nghiên cứu sự phân bố không đồng nhất về hàm lượng asen trong nước ngầm trên một phạm vi hẹp minh họa tại xã vạn phúc, thanh trì, hà nội

Minh họa tại xã Vạn Phúc, Thanh Trì, Hà Nội” với các nội dung sau:  Phân tích và so sánh đặc điểm hóa học trầm tích và hóa học nước ngầm giữa các giếng có hàm lượng As thấp và cao ở kh

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI

TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN

-Nguyễn Ngọc Mai

NGHIÊN CỨU SỰ PHÂN BỐ KHÔNG ĐỒNG NHẤT VỀ HÀM LƯỢNG ASEN TRONG NƯỚC NGẦM TRÊN MỘT PHẠM VI HẸP

MINH HỌA TẠI XÃ VẠN PHÚC, THANH TRÌ, HÀ NỘI

LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC

Hà Nội - 2011

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI

TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN

-Nguyễn Ngọc Mai

NGHIÊN CỨU SỰ PHÂN BỐ KHÔNG ĐỒNG NHẤT VỀ HÀM LƯỢNG ASEN TRONG NƯỚC NGẦM TRÊN MỘT PHẠM VI HẸP

MINH HỌA TẠI XÃ VẠN PHÚC, THANH TRÌ, HÀ NỘI

Chuyên nga ̀nh: Khoa học Môi trường

Mã số: 608502

LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC

NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC

TS Phạm Thị Kim Trang

Hà Nội - 2011

69

MỤC LỤC

MỞ ĐẦU 1

Chương 1 TỔNG QUAN 1

1.1 Sự hình thành và một số tính chất địa hóa của nước ngầm 2

1.1 1 Sự hình thành nước ngầm [1] 2

1.1.2 Một số tính chất địa hóa của nước ngầm [2] 4

1.2 Ô nhiễm asen trong nước ngầm trên thế giới 9

1.3 Vấn đề ô nhiễm asen trong nước ngầm ở Việt Nam 15

1.4 Những giả thiết về sự xuất hiện của asen trong nước ngầm 18

1.4.1 Sự hình thành As trong các tầng ngậm nước theo cơ chế khử hòa tan oxit kim loại 21

1.4.2 Giả thiết về sự vận chuyển của As từ tầng trên xuống tầng dưới và ảnh hưởng của các hoạt động khai thác nước ngầm 26

1.4.3 Sự hình thành As trong các tầng ngậm nước mang tính oxy hóa có pH cao 28

1.4.4 Sự hình thành As trong các tầng ngậm nước mang tính oxy hóa, giàu khoáng pyrit chứa As 31

Chương 2 ĐỐI TƯỢNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 33

2.1 Địa điểm nghiên cứu 33

2.2 Đối tượng nghiên cứu 34

2.3 Phương pháp nghiên cứu 35

2.3.1 Phương pháp khoan giếng và lấy mẫu trầm tích 35

2.3.2 Phương pháp lấy mẫu nước 36

2.3.3 Các phương pháp phân tích mẫu 37

2.4 Thiết bị, dụng cụ và hoá chất 40

70

Chương 3 KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 42 3.1 Đặc điểm trầm tích, hàm lượng asen và một số thành phần hóa học khác trong nước ngầm tại vùng nghiên cứu 42 3.2 Phân tích một số nguyên nhân dẫn đến sự phân bố không đồng nhất về hàm

lượng As trong nước ngầm ở khu vực nghiên cứu………48

3.2.1 Nguyên nhân liên quan đến tính khử thể hiện ở trầm tích 48 3.2.2 Nguyên nhân liên quan đến tính khử thể hiện ở nước ngầm 51 3.2.3 Bằng chứng về sự khác nhau ở tính khử trong trầm tích và nước ngầm ở các giếng có độ sâu khác nhau tại cùng một vị trí nghiên cứu 59 KẾT LUẬN 63 TÀI LIỆU THAM KHẢO 65 Phụ lục 1 Kết quả nồng độ các thông số hóa học trong các giếng khoan……… 68 Phụ lục 2 Ảnh poster của kết quả luận văn……… 71 Phụ lục 3 Một số ảnh lấy mẫu hiện trường……… …72

71

DANH MỤC BẢNG Bảng 1.1 Ô nhiễm asen trong nước ngầm ở các nước trên thế giới [23] 10 Bảng 1.2: Tổng hợp những kết quả phân tích As do UNICEF hỗ trợ 2001–2004 [3] 16

DANH MỤC HÌNH Hình 1.1 Hệ tuần hoàn của nước trong tự nhiên [1] 2 Hình 1.2 Bản đồ ô nhiễm asen trên thế giới [20] 10 Hình 1.3 Bản đồ phẳng thể hiện sự phân bố As trong nước ngầm từ các giếng khoan nông (< 150 m) ở Bangladesh [20] 12 Hình 1.4 Ô nhiễm asen trong nước giếng khoan tại đồng bằng sông Hồng [10] 17 Hình 1.5 Sự phân hủy các hợp chất hữu cơ và các quá trình xảy ra trong điều kiện khử 222 Hình 1.6 Sự cạnh tranh hấp phụ củ các anion trên bề mặt khoáng 244 Hình 1.7 Các dạng tồn tại của As vô cơ trong nước ngầm 255 Hình 1.8 Mặt cắt ngang vùng nghiên cứu với dòng chảy nước ngầm và nồng độ As 277 Hình 1.9 Sự gia tăng nồng độ As khi pH của trầm tích chứa 1g/kg Fe như HFO tăng từ giá trị ban đầu là pH 7 dưới điều kiện hệ thống kín [20] 29 Hình 2.1 Vị trí các giếng khoan tại xã Vạn Phúc, huyện Thanh Trì, Hà Nội 333 Hình 2.2 Ảnh khoan giếng và lấy mẫu trầm tích 355 Hình 2.3 Thông số kỹ thuật của giếng khoan của dự án, minh họa giếng AMS3 36 Hình 2.4 Sơ đồ minh hoạ quá trình ổn định các thông số hiện trường khi bơm 37 Hình 2.5 Ảnh thước đo mực nước và điện cực YSI ngoài hiện trường 38 Hình 2.6 Máy quang phổ hấp thụ nguyên tử AA–6800 kết hợp thiết bị sinh khí hydrua HVG 40 Hình 3.1 Sự phân bố As trong nước giếng khoan ở khu vực xã Vạn Phúc 422 Hình 3.2 Giản đồ Piper về các thông số hóa học chính trong nước ngầm 444

72

Hình 3.3 Sự phân bố của EC, As, Fe, Mn, PO43–, SO42– theo không gian 45 Hình 3.4 Sự khác nhau về màu sắc được quan sát thấy từ trầm tích ở 2 giếng có nồng độ As khác nhau, cát trầm tích màu xám ứng (ảnh trên) với nồng độ As cao trong nước ngầm (> 200 µg/L) cát trầm tích màu vàng (ảnh dưới) ứng với nồng độ

As thấp trong nước ngầm (< 10 µg/L) 500 Hình 3.5 Sự biến đổi màu sắc của trầm tích lấy lên từ một số giếng khoan ở khu vực nghiên cứu và vị trí các giếng tương ứng 500 Hình 3.6 Tương quan giữa As và Fe, Mn, SO42–, PO43– , NH4+, HCO3– , DOC và

CH4 trong nước ngầm ở khu vực nghiên cứu 544 Hình 3.7 Tương quan giữa As với Na, Mg, Ca và tương quan giữa Ca và HCO3 –

trong nước

ngầm……… 58 58

Hình 3.8 Hàm lượng As, Fe, PO43–, CH4, NH4+, HCO3– trong nước sông và trong 3 giếng có cùng vị trí nhưng có độ sâu khác nhau 600 Hình 3.9 Sự khác nhau về trầm tích và nồng độ As của 3 giếng khoan ở cùng một

vị trí trên mặt cắt giao giữa hai vùng có As và vùng không có As 600 Hình 3.10 Sự biến đổi theo thời gian của các thông số: mực nước, EC, Fe, As ở 3 giếng AMS–25 m, AMS–32 m, AMS–47 m 611

1

MỞ ĐẦU

Sự ô nhiễm As trong nước ngầm đã được biết đến từ lâu, với các ảnh hưởng xấu đến sức khỏe con người khi sử dụng nguồn nước có ô nhiễm As để ăn uống và sinh hoạt Tuy nhiên, những nguyên nhân dẫn đến sự xuất hiện As trong các tầng ngậm nước vẫn đang được các nhà nghiên cứu bàn luận Ngoài ra, sự phân bố As không đồng đều trong các vùng bị ảnh hưởng cũng đang là một vấn đề khó hiểu Sự khác nhau lớn về hàm lượng As trong nước ngầm đã được tìm thấy ở Bangladet trong khoảng cách 100 m Các nghiên cứu gần đây ở một số vùng thuộc đồng bằng sông Hồng cũng đã phát hiện sự khác nhau lớn thậm chí trong một khoảng cách ngắn từ 10 – 20 m Đã có một vài sự giải thích được đưa ra về sự phân bố As phức tạp theo không gian, bao gồm các sự khác nhau về đá, khoáng, địa hóa, thủy học và

sự phong phú các vật chất hữu cơ ở lớp dưới đất Tuy nhiên, còn nhiều vấn đề chưa được rõ ràng, các bằng chứng vẫn còn khá hạn chế chưa thể giải thích một cách toàn diện và đầy đủ cho sự phân bố phức tạp của As trong các tầng ngậm nước được tìm thấy

