 10 quốc gia ở vùng am và ông am Á
như: Bangladesh, ampuchia, Trung uốc, Ấn ộ, Lào, Myanma, Nepal, Pakistan,
ài Loan và Việt Nam [26].

16. 8
Hình 1.2. Sự phân bố của các vùng bị ô nhiễm As trong khu vực Nam và Đông Nam Á
Sự ô nhiễm s trong nước ngầm quy mô lớn có nguồn gốc tự nhiên, thường
được tìm thấy ở hai loại môi trường: nội địa hoặc lưu vực kín ở các khu vực khô cằn
hoặc bán khô cằn; trong các tầng chứa nước có tính khử mạnh. Cả hai môi trường
đều có chứa trầm tích trẻ và ở các vùng đồng bằng thấp trũng, nơi có lưu lượng dòng
chảy ngầm thấp. Về mặt lịch sử, đây là tầng nước ít bị rửa trôi và s được giải phóng
từ trầm tích có thể được tích lũy ngay tại tầng nước này. ước ngầm giàu s cũng
được tìm thấy ở các vùng địa nhiệt, một số vùng có hoạt động khai thác khoáng sản
và nơi xảy ra quá trình oxy hóa khoáng sunfua [35].
Xét về số lượng người bị phơi nhiễm, vấn đề As ở Bangladesh và Tây Bengal
trong các tầng ngậm nước và bồi tích phù sa châu thổ được phát hiện là nghiêm trọng
nhất trên toàn cầu. àm lượng s trong nước ngầm dao động trong khoảng rộng từ
<0,5 tới 3200µg/L. Vấn đề sức khỏe được phát hiện đầu tiên ở Tây Bengal vào những
năm 1980 nhưng những chuẩn đoán đầu tiên đã không xác định được nguyên nhân là
do nhiễm độc As. ến năm 1993, khoảng 30 – 35 triệu người ở Bangladesh và
khoảng 6 triệu người ở Tây Bengal được ước tính là bị phơi nhiễm s trong nước
uống với nồng độ trên 50µg/L. àm lượng As và mức độ phơi nhiễm của một số
quốc gia được thể hiện dưới bảng sau:

17. 9
Bảng 1.2. Ô nhiễm asen trong nước ngầm ở một số nước trên thế giới [36]
ịa đ ểm
S ười bị p ơ
nhiễm
tro ước
ngầm (g/L)
Tiêu chuẩn cho
phép (g/L)
Achentina 2.000.000 100–1000 50
Bangladesh 50.000.000 <1–4700 50
Chilê 437.000 900–1040 50
Vùng Nội Mông, Trung Quốc 600.000 1–2400 50
Hungary 220.000 10–176 10
Tây Bengan, Ấn ộ 1.000.000 <10–3900 50
Mêhicô 400.000 10–4100 50
Pêru 250.000 500 50
ài Loan 200.000 10–1820 10
Việt Nam >10.000.000 1–3050 10
Tại ài Loan hàm lượng s cao trong nước được ghi nhận ở hai khu vực:
các vùng ven biển phía Tây am và ông Bắc. Kuo (1968) đã quan sát thấy nồng
độ As trong mẫu nước ngầm từ Tây am ài Loan dao động từ 10µg/L đến trên
1800µg/L với một nửa số mẫu được phân tích có nồng độ As từ 400-700 µg/L. Một
cuộc điều tra của Viện Vệ sinh Môi trường ài Loan cho thấy 119 thị trấn nhỏ có
nước ngầm bị ô nhiễm As với nồng độ trên 50µg/L và 58 thị trấn có nồng độ lớn
hơn 350µg/L [36].
Tại Hungary nồng độ As trên 50µg/L được phát hiện trong nước ngầm từ trầm
tích phù sa ở phía nam của dải đồng bằng Hungary rộng lớn và một phần của nước
láng giềng Romania. Dải đồng bằng với diện tích 110.000 km2
này chứa chủ yếu là
trầm tích ệ Tứ. ước ngầm thay đổi từ dạng Ca – Mg – HCO3 ở khu vực tầng nông
của đồng bằng tới dạng nước Na – HCO3 nằm ở tầng sâu hơn. ước ngầm tầng sâu
(độ sâu 80 – 560m) có tính khử với nồng độ As, Fe, NH4 cao và nhiều nghiên cứu
cho thấy nơi này có hàm lượng axit humic lên đến 20mg/L. ước ngầm có nồng độ
As cao nhất ở vùng thấp nhất của đồng bằng, nơi có trầm tích nhỏ mịn. Gurzau
(2011) đã ghi nhận rằng nồng độ As lên tới 176µg/L ở tầng chứa nước gần với
Romania.

18. 10
Trong khoảng thời gian từ 2003 đến 2005, Trung Quốc đã có khoảng 10,000
người bị nhiễm độc As mãn tính do sử dụng nước uống từ nước ngầm có nồng độ As
cao và do đốt than giàu As. Vụ nhiễm độc s đầu tiên ở Trung Quốc được ghi nhận
tại thành phố Kuitun, vào năm 1983. ác cuộc điều tra đã ghi nhận ở lưu vực sông
thuộc miền Bắc Trung Quốc có nồng độ As trong các tầng chứa nước ngầm thường
trên 10µg/L.
guyên nhân người dân Mỹ Latinh bị phơi nhiễm As trong nhiều năm qua là
do sử dụng thực phẩm và nước uống có chứa s. ầu thế kỷ 21 đến nay, có 15 trong
số 20 quốc gia Mỹ Latinh đã phát hiện trong nguồn nước mặt và nước ngầm có hàm
lượng s cao. Ước tính khoảng 4,5 triệu người Mỹ Latinh tiếp xúc với nước uống có
hàm lượng As trên 50µg/L và 14 triệu người sử dụng nước có hàm lượng 10µg/L
[45].
1.2.2. ệ trạ ô ễm ở ệt am
Ở Việt Nam, hai vùng đồng bằng phù sa lớn là đồng bằng sông Mê Kông
thuộc miền am và đồng bằng sông Hồng thuộc miền Bắc, nước ngầm thường được
khai thác và sử dụng làm nước uống từ các giếng khoan. Nhu cầu về nước ngầm
được tăng đáng kể từ giữa năm 1990. UNICEF đã ước tính khoảng 20,48% dân số
Việt Nam (16,5 triệu người) đang dùng nước giếng khoan, trong đó đồng bằng sông
Hồng có khoảng trên 10 triệu người có nguy cơ phơi nhiễm As. Asen trong nước
ngầm ở đồng bằng sông Mê Kông có nồng độ dao động trong khoảng từ 1-845µg/L
(trung bình 39µg/L), còn ở đồng bằng sông Hồng nồng độ As rất khác nhau từ 1 -
3050µg/L (trung bình 159µg/L) tùy thuộc vào vị trí và độ sâu của nước ngầm. Ngoài
việc sử dụng nước ngầm cho tưới tiêu ở ngoại thành, việc khai thác nước ngầm để
cung cấp nước sinh hoạt cho nội thành Hà Nội cũng làm tăng nồng độ As trong các
tầng chứa nước. Sự gia tăng này là do s di chuyển từ tầng nước ngầm có nồng độ
As cao sang khu vực có nồng độ thấp hoặc không có As. Các trầm tích ở độ sâu 12-
40m của đồng bằng sông Hồng có nồng độ As trong khoảng từ 2-33µg/L (trung bình
7µg/g khối lượng khô). Ở khu vực này nồng độ As tương quan đáng kể với trầm tích
có sắt liên kết. Trong cả hai khu vực đồng bằng, tình trạng ô nhiễm As trong nước

19. 11
ngầm có nguồn gốc tự nhiên và do quá trình khử hòa tan oxit sắt có chứa As trong
trầm tích các tầng chứa nước [13]. ể đánh giá sự xuất hiện của s trong nước ngầm
đồng bằng sông Mê Kông, tác giả Johanna (2008) đã tiến hành lấy mẫu phân tích ở
112 giếng. Kết quả cho thấy 22% mẫu có nồng độ As trên 10µg/L và 69% mẫu có
nồng độ Mn vượt tiêu chuẩn (0,4mg/L) [29]. Một cuộc khảo sát khác của Merola
(2015) ở tỉnh ồng Tháp cho thấy 53% số giếng nghiên cứu (36/68 giếng) có hàm
lượng As lớn hơn tiêu chuẩn của WHO (10µg/L) [40, 49].
Vùng đồng bằng sông Hồng là khu vực bằng phẳng trên mực nước biển 5-8m.
Nó có một lịch sử phát triển địa chất khá phức tạp với sự di chuyển lên xuống, hiện
tượng biển tiến, sự xói mòn và hoạt động của các dòng chảy mà hình thành đồng
bằng bồi tích phù sa. Kết quả của những quá trình địa chất là lớp trầm tích ệ Tứ
tương đối dày (50 - 90m tại Hà Nội), chứa nhiều chất hữu cơ, tạo điều kiện cho quá
trình giải phóng As từ trầm tích ra nước ngầm [13]. Trung tâm nghiên cứu Công nghệ
Môi trường và Phát triển Bền Vững, trường ại học Quốc gia Hà Nội cùng các nhà
khoa học thuộc Viện Khoa học và Công nghệ ước, Thụy Sĩ đã phối hợp tiến hành
khảo sát trên toàn bộ khu vực đồng bằng sông Hồng với tổng số 512 mẫu nước giếng
khoan và kết quả phân tích cho thấy hàm lượng As nằm trong khoảng rất rộng, từ
dưới 0,5µg/L cho tới trên 800µg/L. Khu vực có nồng độ As cao tập trung chủ yếu tại
vùng bờ trái sông Hồng, xuyên qua một số tỉnh đông dân như à Tây, à am, à
Nội, am ịnh, ưng Yên và Thái Bình (hình 1.5). ây là những khu vực mà sông
Hồng nguyên thủy đã từng chảy qua [33].

