1

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






TRỊNH KHẮC HOÀN








NGHIÊN CỨU ĐÁNH GIÁ KHẢ NĂNG GIẢI PHÓNG KIM LOẠI
NẶNG TỪ XỈ THẢI PYRIT LỘ THIÊN









LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC

HÀ NỘI, 2012

1
ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN




Trịnh Khắc Hoàn





NGHIÊN CỨU ĐÁNH GIÁ KHẢ NĂNG GIẢI PHÓNG KIM LOẠI NẶNG
TỪ XỈ THẢI PYRIT LỘ THIÊN





Chuyên ngành: Hóa Môi trường

Mã số: 60 44 41



LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC

Người hướng dẫn khoa học: PGS.TS Trần Hồng Côn





Hà Nội – 2012
4

MỤC LỤC
MỞ ĐẦU ……………………………………………………………………………1
Chương 1. TỔNG QUAN …………………………………………………………….1
1.1. Pyrit (FeS
2
) 2
1.1.1. Giới thiệu chung về Pyrit sắt………………………………………………2
1.2. Tình trạng ô nhiễm kim loại nặng tại các vùng lân cận và các khu vực khai
thác quặng……………………………………………………………………… 4
1.2.1. Tại Việt Nam……………………………………………………………… 4
1.2.2. Trên thế giới 6
1.3. Quá trình phong hoá quặng Pyrit 8
1.3.1. Quá trình phong hoá 8
1.3.1.1. Phong hoá vật lý 9
1.3.1.2. Phong hoá hoá học 10

1.3.1.3. Phong hoá sinh học 12
1.3.2. Khái quát quá trình biểu sinh các mỏ sulfua [9] 12
1.3.3. Oxi hoá các khoáng vật đồng sulfua [9] 13
1.4. Ảnh hưởng của kim loại nặng đến môi trường và cơ thể sống 14
1.5. Giới thiệu một số kim loại nặng và ảnh hưởng của chúng lên cơ thể sống và
con người 15
1.5.1. Asen 15
1.5.2. Cadmi 17
1.5.3. Chì 18
1.5.4. Coban 19
1.5.5. Crom 19
1.5.6. Đồng 20
1.5.7. Kẽm 21
1.5.8. Mangan 22
1.5.9. Niken 22
1.5.10. Sắt 23
5

Chương 2. THỰC NGHIỆM 26
2.1. Đối tượng nghiên cứu 26
2.2. Mục tiêu nghiên cứu 27
2.3. Cơ sở phương pháp luận 272.4. Danh mục hoá chất, thiết bị cần thiết cho
nghiên cứu 28
2.5. Thực nghiệm 29
2.5.1. Thiết kế thiết bị nghiên cứu 30
2.6. Phương pháp nghiên cứu 32
2.6.1. Nghiên cứu ảnh hưởng của pH và nồng độ sắt(II) đến khả năng cộng kết –
hấp phụ các kim loại nặng lên sắt(III) hydroxit 32
2.6.1.1. Nghiên cứu ảnh hưởng của nồng độ sắt(II) ban đầu 32
2.6.1.2. Nghiên cứu ảnh hưởng của pH 33

2.6.2. Nghiên cứu các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình phong hoá trong điều kiện
bãi thải xỉ pyrit lộ thiên. 34
2.6.3. Lấy mẫu và phân tích 35
2.6.3.1. Xác định hàm lượng kim loại nặng 35
2.6.3.2. Xác định hàm lượng As bằng phương pháp so màu trên giấy tẩm thủy
ngân bromua 36
Chương 3: KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN…………………………………………. 37
3.1. Quá trình kết tủa, cộng kết, hấp phụ của các nguyên tố kim loại nặng 37
3.1.1. Quá trình oxi hoá - thuỷ phân và các dạng kết tủa của sắt 37
3.1.2. Khảo sát ảnh hưởng nồng độ sắt(II) đến khả năng tách loại một số kim loại
nặng Zn, Cu, Pb, As, Cd, Mn 38
3.1.3. Kết quả khảo sát ảnh hưởng của pH đến khả năng tách loại một số kim loại
nặng Zn, Cu, Pb, As, Cd, Mn 39
3.2. Nghiên cứu khả năng phong hoá giải phóng các kim loại nặng trên mô hình
bãi thải xỉ pirit lộ thiên. 42
3.2.1. Sự biến thiên nồng độ các ion kim loại nặng trong quá trình rửa quặng. 42
6

3.3.2. Sự biến thiên pH và nồng độ các ion kim loại nặng trong điều kiện xung
không tích lũy 45
3.3.3. Sự biến thiên pH và nồng độ các ion kim loại nặng trong điều kiện xung có
tích lũy. 47
3.3.4. Ảnh hưởng của ion photphat đến khả năng giải phóng kim loại nặng 49
KẾT LUẬN 60
TÀI LIỆU THAM KHẢO 61





















7

DANH MỤC BẢNG

Bảng
Tên bảng
Trang
Bảng 1.1
Mức độ ô nhiễm đất nông nghiệp do khai thác mỏ
7
Bảng 1.2
Nồng độ trung bình của các kim loại nặng trong đất và
cây trồng ở Nyakabale
9
Bảng 2.1

. Danh mục thiết bị cần thiết cho nghiên cứu.
29
Bảng 2.2
Danh mục hoá chất cần thiết cho nghiên cứu
29
Bảng 2.3
Thành phần nước mưa
30
Bảng 2.4
Bảng biểu diễn sự phụ thuộc giữa chiều cao và nồng độ
As
34
Bảng 2.5
Kết quả biểu diễn sự phụ thuộc giữa nồng độ As và
chiều cao.
35
Bảng 3.1
Kết quả khảo sát ảnh hưởng nồng độ Fe(II) đến khả
năng cố định các kim loại Zn, Cu, Pb, As, Cd, Mn.
37
Bảng 3.2
Kết quả khảo sát ảnh hưởng của pH đến khả năng cố
định Zn, Cu, Pb, As, Cd, Mn

39
Bảng 3.3
Sự biến thiên nồng độ kim loại nặng trong quá trình rửa
xỉ
41
Bảng 3.4

Sự biến thiên pH và nồng độ kim loại nặng trong điều
kiện xung không tích lũy
43
Bảng 3.5
. Sự biến thiên pH và nồng độ kim loại nặng trong điều
kiện xung có tích lũy
46
Bảng 3.6
Ảnh hưởng của ion photphat đến khả năng giải phóng
kim loại tại pH =8
49
Bảng 3.7
Ảnh hưởng của ion photphat đến khả năng giải phóng
51
8

kim loại tại pH =7
Bảng 3.8
Ảnh hưởng của ion photphat đến khả năng giải phóng
kim loại tại pH =6
52
Bảng 3.9
Ảnh hưởng của ion photphat đến khả năng giải phóng
kim loại tại pH =5
54
Bảng 3.10
Ảnh hưởng của pH đến khả năng giải phóng kim loại
nặng
56





