Với những lý do nêu trên chúng tôi đã lựa chọn đề tài: “Nghiên cứu sự phân

bố không đồng nhất về hàm lượng As trong nước ngầm trên một phạm vi hẹp Minh họa tại xã Vạn Phúc, Thanh Trì, Hà Nội” với các nội dung sau:

 Phân tích và so sánh đặc điểm hóa học trầm tích và hóa học nước ngầm giữa các giếng có hàm lượng As thấp và cao ở khu vực nghiên cứu

 Phân tích một số nguyên nhân dẫn đến sự giải phóng As từ trầm tích vào tầng ngậm nước

Luận văn đuợc thực hiện trong khuôn khổ đề tài hợp tác giữa trung tâm CETASD, trường ĐH KHTN với trường Đại học Tổng hợp Columbia, Mỹ về nghiên cứu xu hướng nhiễm asen ở các tầng nước sạch Các kết quả của luận văn đã được trình bày poster tại Hội nghị Quốc tế về Asen trong nước ngầm khu vực Nam

Á, tháng 11/2011 tổ chức tại Hà Nội

2

Chương 1 TỔNG QUAN 1.1 Sự hình thành và một số tính chất địa hóa của nước ngầm

1.1 1 Sự hình thành nước ngầm [1]

Nước ngầm giữ một vai trò quan trọng cho sự phát triển loài người, cũng như

sự phát triển kinh tế xã hội của mỗi quốc gia Trong thời đại hiện nay, do sự bùng

nổ về dân số, do các ngành kinh tế của các nước trên thế giới thi nhau phát triển như vũ bão, chất lượng cuộc sống của con người ngày một nâng cao Vì vậy, nhu cầu về nước ngày một lớn, nguồn nước ngầm được khai thác và sử dụng ngày càng nhiều cho mục đích sinh hoạt, trồng trọt và chăn nuôi

Hình 1.1 Hệ tuần hoàn của nước trong tự nhiên [1]

Nước ngầm là chỉ loại nước chảy trong mạch kín ở dưới đất do các kiến tạo địa chất tạo nên, có thể là các túi nước liên thông nhau hoặc là mạch nước chảy sát

3

với tầng đá mẹ Có nhiều giả thuyết về sự hình thành nước ngầm từ xa xưa Giả thuyết đầu tiên cho là: Nước mưa thẩm thấu xuống các tầng đất đá tạo thành những khu vực chứa nước trong lòng đất, giả thiết này được đưa ra vào thế kỷ I trước công nguyên Sau đó giả thuyết ban đầu dường như bị lãng quên cho đến tận thế kỷ thứ XVII giả thuyết này lại được nhắc tới như một giả thuyết hợp lý nhất hồi bấy giờ Mãi đến 1877 nhà địa chất học người Đức tên là O.Phôn – Gherơ bác bỏ luận

đề trên và đưa ra giả thuyết mới là do sự “ngưng tụ” nước trong đất Ông khẳng rằng sự hình thành nước ngầm trong đất cơ bản không chỉ là do thẩm thấu nước mưa mà còn do quá trình khuếch tán không khí và hơi nước vào kẽ rỗng lớp vỏ trái đất và hơi nước bị ngưng tụ khi hấp thu lạnh tạo thành những vùng chứa nước ngầm trong lòng đất Sự bàn cãi về giả thuyết này diễn ra rất sôi nổi, nhiều ý kiến phản đối luận điểm trên và không công nhận vì nó chưa lý giải được trọn vẹn và toàn diện các vấn đề, đương nhiên luận điểm ban đầu lại được bảo vệ, mặc dầu bản thân nó chưa giải thích rõ nguồn gốc phát sinh nước ngầm Mãi sau này, vào đầu thế kỷ XX nhà bác học người Nga A.F.Rebegeb trên cơ sở nghiên cứu thí nghiệm

đã chứng minh và giải thích quá trình hình thành nước ngầm khác với Phôn – Gherơ ở chỗ tính xuyên sâu của không khí được ông giải thích là do quá trình chênh lệch độ đàn hồi hơi nước tồn tại trong các tầng đất tạo ra Hơi nước chuyển

vị từ vùng có độ đàn hồi cao (ở nhiệt độ cao) xuống vùng có độ đàn hồi thấp (ở nhiệt độ thấp) Ông nhấn mạnh chỉ do hiện tượng ngưng tụ hơi nước chưa đủ giải thích mọi hiện tượng trong quá trình hình thành nước ngầm mà phải kết hợp chặt chẽ với luận điểm ban đầu Vì vậy, nước ngầm có nguồn gốc cung cấp một phần là

do nước mưa ngấm xuống đất, mặt khác do ngưng tụ hơi nước từ tầng sâu trong lòng đất hoà quyện với nhau mà hình thành nước ngầm Nói khác đi nguồn cung cấp cho nước ngầm chủ yếu do nước mưa và hơi nước mà động thái của chúng thông qua sự tuần hoàn nước trong tự nhiên: Nước trên mặt đất, mặt biển, sông ngòi, hồ ao, kênh mương bốc hơi nước lên bầu khí quyển Ở đây chúng ngưng tụ lại thành những lớp mây dày đặc và lại rơi xuống mặt đất dưới dạng mưa Một bộ phận nước mưa chảy ra sông biển, bộ phận khác bốc hơi lên bầu khí quyển, một bộ

ta có thể đi tới kết luận: Sự hình thành nước ngầm chủ yếu là do nước mưa ngấm xuống đất và hơi nước trong không khí thấm vào trong đất và được ngưng tụ trong lòng đất Vùng hình thành nước ngầm có thể là vùng di chuyển chậm của nước trong các kẽ rỗng của đất, trong các vết rạn nứt của nham thạch hoặc trong các hang, động được tạo ra trong các tầng nham thạch rắn chắc, tạo thành dòng chảy ngầm trong lòng đất, do không thể ngấm qua tầng đá mẹ nên trên nó nước sẽ tập trung trên bề mặt, tùy từng kiến tạo địa chất mà nó hình thành nên các hình dạng khác nhau, nước tập trung nhiều sẽ bắt đầu di chuyển và liên kết với các khoang, túi nước khác, dần dần hình thành mạch ngước ngầm lớn nhỏ, tuy nhiên việc hình thành nước ngầm phụ thuộc vào lượng nước ngấm xuống và phụ thuộc vào lượng mưa và khả năng trữ nước của đất

1.1.2 Một số tính chất địa hóa của nước ngầm [2]

Sự hình thành thành phần hóa học của nước dưới đất là kết quả của quá trình dịch chuyển vật chất trong vỏ Trái Đất trong các điều kiện địa chất cụ thể Các nhân

tố và quá trình gây ra sự dịch chuyển các nguyên tố hóa học trong vỏ Trái Đất được chia thành hai nhóm khác nhau về căn bản, đó là các nhân tố bên trong và các nhân

tố bên ngoài Các nhân tố bên trong hay các nhân tố hóa lí, có liên quan đến bản chất hóa học của các nguyên tử, phân tử, ion của các nguyên tố Đó là các tính chất: hóa trị, bán kính ion, thế ion, năng lượng mang tinh thể…Các nhân tố bên trong này quyết định tính phổ biến của nguyên tố trong vỏ Trái Đất và sự tồn tại các quy luật chung trong sự hình thành thành phần của nước dưới đất Các nhân tố bên ngoài quyết định sự ảnh hưởng của môi trường bên ngoài đến sự thành tạo thành phần hóa

tố đa lượng, vi lượng và các nguyên tố phóng xạ, các chất hữu cơ, các vi sinh vật, các chất khí hoà tan cũng như các chất keo và hỗn hợp cơ học khác

Trạng thái tồn tại hoá học và tính chất cơ bản của nước được quyết định bởi các ion chính: Cl–, SO42–, HCO3–, CO32–, Na+, Ca2+, Mg2+, cùng với đó là một số các hợp chất khác của N, K, Si, Fe, Al và một số các chất khí hoà tan: O2, CO2,

H2S, H2, CH4, N2 và các khí hiếm

Sự hình thành các thành phần hoá học của nước dưới đất là kết quả của quá trình dịch chuyển vật chất trong vỏ Trái Đất trong mối cân bằng động giữa các hệ thống đất – nước – khí và các sinh vật trong đất, là kết quả của sự phá hủy trạng thái cân bằng của hệ thống này bởi các yếu tố bên ngoài, trong đó các vận động kiến tạo và vận động địa phương của chúng có ý nghĩa quan trọng Một số loại môi trường thủy địa hóa để tạo thành 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 đặc trưng cho các khí hòa tan chủ yếu có nguồn gốc khí quyển: N2, O2, CO2, các khí trơ Oxy tự do là chất oxy hóa quan trọng nhất Hàm lượng của chúng trong nước thiên nhiên biến đổi từ 0,1 đến 15 mg/L Trong môi trường oxy hóa, trị số thế oxy hóa–khử biến đổi tùy thuộc hàm lượng của oxy

tự do, nó tỷ lệ thuận với hàm lượng oxy Trong điều kiện tự nhiên thì quan hệ này thường bị phá hủy do sự thay đổi của pH, sự có mặt của một số chất hữu cơ Mặc

dù vậy, dưới hạn dưới và dưới hạn trên của đới oxy hóa cũng được phân biệt khá

rõ ràng Dưới hạn dưới được đặc trưng bởi các thông số sau: Eh = + 250 mV khi

pH = 5,5–8,5 và hàm lượng trung bình của oxy tự do trong nước khoảng 3,5 mg/L Còn dưới hạn trên có thể xác định gần đúng như sau: Eh = + 1000 mV khi pH < 3

và hàm lượng oxy tự do lớn nhất khoảng 5 mg/L Môi trường oxy hóa chủ yếu

6

chiếm phần trên cùng của vỏ Trái Đất, trong một khu vực có thể ăn sâu xuống

1000 m Nước của môi trường oxy hóa thường có độ khoáng hóa thấp thành phần bicacbonat, sunfat, với pH thường 6–8