20. 12
Hình 1.3. Sự phân bố nồng độ As và độ sâu tương ứng trong các giếng khoan ở đồng
bằng sông Hồng, các mẫu được thu thập từ năm 2005 – 2007
Tác giả gusa (2006) đã nghiên cứu s trong nước ngầm khu vực Thanh Trì
và Gia Lâm của Hà Nội, bằng cách tiến hành lấy và phân tích 25 mẫu nước ngầm.
Kết quả cho thấy nồng độ s trong nước ngầm từ 1-330µg/L, khoảng 40% những
mẫu này có chứa nồng độ s cao hơn hướng dẫn của WHO (10µg/L) [38].
Ngoài ra, Nguyễn Vân Anh và cộng sự (2009) đã tiến hành nghiên cứu ở tỉnh
Hà Nam và phát hiện sự ô nhiễm s trong nước ngầm ở bốn xã (Vĩnh Trụ, Bồ ề,
Hòa Hậu, hân ạo) nơi mà người dân sử dụng nước ngầm làm nguồn nước ăn uống
chính. Nồng độ As ở ba xã Vĩnh Trụ, Bồ ề, Hòa Hậu được xác định vượt quá tiêu
chuẩn nhiều lần với hàm lượng trung bình tương ứng là 348; 211 và 325µg/L. Mặc
dù đã loại bỏ được 90% As bởi hệ thống lọc cát nhưng hàm lượng As sau lọc vẫn cao
hơn tiêu chuẩn (10µg/L). Các kết quả điều tra đánh giá rủi ro của việc sử dụng nước
ngầm ô nhiễm As cho thấy hơn 40% số người sử dụng nước ngầm đã qua xử lý (lọc
cát) vẫn có nguy cơ nhiễm độc mãn tính và ung thư cao [48].
Kết quả tổng hợp của UNICEF từ 2001–2004 ở một số tỉnh thuộc khu vực
đồng bằng sông Hồng được thể hiện trong bảng dưới đây:

21. 13
Bảng 1.3. Kết quả phân tích As do UNICEF hỗ trợ (2001–2004) [7]
ịa đ ểm
Tổng s giếng
khoan
Tổng s mẫu
S mẫu có
nồ đ As
>50 μg/L
% s mẫu có
nồ đ As
> 50 μg/L
Hà Nam 49000 7042 3534 50,2
Hà Tây 180891 1368 338 24,7
ưng Yên 147933 3384 310 9,2
Nam ịnh 42933 605 104 7,2
Hải Dương 57938 480 3 0,6
Ô nhiễm s trong nước ngầm đang là thực trạng đáng lo ngại ở Việt Nam
cũng như trên Thế giới. Số lượng lớn dân cư phụ thuộc vào nguồn nước ngầm để sử
dụng cho tưới tiêu, sinh hoạt và ăn uống. ối tượng dùng nước giếng khoan thường
là nông dân ở vùng nông thôn, cơ sở hạ tầng kém phát triển, nhận thức về an toàn vệ
sinh nước ăn uống chưa cao nên thường có nguy cơ tiềm ẩn đốivới sức khỏe con
người khi tiếp xúc với As một thời gian dài. Vì vậy việc giáo dục, tuyên truyền cho
người dân về mối nguy hiểm, cách phòng tránh tác động của s đối với sức khỏe con
người và việc cung cấp nước sạch là rất cần thiết.
1.3. ặc đ ểm óa lý của ước ầm l q a đế ự ô ễm
1.3.1. ặc đ ểm óa lý của ước ầm
ước ngầm được tạo nên do nước mưa và hơi nước thấm vào trong lòng đất
và được giữ lại trong các tầng chứa nước nằm xen kẽ với các tầng không thấm nước.
Do nước thấm qua các tầng đất đá, cát sỏi giống như quá trình lọc qua các vật liệu lọc
nước nên nước ngầm có hàm lượng chất lơ lửng thấp. Các tầng chứa nước thường có
chứa các khoáng chất và quá trình rửa lũa hòa tan các khoáng này làm bổ sung các
nguyên tố kim loại, đặc biệt là sắt và mangan vào nước ngầm. àm lượng các
nguyên tố kim loại trong nước ngầm phụ thuộc vào đặc điểm địa chất của từng khu
vực. Có những nơi nước ngầm rất sạch, hàm lượng các kim loại không vượt quá tiêu

22. 14
chuẩn, bảo đảm các yêu cầu của nước sinh hoạt và ăn uống chỉ cần xử lý đơn giản
như khử trùng rồi đưa vào sử dụng. gược lại, có những nơi hàm lượng asen, sắt và
mangan rất cao, thậm chí nước ngầm còn có hàm lượng cao các kim loại nặng khác
như đồng, chì, thuỷ ngân, crôm và các hợp chất nitơ amôn nên cần phải qua xử lý rất
phức tạp mới có thể sử dụng được. Nhìn chung chất lượng nước ngầm thường tốt hơn
so với chất lượng nước mặt nên nước ngầm thường được sử dụng làm nguồn nước
cho sinh hoạt và công nghiệp. Việc sử dụng nước ngầm sẽ bảo đảm vệ sinh hơn so
với nước mặt và giảm được giá thành xử lý trước khi sử dụng.
Trên cùng một khu vực chất lượng nước ngầm có thể rất khác nhau, ví dụ khu
vực phía bắc Thành phố Hà Nội chất lượng nước ngầm tốt hơn nhiều so với phía nam
Hà Nội. Sự khác nhau này do nước ngầm là một hệ thống hóa lí phức tạp, luôn biến
đổi tùy thuộc vào thành phần, mức độ hoạt tính của các hợp phần tham gia trong
nước và các điều kiện nhiệt động học. Nước ngầm thường có những đặc điểm sau:
- ộ đục thấp
- Nhiệt độ và thành phần hoá học tương đối ổn định
- Không có oxy, có thể chứa các khí H2S, CH4,…
- Chứa nhiều chất khoáng hoà tan, chủ yếu là sắt, mangan, canxi, magie, flo.
ể đánh giá chất lượng của nước ngầm cần dựa vào một số tính chất cơ bản
của nước ngầm như:
 Tính chất vật lý
Nhiệt độ nước ngầm thường tương đối thấp, đặc biệt là nhiệt độ nước ngầm
tầng sâu trong khoảng 7 - 120
C. Trong một số trường hợp, nước ngầm có nhiệt độ
cao tới 70 - 800
(nước khoáng) chỉ thích hợp sử dụng cho những mục đích đặc biệt.
Nhìn chung nhiệt độ của nước ngầm không thích hợp với mục đích cấp nước sinh
hoạt và cung cấp cho cây trồng. Nếu nhiệt độ nước ngầm thấp hơn 300
C hoặc cao
hơn 350
C khi sử dụng cần phải thông qua xử lý. ể xử lý tăng nhiệt độ, nước ngầm
từ giếng bơm lên được trữ lại trong bể để hâm nóng dưới ánh mặt trời. ể giảm nhiệt
độ nước ngầm chỉ cần trữ trong các bể ở nhiệt độ thường để nước ngầm tỏa nhiệt [3].

23. 15
ộ đục của nước ngầm tùy thuộc vào chất khoáng hòa tan trong nước, hàm
lượng các hỗn hợp cơ học, các chất hữu cơ và các chất keo. ộ đục nước ngầm nhìn
chung rất nhỏ và thường thuộc loại nước trong suốt.
Màu của nước ngầm phụ thuộc vào thành phần hóa học và sự có mặt của các
chất hòa tan. Phần lớn nước dưới đất đều không có màu nhưng trong một số trường
hợp như nước cứng thường có màu phớt xanh da trời, các hợp chất humic hữu cơ làm
nước có màu phớt vàng, các phần tử lơ lửng làm cho nước có màu phớt xám…
Mùi của nước thường liên quan tới hoạt động phân hủy các chất hữu cơ của vi
khuẩn. ước ngầm thường không có mùi, nhưng đôi khi có mùi trứng thối của H2S
do sự khử sunfat hoặc mùi thiu ôi khó chịu từ nước tù đọng của một số giếng được
gia cố bằng gỗ.
Vị của nước là do sự có mặt của các hợp chất muối khoáng hòa tan, các khí và
các tạp chất khác. Phần lớn các chất hữu cơ làm cho nước có vị ngọt, nước có vị mặn
là do sự hòa tan một lượng đáng kể natri clorua, vị đắng do sự có mặt của sunfua
magiê và natri, còn bicacbonat canxi, magie và khí cacbonic làm cho nước có vị dễ
chịu.
Tỷ trọng của nước ngầm thường từ 1 - 1,4g/cm3
, nó thể hiện mức độ khoáng
hóa trong nước ngầm. Giá trị này phụ thuộc vào nhiệt độ, lượng muối, khí hoà tan và
các phần tử lơ lửng [3].
 Tính chất hóa học
ước ngầm được chia thành các tầng, lớp khác nhau và thành phần hóa học
của chúng thường khác nhau. gười 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 hòa tan cũng như các chất keo và hỗn hợp cơ học khác.
Thành phần hóa học của nước ngầm thường được quyết định bởi các đặc tính
của trầm tích trong các tầng chứa nước. ước ngầm ít chịu ảnh hưởng của sinh vật
nhưng chịu ảnh hưởng nhiều bởi hoạt động của vi sinh vật. Ở tầng sâu do không có
oxy và ánh sáng nên vi sinh vật yếm khí hoạt động mạnh, chi phối nhiều đến thành

24. 16
phần hóa học của nước ngầm. Vì vậy thành phần hóa học của nước ngầm chứa nhiều
chất có nguồn gốc vi sinh vật.
Kiểu hoá học và tính chất cơ bản của nước do các hợp phần sau quyết định:
Cl–
, SO4
2–
, HCO3
–
, CO3
2–
, Na+
, Ca2+
, Mg2+
. ác hợp chất của nitơ và các nguyên tố
khác như K, Si, Fe, Al, đây là những nguyên tố phổ biến rộng rãi trong vỏ Trái đất và
trong những điều kiện thiên nhiên nhất định. Sự có mặt với nồng độ khác nhau của
các thành phần này sẽ hình thành những kiểu nước ngầm đặc trưng khác nhau như
nước nhạt, nước lợ và nước khoáng hóa.
ác khí phổ biến nhất trong nước ngầm là oxy (O2) và cacbonic (CO2),
sunfuahydro (H2S), hydro (H2), metan (CH4), cacbua hydro nặng, nitơ (N2) và các khí
hiếm. Oxy trong nước ngầm chủ yếu có nguồn gốc khí quyển. àm lượng oxy hòa
tan trong nước ngầm từ 0 đến 15mg/L và được phát hiện chủ yếu trong nước ngầm
của đới thông khí. Khi p < 5,5, trong nước ngầm thường chứa nhiều khí O2. ây
là khí có tính ăn mòn kim loại và ngăn cản việc tăng p của nước. Thường nước
ngầm có nồng độ khí O2 khoảng 30 - 50 mg/l, nhiều nơi nước ngầm tầng sâu (200 –
300 m) nồng độ O2 có thể lên đến 320 mg/l. goài ra, trong nước ngầm có thể chứa
khí H2S với hàm lượng đến vài chục mg/l. Các khí CO2 và H2S đều là sản phẩm của
quá trình phân hủy yếm khí các chất hữu cơ có trong tầng chứa nước.
ác nhân tố thành tạo thành phần hóa học của nước ngầm được phân chia
thành hai nhóm khác nhau là các nhân tố bên trong và các nhân tố bên ngoài. ác
nhân tố bên trong (nhân tố hóa lí) có liên quan đến bản chất hóa học của các nguyên
tử, phân tử, ion của các nguyên tố. ác nhân tố bên trong này quyết định bởi tính phổ
biến của nguyên tố trong vỏ Trái ất và sự tồn tại các quy luật chung trong sự hình
thành thành phần của nước ngầm. ác nhân tố bên ngoài quyết định sự ảnh hưởng
của môi trường bên ngoài đến sự thành tạo thành phần hóa học của nước ngầm. ồm
các nhân tố như: nhân tố địa lí tự nhiên, địa chất, địa mạo, địa chất thủy văn, địa nhiệt
và vi sinh vật. Trong quá trình dịch chuyển của vật chất, trong vỏ Trái ất có sự
tương tác chặt chẽ giữa các nhân tố trên. uá trình hình thành thành phần hóa học
của nước ngầm là kết quả của sự phá hủy trạng thái cân bằng động giữa các hệ thống

