Tạp chí ĐỊA CHẤT, loạt A, số 309, 11-12/2008, tr

I. ĐẶC ĐIỂM ĐỊA HOÁ CỦA NGUYÊN TỐ Pb

1. Tổng quan về nguyên tố Pb

Nguyên tố Pb ở nhóm IV Bảng tuần hoàn Mendeleev, số thứ tự nguyên tố: 82, trọng lượng nguyên tử: 207,19; là kim loại màu xám phớt xanh, mềm, dễ dát thành tấm mỏng, có tỷ trọng cao (11,34 g/cm³ ở 20^oC), nhiệt độ nóng chảy thấp (327^oC), nhiệt độ sôi 1755^oC. Trong tự nhiên chủ yếu gặp Pb ở dạng hoá trị +2, rất hiếm khi gặp ở dạng hoá trị 4 (như PbO₂, Pb₃O₄). Hợp chất chì hoá trị 4 là chất oxy hoá mạnh.

Hàm lượng trung bình của Pb trong vỏ Trái đất (Clarke) là 16 ppm. Điều đáng chú ý là Clarke của Pb thay đổi theo thời gian, vì Pb luôn được thành tạo do sự phân rã các nguyên tố phóng xạ mạnh. Pb phân bố không đều trong các địa quyển và trong các đá. Hàm lượng Pb trong thuỷ quyển 4,5.10^-7ppm, còn trong thiên thạch là 0,2 ppm. Hàm lượng của Pb (ppm) trong đá siêu bazơ: 0,1; đá bazơ: 8; đá trung tính: 15; đá axit: 20; cát kết: 5-17; đá phiến sét: 11-24; đá carbonat: 4-18; trong đất: 10; trong sinh vật: 0,5; trong tro thực vật: 10; trong nước biển: 2,7 mg/l. Mặc dù số Clarke của Pb nhỏ nhưng đôi khi nó tạo thành các tích tụ có trữ lượng rất lớn, thuộc nhiều loại hình nguồn gốc khác nhau, từ trầm tích, trầm tích biến chất đến nhiệt dịch.

Pb là nguyên tố ưa đồng nên tập trung chủ yếu trong mạch nhiệt dịch, tạo hợp chất với lưu huỳnh, đặc biệt là trong mạch nhiệt dịch nhiệt độ trung bình, ở đó có thể gặp cộng sinh Cu-Zn-Pb trong tổ hợp khoáng vật chalcopyrit-sphalerit-galenit.

Trong điều kiện của đới ngoại sinh thì các khoáng vật của chì, trước hết là galenit, tỏ ra không bền, dễ dàng bị phá huỷ và dần dần chuyển thành khoáng vật thứ sinh vững bền hơn. Sự biến đổi khoáng vật nguyên sinh của Pb (galenit) xảy ra theo giai đoạn và tuỳ thuộc vào điều kiện môi trường.

galenit ® anglesit ® cerussit ® pyromorphit

Sulfat Pb (anglesit) kém hoà tan nên thường tạo thành vỏ bọc quanh galenit và nằm lại tại chỗ trong vỏ phong hoá. Trong môi trường carbonat thì sulfat Pb dễ chuyển thành carbonat Pb (cerussit); còn vanadat Pb (vanadinit) thì thành tạo trong môi trường kiềm. Hợp chất của Pb²⁺ với các anion [CrO₄], [MoO₄], [VO₄], ... là những hợp chất có màu, dễ nhận biết. Nói chung, hợp chất thứ sinh của Pb trong đới ngoại sinh là những hợp chất vững bền, có độ hoà tan kém, chính vì vậy Pb di chuyển kém hõn nhiều so với Cu và Zn, nằm lại tại chỗ hoặc không xa phạm vi tích tụ ban đầu.

Trong đá sét, đặc biệt là đá phiến chứa bitum thì hàm hàm lượng Pb tăng cao rõ rệt, có khi đạt đến vài phần trăm. Pb ở đây có thể dưới dạng PbS hoặc hợp chất oxy.

Dưới tác động của các quá trình tự nhiên và hoạt động nhân sinh, chu trình của Pb trong môi trường cũng như quá trình thâm nhập của Pb vào cơ thể con người trở nên rất phức tạp. Quá trình phong hoá, thành tạo thổ nhưỡng, hoạt động núi lửa và các quá trình tự nhiên khác phóng thích vào khí quyển 25.000 t Pb mỗi năm.

