ẢNH HƯỞNG CỦA SILIC HÒA TAN ĐẾN ĐẶC TÍNH KEO CỦA OXIT SẮT TRONG NƯỚC THẢI MỎ KHAI THÁC PYRITE

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN
---------------------

Hoàng Thị Nhung

ẢNH HƯỞNG CỦA SILIC HÒA TAN ĐẾN ĐẶC TÍNH KEO
CỦA OXIT SẮT TRONG NƯỚC THẢI MỎ KHAI THÁC
PYRITE

LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC

2Q - xanh dương - 80 trang


Hà Nội - Năm 2019
ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN
---------------------

Hoàng Thị Nhung

ẢNH HƯỞNG CỦA SILIC HÒA TAN ĐẾN ĐẶC TÍNH KEO
CỦA OXIT SẮT TRONG NƯỚC THẢI MỎ KHAI THÁC
PYRITE

Chuyên ngành: Khoa học môi trường
Mã số: 8440301.01

LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC
NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA

HỌC:
PGS. TS. Nguyễn Ngọc Minh


Hà Nội - Năm 2019


LỜI CẢM ƠN
Sau thời gian nghiên cứu và tiến hành thực nghiệm ở Bộ môn Tài nguyên và Môi
trường đất, luận văn đã được hoàn thành với tất cả nỗ lực và sự cố gắng. Kết quả
này có được từ sự chỉ bảo, giúp đỡ tận tâm và nhiệt tình của thầy cô, anh chị, các
bạn và sự cố gắng của bản thân.
Lời đầu tiên, tôi xin chân thành cảm ơn các thầy cô ở Bộ môn Tài nguyên và Môi
trường đất, Khoa Môi trường, Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Đại học Quốc
gia Hà Nội đã tạo mọi điều kiện thuận lợi để tôi có thể học tập và làm việc ở Bộ
môn trong suốt thời gian nghiên cứu.
Đặc biệt, với lòng biết ơn và sự kính trọng sâu sắc, tôi xin chân thành cảm ơn
PGS.TS. Nguyễn Ngọc Minh – Bộ môn Tài nguyên và Môi trường Đất, Khoa Môi
trường, Trường Đại học Khoa học Tự nhiên đã trực tiếp hướng dẫn, tận tình giúp đỡ
tôi trong suốt quá trình thực hiện luận văn. Cảm ơn ThS. Đàm Thị Ngọc Thân và
các cộng sự đã cùng tôi thực hiện nghiên cứu “Colloidal dynamics of freshly
formed Fe oxides under the influence of silicic acid: Implications for the study of
the transport and dispersion of Fe oxides in acid mine drainage” đã được chấp nhận
đăng trên tạp chí Journal of Environmental Quality, một số hình ảnh và đồ thị trong
luận văn sử dụng được lấy từ bài báo này.
Tôi xin gửi lời cảm ơn tới gia đình, bạn bè luôn quan tâm động viên và đóng góp ý
kiến giúp đỡ tôi trong suốt quá trình hoàn thiện luận văn.
Xin chân thành cảm ơn!
Hà Nội, tháng 01 năm 2019
Học viên

Hoàng Thị Nhung


DANH MỤC VIẾT TẮT
BTNMT

:

Bộ Tài nguyên Môi trường

EU

:

Uỷ ban châu Âu

IEP

:

Điểm đẳng điện

IS

:

Cường độ ion (Ionic Strength)

KLN

:

Kim loại nặng

OM

:

Chất hữu cơ

QCVN

:

Quy chuẩn Việt Nam

SD

:

Độ lệch chuẩn

SC

:

Điện tích bề mặt

T%

Độ truyền qua

DANH MỤC BẢNG
Bảng 1. Các loại khoáng vật có liên quan đến sự hình thành của nước thải mỏ........5
Bảng 2. Các nguồn của nước thải mỏ........................................................................7
Bảng 3. Đặc tính môi trường nước..........................................................................13
Bảng 4. Thành phần một số nguyên tố chính có trong nước thải mỏ Minh Quang..36


DANH MỤC HÌNH

Hình 1. Sơ đồ biểu diễn các bước proton hóa xảy ra trong quá trình giải phóng kim
loại từ cấu trúc tinh thể M2O3 (Furrer và Stumm, 1986)..........................................17
Hình 2. Quá trình oxi hóa 0,0895 mM Fe (II) ở các nồng độ Si khác nhau. Đường
màu xám thể hiện cho tỷ lệ oxi hóa đồng nhất Fe (II) (theo Kinsela và cộng sự,
2016)....................................................................................................................... 27
Hình 3. Hiện trạng khu vực nước thải mỏ Minh Quang..........................................29
Hình 4. Sơ đồ cấu tạo và cơ chế hoạt động của máy PCD Mütek 05. Phân bố ion
trong dung dịch khi không có dòng chuyển động (a) và có dòng chuyển động (b)..35
Hình 5. Độ truyền qua của dung dịch ở các giá trị pH khác nhau và nồng độ axit
silicic thêm vào lần lượt là 0; 0,5; 1; 1,5 mM..........................................................37
Hình 6. Tỷ lệ quá trình oxy hóa Fe trong nước thải mỏ ở các giá trị pH khác nhau và
nồng độ axit silicic thêm vào lần lượt là 0; 0,5; 1; 1,5 mM.....................................38
Hình 7. Điện tích bề mặt ở các giá trị pH khác nhau và nồng độ axit silicic thêm vào
lần lượt là 0; 0,5; 1; 1,5 mM....................................................................................39
Hình 8. Tỷ lệ phần trăm Fe bị oxy hóa và nồng độ Si bị hấp phụ biến thiên...........40
Hình 9. Ảnh SEM, ánh xạ phần tử SEM với Si có màu xanh lục (a), nhiễu xạ tia X
(b), và phổ EDS (c) của pha rắn thu được từ dung dịch ở pH 7, IS 0,05 M và nồng
độ axit silicic 1,5 mM..............................................................................................41

Hình 10. Phổ FTIR của các sản phẩm pha rắn Si – Fe với nồng độ axit silicic được
thêm vào 0; 0,5; 1; 1,5 mM ở pH 9..........................................................................42
Hình 11. Điện tích bề mặt (a) và đặc tính keo (b) của các dung dịch huyền phù Fe
khi có mặt axit silicic ở các mức nồng độ 0; 0,5; 1,0 và 1,5 mM và cường độ ion
0,05 M với sự thay đổi pH. Các điểm biểu thị giá trị trung bình với tiêu chuẩn lặp
lại 3 lần.................................................................................................................... 44