9

DANH MỤC HÌNH VẼ ĐỒ THỊ

Hình
Tên hình
Trang
Hình 1.1
Hình ảnh quặng pyrit
5
Hình 2.1

Thiết bị cho quá trình phong hoá giải phóng kim loại trong
điều kiện ngập nước
28
Hình 2.2
Đường chuẩn As 10-80ppb
31
Hình 2.3
Đường chuẩn As 100-800ppb
32
Hình 3.1
Hình 3.1. Ảnh hưởng của nồng độ Fe(II) đến hiệu suất cố
định các kim loại Zn, Cu, Pb, As, Cd, Mn
-

34
Hình 3.2
Ảnh hưởng của pH đến khả năng cố định Zn, Cu, Pb, As,
Cd, Mn
39
Hình 3.3
Sự biến thiên nồng độ kim loại Cr, Co, Ni, As, Cd, Mn
trong quá trình rửa xỉ

41
Hình 3.4
Sự biến thiên nồng độ kim loại Cu, Pb, Zn, Fe trong quá
trình rửa quặng
42
Hình 3.5
Sự biến thiên nồng độ kim loại Cr, Co, Ni, As, Pb, Cd

trong điều kiện xung không tích lũy
44
Hình 3.6
Sự biến thiên nồng độ kim loại Cu, Mn, Zn, Fe
trong điều kiện xung không tích lũy
44
Hình 3.7
Sự biến thiên nồng độ kim loại Cr, Co, Ni, As, Pb, Cd
trong điều kiện xung có tích lũy
46
Hình 3.8
Sự biến thiên nồng độ kim loại Mn, Cu, Zn, Fe và pH
trong điều kiện xung có tích lũy
47
Hình 3.9
Ảnh hưởng của ion photphat đến khả năng giải phóng kim
loại Cr, Co, Ni, As, Pb, Cd tại pH =8
50
10

Hình 3.10
Ảnh hưởng của ion photphat đến khả năng giải phóng kim
loại Mn, Cu, Zn, Fe tại pH = 8
50
Hình 3.11
Ảnh hưởng của ion photphat đến khả năng giải phóng kim
loạiCr, Co, Ni, As, Pb, Cd tại pH = 7
51
Hình 3.12
Ảnh hưởng của ion photphat đến khả năng giải phóng kim

loại Mn, Cu, Zn, Fe tại pH = 7
52
Hình 3.13
Ảnh hưởng của ion photphat đến khả năng giải phóng kim
loại Cr, Co, Ni, As, Pb, Cd tại pH =6
53
Hình 3.14
Ảnh hưởng của ion photphat đến khả năng giải phóng kim
loại Mn, Cu, Zn, Fe tại pH =6
53
Hình 3.15
Ảnh hưởng của ion photphat đến khả năng giải phóng kim
loại Cr, Co, Ni, As, Pb, Cd tại pH =5
54
Hình 3.16
Ảnh hưởng của ion photphat đến khả năng giải phóng kim
loại Mn, Cu, Zn, Fe tại pH =5
55
Hình 3.17
Ảnh hưởng của pH đến khả năng giải phóng kim loại Cr,
Co, Ni, As, Pb, Cd
57
Hình 3.18
Ảnh hưởng của pH đến khả năng giải phóng kim loại Mn,
Cu, Zn, Fe.
57










11

MỞ ĐẦU
Hiện nay, ô nhiễm môi trường đang là một vấn đề nóng bỏng mang tính
toàn cầu, ảnh hưởng trực tiếp đến sức khỏe và đời sống của con người. Đặc biệt là
ô nhiễm các kim loại nặng. Trong tự nhiên có khoảng hơn 70 kim loại nặng, đó là các
kim loại có tỉ khối lớn hơn 5 gam/cm
3
. Kim loại nặng có hầu hết trong các mỏ khoáng
sản với hàm lượng khác nhau, tuỳ thuộc vào từng loại khoáng sản và từng vùng địa
chất khác nhau. Trong các kim loại nặng thì chỉ có một số nguyên tố là cần thiết cho
các sinh vật ở một ngưỡng nào đấy, chúng là các nguyên tố vi lượng như: Cu, Zn, Mn,
Mo… Đa số các kim loại nặng với đặc tính bền vững trong môi trường, khả năng gây
độc ở liều lượng thấp và tích luỹ lâu dài trong chuỗi thức ăn, được thế giới xem là một
chất thải nguy hại. Tuy nhiên khả năng gây độc của các kim loại nặng hoàn toàn phụ
thuộc vào trạng thái tồn tại của chúng.
Trong hoạt động khai thác khoáng sản và sản xuất công nghiệp, con người đã
làm biến đổi trạng thái tồn tại của các kim loại nặng, chuyển chúng thành các dạng ion
tự do đi vào môi trường nước hoặc các hạt bụi có kích thước nhỏ bé trong không khí đã
và đang làm suy giảm chất lượng môi trường.
Do năng lực có hạn, công nghệ sản xuất chưa hiện đại, quy trình còn thiếu
nghiêm ngặt, nên nhiều nhà máy sản xuất hóa chất hiện nay ở nước ta hiệu suất sản
xuất còn chưa cao, bặc biệt trong giai đoạn xử lý và đốt quặng, dẫn đến không tận thu.
Như vậy, thiệt hại về kinh tế là đáng kể. Nhưng lo ngại hơn, với lượng chất thải sau sản
xuất, theo thời gian nó sẽ ảnh hưởng xấu đến môi trường xung quanh, ảnh hưởng đến

sức khoẻ của con người và động thực vật. Với những lý do đó, chúng tôi lựa chọn đề
tài “Nghiên cứu đánh giá khả năng giải phóng kim loại nặng từ xỉ thải pyrit lộ
thiên”.