Hàm lượng Pb trung bình trong nước biển là 2,7 mg/l; trong nước biển Bắc Trường Sa: 5,31 mg/l; trong nước biển Tây Trường Sa: 4,05 mg/l; trong nước biển Trường Sa: 4,73 mg/l. Dạng hoà tan chủ yếu là PbCl^-, PbCl₂, PbCO₃.

Hàm lượng Pb trong nước biển ven bờ tại cửa sông Thái Bình là 2,2-2,3 mg/l; cửa sông Hồng: 5,5-8,1 mg/l; cửa sông Tiền: 6,0 mg/l; trong nước sông: 0,01 mg/l.

Pb là nguyên tố có thời gian lưu giữ trong nước biển khá dài (1,6.10⁵ và 1,3.10⁵ năm).

Hàm lượng Pb trong đất khoảng 2-300 ppm, trung bình: 19 ppm. Pb là nguyên tố kém linh động, Pb²⁺ có thể tham gia vào nhiều hợp chất khác nhau PbCO₃, Pb(OH)₂, Pb₃(PO₄)₂,... hoặc bị hấp phụ trong keo sét, oxit Fe, Mn và chất hữu cơ. Pb có độc tính cao, nó hạn chế hoạt động của các vi sinh vật trong đất.

2. Phân bố nguyên tố Pb trong các thành tạo đá ở Việt Nam

2.1. Các thành tạo đá magma:

Trong các đá magma, Pb có xu thế tăng dần hàm lượng từ siêu mafic đến axit. Trên lãnh thổ Việt Nam, trong các đá granit có sự phân bố của Pb không đều và có xu hướng tăng cao trong một số phức hệ đá granit như: Chợ Đồn (89 ppm, bằng 4,5 Clarke), Sông Chu - Bản Chiểng (96 ppm, bằng 4,8 Clarke), Phu Sa Phìn (139 ppm, bằng 7 Clarke), Pia Bioc (40 ppm, bằng 2 Clarke), Điện Biên (60 ppm, bằng 3 Clarke), Ngân Sơn (86 ppm, bằng 4,3 Clarke), Mường Lát (70 ppm), Trường Sơn (47 ppm), Sông Chảy (57 ppm). Trong các đá magma, Pb chủ yếu tập trung trong khoáng vật felspat, tiếp đó là những khoáng vật tạo đá xẫm màu mà đặc biệt là biotit.

2.2. Các thành tạo đá trầm tích và biến chất:

Ở khu vực Đông Bắc Bộ, Pb được xếp vào nhóm nguyên tố quặng kim loại (Sn, Cu, Pb, Zn, Ga, Ag) rất phổ biến; chúng được phát hiện với hàm lượng cao trong các đá trầm tích và trầm tích biến chất, đặc biệt trong các đá Paleozoi. Pb có hàm lượng cao trong các đá có tuổi Jura sớm-giữa (Tam Đảo) - 26 ppm (3,3 Clarke); Trias (Sông Hiến) - 28 ppm (1,4 Clarke).

Ở khu vực Tây Bắc Bộ, Pb và Cu là 2 nguyên tố quặng kim loại phổ biến với hàm lượng cao trong các đá trầm tích và trầm tích biến chất. Pb thường tập trung cao trong các đá trầm tích ở 2 bên tả và hữu ngạn sông Đà. Trong đá Devon vùng Quỳnh Nhai, hàm lượng của Pb là 5,9.10^-3%, vùng Sơn La là 5.10^-3%. Trong đá tuổi J-K (vùng Tú Lệ) là 4,5.10^-3%; PR-ε (Phan Si Pan) là 3,6.10^-3%. Trong các tập mẫu khác hàm lượng của Pb thường tương đương với trị số Clarke. Đối với Pb , những đối tượng có hàm lượng tập trung cao là các đá Devon vùng Quỳnh Nhai, Sơn La, các đá PR-ε và PR vùng Phan Si Pan.