Hình 12. Điện tích bề mặt (a) và đặc tính keo (b) của dung dịch huyền phù Fe khi
nồng độ axit silicic thêm vào 0; 0,5; 1; 1,5 mM ở pH 4 với sự thay đổi của cường độ
ion. Số liệu biểu thị các giá trị trung bình ba lần lặp lại...........................................46
Hình 13. Đường cong điện tích bề mặt và tỷ lệ oxy hóa Fe được kết hợp từ hình 8a
và hình 11a để biểu diễn mối quan hệ giữa điện tích bề mặt và quá trình oxy hóa Fe
với sự thay đổi của hàm lượng silic hòa tan và pH. Mối tương quan tuyến tính được
bắt nguồn bằng cách nối các điểm của điện tích bề mặt và các đường cong oxy hóa
................................................................................................................................. 48


MỤC LỤC

LỜI CẢM ƠN

i

DANH MỤC VIẾT TẮT

ii

DANH MỤC BẢNG

ii

DANH MỤC HÌNH iii
MỞ ĐẦU1
Chương 1. TỔNG QUAN VỀ VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU

3

1.1. Pyrite và nước thải mỏ.....................................................................................3
1.2. Yếu tố ảnh hưởng đến quá trình hình thành nước thải mỏ...............................8
1.3. Tác động của nước thải mỏ tới môi trường....................................................13
1.4. Biện pháp xử lý nước thải mỏ 17

1.5. Đặc tính keo của các khoáng vật Fe dưới ảnh hưởng của silic hòa tan..........22
Chương 2. VẬT LIỆU VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 29

2.1. Đối tượng nghiên cứu....................................................................................29
2.2. Nội dung nghiên cứu.....................................................................................30
2.3. Phương pháp nghiên cứu...............................................................................30
Chương 3. KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU 36
3.1. Thành phần và đặc tính của nước thải mỏ Minh Quang

36

3.2. Ảnh hưởng của Si hòa tan đến đặc tính keo của oxit sắt trong dung dịch nước thải mỏ Minh Quang
37
3.3. Mức độ Fe bị oxi hóa và Si bị hấp phụ dưới ảnh hưởng của sự thay đổi pH 40
3.4. Điện tích bề mặt và tính chất keo dưới ảnh hưởng của sự thay đổi pH

43

3.5. Điện tích bề mặt và tính chất keo dưới sự tác động của cường độ ion

45

3.6. Thảo luận

46

KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ

50

1. Kết luận............................................................................................................. 50
2. Kiến nghị..........................................................................................................50
TÀI LIỆU THAM KHẢO
PHỤ LỤCI

52


Phụ lục 1 – Kết quả thực nghiệm.............................................................................I
Phụ lục 2 – Một số máy được sử dụng.................................................................VII


MỞ ĐẦU
Việt Nam là đất nước có tiềm năng khoáng sản khá phong phú, đa dạng với
các hoạt động khai thác khoáng sản kim loại diễn ra mạnh mẽ và mang lại nguồn thu
lớn cho các doanh nghiệp. Tuy nhiên, hoạt động bảo vệ và phục hồi môi trường vẫn
chưa được chú trọng đã làm cho môi trường xung quanh bị ảnh hưởng trầm trọng.

Ngay cạnh vườn Quốc Gia Ba Vì, mỏ pyrite Minh Quang đã bỏ hoang gần chục năm,
đất đá, quặng thải vẫn nằm phơi trên mặt địa hình. Dòng nước thải ở đây có pH rất
thấp (khoảng 2 – 3), có màu đỏ như máu do giàu sắt và axit sulfuric. Nước thải mỏ
theo dòng suối đổ ra sông và ngấm vào nước ngầm.
Hiện nay, nguồn nước sạch, đảm bảo chất lượng cho mục đích sinh hoạt và sản
xuất của các hộ dân cũng như du lịch sinh thái vườn Quốc Gia Ba Vì đang là vấn đề
cấp thiết cần được giải quyết. Đã có nhiều phương pháp được dùng để xử lý axit của
nước thải giàu oxit sắt. Một số nơi đã tiến hành áp dụng các biện pháp xử lý sinh học,
hóa học khác nhau, tuy nhiên, hiệu quả xử lý không cao, mặt khác chi phí thường rất
tốn kém. Trong điều kiện khai thác, chế biến kim loại ở Việt Nam, việc sử dụng các
khoáng vật tự nhiên và polyme trong xử lý nước thải mỏ hầu như chưa được đưa vào
nghiên cứu, ứng dụng nhiều. Vì vậy, việc tìm ra nguyên lý phương pháp xử lý nước
thải phù hợp để ứng dụng cho các cơ sở khai thác là rất cấp thiết.
Với những lý do kể trên, đề tài “Ảnh hưởng của silic hòa tan đến đặc tính keo
của oxit sắt trong nước thải mỏ khai thác pyrite” đã được thực hiện với các mục tiêu
cụ thể như sau:
- Nghiên cứu ảnh hưởng của silic hòa tan đến sự kết tủa và keo tụ oxit sắt thông
qua: xác định điện tích bề mặt, độ truyền qua, khả năng hấp phụ là các tham số quan
trọng nhất được sử dụng để đánh giá ảnh hưởng của silic hòa tan lên tính chất tích
điện và tương quan với sự ổn định keo của oxit sắt.
- Tìm ra khoảng pH tối ưu cho sự kết tủa và keo tụ oxit sắt khi có mặt của silic
hòa tan với nồng độ phù hợp nhằm giúp phát triển các kỹ thuật hiệu quả để xử lý
nước thải mỏ Minh Quang giàu oxit sắt.

1


Nghiên cứu được tiến hành trên cả mẫu nước thải mỏ được thu tại mỏ pyrite
Minh Quang và dung dịch mô phỏng thành phần của nước thải mỏ được điều chế
trong phòng thí nghiệm từ muối FeSO4.7H2O được sử dụng thay thế cho nước thải từ

hoạt động khai thác pyrite. Những phát hiện từ nghiên cứu này về đặc tính keo của
oxit Fe khi có mặt silic hòa tan trong môi trường có thể giúp phát triển các kỹ thuật
hiệu quả để xử lý nước thải mỏ giàu oxit Fe.