25. 17
đất – nước – khí – vật chất sống. Yếu tố tác động quan trọng dẫn đến sự phá hủy các
cân bằng của hệ thống trên là các nhân tố bên ngoài đặc biệt là các vận động kiến tạo.
Một số loại môi trường thủy địa hóa thành tạo thành phần hóa học của nước dưới đất
là: môi trường oxy hóa, môi trường khử và môi trường biến chất.
Môi trường oxy hóa thường có mặt của các khí hòa tan có nguồn gốc khí
quyển: 2, O2, CO2 và các khí trơ. Trong môi trường oxi hóa, trị số thế oxy hóa khử
biến đổi tỷ lệ thuận với hàm lượng của oxy hòa tan. Trong điều kiện tự nhiên thì quan
hệ này thường bị phá vỡ do sự thay đổi của p và do sự có mặt của một số chất hữu
cơ. Mặc dù vậy, giới hạn dưới và giới hạn trên của đới oxy hóa cũng được phân biệt
khá rõ ràng. iới hạn dưới được đặc trưng bởi các thông số: Eh= +250mV khi pH =
5,5 – 8,5 và hàm lượng trung bình của oxy hòa tan trong nước khoảng 3,5mg/L. Còn
giới hạn trên có thể xác định gần đúng như sau: Eh = +1000mV khi pH < 3 và hàm
lượng oxy hòa tan lớn nhất khoảng 5mg/L. ước của môi trường oxy hóa thường có
độ khoáng hóa thấp thành phần bicacbonat, sunfat, với p thường 6 – 8.
ước ngầm của một số quốc gia như Mexicô, hi lê, Ác-hen-ti-na đặc trưng
cho môi trường oxi hóa bị ô nhiễm s. Khu vực Laugunera của phía Bắc Mexicô, có
nước ngầm được biết đến bị ô nhiễm As và đã gây độc mãn tính cho rất nhiều người.
ây là khu vực khô cằn và nước ngầm được sử dụng làm nguồn nước uống chính.
ước ngầm ở đây thường có tính oxi hóa và p trung tính tới kiềm (6,3-8,9) với hàm
lượng s từ 8 – 624 µg/L (trung bình 100 µg/L, trên 128 mẫu được nghiên cứu). Một
nửa số mẫu có hàm lượng lớn hơn 50 µg/L. ầu hết (>90%) mẫu nước ngầm được
nghiên cứu có s(V) chiếm ưu thế. iều kiện môi trường tương tự cũng được tìm
thấy ở hi lê với nồng độ s trung bình 400 µg/L. Ở Ác-hen-ti-na hàm lượng s rất
khác nhau đối với từng khu vực, dao động trong khoảng từ vài chục cho đến vài
nghìn µg/L, ví dụ như: órdoba (6-11500 µg/L), Lapampa (4 - 5280 µg/L),
Tucuman (12 - 1660 µg/L) với giá trị p trong khoảng từ 6,3 – 9,2.
Môi trường khử thường chứa các khí là sản phẩm của các quá trình sinh hóa:
CH4, CO2, N2, H2S, H2. Trong môi trường khử oxy, hàm lượng của khí 2S trong
nước ngầm tỷ lệ nghịch với độ Eh. Tùy theo hàm lượng của 2S mà chia ra: môi

26. 18
trường khử yếu (hàm lượng 2S = 7–10 mg/L, Eh ~ 0 mV), môi trường khử trung
bình và môi trường khử mạnh. iữa các môi trường này thường dùng tổng hàm
lượng 2S + HS–
bằng 50 mg/L làm ranh giới; hàm lượng 2S này tương ứng với p
từ 5,5 – 8,5; Eh ~ 150 mV.
Bangladesh, Ấn ộ, ài Loan, Phía Bắc Trung uốc, Việt am là những nơi
có nước ngầm đặc trưng cho điều kiện khử và bị ô nhiễm s với nồng độ cao.
Bangladesh và Ấn ộ (vịnh Bengal) là những điểm nóng về ô nhiễm s trên thế giới,
hàm lượng s trong nước ngầm có thể lên tới 3200 µg/L. Tính chất hóa học của nước
ngầm khu vực giàu s này được đặc trưng bởi hàm lượng Fe (>0,2mg/L), Mn
(>0,5mg/L), HCO3
-
(>500mg/L) cao và hàm lượng l-
(<60mg/L), SO4
2-
, NO3
-
và F-
(<1mg/L) thấp. iá trị p của nước ngầm thường gần hoặc lớn hơn 7. Trong điều
kiện môi trường tương tự, ài Loan bị ô nhiễm s với hàm lượng từ 10 – 1800µg/L,
phía Bắc Trung uốc nồng độ s cũng lên tới 1200 µg/L. Tại Việt am, à ội là
khu vực có tình trạng ô nhiễm s xảy ra trầm trọng nhất với hàm lượng từ 1 – 3050
µg/L (trung bình 159 µg/L) [35].
Môi trường biến chất có chứa các khí như O2, H2S, H2, CH4, CO2, N2, HCl,
HF, NH3, SO2, được thoát ra từ đá dưới tác dụng của nhiệt độ cao. Thường các khí
này đặc trưng cho các vùng hoạt động núi lửa hay macma trẻ. Trong những vùng này
nước thường được bão hòa khí O2. Kiểu môi trường này xuất hiện ở một số nơi
thuộc Mỹ, hật Bản, ew Zilan, hi lê,…và nước ngầm tại đây có hàm lượng s lên
tới vài nghìn µg/L.
 Nguồn gốc của một số thành phần hóa học trong nước ngầm
guồn gốc của các thành phần hóa học trong nước ngầm rất khác nhau,
thường phụ thuộc vào đặc điểm địa chất khu vực và các yếu tố tự nhiên, nhân tạo tác
động tới nguồn nước ngầm. Dưới đây trình bày nguồn gốc và đặc điểm của một số
nguyên tố thường gặp trong nước ngầm:
Ion clo (Cl-
) thường chiếm một lượng nhỏ trong vỏ Trái ất, chỉ tồn tại trong
các khoáng vật của đất macma và biến chất như sôđalit và apatit. on clo phổ biến

27. 19
trong các phức hệ chứa nước tầng sâu với nguồn cung cấp chính từ các bồn biển cổ;
từ sự hòa tan của các muối mỏ hoặc từ khí quyển, đặc biệt ở các vùng gần bở biển và
đại dương; hoặc là sản phẩm hoạt động của thế giới sinh vật. àm lượng Cl-
tương
đối ổn định trong nước ngầm do ít có khả năng trao đổi ion và tác dụng với các yếu
tố sinh vật. Theo quy định của bộ y tế nếu nước ngầm dùng để uống thì hàm lượng
Cl-
không vượt quá 400mg/L.
Ion sunfat (SO4
2-
) phổ biến trong nước khoáng hóa yếu. àm lượng trong
nước ngầm bị giới hạn khi có mặt cation Ca2+
do hình thành CaSO4 ít tan. guồn gốc
của ion SO4
2-
là do sự hòa tan của thạch cao và anhyđrit; sự oxi hóa các hợp chất của
lưu huỳnh và các khoáng sunfat khác.
Ion bicacbonat (HCO3
-
) và cacbonat (CO3
2-
) phân bố chủ yếu trong nước nhạt
và nước hơi mặn. on O3
-
đi vào nước ngầm chủ yếu do sự rửa lũa đá vôi,
đôlômit, đá sét vôi. Nước ngầm có chứa khí O2 thường xảy ra các phản ứng sau:
CaCO3 +CO2 + H2O ↔ a2+
+2HCO3
-
MgCO3 + CO2 +H2O ↔ Mg2+
+2HCO3
-
Ion CO3
2-
thường ít tồn tại trong nước ngầm hoặc tồn tại một lượng rất nhỏ so
với O3
-
.
Ion natri (Na+
) là một trong những ion phổ biến nhất trong nước ngầm, đặc
biệt trong các phức hệ chứa nước dưới tầng sâu. a+
thường có nguồn gốc từ biển và
đại dương; quá trình phong hóa các đá xâm nhập; sự hòa tan các vỉa muối hoặc tinh
thể muối phân tán trong đất đá; các phản ứng trao đổi ion…
Ion kali (K+
) ít gặp trong nước ngầm mặc dù muối của kali có độ hòa tan lớn.
Kali tham gia vào các quá trình thành tạo khoáng thứ sinh không tan; ngoài ra còn bị
hút thu bởi thực vật hoặc các lớp đá sét nên thường có nồng độ thấp trong nước
ngầm. guồn cung cấp kali cho nước ngầm chủ yếu từ quá trình phong hóa các đá
xâm nhập và các khoáng chứa kali hoặc do sự hòa tan các muối kali.