2.3. Phân bố khoáng sản Pb ở Việt Nam

- Chì-kẽm: Chì-kẽm thuộc vào số những khoáng sản kim loại được khai thác sớm nhất ở nước ta. Hiện nay đã ghi nhận được 144 mỏ, tụ khoáng và điểm quặng Pb-Zn. Quặng chì-kẽm phân bố khá rộng rãi, tập trung ở Thái Nguyên, Hà Giang, Tuyên Quang, vùng Hoàng Liên Sơn. Các mỏ và điểm khoáng chì-kẽm đã biết đều thuộc kiểu mỏ sau magma. Dựa vào thành phần vật chất đá vây quanh quặng có thể chia ra: các mỏ chì-kẽm, kẽm-chì trong đá carbonat và đới tiếp xúc giữa đá carbonat và silicat. Các mỏ chì-kẽm thuộc kiểu này có triển vọng nhất, chiếm phần lớn trữ lượng chì-kẽm đã biết.

+ Chì-kẽm trong đá carbonat: Điển hình cho các nhóm mỏ này là cụm mỏ Chợ Điền (Đèo An, Keo Nàng, Khuồi Khem, Bản Quân, Monflon, Lũng Hoài) và một số mỏ vùng Thái Nguyên (Làng Hít, Lục Ba,...). Các mỏ có quy mô vừa đến nhỏ. Thành phần khoáng vật quặng chủ yếu là galenit, sphalerit, ít pyrit. Hàm lượng Pb: 0,2-10%, có khi cao hơn 10%.

+ Chì-kẽm trong đới tiếp xúc giữa đá carbonat với đá xâm nhập axit: Điển hình cho nhóm mỏ này là cụm mỏ sulfur - đa kim - thiếc ở Phú Loi (Nghệ An - Hà Tĩnh). Tập hợp khoáng vật gồm: thạch anh - pyrit-cassiterit-magnetit-sphalerit-galenit và galenit-sphalerit-chalcopyrit-stannin. Hàm lượng quặng: Pb = 0,01-55,25%; Zn = 0,01-1,79%; Sn = 0,02-1,7%.

+ Chì-kẽm trong đá trầm tích - phun trào: Điển hình cho kiểu này là cụm mỏ chì-kẽm Tú Lệ (Tu San, Cô Gi San, Huổi Pao, Nậm Tun, Bản Lìn, Nậm Chậu, ...) và một số mỏ chì-kẽm vùng Tùng Bá (Hà Tuyên). Thành phần khoáng vật quặng: galenit, sphalerit, pyrit, chalcopyrit và các khoáng vật thứ sinh của chì-kẽm. Chất lượng quặng: Pb = 4,66-7,81%; Sn = 0,87-5,52%. Các mỏ chì-kẽm thuộc kiểu này chỉ đạt quy mô vừa và nhỏ.

+ Chì-kẽm trong các đá trầm tích: Thân quặng chì-kẽm thường có dạng mạch, thấu kính với kích thước nhỏ, hoặc xâm tán trong các đới cà nát, thạch anh hoá, chlorit hoá của các đá bột kết, cát kết, đá phiến sét, ... có tuổi khác nhau. Khoáng vật quặng chủ yếu là galenit, sphalerit và ít pyrit, chalcopyrit.

+ Chì-kẽm trong đá xâm nhập: Biểu hiện chì-kẽm thuộc kiểu này khá phổ biến. Hiện chỉ mới đánh giá được một số mỏ đạt quy mô loại nhỏ.

+ Chì-kẽm thuộc kiểu mỏ phong hoá: Ít phổ biến. Trữ lượng chủ yếu của chì-kẽm kiểu này tập trung ở mỏ Phia Chao (Thái Nguyên).

Điều đáng chú ý là một số mỏ chì-kẽm chứa một lượng các nguyên tố phân tán có giá trị. Mỏ Lang Hít, Tuyên Quang chứa cadmi; chì-kẽm ở Húc chứa stronti.

Kết quả nghiên cứu nêu trên giúp ta xác định trước những nơi có hàm lượng Pb cao, những khu mỏ để ưu tiên nghiên cứu địa hoá môi trường của Pb nói riêng. Vì vậy, nó vẫn có giá trị trong nghiên cứu địa hoá môi trường và sức khoẻ trong tương lai ở Việt Nam.