2


Chương 1. TỔNG QUAN VỀ VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU
1.1. Pyrite và nước thải mỏ khai thác pyrite
Pyrite (FeS2) là một trong những khoáng vật sulfite thường gặp điển hình
trong quặng và đá, kết tinh dạng hạt “bán tự hình”, cũng có chỗ hạt kết tinh “khá tự
hình”. Rìa hạt pyrite đôi khi được bao bởi pyrotin. Đa phần hạt bị rạn nứt, bị cà nát
thành mảnh rời rạc. Hầu hết các khe nứt vỡ của pyrite được lấp đầy bởi các
oxyhydroxit sắt (Nguyễn Thị Liên, 2013).
Việt Nam có một nguồn pyrite dồi dào do quá trình phong hóa diễn ra mạnh
mẽ. Tại đây, các hoạt động khai thác mỏ đã làm cho pyrite tiếp xúc với không khí,
nước và bị oxy hóa. Quá trình này diễn ra dễ dàng và nhanh hơn khi các khoáng vật
sulfite được đưa lên bề mặt thông qua các hoạt động khai thác và chế biến khoáng
sản. Một trong những sản phẩm của quá trình oxy hóa các khoáng vật sulfite là axit
sulfuric. Tuy nhiên, tùy theo thành phần khoáng vật của quặng và đá, axit sulfuric
được tạo thành có thể bị trung hòa hoàn toàn hoặc một phần hoặc không bị trung hòa.
Như vậy, môi trường nước ở khu vực khai thác và chế biến quặng có thể có tính chất
từ trung tính đến axit (có pH thấp). Đây chính là một trong những nguyên nhân của
việc xuất hiện các kim loại nặng hòa tan trong các dòng thải mỏ khai thác pyrite nói
riêng và môi trường nước nói chung ở các khu vực này.
Nước thải mỏ là dung dịch nước chứa kim loại, có tính axit được thải ra từ các
mỏ kim loại và than đá. Quá trình hình thành nước thải mỏ liên quan đến quá trình
oxy hóa các khoáng sulfite, đặc biệt là pyrite (FeS 2). Khoáng sản sulfua kim loại
ngoài pyrite còn có thể là các nguồn khoáng có tiềm năng kinh tế chưa được khai
thác và các khoáng vật này bị oxy hóa có thể tạo ra axit và SO 42-. Quá trình oxy hóa

và thủy phân khoáng sulfua kim loại như pyrrhotite (Fe1-xS), chalcopyrite (CuFeS2),
sphalerite ((Zn, Fe)S) và giải phóng các kim loại khác như kẽm, chì, niken và đồng
vào dung dịch. Quá trình khai thác lộ thiên quặng đá trong điều kiện khí quyển có độ
ẩm, oxy và vi khuẩn làm thúc đẩy quá trình oxy hóa các khoáng vật sulfua. Trong
quá trình khai thác, hàng tấn vật liệu khoáng sản là chất thải, trong đó có chứa
khoáng vật sulfite có diện tích bề mặt tiếp xúc cao. Quá trình oxy hóa pyrite xảy ra
3


theo các phản ứng khác nhau trong các điều kiện khác nhau. Trong đó, các phản ứng
từ 1 đến 5 đại diện cho các quá trình chính và phổ biến cho quá trình oxy hóa pyrite.
Sau đây là các phản ứng xảy ra trong quá trình hình thành nước thải mỏ axit:
Phản ứng 1: Pyrite bị oxy hóa
FeS2 + O2 + H2O  2SO42- + Fe2+ + 2H+

(1)

Khả năng đệm của đá thải thường không đủ để trung hòa axit (Tutu và cộng sự,
2008).
Phản ứng 2: Fe (II) có thể tiếp tục bị oxy hóa thành Fe (III)
Fe2+ + O2 + H+  Fe3+ + H2O

(2)

Phản ứng 3: Fe (III) sau đó có thể tiếp tục oxy hóa pyrite:
FeS2(s) + 14Fe3+ +8H2O  15Fe2+ + 2SO42- + 16H+

(3)

Phản ứng 4: Sự ổn định của Fe (III) phụ thuộc vào pH. Theo Tutu và cộng sự

(2008), Fe (III) vẫn còn trong dung dịch ở pH thấp hơn 3,5 nhưng ở giá trị pH cao
hơn Fe (III) kết tủa dạng Fe(OH)3 thông qua thủy phân.
Fe3+ +3H2O  Fe(OH)3 + 3H+

(4)

Tuy nhiên, phản ứng 4 chỉ là một phản ứng thủy phân và nhiều phản ứng khác
có thể xảy ra tùy thuộc vào điều kiện. Mỗi phản ứng có hằng số cân bằng riêng, kết
tủa của Fe(OH)3 trong điều kiện pH đệm giữa 2,5 và 3,5 (España và cộng sự, 2006).
Hiện tượng này có hai xu hướng đối lập, xu hướng đầu tiên là độ chua làm tăng tính
linh động và độc tính của kim loại, xu hướng thứ hai là sự phân tán keo Fe(OH) 3 dẫn
đến làm tăng tính linh động cho cả hệ KLN – keo Fe(OH) 3. Tutu và cộng sự (2008)
cho rằng xu hướng thứ hai phổ biến hơn.
Phản ứng 5: Mcgregor và cộng sự (1998) phát hiện ra rằng các kim loại như
Ni, Co, Cu, Cd và Zn đồng kết tủa với goethite, (oxy) – hydroxit sắt.
xFe3+ + (1-x)M2+ +2H2O  FexM(1-x)OOH(s) + H+

(5)

Sự xuất hiện của nước thải mỏ có liên quan đến sự hiện diện của sulfite (S 2- và
S-) tiềm tàng trong các khoáng vật, trong quặng và phần khoáng dư sau quá trình khai
thác tiếp xúc với oxy, nước và vi sinh vật. Các thành phần chính, cần thiết cho sự
hình thành của nước thải mỏ là các khoáng vật sulfite dưới sự tác động của nước
4


hoặc độ ẩm không khí và chất oxy hóa như oxy (O 2). Sự có mặt của một số kim loại
ở các nồng độ cụ thể sẽ phụ thuộc vào loại và lượng khoáng vật sulfite bị oxy hóa.
Việc tạo ra nước có axit sulfuric là một quá trình xảy ra một cách tự nhiên, nhưng các
hoạt động khai thác có thể làm cho quá trình này tăng lên đáng kể do sự gia tăng tiếp

xúc của các sulfite với khí quyển.
Quá trình phơi nhiễm tăng lên khi nghiền đá quặng thành các hạt mịn, một quá
trình cần thiết cho việc khai thác các kim loại quý từ quặng. Khi các khoáng vật này
bị nghiền nát, các vị trí phản ứng như các cạnh và góc, các khe chứa chất rắn và chất
lỏng, các khe hở và mảnh vỡ, được tạo ra và sau đó bị phơi nhiễm, và trên các vị trí
phản ứng này, nơi quá trình oxy hóa tập trung nhiều nhất. Nguồn của nước thải mỏ
không chỉ là do các bãi đá đã được xử lý, các bãi thải nổi và các kho dự trữ tập trung,
mà các công trình khai thác hầm mỏ và khai thác lộ thiên cũng góp phần vào việc tạo
ra nước thải mỏ. Bảng 1 cho biết tên và công thức của các khoáng vật hình thành
nước thải mỏ (Gray, 1997). Pyrite được tìm thấy trong các mỏ than và cũng liên kết
với nhiều quặng khác bao gồm các quặng Zn, Pb, As, U, Au và Ag.
Bảng 1. Các loại khoáng vật có liên quan đến sự hình thành của nước thải mỏ
Khoáng vật
Arsenopyrite