Môi trường khử oxy có liên quan đến các khí có nguồn gốc sinh hóa: CH4,

CO2, cacbuahydro nặng, N2, H2S, H2 Đó là sản phẩm của các quá trình sinh hóa (bởi vi sinh vật) Ngược lại với môi trường oxy hóa, trong môi trường khử hàm lượng của H2S trong nước dưới đất tỷ lệ nghịch với độ Eh Cần chú ý rằng sự chuyển tiếp từ môi trường oxy hóa sang môi trường khử thì xảy ra từ từ Tùy theo hàm lượng của H2S mà suy ra: môi trường khử yếu (hàm lượng H2S = 7–10 mg/L,

Eh ~ 0 mV), môi trường khử trung bình và môi trường khử mạnh Giữa các môi trường này thường dùng tổng hàm lượng H2S + HS– bằng 50 mg/L làm ranh giới; hàm lượng H2S này tương ứng với độ pH từ 5,5–8,5; Eh ~ 150 mV

Các quá trình hình thành các thành phần hoá học trong nước xảy ra rất phức tạp, tuỳ thuộc vào lịch sử phát triển địa chất của từng khu vực nhất định, các quá trình này rất đa dạng có thể xảy ra đồng thời hoặc kế tiếp nhau Có thể tóm tắt những quá trình chính có ý nghĩa quyết định sau:

Quá trình rửa, lũa và hoà tan

Rửa lũa là quá trình chuyển vào dung dịch một nguyên tố hay thành phần nào đó từ các khoáng vật mà không làm phá huỷ mạng tinh thể của chúng Còn hoà tan là quá trình chuyển vào dung dịch các nguyên tố hay thành phần của các khoáng vật nhưng có sự phá huỷ hoàn toàn mạng tinh thể của chúng Đặc điểm thạch học có ý nghĩa quyết định nhất tới quá trình rửa lũa Quá trình này chuyển vào dung dịch nước một số các muối dễ hoà tan như Na2SO4, MgSO4, CaSO4, và các muối cacbonat canxi và magiê Quá trình rửa lũa thường xảy ra đồng thời với quá trình khác như quá trình hỗn hợp nước, lắng đọng muối, cô đặc khuyếch tán, trao đổi các cation và vi sinh vật

Quá trình hỗn hợp nước

Ca(HCO3)2 = CaCO3↓ + H2O + CO2↑ hoặc Mg(HCO3)2 = MgCO3↓ + H2O + CO2↑

Quá trình cô đặc nước

Quá trình cô đặc nước làm tăng lượng các chất dễ hoà tan trong nước do sự bốc hơi, sự phát tán hoặc đóng băng Hiện tượng cô đặc nước trực tiếp xảy ra ở những khu vực có khí hậu khô với những tầng nước ngầm nông hoặc có thể gây ra bởi quá trình hô hấp của thực vật, do một số thực vật có bộ rễ ăn sâu đến mực nước ngầm đã lấy một lượng lớn hơi ẩm có trong đất, lâu dài sẽ dẫn tới làm giảm mực nước ngầm Hiện tượng này làm tăng độ khoáng hoá của nước ngầm, kết hợp với các quá trình tự nhiên khác sẽ tạo nên nước ngầm có thành phần đa dạng

Quá trình khuyếch tán

Là hiện tượng dịch chuyển vật chất về môi trường có nồng độ thấp hơn dưới tác động của vận động nhiệt phân tử do chênh lệch gradient nồng độ Quá trình này làm đồng đều hàm lượng các chất hoà tan trong toàn bộ thể tích của hệ

thống

Quá trình trao đổi cation

Quá trình này xảy ra có liên quan đến khả năng hấp phụ hoá lý đối với các hạt phân tán dạng mịn với đường kính nhỏ hơn 0.02mm Nó phụ thuộc vào độ pH, bản chất ion và nồng độ các ion trong dung dịch

8

Các quá trình vi sinh vật

Vi sinh vật có ý nghĩa vô cùng to lớn trong sự biến đổi thành phần hoá học của nước dưới đất, đặc biệt đến những biến đổi về địa hoá, chi phối đến dạng tồn tại của hầu hết các thành phần hoá học xung quanh và quyết định đến trạng thái của môi trường của khu vực đó Sinh vật có thể tạo ra các môi trường có tính oxy hóa–khử rất khác nhau như môi trường khử mạnh, ôxi hoá mạnh, khử yếu, ôxi hoá yếu hay vừa khử vừa ôxi hoá Ngược lại, môi trường cũng tác động ngược đến sinh thái của vi sinh vật, tốc độ sản sinh sinh khối và các phản ứng chuyển hoá Vi khuẩn phân bố rộng rãi trong vỏ Trái Đất và tồn tại ở những điều kiện khác nhau, trong nước ngầm hoặc các tầng chứa nước có khi sâu đến hàng nghìn mét Vi khuẩn tham gia các quá trình chuyển hóa lưu huỳnh, sắt, khử sunphát, khử nitrat và nitrit…Trong tầng đất có chiều sâu 0,5–1,5m xảy ra quá trình hoạt động của các vi sinh vật hiếu khí Trong các tầng sâu hơn chủ yếu là sự hoạt động của các vi khuẩn yếm khí Ở những vùng trầm tích trẻ các vi sinh vật hoạt động rất mạnh Ngay từ những mét đầu tiên đã có sự phân huỷ vật chất hữu cơ của các sinh vật hiếu khí, lượng vật chất hữu cơ này cũng là nguồn nguyên liệu cho các sinh vật sinh trưởng

và phát triển

Các phản ứng sinh hóa nêu trên có thể làm thay đổi mức độ ô xy hóa của môi trường trầm tích và nước ngầm Trạng thái oxy hóa–khử của môi trường nước ngầm trong môi trường địa hóa có thể chia ra theo 3 kiểu: môi trường oxy hoá, môi trường khử và môi trường biến chất Môi trường ôxi hóa đặc trưng cho các khí có nguồn gốc khí quyển: N2, O2, CO2 và các khí trơ Chúng hòa tan vào nước

và đi vào nước ngầm khi gặp những điều kiện địa chất thuận lợi cùng với sự ngấm của nước Trong môi trường ôxi hoá hàm lượng trung bình của ôxi là 3.5mg/l, tồn tại chủ yếu ở trên của vỏ Trái Đất, ở một số khu vực có thể xuống tới độ sâu 100m Ngược lại, trong môi trường khử, nồng độ ôxi rất thấp nhiều khi không tồn tại Môi truờng biến chất đặc trưng bởi sự có mặt của các khí có nguồn gốc biến chất

O2, H2S, HCl, HF, NH3, SO2…Các khí này được thoát ra từ các đá dưới tác dụng

9

của nhiệt độ cao, thường đặc trưng cho vùng có hoạt động núi lửa hay macma trẻ Trong những vùng này nước thường bão hòa khí CO2

1.2 Ô nhiễm asen trong nước ngầm trên thế giới

Vấn đề ô nhiễm As trong nước ngầm không còn là một vấn đề mới, nó đã được phát hiện ở nhiều nơi trên thế giới như Achentina, Mêhicô, Chilê, Mỹ, Canada, Trung Quốc, Đài Loan, Thái Lan, Ấn Độ, Bangladet và Việt Nam, v.v…với nồng

độ lớn hơn 50 g/L [20] Mặc dù As đã được phát hiện ở nhiều khu vực, nhưng nó không phải là phổ biến trong tầng ngậm nước Những tầng ngậm nước bị ảnh hưởng bởi As là có giới hạn, ở môi trường nào đó và thường xuất hiện ngoại lệ hơn là theo quy luật Một nét đặc trưng của các vùng nước ngầm có As cao là sự thay đổi lớn về nồng độ As trong nước ngầm theo không gian Điều này có nghĩa là rất khó hoặc không thể dự đoán được chính xác nồng độ As phù hợp ở một giếng cụ thể từ kết quả của những giếng bên cạnh [20]

Những vùng có vấn đề về As trong nước ngầm có quy mô lớn thường xuất phát từ nguồn gốc tự nhiên và được tìm thấy ở hai loại môi trường: thứ nhất là vùng nội địa hoặc ở các thung lũng khép kín trong vùng có thời tiết khô hạn hoặc bán khô hạn; và thứ hai là những tầng ngậm nước có điều kiện khử mạnh thường bắt nguồn

từ đất phù sa bồi tích Cả hai môi trường trên đều chứa các trầm tích trẻ và nằm ở vùng thấp, bằng phẳng nơi mà dòng nước ngầm chảy chậm Về mặt lịch sử, đây là những tầng ngậm nước ít bị rửa trôi và As thường được giải phóng từ các trầm tích chôn vùi và có thể được tích lũy vào trong nước ngầm Nước ngầm giàu As cũng được tìm thấy ở các vùng địa nhiệt và ở một số vùng riêng biệt ở những nơi có hoạt động khai mỏ và nơi mà quá trình oxy hóa khoáng sunfit đã xảy ra [20]