28. 20
Ion magie (Mg2+
) có hàm lượng không lớn. Sự có mặt của ion này chủ yếu
liên quan tới nước biển hoặc từ khí quyển. goài ra Mg2+
trong nước ngầm còn là sản
phẩm của quá trình phân hủy các khoáng chứa magie và sự rửa lũa đôlômit.
Ion canxi (Ca2+
) thường trong các loại nước có độ khoáng hóa khác nhau.
Nước ngầm có độ khoáng hóa cao, ion canxi thường tạo thành các hợp chất với ion
cacbonat (bicacbonat) và ion sunfat. Ca2+
xuất hiện trong nước do quá trình rửa lũa
đá vôi, đôlômit, thạch cao và anhyđrit.
Ion nitrat (NO3
-
) có hàm lượng rất nhỏ trong nước ngầm, sự có mặt của chúng
chứng tỏ xảy ra quá trình oxi hóa của các vật chất hữu cơ chứa nitơ.
Ion amoni (NH4
+
) được thành tạo do quá trình sinh hóa và hóa học. uá trình
sinh hóa xảy ra với sự có mặt của vi khuẩn khử nitrit trong điều kiện hiếm khí. oặc
do quá trình phân hủy các chất hữu cơ có chứa nitơ.
Ion nitrit (NO2
-
) phân bố khá rộng nhưng lại có hàm lượng rất nhỏ trong nước
ngầm. Trường hợp nước ngầm có hàm lượng cao có thể là do quá trình oxi hóa các
hợp chất amoniac và sự phân hủy các hợp chất hữu cơ, hoặc do sự khử nitrat.
Silic là nguyên tố phổ biến nhất trên Trái ất chỉ sau oxy. Tuy nhiên lại có
hàm lượng tương đối nhỏ trong nước ngầm do khả năng hòa tan của các khoáng
silicat và các muối silic rất thấp.
Sắt khá phổ biến trong vỏ Trái ất, thường tồn tại trong nước dưới dạng
protoxit (môi trường có tính oxy hóa thấp - ở dạng Fe2+
) hoặc oxit (ở dạng ion Fe3+
).
Sắt trong nước ngầm thường được hình thành do sự phong hóa của các khoáng như
piroxin, amfibon, manhetit, pyrit,…
Mangan (Mn2+
) chiếm 0,1% trong thành phần của vỏ Trái ất. Mn2+
xuất
hiện trong nước ngầm có môi trường khử do sự khử hòa tan các khoáng của Mn( ,
V) như rhodochrosit (Mn O3), pyrolusit (MnO2), braunit,… [3].

29. 21
1.3.2. ác ả t ết về ự ì t tro ước ầm
As có mặt như là thành phần chính trong hơn 200 loại khoáng, bao gồm các
dạng As nguyên tố, asenua, sunfua, oxit, asenat, asenit. ác khoáng này tương đối
hiếm trong môi trường tự nhiên. Nồng độ lớn nhất của các khoáng này xuất hiện ở các
khu vực khoáng hóa và có mối tương quan chặt chẽ với các kim loại chuyển tiếp như
Cd, Pb, Ag, Au, Sb, P, W và Mo. Quặng khoáng As phong phú nhất là asenopyrit,
FeAsS. Cùng với sự phổ biến của khoáng s sulfua như hùng hoàng và thư hoàng,
chúng chỉ được hình thành trong điều kiện nhiệt độ cao. Các khoáng này cũng xuất
hiện trong trầm tích và hình thành bởi sự kết tủa của vi sinh vật.
Tính chất hóa học của s thường giống với S, nguyên tố có hàm lượng lớn
nhất trong các khoáng sunfua, trong đó quặng khoáng pyrit là phổ biến nhất. Hàm
lượng As trong pyrit, chancopyrit, glena và macasit có thể rất khác nhau, thậm chí
trong một số trường hợp hàm lượng As có thể lên tới trên 10% theo khối lượng. As
xuất hiện trong cấu trúc của khoáng sulfua như sự thay thế của S. àm lượng As cao
cũng được tìm thấy trong rất nhiều khoáng oxit và hydroxit kim loại, dưới dạng là
một phần trong cấu trúc khoáng hoặc một dạng hấp phụ trên bề mặt [35].
Asen xuất hiện trong môi trường nước ngầm thường liên quan đến các điều
kiện địa hóa và địa chất thủy văn của khu vực cả trong quá khứ và hiện tại. ó một
nghịch lý tồn tại đó là hàm lượng asen trong nước ngầm cao không phải bao giờ
cũng liên quan tới các vùng đá gốc và trầm tích có asen cao. Vấn đề s trong nước
ngầm xảy ra ở điều kiện oxi hóa, điều kiện khử và ở cả điều kiện khí hậu ẩm ướt và
khô hạn. iều đó cho thấy rằng s không có sẵn trong các tầng ngậm nước mà được
giải phóng từ trầm tích trong các khu vực có điều kiện thích hợp. Một số quá trình
giải phóng s vào nước ngầm, được chỉ ra trong bảng 1.2, cho thấy các quá trình này
có thể xuất hiện trong một loạt các môi trường địa chất khác nhau. Tuy nhiên, hầu hết
những sự cố nghiêm trọng nhất (những tác động tới con người) của s chủ yếu nằm
ở các lưu vực phù sa trẻ tiếp giáp với vành đai hoạt động núi lửa.

30. 22
Bảng 1.4. Các quá trình địa hóa tự nhiên giải phóng As vào nước ngầm [47]
Quá trình ặc đ ểm đ ề k ệ
địa óa
Mô trườ địa
c ất t ườ ặp
c a xả ra
quá trình này
Thông tin
thêm
Quá trình
khử hòa
tan
ước ngầm yếm khí;
oxy hòa tan, nitrat
(NO3
-
) và sunfat
(SO4
2-
) thấp; p ~7;
hàm lượng Fe, Mn,
amoni (NH4
+
) và
bicacbonat (HCO3
-
)
cao.
Trầm tích tầng
olocen được
tích tụ ở vùng
đồng bằng bồi
tích của các sông
bắt nguồn từ dãy
núi địa chất hiện
nay
Bangladesh, Ấn
ộ, Việt am,
Trung uốc,
Campuchia,
Hungrary
ó thể tác
động trên khu
vực rộng lớn.
64% s xuất
hiện là do quá
trình này.
iải hấp
phụ trong
môi
trường
kiềm
ước ngầm hiếu khí;
p ~8; Fe thấp. ó
thể có hàm lượng
cao các ion độc như
F, B, Mo, Se.
Phù sa và đá gốc
tầng nước ngầm.
Ac-hen-ti-na,
Mỹ, Tây ban
Nha, Trung
uốc
ó thể ảnh
hưởng trên
khu vực rộng
lớn.
Oxi hóa
sunfua
ước ngầm hiếu khí;
pH<7 (một số trường
hợp rất axit); sunfat
(SO4
2-
) cao
Khu vực xảy ra sự
khoáng hóa,
thường liên quan
đến các kim loại
hiếm như vàng,
thiếc.
Ghana, Thái
Lan, Mỹ
Thường có vị
trí tập trung,
liên quan tới
sự hạ thấp
mực nước
ngầm
ịa nhiệt ước ngầm nhiệt độ
cao; hàm lượng lo
cao.
Khu vực có hoạt
động địa nhiệt,
như: núi lửa.
Chi-lê, Trung
uốc, icaragu
Thường tập
trung tại một
khu vực
ến nay, các nguyên nhân giải phóng s từ trầm tích ra nước ngầm vẫn đang là
đề tài được tranh luận và chưa có một cơ chế nào phù hợp với tất cả các tầng chứa
nước bị ô nhiễm asen. Một số giả thiết được đông đảo các nhà khoa học quan tâm
như: cơ chế khử hòa tan các khoáng oxit sắt có asen hấp phụ trên bề mặt trong các
tầng ngậm nước mang tính khử; cơ chế trao đổi cạnh tranh với các anion trong nước
ngầm về vị trí hấp phụ; cơ chế oxi hóa khoáng sulfua đồng thời giải phóng s trong

31. 23
môi trường oxi hóa có p cao và cơ chế vận chuyển asen ở tầng đất bề mặt xuống
tầng chứa nước.
 Sự hình thành As trong tầng nước ngầm theo cơ chế khử hòa tan oxit sắt
Sự giải phóng s theo cơ chế khử hòa tan oxit sắt có As hấp phụ trên bề mặt
trong các tầng ngậm nước là cơ chế được thừa nhận rộng rãi nhất hiện nay [16, 25].
uá trình này thường xảy ra ở các hồ, vịnh hẹp, các lớp đất và trầm tích ở các tầng
chứa nước yếm khí đặc biệt là ở các vùng đồng bằng châu thổ với các nhánh sông
uốn khúc rộng mang nhiều phù sa. Thành phần cacbon hữu cơ có trong trầm tích bị
chôn vùi quyết định tốc độ hình thành điều kiện khử trong tầng ngậm nước. Tại các
lớp trầm tích giàu chất hữu cơ, hoạt động sống của vi sinh vật diễn ra rất mạnh, đặc
biệt là hoạt động của các vi sinh vật kỵ khí. Ban đầu, vi sinh vật sử dụng vật chất hữu
cơ trong đất làm nguồn thức ăn, đồng thời tiêu thụ O2 hòa tan, NO3
-
, SO4
2-
và hình
thành môi trường khử yếm khí [25].
Quá trình oxi hóa chất hữu cơ cũng như hoạt động của vi sinh vật nhanh chóng
tiêu thụ lượng O2 hòa tan có trong các tầng chứa nước. Nếu quá trình khuếch tán và
đối lưu của oxi và các tác nhân oxi hóa khác từ bề mặt vào nước ngầm chậm hơn quá
trình tiêu thụ thì điều kiện yếm khí trong các tầng chứa nước được duy trì. Sau đó,
các chất hữu cơ sẽ tiếp tục khử các chất oxi hóa như O3
-
, MnO2, sắt oxit và SO4
2-
.
Vi sinh vật khử oxit sắt
Vi khuẩn khử sunfat
Vật chất hữu cơ
Vi khuẩn lên men
Vi khuẩn Methanogenic
Hình 1.4. Quá trình oxi hóa các chất hữu cơ hình thành môi trường khử [12]

32. 24
ác phương trình phản ứng được xúc tác bởi các hoạt động của vi sinh vật,
hình thành nên điều kiện khử trong tầng ngậm nước, tạo điều kiện cho quá trình giải
phóng s có thể được mô tả như sau:
(CH2O là công thức biểu diễn cho vật chất hữu cơ)
CH2O + O2 → 2O + CO2
2CH2O + SO4
2–
→ 2 O3
–
+ H2S
5CH2O + 4NO3
–
→ 2 2 + 4HCO3
–
+ CO2 + 3H2O
CH2O + H2O + N2 + H+
→ moni ( 4
+
) + CO2
uá trình khử sắt:
4FeOOH (As(V)) + CH2O + 7H2CO3 → 4Fe2+
+ 8 HCO3
–
+ 6H2O + As(III)
2Fe2O3.xH3AsO3 + CH2O + 7H+
→ 4Fe2+
+ HCO3
–
+ 4H2O + 2xH3AsO3
2CH2O → 4 + CO2
Dưới tác dụng của điều kiện khử và các vi sinh vật xúc tác, oxit Fe( ) kết tủa
trong quặng sắt sẽ bị chuyển thành Fe( ) dạng dễ tan trong nước. uá trình này đồng
thời giải phóng s(V) hấp phụ trên bề mặt khoáng sắt vào nước ngầm. goài ra còn
có quá trình khử s(V) thành dạng s( ) linh động hơn. hính vì vậy mà trong
nước ngầm tồn tại cả hai dạng s(V) và s( ). Phương trình tổng quát của quá trình
giải phóng s:
Phản ứng hóa học trên cho thấy rằng các tầng chứa nước ở điều kiện khử
thường có nồng độ s, nồng độ sắt hòa tan và độ kiềm (bicacbonat) cao. ước ngầm
tại các vùng đồng bằng trầm tích trẻ hàm lượng chất hữu cơ cao thường có nồng độ
As cao lên tới vài nghìn ppb. Trầm tích ở khu vực có nồng độ s trong nước cao
thường có màu xám, chỉ thị cho trầm tích có tính khử. Màu xám của trầm tích là màu
của hỗn hợp các oxit Fe có hóa trị khác nhau Fe( + ) . Trong khi đó, ở các tầng
chứa nước có trầm tích màu vàng cam chỉ thị cho sự tồn tại các oxit Fe( ), đồng
nghĩa trầm tích này có tính oxi hóa và thường chứa nước ngầm có hàm lượng s