Công thức
FeS2·FeAs

Khoáng vật
Millerite

Công thức
NiS

Bornite

CuFeS4

Molybdenite

MoS2

Chalcocite

Cu2S

Pyrite

FeS2

Chalcopyrite

CuFeS2

Pyrrhhdite

Fe11S12

Covellite

CuFeS2

Spharerite

ZnS

Galena

PbS
(Nguồn: Gray, 1997)

Các khoáng vật thứ sinh chính trong đới oxy hóa sulfite:
Ngoài ra, các khoáng vật thứ sinh được hình thành từ nước thải mỏ bị chi phối
bởi Fe vì đây là cation có nồng độ cao nhất trong hầu hết các nguồn nước thải mỏ.
Nguyên nhân của sự kết tủa các khoáng vật thứ sinh này được giải thích do quá trình
bốc hơi, oxy hóa, pha loãng, pha trộn và trung hòa. Khoáng vật thứ sinh đóng một vai
trò quan trọng trong việc tái chế kim loại và quyết định mức độ axit của nước mặt.
5


Trong các khoáng vật này, các khoáng vật phổ biến nhất trong các mỏ khoáng sản
gồm goethite (α-FeOOH), ferrihydrite, schwertmannite và jarosite. Màu sắc của
những khoáng vật này khác biệt từ màu vàng tới màu nâu đỏ. Ferrihydrite và
schwertmannite là các khoáng vật tinh thể yếu trong khi jarosite có độ kết tinh cao.
Goethite là một loại vật liệu tinh thể bền trong tự nhiên, có mặt trong nước thải mỏ
dưới dạng các hạt mịn.
Quá trình biến đổi xảy ra trong đới oxy hóa của các khoáng vật sulfite chủ yếu
thông qua một loạt các phản ứng oxy hóa – khử, làm cho các khoáng vật nguyên sinh
bị phá hủy, đồng thời xuất hiện các khoáng vật mới như oxit, oxyhydroxit, cacbonate,
sulfat bền vững trong đới oxy hóa. Sự tạo thành các khoáng vật khác nhau phụ thuộc
vào thành phần khoáng vật nguyên sinh cũng như tính chất của các nguyên tố trong
môi trường địa hóa. Hành vi của các cation được giải phóng trong quá trình phân hủy
các sulfite nguyên sinh được quyết định bởi đặc tính địa hóa của chúng. Trong quá
trình phá hủy, khi pyrite và các khoáng vật sulfite khác tiếp xúc với các dung dịch
giàu sulfat do quá trình bốc hơi hay các nguyên nhân khác thì các khoáng vật thuộc
nhóm alunite có thể lắng đọng. Các khoáng chứa sắt của nhóm này được gọi là
jarosite và có công thức chung là M +Fe33+(OH)6(SO4)2 trong đó vị trí của ion kim loại
M+ có thể là K+, Na+, NH4+ hay Ag+. Jarosite cũng có thể chứa cả Pb2+
(plumbojarosite) dưới dạng PbFe6(OH)12(SO4)4.
Phản ứng của pyrite với oxy và nước đã tạo ra dung dịch sắt sulfat và axit

sulfuric. Các hợp chất của sắt có thể tiếp tục bị oxy hóa làm tăng nồng độ H +. Vi
khuẩn oxy hóa sắt và lưu huỳnh được biết là tác nhân xúc tác làm tăng tỷ lệ phản ứng
ở pH thấp. Tỷ lệ phản ứng hóa học có thể tăng lên đáng kể bởi hoạt động của vi
khuẩn, cụ thể là Thiobacillus ferrooxidans. Một vi khuẩn khác, Ferroplasma
Acidarmanus, là loài góp phần quyết định mức độ axit trong nước thải mỏ (McGuire
và cộng sự, 2001). Trong các hệ thống tự nhiên không bị xáo trộn, quá trình oxy hóa
này xảy ra ở tốc độ chậm qua khoảng thời gian địa chất dài. Khi pyrite tiếp xúc với
oxy và nước, nó bị oxy hóa, dẫn đến sự giải phóng của H +, SO42- và các kim loại hòa
tan khác.
6


Quá trình hình thành nước thải mỏ từ các chất thải sau quá trình khai khoáng
là một quá trình kéo dài trong nhiều năm, thường kéo dài sau khi đóng cửa không
khai thác mỏ nữa. Quá trình oxy hóa các khoáng vật sulfua này cũng giải phóng các
kim loại chứa trong chúng dưới dạng hòa tan. Tính di động cao của các kim loại này
trong môi trường axit của nước thải mỏ làm cho chúng dễ bị phân tán và khuếch tán
ra xa nguồn vào các hệ thống thủy sinh xung quanh, như suối và sông, gây tác động
bất lợi đến các hệ sinh thái thủy sinh. Ngoài axit từ chất thải mỏ, một số giai đoạn
chế biến trong quá trình khai thác liên quan đến việc bổ sung axit làm tăng hàm
lượng kim loại vào dung dịch. Nếu quy trình chế biến này không được tiến hành
trong khuôn khổ môi trường hạn chế, axit được sinh ra (thường là axit sulfuric) góp
phần tăng thêm độ chua của nước rỉ được tạo ra từ quá trình oxy hóa chất thải. Nước
thải mỏ do hoạt động khai thác mỏ ngầm từ lâu đã được coi là một mối nguy hiểm
nghiêm trọng đến môi trường do môi trường pH thấp. Gần đây, nước thải mỏ được
hình thành từ các hoạt động khai thác lộ thiên đã trở thành một mối quan tâm do các
nguy hiểm tiềm ẩn gây ra bởi các mỏ đang hoạt động hoặc duy trì. Trong phương
pháp khai thác mỏ này, khối lượng đá lớn bị nghiền và các bề mặt đá mới bị oxy hóa
làm cho quá trình hình thành nước thải mỏ có thể xảy ra sau khi đóng cửa. Có hai
nguồn nước thải mỏ, được trình bày trong Bảng 2.