10

Hình 1.2 Bản đồ ô nhiễm asen trên thế giới [20]

Mức độ ô nhiễm As trong nước ngầm ở một số quốc gia và số lượng dân chịu ảnh hưởng do khai thác nước ngầm sử dụng cho mục đích ăn uống và sinh hoạt được thể hiện ở bảng sau:

Bảng 1.1 Ô nhiễm asen trong nước ngầm ở các nước trên thế giới [23]

phơi nhiễm

As trong nước ngầm (g/L)

Tiêu chuẩn cho phép (g/L)

Vùng nội Mông, Trung Quốc 600.000 1–2400 50

Tỉnh Xinjiang, Trung Quốc 100.000 1–8000 50

11

Về mặt dân số bị phơi nhiễm As bởi sử dụng nước ngầm bị ô nhiễm làm nước ăn uống và sinh hoạt, thì đồng bằng của Bangladet và tây Bengal là vùng bị ảnh hưởng lớn nhất và nghiêm trọng nhất Nồng độ As trong nước ngầm của những khu vực bị ảnh hưởng có khoảng dao động lớn từ bé hơn 0,5 đến 3200 µg/L Khoảng 27% giếng nông (độ sâu < 150 m) ở Bangladet chứa trên 50 mg As/L Các vùng nước ngầm bị ảnh hưởng As ở thung lũng Bengal có liên quan đến những trầm tích có tổng As trong khoảng < 2–20 mg/kg, tức là không nằm ngoài giá trị trung bình của thế giới Các tầng ngậm nước bị ảnh hưởng thường là tầng Holocene (tầng

có độ sâu < 100–150 m) và gồm có cát mica, bùn, sét được tích tụ bởi hệ thống các con sông Ganges, Brahmaputra và Meghna Những trầm tích này có nguồn gốc từ dãy núi Himalaya và từ các vùng núi ở miền bắc và phía tây của Tây Bengal Ở hầu hết ở các khu vực bị ảnh hưởng thì các trầm tích ở tầng ngậm nước được phủ một lớp sét hoặc bùn (độ dày khác nhau) nó làm hạn chế sự khuếch tán không khí vào các tầng ngậm nước Ở đây với sự có mặt của các vật chất hữu cơ rắn mới bị lắng xuống với các trầm tích, sự phân hủy các hợp chất hữu cơ này dẫn đến của điều kiện khử mạnh trong các tầng ngậm nước giúp cho sự giải phóng As từ trầm tích vào nước ngầm Sự giải phóng As có thể xảy ra bởi sự kết hợp của sự thay đổi trạng thái oxy hóa khử gây ra bởi sự chôn vùi nhanh của các trầm tích bùn và phù sa, bao gồm

sự khử As(V) pha rắn thành As(III), sự giải hấp phụ của As từ các oxit Fe, sự khử hòa tan mang cũng như sự thay đổi trong cấu trúc và các đặc tính bề mặt của các oxit Fe trong điều kiện khử của tầng ngậm nước Các giếng sâu hơn từ 150–200 m hầu như có nồng độ As thấp, thường nhỏ hơn 0,5 µg/L [20]

Các đặc điểm hóa học đặc trưng của nước ngầm có As cao ở thung lũng Bengal là hàm lượng Fe cao (> 0,2 mg/L), Mn cao (> 0,5 mg/L), HCO3– cao (> 500 mg/L) và P > 0,5 mg/L, Cl– (< 60 mg/L), SO42– (< 1 mg/L), nồng độ NO3– và F– (<

1 mg/L), với pH gần bằng hoặc lớn hơn 7 [20] Mối tương quan giữa các nguyên tố hòa tan với As thường không tốt và mối tương quan tốt chỉ tìm thấy ở một số khu vực nhất định, thậm chí chỉ là ở quy mô làng xã Ví dụ, một số tác giả đã tìm ra tương quan thuận giữa As và Fe ở một số làng, nhưng kết quả này không đúng với

12

toàn bộ Bangladet và tây Bengal Mối quan hệ phổ biến trong nước ngầm đã được tìm thấy đó là mối tương quan nghịch giữa nồng độ As và SO42– Điều này cho thấy rằng sự giải phóng As bị tác động chủ yếu bởi điều kiện môi trường khử mạnh, cùng với quá trình khử SO42– Một số vùng nước ngầm ở Bangladet diễn ra quá trình khử mạnh tạo ra CH4

Hình 1.3 Bản đồ phẳng thể hiện sự phân bố As trong nước ngầm từ các giếng

khoan (< 150 m) ở Bangladesh [20]

Mặc dù đây là khu vực bị ảnh hưởng nặng nề nhất, nhưng sự phân bố As trong tầng ngậm nước của khu vực là không đồng nhất (hình 1.3) Khu vực bị ảnh hưởng tồi tệ nhất là ở đông nam của Bangladet nơi mà ở một số huyện có hơn 90% giếng bị ảnh hưởng [20] Nguyên nhân dẫn đến sự phân bố không đồng nhất ở đây

là chưa được hiểu rõ, chưa tìm thấy tài liệu nào nghiên cứu về vấn đề này

13

Một nghiên cứu đã tìm thấy nồng độ As trong các mẫu nước ngầm từ tây nam Đài Loan trong khoảng rộng từ 10 đến 1800 µg/L (trung bình 500 µg/L, n = 126) và nhận thấy rằng một nửa số mẫu được phân tích có nồng độ As từ 400–700 µg/L Ở đông bắc Đài Loan, đã tìm thấy nồng độ As trong một số nước ngầm lớn hơn 600 µg/L với giá trị trung bình là 135 g/L (377 mẫu) Trong mỗi vùng, nước ngầm có thể là có tính khử mạnh, giả thiết rằng As tồn tại chủ yếu là dạng As(III) [20] Tính khử mạnh có lẽ cũng xuất phát từ sự oxy hóa các hợp chất hữu cơ có trong tầng ngậm nước Nồng độ cao của axit hữu cơ (axit humic, axit fulvic) không phải là đặc trưng phổ biến của các tầng ngậm nước, nhưng đã tìm thấy trong nước ngầm ở đây như là một minh chứng [22] Tuy nhiên, cả địa hóa của nước ngầm và các nguồn khoáng ở Đài Loan hiện tại đều chưa được hiểu rõ ràng [20]

Kết quả về nồng độ As trong nước ngầm từ các hố nước và các giếng ở thung lũng Huhhot của vùng Nội Mông phía Bắc Trung Quốc, giá trị nằm trong khoảng <

1 µg/L – 1480 µg/L [22] Tầng ngậm nước bao gồm trầm tích sông và hồ thuộc kỷ thứ 4 (tầng holocene lớn) Nồng độ As cao được tìm thấy ở cả các giếng và các hố nước nông và sâu cũng như từ một số giếng đào (giếng có độ sâu từ 10 m đến 400 m) Ở cả tầng nông và sâu của tầng ngậm nước, nước ngầm biến đổi theo hướng từ điều kiện oxy hóa ở rìa thung lũng đến điều kiện khử ở phần trung tâm thấp của thung lũng Nồng độ As cao được tìm thấy trong nước ngầm có tính khử từ vùng thấp này và liên quan đến sự xuất hiện ở nồng độ tương đối cao của Fe hòa tan cũng như Mn, NH4, C hữu cơ hòa tan (DOC), HCO3 và P Nhiều nước ngầm tầng sâu có nồng độ DOC rất cao (lớn hơn 30 mg/L) và thường là kết quả của nồng độ axit hữu

cơ cao Nước ngầm ở điều kiện khử, As (III) vô cơ chiếm đa số với hơn 60% tổng lượng As hòa tan Xu hướng nồng độ As cao nhất được tìm thấy ở nước ngầm có nồng độ SO42– thấp và cho thấy rằng sự giải phóng As xảy ra dưới điều kiện khử mạnh, nơi mà sự khử SO42– đã xảy ra trong quá trình này Nồng độ cao của Fe, Mn,

NH4+, HCO3– và PO43– là một nét đặc trưng phổ biến của các vùng có nước ngầm nhiễm As cao ở điều kiện khử (ví dụ như ở Băngladet, Tây Bengan) Quan sát dãy tổng nồng độ As trong trầm tích từ 3–29 mg/kg (n = 12) và tương quan rất tốt với

14

nồng độ của Fe tổng Hơn 30% As là ở dạng oxalat và có liên quan lớn với Fe oxit

Sự giải phóng As vào dung dịch dưới điều kiện khử được cho là bởi hấp thụ kếp hợp với sự hòa tan chất khử của các khoáng Fe oxit Sự liên quan của As hòa tan với các thành phần như HCO3, DOC và PO43– có thể liên quan đến một các đặc tính giống nhau ở các điều kiện khử phổ biến và trong dòng nước ngầm chậm, nhưng chúng cũng có thể có liên quan trực tiếp bởi vì sự cạnh tranh của chúng với As về vị trí hấp phụ trên Fe oxit Sự kết hợp của dòng chảy chậm của nước ngầm và trầm tích trẻ của tầng ngậm nước cũng có thể là nguyên nhân quan trọng của nồng độ As hòa tan cao quan sát được, như ở các trầm tích trong các mẫu khoáng mới và hoạt động và nó đã không bị thau rửa từ khi bị chôn vùi [22]

