NGHIÊN CỨU KHẢ NĂNG HẤP THỤ ARSENIC TRÊN BỀ MẶT VẬT LIỆU ĐƯỢC HOẠT HÓA BỞI Fe 2+ Fe 3+ ĐỂ XỬ LÝ NƯỚC UỐNG.

Đề tài tiến hành khảo sát hiệu suất xử lý Arsenic trên hai loại vật liệu là cát thạch anh và gạch vụn đã được hoạt hóa bề mặt bằng Fe2+ với các nồng độ khác nhau.. Mỗi thí nghiệm tiến hà

BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO TRƯỜNG ĐẠI HỌC NÔNG LÂM THÀNH PHỐ HỒ CHÍ MINH

KHÓA LUẬN TỐT NGHIỆP

NGHIÊN CỨU KHẢ NĂNG HẤP THỤ ARSENIC TRÊN BỀ MẶT VẬT LIỆU ĐƯỢC HOẠT HÓA BỞI Fe2+/Fe3+

ĐỂ XỬ LÝ NƯỚC UỐNG

Họ và tên sinh viên: NGUYỄN THÀNH HIỆP

Ngành: CÔNG NGHỆ HÓA HỌC Niên khóa: 2006 – 2010

Tháng 09 / 2010

NGHIÊN CỨU KHẢ NĂNG HẤP THỤ ARSENIC TRÊN BỀ MẶT VẬT

Giáo viên hướng dẫn:

Tiến sĩ LÊ QUỐC TUẤN

Tháng 09 Năm 2010

LỜI CẢM TẠ

Đầu tiên, em chân thành gởi lời cảm ơn đến quý thầy cô trường đại học Nông Lâm TP.HCM nói chung và quý thầy cô bộ môn Công Nghệ Hóa Học nói riêng đã tận tình truyền đạt những kiến thức, kinh nghiệm quý báu của mình cho chúng em, tạo mọi điều kiện cho chúng em học tập, rèn luyện tại trường cũng như tại các xí nghiệp, nhà máy và giúp đỡ chúng em hoàn thành tốt khóa luận tốt nghiệp của mình

Với tấm lòng chân thành, em gởi sự kính trọng và lòng biết ơn sâu sắc đến Thầy

TS Lê Quốc Tuấn, trưởng khoa Môi Trường và Tài Nguyên trường đại học Nông Lâm TP.HCM, người đã bỏ rất nhiều thời gian quý báu để tận tình, hết lòng giúp đỡ và hỗ trợ em trong suốt quá trình thực hiện và hoàn thành luận văn này

Và cuối cùng, em chân thành cảm ơn quý thầy cô trong khoa Môi Trường và Tài Nguyên đã giúp đỡ, tạo mọi điều kiện thuận lợi cho em tiến hành các thí nghiệm của khóa luận tại phòng thí nghiệm của khoa Các bạn bè sinh viên trong và ngoài trường đã giúp đỡ em trong suốt quá trình làm thí nghiệm

TÓM TẮT

Đề tài “nghiên cứu khả năng hấp thụ Arsenic trên bề mặt vật liệu được hoạt hóa bởi Fe2+ /Fe3+ để xử lý nước uống” được tiến hành tại phòng thí nghiệm khoa Môi Trường và Tài Nguyên trường đại học Nông Lâm TPHCM từ ngày 25/03/ 2010 đến ngày 25/06 /2010

Đề tài tiến hành khảo sát hiệu suất xử lý Arsenic trên hai loại vật liệu là cát thạch anh và gạch vụn đã được hoạt hóa bề mặt bằng Fe2+ với các nồng độ khác nhau

Từ đó, xác định loại vật liệu có hiệu suất xử lý Arsenic cao nhất và thời gian sử dụng tối ưu của các vật liệu đó Mỗi thí nghiệm tiến hành liên tục trong vòng 10 ngày với mỗi loại vật liệu được hoạt hóa bởi một nồng độ Fe2+

Kết quả thu được là sự khác biệt về hiệu suất xử lý của các vật liệu được hoạt hóa với các nồng độ Fe2+ khác nhau, đồng thời hiệu suất của vật liệu lọc cũng thay đổi theo thời gian vận hành hệ thống Nồng độ Arsenic trong các mẫu được lấy vào cuối các ngày thứ 2, 6, 10 của quá trình đều đạt tiêu chuẩn của bộ y tế về nồng độ As có trong nước Trong đó, các mẫu nước được lọc từ vật liệu cát tẩm Fe2+ với nồng độ 0.03

g /lít đạt hiệu suất xử lý cao nhất với thời gian sử dụng dài nhất (sau ngày thứ 6, hiệu suất xử lý Arsenic vẫn đạt 100%, đến ngày thứ 10 hiệu suất đạt 97.97%)

SUMMARY

Project "Research absorb arsenic on the surface of the material was activated by

Fe2+/Fe3+ to treat drinking water" was conducted in the laboratory department of Environment and Natural Resources University of Agriculture and Forestry at Ho Chi Minh City from 25/03/2010 to date 25/06/2010

Subject to survey the performance on two types of arsenic treatment material is quartz sand and crushed brick surface was activated by Fe2+ with different concentrations From there, identify materials that perform the highest arsenic treatment and time optimal use of that material Each experiment conducted within 10 consecutive days with each type of material activated by a Fe2+ concentration

The result was a difference in treatment efficiency of the materials were activated with different concentrations of Fe2+, while the performance of the filter material also changes with time operating system Arsenic concentrations in samples taken at the end of day 2, 6, 10 are of the standard of health of As concentrations in water In it, the water sample is filtered material sand impregnated Fe2+ concentration

of 0.03 g/l efficient handling most of time using the longest (after the 6th day, treatment efficiency arsenic is 100% , day 10 to achieve 97.97% efficiency)