Bảng 2. Các nguồn của nước thải mỏ
Nguồn sơ cấp
Bãi đá mỏ

Nguồn thứ cấp
Xử lý bùn

Bãi thải

Nghiền đá

Hoạt động khai thác mỏ ngầm và lộ thiên

Kho dữ trữ tập trung

Nước ngầm

Rò rỉ do quá trình vận chuyển

Rò rỉ trong các khu vực phục hồi

Hồ chứa

Đá được sử dụng xây dựng đường, đập, v.v...
(Nguồn: Koldas, 2000)

7


Đá thải từ khu vực khai thác có chứa sulfua là một thành phần quan trọng tạo

ra nước thải mỏ; điều này cho thấy việc quản lý các bãi thải rất quan trọng. Các bãi
thải này có khả năng có tính axit cao, nhưng khó có thể dự đoán chính xác pH do khả
năng tự trung hòa của các sản phẩm chứa cacbonat. Trầm tích có nồng độ axit cao
gây ra sự rò rỉ axit do axit trong các thân quặng không được trung hòa. Trong các vỉa
than có chứa calcite hoặc trong trường hợp không có vật liệu axit hóa, nước thải được
trung hòa tại chỗ, dẫn đến nước thải ra có pH trung tính hoặc kiềm. Nước thải có tính
kiềm thường không gây hại cho môi trường như nước thải mỏ. Một số vùng nước
kiềm có nồng độ sắt cao, làm giảm đáng kể pH do quá trình oxy hóa và thủy phân,
tạo ra chất thải có tính axit. Nước thải chứa kiềm thường phổ biến hơn ở các mỏ khai
thác dưới lòng đất so với các mỏ lộ thiên.
1.2. Yếu tố ảnh hưởng đến quá trình hình thành nước thải mỏ
Các yếu tố chính quyết định mức độ hình thành axit của nước thải mỏ bao
gồm pH, nhiệt độ, hàm lượng oxy của pha khí nếu mức bão hòa ít hơn 100%, nồng
độ oxy trong nước, hoạt tính hóa học của Fe 3+, diện tích bề mặt tiếp xúc của sulfua
kim loại; năng lượng kích hoạt hóa học cần thiết để bắt đầu sản sinh axit; và hoạt tính
vi khuẩn. Sự tương tác giữa các yếu tố này tạo ra cơ chế hoạt động phức tạp trong các
quá trình tự nhiên. Axit hữu cơ là sản phẩm của hoạt động trao đổi chất của vi khuẩn
và đóng vai trò quan trọng trong việc giải phóng các kim loại từ đá mẹ.
Mức độ xảy ra các phản ứng này phụ thuộc rất nhiều vào điều kiện môi
trường, đặc biệt bị giới hạn tốc độ trong điều kiện phi sinh học. Trong hệ sinh thái, vi
khuẩn đóng vai trò chính, làm tăng các phản ứng tạo ra axit của nước thải mỏ. Sự có
mặt của vi khuẩn Thiobacillus ferrooxidans làm tăng mức độ tạo ra axit đáng kể.
Schrenk và cộng sự (1998) đã nghiên cứu quá trình oxy hóa pyrite bởi một loại vi
khuẩn axitophilic khác, cụ thể là Leptospirillum ferrooxidans. L.ferrooxxidans tồn tại
trong môi trường có pH thấp, trong khi T. ferrooxidans được tìm thấy trong các khu
vực có pH cao hơn 1,3 và nhiệt độ thấp hơn 30 oC. Ngoài ra, T. ferrooxidans ảnh
hưởng đến sự kết tủa của ferric sắt nhưng cả hai loài T. ferrooxidans và L.
ferrooxidans đều không đóng vai trò là tác nhân trực tiếp ở các giá trị pH thấp ở Iron
8

Mountain, California. Trong một nghiên cứu, các loài tên Eukarya và Archaea cũng
được tìm thấy trong điều kiện axit cực đoan có thể góp phần tạo ra nước thải mỏ. Một
loài mới Archaea của họ Thermoplasmales, được tìm ra bởi Edwards và cộng sự
(2000) phát triển ở giá trị pH 0,5 và nhiệt độ 40°C. Loài này được cho là có tác động
đáng kể đến quá trình oxy hóa sắt, chu trình sắt và lưu huỳnh. Nấm, nấm men và
động vật nguyên sinh tồn tại ở pH thấp hơn mặc dù đây không phải là điều kiện tối
ưu cho sự phát triển của các sinh vật này, không giống như các sinh vật khác như các
acidophile có tốc độ tăng trưởng tối ưu ở pH thấp hơn 3.
Các yếu tố hóa học, sinh học và vật lý rất quan trọng để xác định tốc độ tạo
thành axit; các yếu tố vật lý, đặc biệt là tính thấm của bãi thải rất quan trọng. Bãi thải
có độ thẩm thấu cao có khả năng xâm nhập oxy cao, góp phần làm tăng tốc độ phản
ứng hóa học cao hơn, do đó, nhiệt độ và lượng oxy xâm nhập cao hơn qua sự đối lưu.
Hầu hết các thử nghiệm của Acidithiobacillus ferrooxidans đều liên quan đến quá
trình oxy hóa pyrite (FeS2). Tuy nhiên, vi khuẩn có thể đẩy nhanh quá trình oxy hóa
sulfua của antimon, gallium, molypden, asen, đồng, cadimi, coban, niken, chì và
kẽm. Đối với vi khuẩn phát triển mạnh, điều kiện môi trường phải thuận lợi. Ví dụ,
A. ferrooxidans hoạt động mạnh nhất trong nước với pH nhỏ hơn 3,2. Nếu điều kiện
không thuận lợi, tác động của vi khuẩn đối với sự sản sinh ra axit sẽ là tối thiểu.
Trong môi trường có vi khuẩn phát triển mạnh, có một số yếu tố quyết định đến hoạt
động của vi khuẩn và mức độ tạo ra axit. Sau quá trình oxy hóa khoáng sulfua, các
sản phẩm axit có thể ngay lập tức bị rửa trôi do dòng nước di chuyển qua đá, nếu
không có chuyển động của nước có thể bị tích tụ trong đá, sau đó bị xả sạch. Nếu các
axit được sản sinh từ khoáng vật sulfua bị trung hòa sẽ loại bỏ một phần lượng axit
và sắt trong dung dịch và làm tăng pH.
Thành phần khoáng vật là một yếu tố quyết định đến mức độ
hình thành nước thải mỏ, đặc biệt là hàm lượng của các khoáng vật
sulfite và tính bền vững hóa học của chúng. Nhìn chung, hàm lượng
các sulfite trong bãi quặng thải cao thì khả năng sản sinh axit của
chúng cũng cao. Khả năng các khoáng vật chứa sulfite tạo thành