12

Chương 1. TỔNG QUAN
1.1. Pyrit và xỉ thải pyrit
1.1.1. Giới thiệu chung về Pyrit.
Pyrit hay pyrit sắt, là khoáng vật disunfua sắt với công thức hóa học FeS
2
. Ánh
kim và sắc vàng đồng từ nhạt tới thông thường của khoáng vật này đã tạo nên tên hiệu
riêng của nó là vàng của kẻ ngốc do nó trông tương tự như vàng. Pyrit là phổ biến nhất
trong các khoáng vật sulfua. Tên gọi pyrit bắt nguồn từ tiếng Hy Lạp πσρίτης (puritēs)
nghĩa là “của lửa” hay "trong lửa”, từ πύρ (pur) nghĩa là “lửa”. Tên gọi này có lẽ là do
các tia lửa được tạo ra khi pyrit va đập vào thép hay đá lửa. Tính chất này làm cho pyrit
trở thành phổ biến trong sử dụng để làm cơ chế đánh lửa bằng bánh xe trong các dạng
súng cổ.
Pyrit thông thường được tìm thấy ở dạng gắn liền với các sulfua hay ôxít khác
trong các mạch thạch anh, đá trầm tích, đá biến chất cũng như trong các tầng than, và
trong vai trò của khoáng vật thay thế trong các hóa thạch. Mặc dù có tên hiệu là vàng
của kẻ ngốc, nhưng một lượng nhỏ vàng đôi khi cũng được tìm thấy trong quặng chứa
khoáng vật này. Vàng và asen xuất hiện như là sự thay thế đi kèm nhau trong cấu trúc
pyrit. Tại khu trầm tích vàng ở Carlin, Nevada, pyrit asen chứa tới 0,37 % theo trọng
lượng là vàng
[4]
. Pyrit chứa vàng là loại quặng vàng có giá trị.

Pyrit bị lộ thiên ra ngoài không khí trong quá trình khai thác mỏ và khai quật sẽ
phản ứng với ôxy và nước để tạo thành sunfat, gây ra sự thoát nước mỏ axít. Quá trình
axít hóa này còn tạo ra từ phản ứng của vi khuẩn chi Acidithiobacillus, các dạng vi
khuẩn tìm kiếm nguồn năng lượng của chúng bằng cách ôxi hóa các ion sắt II (Fe
2+
)
thành các ion sắt III (Fe
3+
) với việc sử dụng ôxy như là tác nhân ôxi hóa. Các ion sắt III
đến lượt mình lại tấn công pyrit để sinh ra ion sắt II và sunfat. Sắt hóa trị 2 lại được tạo
ra sắt hóa trị 3 và chu trình này tiếp diễn cho đến khi pyrit cạn kiệt.
Pyrit thông thường hay bị nhầm lẫn với khoáng vật marcasit, mà tên gọi của nó
có nguồn gốc từ tiếng Ả Rập để chỉ pyrit, do các đặc trưng tương tự của chúng.
13

Marcasit là dạng đa hình của pyrit, nghĩa là nó có cùng một công thức như pyrit nhưng
khác về cấu trúc và vì thế khác biệt về hình dáng tinh thể và tính đối xứng. Tuy nhiên,
trạng thái ôxi hóa hình thức là giống như trong pyrit do các nguyên tử lưu huỳnh xuất
hiện trong các cặp tương tự như persulfua
[5]
. Marcasit/pyrit có lẽ là cặp đa hình phổ
biến bậc nhất chỉ sau cặp kim cương/graphit (than chì). Bề ngoài của marcasit có ánh
bạc nhiều hơn một chút.
Marcasit là họ hàng ở trạng thái ổn định giả (giả bền) của pyrit và nó sẽ dần dần
chuyển sang dạng pyrit nếu bị đốt nóng hay thời gian đủ dài. Marcasit là tương đối
hiếm, nhưng có thể là phổ biến cục bộ trong một vài kiểu quặng trầm tích, chẳng hạn
như có trong quặng Pb-Zn kiểu thung lũng Mississippi. Marcasit dường như chỉ hình
thành từ dạng dung dịch lỏng.
Pyrit thông thường cũng được dùng trong nghề kim hoàn mỹ nghệ để làm các
chuỗi hạt hay vòng đeo tay. Mặc dù là tương tự về thành phần, nhưng marcasit lại

không thể sử dụng trong lĩnh vực này do nó có xu hướng bị vỡ vụn ra thành dạng bột.
Bổ sung cho sự lộn xộn và nhầm lẫn giữa marcasit và pyrit là việc sử dụng từ marcasit
như là tên gọi thương phẩm cho đồ kim hoàn mỹ nghệ từ pyrit. Thuật ngữ này được áp
dụng cho các viên đá nhỏ được đánh bóng và tạo mặt, được dát vào bạc thật (hay bạc
sterling, chứa 92,5% bạc và 7,5% kim loại khác). Tuy các viên đá này được gọi là
marcasit, nhưng trên thực tế chúng chính là pyrit.
1.1.2. Thành phần hóa học, cấu trúc và đặc tính vật lý của Pyrit sắt.

Hình 1.1. Hình ảnh quặng pyrit
14

Thành phần hóa học của pyrit là: Fe – 46,6%; S – 53,4%. Pyrit thường chứa các
tạp chất đồng hình As, Co, Ni, đôi khi Au, Ag, Cu tồn tại ở dạng phi bào thể. Cấu trúc
tinh thể kiểu NaCl trong đó vị trí của nguyên tử clo được thay thế bằng [S
2
]
2-
, phân bố
dọc theo trục bậc 3, còn ion Fe
2+
ở tâm của hình 8 mặt.
Hệ lập phương. Dạng đối xứng m3. Ô mạng cơ sở chứa Fe
4
S
8
. Nhóm không
gian Pa3; a
0
= 5,4176A
o

. Tinh thể có dạng lập phương có dạng vết khía vuông góc trên
bề mặt của các mặt tinh thể. Đôi khi có dạng tinh thể 12 mặt ngũ giác, tinh thể 8 mặt.
Pyrit thường có dạng hạt, dạng khối đặc sít.
Khoáng vật này có mặt như là các tinh thể đẳng cực thường xuất hiện dưới dạng
các khối lập phương. Các mặt của lập phương có thể có sọc (các đường song song trên
mặt tinh thể hay mặt cát khai) do kết quả của sự xen kẽ các khối lập phương với các
mặt diện pyrit. Pyrit cũng hay xuất hiện dưới dạng các tinh thể bát diện và dạng diện
pyrit (hình thập nhị diện với các mặt ngũ giác). Nó có mặt gãy hơi không đều và
concoit, ánh kim, hệ số phản xạ 53%, độ cứng Mohs khoảng 6–6,5, tỷ trọng riêng
khoảng 4,95–5,10
[1]
. Nó giòn và có thể nhận dạng trên thực địa do có mùi đặc trưng để
phân biệt, được giải phóng ra khi mẫu vật bị tán nhỏ. Không hòa tan trong HCl, hòa tan
trong HNO
3
; ở dạng bột dễ bị hòa tan hơn.
1.1.3. Nguồn gốc
Pyrit là khoáng vật sunlfua phổ biến nhất. Pyrit được tạo thành trong các quá
trình địa chất khác nhau: magma, nhiệt dịch, trầm tích, biến chất. Trong đới oxy hóa,
pyrit không bền vững, biến đổi thành limonit. Trong trường hợp này, lưu huỳnh tham
gia vào sự tạo thành thạch cao và các sunfua. Thường hay gặp giả hình của limonit
theo pyrit. Những mũ sắt của những mỏ quặng thường được tạo thành do phá hủy
sulfua, chủ yếu là pyrit.
Ở Việt Nam, pyrit có ở nhiều nơi như mỏ pyrit ở Giáp Lai, Vĩnh Phúc, Ba
Trại