2.4. Pb phát tán trong môi trường

Trong đới ngoại sinh nguyên tố Pb chủ yếu ở dạng bền vững. Trong điều kiện bình thường của môi trường tự nhiên Pb thường ở trạng thái bền vững nên trong nước, thực vật, sinh vật thường có hàm lượng Pb rất thấp. Chỉ trong môi trường nhất định hoặc do tác nhân nhân tạo thì Pb mới ở dạng linh động.

Đặc trưng môi trường địa hoá, trong đó yếu tố quan trọng nhất là độ pH, quyết định đến sự di chuyển và phân tán, tập trung của Pb trong môi trường. Khi pH <5,4, nguyên tố Pb sẽ di chuyển mạnh trong môi trường; nếu pH = 6,0 thì Pb sẽ trầm đọng (Bảng 1).

Khả năng di chuyển của Pb có thể tăng khi có mối tương tác với các ion khác nhau trong dung dịch, chẳng hạn: môi trường có mặt ion Cl^- (hoặc ion HCO₃^- khi hàm lượng CO₂ cao) thì khả năng di chuyển của Pb sẽ tăng (vì độ hoà tan của PbCl₂ là 14,9 mg/l). Mặt khác khi độ khoáng hoá tăng lên hơn 1 mg/l thì Pb có thể bị kết tủa hoặc bị các đá xung quanh hấp phụ.

Ngoài ra phải kể đến tác nhân của con người (mục đích sử dụng, các hoạt động liên quan) làm cho Pb phân tán mạnh mẽ hơn trong môi trường, có khi di chuyển liên quốc gia. Hàng năm hoạt động nhân sinh cung cấp cho khí quyển khoảng 440.000 tấn Pb. Hàm lượng Pb trong không khí thời tiền công nghiệp khoảng 0,6 ng/m³ (Patterson, 1965), thấp hơn nhiều so với không khí đô thị của những năm 1960-1970: Berlin - 4.100 ng/m³, Los Angeles - 6.600 ng/m³ (Nriagu, 1978). Không khí vùng gần xa lộ đông xe - 40.000 ng/m³, xung quanh các nhà máy chế biến quặng và sản xuất các sản phẩm chứa Pb - 50.000 ng/m³. Nước mưa thuộc khu các nhà máy nêu trên cũng giàu Pb, chứa tới 50 mg/l. Đất ở gần nhà máy, gần các đường giao thông đông xe chứa tới 100-4.000 ppm, cao hơn nhiều lần tiêu chuẩn cho phép (10 ppm). Hàm lượng Pb trong trầm tích hồ có xu hướng tăng theo thời gian cùng với sự phát triển công nghiệp của các vùng xung quanh. Tuy nhiên, việc đánh giá mang tính tổng thể về hàm lượng Pb thải ra môi trường tại Việt Nam chưa được tiến hành.

II. CƠ SỞ KHOA HỌC VỀ NHỮNG TÁC HẠI CỦA Pb

Nguyên tố Pb xâm nhập vào cơ thể theo chuỗi thức ăn. Đối với con người Pb có khả năng tác động đến tuỷ xương, hình thành huyết cầu tố và thay thế Ca trong xương. Pb có khả năng tích luỹ trong xương theo thời gian. Các nghiên cứu của thế giới đã khẳng định: trên 90% lượng Pb đó tập trung chủ yếu trong xương. Hàm lượng Pb trong xương của người thế kỷ 14 khoảng 1 ppm (Grandiean và Holma, 1973) tăng lên 7 ppm đối với người thế kỷ 18 và đạt 35-85 ppm đối với người hiện nay. Nhìn chung, dân thành phố và dân gần các đường ô tô có lượng Pb cao trong cơ thể hơn dân các vùng khác. Khi hàm lượng Pb trong cơ thể vượt khỏi ngưỡng cho phép (>39 ppm), nồng độ Pb trong máu vượt quá 0,8 ppm thì Pb sẽ có tác hại đối với con người. Điều này do Pb cản trở quá trình tổng hợp hemoglobin cũng như các sắc tố hô hấp cần thiết trong máu như cytochrome. Pb ức chế một số enzym quan trọng của quá trình tổng hợp máu do sự tích luỹ các hợp chất trung gian trong quá trình trao đổi chất. Một hợp chất trung gian kiểu này là axit denta-aminolenilinic. Một pha quan trọng của quá trình tổng hợp máu là sự chuyển hoá axit denta-aminolevulinic thành porphobilinogen. Cuối cùng Pb cản trở việc sử dụng O₂ và glucoza để giải phóng năng lượng cho quá trình sống, điều có thể nhận thấy khi nồng độ Pb trong máu khoảng 0,3 ppm.