MỤC LỤC

TRANG TỰA ii

LỜI CẢM TẠ ii

TÓM TẮT iii

MỤC LỤC v

DANH SÁCH CHỮ VIẾT TẮT viiii

DANH SÁCH CÁC HÌNH ixx

DANH SÁCH CÁC BẢNG xii

Chương 1: MỞ ĐẦU 1

1.1 Đặt vấn đề 1

1.2 Mục đích của đề tài: 2

1.3 Nội dung của đề tài: 2

1.4 Phạm vi thực hiện: 2

1.5 Thời gian tiến hành thí nghiệm: 2

Chương 2: TỔNG QUAN 3

2.1 Tổng quan về Arsenic 3

2.1.1 Định nghĩa Arsenic: 3

2.1.2 Tính chất vật lý của Arsenic: 4

2.1.3 Tính chất hóa học của As: 5

2.2 Nhiễm độc Arsenic 7

2.2.1 Sự phơi nhiễm 7

2.2.2 Độc tính của Arsenic 9

2.3 Hấp thụ và chuyển hóa As trong cơ thể 11

2.3.1 Hấp thụ As vào cơ thể 11

2.3.2 Chuyển hóa As trong cơ thể 11

2.4 Triệu chứng nhiễm độc As 12

2.4.1 Nhiễm độc cấp tính 12

2.4.2 Nhiễm độc mãn tính 13

2.5 Điều trị nhiễm độc As 14

2.5.1 Điều trị nhiễm độc cấp tính As tiêu hóa 14

2.5.2.Điều trị nhiễm độc mãn tính 15

2.6 Nguồn gốc ô nhiễm và đặc điểm phân bố của As: 16

2.6.1 Nguồn gốc ô nhiễm của As 16

2.6.2 Đặc điểm phân bố của As trong tự nhiên 20

2.7 Các phương pháp xử lý Arsenic: 23

2.7.1 Phương pháp Lọc: 23

2.7.2 Phương pháp lọc màng 24

2.7.3 Hấp phụ 24

2.7.4 Phương pháp Oxy hoá 26

2.7.5 Phương pháp keo tụ - Kết tủa 27

2.7.6 Phương pháp sử dụng ánh sáng mặt trời 28

2.7.7 Loại bỏ Arsenic khỏi nước 28

Chương 3: VẬT LIỆU VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 29

3.1 Nguyên lý được ứng dụng trong các thí nghiệm của đề tài: 29

3.2 Vật liệu, hóa chất, trang thiết bị nguyên cứu: 30

3.2.1 Hóa chất dùng trong thí nghiệm: 30

3.2.2 Trang thiết bị thí nghiệm 30

3.2.3 Vật liệu thí nghiệm và chuẩn bị vật liệu thí nghiệm: 30

3.2.4 Pha hóa chất 33

3.3 Phương pháp nghiên cứu: 35

3.3.1 Tiến hành thí nghiệm: 35

3.3.2 Lấy mẫu thí nghiệm và phân tích: 38

Chương 4: KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 39

4.1 Kết quả: 39

4.1.1 Đối với thí nghiệm 1: 39

4.1.2 Đối với thí nghiệm 2: 40

4.2.Thảo luận: 41

4.2.1 Hiệu suất xử lý As của cát tẩm 0.03 gam Fe2+ / lít theo thời gian 41

4.2.2 Hiệu suất xử lý As của cát tẩm 0.015 g / lít theo thời gian 42

4.2.3 Hiệu suất xử lý As của cát không tẩm sắt theo thời gian 43

4.2.4 Hiệu suất lọc của cát với nồng độ Fe khác nhau sau 2 ngày lọc 44

4.2.5 Hiệu suất lọc của cát với nồng độ Fe khác nhau sau 6 ngày lọc 45

4.2.6 Hiệu suất lọc của cát với nồng độ Fe khác nhau sau 10 ngày lọc 47

4.2.7 Hiệu suất của các cột lọc với vật liệu cát theo thời gian 48

4.2.8 Hiệu suất xử lý As của gạch tẩm 0.03 gam Fe2+ / lít theo thời gian 50

4.2.9 Hiệu suất xử lý As của gạch tẩm 0.015 gam Fe2+ / lít theo thời gian 52

4.2.10 Hiệu suất xử lý As của gạch không tẩm Fe theo thời gian 53

4.2.11 Hiệu suất lọc của gạch với nồng độ Fe khác nhau sau 2 ngày lọc 54

4.2.12 Hiệu suất lọc của gạch với nồng độ Fe khác nhau sau 6 ngày lọc 56

4.2.13 Hiệu suất lọc của gạch với nồng độ Fe khác nhau sau 10 ngày lọc 57

4.2.14 Hiệu suất của các cột lọc với vật liệu gạch theo thời gian 59

4.2.15 Hiệu suất lọc As của vật liệu gạch và cát tẩm Fe2+ nồng độ 0.03 g / lít 60

4.2.16 Hiệu suất lọc As của vật liệu gạch và cát tẩm Fe2+ nồng độ 0.015 g / lít 61

4.2.17 Hiệu suất lọc As của vật liệu gạch và cát không tẩm Fe2+ 62

Chương 5: KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ 63

5.1 Kết luận 63

5.2 Kiến nghị 64 TÀI LIỆU THAM KHẢO

DANH SÁCH CHỮ VIẾT TẮT

As: Arsenic

UNICEF: Quỹ nhi đồng Liên Hiệp Quốc

AMU: Đơn vị khối lượng nguyên tử (1 AMU = 1.66 x 10-27 kg)

EPA : Cơ quan bảo vệ môi sinh Hoa Kỳ

OSHA: Cơ quan bảo vệ sức khỏe và an toàn lao động – Bộ lao động Hoa Kỳ

WHO: Tổ chức y tế thế giới

Usepa: Cơ quan bảo vệ môi trường Hoa Kỳ

BVMT: Bảo Vệ Môi Trường

CEETIA : Trung tâm kỹ thuật môi trường đô thị và khu công nghiệp

ĐHXD: Trường đại học Xây Dựng

CNMT & PTBV (CETASD): Công Nghệ Môi Trường & Phát Triển Bền Vững ĐHKHTN: Đại Học Khoa Học Tự Nhiên

ĐH KHTN–ĐHQG Hà Nội: Đại học Khoa Học Tự Nhiên–Đại học Quốc Gia Hà Nội TCVN : Tiêu chuẩn Việt Nam

TP HCM: Thành phố Hồ Chí Minh

Hình 3.3 Mô hình thí nghiệm trong đề tài

Hình 3.4.Cột thí nghiệm chứa vật liệu cát

Hình 3.5 Cột thí nghiệm chứa vật liệu gạch

Hình 4.1 Đồ thị thay đổi hiệu suất xử lý As của cát tẩm Fe2+ nồng độ 0.03 g / lít theo thời gian

Hình 4.2 Đồ thị thay đổi hiệu suất xử lý As của cát tẩm Fe2+ nồng độ 0.015 g / lít theo thời gian

Hình 4.3 Đồ thị thay đổi hiệu suất xử lý As của cát không tẩm Fe2+ theo thời gian Hình 4.4 Đồ thị thay đổi hiệu suất xử lý As của cát sau 2 ngày lọc

Hình 4.5 Đồ thị thay đổi hiệu suất xử lý As của cát sau 6 ngày lọc

Hình 4.6 Đồ thị thay đổi hiệu suất xử lý As của cát sau 10 ngày lọc

Hình 4.7 Đồ thị thay đổi hiệu suất xử lý As của cát sau theo thời gian

Hình 4.8 Đồ thị thay đổi hiệu suất xử lý As của gạch tẩm Fe2+ nồng độ 0.03 g / lít theo thời gian

Hình 4.9 Đồ thị thay đổi hiệu suất xử lý As của gạch tẩm Fe2+ nồng độ 0.015 g / lít theo thời gian

Hình 4.10 Đồ thị thay đổi hiệu suất xử lý As của gạch không tẩm Fe2+

Hình 4.11 Đồ thị thay đổi hiệu suất xử lý As của gạch sau 2 ngày lọc

Hình 4.12 Đồ thị thay đổi hiệu suất xử lý As của gạch sau 6 ngày lọc

Hình 4.13 Đồ thị thay đổi hiệu suất xử lý As của gạch sau 10 ngày lọc

Hình 4.14 Đồ thị thay đổi hiệu suất xử lý As của gạch sau theo thời gian

Hình 4.15 Đồ thị so sánh hiệu suất xử lý As của cát và gạch tẩm Fe2+ nồng độ 0.03g/lít

Hình 4.16 Đồ thị so sánh hiệu suất xử lý As của cát và gạch tẩm Fe2+ nồng độ 0.015 g/lít

Hình 4.17: Đồ thị so sánh hiệu suất xử lý As của cát và gạch không tẩm Fe2+

DANH SÁCH CÁC BẢNG

Bảng 2.1 Đồng vị As

Bảng 4.1 Kết quả thí nghiệm xử lý As bằng vật liệu cát hoạt hóa

Bảng 4.2 Kết quả thí nghiệm xử lý As bằng vật liệu gạch hoạt hóa

Bảng 4.3 Hiệu suất xử lý As của cát tẩm Fe2+ nồng độ 0.03 g / lít theo thời gian Bảng 4.4 Hiệu suất xử lý As của cát tẩm Fe2+ nồng độ 0.015 g / lít theo thời gian Bảng 4.5 Hiệu suất xử lý As của cát không tẩm Fe2+ theo thời gian

Bảng 4.6 Hiệu suất xử lý As của cát sau 2 ngày lọc

Bảng 4.7 Hiệu suất xử lý As của cát sau 6 ngày lọc

Bảng 4.8 Hiệu suất xử lý As của cát sau 10 ngày lọc

Bảng 4.9 Hiệu suất xử lý As của cát

Bảng 4.10 Hiệu suất xử lý As của vật liệu gạch tẩm Fe2+ nồng độ 0.03 g/ lít Bảng 4.11 Hiệu suất xử lý As của vật liệu gạch tẩm Fe2+ nồng độ 0.015 g/ lítBảng 4.12 Hiệu suất xử lý As của vật liệu gạch không tẩm Fe2+

Bảng 4.13 Hiệu suất xử lý As của vật liệu gạch sau 2 ngày lọc

Bảng 4.14 Hiệu suất xử lý As của vật liệu gạch sau 6 ngày lọc

Bảng 4.15 Hiệu suất xử lý As của vật liệu gạch sau 10 ngày lọc

Bảng 4.16 Hiệu suất xử lý As của vật liệu gạch

Bảng 4.17 Hiệu suất xử lý As của cát và gạch tẩm Fe2+ nồng độ 0.03 g / lít

Bảng 4.18 Hiệu suất xử lý As của cát và gạch tẩm Fe 2+ nồng độ 0.015 g/lít

Bảng 4.19 Hiệu suất xử lý As của cát và gạch không tẩm Fe2+

Chương 1:

MỞ ĐẦU 1.1 Đặt vấn đề

Các nghiên cứu khoa học ngày nay cho biết, Arsenic là một nguyên tố vi lượng rất cần thiết cho cơ thể nhưng ở liều lượng cao thì nó rất độc cho cơ thể người Độc tính của Arsenic đã được loài người biết đến từ lâu Trong sự phát triển của thế giới ngày nay đang hình thành và tồn tại nhiều khu vực có nguy cơ nhiễm độc Arsenic Khoảng 10 năm gần đây, các nhà khoa học đã thấy rằng nhiều nước đang gặp phải vấn

đề ô nhiễm Arsenic ảnh hưởng nghiêm trọng đến sức khỏe của cộng đồng Phần lớn sự

ô nhiễm Arsenic thông qua việc sử dụng nguồn nước, lương thực, thực phẩm ở những vùng đất và không khí bị ô nhiễm Arsenic Nhiễm độc Arsenic gây ra những bệnh hiểm nghèo cho con người như ung thư da, phổi, nhiều tác động tiêu cực khác kể cả các chứng ung thư nội quan Đáng lo ngại là hiện nay vẫn chưa có phương pháp hiệu quả nào để điều trị căn bệnh quái ác này

Một số kết quả điều tra gần đây cũng cho biết nhiều khu vực ở nước ta môi trường cũng bị ô nhiễm Arsenic Sự ô nhiễm này được hình thành do đặc điểm địa chất địa lý khu vực và một yếu tố phức tạp hơn như do hoạt động kinh tế xã hội và đô thị hóa gây ra Dư luận xã hội gần đây rất lo ngại về tình trạng môi trường ở một số nơi bị

ô nhiễm Arsenic và đã gây ra những bệnh hiểm nghèo cho cư dân địa phương

UNICEF và nhiều tổ chức Quốc tế đang hỗ trợ các quốc gia để giải quyết vấn

đề này Sự ô nhiễm Arsenic là một rủi ro ngoài tưởng tượng Vì Arsenic không gây mùi vị khó chịu khi có mặt trong nước uống nên rất khó phát hiện Hơn nữa việc xét nghiệm Arsenic thường bị bỏ qua vì chi phí khá cao, phải thực hiện bằng các phương pháp phân tích ở phòng thí nghiệm hiện đại

Trước tình hình đó, một yêu cầu cấp bách đặt ra cho chúng ta hiện nay là phải tạo ra được một loại vật liệu có khả năng xử lý Arsenic hiệu quả, đơn giản, có thể được ứng rộng rãi trong đời sống của nhân dân Và đó cũng chính là lý do tôi tiến hành

thực hiện đề tài: “Nghiên cứu khả năng hấp thụ Arsenic trên bề mặt vật liệu được hoạt hóa bởi Fe2+/Fe3+ để xử lý nước uống.”