15

1.1.4. Xỉ thải pyrit.
Pyrit là nguyên liệu quan trọng để điều chế axit sunfuric. Sau khi đốt pyrit để

thu SO
2
, phần rắn còn lại là xỉ pyrit được thải ra môi trường.
Phản ứng xảy ra trong quá trình đốt pyrit
4FeS
2
+ 11O
2

0t

2Fe
2
O
3
+ 8SO
2
Xỉ pyrit được dùng trong quá trình nghiên cứu của luận văn chúng tôi lấy tại bãi
thải của Công ty Supephotphat và hóa chất Lâm thao – Phú Thọ.
1.2. Tình trạng ô nhiễm kim loại nặng tại các vùng lân cận và các khu vực thải xỉ
1.2.1. Tại Việt Nam
Việt Nam hiện nay có tới 5000 mỏ và điểm khoáng sản đang khai thác bao gồm
60 loại khoáng sản khác nhau với khoảng 2.000 doanh nghiệp tham gia hoạt động khai
thác [7]. Mặc dù đóng góp của nền công nghiệp khai khoáng vào GDP của Việt Nam
chiếm khoảng 11% nhưng công nghiệp khai khoáng đang đứng trước nhiều thách thức:
khai thác sử dụng chưa có hiệu quả làm cho tài nguyên thiên nhiên cạn kiệt; đặc biệt
tác động xấu tới cảnh quan và môi trường, gây ô nhiễm nguồn nước, không khí, đất
đai, ảnh hưởng đến đa dạng sinh học và nhiều nghành kinh tế khác.
Từ đầu năm 2007, các nhà khoa học thuộc Viện Công nghệ Môi Trường – Viện
Khoa học và Công nghệ Việt Nam, Viện Sinh thái và Tài nguyên Sinh vật, Đại học

Quốc gia Hà Nội đã lấy hàng trăm mẫu đất và cây tại các vùng mỏ để phân tích thành
phần, hàm lượng kim loại nặng. Qua phân tích cho thấy, tất cả các mỏ đều là điểm
nóng về ô nhiễm, điển hình là mỏ thiếc xã Hà Thượng và mỏ than núi Hồng bị ô nhiễm
asen nghiêm trọng, với hàm lượng asen trong đất gấp 17 – 308 lần tiêu chuẩn cho phép
của Việt Nam, thậm chí có nơi hàm lượng asen trong đất lên đến 15.166 ppm, gấp
1.262 lần theo quy định. Mỏ kẽm, chì làng Hích cũng có hàm lượng chì gấp 186 lần
tiêu chuẩn và kẽm 49 lần.
Việc khai thác mỏ thiếc, đuôi quặng thường chứa arsenopyrit (1 – 2%),
chalcopyrit (1%) và pyrit (10 – 15%) [3]. Các khoáng vật sunfua này bị oxi hoá tạo ra
16

dòng thải axit mỏ và dung dịch giàu kim loại. Sự lan toả của As và sự oxi hoá các kim
loại độc hại như Cu, Cd từ các dòng rỉ từ dòng thải axit mỏ qua các đống thải cũng
không được chú ý. Có nơi nước thải từ mỏ và xưởng tuyển được thải trực tiếp ra cánh
đồng lúa với hàm lượng asen gấp 30 lần nước bình thường. Ở mỏ thiếc Quỳ Hợp, dòng
thải của nhà máy được thải trực tiếp ra con suối gần đó. Hàm lượng As trong chất thải
rắn rất cao (355 mg/kg) so với hàm lượng được coi là không ô nhiễm trên thế giới là 5
– 20 mg/kg.
Ngoài việc làm ô nhiễm nguồn nước, các loại bùn thải từ khu vực khai thác đổ
ra các khu vực xung quanh, theo thời gian chúng làm ô nhiễm đất tại các khu vực này,
diện tích đất nông nghiệp không những bị thu hẹp mà còn bị hoang hoá, ô nhiễm không
sử dụng canh tác được. Mặt khác, do sử dụng nguồn nước tương đối lớn nên ngoài việc
làm ô nhiễm, giảm chất lượng nguồn nước, việc khai thác khoáng sản đã làm cho hệ
thống tưới tiêu thay đổi, nguồn nước cạn kiệt, do đó, diện tích đất nông nghiệp bị ảnh
hưởng rất nhiều.
Bảng 1.1. Mức độ ô nhiễm đất nông nghiệp do khai thác mỏ
TT
Tên mỏ, khu khai thác
Diện tích
(ha)

Mức độ ô nhiễm
1
Mỏ than núi Hồng
274
Chiếm dụng đất làm khai trường,
bãi thải và thải nước thải làm ô
nhiễm đất nông nghiệp
2
Mỏ than Khánh hoà
100
Chiếm dụng đất làm khai trường,
bãi thải và thải nước thải làm ô
nhiễm đất nông nghiệp
3
Các mỏ vùng Bắc Thái
114,5
Chiếm dụng đất làm khai trường,
bãi thải. Đổ thải làm ô nhiễm đất
4
Các mỏ ở huyện Quỳ Hợp
145
Đất nông nghiệp bị ô nhiễm do
17


lắng bùn cát
29
Thiếu nước, suy giảm năng suất
5
Các mỏ ở huyện Quỳ Châu

198,8
Đất nông nghiệp bị đào bới, bỏ
hoang và thiếu nước
Nguồn: Nguyễn Đức Quý, Tạp chí hoạt động Khoa học, số 4, 1996
Điển hình về việc bồi lấp sông, suối, ao hồ do khai thác quặng mà trong thời
gian gần đây gây bức xúc trong dư luận là việc khai thác mỏ quặng ở các dãy núi xung
quanh lưu vực nước chảy về bồi lấp nhanh chóng Hồ Ba Bể. Những công trường khai
thác bằng nhiều máy móc với công suất lớn đã đưa khối lượng đất lớn dồn xuống chân
núi và rìu khe Khuồi Giang. Khi có mưa đất bùn sét, hoá chất rửa quặng, dầu mỡ của
máy móc thải ra theo các suối chảy vào Hồ Ba Bể làm cho Hồ bồi lấp với tốc độ khủng
khiếp. Ngoài ra, diện tích đất nông nghiệp cũng bị một lượng mùn đọng lại làm cho
cây trồng không phát triển được.
Tại mỏ Cromit Cổ Định [3], nguồn nước trong khu vực trước khi khai thác có 4
suối nhỏ, chảy từ núi Na Sơn đổ vào sông Lê, với tổng lưu lượng xấp xỉ 100 l/s; hệ
thống các ao hồ nhỏ nằm rải rác với tổng diện tích mặt nước khoảng 80 ha. Sau 40 năm
khai thác, 4 suối đã biến mất, bên cạnh đó lại xuất hiện một số hồ lớn như Cổ Định,
Hoà Yên, hồ bãi thải quặng đuôi, vì vậy tổng diện tích mặt nước đã tăng 200 ha. Khai
thác quặng Cromit Cổ Định đã làm tăng lượng nước mặt. Nước mặt vùng mỏ có tính
axit, khoáng chất, cặn lắng, chất thải cứng và các chất hữu cơ, dầu mỡ…làm ô nhiễm
nguồn nước, huỷ hoại thảm thực vật và cây trồng.
1.2.2. Trên thế giới
Môi trường tại các khu vực khai thác quặng trên thế giới hiện nay bị ô nhiễm
trầm trọng. Trong 10 thành phố ô nhiễm nhất thế giới thì có 5 thành phố ô nhiễm do
hoạt động khai thác và xử lý quặng.
18