Vậy yếu tố môi trường như thế nào thì Pb có khả năng gây hại cho cơ thể con người như đã đề cập? Kết quả nghiên cứu khẳng định: từ không khí, nước và thực phẩm, thông qua chuỗi thức ăn và đồ dùng (sơn trắng và sơn đỏ, ống dẫn nước, đồ sứ tráng men PbO, ắc quy, thiết bị in, ..), Pb có thể thâm nhập vào cơ thể con người (Hình 1) với tỷ lệ đóng góp Pb như sau: từ thức ăn 200-300 mg/ngày, không khí cung cấp 10 mg/ngày, còn nước là 15 mg/ngày. Trong tổng số Pb hấp thụ bởi cơ thể chỉ có khoảng 25 mg Pb được giữ lại trong xương mỗi ngày, phần còn lại bị thải ra ngoài qua bài tiết. Trên cơ sở hàm lượng trung bình của Pb trong môi trường (đất, đá, nước, không khí), người ta đã xác lập tiêu chuẩn về hàm lượng cho phép của Pb đối với cơ thể con người: Tiêu chuẩn giới hạn hàm lượng Pb trong đất là 100 ppm; trong nước biển 0,05-0,1 mg/l; trong nước dưới đất 0,05 mg/l; trong nước mặt 0,05- 0,1 mg/l; trong nước thải công nghiệp 0,1- 1 mg/l.

Tuy nhiên, đây chỉ là tiêu chuẩn để so sánh, các nhà nghiên cứu địa hoá môi trường còn quan tâm đến các vấn đề về dạng tồn tại của các nguyên tố, hành vi và sự tương tác giữa các thành phần vật chất sẽ ảnh hưởng như thế nào (có lợi hay có hại) đối với sức khoẻ con người.

Đối với Pb, mối tương tác thấy rõ nhất là Pb có thể thay thế Ca trong xương để tích luỹ trong cơ thể. Sau đó lượng Pb này có thể tương tác cùng với phosphat trong xương và thể hiện tính độc khi truyền vào các mô mềm của cơ thể. Còn trong tự nhiên thì Pb cũng như bất kỳ nguyên tố nào, nó sẽ đi cùng, đồng hành và tương tác với một nhóm nguyên tố, như trong quá trình nội sinh Pb luôn đồng hành cùng Zn, Cu.

Ngoài mức hàm lượng Pb cao thì Pb phải ở dạng linh động trong môi trường thì mới có khả năng theo chuỗi thức ăn (hoặc không khí) vào cơ thể con người, từ đó mới có thể gây hại. Ở dạng bền vững trong môi trường thì Pb hầu như không có hại đối với cơ thể bởi lẽ cơ thể sống khó có thể hấp thụ được nó. Nhưng dạng bền vững cũng chỉ ở cơ chế động, khi đi vào môi trường đất, nước ... có đặc trưng môi trường (Eh, pH) thay đổi chúng lại trở nên linh động. Khả năng di chuyển của Pb tương tự nguyên tố Cu, tức là các hợp chất Pb²⁺ có khả năng di chuyển mạnh trong môi trường axit có độ pH <5,4. Độ hoà tan của các hợp chất của Pb rất thấp, hợp chất hoà tan nhất là PbSO₄- 42 mg/l, còn PbCO₃ chỉ 1,1 mg/l; các hợp chất khác của Pb có khả năng khá bền vững hơn trong đới oxy hoá. Điều nay làm cho hàm lượng Pb trong nước tự nhiên thường thấp. Độ pH trầm đọng của các hydroxyt của Pb là 6,0. Tuy nhiên, người ta cũng gặp Pb trong các loại nước kiềm (pH đến 10,5) nhưng không nhiều.