1.2 Mục đích của đề tài:

Tiến hành nghiên cứu dựa trên nguyên lý hấp thụ để tìm ra một loại vật liệu mới có khả năng xử lý nguồn nước nhiễm Arsenic vừa đạt hiệu suất cao vừa có hiệu quả kinh tế

1.3 Nội dung của đề tài:

Nghiên cứu lý thuyết về Arsenic và cơ chế gây độc của nó để tạo cơ sở lý thuyết xây dựng mô hình nghiên cứu

Nghiên cứu khả năng xử lý Arsenic trên mô hình thực nghiệm Mô hình gồm 3 cột thí nghiệm với vật liệu được hoạt hóa bằng các dung dịch có nồng độ Fe2+ khác nhau Mỗi thí nghiệm được thực hiện trên một loại vật liệu khác nhau

1.5 Thời gian tiến hành thí nghiệm:

Thí nghiệm được thực hiện trong 3 tháng từ ngày 25/03/2010 đến ngày 25/06/2010

Chương 2:

TỔNG QUAN 2.1 Tổng quan về Arsenic

2.1.1 Định nghĩa Arsenic:

Arsenic là nguyên tố thứ 33 trong bảng tuần hoàn Mendeleep, ký hiệu là As As

là một chất tự nhiên phân bố rộng rãi trên bề mặt trái đất Trong tự nhiên, As kết hợp với oxygen, chlorine, và sulfur thành một dạng phức hợp As vô cơ Trong cơ thể động vật và cây cối, As kết hợp với carbon và hydrogen thành một dạng phức hợp As hữu

cơ

Arsenic còn được gọi là thạch tín, là nguyên tố rất độc được nhà giả kim Ả rập tên là Jabir ở thế kỷ thứ 8 dùng để tạo ra Arsenic Trioxide Vào thời kỳ đó người ta đặt tên cho nó là chế phẩm Jabir, một chất độc không mùi, không vị, gây chết người không để lại dấu vết gì trong cơ thể

Arsenic cũng trở thành vũ khí giết người được ưa dùng ở thời Trung Cổ và Phục Hưng, đặc biệt trong các tầng lớp thống trị, các bạo chúa Triệu chứng gây độc giống như triệu trứng của bệnh dịch tả xảy ra rất phổ biến lúc bấy giờ và ngộ độc gây

ra bởi As thì không thể phát hiện được Ở thế kỷ 19 sau Công nguyên, As lại có một cái tên là "bột thừa kế" do những người thừa kế muốn dùng nó để giết những người thân có tài sản cho thừa kế, nhằm đảm bảo quyền thừa kế hay thúc đẩy sớm việc được hưởng quyền thừa kế của mình

Ngày nay, người ta rất thường dùng hợp chất As để sản xuất thuốc trừ sâu bọ, thuốc bảo vệ trái cây, thuốc kích thích tăng trưởng cho heo, bò, trâu

Thông tin trên internet về sự tuần hoàn khắp toàn cầu của As cho thấy rằng thiên nhiên đã đưa vào bầu khí quyển 45.000 tấn As/ năm, trong khi các nguồn nhân tạo chỉ thêm vào bầu khí quyển khoảng 28.000 tấn As/năm Ở đất trồng, mức độ As tự nhiên phụ thuộc vào loại đá mẹ của đất này, mức trung bình biến thiên từ 1 – 40 mg/kg đất, ở đa số đất trồng luôn thấp hơn 1/2 mức này Mức As có thể cao hơn do sự khoáng

hóa, sự ô nhiễm bởi hoạt động công nghiệp (đặc biệt là các xưởng chế đồng) và việc

sử dụng thuốc trừ sâu chứa As

As khác hẳn một số kim loại nặng bình thường, vì đa số các hợp chất As hữu cơ

ít độc hơn các hợp chất As vô cơ Trong khi có một số điểm tương đồng hóa học với P,

hóa học đất trồng của As đa dạng hơn, bởi vì nó có thể tồn tại ở nhiều hơn một trạng

thái oxy hóa dưới mức chênh lệch bình thường ở đất trồng và As có thể tạo các liên kết

với S và C dễ dàng hơn P

2.1.2 Tính chất vật lý của Arsenic:

Arsenic là phân tử thứ 33 trong bảng tuần hoàn Mendeleep, được ký hiệu là As

Khối lượng nguyên tử là 74.9216 AMU Nhiệt độ nóng chảy là 817.0oC, nhiệt độ sôi là

614.0oC Trong hạt nhân của nguyên tử có số proton là 33, số Neutrons là 42 As là

một Á kim nên vừa mang tính chất của kim loại, vừa mang tính chất của phi kim Ở

20oC, As có tỷ trọng 5.72 gam / cm3

Ở dạng phi kim, As có màu vàng được tạo nên khi ngưng tụ hơi, có mạng lưới

lập phương Trong mạng lưới đó gồm những phân tử As4 liên kết với nhau bằng lực

Wanderwall Phân tử As4 có cấu tạo tứ diện đều As vàng kém bền ở nhiệt độ thường,

dưới tác dụng của ánh sáng nó chuyển sang dạng kim loại

Ở dạng kim loại, As có màu trắng hơi xám As xám có cấu trúc lớp, dẫn nhiệt,

dẫn điện nhưng giòn và dễ nghiền thành bột

2.1.3 Tính chất hóa học của As:

As có cấu hình điện tử lớp ngoài cùng là 4s2 4p3 và nằm ở trong nhóm các nguyên tố N, P, Sb, Bi Sự giảm bớt số điện tử tính từ trên xuống trong nhóm này không được nhận biết đầy đủ như là cấu trúc của kim loại hoặc của các ion dương As thường được mô tả như là một nguyên tố phi kim nhưng với mục đích mô tả những tính chất hóa học trong đất, có thể thấy rằng nó là một phi kim loại dạng liên kết hoặc được tìm thấy trong những loại ion âm

Có điểm tương tự giữa thành phần hóa học của As và P trong đất, nghĩa là cả hai đều có thành phần dạng oxy acid có số oxy hóa là 5 trong đất Tuy nhiên, phosphate có điện thế Eh và pH lớn hơn As As cũng được tìm thấy ở trong đất có số oxy hóa là 3 và các chỉ số khác mà các tính chất đó không có trong P

Nguồn tự nhiên của As trong đất chính là các chất vô cơ muối lưu huỳnh Thông thường, sự oxide hóa trên bề mặt trái đất do khí hậu từng vùng dẫn đến tạo ra oxit acid - base trên số oxy hóa 5 Điện thế Eh và pH trong đất có thể cho số hóa trị của As là V hoặc III với những hoạt động của vi sinh vật nhóm methyl, dimethyl hoặc

sự thay đổi số oxy hóa và sự tồn tại của nhóm S nếu nó có thể làm giảm điều kiện hình thành của Arsenic sulfide vô cơ Hơn nữa, nhân tố gây khó khăn có thể do sự có mặt của các chất vô cơ từ đất sét oxide sắt, oxide nhôm và vật chất sinh học

Sự cân bằng Arsenic acid (hóa trị III và IV) có sự hòa tan thấp hơn độ pK là giá trị cho biết những hợp chất có phản ứng nhiệt động học ở hầu hết trên mặt đất bình thường có độ pH từ 4 – 8 như H3AsO3 có thể pH lên đến 9, H2AsO4 , pH = 2 ÷ 7, HAsO42- thì pH > 7

Arsenic acid:

H3AsO4 + H2O Ù H2AsO4- + H3O+ pK2 2.20

H2AsO4- + H2O Ù HAsO42- + H3O+ pK2 6.97 HAsO42- + H2O Ù AsO43- + H3O+ pK2 11.63

Arseneans acid:

H3AsO3 + H2O Ù H2AsO3- + H3O+ pK2 9.22

H2AsO3 + H2O Ù HAsO42- + H3O+ pK2 12.13 HAsO3 + H2O Ù AsO33- + H3O+ pK2 13.4 Khi thế oxy hóa khử Eh có giá trị dưới 300mV, tại pH = 4 và 100mV, tại pH =

8, H3AsO3 trở nên có phản ứng nhiệt động học ổn định hơn loại As khi kết hợp với nhóm sinh vật gốc methyl Sự thay đổi tỉ lệ Eh/pH thường không xảy ra nhanh chóng trong hệ thống

Một số phản ứng đặc trưng của As:

Phản ứng với oxy

Khi đốt As cháy tạo thành As2O3 có màu trắng

4As + 3O2 = 2AsO3

Phản ứng với halogen, lưu huỳnh

Ở dạng bột, As bốc cháy trong khí clo

2As + 3Cl2 = 2AsCl3

Chỉ tác dụng với B2, I2, S khi đun nóng

2As + 3S = As2S3Khi tác dụng với lượng dư clo và có mặt hơi nước, tạo acid arsenite

2As + 5Cl2 + 8H2O = 2H3AsO4 + 10HCl

Phản ứng với kim loại

As tác dụng với kim loại kiềm và kiềm thổ cũng như một số kim loại khác ở nhiệt độ cao