33. 25
thấp. Mối liên hệ giữa màu sắc trầm tích và nồng độ s trong nước ngầm càng làm
cho giả thuyết về cơ chế giải phóng s trong môi trường khử thêm vững chắc [16].
Tuy nhiên, chỉ sử dụng cơ chế này không thể giải thích được sự biến thiên của s
trong các tầng ngậm nước có tính khử tương tự nhau, càng không thể giải thích được
sự làm giàu s trong các tầng ngậm nước có điều kiện oxy hóa.
 Cơ chế trao đổi cạnh tranh vị trí hấp phụ với các anion trong nước ngầm
Theo các nghiên cứu đã công bố thì hàm lượng s cao trong nước ngầm
thường có mối tương quan khá chặt chẽ với hàm lượng các anion đồng hành, điển
hình như PO4
3–
, SiO3
2–
, HCO3
–
.
Hình 1.5. Sự cạnh tranh hấp phụ của các anion trên bề mặt khoáng
Ở những vùng nông nghiệp sử dụng nhiều phân bón hóa học chứa photphat
thường xảy ra cơ chế này. Do các anion photphat có cấu trúc tương tự asenat nên dễ
dàng cạnh tranh vị trí trên bề mặt khoáng chất, cản trở sự hấp phụ của s và làm tăng
lượng s linh động trong nước ngầm. Tại p =7, asenat cũng bị hấp phụ nhiều như
photphat. hỉ thị đầu tiên cho cơ chế này đó là nồng độ PO4
3-
trong nước cao [22].
Khả năng cạnh tranh của HCO3
–
với As trên bề mặt các khoáng thường không
lớn. Một số nghiên cứu đã đưa ra các số liệu thực nghiệm chứng minh rằng ở nồng
độ dưới 100 mg/l, trong khoảng pH = 6–9, HCO3
–
hầu như không có ảnh hưởng gì
đến quá trình hấp thu asen lên khoáng sắt [35]. Tuy nhiên HCO3
–
thường xuất hiện
rất phổ biến trong môi trường nước ngầm, nồng độ của ion này dao động thường rất

34. 26
lớn từ 300 đến lớn hơn 1000 mg/L. Vì vậy, ảnh hưởng của nó cần được nghiên cứu
thêm với các nồng độ cao tương đương được tìm thấy trong môi trường mới có thể
hiểu được một cách rõ ràng về cơ chế cạnh tranh hấp phụ của HCO3
–
.
 Cơ chế oxi hóa khoáng sunfua đồng thời giải phóng As trong môi trường
oxi hóa có pH cao
Một số nhà nghiên cứu đã chỉ ra rằng s được giải phóng thông qua quá trình
oxi hóa pyrit có s liên kết. ác quá trình oxi hóa có thể xảy ra do sự khai thác nước
quá mức làm cho mực nước bị giảm dẫn tới sự thông khí các tầng trầm tích yếm khí
trước đây. Từ những năm 1970, những nông dân ở vịnh Bengal bắt đầu khai thác
nước ngầm phục vụ nông nghiệp làm cho mực nước ngầm xuống thấp. ến năm
1978, lần đầu tiên phát hiện ô nhiễm asen trong nước ngầm ở lưu vực Bengal vì vậy
quá trình sử dụng nước ngầm có thể làm hòa trộn oxi xuống các tầng chứa nước tạo
ra điều kiện oxy hóa thuận lợi cho sự giải phóng s từ các khoáng sunfua. Trầm tích
ở khu vực phía Tây Bengal được ghi nhận là có sự có liên kết của s trên bề mặt
quặng pyrit trong các vùng bị ô nhiễm asen. uặng pyrit được lấy ở độ sâu 79-82m
trong lớp đất sét từ quận Maldal của tây Bengal có hàm lượng s lên tới 123mg/kg.
Tuy nhiên thì hàm lượng SO4
2-
trong nước ngầm thấp chưa chắc đã biểu thị cho quá
trình oxi hóa pyrit. ơn nữa, sự có mặt của pyrit có thể thấy rằng sự oxi hóa chưa đủ
để giải phóng s [34].
Quá trình oxy hóa của asenopyrit là cơ chế khá phổ biến cho sự phân bố As
vào môi trường. senopyrit được hình thành ở nhiệt độ cao và môi trường khử, như
khu vực xung quanh rễ cây hoặc khu vực khác cùng sự phân hủy hữu cơ. Pyrit dễ
dàng bị oxy hóa trong điều kiện hiếu khí với sự hình thành của các oxit sắt và asen vi
lượng. s cũng được tìm thấy là liên kết với các khoáng photphat, tuy nhiên nồng độ
thấp hơn so với các khoáng oxit của chúng và khoáng sulfit. Bằng cách thay thế Si4+
,
Al3+
, Fe3+
và Ti4+
, As có thể liên kết với rất nhiều loại khoáng khác, tuy nhiên, nồng
độ là tương đối thấp [45].

35. 27
Quá trình oxi hóa sunfua thường xuất hiện ở xung quanh khu vực khai thác
mỏ, nước ngầm có tính axit và chứa nhiều SO4
2-
, Fe2+
và các kim loại vết khác. Một
số phản ứng minh họa cho quá trình oxi hóa hòa tan quặng pyrit giải phóng As:
FeS2(+As) + 3,5O2 + H2O → Fe2+
+ 2SO4
2-
+ 2H+
+ As
4FeAsS + 13O2 + 6H2O → 4FeSO4 + 4H3AsO4
Fe1-xNixS2-wAsw +3,5O2 +H2O → xNi2+
+wH3AsO4 + (1-x)Fe2+
+(2-w)SO4
2
+ 2(1+w)H+
ơ chế này không được chấp nhận rộng rãi vì pyrit không xuất hiện ở tất cả
các loại trầm tích. Trong nước ngầm SO4
2-
thường có nồng độ thấp, đây là chỉ thị cho
môi trường khử và sự hình thành pyrit trong các tầng chứa nước.
 Cơ chế vận chuyển asen từ tầng đất bề mặt xuống tầng chứa nước phía
dưới
ác bằng chứng về địa chất cho thấy, trong hầu hết các tầng chứa nước các
loại đá khoáng đều có tuổi già hơn nhiều so với nước ngầm trong đó. iều này chứng
tỏ nhiều thể tích nước ngọt có thể đã chảy qua các tầng chứa nước trong lịch sử.
ước ngọt ngầm lâu đời nhất được tìm thấy ở lưu vực reat rtesian của ustralia,
có tuổi khoảng 400 nghìn năm, nhưng tuổi trầm tích khu vực này lên tới 2,5 triệu
năm, chứng tỏ rất nhiều thể tích nước ngọt đã chảy qua hệ thống này.
ác hoạt động khai thác nước ngầm trong cả tầng nông và tầng sâu đã và đang
tác động đến sự dịch chuyển của s trong các tầng chứa nước [11, 5]. Ở Bangladesh,
nước ngầm được khai thác với công suất lớn không chỉ phục vụ cho mục đích ăn
uống sinh hoạt mà còn sử dụng để tưới tiêu đồng ruộng vào mùa khô. Tác giả
Fendorf (2010) đã chỉ ra rằng sự khai thác nước ồ ạt ở cả tầng nông và tầng sâu ở
Bangladesh, là một trong những nguyên nhân dẫn đến khu vực này bị ô nhiễm s
trầm trọng nhất [19].
Tác giả Polizzotto (2008) đã phân tích địa hóa thủy văn ở một vùng nhỏ thuộc
đồng bằng sông Mê - kông, ampuchia cho thấy s được rửa trôi từ trầm tích sông

36. 28
lên tầng đất và ao hồ bề mặt trong mùa lũ. Sau đó s được vận chuyển theo thời gian
(hàng trăm năm) qua các tầng ngậm nước phía dưới và quay trở lại sông [37].
Tác giả S. Nakaya (2011) cũng đã đưa ra các mô hình để đánh giá dòng chảy
của nước ngầm bị ô nhiễm s trong tầng chứa nước olocen của vùng đồng bằng
sông ằng (Blamaptra-Meghna) trong 30 năm gần đây. Mô hình này chỉ ra rằng sự
xâm nhập theo chiều dọc của nước bề mặt xuống nước ngầm tầng nông olocen
thường xuyên xảy ra ở khu vực này. Mô hình dự đoán nước ngầm được bổ sung
(nước mưa, nước sông hồ...) từ mặt đất di chuyển khoảng 10-20m theo chiều dọc
xuống dưới tầng nước sâu của đồng bằng, hướng về phía tầng chứa nước Pleistocen.
Mô hình cũng cho thấy nước ngầm có nồng độ s cao nhất (>700µg/L) ở khu vực có
dòng chảy dọc từ bề mặt xuống tầng chứa nước phía dưới chứ không phải khu vực có
dòng chảy ngang [43].
Ngoài ra, Postma (2007) đã quan sát thấy trong tầng chứa nước rất trẻ của
sông ồng cũng có sự vận động của s. Tác giả cho rằng, phù sa sau khi bồi tích
theo địa hình như ao hoặc kênh mương, bùn trở nên hoạt động và bắt đầu giải phóng
Fe và s. uá trình thấm lọc sau đó thông qua lớp sét ven bờ làm cho nước ngầm có
hàm lượng s cao [16]. iều này phù hợp với kết luận của Polizzotto và akaya về
dòng nước ngầm chứa nhiều s xuất phát từ các ao đầm và lan rộng trong tầng chứa
nước.
1.4. ặc đ ểm dâ , địa c ất v ước ầm k vực cứ
uyện Phúc Thọ nằm ở phía Tây Bắc à ội, cách trung tâm à ội khoảng
30km. Với diện tích khoảng 113km2
, với mật độ dân số khoảng 1.400 người/km2
thấp hơn rất nhiều so với mật độ dân số của các quận nội thành à ội (trên 11,500
người/km2
)(2015). Trong khu vực nghiên cứu, không có các công trình khai thác
nước lớn mà chỉ là các giếng khoan dân sinh do các hộ dân tự tiến hành khoan.
Phúc Thọ là khu vực trung du miền núi, có một phần giáp với núi Ba Vì, một
phần giáp với à ội và sông ồng nên đặc điểm địa chất biến đổi theo chiều hướng
từ núi đến đồng bằng. ặc điểm địa hình này quyết định đặc điểm địa chất khu vực,