Từ những thập niên đầu thế kỷ 20 những ảnh hưởng của khai thác mỏ đến đời
sống con người đã được phát hiện do gây ra các chứng bệnh. Vào năm 1946, ở vùng
Funchen thuộc quận Toyoma (Nhật Bản), xuất hiện một hội chứng với đặc điểm là biến
dạng xương, dễ gãy xương, đau cơ, rối loạn thận, nhất là ở phụ nữ lớn tuổi sinh đẻ, làm

hàng trăm người chết đã thu hút chú ý của giới y học trong vùng. Các nhà nghiên cứu
đã phát hiện các bệnh nhân hấp thụ mỗi ngày 600 mg Cd do ăn gạo nhiễm nước sông
Jinsu bị ô nhiễm bởi quặng và xỉ từ một nhà máy chế biến cadmi. Tại thành phố
Sukinda ở Ấn Độ là thành phố có những mỏ quặng crom lộ thiên lớn nhất thế giới. Có
tới 60% nước sinh hoạt ở đây chứa crom hoá trị 6. Theo ước tính của một tổ chức y tế
ở Ấn Độ khoảng 84,75% số trường hợp tử vong tại các khu vực khai thác quặng do các
bệnh liên quan tới crom hoá trị 6.
Năm 2008, Manfred Felician Bitala đã nghiên cứu ô nhiễm kim loại nặng được
tích luỹ trong đất và cây trồng từ mỏ vàng ở Geita, Tanzanian [1] cho thấy tất cả các
mẫu nghiên cứu đều vượt tiêu chuẩn cho phép. Cụ thể, trong các mẫu đất nồng độ của
Hg vượt quá tiêu chuẩn là 6.606 lần, trong khi As vượt quá tiêu chuẩn 36 lần, các kim
loại khác đều vượt quá trong khoảng từ 42 – 232 lần. Trong các mẫu cây trồng, nồng
độ của Hg vượt quá tiêu chuẩn cho phép 9.607 lần, Cd vượt quá tiêu chuẩn cho phép là
3 lần. Các kim loại khác có nồng độ vượt quá tiêu chuẩn cho phép trong khoảng từ 40
– 5682 lần
Bảng 1.2. Nồng độ trung bình của các kim loại nặng trong đất và cây trồng ở
Nyakabale
Kim
loại
Trong đất (mg/kg)
Tiêu chuẩn trong
đất (mg/kg)
Trong cây trồng
(mg/kg)
Tiêu chuẩn trong
cây trồng
Cr
As
Cu
Zn

3.620
90
2.726
2.519
60
2,5
15
60
1136,314
72,75
2097,571
1185,814
0,2
0,15
5
30
19

Hg
Pb
Cd
303
3.064
58
0,05
20
0,25
90,667
927,043
2,8

0,01
1
0,1
Với mức độ ô nhiễm cao như vậy, mức độ ảnh hưởng đến con người và động
vật sẽ tăng khủng khiếp theo thời gian nếu ngay lập tức không đưa ra các biện pháp để
cải thiện tình trạng trên cho các thế hệ hiện tại và tương lai của vùng này.
Mỏ Au-Ag-Pb-Zn Daduk là một trong những mỏ lớn nhất nằm ở miền trung
Hàn Quốc [12]. Vào những năm 2000 – 2001 các nhà khoa học thuộc trường Đại học
Quốc gia Hàn Quốc đã nghiên cứu sự tích luỹ kim loại ở các vùng lân cận xung quanh
khu vực mỏ cho thấy sự ô nhiễm cao. Phân tích các mẫu đất mặt tại khu vực bãi thải
thu được giá trị trung bình của các kim loại Cd, Cu, Pb, Zn tương ứng là 8,57; 481;
4,445; 753 mg/kg cao gấp nhiều lần so với tiêu chuẩn cho phép. Ngoài ra, các mẫu đất
tại cánh đồng lúa và rừng cũng được nghiên cứu đều thu được kết quả đất mặt tại khu
vực này có mức độ ô nhiễm ít hơn so với khu vực bãi thải nhưng nồng độ của các kim
loại trên đều vượt qua tiêu chuẩn cho phép từ 3 đến 7 lần. Không chỉ có đất mặt có
nồng độ kim loại cao mà khả năng tích luỹ kim loại cũng rất lớn trong cây trồng. Trong
đậu tương nồng độ trung bình tương ứng của Cd, Cu, Pb, Zn là 1,98; 40,7; 5,0; 271,3
mg/kg, trong tiêu đỏ tương ứng là 0.61; 8,7; 1,9; 35.1 mg/kg, trong hạt gạo tương ứng
là 0,15; 3,1; 0,32; 16,1 mg/kg.
Trong một nghiên cứu về ô nhiễm kim loại nặng ở vùng mỏ Dexing [1, 11], các
nhà khoa học đã lấy mẫu nước, đất mặt, bùn, hạt cây trồng dọc sông Le’an chảy qua
gần khu vực mỏ. Trong mẫu nước, tất cả sáu nguyên tố Cu, Pb, Zn, Cd, As, Hg ô
nhiễm ở mức độ 3 so với tiêu chuẩn quốc tế. Trong mẫu bùn, mức độ ô nhiễm của Cu
rất nguy hiểm, đặc biệt ở khu vực mỏ (2126 mg/kg); ô nhiễm gây ra bởi Pb, Zn, Cd ở
mức vừa phải, còn mức độ ô nhiễm của asen từ vừa phải đến mạnh (7,9 – 79,4 mg/kg).
Như vậy với tình trạng ô nhiễm cao tại các khu vực khai thác mỏ thì quá trình
giải phóng kim loại ra khỏi quặng được xảy ra theo cơ chế như thế nào.
20