Nồng độ As lớn hơn 50 µg/L được phát hiện trong nước ngầm từ trầm tích phù sa ở phía nam của dải đồng bằng Hungaria rộng lớn của Hungary và một phần của nước láng giềng Romania Nước ngầm ở phần sâu của thung lũng (độ sâu 80–

560 m) với nồng độ As cao, có tính khử với nồng độ cao Fe, NH4 và nhiều nghiên cứu cho thấy nồng độ cao của axit humic (lên đến 20 µg/L) Nước ngầm có nồng độ

As cao nhất ở vùng thấp nhất của thung lũng, nơi mà trầm tích nhỏ mịn [20]

Một nghiên cứu ở Argentina cho thấy có hàm lượng cao của các nguyên tố

có hại như As, F, NO3–N, B, Mo, Se, U và độ mặn cao Mức độ các vấn đề này là không rõ ràng, nhưng tin chắc rằng nó xảy ra ở phần lớn các vùng của đồng bằng Pampean ở Chaco, Argentina, có thể lớn hơn 106 km2 Nước ngầm từ La Pampa có

sự biến thiên lớn các thành phần hóa học và thay đổi theo không gian trong khoảng một vài km As hòa tan kéo dài đến mức hàng nghìn (< 4–5300 µg/L) và nồng độ F nằm trong khoảng từ 0,03–29 mg/L, B là 0,5–14 mg/L, V là 0,02–5,4 mg/L, NO3–N

là < 0,2–140 mg/L, Mo là 2,7–990 µg/L và U là 6,2–250 µg/L Trong nghiên cứu nước ngầm, 95% vượt quá 10 ug As/L (giá trị hướng dẫn của WHO) và 73% vượt quá 50 ug As/L (tiêu chuẩn của Argentina) Ngoài ra, 83% vượt quá giá trị hướng dẫn của WHO về F (1,5 mg/L), 99% đối với B (0,5 mg/L), 47% đối với NO3–N (11,3 mg/L), 39% đối với Mo (70 µg/L), 32% đối với Se (10 µg/L) và 100% đối với

U (2 µg/L) Tổng các chất rắn hòa tan là từ 730 đến 11400 mg/L, phần lớn các giá

từ nham thạch núi lửa có thể cũng góp phần tạo ra As hòa tan và các nguyên tố lượng vết khác Giá trị pH cao có thể là kết quả từ các phản ứng cacbonat và silicat, cũng như các điều kiện khí hậu khô cằn Các nhân tố này, cùng với các trầm tích hoàng thổ, trẻ và dòng nước ngầm chậm có khả năng làm cho sự tích lũy As và các nguyên tố khác trong tầng ngậm nước với nồng độ cao mà không bị rửa trôi [21]

Ở Thái Lan, huyện Ron Phibun là một khu vực phát hiện nước ngầm bị ô nhiễm As liên quan đến hoạt động khai thác mỏ thiếc Nồng độ As lên đến 5000 µg/L được tìm thấy trong nước ngầm nông từ trầm tích phù sa Đệ Tứ nơi mà được nạo vét trong suốt quá trình hoạt động khai thác mỏ Nước ngầm sâu hơn ở tầng ngậm nước đá vôi già hơn tìm thấy As có nồng độ ít hơn, mặc dù một số giếng cũng

có nồng độ As cao và có thể đó cũng là kết quả của sự ô nhiễm từ các hoạt động khai thác mỏ Nguyên nhân của sự giải phóng As được cho là do sự oxy hóa khoáng arsenopyrite, bị gia tăng bởi các hoạt động khai thác mỏ ở đây Cũng với nguyên nhân tương tự thì ở Ghana cũng phát hiện một số khu vực bị ô nhiễm As liên quan đến các hoạt động khai thác vàng [20]

1.3 Vấn đề ô nhiễm asen trong nước ngầm ở Việt Nam

Vấn đề ô nhiễm asen trong nước ngầm ở Việt nam những năm gần đây đã được nhiều tổ chức và các nhà nghiên cứu trong nước, nước ngoài quan tâm Theo đánh giá của UNICEF, Việt Nam có khoảng 20,48% dân số tức là khoảng 17 triệu dân sử dụng nước giếng khoan Nhiều nghiên cứu đã cho thấy nước ngầm được sử

16

dụng nhiều ở đồng bằng sông Hồng và sông Cửu Long cho các mục đích sinh hoạt

và sản xuất đang đứng trước nguy cơ ô nhiễm asen tự nhiên

Cũng theo kết quả nghiên cứu của tổ chức này cho thấy ở hai tỉnh Hà Nam

và Hà Tây (cũ) có mức độ ô nhiễm asen cao nhất có thể so sánh với mức độ ô nhiễm ở Bănglađet Ở Hà Nam có tới 50,2% trong tổng số 7024 mẫu nước giếng khoan được khảo sát có nồng độ asen lớn hơn 50 μg/L Ngoài ra còn một số tỉnh cũng bị ô nhiễm đáng kể như Hưng Yên, Nam Định, Hải Dương 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

Bảng 1.2: Tổng hợp những kết quả phân tích As do UNICEF hỗ trợ 2001–2004 [3]

Địa điểm Tổng số giếng

khoan Tổng số mẫu

Số mẫu có nồng độ As >

50 μg/L

% mẫu có nồng độ As >

vi 15 tỉnh, đó là Phú Thọ, Vĩnh Phúc, Hoà Bình, Hà Tây, Hà Nội, Bắc Ninh, Bắc Giang, Quảng Ninh, Hải Dương, Hải Phòng, Hưng Yên, Hà Nam, Nam Định, Thái Bình, Ninh Bình

17

Kết quả phân tích cho thấy hàm lượng asen có sự thay đổi trong một khoảng rất rộng, từ mức nhỏ hơn < 0,1 µg/l cho tới hơn 810 µg/l Trong đó, 73% số mẫu có hàm lượng nhỏ hơn 10µg/l, đạt tiêu chuẩn nước uống về asen của Bộ Y tế Việt Nam, 16% số mẫu có lượng asen nằm trong khoảng 10–50 µg/l, 8% số mẫu có lượng asen nằm trong khoảng 50–200 µg/l, và 3% số mẫu có lượng asen rất cao, lớn hơn 200 µg/l [10]

Hình 1.4 Ô nhiễm asen trong nước giếng khoan tại đồng bằng sông Hồng [10]

Tuy nhiên sự ô nhiễm đó lại tập trung chủ yếu tại vùng bờ trái sông Hồng, xuyên qua một số tỉnh đông dân như Hà Tây, Hà Nam, Hà Nội, Nam Định, Hưng Yên và Thái Bình (hình 1.4) Nhiều giếng khoan ở vùng này có hàm lượng asen cao khoảng 200–300 µg/l (gấp 20–30 lần tiêu chuẩn nước uống) Phía lưu vực sông Đuống cũng xuất hiện giải ô nhiễm với mức độ nhẹ hơn Đó là địa phận tỉnh Bắc Ninh và Hải Dương Các khu vực ven vùng núi trung du, ven biển có chiều hướng ít

bị nhiễm asen trong nước giếng khoan Phần trăm số mẫu có hàm lượng asen vượt tiêu chuẩn của nước ngầm là 45% tại Hà Nam, 28% tại Hà Tây, 17% tại Hưng Yên, 10% tại Nam Định và Bắc Ninh Các tỉnh còn lại có tỉ lệ này nhỏ hơn 10% Tuy nhiên, các tỷ lệ ô nhiễm ở từng khu vực sẽ thay đổi nhiều khi cỡ mẫu khảo sát tăng

18

lên Nhiều mẫu nước tại các khu vực liền kề nhau có hàm lượng thạch tín rất cao (>

200 µg/L) Ví dụ, tại các huyện Đan Phượng, Hoài Đức, Thanh Oai, Thường Tín, Phú Xuyên (Hà Tây), Duy Tiên, Lý Nhân (Hà Nam) Có những xã tỉ lệ giếng ô nhiễm thạch tín cao gần 100%

Sự khác nhau lớn về nồng độ As trong nước ngầm theo không gian ở đồng bằng sông Hồng cũng được quan sát thấy (hình 1.4), thậm chí ở khoảng cách rất gần khoảng 20 m [10] Tuy nhiên, nguyên nhân của vấn đề này là chưa được hiểu một cách rõ ràng

1.4 Những giả thiết về sự xuất hiện của asen trong nước ngầm

Như đã trình bày ở trên, có thể thấy nước ngầm nhiễm As cao (cao hơn tiêu chuẩn cho phép trong nước uống) không phải là hiếm thấy, nhưng chúng không có nghĩa là phổ biến trong hầu hết các tầng ngậm nước và nó chỉ tồn tại dưới những điều kiện đặc biệt Điều này liên quan đến cả môi trường địa hóa và địa chất thủy văn trước đó và cả hiện nay Nghịch lý là nước ngầm có As cao thì không phải luôn liên quan đến các vùng đá gốc có As cao Vấn đề As trong nước ngầm xảy ra dưới

cả điều kiện oxy hóa và điều kiện khử; cũng như ở cả điều kiện khí hậu ẩm ướt và khô hạn Điều đó cho chúng ta thấy rằng As không có sẵn trong các tầng ngậm nước

mà nó bị giải phóng ra từ các trầm tích trong các khu vực có điều kiện thích hợp

Ở Việt Nam, nước ngầm thường được khai thác ở cả tầng Holocene và Pleistocene Hai tầng này được cách biệt nhau bởi một lớp sét dày hàng mét Ở khu vực đồng bằng sông Hồng, trầm tích Holocene hình thành nên các tầng nước nông, với độ sâu khoảng 30 – 60 m [8, 29] Nước ngầm thường có đặc tính khử, với nồng