37. 29
những khu vực gần núi hơn sẽ có trầm tích già hơn, ít chất hữu cơ hơn do đó khả
năng hình thành môi trường thuận lợi để giải phóng s thấp hơn; khu vực gần sông
hơn sẽ được thường xuyên bồi đắp phù sa từ con sông ồng và sông áy nên trầm
tích khu vực sẽ trẻ hơn và giàu vật chất hữu cơ hơn, quá trình phân hủy vật chất hữu
cơ sẽ tạo điều kiện thuận lợi cho quá trình giải phóng s từ trầm tích ra nước ngầm.
Theo nghiên cứu của Postma (2012) tại 4 điểm nằm trong khu vực nghiên cứu (Phú
Kim, Phụng Thượng gần núi Ba Vì; Vân ốc, -transect có vị trí gần sông ồng)
cho thấy rằng những vị trí nghiên cứu gần núi hơn có tuổi trầm tích khoảng từ 3500-
6000 năm và có hàm lượng s rất thấp; khu vực gần sông có tuổi trầm tích trẻ hơn
khoảng từ 500 – 600 năm và có hàm lượng s rất cao, cao hơn khu vực gần sông tới
5 – 6 lần [17].
Thông thường, dòng chảy thủy văn sẽ có hướng từ núi ra sông, hay từ khu vực
có địa hình cao xuống khu vực có địa hình thấp. ước ngầm khu vực cho thấy những
vị trí gần sông hơn sẽ có nồng độ các thành phần hóa học trong nước cao hơn so với
vị trí gần núi, do quá trình oxi hóa vật chất hữu cơ sẽ làm tăng nồng độ một số thành
phần trong nước như O3
-
, NH4
+
, s( ), Fe( ) và có thể hình thành môi trường
có tính axit dẫn đến sự hòa tan các loại đá khoáng như đôlômit, canxit làm tăng nồng
độ của a và Mg trong nước ngầm [25]. Theo như một nghiên cứu tại Trung hâu
( an Phượng) gần khu vực nghiên cứu cho thấy nước ngầm có hàm lượng s cao
nhất khoảng 36µg/L ở vị trí gần sông ồng. iá trị p nước ngầm dao động trong
khoảng từ 6,8 – 8,7. àm lượng Fe trong nước ngầm tương đối cao, dao động trong
khoảng 1 – 45mg/L và có tới 17/20 mẫu có hàm lượng vượt quá quy chuẩn cho nước
ngầm (5 mg/L). Một nghiên cứu khác cũng được thực hiện tại một vị trí nằm trong
khu vực nghiên cứu của Postma (2007) cho thấy hầu hết các thành phần hóa học có
trong nước ngầm đều có hàm lượng cao hơn nước sông ồng, ngước ngầm có nồng
độ s( ) khoảng trên 300µg/L, nồng độ Fe( ) khoảng 15mg/L, hàm lượng các
thành phần oxi hóa như O3
-
, SO4
2-
rất thấp, gần như bằng 0.
hìn chung, khu vực nghiên cứu có dân cư mật độ không cao và không có các
công trình khai thác nước lớn nên nước ngầm ít bị ảnh hưởng của con người. ịa

38. 30
hình khu vực khá đặc biệt, thay đổi từ địa hình núi tới đồng bằng nên tuổi trầm tích
cũng thay đổi tương ứng từ già tới trẻ. ước ngầm có nồng độ cao các thành phần
mang tính khử như Fe( ), s( ) và nồng độ rất thấp các thành phần mang tính oxi
hóa như O3
-
, SO4
2-
.
Tóm lại, tổng quan trên đây đã cho thấy một vấn đề đang được thế giới quan
tâm đó là vấn đề ô nhiễm asen trong nước ngầm. Tuy nhiên, nguyên nhân hình thành
ô nhiễm asen trong nước ngầm chưa được giải thích rõ ràng mà chỉ dựa trên các giả
thiết được rút ra từ các số liệu phân tích thực tế ở các khu vực khác nhau. Vì đặc
điểm địa chất thủy văn cũng như các hoạt động khai thác sử dụng nước các khu vực
này thường không giống nhau nên một giả thiết không thể đúng cho mọi khu vực.
Trong tất cả các giả thiết được đưa ra thì giả thiết giải phóng asen trong môi trường
khử được chấp nhận rộng rãi nhất. Theo giả thiết, vi sinh vật sử dụng các chất oxi
hóa như oxy hòa tan, nitrat và sunfat để phân hủy các chất hữu cơ và hình thành môi
trường khử, trong điều kiện khử các khoáng oxit sắt bị hòa tan đồng thời giải phóng
asen vào nước ngầm. Từ giả thiết trên thấy rằng As có thể tỉ lệ thuận với các thành
phần đặc trưng cho môi trường khử như amoni, metan, sắt và tỉ lệ nghịch với các
thành phần oxi hóa như oxy hòa tan, amoni, sunfat và mangan. goài ra, giả thiết về
sự cạnh tranh hấp phụ của photphat cũng được quan sát thấy, khi đó hàm lượng s tỉ
lệ thuận với hàm lượng photphat có trong nước ngầm. Do đặc điểm địa chất và các
quá trình diễn ra trong các tầng chứa nước rất phức tạp nên để tìm hiểu nguyên nhân
hình thành ô nhiễm asen trong nước ngầm không chỉ sử dụng một giả thiết mà cần
có sự kết hợp của các giả thiết khác nhau. ồng thời cần xem xét mối tương quan
giữa s và các thành phần hóa học trong nước ngầm, đặc biệt là các thành phần đặc
trưng cho môi trường oxi hóa khử.

39. 31
C ươ 2 – Ợ P Ơ P ÁP ỨU
2.1. ịa đ ểm cứ
Một trong những vấn đề gặp phải trong nghiên cứu nước ngầm tại nhiều khu
vực khác nhau ở Việt Nam và thế giới là sự biến đổi về thành phần hóa học trong
nước ngầm, hàm lượng As có thể rất khác nhau giữa các lỗ khoan chỉ trong bán kính
100m [10, 30]. Ngoài ra chế độ thủy văn rất phức tạp trong các tầng nước ngầm vùng
đồng bằng do chịu ảnh hưởng của các hoạt động sản xuất nông nghiệp (tưới tiêu, đào
ao, kênh thủy lợi) và khai thác nước ngầm cho sinh hoạt [4, 20]. Theo Van Geen và
cộng sự (2006) để làm sáng tỏ các quá trình kiểm soát sự hình thành ô nhiễm As thì
các nghiên cứu cần được thực hiện trên quy mô nhỏ. hư đã nêu trên đây là khu vực
có địa hình khá đặc biệt, biến đổi từ khu vực đồi núi thành đồng bằng nên thấy rõ
được sự biến đổi của địa chất từ trầm tích già tới trầm tích trẻ.
ể nghiên cứu một hiện tượng tự nhiên cần phải chon khu vực ít chịu tác động
của con người, chính vì vậy mà luận văn chọn một địa điểm nghiên cứu cụ thể là khu
vực thuộc huyện Phúc Thọ, Hà Nội (Hình 2.1), cách Hà Nội khoảng 30km. Khu vực
nghiên cứu nằm nằm giữa núi Ba Vì và sông Hồng và bao gồm một phần sông áy.
Diện tích khu vực nghiên cứu khoảng 300km2
và hai mặt cắt nằm cách nhau khoảng
15km có vị trí ở hai bên sông áy. Khu vực này có mật độ dân cư thấp (khoảng 100
người/km2
) nên các hoạt động khai thác nước ngầm cho các mục đích sinh hoạt, tưới
tiêu tương đối thấp, và không có các nhà máy nước cấp sử dụng nước ngầm. Do đó
nước ngầm ở khu vực này ít bị ảnh hưởng bởi các hoạt động khai thác và sử dụng
nước ngầm của con người. Chính vì vậy luận văn chọn khu vực này để nghiên cứu
các xu hướng biến đổi của các thành phần tự nhiên trong nước ngầm trong mối liên
quan tới asen.

40. 32
Hình 2.1. Vị trí các giếng nhà dân và hai mặt cắt A và B thuộc huyện Phúc Thọ
2.2. tượ cứ
Trong khuôn khổ Dự án “Dự đoán sự ô nhiễm sen trong nước ngầm tại một
số vùng đồng bằng bồi tích khu vực ông am Á (PRE S)” hợp tác giữa Viện Khảo
sát ịa chất an Mạch và Greenland (GEUS) và trường ại học Khoa học Tự nhiên,
ại học Mỏ địa chất, đối tượng nghiên cứu của dự án là sự ô nhiễm As trong nước
ngầm phía Tây Bắc Hà Nội từ năm 2004 đến nay. Mục tiêu của dự án là làm sáng tỏ
các quá trình địa hóa liên quan và chi phối sự giải phóng asen từ trầm tích vào nước
ngầm trong điều kiện tương đối “nguyên thủy” của địa bàn nghiên cứu.
Là một nội dung nhỏ của Dự án, đối tượng nghiên cứu của luận văn là nguồn
nước ngầm thuộc một số huyện phía Tây Bắc Hà Nội với 50 mẫu nước giếng khoan
nhà dân và hai mặt cắt A, B thuộc huyện Phúc Thọ, Hà Nội với 51 lỗ khoan quan trắc
của Dự án. ặc điểm địa chất khu vực này biến đổi khá rõ rệt từ địa hình vùng núi
với trầm tích già tới địa hình đồng bằng có trầm tích trẻ hơn. Chính vì sự biến đổi địa