9


axit phụ thuộc rất nhiều vào sự có mặt của các khoáng vật có tính
kiềm, thường là calcite (CaCO3), dolomite (CaMg(CO3)2) và một số
khoáng vật khác. Calcite là khoáng vật có phản ứng nhanh nhất,
quá trình hòa tan calcite giữ cho pH của nước trong “lỗ hổng” trong
bãi thải gần với giá trị trung tính. Do khả năng trung hòa axit của
các khoáng vật có tính kiềm nên đá chứa tới 5% khoáng vật sulfite
có thể không tạo thành axit khi có lượng dư thừa calcite. Ngược lại,
đá chứa chỉ vài phần trăm khoáng vật sulfite cũng có khả năng tạo
thành một lượng axit đáng kể khi vắng mặt các khoáng vật có khả
năng trung hòa axit.
Các đặc tính vật lý như cỡ hạt, độ thấm nước và các tính chất
vật

lý

khác

của

vật chất bãi thải cũng như cấu trúc bãi thải cũng có vai trò không
nhỏ

trong

việc

hình thành axit. Các nghiên cứu cho thấy quá trình oxy hóa các

khoáng vật sulfite bị giảm đáng kể khi hàm lượng oxy trong các “lỗ
hổng” trong chất thải nhỏ hơn 1 – 2%. Cỡ hạt quyết định diện tích
bề mặt tiếp xúc với các chất phản ứng, cỡ hạt mịn thường tạo bề
mặt tiếp xúc lớn hơn. Tuy vậy, hạt thô trong các đống đá thải ở các
mỏ mặc dù có bề mặt tiếp xúc hạn chế hơn nhưng lại có khả năng
cho phép nước và không khí đi xuống rất sâu trong đống thải và do
đó có nhiều khoáng vật chịu quá trình oxy hóa hơn dẫn đến lượng
axit sinh ra cũng lớn. Sự đối lưu không khí trong các khoáng vật thô
còn được hỗ trợ bởi gió, sự thay đổi khí áp và có thể cả dòng khí đối
lưu do nhiệt sinh ra trong quá trình oxy hóa. Ngược lại hạt mịn
(thường là quặng đuôi) tuy làm ngăn cản dòng khí và hạn chế dòng
nước nhưng lại có diện tích tiếp xúc lớn hơn. Thông thường, quá
trình tạo axit trong các bãi thải dạng đống nhiều hơn so với các bãi
thải dạng chôn lấp hoặc ngập nước.
10


Điều kiện thủy văn và địa chất thủy văn có vai trò rất lớn
trong

việc

hình

thành dòng thải mỏ. Sản phẩm của quá trình oxy hóa pyrite là axit
tự

do

và

muối

axit

hòa tan. Nếu không có nước thấm qua, các muối axit hình thành
trong

điều

kiện

độ

ẩm hạn chế sẽ nằm lại trong các “lỗ rỗng” giữa các hạt. Khi có nước
thấm

qua

thì

các

sản phẩm phong hóa axit sẽ hòa tan và được vận chuyển cùng với
nước

ra

khỏi

chúng. Đới dao động mực nước ngầm cũng là điều kiện thuận lợi
cho

việc

oxy

hóa

sulfite và chiết tách các sản phẩm phong hóa.
Drever và Stillings (1997) chỉ ra ba cơ chế mà theo đó các axit hữu cơ và
anion của chúng ảnh hưởng đến phong hóa khoáng vật:
1) Sự thay đổi trạng thái cân bằng trong dung dịch đất bằng cách giảm pH của
dung dịch, hoặc bằng cách hình thành các phức hợp gần các bề mặt của khoáng vật;
2) Gây ra sự thay đổi trong điều kiện bão hòa của dung dịch đất, liên quan đến
khoáng vật mà nó tiếp xúc;
3) Bằng cách hình thành các phức hợp kim loại, như phức hợp của Al 3+ trong
dung dịch.
Yếu tố ngăn cản sự hình thành nước thải mỏ:
Ngăn cản quá trình hình thành nước thải mỏ chủ yếu đòi hỏi phải ngăn cản sự
tiếp xúc giữa khoáng vật sulfua, không khí, nước và vi khuẩn. Điều này có thể được
thực hiện bằng một số kỹ thuật quản lý chất thải mỏ và đá thải. Trong số các kỹ thuật
quản lý có sẵn, đắp lấp mỏ bằng cách sử dụng hỗn hợp các chất thải như hỗn hợp của
chất thải mỏ và đất, hỗn hợp đá nghiền và mỏ, vật liệu cát và xi măng và các chất kết
dính khác được sử dụng để giảm thiểu sự hình thành axit. Các bãi lấp được đặt vào
khoảng trống dưới lòng đất và được dùng để cải thiện điều kiện dưới lòng đất, cung
11


cấp đủ kiềm để trung hòa độ chua. Bãi lấp được phân loại thành bãi lấp khô, xi măng,

thủy lực và sử dụng chất kết dính. Đặc biệt, bãi lấp sử dụng chất kết dính thường
được sử dụng ở Canada bằng cách lấp đầy và cố định chất thải mỏ nhằm ngăn không
khí tiếp xúc với các loại đá, do đó hạn chế quá trình oxy hóa sulfite (Villain và cộng
sự, 2013). Trên mặt đất, một số phương pháp ngăn chặn sự hình thành của nước thải
mỏ có thể được sử dụng như làm khô nắp, bao bọc bởi nước, ngăn cản tiêu thụ oxy
và xử lý chất thải dưới lòng đất có thể được sử dụng như các rào cản oxy để ngăn cản
sự hình thành nước thải mỏ (Blowes và cộng sự, 2014; Demers và cộng sự, 2015).
Ngăn cản hình thành nước thải mỏ là một nhiệm vụ quan trọng để ngăn các rủi
ro môi trường trong tương lai. Ở Thụy Điển, hai phương pháp phổ biến nhất để ngăn
ngừa quá trình oxy hóa sulfua là phủ khô và phủ nước. Trong lớp phủ khô, chất thải
có hàm lượng sulfua thấp, đất sét, chất thải oxit, chất nền kiềm, chất thải hữu cơ, đất
và vật liệu trung hòa thường được sử dụng để ngăn chặn sự hình thành nước thải mỏ.
Trong một nghiên cứu thực tế tiến hành trong 500 ngày trong phòng thí nghiệm, hỗn
hợp bùn đất đã được chứng minh là vật liệu rào cản oxy hiệu quả để ngăn chặn sự
hình thành nước thải mỏ từ đá thải và chất thải (Demers và cộng sự, 2015). Gần đây,
việc áp dụng công nghiệp kiềm tạo thành các sản phẩm để che phủ các chất thải và
bãi thải đá đã được áp dụng. Ví dụ, thử nghiệm quy mô nhỏ được tiến hành tại mỏ
Stockton, quan sát thấy rằng sự tạo thành kiềm cao từ một hỗn hợp gồm bụi lò xi
măng với đá granite tỷ lệ 1: 4 theo thể tích.
Dung dịch kiềm được sản xuất nhằm mục đích trung hòa với axit được sinh ra
từ các chất thải và được cho là một trong những phương pháp quan trọng ngăn cản sự
hình thành nước thải mỏ. Trong một nghiên cứu có bảy hỗn hợp được dùng để bọc
chất thải (đá thải, đá thải và bùn đỏ, đá thải và đá vôi, đá vôi, bùn đỏ, đá vôi và vôi)
để ngăn chặn sự hình thành nước thải mỏ được đánh giá trong 100 ngày. Hỗn hợp đá
thải và bùn đỏ được xem là một trong những giải pháp thay thế tốt nhất để hạn chế sự
hình thành của nước thải mỏ (Abreu và cộng sự, 2012). Trong thực tế, người ta phải
chú ý trong việc lựa chọn chất bọc khô. Vì lớp vỏ kiềm tạo ra độ kiềm cao, việc huy