Nguy cơ phơi nhiễm của Pb sẽ thể hiện khi hàm lượng của nó tăng cao hơn mức bình thường trong cơ thể hay trong từng bộ phận. Với các nồng độ cao hơn trong máu (> 0,8 ppm), Pb có thể gây nên hiện tượng thiếu máu do thiếu hemoglobin. Khi hàm lượng Pb trong máu nằm trong khoảng (> 0,5-0,8 ppm) thì Pb gây ra sự rối loạn chức năng của thận và phá huỷ não. Tác hại nghiêm trọng của Pb đối với cơ thể con người là làm giảm chức năng thận, giảm chức năng hệ thống sinh sản, gan, não và hệ thống thần kinh, gây ốm yếu và tử vong. Nhiễm độc Pb từ môi trường có thể làm cho trẻ em chậm phát triển trí tuệ. Nhiễm độc chì nhẹ gây ra bệnh thiếu máu (do Pb có khả năng ức chế một số enzym như đã đề cập). Bệnh nhân có thể đau đầu, đau cơ, cảm thấy mệt mỏi và dễ cáu kỉnh.

III. MỘT SỐ KẾT QUẢ VỀ TÁC ĐỘNG CỦA Pb ĐỐI VỚI SỨC KHỎE CỘNG ĐỒNG Ở VIỆT NAM VÀ ĐỊNH HƯỚNG NGHIÊN CỨU TIẾP THEO

Những năm 90 của thế kỷ 20 một số tác giả đã nghiên cứu về địa hoá môi trường ảnh hưởng đến vật nuôi cây trồng (trong đó có Pb) như Hồ Vương Bính, Nguyễn Xuân Khiển (vùng Hà Nội, năm 2005); Lê Huy Bá, Trịnh Thị Thanh [12]; Lê Đức và nnk. ở Đại học Quốc gia Hà Nội nghiên cứu ở làng nghề Đông Mai (Hưng Yên); Lê Thị Lài và nnk. nghiên cứu một số làng nghề ở Vân Chàng (Nam Định). Dưới đây là một số kết quả nghiên cứu ở làng nghề Đông Mai (Hưng Yên) của TS. Lê Đức:

Làng Đông Mai (với khoảng 400 hộ dân) có hàng trăm hộ nấu chì từ hơn mười năm nay vì nghề này đem lại lợi nhuận lớn, nguyên liệu lại rẻ và kỹ thuật đơn giản. Do nghề tự phát, nên mỗi hộ đều có một lò nấu ngay tại nhà, kề khu sinh hoạt.

Khi phá bình ắcquy để nấu chì, những chất thải như nước axit, mạt chì, kẽm đã “tự do” ngấm xuống đất, hoà vào nước. Hằng ngày, những lò nấu chì ở đây còn thải vào không khí hàng tấn bụi chì. Trong làng, nồng nặc mùi tanh của nước axit thải, bình ắc quy hỏng vứt lăn lóc. Vỏ bình nhiều đến nỗi, người ta phải dùng để lát đường, lát sân, xây tường và cả công trình phụ,... Có khoảng 350 đến 400 người thường xuyên tiếp xúc với chì.

Kết quả khảo sát cho thấy hàm lượng chì và một số kim loại nặng khác trong nước mặt ở làng Đông Mai đều vượt quá mức cho phép từ 7,7 đến 15,4 lần. Hàm lượng chì trong nước tiểu của dân trung bình từ 0,24 đến 0,54 mg/l, cao gấp 2-4 lần mức cho phép. Ở đây có tới 80% dân mắc bệnh đường ruột, 42 người teo cơ, bại não, liệt, mù, ung thư, v.v.

Tình hình nghiên cứu đánh giá triển vọng và trữ lượng Pb ở Việt Nam đã cơ bản hoàn thành, nhưng việc đánh giá tác hại của Pb đối với sức khoẻ cộng đồng xung quanh khu mỏ vẫn chưa được tiến hành cụ thể. Tuy nhiên những đánh giá cụ thể về mức hàm lượng khai thác, lượng chất thải thải ra môi trường, loại quặng, định hướng khai thác trong tương lai, v.v. sẽ là cơ sở cho nghiên cứu đặc điểm địa hoá môi trường và tác hại của Pb đối với sức khoẻ cộng đồng trong khu vực khai thác.