41. 33
chất này mà luận văn đã chọn ví trí hai mặt cắt với những đặc điểm địa chất khác
nhau để tìm hiểu nguyên nhân hình thành ô nhiễm asen. Mặt cắt A nằm ở khu vực
gần chân núi Ba Vì gồm hai cụm giếng thuộc xã Cẩm Yên, Phúc Hòa, còn mặt cắt B
nằm gần sông Hồng nơi có trầm tích trẻ hơn và gồm hai cụm giếng thuộc xã Tam
Thuấn, Tân Hội.
Các thông số hoa lý được phân tích ngay tại hiện trường gồm nhiệt độ, độ dẫn,
pH, DO, độ kiềm, Fe2+
, PO4
3-
phân tích trong phòng thí nghiệm các thành phần đa
lượng (Na, K, Mg, Ca, HCO3
-
, SO4
2-
, NO3
-
, Cl-
), vi lượng (As, Fe, Mn, PO4
3-
, NH4
+
,
F-
, Br-
), cacbon hữu cơ hòa tan (DO ) và metan ( 4).
2.3. P ươ p áp cứ
2.3.1. P ươ p áp tổ q a t l ệ
- Tham khảo các luận văn trong và ngoài nước về vấn đề ô nhiễm s đã được thực
hiện trong những năm gần đây và các bài báo quốc tế trên các tạp chí khoa học
uy tín, có độ tin cậy cao như tạp chí ature, Applied Geochemistry,
Enviromental Pollution…
- Tìm kiếm và tổng hợp các tài liệu về vấn đề ô nhiễm asen và các quá trình diễn
ra trong nước ngầm tại các khu vực có những đặc điểm, thành phần môi trường
khác nhau.
Những kết quả nghiên cứu thu được trong luận văn này được so sánh và biện luận
dựa trên các kết quả của các tài liệu tham khảo.
2.3.2. P ươ p áp lấ mẫ ước ầm
Mẫu giếng nhà dân được lấy từ các giếng khoan của các hộ gia đình sống
trong khu vực nghiên cứu. Mật độ lấy mẫu khoảng 7km2
/mẫu với số lượng là 50
mẫu.
Các giếng quan trắc thuộc 2 mặt cắt sau khi khoan thường bị xáo trộn về mặt
thủy địa hóa, do vậy, việc lấy mẫu nước phải chờ sau 2 – 3 tháng khi các yếu tố này
của giếng ổn định. ể đảm bảo lấy được nước ngầm nguyên dạng từ các tầng ngậm

42. 34
nước phía dưới, nước trong các giếng nghiên cứu cần được bơm bỏ 4 – 5 lần thể tích
giếng (rửa giếng) trước khi lấy mẫu.
Các thông số hiện trường được đo bằng các điện cực chuyên dụng như pH,
oxy hòa tan (DO), độ dẫn điện (EC), việc đo này được thực hiện trong một bộ dẫn
dòng chảy kín (hình 2.2) để đảm bảo không bị ảnh hưởng của oxi không khí.
Hình 2.2. Đo các thông số hiện trường
sử dụng bộ dẫn dòng chảy kín
Hình 2.3. Sục khí Nitơ các dụng cụ
trước khi lấy mẫu
Sau khi các thông số nhiệt độ, DO, pH, EC ổn định thì tiến hành lấy mẫu.
Toàn bộ dụng cụ xi lanh, màng lọc, cột tách s( ), kim và các van đều được sục khí
nitơ để đuổi hết ôxi ( ình 2.3). ước ngầm được lọc qua màng xenlulo axetat 0,2µm
để loại bỏ các chất rắn lơ lửng hoặc các chất keo, các hạt Fe và Al-oxihydroxit. Tiến
hành phân tích các thông số Fe2+
, PO4
3-
ngay bằng phương pháp quang phổ hấp thụ
phân tử UV-Vis. Mẫu nước ngầm sau khi lọc được thu vào các lọ khác nhau cho từng
phép phân tích.
- Mẫu phân tích cation: đựng trong lọ nhựa PE 50mL, axit hóa tới p <2 với axit
HNO3, bảo quản ở nhiệt độ 40
C.
- Mẫu phân tích anion: đựng trong lọ nhựa PE 20mL, không cần axit hóa, bảo
quản ở nhiệt độ 40
C.
- Mẫu phân tích cacbon hữu cơ hòa tan (DO ): đựng trong lọ thủy tinh 24mL đã
được nung ở 5000
trong 4 giờ để loại bỏ hoàn toàn cacbon hữu cơ còn lại
trong lọ, mẫu được axit hóa bằng axit l, bảo quản ở nhiệt độ 40
C.

43. 35
- Mẫu phân tích metan: Sử dụng lọ thủy tinh có nút cao su kín đã hút chân không.
Bảo quản ngay trong đá khô ( O2) ngoài hiện trường và ở điều kiện
-20o
ở phòng thí nghiệm.
- Mẫu phân tích s(III): Mẫu nước ngầm được bơm qua màng lọc xenlulo axetat
0,2μm kết nối với cột trao đổi anion có chứa vật liệu hấp phụ alumino silicat có
thể hấp thu chọn lọc s(V) nhưng không hấp thu s( ) với tốc độ dòng là 5-6
mL/phút để tách riêng s(V) ra khỏi s( ) [16], thu lấy khoảng 5-6 mL nước
lọc qua cột để phân tích s( ). ác mẫu được axít hóa tới khoảng p < 2, bảo
quản ở nhiệt độ 40
C.
2.3.3. P ươ p áp lập bả đồ
ác phần mềm được sử dụng để lập bản đồ trong luận văn này bao gồm: Easy
oogle Maps Downloader, Map nfo và Surfer, trong đó:
- Easy oogle Maps Downloader dùng để tải hình ảnh vệ tinh từ oogle Maps để
hình ảnh có độ phân giải cao và rõ nét hơn ảnh chụp từ màn hình.
- Map nfo là phần mềm dùng để tạo các lớp bản đồ trên hình ảnh vệ tinh, xác
định chính xác tọa độ các điểm lấy mẫu trên ảnh vệ tinh. Làm bản đồ nền khi
biểu diễn sự phân bố nồng độ các thành phần hóa học trong nước ngầm trên ảnh
vệ tinh.
- Surfer là phần mềm chuyên dụng dùng để biểu diễn số liệu. Một trong các ứng
dụng của phần mềm là sử dụng các giá trị đo đạc rời rạc để nội suy kết quả theo
dạng 2 chiều (2D) hoặc 3 chiều (3D). Phần mềm sử dụng trong luận văn này là
Golden Sorfware Surfer 9.
2.4. P ươ p áp p â tíc óa ọc
2.4.1. ác c ỉ p â tíc tạ ệ trườ
- huẩn độ kiềm
ộ kiềm được xác định bằng phương pháp chuẩn độ GRAN với dung dịch HCl
0,05M ngay tại hiện trường. Mẫu nước ngầm sẽ liên tục được theo dõi pH trong quá
trình bổ sung axit l, cho đến khi đạt pH 3 thì dừng lại. Trong môi trường trung

44. 36
tính, dạng hòa tan chủ yếu của axít cacbonic là bicacbonat (HCO3
-
) nên phép phân
tích này cho biết hàm lượng HCO3
-
trong mẫu nước ngầm có pH trong khoảng 6-8.
- Phân tích các ion Fe2+
, PO4
3-
Nồng độ Fe( ), photphat, được đo bằng quang phổ hấp thụ phân tử tại hiện
trường bằng thiết bị Hach DR2800. Fe( ) được đo bằng phương pháp Ferrozin,
photphat sử dụng phương pháp xanh molypdat.
2.4.2. Các thông s phân tích trong phòng thí nghiệm
Các thông số được phân tích trong phòng thí nghiệm sử dụng các phương
pháp từ Standard Methods for for the Examination of Water and Wastewater (1999)
đã được tối ưu hóa và điều chỉnh để phù hợp với điều kiện phân tích của trung tâm
Nghiên cứu Công nghệ Môi trường và Phát triển Bền Vững. hư đối với các kim loại
như a, Mg, Fe trong nước sử dụng phương pháp 3110, 3111; s sử dụng phương
pháp số 3114 [44].
 Xác định hàm lượng asen bằng HVG-AAS
ây là một trong những phương pháp phổ biến và hiệu quả để xác định asen.
Phương pháp này có độ nhạy và độ ổn định cao, ít bị ảnh hưởng của nền mẫu phức
tạp và được ứng dụng để xác định hàm lượng vết asen trong nước (cỡ μg/L).
Nguyên tắc của phương pháp: trong nước ngầm tồn tại cả 2 dạng As(III) và As(V)
và hiệu suất hydrua của 2 dạng này là khác nhau nên cần khử tất cả As(V) về As(III)
bằng tác nhân khử là dung dịch a trước khi tạo hydrua asen. Sau đó, s( I) sẽ
phản ứng với hydro mới sinh (tạo thành khi tác nhân khử NaBH4 phản ứng với axít
HCl) tạo ra khí asin (AsH3). Nhờ dòng khí argon, khí asin sinh ra được dẫn tới bộ
phận nguyên tử hoá mẫu để tạo ra các đám hơi nguyên tử tự do (hình 2.4). Asen
nguyên tử sẽ hấp thụ bước sóng đặc trưng (193,7 nm) từ đèn catốt rỗng asen và tạo ra
phổ hấp thụ. ường độ phổ hấp thụ được xác định bằng detectơ và nó tỉ lệ với hàm
lượng As trong mẫu.
- Phương trình phản ứng khử s(V) thành s( ):
As(V) + 2NaI + 2HCl → As(III) + I2 +2NaCl +H2O

45. 37
- Phương trình phản ứng tạo khí asin:
NaBH4 + HCl + As(III) + H2O → 3BO3 + NaCl + AsH3 ↑ +1/2 2 ↑
 Xác định hàm lượng sắt tổng và các cation khác
Tổng hàm lượng sắt có trong nước ngầm Fe(T), và các cation khác trong nước
như a2+
, Mg2+
, Na+
, K+
, Mn2+
được xác định bằng phương pháp quang phổ hấp thụ
nguyên tử.
Phương pháp xác định Fe(T), Ca2+
, Mg2+
, Mn2+
Mẫu sau khi được chuyển thành dạng sol khí ở bộ phận ống phun (nebulizer)
được bơm trực tiếp vào ngọn lửa. Ở nhiệt độ cao các cation trong nước được được
nguyên tử hóa và hấp thụ các bước sóng đặc trưng từ đèn catot rỗng chuyên biệt cho
từng nguyên tố để tạo ra quang phổ hấp thụ nguyên tử. ường độ hấp thụ quang phổ
tỉ lệ với hàm lượng các cation có trong mẫu.
Phương pháp xác định Na+
và K+
Na+
và K+
được xác định bằng phương pháp quang phổ phát xạ. Dưới tác dụng
của nhiệt độ cao từ ngọn lửa Na+
và K+
trong mẫu được nguyên tử hoá và phát ra các
tia phát xạ với bước sóng đặc trưng. ường độ phát xạ của nguyên tử tỉ lệ thuận với
nồng độ của Na+
và K+
trong nước ngầm.
 Xác định hàm lượng amoni (NH4
+
)
àm lượng amoni trong mẫu nước ngầm được xác định bằng phương pháp quang
phổ hấp thụ phân tử. moni được cho phản ứng với nitroprusside tạo ra phức màu
xanh. o độ hấp thụ quang của phức này tại bước sóng 637nm. Từ cường độ hấp thụ
quang tính ra hàm lượng amoni trong mẫu.
 Xác định hàm lượng các anion (NO3
-
, NO2
-
, SO4
2-
, F-
,Cl-
, Br-
)
ồng độ các anion trong nước ngầm thường được xác định bằng phương pháp
sắc ký ion. guyên tắc của phương pháp này là các anion trong mẫu nước được tách
khỏi các thành phần khác sau khi đi qua cột tách và được phát hiện bởi detector độ
dẫn ( DD) và các anion được định lượng dựa vào giá trị độ dẫn.
 Xác định hàm lượng metan (CH4)
Khí metan trong nước ngầm được xác định bằng phương pháp sắc ký khí, sử dụng
cột thủy tinh nhồi chất hấp phụ (Porapak T) và detectơ dẫn nhiệt (T D). Detector