12

động kim loại từ chất thải có thể xảy ra. Ví dụ, tro bay được sử dụng để bọc chất thải
có thể tạo ra lớp phủ có độ kiềm cao và dẫn đến sự phong hóa của chất thải.
Tương tự như vậy, lớp phủ bằng nước được sử dụng như một rào cản khuếch
tán oxy. Trong điều kiện bình thường, độ hòa tan của oxy thấp và dao động từ 8 – 13
mg L-1, và hệ số khuếch tán oxy trong nước ít hơn khoảng 1,12 x 10 4 lần so với
không khí. Hiện tượng này đã được khai thác để hạn chế tốc độ oxy hóa khoáng
sulfua khi chất thải mỏ được bao phủ bởi nước (Blowes và cộng sự, 2014). Điều này
cho thấy rằng một khi chất thải được phủ bởi nước, quá trình oxy hóa sulfite có thể
gần như bị loại bỏ (EU, 2009). Các vật liệu hữu cơ như chất thải gỗ và các dạng chất
thải cacbon hữu cơ khác đã được áp dụng để che phủ bề mặt chất thải của mỏ và hoạt
động như chất phá hủy oxy. Do đó, ngăn chặn sự xâm nhập oxy vào chất thải mỏ.
Tuy nhiên, chúng được sử dụng với thời gian vòng đời ngắn. Tương tự như vậy, việc
xử lý chất thải dưới lòng đất hỗ trợ cho việc giảm thiểu sự tiếp xúc giữa oxy với các
vật liệu phản ứng có sẵn trong chất thải, đặc biệt là để ngăn chặn quá trình oxy hóa
sulfite.
1.3. Tác động của nước thải mỏ tới môi trường
1.3.1. Nguyên nhân gây ra tính độc hại của nước thải mỏ
Nước thải mỏ có pH thấp là một vấn đề lớn trên toàn thế giới, đặc biệt phổ
biến ở nơi xảy ra các hoạt động khai thác than đá và mỏ vàng. Khi nước thải mỏ
được tạo ra, rất khó để kiểm soát quá trình di chuyển chất ô nhiễm và các biện pháp
xử lí cũng đòi hỏi chi phí cao. Nước thải mỏ gây ra các tác động nghiêm trọng đến
môi trường, đặc biệt là tài nguyên đất, tài nguyên nước và các quần thể thủy sản.
Nước thải mỏ gây ra ô nhiễm nghiêm trọng tới các thế hệ hiện tại và tương lai,
đặc biệt là do pH thấp, nồng độ các kim loại hòa tan cao và sulfat có khả năng gây
độc hại. Trong môi trường, tác động tiêu cực của nước thải mỏ được xếp từ mức
trung bình đến nghiêm trọng, chủ yếu phụ thuộc vào pH. Các phản ứng sinh ra
axit có khả năng hòa tan nhiều kim loại và các chất độc hại. Sự hình
thành axit (H+) có thể xảy ra khá nhanh và có thể đạt mức tối đa
sau vài chục do đó phần lớn các bãi thải đều có tiềm năng gây ô

13


nhiễm, thậm chí đối với các bãi thải đã ngừng hoạt động thì nguy cơ
gây ô nhiễm còn cao hơn vì tình trạng không được kiểm soát của
chúng. Để đánh giá mức độ axit của môi trường nước, người ta thường sử dụng chỉ
số pH. Theo nhà địa chất thuỷ văn Ba Lan, Pazdro (1964) cho thấy môi trường nước
thải mỏ có tính axit cao do pH của nước thải mỏ có giá trị xấp xỉ 2.
Bảng 3. Đặc tính môi trường nước
Chỉ số pH

Đặc tính môi trường nước

pH < 5

axit

5 < pH < 7

axit yếu

pH = 7

trung tính

7 < pH < 9

bazơ yếu

9 < pH < 14

bazơ
(Nguồn: Pazdro, 1964)

Trong số các kim loại hòa tan, Fe (II) có hàm lượng nhiều nhất và phổ biến
trong hầu hết nước thải mỏ. Fe (II) trong nước thải mỏ phản ứng với oxy hòa tan để
tạo ra kết tủa oxit sắt – những khối chất rắn trong chất thải hay nước thải mỏ thường
thấy ở dạng chất lắng màu vàng cam trong dòng chảy mặt, có hàm lượng sắt dư cao.
Sự hình thành kết tủa hydroxit sắt, đặc biệt trong môi trường pH thấp làm ảnh hưởng
nghiêm trọng tới đời sống của các sinh vật thủy sinh và tác động tiêu cực tới chuỗi
thức ăn của hệ sinh thái. Do tính chất ăn mòn, nước thải mỏ hòa tan các loại đá,
khoáng vật khác nhau và dễ dàng tăng độ hòa tan của các kim loại có tính độc hại
trong dòng nước mặt và gây ảnh hưởng tiêu cực đến sinh khối dòng.
Mức độ ô nhiễm môi trường của nước thải mỏ phụ thuộc vào thành phần và
pH, do đó nó có thể thay đổi phụ thuộc vào địa chất của các mỏ hoặc các nguồn tài
nguyên của mỏ. Ví dụ, nước thải mỏ tại Maurliden ở Thụy Điển có tính axit cao (pH
2,3) và giàu Zn (∼ 460 mg L-1) và sắt (∼ 400 mg L-1), và nồng độ nhỏ hơn (0,3 − 49
mg L-1) của các kim loại khác như Mn, Co, Cd, Mn, Ni và As (Hedrich và Johnson,
2014). Ở Nam Phi, Fe (II) có nồng độ rất cao; tuy nhiên phụ thuộc vào nguồn tập
trung và vị trí được báo cáo. Ví dụ, nồng độ Fe (II) được phát hiện trong mỏ than và
14