1.3. Quá trình phong hoá Pyrit

1.3.1. Quá trình phong hoá [1, 4, 11]
Dưới sự tác động của nước, các chất khí như O
2
, CO
2
và nguồn năng lượng
bức xạ mặt trời, các khoáng vật và đá lộ ra ở phía ngoài cùng của vỏ Trái Ðất bị phá
huỷ. Quá trình phá huỷ khoáng vật và đá được gọi là quá trình phong hoá. Có 3 loại
phong hoá đá và khoáng vật là phong hoá vật lý, phong hoá hoá học và phong hoá sinh
học. Sự phân chia các loại phong hoá chỉ là tương đối vì trong thực tế các yếu tố ngoại
cảnh đồng thời tác động lên đá và khoáng vật, do vậy 3 loại phong hoá đồng thời cùng
diễn ra. Các quá trình phong hoá liên quan mật thiết và hỗ trợ cho nhau, tuỳ điều kiện
cụ thể mà một trong 3 quá trình xảy ra mạnh hơn.
1.3.1.1. Phong hoá vật lý
Phong hoá vật lý là sự vỡ vụn của các loại đá thành các hạt cơ giới có kích
thước khác nhau nhưng chưa có sự thay đổi về thành phần khoáng vật, thành phần hoá
học của các đá ban đầu. Phong hoá vật lý bao gồm những dạng sau
* Phong hoá nhiệt: Nguyên nhân gây nên việc phá vỡ khoáng vật và đá là do sự
thay đổi của nhiệt độ, áp suất và sự tác động của các hoạt động địa chất ngoại lực như
nước chảy, gió thổi xảy ra trên bề mặt vỏ Trái Ðất. Sự thay đổi nhiệt độ làm cho các
khoáng vật có trong đá bị giãn nở không đều dẫn đến kết quả đá bị vỡ ra. Các khoáng
vật khác nhau có hệ số giãn nở rất khác nhau. Một loại đá được cấu tạo bởi nhiều
khoáng vật khác nhau, do đó nhiệt độ thay đổi các khoáng vật co giãn không giống
nhau làm đá bị vỡ vụn. Như vậy thành phần khoáng vật của đá càng nhiều thì đá càng
dễ bị vỡ vụn. Những đá cấu tạo bởi một loại khoáng vật (đá đơn khoáng) cũng bị vỡ do
hệ số nở dài theo các phương khác nhau. Sự chênh lệch nhiệt độ giữa ngày và đêm,
giữa các mùa trong năm càng lớn thì phong hoá vật lý diễn ra càng mạnh. Ví dụ, vùng
sa mạc thường có sự chênh lệch nhiệt độ giữa ngày và đêm lớn nên vào ban đêm có thể
nghe được tiếng nổ vỡ của đá trong vùng. Trong đá thường có các lỗ hổng và các vết
nứt nguyên sinh chứa đầy khí hay nước. Khi nhiệt độ xuống thấp dưới O

o
C, nước ở thể
21

lỏng chuyển thành thể rắn (nước đóng băng) làm tăng thể tích tạo áp suất lớn có khi tới
hàng ngàn atmotphe lên thành khe nứt làm cho đá bị vỡ ra.
* Phong hoá cơ học: Do muối khoáng kết tinh xuất hiện cùng với quá trình vận
chuyển nước lên mặt đất. Nước trên bề mặt bốc hơi gây ra sự vận chuyển nước mao
quản lên mặt đất. Trong quá trình này, nước mao dẫn hoà tan các muối khoáng và đưa
lên trên bề mặt. Tại đây, nước có chứa muối khoáng lại tiếp tục bốc hơi đồng thời muối
khoáng bị kết tinh. Trong quá trình kết tinh, thành mao dẫn phải chịu một áp lực lớn
khiến cho bề mặt nham thạch bị rạn nứt gây ra giãn nở phá vỡ nham thạch.
* Phong hoá cơ học do sinh vật: Trong quá trình sống, các sinh vật đặc biệt là hệ
thống rễ thực vật có khả năng xuyên vào các khe, kẽ nứt của đá. Các rễ cây phát triển
dần làm kẽ nứt ngày càng rộng, gây nứt vỡ đất đá.
Các mảnh vụn sinh ra có thể di chuyển đi nơi khác theo dòng nước chảy hoặc
gió thổi sẽ phá huỷ các đá trên đường di chuyển của chúng. Phong hoá vật lý có tính
chất tiên phong, tạo điều kiện thuận lợi cho phong hoá hoá học và sinh học.
1.3.1.2. Phong hoá hoá học
Trong quá trình phong hoá tự nhiên, nhờ tác dụng phá vỡ, chia nhỏ đất đá và
nham thạch của các tác nhân vật lý ở quá trình phong hoá vật lý xảy ra trước đó đã làm
cho diện tích tiếp xúc của đá với môi trường tăng lên đáng kể. Vì vậy các quá trình
phong hoá hoá học xảy ra sau đó gặp thuận lợi hơn rất nhiều. Khác với quá trình phong
hoá vật lý, quá trình phong hoá do tác dụng của các tác nhân hoá học không chỉ làm
cho đá vỡ vụn mà còn có thể làm cho thành phần hoá học của khoáng vật và đá thay
đổi. Các yếu tố như H
2
O, O
2
, CO

2
tác động lên các khoáng vật và đá làm cho chúng
bị phá huỷ, thay đổi về hình dạng, kích thước, thành phần và tính chất hoá học. Có thể
nói, phong hoá hoá học chính là các phản ứng hoá học diễn ra do sự tác động của H
2
O,
O
2
, CO
2
lên đá và khoáng vật.
Phong hoá hoá học được chia thành 4 quá trình chính là: Oxi hoá, hyđrat hoá,
hoà tan và sét hoá.
22

* Quá trình hoà tan: Xảy ra do một số đặc tính, nước có thể hoà tan nhiều loại
khoáng chất, đất đá và nham thạch. Theo một số nghiên cứu, quá trình hoà tan phụ
thuộc nhiều vào thành phần của nham thạch và các khoáng vật. Đối với các khoáng vật
có chứa các muối dễ bị hoà tan như muối clorua, muối sulfat của các cation kim loại
kiềm thì khả năng hoà tan của khoáng vật trong nước là rất lớn. Nhưng đối với một số
loại nham thạch khác như đá vôi và quặng đôlômit thì tốc độ hoà tan của chúng trong
nước nhỏ hơn. Nếu trong nước có chứa nhiều CO
2
thì tốc độ hoà tan của các muối
trong khoáng sẽ nhanh hơn rất nhiều. Đặc biệt là các khoáng cacbonat và muối mỏ.
Ví dụ: CaCO
3
(đá vôi) bị hoà tan như sau:
CaCO
3