46. 38
T D hoạt động dựa trên nguyên tắc đo liên tục độ dẫn nhiệt của khí mang (tinh khiết
hoặc khí mang chứa các cấu tử mẫu cần tách) giữa buồng đo và buồng so sánh mà
trong đó có lắp các dây điện trở theo kiểu cầu Wheastone.
2.5. ết bị, dụ cụ v óa c ất cứ
2.5.1. ết bị v dụ cụ
- Máy quang phổ hấp thụ nguyên tử -6800, thiết bị sinh khí hydrua HVG,
Shimadzu.
- Máy quang phổ hấp thụ phân tử V/V S DR-2800, Shimadzu.
- Máy sắc ký ion -20A super, Shimadzu.
- Máy sắc ký khí GC-2014, Shimadzu
- Máy phân tích tổng cacbon hữu cơ TO -Vsh, Shimadzu
- Máy quang phổ hấp thụ phân tử hiện trường V/V S DR-2800, HACH.
- Bộ dụng cụ chuẩn độ kiềm,
- Bộ dụng cụ đo các chỉ tiêu hiện trường: điện cực đo p , DO, độ dẫn,
- Bộ dẫn dòng chảy kín (flow-cell), máy bơm nước, thùng xốp bảo quản mẫu.
- Màng lọc nước xenlulo axetat 0,2 μm, Satorius.
- uvét nhựa loại 1cm (dùng một lần).
- Lọ thủy tinh 6 mL có septum cao su kín (loại chuyên dùng lấy mẫu khí).
- ác bình định mức, lọ nhựa đựng mẫu (20ml,50ml), ống nghiệm, xi lanh .v.v.
- Micro pipet và đầu típ nhựa (200, 1000, 5000 μL), Eppendorf.
- Khí argon 99,9%; khí axetylen 99,5%; khí nitơ 99,9% (dùng làm khí mang cho
máy ) và 99,5% (phục vụ cho lấy mẫu), không khí sạch 99,9% (dùng làm
khí mang trong máy TOC)
2.5.2. óa c ất
- Dung dịch chuẩn 1000ppm của Fe, s, Mn, a, Mg, a, K, Merck.
- Dung dịch p chuẩn (p 4, p 7), Merck.
- Muối a2CO3, amoni oxalate, axit ascorbic, Merck.
- Muối a O3, NaBr, KCl, Na2SO4, NaNO3, NaNO2, NaF, Na3PO4.12H2O,
Merck.
- Dung dịch kiểm chứng đa nguyên tố P, Merck.

47. 39
- Dung dịch kiểm chứng trên nền nước ngầm RS, Eawag
- Khí metan chuẩn (metan 1% trong nitơ), MIKROLAB GAS
- NaOH, NaBH4, NaI, axít ascorbic, Merck.
- Axít HCl 37%, HNO3 65%, axit formic 99 - 100%, Merck
- Na2(NO)Fe(CN)5 (Natri nitropruside), NaOCl, Merck
- (NH4)6Mo7O24.4H2O, axit oxalic, 4-(Methylamino) phenolsulphate, natri sulfite
- Ferrozin ((3/2-pyridyl)-5,6-diphenyl-1,2,4-triazine-4',4''-disulfonic), Fluka
- Potassiumantimon (III) tartrate, Ammoniumheptanmolybdate, Merk
- Khoáng aluminosilicat (0,8g) nhồi vào típ nhựa (loại típ 1ml) làm cột tách
As(III) và As(V)
- ước deion Mili
- á khô (CO2 rắn)

48. 40
ươ 3 – Ế UẢ Ả U
3.1. ặc đ ểm hóa lý ước ầm ế dâ t c k vực cứ
Mẫu nước giếng nhà dân được lấy từ cuối tháng 4/2014. Kết quả phân tích
một số thành phần hóa lý nước ngầm của 50 mẫu nước giếng nhà dân được tổng kết ở
bảng 3.1. Các giếng nhà dân được lấy ở các độ sâu khác nhau từ 12 đến 80m, tuy
nhiên hầu hết các giếng (35/50) được lấy ở tầng chứa nước trẻ Holocen với độ sâu từ
20 – 50m.
Bảng 3.1. Một số thành phần hóa học nước ngầm tại các giếng nhà dân
ước giếng khoan
ước sông
Hồng
(Postma, 2007)
(mg/L)
QCVN 09:
2008/BTNMT
(mg/L)
Phầ trăm
mẫ vượt
quá tiêu
chuẩn (%)
Khoảng nồng
đ
(mg/L)
Trung vị
(mg/L)
Trung bình
(mg/L)
ộ sâu giếng(m) 12 – 80 30,5 31,5 - - -
EC (µS/cm) 43,5 – 1573 635 604 290 - -
Nhiệt độ (o
C) 25,4 – 28,3 26,4 26,4 30 - -
DO 0,4 – 4,3 0,6 0,8 9.6 - -
Na+
2,8 – 82,3 17,8 25,7 4,6 - -
K+
0,5 – 81,6 2,7 5,9 1,5 - -
Ca2+
<2 – 172,3 54 53,1 21,2 - -
Mg2+
<0,5 – 43,5 18,2 17,8 4,3 - -
Cl-
2,5 – 161 12,8 34 3,9 250 0
NO3
-
<0.5 – 132,9 0,2 6,2 0,6 15 12
SO4
2-
<0,5 – 74,6 0,9 9,5 5,8 400 0
As (µg/L) <5 – 334 32,2 77 <0,75 50 42
Fe <0,25 – 32,2 6,2 8,2 - 5 50
NH4
+
<0,2 – 59 2,5 8,1 <0,08 0,1 90
Mn2+
<0,1 – 4,5 0,2 0,5 <0,05 0,5 24
PO4
3-
<0,05 – 2,3 0,6 0,7 7,56 - -
Br- <0,1 – 0,4 0,1 0,1 - - -

49. 41
Những kết quả trong bảng trên cho thấy sự biến động của các thành phần hóa
học giữa các giếng tương đối lớn, từ vài chục cho đến vài trăm lần. Ví dụ như đối với
ion Ca2+
, có giếng hàm lượng chỉ dưới 2mg/L nhưng có những giếng hàm lượng này
lên tới hơn 170mg/L, hay đối với s, hàm lượng của giếng thấp nhất và cao nhất
cũng khác biệt rất lớn từ dưới 5 – 334 µg/L.
àm lượng DO trong nước ngầm tương đối thấp, đa số giếng (44/50) có hàm
lượng dưới 1mg/L, chỉ có một số giếng có hàm lượng oxi hòa tan cao hơn, do hệ
thống lấy mẫu là các đường ống bơm nước do người dân xây dựng nên có thể bị hở
nên oxi dễ dàng xâm nhập.
So sánh với kết quả phân tích nước giếng khoan và nước sông Hồng [16] cho
thấy giá trị EC của nước ngầm lớn hơn so với nước sông. iều này có thể giải thích
là do quá trình hòa tan các loại đá khoáng trong tầng chứa nước. ặc biệt, ở những
khu vực có hàm lượng chất hữu cơ cao, quá trình phân hủy vật chất hữu cơ sẽ xảy ra
và giải phóng CO2 vào trong nước ngầm dẫn đến sự hòa tan đá khoáng. Tương ứng,
sự phân bố của EC (hình 3.1) chủ yếu ở khu vực gần sông áy và sông ồng, nơi
thường có trầm tích trẻ do quá trình bồi tụ của hai con sông này nên hàm lượng chất
hữu cơ cao hơn so với khu vực xa sông.
Các thành phần đa lượng trong nước như Na+
, K+
, Ca2+
, Mg2+
và Cl-
có nồng
độ cao hơn nước sông từ 2 đến 5 lần, còn các thành phần vi lượng As, Fe2+
, NH4
+
đều
có nồng độ cao hơn nước sông rất nhiều, từ vài chục đến vài trăm lần, đặc biệt là
nồng độ s cao hơn nước sông trên 100 lần. Một số thành phần như SO4
2-
, NO3
-
,
PO4
3-
và hàm lượng oxi hòa tan trong nước ngầm lại có nồng độ thấp hơn so với
nước sông Hồng khoảng trên 10 lần. Nhìn chung, nước ngầm khu vực này có nồng
độ các thành phần khoáng tương đối cao do chịu tác động của quá trình khoáng hóa
trong các tầng chứa nước. Nồng độ tương đối thấp các thành phần oxi hóa cho thấy
môi trường nước ngầm ở đây mang tính khử.
ể thấy rõ hơn mức độ khoáng hóa của nước ngầm trong khu vực nghiên cứu,
luận văn tiếp tục xem xét cụ thể nồng độ các thành phần đa lượng, vi lượng trong
nước ngầm và sự phân bố của chúng trong không gian rộng của khu vực nghiên cứu.

50. 42
Hình 3.1. Sự phân bố của EC trong nước ngầm khu vực nghiên cứu
3.1.1. ác t p ầ đa lượ
Trong nước ngầm, các thành phần đa lượng gồm có các cation Na+
, K+
, Ca2+
,
Mg2+
và các anion Cl-
, SO4
2-
, NO3
-
.
- Các cation chính trong nước
Hình 3.2 cho thấy sự phân bố không đồng nhất của các cation chính trong
nước ngầm ở khu vực nghiên cứu. Thành phần K+
trong nước ngầm phân bố khá
đồng đều, hầu hết các mẫu có nồng độ thấp dưới 10mg/L, chỉ có một mẫu thuộc Tam
Thuấn có hàm lượng K+
cao đột biến lên tới 81mg/L. Theo như nguồn gốc của K+
trong nước ngầm đã nêu ở chương 1, và mẫu này còn có hàm lượng Na+
, NO3
-
, Cl-
khá cao nên nguồn nước ngầm có thể bị xâm nhập bởi nguồn nước mặt bị ô nhiễm từ
các hoạt động sản xuất nông nghiệp như sử dụng các loại phân bón hoặc từ sự phân
hủy các chất thải của con người và động vật. Ion Na+
phân bố tập trung cao chủ yếu ở
bờ trái sông áy, gồm các xã Cẩm Yên, Tam Thuấn, Phú Kim và Phúc Hòa với nồng
độ trên 60mg/L.