2As + 3Ca = Ca3As2

2As + 3Cu = Cu3As2

Phản ứng với nước, dung dịch acid, dung dịch kiềm

As không tan trong nước, trong dung dịch HCl, H2SO4… chỉ tan trong HNO3 và nước cường thuỷ

3As + 5HNO3 +2H2O = 3H3AsO4 +5NO

As chỉ tan trong kiềm nóng chảy khi có mặt của oxy

2As + 6NaOH + O2 = 2Na3AsO4 +3H2

Trong môi trường nước tự nhiên, As (III) tồn tại chủ yếu ở dạng trung hoà

H3AsO3 Với oxi hoà tan trong nước, As(III) bị oxi hoá thành As (V) tại pH = 7

2.2 Nhiễm độc Arsenic

2.2.1 Sự phơi nhiễm

2.2.1.1 Khái niệm sự phơi nhiễm

Điều quyết định một chất độc có độc tính là tùy thuộc vào “liều” tác dụng, cách thức thâm nhập vào cơ thể sống và thời gian tiếp xúc (gọi là sự phơi nhiễm) Nói cách khác, một độc chất trở nên độc là tuỳ thuộc vào sự phơi nhiễm

2.2.1.2.Sự phơi nhiễm As:

Sự phơi nhiễm As chủ yếu được quan tâm là từ nước uống và không khí bị ô nhiễm với nồng độ As cao Ngoài ra sự tiêu hóa thực phẩm và dược phẩm cũng có liên quan trong một số trường hợp Các nồng độ tăng cao của As là do tác động của con người và đôi khi cũng do quá trình trong tự nhiên gây nên

Ở Tây Bengal và Bangladesh (Chowdhury và cộng sự, 1997 và 1999) xảy ra phơi nhiễm từ việc uống nước ngầm được bơm lên từ các giếng khoan Các nhà nghiên cứu ở Nội Mông đã thông báo về các tác hại đến sức khỏe từ việc sử dụng nước ngầm

có nồng độ As cao Ở các nước này As hòa tan trong nước ngầm có thể có nguồn gốc

tự nhiên Nhưng một số nhà nghiên cứu đã cho rằng, ở Tây Bengal và Bangladesh, As

liên kết với đá gốc được giải phóng vào nước do việc bơm hút quá nhiều nước phục vụ cho thủy lợi trong những năm gần đây

Nước bề mặt cũng có thể chứa As với nồng độ cao Hàm lượng As cao trong nước mặt ở Thái Lan (Choprapawon và Ajjimangkul, 1999) và Chile (San cha, 1999)

đã gây ra các triệu chứng nhiễm độc As Ở Thái Lan, mức As tăng cao là do các chất thải từ các hoạt động khai thác mỏ thiếc

Nồng độ As gia tăng trong không khí có thể do việc đốt than có chứa As cao, như ở Slovakia (Bencko, 1997) và Trung Quốc (Sun và cộng sự, 1999) dùng than cho nhà máy nhiệt điện Có một trường hợp thú vị "tự mình lại hại mình" như ở tỉnh Guizhou (Trung Quốc) vì không biết nên các gia đình đều dùng loại than có chứa hàm lượng As cao để sấy khô các nông phẩm được treo trên trần nhà Họ đốt than trong một cái hố dưới nền nhà hoặc trong một cái lò không có ống khói hoặc ống xả Điều này dẫn tới nồng độ As rất cao trong không khí trong nhà và thấm sâu vào các thực phẩm

Nguồn phơi nhiễm As có thể là đất hoặc cây cối trồng trên đất bị ô nhiễm, hoặc

từ việc tình cờ ăn phải đất (đây là một vấn đề đối với trẻ em trước tuổi đến trường) Sự

ô nhiễm đất có thể xảy ra do tiếp xúc với các chất thải rắn như chất thải hầm mỏ, hay với bùn cống có As nồng độ cao Đất bị nhiễm As cao cũng có thể do việc tưới tiêu bằng nước có chứa nhiều As, hay từ việc sử dụng các thuốc trừ sâu, thuốc diệt cỏ chứa

As (Folkcs, 2001) Một trong các mối quan tâm có thể xảy ra là các loại đất này có thể gây ô nhiễm cho các loại cây lương thực mà con người hay vật nuôi ăn phải Một mối quan tâm khác là khả năng độc tố As có thể làm giảm năng suất mùa màng

As là một nguyên tố vết tồn tại trong tự nhiên và có thể được tìm thấy trong bất

kỳ mẫu vật chất nào nếu như sử dụng một phương pháp phân tích đủ nhạy Tất cả thực phẩm đều chứa As Thông thường As dạng vô cơ có độc tính cao gấp rất nhiều lần so với dạng hữu cơ Trong thực phẩm, phần lớn As ở dạng hữu cơ và chỉ một lượng nhỏ

As ở dạng vô cơ Hàm lượng As vô cơ cao nhất được phát hiện trong lúa, bột mì, nước nho và rau cải bó xôi (Borum và Albemathy, 1994) Dược phẩm cũng có thể là một nguồn phơi nhiễm As

2.2.2 Độc tính của Arsenic

Về mặt sinh học, As là một chất độc có thể gây ra 19 bệnh khác nhau trong đó

có ung thư da và phổi Mặt khác, As có vai trò trao đổi nuclein, tổng hợp protit và hemoglobin As ảnh hưởng tới thực vật như một chất cản trở trao đổi chất, làm giảm mạnh năng suất của quá trình trao đổi chất Đặt biệt trong môi trường thiếu phospho

Trong môi trường sinh thái, các hợp chất Arsenic hóa trị 3 có độc tính cao hơn dạng hóa trị 5 Tính độc của As phụ thuộc vào dạng tồn tại (công thức hóa học của hợp chất), trạng thái oxy hóa và độ tan của nó trong môi trường sinh học Mức độ độc của

As giảm đần theo thứ tự ArsenicH3 > Arsenic (III) vô cơ > Arsenic (III) hữu cơ > Arsenic (V) vơ cơ > Arsenic (V) hữu cơ Arsenic (III) độc gấp 10 lần Arsenic (V) Môi trường khử là điều kiện thuận lợi cho nhiều hợp chất Arsenic hóa trị 5 chuyển sang hóa trị 3 Trong những hợp chất axít Arsenic thì hợp chất H3AsO3 độc hơn H3AsO4

dưới tác dụng của các yếu tố oxy hóa trong môi trường thì H3AsO3 có thể chuyển thành dạng H3AsO4 Thế oxy hóa khử, độ pH của môi trường và lượng kaloit giàu

Fe3+… là những yếu tố quan trọng tác động đến quá trình oxy hóa khử của các hợp chất hữu cơ trong tự nhiên Những yếu tố này có ý nghĩa làm tăng hay giảm độc tính của các hợp chất Arsenic trong mơi trường sống

Sự nhiễm độc As còn gọi là arsenicosis xuất hiện như một tai họa môi trường đối với sức khỏe con người trên thế giới Các biểu hiện đầu tiên của bệnh nhiễm độc

As là chứng sạm da (melanosis), dầy biểu bì (keratosis), từ đó dẫn đến hoại thư hay ung thư da Hiện chưa có phương pháp hữu hiệu chữa bệnh nhiễm độc As Các triệu chứng cổ điển của nhiễm độc As như: sậm màu da, tăng sừng hóa và ung thư da đã được biết đến từ lâu Từ những năm 1970 và đặc biệt trong thập niên 90 của thế kỷ

XX, nhiều tác động tiêu cực khác tới sức khỏe có liên quan đến việc phơi nhiễm As gia tăng Có nhiều chứng cứ về những tác động này bao gồm bệnh về hệ mạch máu ngoại biên (bệnh chân đen) (Guo và cộng sự, 1994) và các tác động đến hệ thần kinh ngoại biên (Kilburn, 1997) Các chứng cứ ngày càng tăng với nhiều hậu quả xấu tới sức khỏe như các bệnh: to chướng gan, các tác động tới hệ thần kinh trung ương, bệnh đái đường, cao huyết áp, bệnh tim, bệnh xơ gan bệnh viêm cuống phổi và các bệnh hô hấp khác, (Abernathy, Calderon và Chapell, 1997; Chappell, Abernathyvà Calderon, 1999) Trước đây chỉ mới phát hiện ra As có liên quan đến bệnh ung thư da, nay có rất

nhiều bệnh ung thư đều do As gây ra như: ung thư phổi, ung thư bàng quang, ung thư thận, ung thư mũi, ung thư ruột kết …

As ở dạng hợp chất vô cơ được sử dụng làm chất độc (thạch tín) từ thời xa xưa Một lượng lớn As loại này có thể gây chết người Mức độ ô nhiễm nhẹ hơn có thể dẫn đến thương tổn các mô hay các hệ thống của cơ thể Một tác động đặc trưng khi bị nhiễm độc As dạng hợp chất vô cơ qua đường miệng là sự xuất hiện các vết màu đen

và sáng trên da, những "hạt ngô" nhỏ trong lòng bàn tay, lòng bàn chân và trên mình nạn nhân; Nếu không được chữa trị đúng cách và kịp thời, những hạt nhỏ này có thể sẽ biến chứng gây ung thư da, ung thư trong cơ thể, nhất là ở gan, thận, bàng quan và phổi