Cùng với những khu mỏ đã được khai thác và những định hướng khai thác trong tương lai cần phải có quá trình nghiên cứu đánh giá tác hại của Pb đối với cộng đồng trong khu vực để giảm thiểu ô nhiễm, góp phần phát triển bền vững.

Từ năm 2000 đến nay, nhiều dự án nghiên cứu về nước (mặt, dưới đất) cũng quan tâm đến nguyên tố Pb, nhưng hầu hết các dự án đều cho thấy hàm lượng Pb đều dưới ngưỡng ô nhiễm. Phạm Ngọc Hồ và nnk. [17] đã khẳng định hàm lượng Pb trong nước mặt ở tỉnh Hòa Bình <0,05 ppm (TCVN). Đề tài nghiên cứu môi trường nước 6 tỉnh miền trung (Quảng Bình, Quảng Ngãi) [18] cũng cho thấy hàm lượng Pb trong nước đạt tiêu chuẩn cho phép. Vùng Quảng Nam - Đà Nẵng là nơi phát triển công nghiệp rất mạnh, nhưng hàm lượng Pb cao nhất vào mùa mưa chỉ đạt 0,022 ppm (tầng Pleistocen). Đáng quan tâm là Pb trong nước dưới đất vùng Quảng Nam - Đà Nẵng tuy thấp nhưng lại quan hệ khá chặt chẽ với Mn (r_PbMn = 0,74) và sắt (r_PbFe = 0,75), trong khi hàm lượng tương đối cao của Mn và Fe đã được khẳng định [15] chủ yếu là do môi trường tự nhiên.

Như vậy, xu hướng nghiên cứu tiếp theo cần phải nghiên cứu và thành lập bản đồ đa thành phần (sử dụng cho nhiều mục đích trong xã hội) trong đó yếu tố địa hoá môi trường và sức khoẻ cộng đồng là mục đích cuối cùng để đề ra giải pháp chế ngự. Pb là nguyên tố độc hại ở mức hàm lượng khá thấp, vì vậy cần phải khoanh vùng cụ thể theo từng khu vực, đặc biệt là những khu mỏ, các làng nghề liên quan, các thành tạo địa chất có hàm lượng Pb cao, kết hợp với điều tra dịch tễ học, môi trường học, nông nghiệp học, độc học môi trường, v.v.. Đặc biệt nguyên tố này có khả năng tích lũy trong xương theo thời gian và khả năng tiếp xúc.

IV. KẾT LUẬN

Một số kết quả nghiên cứu về đặc điểm địa hoá của Pb đã thể hiện khá rõ rằng:

1. Pb là nguyên tố tồn tại trong các hợp chất khá bền vững ở đới biểu sinh, nên hàm lượng của nó trong nước là không nhiều.

2. Pb là nguyên tố chalcophil có khả năng tạo hợp chất với S, Se, Te, chủ yếu tập trung cao trong các thành tạo nhiệt dịch nhiệt độ trung bình. Ngoài ra, sự phân tán và tập chung của Pb còn do tác động của yếu tố nhân sinh như khai mỏ, sản xuất các sản phẩm có chứa Pb trong các khu công nghiệp, các làng nghề.

3. Sự phân bố của Pb ở Việt Nam chủ yếu tập trung ở Bắc Bộ.

4. Pb là một trong những nguyên tố độc hại, qua chuỗi thức ăn nó đi vào cơ thể con người và gây ra các bệnh: ung thư, thiếu máu, đau đầu.

5. Nghiên cứu về tác động của nguyên tố Pb không nên chỉ quan tâm ở mức hàm lượng mà cần tính đến yếu tố môi trường, mối quan hệ giữa các cặp nguyên tố cũng như thời gian tác động.

VĂN LIỆU

1. Appleton J.D., 1996. Environmental geochemistry and health with special reference to developing countries. Geol. Soc. Spec. publ., 113.

2. Đặng Trung Thuận, 1998. Địa hoá nguyên tố. Nxb Đại học QG Hà Nội.

3. Đặng Trung Thuận, 2005. Địa hoá học. Nxb Đại học QG Hà Nội.