+ H
2
O + CO
2
→ Ca(HCO
3
)
2

Các khoáng vật và đá bị hoà tan tạo thành các dung dịch thật.
* Quá trình hyđrat hoá: Là quá trình nước tham gia vào mạng lưới tinh thể của
khoáng vật, thực chất đây là quá trình nước kết hợp với khoáng vật làm thay đổi thành
phần hoá học của khoáng vật (biến các khoáng vật thành dạng hydrat). Các hydrat
được hình thành sau quá trình hydrat hoá thường có độ cứng thấp hơn và thể tích lớn
hơn so với quặng, khoáng ở trạng thái bình thường. Vì thế chúng rất dễ bị phá vỡ thành
các mảnh vụn nhỏ hơn.
Ví dụ:
CaSO
4
→ CaSO
4
.2H
2
O
Anhyđri Thạch cao
Fe
2
O
3
→ Fe

2
O
3
.nH
2
O
Hematit Limonit
* Quá trình oxi hoá: Quá trình này phụ thuộc chặt chẽ vào sự xâm nhập của O
2

tự do trong không khí và O
2
hoà tan trong nước. Quá trình oxi hoá làm cho khoáng vật
và đá bị biến đổi, bị thay đổi về thành phần hoá học. Do trong khoáng vật, đá và quặng
thường có chứa các ion mức oxi hoá như Fe(II), Mn(II), Cu(I) nên khi gặp môi
trường oxi hoá chúng dễ dàng chuyển thành các dạng có mức oxi hoá cao hơn. Trong
23

quá trình đó có thể gây ra những biến đổi về thành phần của quặng, khoáng, đất, đá,
dần dần hình thành nên một số các dạng mới bền vững hơn trong môi trường phản ứng.
Các khoáng vật có chứa Fe(II) khi tiếp xúc với oxi không khí thường bị oxi hoá chuyển
thành Fe(III) gây ra những thay đổi về thành phần của quặng. Trong môi trường oxi
hoá, ví dụ như quặng Fe
2
SiO
4
có thể bị oxi hoá thành Fe
2
O
3

và khoáng vật FeS
2
có rất
nhiều trong các loại đá như magma, đá biến chất, trầm tích và than đá khi bị phong hoá
cũng tạo ra sản phẩm cuối cùng là sắt (III) oxit.
Nghiên cứu của M.A. Armienta về sự phong hoá của các đá chứa asen như
asenopyrit, scorodit và pyrit chỉ ra rằng quá trình oxy hoá phong hoá hoà tan asenopyrit
và pyrit xảy ra theo phản ứng sau
2FeAsS + 13O
2
+ 3H
2
O → 2Fe
2+
+ 2SO
4
2-
+ 2H
3
AsO
4
logK = 198,17
2FeS
2
+ 7O
2
+ 2H
2
O → 2Fe
2+

+ 4SO
4
2-
+ 4H
+
logK = 208,46
* Quá trình sét hoá: Các khoáng vật silicat, nhôm silicat do tác động của H
2
O,
CO
2
sẽ bị biến đổi tạo thành các khoáng sét (keo sét). Các chất kiềm và kiềm thổ trong
khoáng vật bị H
+
chiếm chỗ trong mạng lưới tinh thể được tách ra dưới dạng hoà tan.
Như vậy thực chất của quá trình sét hoá là các quá trình hoà tan, hyđrat hoá chuyển các
khoáng vật silicat, nhôm silicat thành các khoáng vật thứ sinh, các muối và oxít.
Ví dụ:
K
2
Al
2
Si
6
O
16
+ H
2
O + CO
2

→ H
2
Al
2
Si
2
O
8
.2H
2
O + K
2
CO
3
+ SiO
2
.nH
2
O
Fenspatkal(orthoclaz) Kaolini Opan
1.3.1.3. Phong hoá sinh học
Hoạt động của sinh vật bậc thấp, bậc cao cũng tham gia phá huỷ các khoáng vật
và đá. Rễ cây xuyên vào các khe nứt hút nước và các chất khoáng, theo thời gian, rễ to
dần phá vỡ đá. Mặt khác rễ cây tiết H
2
O và CO
2
tạo H
2
CO

3
để hoà tan đá và khoáng
vật. Khi chết xác sinh vật bị phân huỷ sinh ra các axit hữu cơ góp phần hoà tan các
khoáng vật và đá. Do vậy, bản chất của phong hoá sinh học là phong hoá vật lý và hoá
học do sự tác động của sinh vật lên khoáng vật và đá. Cũng trong quá trình này mẫu
24

chất được tích luỹ chất hữu cơ do xác sinh vật để lại sau khi chết, làm cho mẫu chất
xuất hiện những thuộc tính mới được gọi chung là độ phì và mẫu chất biến đổi thành
đất. Nhà khoa học nổi tiếng người Nga Vecnatxki cho rằng: "Hoạt động hoá học của vỏ
Trái Ðất, gần 99% có liên quan tới quá trình sinh hoá học".
1.3.2. Khái quát quá trình biểu sinh các mỏ sulfua [9]
Vai trò chính của qúa trình phong hoá quặng thuộc về O
2
tự do và các phản ứng
oxi hoá. Các mỏ sulfua phần lớn là sản phẩm của qúa trình nhiệt dịch. Các mỏ sulfua
được thành tạo trong điều kiện dưới sâu, nhiệt độ trong khoảng 600 – 500
0
C đến 50 –
100
0
C, khi được nâng lên, bị bóc mòn, lộ ra trên mặt đất hoặc ở gần mặt đất, trong điều
kiện T – P thấp, có mặt oxi tự do và CO
2
, các khoáng vật sulfua trở nên không bền
vững, bị biến đổi hoá học để chuyển thành các hợp chất vững bền hơn: Oxi, cacbonat,
sunfat So với các khoáng vật tạo đá thì các khoáng vật sulfua trong đới biểu sinh bị
biến đổi mạnh mẽ hơn, hoàn toàn hơn, các nguyên tố tạo quặng được giải phóng nhiều
hơn. Các sulfua rất dễ bị biến đổi vì S
-2

trong các hợp chất này dễ dàng bị oxi hoá
thành S
+6
ở dạng SO
4
2-
theo phản ứng oxi hoá
S
2-
+ 4H
2
O → SO
4
2-
+ 8H
+
+ 8e (E
0
= 0,16V)
Tác nhân chủ yếu gây ra biến đổi biểu sinh các sulfua là O
2
, CO
2
, H
2
O. Khí
quyển có thành phần trung bình gồm: 75,5%N
2
, 23% O
2