Nhiễm độc các hợp chất As vô cơ qua đường hô hấp cũng có thể gây các triệu trứng và các bệnh như trên, nhưng thường ở mức độ nhẹ hơn Nguy cơ đáng ngại nhất của ô nhiễm As qua đường hô hấp là bệnh ung thư phổi, thường gặp nhiều ở những người bị ô nhiễm As trong không khí với nồng độ cao như ở trong các lò luyện quặng, gang, thép, hoặc khu vực xung quanh EPA quy tính nồng độ giới hạn cho phép của As trong nước uống là 50 μg/ lít Cơ quan về An toàn định cư và sức khỏe của Mỹ (OSHA) quy định nồng độ giới hạn cho phép của As trong không khí ở trong các phân xưởng là 10 μg/m3 đối với As vô cơ và 500 μg/m3 đối với As hữu cơ Gần đây, Tổ chức Y tế thế giới WHO đã hạ thấp nồng độ giới hạn cho phép của As trong nước cấp uống trực tiếp xuống 10 μg/lít USEPA và Cộng đồng châu Âu cũng đã đề xuất hướng

tới đạt tiêu chuẩn As trong nước cấp uống trực tiếp được là 2–20 μg/ lít Tiêu chuẩn

nước uống của Đức đã hạ thấp nồng độ giới hạn của As xuống còn 10 μg/ lít từ tháng 1 năm 1996 (Driehaus W et.al, 1998)

As đi vào cơ thể con người trong một ngày đêm thông qua chuỗi thức ăn khoảng 1 mg; qua bụi không khí 1,4 μg; các đường khác 0,04 – 1.4μg As hấp thụ vào

cơ thể qua đường dạ dày, nhưng cũng dễ bị thải ra Hàm lượng As trong cơ thể người khoảng 0,08–0,2 ppm, tổng lượng As có trong người bình thường khoảng 1,4 mg As tập trung trong gan, thận, hồng cầu, homoglobin và đặc biệt tập trung trong não, xương, da, phổi, tóc Hiện nay người ta có thể dựa vào hàm lượng As trong cơ thể con người để tìm hiểu hoàn cảnh và môi trường sống Như hàm lượng As trong tóc nhóm

dân cư khu vực nông thôn trung bình là 0.4–1.7 ppm, khu vực thành phố công nghiệp 0.4–2.1 ppm, còn khu vực ô nhiễm nặng 0.6–4.9 ppm

2.3 Hấp thụ và chuyển hóa As trong cơ thể

2.3.1 Hấp thụ As vào cơ thể

As có trong thành phần cấu tạo của cơ thể con người vì As được phân bố trong thiên nhiên và hàng ngày người ta hấp thụ một lượng nhỏ As qua nước uống, thức ăn, không khí Vì vậy nồng độ trung bình của As trong nước tiểu nói chung dưới 40ug/l, nồng độ As tăng trong nước tiểu khi người ta ăn tôm, cua và các hải sản khác Tuy nhiên cũng có nơi trên thế giới như Bănglađét, nước sinh hoạt ở vài địa phương chứa

As nồng độ cao gây ra nhiều bệnh cho cộng đồng dân cư

Trong sản xuất công nghiệp, As từ khói và bụi có thể vào cơ thể qua đường hô hấp, một số bụi đọng lại đường hô hấp trên như mũi, phế quản, một số bụi vào tới vùng túi dưới của phổi rồi từ đó chúng được hấp thụ Sự hấp thụ cũng xảy ra trong dạ dày – ruột khi các hạt bụi không được thanh lọc khỏi đường hô hấp rồi được nuốt vào trong cơ thể và hấp thụ qua thành ruột, dạ dày As và hợp chất của nó cũng có thể qua

da khi xảy ra sự tiếp xúc với chỗ da bị tổn thương, trầy xướt Đặc biệt các loại axit của

As có thể hấp thụ qua da nguyên lành

Người ta thấy As có hóa trị III được hấp thụ dễ hơn và thải loại nhanh hơn As hóa trị V As là một chất độc tích lũy Sau khi được hấp thụ, As vào gan, thận, tim, xương, lông, tóc, da, móng và não Sau khi được thải loại, một phần As vẫn còn lại trong các tổ chức đó As trong cơ thể gây nhiễm độc do nó kết hợp với các nhóm – SH của các chất trong cơ thể để tạo thành phức chất thioarsen, phong bế hoạt động bình thường của các hệ thống men và các chất liên quan

2.3.2 Chuyển hóa As trong cơ thể

Khi vào trong cơ thể, các hợp chất As đặc biệt là As (III) tấn công ngay lập tức vào các enzyme có chứa nhóm –SH và cản trở hoạt động của chúng (Đặng Đình Bạch, 2006) Phản ứng xảy ra như sau:

As (V) cũng giống như phosphate, dễ kết tủa với các kim loại và ít độc hơn so với As (III) Khi vào cơ thể As (V) sẽ thế chỗ của phosphate trong chuỗi phản ứng tạo adenosine triphosphate (ATP) do đó ATP sẽ không được hình thành

Khi có mặt As (V) có tác dụng sinh hoá chính là đông tụ protein, tạo phức với

coenzyme và phá huỷ quá trình phosphate hoá tạo ATP (Geneva, 1981.)

As vô cơ sau khi được hấp thụ sẽ chuyển hóa và được thận thải qua nước tiểu dưới dạng axit metylasonic (dimethy larsinic acid) và axit đó lần lượt là 67% và 20% Một phần As được thải qua phân, một phần được thải qua da do sự bong da hàng ngày

Ở người không tiếp xúc trực tiếp với As, lượng As thải ra hàng ngày từ 0,1 đến 0,2

2.4.1.1 Do hấp thụ As qua đường tiêu hóa

Trường hợp này hiếm xảy ra, nếu xảy ra thường là do anhidrit arsenơ hoặc có thể là do chì arsenat được nuốt vào Triệu chứng nhiễm độc thường gặp là rối loạn tiêu hóa (đau bụng, nôn, bỏng và khô miệng, tiêu chảy nhiều và cơ thể bị mất nước…) Các triệu chứng xảy ra trong giờ đầu tiên sau khi nuốt phải arsenic Bệnh cũng tương tự như bệnh tả, có thể dẫn tới tử vong trong vòng 12 đến 18 giờ Trường hợp sống sót thì nạn nhân có thể bị viêm da tróc vảy và viêm dây thần kinh ngoại vi

2.4.1.2 Hít phải không khí có bụi, khói, hoặc hơi chứa As

Các tổn thương ở mắt như viêm da mi mắt, viêm kết mạc …

2.4.1.3 Khi da tiếp xúc với As:

Có thể gây ra viêm da tiếp xúc, viêm nang lông, loét …

Rối loạn dạ dày – ruột (ít gặp trong công nghiệp) bao gồm buồn nôn, đau bụng, tiêu chảy và táo bón luân phiêu nhau, loét dạ dày

Rối loạn thần kinh có các biểu hiện như viêm dây thần kinh ngoại vi cảm giác – vận động; đây có thể là biểu hiện duy nhất của nhiễm độc As mãn tính Có thể có các biểu hiện khác như tê các đầu chi, đau các chi (trái với viêm dây thần kinh do chì), bước đi khó khăn, suy nhược cơ (chủ yếu ở các cơ duỗi ngón tay và ngón chân) Mỗi khi xuất hiện viêm dây thần kinh sau khi tiếp xúc đồng thời với Pb và As thì cần căn

cứ vào các triệu chứng kết hợp như trên để chẩn đoán phân biệt nhiễm độc giữa Pb và

As

Tác động đến gan Nuốt hoặc hít phải As trong không khí một cách thường xuyên, liên tiếp có thể dẫn tới các tổn thương thoái hóa gan, từ đó có thể dẫn đến xơ gan như đã thấy ở những công nhân dùng các chất liệu côn trùng có chứa As

Tác động đến tim do As có thể tác động trên cơ tim (biểu hiện ở các rối loạn điện tim)

Ung thư da có thể xảy ra khi tiếp xúc với As như thường xuyên nuốt phải trong thời gian dài hoặc da liên tục tiếp xúc với As As cũng được cho là nguyên nhân của nhiều bệnh ung thư khác ví dụ như bệnh ung thư phổi

Rối loạn toàn thân ở người tiếp xúc với As làm gầy mòn, chán ăn Ngoài các tác dụng toàn thân nêu trên, As còn gây ra tác dụng cục bộ trên cơ thể người tiếp xúc do tính chất ăn da của các hợp chất As, với các triệu chứng như loét da gây đau đớn ở những vị trí tiếp xúc trong thời gian dài với As hoặc loét niêm mạc mũi, có thể dẫn đến thủng vách ngăn mũi

2.5 Điều trị nhiễm độc As

2.5.1 Điều trị nhiễm độc cấp tính As tiêu hóa

Rửa dạ dày ngay tức khắc với nước pha lòng trắng trứng hoặc với dung dịch 1% natri thiosunfat trong nước ấm hay sữa

Cho tiêm thuốc giải độc B.A.L (2-3 dimecaptopanol) (theo R, Lauwerys cho từ 1,5 đến 3 mg cho một kg thể trọng, cứ 04 giờ một lần trong hai ngày đầu và tiếp tục cứ

12 giờ một lần, tổng cộng 12 ngày)