độ Fe và amoni (NH4+) rất cao [8, 10] Nhiều tác giả nghiên cứu cho rằng ô nhiễm asen trong nước ngầm tại đây có thể do sự khử hoà tan của các oxit sắt chứa asen, tồn tại tự nhiên trong tầng chứa nước [9, 10, 18, 27] Số liệu phân tích trầm tích và các thông số hoá học trong nước ngầm đã chứng tỏ mối tương quan giữa nồng độ asen với các điều kiện thiếu oxy trong tầng chứa nước và dẫn đến sự hoà tan khử của các khoáng chứa asen vào nước ngầm

19

Nghiên cứu của tác giả Charles F Harvey và các cộng sự (2002) về tình hình

ô nhiễm asen tại tỉnh Munshiganj (cách sông Dhaka 30 km về phía nam và sông Ganges 7 km về phía bắc, Bangladet) cũng cho thấy cơ chế giải phóng asen từ trầm tích vào nước ngầm liên quan tới điều kiện môi trường khử Tác giả đã chứng minh quá trình giải phóng asen có nguyên nhân từ dòng cacbon trẻ đi vào tầng chứa nước sâu do sự bơm nước tưới tiêu ồ ạt vào mùa khô ở Bangladet Sự khử hợp chất hữu

cơ thúc đẩy sự linh động của asen từ trầm tích vào nước ngầm [7]

Các tác giả C A J Appelo và D Postma cho rằng có hai cơ chế chính chi phối quá trình giải phóng asen từ trầm tích vào nước ngầm là cơ chế oxy hoá và khử Bản chất của cơ chế oxy hoá là quá trình oxy hoá các quặng pyrit có chứa asen như asenopyrit (FeAsS), loellingit (FeAs2) bởi các tác nhân oxy hoá có trong đất (như

NO3–) và sản phẩm của quá trình là sự giải phóng asen vào nước ngầm cùng với sulphat Theo cơ chế khử, trầm tích chứa các ôxit sắt mà trên bề mặt của chúng đã hấp phụ asen sẽ được lắng đọng cùng với các hợp chất hữu cơ tự nhiên, các vi sinh vật trong đất tiêu thụ chất hữu cơ và lấy oxy khiến môi trường trở nên có tính khử theo thời gian, chính môi trường này chuyển các pha sắt trong trầm tích về dạng

Fe2+ đồng thời giải hấp asen ra khỏi trầm tích và tan vào nước ngầm [8]

Trong các nghiên cứu nhằm tìm hiểu cơ chế giải phóng As được tìm thấy ở các vùng có khí hậu khô cằn ở Argentina Các tác giả nghiên cứu cho rằng dưới các điều kiện khô cằn, các phản ứng phân hủy của silicat và cabonat rất dễ xảy ra và nước ngầm thường có pH cao (6,3 – 9,2) Chính điều kiện pH cao này là nguyên nhân chính dẫn đến sự giải hấp As từ các oxit kim loại có mặt trong trầm tích (đặc biệt là oxit, hidroxit của Fe, Mn) vào môi trường nước ngầm, mặc dù sự hòa tan trực tiếp của núi lửa cũng có thể là một nguồn gốc gây ra sự ô nhiễm As trong nước ngầm ở đây [21]

Trong một nghiên cứu ở đồng bằng sông Mekong, tác giả Polizzotto lại cho rằng As được giải phóng trong các tầng đất bề mặt bởi các quá trình oxy hóa khử và sau đó có thể vận chuyển đi xuống tầng ngậm nước có cát [15]

20

Như vậy, các nguyên nhân làm giải phóng As từ trầm tích vảo tầng ngậm nước vẫn đang được tranh luận, vẫn còn nhiều quan điểm bất đồng, một cơ chế rõ ràng cho tất cả các tầng ngậm nước bị ô nhiễm As là chưa có Các cơ chế, quá trình

đã được nhắc đến trong các tài liệu có thể tổng hợp lại như sau:

 Cơ chế được thừa nhận rộng rãi nhất là sự khử hòa tan các hydroxit sắt có

chứa assen bị hấp phụ lên bề mặt trong các tầng ngậm nước mang tính khử Tuy nhiên, chỉ cơ chế này không thể giải thích được sự biến thiên của As trong một khoảng rộng được tìm thấy trong các tầng ngậm nước khử tương tự nhau, càng không thể giải thích được sự làm giàu As trong các tầng ngậm nước có điều kiện oxy hóa Sự cạnh tranh của các onion có mặt trong tầng ngậm nước (photphat, hidrocacbonat, silicat, sulfat,…) về vị trí hấp phụ của As trên các hidroxit sắt cũng

là một nguyên nhân quan trọng dẫn đến sự xuất hiện As trong các tầng ngậm nước

Cơ chế này thường giải thích cho sự làm giàu As xảy ra ở các khu vực cục bộ như

ở trong hoặc xung quanh các khu mỏ hơn là trên diện rộng ở trong các tầng ngậm nước

 Quá trình giải hấp phụ As ở vùng có pH cao dưới các điều kiện oxy hóa Quá trình này thường xảy ra ở các vùng lục địa khép kín hoặc các thung lũng có điều kiện khí hậu khô cằn

Các oxit Fe có thể bị hòa tan dưới các điều kiện axit mạnh hay dưới các điều kiện khử mạnh Các nguyên tố tồn tại cùng với các oxit này, ví dụ As bị hấp phụ (không bền) hoặc As bị liên kết (bền) sẽ được giải phóng qua quá trình hòa tan này Điều này có thể giải thích một phần cho sự có mặt của nồng độ As cao trong đường ống dẫn nước khai mỏ có tính axit và nước ngầm có tính khử mạnh Sự hòa tan khử của oxit Fe(III) được thừa nhận rộng rãi, nó giải thích nguyên nhân của hàm lượng Fe(II) cao trong nước kỵ khí và tính phổ biến của Fe trong môi trường nước mang tính khử với pH gần trung tính Mặc dù quá trình là khá rõ ràng, tuy nhiên cơ chế này không đủ để giải thích cho sự giải phóng As ở các tầng ngậm nước khác nhau đã được tìm thấy Sự hòa tan của oxit Fe mà không có bất cứ sự kết tủa pha

Fe thứ cấp nào sẽ chỉ giải phóng một vài hoặc vài chục ugAs/L, nhỏ giá trị tìm thấy

ở nhiều nước ngầm có tính khử giàu As Chuỗi các sự kiện xảy ra trong quá trình hòa tan có tính khử của oxit Fe chứa As bị hấp phụ và bị đồng kết tủa là phức tạp

và chưa được nghiên cứu hết ở mức chi tiết Nó còn phức tạp hơn khi có sự giải phóng photphat do trạng thái oxy hóa thay đổi của As Quá trình khử của cả oxit

22

Fe(III) và As(V) đều được xúc tác bởi vi khuẩn và tốc độ phụ thuộc vào khả năng tồn tại và nguồn dinh dưỡng cho vi khuẩn Quá trình khử hòa tan dĩ nhiên không thể giải thích sự xuất hiện của nước ngầm có tính oxy hóa giàu As [20]

Vi sinh vật khử oxit sắt

Vi khuẩn khử sunfat Vật chất hữu cơ

Vi khuẩn lên men

Vi khuẩn Methanogenic

Hình 1.5 Sự phân hủy các hợp chất hữu cơ và các quá trình xảy ra

trong điều kiện khử

Các 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 As có thể được mô tả như sau:

CH2O + O2 → H20 + CO2

2CH2O + SO42– → 2 HCO3– + H2S

5CH2O + 4NO3– → 2N2 + 4HCO3– + CO2 + 3H2O

CH2O + H2O + N2 + H+ → Amoni (NH4+) + CO2

4FeOOH + CH2O + 7H2CO3 → 4Fe2+ + 8 HCO3– + 6H2O

2Fe2O3.xH3AsO3 + CH2O+7H+ → 4Fe2+

+ HCO3– + 4H2O + 2xH3AsO3 2CH2O → CH4 + CO2

Oxit mangan cũng trải qua quá trình khử giải hấp phụ và hòa tan và vì thế cũng có thể góp phần giải phóng As vào nước ngầm theo con đường giống như Fe

23

Tất nhiên nhiều nước ngầm có tính khử ở Bangladet chứa nồng độ Mn cao Bề mặt oxit Mn cũng dễ dàng xúc tác cho quá trình oxy hóa As(III) Chưa có sự hiểu biết

rõ ràng về vai trò của sự hòa tan các khoáng cacbonat (calcite, dolomite, siderite),

là các khoáng phổ biến trong các tầng ngậm nước có góp phần vào sự giải phóng

As vào nước ngầm hay sự hấp thu của nó từ nước ngầm hay không

Tại một số vùng hàm lượng As trong nước ngầm thường có tương quan khá chặt chẽ với nồng độ các anion đồng hành, điển hình là PO43–, SiO32–, HCO3– Kết quả khảo sát các vùng ô nhiễm asen nặng ở tây Bengal cho thấy: hàm lượng sắt và kim loại thấp, trong khi lượng PO43– và HCO3– trong nước ngầm rất cao tương ứng

là > 0,5 mg/l và > 500 mg/l Hầu hết các nghiên cứu đều tìm thấy các tương quan thuận giữa As và các anion trên trong các tầng ngậm nước có tính khử Chính vì vậy các tác giả cho rằng sự cạnh tranh giữa chúng về vị trí hấp phụ trên các bề mặt khoáng cũng là một trong những nguyên nhân dẫn đến sự hình thành As trong các tầng ngậm nước