4. Đỗ Trọng Sự, 1994. Đánh giá độ nhiễm bẩn và đề xuất giải pháp bảo vệ nguồn nước dưới đất ở một số khu vực thuộc đồng bằng Bắc Bộ. Lưu trữ ĐC. Hà Nội.

5. Đỗ Văn Ái, 2004. Diều tra các yếu tố địa hoá môi trường gây ra bệnh bướu cổ trong cộng đồng cư dân một số khu vực đồng bằng và hải đảo Bắc Bộ. Liên hiệp các Hội KH&KT VN. Hà Nội.

6. Hồ Vương Bính, 1984. Phương pháp thuỷ địa hoá tìm kiếm quặng sulfur kim loại ở vùng nhiệt đới ẩm Miền Bắc Việt Nam. Lưu trữ ĐC. Hà Nội.

7. Hồ Vương Bính, 1997. Nước dưới đất và sức khoẻ cộng đồng. Hội thảo QG về Tài nguyên nước dưới đất phục vụ chương trình cung cấp nước sạch và vệ sinh môi trường. Hà Nội.

8. Hồ Vương Bính, 1997. Hiện trạng ô nhiễm nước ngầm ở thành phố Hà Nội. Hội thảo QG về Tài nguyên nước dưới đất phục vụ chương trình cung cấp nước sạch và vệ sinh môi trường. Hà Nội.

9. Hồ Vương Bính, 1999. Điều tra địa hoá môi trường vùng đất thấp nam Hà Nội. Sở KH, CN và MT, Hà Nội.

10. Hồ Vương Bính, 2000. Điều tra địa hoá môi trường ảnh hưởng đến sức khoẻ cộng đồng và cây trồng vật nuôi ở Việt Nam. Liên hiệp các hội KH&KT VN. Hà Nội.

11. International Workshop, 9-2003. Environmental and sustainable development of traditional craft-settlements.

12. Lê Huy Bá, 2000. Giáo trình Độc học môi trường. Nxb Đại học QG Hồ Chí Minh.

13. Mai Trọng Nhuận, 2001. Địa hoá môi trường. Đại học QG Hà Nội.

14. Mai Trọng Nhuận, 2001. Lập bản đồ địa chất môi trường biển ven bờ Việt Nam tỷ lệ 1/500.000. Lưu trữ ĐC. Hà Nội.

15. Nguyễn Văn Niệm, 2006. Đặc điểm địa hóa môi trường nước ngầm dải ven biển vùng Quảng Nam-Đà Nẵng. Luận văn ThS., Đại học QG Hà Nội.

16. Nguyễn Văn Phổ, 2002. Địa hoá học. Nxb KH&KT, Hà Nội.

17. Phạm Ngọc Hồ, 2004. Nghiên cứu cơ sở khoa học xây dựng bản đồ hiện trạng môi trường thành phần và ứng dụng để xây dựng bản đồ hiện trạng môi trường đất, nước tỉnh Hòa Bình. Hà Nội.

18. Phạm Văn Thanh, 2006. Nghiên cứu đánh giá hiện trạng nhiễm mặn, nhiễm bẩn và khả năng cung cấp nước sinh hoạt ở dải ven biển miền trung từ tỉnh Quảng Bình đến tỉnh Quảng Ngãi. Lưu trữ ĐC. Hà Nội.

19. Website: http://www.webelements.com

Độ linh động tương đối	Điều kiện môi trường
	Oxy hoá	Axit	Trung hoà - kiềm	Khử
Rất cao	I	I	I, Mo, U, Se	I
Cao	Mo, U, Se, F, Zn	Mo, U, Se, F, Zn, Cu, Co, Ni, Hg	F	F
Trung bình	Cu, Co, Ni, Hg, As, Cd	As, Cd	As, Cd
Thấp	Pb, Be, Bi, Sb, Ti	Pb, Be, Bi, Sb, Ti, Fe, Mn	Pb, Be, Bi, Sb, Ti, Fe, Mn	Fe Mn
Rất thấp đến bất động	Fe, Mn, Al, Cr	Al, Cr	Al, Cr, Zn, Cu, Co, Ni, Hg	Al, Cr, Mo, Se, Zn, Co, Cu, Ni, Hg, As, Cd, Pb, Be, Bi, Sb, Ti