Khi dùng B.A.L có thể gây ra các phản ứng nhất thời có tính chất toàn thân cho nạn nhân như cảm giác bỏng miệng và mắt, đau toàn thân và buồn nôn, co khít ngực, nhức đầu, tăng huyết áp, tim đập nhanh, do đó cần thận trọng trong sử dụng B.A.L cho những người cao huyết áp Ephedrin là dược phẩm có thể ngăn chặn một số tác dụng không mong muốn của B.A.L Để dự phòng các di chứng thần kinh, người ta khuyên nên dùng thêm vitamin B – Complex và vitamin B6 (cho uống từ 250 đến 750 mg mỗi ngày) khi dùng B.A.L

B.A.L là viết tắt của British Anti–Lewisite, tên của hóa chất có tên khoa học là 2–2 dimecapropanol B.A.L là thuốc giải độc được dùng để chống nhiễm độc bởi chất Lewisite, một khí độc chiến tranh được dùng trong thế chiến thứ I có tên khoa học là 2– Clovinydicloasin có chứa As Cơ chế nhiễm độc As là phong bế các chất trong cơ thể có nhóm – SH, gây ra sự ức chế quá trình chuyển hóa của cơ thể Ví dụ axit lipoic

có hai nhóm – SH viết tắt là: L – SH Nhóm – SH khi bị lewisite phong bế sẽ tạo thành phức chất không còn hoạt tính sinh học bình thường nữa, theo phản ứng sau:

Khi đưa B.A.L vào cơ thể bị nhiễm độc As, vì B.A.L có hai chức – SH nên nó

có khả năng gắn với As tự do hoặc As đã kết hợp với nhóm thiol trong cơ thể tạo thành phức chất B.A.L – As và phức chất này được thải loại qua nước tiểu

2.5.2.Điều trị nhiễm độc mãn tính

Cho dùng B.A.L để tạo thuận lợi cho sự thải loại As khỏi cơ thể Trường hợp viêm nhiều dây thần kinh thì cho thêm các vitamin B1 và B6 Trường hợp thiếu máu thì cho thêm vitamin B12 …

2.6 Nguồn gốc ô nhiễm và đặc điểm phân bố của As:

2.6.1 Nguồn gốc ô nhiễm của As

2.6.1.2 Các chất liên quan tới nông nghiệp:

Arsenic phức hợp được sử dụng rộng rãi làm chất diệt côn trùng hơn 100 năm qua, nhưng từ năm 1970 - 1980, người ta đã giảm xuống phân nửa Ảnh hưởng của độc tố As đến thực vật được sử dụng làm thuốc diệt cỏ và chất làm khô, giúp cho bông vải thu hoạch dễ dàng hơn sau khi rụng lá Tuy nhiên, cũng có một mối bận tâm về việc gia tăng As tồn dư trong đất và các cặn bã lắng dưới đáy hồ sau khi đã sử dụng một lượng lớn As hữu cơ Kết quả là những thứ thuốc diệt côn trùng khác đã thay thế các phức chất As, như muối arsenic chì, thường được sử dụng trong các vườn cây ăn

Hình 2.4: cơ chế khử độc As sử dụng B.A.L

trái để kiểm soát sự phá hoại của côn trùng Sodium arsenic đã được sử dụng rộng rãi làm chất diệt cỏ, diệt rong rêu và làm rụng lá khoai tây giống

Gần đây, người ta đã ước lượng toàn thế giới có khoảng 8000 tấn As/ năm dùng làm thuốc diệt cỏ, khoảng 12000 tấn As/ năm để làm khô bông vải và 16000 tấn/ năm

để bảo quản gỗ Tỷ lệ dùng thuốc sát trùng thường ở mức 2 - 4 kg As/ha, nhưng lượng demethylarsinic acid có thể được dùng gấp 3 lần Ngoài ra, một lượng nhỏ phức chất

As hữu cơ được dùng làm thức ăn thêm cho gia súc ở mức 10-50 mgAs /kg, để thúc đẩy sự tăng trưởng của gà tây và heo Phức chất này bị bài tiết nhanh thường là với một sự thay đổi về hóa học tất yếu đang xảy ra

Ước tính trong phân bón có chứa trung bình 7,7 mg As /kg đá phosphate Lượng phân lân trung bình được bón là 54,5 kg/ha/vụ Điều kiện bình thường của As cho đất trồng trọt trong phân khoảng 0,12mg As/m2 Đây là hiện tượng làm tăng chất độc tương đương với khoảng 0,05% (với trong đất ở độ sâu khoảng 20cm)

Mức độ của As trong phân N và K không đáng kể và tính chất As thêm vào qua bón vôi cũng nhỏ, phản ánh một lượng As sẽ được tìm thấy trong đá vôi Nồng độ của

As trong phân bón ảnh hưởng đến loài vật, ngay ở một mức độ thấp trong thức ăn Trong trường hợp đó, sự tập trung của chất độc trong phân bón từ 30 - 40 mg/kg trọng lượng khô

2.6.1.3.Chu trình phát thải As của dòng khí quyển:

Sự thay đổi cao của một số loại As kép cho thấy rằng chu trình sinh - địa - hóa học của As bao gồm những dòng đặc biệt xuyên qua khí quyển Tuy nhiên, lượng thoát hơi được ước tính chỉ khoảng 7% trọng lượng khí quyển, phụ thuộc vào thời kỳ tính toán

Gần đây, ước tính dòng khí quyển cho thấy rằng, lượng As theo dòng khí quyển khoảng 73.540 tấn/ năm, với tỷ lệ 60:40 giữa tự nhiên và nguồn gốc nhân tạo Sự so sánh này, với ước tính trên 31.400 tấn/năm thì tỷ lệ tự nhiên so với nhân tạo là 25:75; hoặc nếu lượng này là 296.470 tấn /năm thì tỷ lệ tự nhiên/nhân tạo sẽ là 70:30 (Nriagu, 1998) lại ước tính trong dòng khí quyển As là 18.800 tấn/năm

Khối lượng của As tại nhiều vùng nông thôn trên toàn cầu khoảng 0,8 - 5,5 mg/m2/năm Nếu tỷ lệ trung bình của As ở mức trên 1 mg/m2/năm thì sự tăng vọt của khối lượng As trong tầng đất mặt (độ sâu trung bình là 5cm) sẽ là 0,15% (lượng trung bình này trong đất là 10 mg/kg với tỷ trọng đất là 1,4 g/cm3) Tuy nhiên, người ta tính được rằng, có khoảng 35% As từ khí quyển bổ sung cho đất, nếu tỷ lệ trung bình của

sự tăng trưởng là 0,05% ở phía Bắc bán cầu và 0,02% ở phía Nam bán cầu Nhìn tổng quát, người ta chấp nhận tỷ lệ As trung bình 0,44 - 0,50 mgAs/m2/năm ở phía Bắc bán cầu và 0,16 - 0,21 mgAs/m2/năm ở phía Nam bán cầu

Sự hoạt động của núi lửa là nguồn gốc tự nhiên quan trọng nhất của nguồn ô nhiễm As Sau đó, thay đổi hàm lượng và nồng độ ô nhiễm As trên một phạm vi nhỏ thì khí quyển đóng vai trò nổi bật

Lò luyện đồng với việc đốt than đá là một hiện tượng đóng góp vào khoảng 20% tổng số As Lượng phát thải này phụ thuộc vào nền công nghiệp hóa đất nước và mức độ kiểm tra sự ô nhiễm Theo ước tính, ở châu Âu vào năm 1979 đã phát thải tổng

số 6500 tấn As từ 28 nước, nhưng 65% tổng số được phát thải từ 3 nước (Liên Xô cũ, Đức, Phần Lan), còn Bỉ, Tây Ban Nha và Pháp chiếm 14%

Lượng cặn bùn đáy thường gây ô nhiễm cao hơn so với đốt chất thải và trung bình khoảng 29mg As/kg trọng lượng khô Nếu như không tính đến nguy hại, cứ thêm vào khoảng 5 tấn cặn bùn đáy/ha, tỷ lệ với sự thêm As là 4mg/m3 Điều này tạo nên sự tích lũy hơn 30 lần lớn hơn so với chất As thêm vào từ thuốc trừ sâu có nguồn gốc phosphate và làm tăng cao khoảng 0,15% As trên 20cm đất mặt Bởi vì, những vùng

sử dụng để chứa cặn bùn rác quá nhỏ so với thuốc trừ sâu gốc phosphate được cung cấp khoảng 25 tấn As/ năm được thêm vào qua cặn bùn và 6,1 tấn As/năm với tất cả thuốc trừ sâu có nguồn gốc phosphate

Sự gia tăng một khối lượng lớn As tổng hợp (không như Cu, Br, arsenate hoặc anion Cu) không thể do những nguyên nhân trực tiếp gây ô nhiễm trong đất Một vài điểm, As ở mức độ cao được tìm thấy ở trong đất với nồng độ khoảng 10 - 220 mg/kg, nhưng chúng bị sụt giảm trở lại trong đất theo độ sâu không quá một vài cm Một số trong đó có thể tồn tại ở trong đất đến 30 năm Sự phân tán của chúng trong tương lai

có thể là nguyên nhân quan trọng của sự cháy rừng và hơn thế nữa là làm ảnh hưởng đến sự phân bố nguyên liệu trong tự nhiên cũng như sự phóng thích As vào khí quyển Mức độ As thông thường khoảng 7-60 mg/kg nhưng điểm cực đại của nó còn lớn hơn nhiều, có thể lên đến 200 mg/kg đã được ghi nhận khi có sự phá hủy hoàn toàn

Đá phiến sét trong các mỏ dầu chứa khoảng 50 mgAs/kg và hầu hết tất cả những nguồn năng lượng của As đó được giữ lại trong đá phiến sét nham thạch