mỏ vàng tương ứng là 2135 mg L-1 và 835 mg L-1 (Kefeni và cộng sự, 2015). Một báo
cáo được thực hiện ở Tây Ban Nha cho thấy sự có mặt của 2040 mg L -1 Fe (II) và 194
mg L-1Al (III) trong nước thải mỏ (Carrero và cộng sự, 2015). Hàm lượng cao của Fe
(II), Al (III) và MgSO4 từ khu vực khai thác Tharsis của vành đai Pyrite Iberia (SW,
Tây Ban Nha) (Valente và cộng sự, 2013), và sự thay đổi nồng độ Fe (II) (694 – 845
mg L-1) và sulfat (2853 – 3622 mg L-1) trong nước thải mỏ tại Tinto Santa Rosa (Tây
Ban Nha) (Asta và cộng sự, 2010), cũng đã được báo cáo. Những kết quả này cho

thấy rõ sự biến đổi rộng của hàm lượng các khoáng vật và các ion hòa tan trong nước
thải mỏ theo các tầng địa chất của các khu vực khai thác.
1.3.2. Ảnh hưởng của nước thải mỏ đến môi trường và sức khỏe cộng đồng
- Tác động của nước thải mỏ đến chất lượng nước:
Nước là môi trường vận chuyển các chất gây ô nhiễm và do đó, tất cả các biện
pháp nhằm kiểm soát vận chuyển nước thải mỏ liên quan đến việc kiểm soát lưu
lượng nước. Nước xâm nhập vào khu vực có nước thải mỏ có thể được kiểm soát bởi:
1) Chuyển hướng của dòng chảy nước mặt về phía khu vực ô nhiễm;
2) Ngăn chặn sự xâm nhập nước ngầm vào khu vực ô nhiễm;
3) Ngăn chặn hệ thống thủy văn vào các khu vực bị ảnh hưởng;
4) Khu vực kiểm soát chất thải sinh ra axit.
Nước thải mỏ có pH thấp, nồng độ các kim loại hòa tan cao và sulfat gây ảnh
hưởng nghiêm trọng đến chất lượng môi trường nước mặt và nước ngầm của khu vực
xung quanh. Theo nghiên cứu của Kuipers và cộng sự (2006) so sánh chất lượng
nước tại một số mỏ ở Hoa Kỳ với mục đích kiểm tra chất lượng nước tại các mỏ hoạt
động khai thác đá cứng. Tổng cộng có 183 mỏ, với 71 mỏ đã được đánh giá trong báo
cáo tác động môi trường, kết quả cho thấy sáu mươi phần trăm số mỏ được nghiên
cứu (15/25 mỏ) có chỉ số chất lượng nước mặt vượt quá tiêu chuẩn do các hoạt động
liên quan đến khai thác mỏ. Trong số này, bốn mỏ (17%) vượt qúa tiêu chuẩn ở mức
thấp, bảy mỏ (47%) ở mức trung bình, hai mỏ ở mức cao. Về chất lượng nguồn nước
ngầm, phần lớn các mỏ trong phạm vi nghiên cứu (64% hoặc 16/25) có chỉ số chất
lượng nước ngầm vượt quá tiêu chuẩn nước uống trong nước ngầm. Tại ba trong số
15


các mỏ ở Nevada, nồng độ kim loại vượt tiêu chuẩn cho phép. Các kim loại có tính
độc trong nước thải mỏ vượt tiêu chuẩn cho phép hoặc có nồng độ tăng cao trong
nước ngầm hoặc nước mặt bao gồm kim loại nặng độc hại như đồng, cadimi, chì,
thủy ngân, niken, hoặc kẽm (12/19 hoặc 63% số mỏ), asen và sulfat (11/19 hoặc 58%
số mỏ) và xianua (10/19 hoặc 53% số mỏ).

- Tác động đến kinh tế xã hội, sức khỏe của người dân sống gần các khu mỏ:
Hiện nay chưa có nghiên cứu cụ thể nào về tình hình bệnh tật ở khu vực có
liên quan đến hoạt động khai thác mỏ. Tuy nhiên, về tình hình sức khỏe người dân
sống gần khu vực mỏ, đã có các bệnh về đường hô hấp như viêm phổi cấp và mãn
tính, bệnh liên quan đến mắt. Hoạt động khai thác mỏ cũng góp phần không nhỏ
trong việc thúc đẩy nền kinh tế địa phương, mang lại những lợi ích thiết thực trong
đời sống xã hội như: tạo việc làm và thu nhập ổn định cho nhiều lao động địa
phương, góp phần giải quyết tình trạng thất nghiệp, tăng thu nhập và giảm tỉ lệ tội
phạm.
- Tác động đến hệ thực vật và tài nguyên thủy sản:
Hệ động thực vật khu vực mỏ nhìn chung nghèo nàn, chủ yếu là các cây cỏ dại
khó có thể mọc, phát triển và thường bị cháy vào mùa khô. Hiện tại độ che phủ thực
vật trong khu vực khai thác mỏ ở mức thấp và tương đối nghèo nàn, không còn các
loài động vật hoang dã. Một khi nước thải mỏ được tạo ra, kim loại được giải phóng
vào môi trường xung quanh và dễ bị hấp thu bởi sinh vật. Trong nước, khi cá tiếp xúc
trực tiếp với kim loại và ion H+ thông qua mang, hệ thống hô hấp suy giảm có thể là
do độc tính mãn tính và cấp tính. Cá cũng tiếp xúc gián tiếp với kim loại do ăn trầm
tích và thực phẩm bị ô nhiễm. Sản phẩm phong hóa phổ biến của oxy hóa sulfua là sự
hình thành của hydroxit sắt (Fe(OH)3), kết tủa màu đỏ hoặc cam được tìm thấy ở
những con suối bị ảnh hưởng bởi nước thải mỏ. Sắt hydroxit và oxyhydroxit có thể
che phủ bề mặt của trầm tích suối và lòng suối, phá hủy môi trường sống, giảm lượng
sỏi sạch được sử dụng để đẻ trứng, và giảm các mặt hàng thực phẩm cá cũng như
động vật không xương sống.

16