, 0,04% CO
2
, nhưng thành
phần khí hoà tan trong nước mưa thì khác: 60% N
2
, 30% O
2
, 10% CO
2
. Trên đường đi
từ mặt đất qua lớp thổ nhưỡng xuống sâu hơn, nước mưa ngày càng giàu CO
2
do hoà
tan lượng CO
2
sinh ra từ các chất hữu cơ bị phân huỷ. Vì vậy, vai trò của CO
2
không
kém phần quan trọng so với O
2
và H
2
O là tác nhân phong hoá không thể thiếu được.
Quá trình biểu sinh các mỏ sulfua thực chất là quá trình oxi hoá.
1.3.3. Oxi hoá khoáng vật pyrit [9]
Pyrit bị oxi hoá như sau
2FeS
2
+ 7O
2

+ 2H
2
O → 2Fe
2+
+ 4SO
4
2-
+ 4H
+

4Fe
2+
+ O
2
+ 4H
+
→ 4Fe
3+
+ 2H
2
O
25

Fe
3+
+ 3H
2
O → Fe(OH)
3
+ 3H

+

Phương trình phản ứng tổng hợp
4FeS
2
+ 15O
2
+ 14H
2
O → 4Fe(OH)
3
+ 8SO
4
2-
+ 16H
+

Khi pyrit tiếp xúc với dung dịch giàu sulfat thì nó có thể chuyển đổi thành
jarozit có công thức chung là M
+
Fe
3
3+
(SO
4
)
2
(OH)
6
, trong đó M

+
là K
+
, Na
+
, NH
4
+
, Ag
+

(Pb
2+
), sau khi FeS
2
→ Fe(OH)
3

K
+
+ 3Fe(OH)
3
+ 2SO
4
2-
+ 3H
+
→ KFe
3
(SO

4
)
2
(OH)
6
+ 3H
2
O
Axit H
2
SO
4
và Fe
3+
được giải phóng ra trong quá trình oxi hoá sulfua sắt có thể
tác dụng lên các khoáng vật sulfua khác và đẩy nhanh quá trình phân huỷ chúng theo
phản ứng
MS + H
2
SO
4
→ H
2
S + MSO
4

2MS + 2Fe
2
(SO
4

)
3
+ 2H
2
O + 3O
2
→ 2MSO
4
+ 4FeSO
4
+ 2H
2
SO
4

(M là các kim loại hoá trị hai: Cu, Pb, Zn )
Vì vậy, khi pyrit bị oxi hoá, giải phóng H
+
làm tăng độ axit của môi trường
1.4. Ảnh hưởng của kim loại nặng đến môi trường và cơ thể sống
Kim loại là nguồn tài nguyên có giá trị. Tuy nhiên, nếu không có biện pháp
kiểm soát thích hợp trong khai thác và tinh chế mỏ được thực hiện thì thiệt hại môi
trường nghiêm trọng có thể xảy ra [1]. Các kim loại nặng có tính năng phổ biến trong
môi trường là chúng có xu hướng tích luỹ trong cơ thể sinh vật mà ăn phải chúng. Khai
thác và chế biến mỏ có thể tăng tỉ lệ kim loại thoát ra khỏi khoáng đá cùng với đó là
thải kim loại vào môi trường [1, 11]. Kim loại nặng, thậm chí một lượng nhỏ dạng vết
có thể gây độc đối với con người và động vật hoang dã [13].
Năm 1955, nguồn thải công nghiệp chính của thuỷ ngân gần Mina Mata, Nhật
dẫn đến cá sống trong nước ô nhiễm có nồng độ thuỷ ngân lên đến 50 ppm. Kết quả là
nhiều người chết và nhiều người khác bị ảnh hưởng nhiễm độc thuỷ ngân lâu dài được

biết như căn bệnh Mita Mata [1].
26

Hệ thống thoát nước mỏ và nước thải công nghiệp mỏ là nguồn ô nhiễm kim
loại nghiêm trọng trong đất và nước [13]. Nước ô nhiễm đồng và chì làm cho nước có
màu xanh. Nhiễm độc chì gây nôn mửa, buồn nôn, tiêu chảy và chán ăn sau thời gian
tiếp xúc ngắn và dài. Giai đoạn nghiêm trọng nó gây ra bệnh gan và thận [1].
Cây trồng có thể hấp thụ các nguyên tố độc hại thông qua rễ của chúng từ đất ô
nhiễm và lá cây có thể hấp thụ các nguyên tố kim loại độc hại trên bề mặt lá từ bụi kim
loại [11]. Tiêu thụ thức ăn bị ô nhiễm bởi Pb, Hg, Cd, As và các kim loại khác có thể
gây ra sự suy giảm nghiêm trọng của cơ thể về sự tích luỹ sắt, vitamin C và các chất
dinh dưỡng thiết yếu khác, dẫn đến sự suy giảm miễn dịch, chậm phát triển trong tử
cung, suy giảm khả năng tâm lý xã hội và các bệnh tật có liên quan đến suy dinh dưỡng
[1]. Ăn thực phẩm nhiễm Asen chủ yếu dẫn đến ung thư bàng quang, phổi và da ở
người [12]. Mặt khác, một nghỉên cứu bởi Tu’’rkdogan và cộng sự [1] khám phá rằng
nồng độ cao của kim loại (Co, Cd, Pb, Mn, Ni, và Cu) trong hoa quả và rau trong vùng
Van thuộc phía đông Thổ Nhĩ Kỹ có liên quan đến tỉ lệ cao của bệnh ung thư đường
ruột. Lacatusu và cộng sự [18] cho biết đất và rau bị ô nhiễm bởi Pb và Cd ở Copsa
Mica và Baira Mare, Romani góp phần quan trọng làm giảm tuổi thọ con người trong
khu vực bị ảnh hưởng, giảm tuổi thọ trung bình 9 – 10 năm. Tiếp xúc crom có thể dẫn
đến mất sắc tố da, ung thư da, bàng quang và phổi.
Theo Plunket [1] crom là kim loại độc hại vào cơ thể con người bằng đường hô
hấp và da. Nó là chất kích thích, dễ ăn mòn, nhạy cảm và ung thư. Lượng kẽm quá mức
có thể dẫn đến nôn mửa, tiêu chảy, đau bụng, sốt, buồn nôn, tim, gan và phổi tổn
thương. Nói chung, hầu hết các kim loại nặng hoạt động như một chất gây ung thư,
một khi tiêu thụ vào cơ thể mà không được thải ra ngoài trong quá trình trao đổi chất,
chúng tích luỹ sau nhiều năm gây nên sự ảnh hưởng [11].
Theo thông báo bởi Global Mining Campaign [15] kết quả nghiên cứu từ các
khu vực trên thế giới cho thấy rằng ô nhiễm từ axit, kim loại nặng và cyanide là nguyên
nhân gây nên cái chết của các loài chim, cá, động vật hoang dã. Năm 1979, trường hợp