Tưới bằng nước nhiễm As có thể tạo ô nhiễm trên những vùng khác nhau Ô nhiễm do tưới nước sẽ tăng do sự bay hơi nước Mức độ của As trong bề mặt nước và

nước ở trong đất thông thường > 2 – 3 mg/l, có thể cao hơn trên 35 mg/l nếu như có quá trình hoạt động thủy nhiệt trong núi Tuy nhiên, việc tưới nước vào trong đất cát

có nghĩa là sự tập trung của 50 mg/l As có thể từ nguồn nước trong đất (Hàm lượng của As từ 26 mg/l – 150 mg/l) Sự sản xuất năng lượng hóa học mà ở đó mức độ hòa tan chứa As cao đã làm gia tăng ô nhiễm As

Việc nạo vét bùn đáy từ sông và cửa sông có thể chứa đựng hàm lượng As cao

bởi sự ô nhiễm của sông bắt nguồn từ con người Trên sông Rhine, ở bến tàu Rotterdam, trong bùn đặc chứa khoảng 23 mg/kg As Nồng độ As ban đầu trong nước chỉ khoảng 8 mg/l

2.6.2 Đặc điểm phân bố của As trong tự nhiên

Dưới tác động của môi trường tự nhiên và các hoạt động nhân sinh khác nhau làm cho As có thể di chuyển từ các hợp phần môi trường này sang hợp phần môi trường khác dẫn tới sự phân bố phức tạp của các nguyên tố chứa As trong tự nhiên

2.6.2.1 As trong đá và quặng

Hàm lượng As trong đá magma từ 0.5 – 2.8 ppm, đá cacbonat 2.0ppm, đá cát kết 1.2 ppm thấp hơn trong các đá trầm tích (6.6.ppm) (A.P Vinogradov, 1962) As thường tập trung trong các thành tạo giàu vật chất hữu cơ như trong các đá phiến ở châu Âu và Nhật Bản (13ppm), đá phiến đen ở Hoa kỳ (5 – 17 ppm) As là một trong những nguyên tố có nhiều khoáng vật nhất, tới 368 dạng Trong đó, các nhóm Hydroarsenat và Arsenat với 213 khoáng vật, sunfurarsenat với 73 khoáng vật

…Trong đá phiến sét phần lớn As tồn tại trong silicat (85.5 – 92.5%) Phần nhỏ còn lại tập trung ở các hợp chất khác như oxit, sunfur, arsenua (khoảng 7 – 14.5%)

Ở Việt Nam chưa có nhiều nguyên cứu chuyên sâu và toàn diện về As trong các thành tạo tự nhiên Bằng phương pháp giã đãi đã tìm thấy trong nhiều phức hệ đá xâm nhập có chứa Arsenopyrit với hàm lượng As từ nhỏ hơn 100ppm tới 1000ppm (Nguyễn Kinh Quốc, 1985)

Các kết quả phân tích gần đây bằng phương pháp phân tích kích hoạt notron và hấp thụ nguyên tử xác định được hàm lượng trung bình của As trong đá magma không

bị biến đổi nhiệt dịch nhỏ hơn 13.1ppm (Nguyễn Kinh Quốc, 1992)

Nhìn chung hàm lượng As trong một số vùng mỏ nguồn gốc nhiệt dịch cao hơn các khu vực không có khoáng hóa Có thể thấy, nhiều quặng hóa nguồn gốc nhiệt địch giàu As Hệ số làm giàu của chúng so với đá quay quanh từ hàng chục tới hàng trăm lần Đưng nhiên, độc tính sinh thái của các quặng này là rất lớn

Trong thành phần quặng vàng nhiệt dịch đều có sự tham gia của một số khoáng vật As như Arsenopyrit (FeAsS), realgar (AsS), Orpimen (As2S3), Lolingit (FeAs2)

…Phân tích thành phần quặng vàng khu vực Đồi Bù (Hòa BÌnh) và khu vực Khâu Âu (Bắc Cạn), lượng các khoáng vật arsenopyrit, lolingit … tới 5%, trong quặng chì, kẽm chợ Đồn tới 10%

2.6.2.2 As trong đất và vỏ phong hóa

Hàm lượng trung bình của As trong đất từ 5ppm (A.P Vinogradov, 1957) – 6ppm (K.Browen, 1979), trong đất ở Hoa Kỳ là 1.7 – 5ppm Pháp, Italia – 2ppm Canada – 6.3 ppm Nhật 3.2 - 52 ppm Liên xô cũ – 3.6 ppm Đất đồng bằng Nga 5 ppm

Ở nước ta, có rất ít tài liệu về địa hóa As trong đất Một số nghiên cứu gần đây (Đỗ Văn Ái, 1992 – 1995) về sự phân bố As trong đất và vỏ phong hóa ở Việt Nam cho thấy hàm lượng trung bình của As trong đất tây bắc dao động trong khoảng 2.6 – 11ppm

As có xu hướng được tích tụ trong quá trình phong hóa Trong nhiều kiểu đất ở trong các cảnh quan địa hóa khác nhau thì có hàm lượng As giàu hơn trong đá mẹ Chẳng hạn hàm lượng As trong các đá trầm tích lục nguyên thuộc mỏ vàng Khau Âu (Bắc Cạn) là 13.2ppm còn trong đất và vỏ phong hóa phát triển trên chúng là 16.9ppm

2.6.2.3 As trong không khí và nước

Hàm lượng As trong không khí của thế giới khoảng 0.007 – 2.3 ng / m3 (trung bình là 0.5 ng / m3) Vùng ô nhiễm là 1.5 – 190 ng / m3 (trung bình là 15 ng / m3).Châu phi 0.6 – 1.2 ng / m3, Nam Mỹ 0.9 – 1.6 ng / m3, ở châu Âu, Bắc Mỹ 2.4 ng / m3, Nhật

Hình 2.5: Sơ đồ tuần hoàn của As trong môi trường

Sinh vật dưới nước

Động vật bám đấy

Nước biển

Bản 0.3 – 150 ng / m3 Theo Phạm Ngọc Hồ và nhóm cộng sự (2000) thì tại Ngã Tư

As được loại bỏ khỏi nước trong bể lọc cát và các vật liệu khác là nhờ sự đồng kết tủa với Fe(III) trên bề mặt của hạt vật liệu lọc và không gian giữa các lỗ rỗng trong lớp vật liệu Fe(II) ở dạng hòa tan trong nước, sẽ bị oxy hóa bởi oxy của không khí để tạo thành Fe(III) Fe(III) sẽ được hấp phụ trên bề mặt các hạt vật liệu và tạo thành một lớp hấp phụ mỏng As(V) và As(III) trong nước sẽ hấp phụ vào lớp Fe(III) đó và bị giữ lại ở lớp vật liệu lọc Kết quả, nước ra khỏi bể lọc đã được loại bỏ sắt và As

Sorg và Logsdeon đã cho thấy rằng lọc sau keo tụ có thể loại bỏ được đến 80%

As ở nồng độ thấp, 0,1 mg/L và có sự khác nhau giữa lọc kép và lọc bằng than hoạt tính Trong tính toán công trình lọc As trong nước giếng bằng vật liệu kép (Antraxit và cát) có thể giảm As từ 0,85 mg/L xuống nhỏ hơn 0,01 mg/L khi chiều cao lớp vật liệu

lọc từ 70 cm Lọc cát chậm (1 - 5 m/ngày) hiệu quả hơn lọc cát nhanh (100 - 200m/ngày) với chu kỳ rửa lọc khoảng 5 ngày (Shen, 1973)

Đây là phương pháp đơn giản nhất và hoàn toàn có thể áp dụng cho mỗi hộ gia đình

2.7.2 Phương pháp lọc màng

Màng có thể được xem như các vật cản được chọn lọc có khả năng cho một số phần tử đi qua nó và giữ lại một số phần tử khác Sự dịch chuyển các phần tử đi qua màng đòi hỏi phải có một động lực: Áp suất, nồng độ, thế điện động và nhiệt độ Tuy nhiên phương pháp này không thích hợp với điều kiện kinh tế Việt Nam vì giá thành cao, và do đó thường được sử dụng trong những trường hợp cần thiết, khó áp dụng các phương pháp khác như kết hợp khử muối và As Phương pháp lọc màng làm việc theo nguyên lý dựa trên động lực được tạo thành từ áp suất

Tuy nhiên hiệu suất và chi phí cho quá trình lọc màng phụ thuộc vào chất lượng nước nguồn và yêu cầu chất lượng nước sau xử lý Thông thường, nếu nước nguồn càng bị ô nhiễm, yêu cầu chất lượng nước sau xử lý càng cao, thì màng lọc càng dễ bị tắc bởi các tạp chất bẩn, cặn lắng và cặn sinh vật (Tảo, rêu, vi sinh vật )

2.7.3 Hấp phụ

Hấp phụ là quá trình trong đó chất bẩn không những tập trung trên bề mặt mà còn bị hút sâu vào bên trong tác nhân hấp phụ Quá trình hấp phụ phụ thuộc vào đặc tính của chất bẩn, dung môi và chất hấp phụ rắn Khả năng loại bỏ As trong nước bằng phương pháp hấp phụ có hiệu quả trên nền sắt lẫn nền nhôm và đều có thể tăng hiệu quả xử lý bằng cách điều chỉnh pH Có thể hạ thấp pH bằng cách dùng HCl, H2SO4

hay CO2

As có thể hấp phụ lên bề mặt của các vật liệu dạng hạt, hạt sét hay vật liệu gốc xen-lu-lo như than hoạt tính đã xử lý bằng một số hợp chất kim loại, các hợp chất oxyt sắt, oxyt silic, sét khoáng (Cao lanh, bentonite), boxyt, hematile, nhựa tổng hợp trao đổi anion, mùn cưu, bột giấy…