Các ảnh hưởng cạnh tranh của HCO3– với As 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 [20] Tuy nhiên HCO3– thường xuất hiện rất phổ biến trong môi trường, nồng độ của ion này dao động thường rất 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

24

Hình 1 6 Sự cạnh tranh hấp phụ của các anion trên bề mặt khoáng

Nếu lý giải tương tác của quặng sắt và anion theo cơ chế ái lực tĩnh điện thì

sự phân bố điện tích trên mỗi nguyên tố của các anion có vai trò quan trọng đối với quá trình hấp thu Xét các anion có oxy phổ biến trong đất: SO42–, PO43–, AsO33–, AsO43–, điện tích (+) mà các nguyên tố trung tâm phân bố cho mỗi oxy tương ứng là +6/4, +5/4, +3/3, +5/4 Mỗi O ban đầu có điện tích = –2, nên sau khi được nhận điện tích (+) từ nguyên tố trung tâm, phần điện tích âm còn thừa là: –1/2, –3/4, –1, –3/4 Như vậy, thứ tự ái lực của các anion với cùng một cation xác định là: AsO33–

> AsO43–≈ PO43– >SO42–; nghĩa là theo lý thuyết AsO33–bị hấp thu mạnh nhất lên quặng, SO42– bị hấp phụ yếu nhất; còn AsO43–, PO43– sẽ cạnh tranh lẫn nhau Tuy nhiên, thực tế ở pH gần trung tính, As(III) tồn tại ở dạng không phân ly H3AsO3(hình 1.6), bởi vậy thứ tự cường độ hấp thu lên sắt oxit của As(III) không tuân theo như đã sắp xếp ở trên Ở nồng độ thấp, các anion chỉ ảnh hưởng tới tương tác của AsO33– với quặng Ở nồng độ cao, các anion sẽ ảnh hưởng tới quá trình tách đồng thời cả AsO33– và AsO43– ra khỏi nước ngầm Khi có nhiều anion, vùng bao phủ của từng anion trên SOH (bề mặt khoáng, quặng) giảm đi, do các ion đó tự cạnh tranh với nhau Nhưng tổng vùng bao phủ của tất cả các anion lại tăng lên Ví dụ với hệ

PO43– đơn, diện tích bề mặt quặng bị bao phủ là 49%, còn với hệ PO43– + SiO32– là 73% [19]

25

Hình 1.7 Giản đồ phân bố các dạng tồn tại của asen theo Eh – pH

Trong khi các phản ứng cụ thể trên bề mặt khoáng xảy ra trong điều kiện khử diễn chưa được hiểu sâu sắc, thì sự biến đổi từ As(V) bị hấp phụ mạnh mẽ thành As(III) bị hấp phụ kém mạnh hơn có thể là một trong những phản ứng đầu tiên diễn

ra, mặc dù không phải tất cả bằng chứng đều cho thấy điều này Sự thay đổi trạng thái oxy hóa khử của các ion bị hấp phụ có thể tác động trở lại lớn hơn vì nó cũng ảnh hưởng đến mức độ mà các ion khác có thể cạnh tranh về vị trí hấp phụ Ví dụ như sự cạnh tranh của photphat–As(III) được cho là kém quan trọng hơn sự cạnh tranh photphat–As(V) Cũng có khả năng có sự cạnh tranh giữa các thành phần As(III) và As(V) Như vậy, khi As(V) bị khử về As(III) thì khả năng nó bị giải phóng là lớn hơn

Ở các hạt oxit Fe mịn và hỗn tạp, có thể gồm HFO, lepidocrocite, schwertmannite và magnetite thường được hình thành ở giai đoạn đầu của quá trình phong hóa HFO mới lắng đọng là các hạt cực kì mịn với cỡ hạt có đường kính khoảng 5 nm và diện tích bề mặt khoảng 600 m2/g hoặc lớn hơn HFO chuyển hóa dần dần (kết tinh) thành dạng định hình hơn như goethite và hematite với cỡ tinh thể lớn và diện tích bề mặt giảm đi Các phản ứng „già hóa‟ này có thể xảy ra nhanh trong phòng thí nghiệm nhưng tốc độ trong tự nhiên có phần chậm lại do sự có mặt của các ion khác, đặc biệt là những ion bị hấp phụ mạnh như Al, PO4, SO4, AsO4,

để tươi tiêu hay cho mục đích sinh hoạt

Tác giả Matthew L Polizzoto (2008) đã sử dụng phân tích địa hóa thủy văn

ở một vùng nhỏ thuộc đồng bằng sông Mekong, Cambodia cho thấy As được rửa trôi từ gần bề mặt, trầm tích từ sông, và vận chuyển theo thời gian hằng trăm năm qua tầng ngậm nước ở phía dưới và quay trở lại sông

27

Hình 1.8 Mặt cắt ngang vùng nghiên cứu với dòng chảy nước ngầm và nồng độ As Nồng độ As trong các nước giếng đã được biểu diễn bằng các số trong mặt cắt theo các đường viền Sự biến động về thời gian trong các giếng được lấy trung bình, và sắp xếp là biểu diễn các giếng tương ứng với độ sâu và vị trí Mô hình mạng lưới các dòng chảy nước ngầm hằng năm được biểu diễn bằng các đường màu xanh trong mặt cắt; sự biến động theo hướng thẳng đứng hằng năm (gradient) 0,07 m/m theo hướng đi xuống, biến động (gradient) theo chiều ngang hằng năm 7 × 10 –5 m/m theo hướng về phía sông Mekong As đầu vào vùng nghiên cứu theo trầm tích

là gần tương đương với đầu ra qua nước ngầm chảy ra [15]

As có mặt trong tầng ngậm nước bởi sự vận chuyển từ nguồn gần bề mặt, tuy nhiên không ngoại trừ các nguồn gốc khác Tuy nhiên, sự giải phóng As từ trầm tích trong tầng ngậm nước già hơn, sâu hơn hầu như có tốc độ chậm hơn so với trầm tích trẻ gần bề mặt trong vùng đất ngập nước Do đó, nồng độ As cao đã được quan sát thấy ở các nước già của tầng ngậm nước, đặc biệt ở khoảng cách xa hơn sông Mekong xuất hiện một vùng có nồng độ As cao, có lẽ phản ánh sự giải phóng As chậm từ trầm tích ở tầng sâu như giải thích của các nghiên cứu trước đây hoặc do sự thấm xuống từ vùng có As giải phóng cao ở vị trí phía trong vùng đất ngậm nước ở dòng chảy trước đây (có khả năng tồn tại trong lịch sử)

Nghiên cứu của tác giả được thực hiện trong một vùng mà hầu như không có

sự khai thác nước ngầm và trồng trọt, vì vậy gradient địa chất và thủy văn quan sát

28

thấy là còn nguyên sơ Nó sẽ tương phản với gradient các vùng bị ảnh hưởng bởi sự bơm khai thác nước ngầm như các vùng ở Bangladesh hay Việt Nam Bởi ở những vùng có sự bơm khai thác nước ngầm lớn sẽ tạo ra sự thấm cưỡng bức, cũng như tạo ra sự thay đổi về dòng chảy nước ngầm Tuy nhiên, kết quả này cung cấp một

mô hình cơ bản để hiểu về sự ô nhiễm As hiện tại nơi sự thay đổi sử dụng đất đã xảy ra Nồng độ As trong tầng ngậm nước được điều chỉnh bởi sự giải phóng As từ các quá trình địa hóa sinh học ở trầm tích gần bề mặt và vận chuyển theo dòng chảy thủy văn, quá trình mà kết hợp sự có mặt của As đầu vào ở mức có thể so sánh được

As đầu ra từ tầng ngậm nước Kết quả là nồng độ As sẽ tăng cao trong tầng ngậm nước ở những vùng có sự thay đổi làm phá vỡ chế độ thủy văn (gồm đập ngăn dòng nước, sự thay đổi sử dụng đất, sự khai thác nước ngầm tưới tiêu gia tăng và sự đào khai thác đất sét), kết hợp với điều kiện địa hóa sinh học hoặc vật chất mang nguồn

1.4.3 Sự hình thành As trong các tầng ngậm nước mang tính oxy hóa có pH cao

Nồng độ As cao trong nước ngầm ở nhiều vùng có điều kiện khí hậu khô cằn

đã được tìm thấy ở một số vùng thuộc Mehico, Chile, Agentina Nhiều nghiên cứu cho thấy chính trong điều kiện oxy hóa của nước ngầm ở vùng khí hậu khô cằn cùng với giá trị pH cao (7–8,7) là nhân tố làm tăng sự giải hấp As từ trầm tích ra môi trường

29

Hình 1.9 Sự gia tăng nồng độ As khi pH của trầm tích chứa 1g/kg Fe như HFO

tăng từ giá trị ban đầu là pH 7 dưới điều kiện hệ thống kín [20]