Hấp phụ bằng nhôm hoạt hóa: Nhôm hoạt hóa được sử dụng có hiệu quả

để xử lý nước có hàm lượng chất rắn hòa tan cao Tuy nhiên, nếu trong nước có các hợp chất của Selen, Florua, Clorua, Sunffat với hàm lượng cao, chúng có thể cạnh tranh hấp phụ Nhôm hoạt hóa có tính lựa chọn cao đối với As(V), vì vậy mỗi lần xử lý có thể giảm tới 5 - 10 % khả năng hấp phụ Cần hoàn nguyên và thay thế vật liệu lọc khi sử dụng

Hấp phụ bằng oxyt nhôm hoạt hóa: Công ty Project Earth Industries (PEI)

đã chế tạo ra một loại vật liệu hấp phụ rẻ tiền, có nguồn gốc từ nhôm, có khả năng tách As ở 2 dạng tồn tại phổ biến ở trong nước là As(III) và As(V) Vật liệu hấp phụ này có đặc tính hóa học, diện tích bề mặt và độ rỗng cao, có khả năng hấp phụ cao hơn 10 lần so với các vật liệu thông thường khi có mặt các ion cạnh tranh Cường độ hấp phụ nhanh, cho phép đạt hiệu suất cao, lượng As sau xử lý đạt dưới mức giới hạn tìm thấy của thiết bị phân tích trong phòng thí nghiệm Loại vật liệu này cũng đã được thử nghiệm tính không độc hại theo tiêu chuẩn của cơ quan BVMT Mỹ và đã được thử nghiệm ở Ấn Độ và Bangladesh (1998, 1999) Thiết bị khử As của PEI được lắp đặt ở Lalpur, Chakdah, Tây Bengal Với công suất 1.000 lít / ngày đêm, thiết bị thử nghiệm cho phép giảm As từ giá trị trung bình ban đầu

340 ppb xuống dưới 50ppb (Tiêu chuẩn nước uống của Bangladesh)

Hấp phụ bằng vật liệu Laterite: Laterite là loại đất axit có màu đỏ, rất phổ

biến ở các vùng nhiệt đới Thành phần chủ yếu của Laterite là các Hydroxyt Sắt

và Nhôm, hoặc các oxyt ngậm nước của chúng, và một lượng nhỏ các hợp chất của Mangan, Titan Ở điều kiện tự nhiên, loại đất sét này có điện tích bề mặt dương, có khả năng hấp phụ các chất bẩn mang điện tích âm như As Có thể đưa laterite trực tiếp vào nước cần xử lý như chất hấp phụ, sau đó để lắng, hoặc có thể

sử dụng làm vật liệu hấp phụ trong bể lọc Tại Ấn Độ, người ta đã nghiên cứu thực nghiệm để xử lý As với nồng độ cao trong nước ngầm bằng laterite theo tỷ lệ 5g laterite/100 ml nước Hiệu suất xử lý đạt 50 - 90% Hiệu suất có thể đạt cao hơn khi xử lý laterite trước bằng dung dịch HNO3 0,01M

Sử dụng viên sắt có chứa Clo: Khi đưa những viên sắt vào trong nước, Clo

có tác dụng làm chất oxy hóa, chuyển As(III) thành As(V) Sau đó As(V) sẽ bị

hấp phụ lên các bông Hydroxyt Sắt đã tạo thành Sau đó khuấy trộn, để lắng rồi gạn nước trong hoặc lọc qua ống lọc Cặn lắng chứa As được thải ra bãi phế thải

As ở đây chuyển hóa sang thể bay hơi AsH3 và khuếch tán vào không khí

Sử dụng mạt sắt kết hợp với cát: Công nghệ này do các chuyên gia Trường

đại học Connecticut, Mỹ đưa ra Người ta sử dụng cột lọc với vật liệu hấp phụ bằng mặt sắt trộn lẫn với cát thạch anh Nước ngầm được trộn lẫn với Sulfat Bari

và lọc qua cột lọc Mạt sắt là các Ion sắt hóa trị 0, khử As vô cơ thành dạng kết tủa cùng với sắt, hỗn hợp kết tủa, hay kết hợp với Sulfat tạo Pyrit Arsen Phương pháp này có thể được áp dụng để lắp đặt một thiết bị xử lý nước riêng biệt, hay lắp đặt như một chi tiết trong thiết bị xử lý nước giếng khoan As trong nước sau

xử lý đạt dưới 27 mg/l

Hydroxyt sắt: Hydroxyt sắt dạng hạt được sử dụng trong cột hấp phụ Công

nghệ này kết hợp những ưu điểm của phương pháp keo tụ - lọc, có hiệu suất xử lý cao và lượng cặn sinh ra ít, với phương pháp nhôm hoạt hóa, có ưu điểm là đơn giản Hạt Hydroxyt sắt được sản xuất từ dung dịch FeCl3 bằng cách cho phản ứng với dung dịch NaOH Kết tủa tạo thành được rửa sạch, tách nước bằng quay ly tâm và tạo hạt dưới áp suất cao Vật liệu này có khả năng hấp phụ cao Nồng độ

As trong nước trước xử lý 100 - 180 mg/l, sau xử lý đạt < 10 mg

2.7.4 Phương pháp Oxy hoá

Oxy hoá là phương pháp tương đối đơn giản bằng cách dùng các tác nhân oxy hoá như oxy, chlorine, permanganate, ozone… Trong đó oxy được đưa vào bằng phương pháp làm thoáng hoặc sục khí Mục đích của phương pháp này là chuyển As(III) trong nước ngầm thành dạng As(V) Đồng thời các chất oxy hoá cũng oxy hoá sắt và mangan có sẵn trong nước ngầm

As sẽ kết hợp với các hợp chất này tạo thành kết tủa hay chất ít tan Kết tủa As dưới dạng sản phẩm không tan chỉ có thể thực hiện với As(V), tức là trước đó cần oxy hoá triệt để As(III) thành As(V) Sau khi kết tủa nước được lọc, hợp chất As dạng keo được giữ lại một phần trong bể lắng hoặc trực tiếp qua các lớp vật liệu lọc theo các cơ chế khác nhau Sau đó có thể dùng các phương pháp bổ sung để loại bỏ As ra khỏi

nguồn nước Tuỳ theo điều kiện người ta có thể lựa chọn các phương pháp oxy hoá khác nhau

2.7.5 Phương pháp keo tụ - Kết tủa

Cộng kết tủa - lắng - lọc đồng thời với quá trình xử lý sắt và/hoặc mangan có sẵn trong nước ngầm tự nhiên Đây là phương pháp xử lý đơn giản nhất, bằng cách bơm nước ngầm từ giếng khoan, sau đó làm thoáng để ôxy hóa sắt, mangan, tạo hydroxyt sắt và mangan kết tủa As(III) được oxy hóa đồng thời thành As(V), có khả năng hấp phụ lên bề mặt của các bông keo tụ Hydroxyt Sắt hay Mangan tạo thành và lắng xuống đáy bể, hay hấp phụ và bị giữ lại lên bề mặt hạt cát trong bể lọc Nghiên cứu của Trung tâm KTMT ĐT và KCN (CEETIA), Trường ĐHXD và Trung tâm CNMT & PTBV (CETASD), Trường ĐHKHTN năm 2000 - 2002 cho thấy công nghệ hiện đại có tại các nhà máy nước ở Hà Nội, chủ yếu để xử lý sắt và mangan, cho phép loại bỏ 50 - 80% As có trong nước ngầm mạch sâu khu vực Hà Nội Nghiên cứu gần đây của CETASD và Viện Công nghệ Môi Trường Liên Bang Thụy Sĩ cho thấy đối với các hộ gia đình sử dụng giếng khoan đơn lẻ, nơi có hàm lượng sắt cao trong nước ngầm, mô hình làm thoáng nước ngầm bằng cách phun mưa trên bề mặt bể lọc cát (Lọc chậm), phổ biến ở các hộ gia đình hiện nay, cho phép loại bỏ tới 80% As trong nước ngầm cùng với việc loại bỏ sắt và mangan Những nghiên cứu này cũng đã chỉ rằng hàm lượng As trong nước sau khi xử lý bằng phương pháp trên phụ thuộc nhiều vào thành phần các hợp chất khác trong nước nguồn và trong đa số trường hợp, không cho phép đạt nồng độ As thấp dưới tiêu chuẩn, do vậy cần tiếp tục xử lý bằng các phương pháp khác

Phương pháp keo tụ đơn giản nhất là sử dụng vôi sống (CaO) hoặc vôi tôi (Ca(OH)2) để khử As Hiệu suất đạt khoảng 40 - 70 % Keo tụ bằng vôi đạt hiệu suất cao với pH trên 10,5 cho phép đạt hiệu suất khử As cao, với nồng độ As ban đầu khoảng 50 µg/l Có thể sử dụng để khử As kết hợp với làm mềm nước Tuy vậy, phương pháp này khó cho phép đạt được nồng độ As trong nước sau xử lý xuống tới

10 mg/l Một hạn chế của phương pháp sử dụng vôi là tạo ra một lượng cặn lớn sau xử

lý