Dưới các điều kiện hiếu khí và pH từ axit đến gần trung tính của nhiều môi trường tự nhiên, As bị hấp phụ rất mạnh bởi các khoáng oxit đặc biệt là dạng As(V) Sự hấp phụ đã giúp cho nhiều môi trường nước ngầm trong tự nhiên khỏi vấn đề nhiễm độc As Khi pH tăng, đặc biệt lớn hơn pH 8,5 thì As giải hấp khỏi bề mặt các oxit, vì thế làm tăng nồng độ As trong nước Tác động của việc này được làm gia tăng bởi đặc trưng tỉ lệ rắn/lỏng cao của các tầng ngậm nước (3–10 kg/L)

Có thể giải thích ảnh hưởng này với một vài mô hình tính toán Nếu chúng ta giả thiết rằng trầm tích cát với trạng thái xốp 25% chứa 1g Fe/kg như HFO và lúc đầu cân bằng ở pH 7 với nước sông chứa 1 µg/L As và 0,05 mol/L NaCl, sau đó HFO có lượng As đi vào là khoảng 15.000 mg/kg Cái này tương đương với 23 mgAs/kg trầm tích Nếu pH sau đó tăng trong khi vẫn duy trì tổng nồng độ As không đổi trong trầm tích trên lỗ nước, tương tự với sự tiến triển trong một hệ thống kín, thì sau đó sự giải hấp As xảy ra (hình 1.9) Có sự gia tăng rõ ràng đối với nồng độ As trong nước lỗ rỗngkhi pH trên 8,5 Khi pH trên 9, nồng độ As(V)

có thể lớn hơn 1000 µg/L Nồng độ ion 0,05 M là lớn hơn đã được tìm thấy ở hầu hết nước sông nhưng giúp cho việc duy trì lực ion không đổi trong phép tính toán

30

Thông thường những ảnh hưởng của sự thay đổi nồng độ ion là tương đối nhỏ Ở

hệ thống này giả thiết là không có sự cạnh tranh của các ion trong dung dịch [20] Trên thực tế, những ion khác (như photphat, bicacbonat và silicat) trong nước sông sẽ cạnh tranh về vị trí hấp phụ trên HFO và làm giảm lượng As đi vào ban đầu Nếu chúng ta giả thiết cho ví dụ rằng nước sông cũng chứa 10 µg/L PO4–

P, thì lượng As đi vào bị giảm đến 5600 mg/kg HFO Mặc dù có sự ảnh hưởng bởi

sự cạnh tranh về vị trí hấp phụ trên bề mặt HFO của các ion khác nhưng pH vẫn có ảnh hưởng lớn tới sự giải phóng As Photphat (và các anion bị hấp phụ khác) cũng được giải phóng cùng với As ở pH cao Ở pH 9 nồng độ P tổng được tính ở ví dụ trên là 13 mg/L [20]

Có một vài lí do giải thích cho sự tăng giá trị pH ở trong các vùng này, nhưng quan trọng nhất là sự hấp thu proton bởi sự phong hóa khoáng và các phản ứng trao đổi ion, kết hợp với ảnh hưởng của sự bay hơi ở những vùng khô cằn và bán khô hạn Sự tăng pH này thường liên quan đến sự gia tăng của độ mặn và quá trình mặn hóa đất Đầu vào của nước địa nhiệt có pH cao có thể là quan trọng trong việc duy trì nồng độ As cao ở một số hồ có tính kiềm Sự giải hấp ở pH cao là cơ chế hợp lý nhất đối với sự gia tăng các vấn đề As trong nước ngầm dưới các điều kiện oxy hóa và sẽ giải thích cho mối tương quan thuận được quan sát của nồng độ

As với pH tăng

Khi pH tăng dẫn đến sự giải hấp phụ của các anion chứa oxy khác như photphat, vanadat, uranyl và molybdat Đã có các bằng chứng xác thực cho luận điểm này Các anion bị hấp phụ này tương tác cạnh tranh về vị trí hấp phụ trên các oxit và vì thế ảnh hưởng một cách phức tạp đến mức độ liên kết lẫn nhau Điều này chưa được hiểu sâu sắc về mặt định lượng Đặc biệt photphat có thể đóng một vai trò quan trọng trong liên kết As vì nó vẫn luôn dồi dào hơn nhiều so với As, thường là một nhân tố chứa 50 hoặc lớn hơn (về giá trị mol) và cũng liên kết mạnh hơn với bề mặt oxit Ở pH 7, asenat bị hấp phụ mạnh bằng photphat Vai trò của HCO3– (là anion chính trong nước ngầm) đến quá trình giải hấp của As hiện nay vẫn chưa rõ ràng Nồng độ bicacbonat trong nước ngầm có As cao thường lớn hơn

31

300 µg/L (5 mM), có thể lớn hơn 1000µg/L (16 mM) [20] Vì thế các thử nghiệm cần được mở rộng hơn với những nồng độ cao này để xác minh vai trò của HCO3–trong quá trình hấp phụ

Vai trò của cácbon hữu cơ hòa tan (axit fulvic và humic) cũng chưa được biết đến một cách chắc chắn, ít nhất về mặt định lượng một cách tổng quát Một số nghiên cứu tìm thấy các chất humic làm giảm sự hấp phụ của As(III) và As(V) trên các oxit Fe và một số vùng tìm thấy hàm As cao trong nước ngầm có liên quan đến nồng độ axit humic cao Tuy nhiên, bằng chứng trực tiếp của mối quan hệ này giữa cácbon hữu cơ hòa tan với sự giải hấp As vẫn chưa được tìm thấy [20]

Một số cation, do mang điện tích dương, có thể đẩy mạnh quá trình hấp phụ của asenat mang điện tích âm Ca và Mg được cho là những cation quan trọng nhất

về khía cạnh này do sự có mặt với hàm lượng cao của chúng trong hầu hết các môi trường nước tự nhiên và hóa trị +2 của chúng Fe(II) có lẽ quan trọng trong nước

có tính khử và Al trong nước có tính axit Silica cũng có thể ảnh hưởng tới sự hấp phụ As

Những mô tả ở điều kiện khô cằn ở trên có thể thấy giá trị pH cao đã được duy trì đồng thời sự rửa trôi As cũng giảm đến mức tối thiểu Nó cũng cho phép tích lũy nồng độ cao của Cl và F trong nước ngầm Một số vùng có giá trị pH cao khác (pH lên đến 8,3), như môi trường chứa đá vôi của hệ mở, ở đây xẩy ra sự rửa trôi mạnh làm cho hầu hết hàm lượng As đã được giải phóng đã bị rửa trôi Vì canxi asenat khó hòa tan nên asenat sẽ bị hấp phụ mạnh bởi khoáng canxi cacbonat mặc dù điều này chưa được giải thích rõ ràng [20]

1.4.4 Sự hình thành As trong các tầng ngậm nước mang tính oxy hóa, giàu khoáng pyrit chứa As

Như đã mô tả ở trên, vấn đề As cũng xảy ra ở một số vùng nơi có các hoạt động khai mỏ sunfua phổ biến, As được giải phóng từ các khoáng sunfua khi chúng bị oxy hóa do các hoạt động khai mỏ Các phương trình có thể xảy ra minh họa cho sự giải phóng As theo cơ chế này:

32

FeS2 + 3.5O 2 + H2O → Fe2+ + 2SO42– + 2H+

4FeAsS + 13O2 + 6H2O → 4FeSO4 + 4H3AsO4

Fe1–xNixS2–wAsw + 3.5O2 + H2O → xNi2+ +wH3AsO4 +(1–x)Fe2+ + (2–

Như vậy, các nguyên nhân làm giải phóng As từ trầm tích vảo tầng ngậm nước vẫn đang được tranh luận, vẫn còn nhiều quan điểm bất đồng, một cơ chế rõ ràng cho tất cả các tầng ngậm nước bị ô nhiễm As là chưa có

33

Chương 2 ĐỐI TƯỢNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

2.1 Địa điểm nghiên cứu

Đồng bằng Bắc Bộ có diện tích khoảng 11.000 km2 và được sử dụng với mục đích chính là làm nông nghiệp cho khoảng 11 triệu người dân Hình dạng của đồng bằng đã bị điều chỉnh bởi dòng chảy thay đổi lớn của sông Hồng qua hàng nghìn năm Trong giai đoạn này, các quá trình vận động của sông do nguyên nhân sự xói mòn ở các vùng thượng lưu cũng như sự bồi tích phù sa ở các vùng hạ lưu đã xảy ra Ngoài ra, một loạt các hoạt động biển lấn và ngược lại liên quan đến sự thay đổi khí hậu góp phần làm cho trầm tích đa dạng Do có rất nhiều các quá trình lắng đọng trầm tích xảy ra ở đồng bằng này, nên thạch học của trầm tích châu thổ rất phức tạp

và các chuỗi trầm tích thay đổi lớn trong một khoảng cách ngắn [29]

Hình 2.1 Vị trí các giếng khoan tại xã Vạn Phúc, huyện Thanh Trì, Hà Nội

Trầm tích Holocene cũng như Pleitocene tồn tại trong một vùng Hà Nội rộng lớn Phía tây bắc Hà Nội trầm tích Holocene chứa một lượng lớn các vật chất hữu

cơ tự nhiên Các tầng ngậm nước Pleistocene và Holocene ở sông Hồng chủ yếu được cung cấp bởi từ chính con sông này