2.1.3.5. Tình hình mơi trường
Theo kết quả điều tra, có 54% số người được hỏi cho rằng khai thác đã làm mất đất canh tác, 92% cho rằng đã gây ô nhiễm môi trường. Các nguyên nhân cơ bản gây ô nhiễm môi trường được cho là do nước thải (74% số phiếu), chất thải rắn (56% số phiếu). Các tác nhân gây ảnh hưởng đến sức khỏe được cho là do nước thải (74% số phiếu), chất thải rắn (62% số phiếu) [4].
Qua điều tra, phỏng vấn tại chỗ nhiều người cho rằng việc khai thác quặng pyrit trước đây vẫn cịn tiếp tục ảnh hưởng đến mơi trường. Ở nhiều nơi cây trồng không phát triển được, nước mặt và nước giếng bị ô nhiễm không sử dụng được. Số người bị mắc bệnh hiểm nghèo cao, đa số là công nhân trực tiếp tham gia vào khai thác và tuyển Pyrít trước đây.
2.2. SỰ HÌNH THÀNH DỊNG THẢI AXÍT MỎ Ở KHU VỰC GIÁP LAI 2.2.1. Sự hình thành dịng thải axit mỏ 2.2.1. Sự hình thành dịng thải axit mỏ
Dịng thải mỏ là nước được tháo khơ từ các moong, hầm lị khai thác, từ các đống đất đá thải hay từ các hồ thải quặng đi trong q trình tuyển quặng. Đáng chú ý là dòng thải mỏ trong nhiều trường hợp là dịng axit (có độ pH thấp). Dịng axit được hình thành do q trình oxy hóa các khống vật sulfid có trong thành phần quặng, bãi thải.
Vấn đề oxy hóa sulfid và hiện tượng tạo dịng thải axit liên quan với nó ln là vấn đề hàng đầu bởi vì cùng với q trình đó là sự hịa tan và phát tán vào môi trường các kim loại và các chất độc hại khác. Do đó khơng ngạc nhiên khi vấn đề oxy hóa sulfid và q trình hình thành các dịng thải axit liên quan với nó là hướng nghiên cứu quan trọng nhất trong khoảng 45 năm qua. Mặc dù hiện tượng tạo dòng thải axit AMD lần đầu tiên được mô tả vào năm 1928 ở Britania Mine [Errington,
J.C. and Ferguson, K.D., 1987. 44 [6] nhưng chúng mới được thực sự chú ý nghiên
cứu vào những thập kỷ 70 của thế kỷ XX. Axit được hình thành ở các bãi thải là do oxy hóa các khống vật sulfid khi tiếp xúc với oxy và nước. Các sulfid kim loại là những khoáng vật rất thường gặp trong thành phần các quặng kim loại, điển hình là pyrit (FeS2), chancopyrit (CuFeS2), arsenopyrit (Fe[AsS]), galenit (PbS), sphalerrit (ZnS) v.v... Trước khi có hoạt động khai khống, sự oxy hóa các khống vật sulfid và hình thành axit cũng đã xảy ra. Đó là q trình phong hóa tự nhiên. Tuy nhiên, q trình oxy hóa các khống vật sulfid trong thân quặng và hình thành axit cũng như việc huy động các kim loại thường xảy ra chậm. Vì vậy các quá trình tự nhiên này ít gây nguy hiểm cho hệ sinh thái ngoại trừ những trường hợp đặc biệt. Khác với tự nhiên, các hoạt động khai thác và chế biến khoáng sản đã đưa các khoáng vật quặng lên bề mặt dễ dàng tiếp xúc với khơng khí và nước, khi đó tổ hợp các khống vật trong bãi thải khống sản nằm trong điều kiện khơng cân bằng với môi trường oxy hóa, q trình phong hóa hóa học và biến đổi khoáng vật ngay lập tức xảy ra. Các phản ứng này tương tự như hiện tượng phong hóa địa chất tự nhiên nhưng với tốc độ nhanh gấp nhiều lần. Các phản ứng này sinh ra axit có khả năng hòa tan nhiều kim loại và các chất độc hại. Sự hình thành axit có thể xuất hiện khá nhanh và có thể đạt được mức tối ta sau một vài chục năm [7,10], do đó phần lớn các mỏ và các bãi thải khai thác khống sản đều có tiềm năng gây ơ nhiễm, thậm chí đối với các bãi thải đã ngừng hoạt động thì nguy cơ gây ơ nhiễm cịn cao hơn vì tình trạng khơng kiểm sốt của chúng.
Q trình oxy hóa sulfid tạo nên axit có thể minh họa qua ví dụ oxy hóa pyrit, một trong những khoáng vật phổ biến nhất trong các quặng kim loại.
Q trình oxy hóa pyrit là một chuỗi phản ứng phức tạp [9]. Chuỗi các phản ứng của q trình oxy hóa pyrit thường được mơ tả như sau:
2 FeS2 + 7 O2 + 2 H2O → 2 Fe2+ + 4 SO42- + 4 H+ (1) 4 Fe 2+ + O2 + 4 H+ → 4 Fe3+ + 2 H2O (2) 4 Fe3+ + 12 H2O → 4 Fe(OH)3 + 12 H+ (3) FeS2 + 14 Fe3+ + 8 H2O → 15 Fe2+ +2 SO42- + 16 H+ (4)
Đáng chú ý là, trong trường hợp chất oxy hóa là Fe3+ ở phản ứng (4), phản ứng này nhanh hơn đáng kể so với phản ứng với oxy (khoảng 2 - 3 bậc) và lượng axit trên 1 mol pyrit oxy hóa được sinh ra nhiều hơn nhưng nó cũng bị hạn chế trong điều kiện có lượng Fe3+ hịa tan đáng kể (chẳng hạn trong điều kiện axit). Như vậy, oxy hóa pyrit nhìn chung bắt đầu theo phương trình phản ứng (1) ở điều kiện gần trung hòa hoặc pH cao. Khi điều kiện trở nên axit hơn (khoảng pH = 4,5 hoặc thấp hơn) q trình oxy hóa đi theo phản ứng (4).
Q trình có ý nghĩa quan trọng đối với mơi trường liên quan với oxy hóa pyrit gắn chặt với Fe2+ hình thành trong phản ứng 1. Fe2+ có thể được kết tủa và tách ra khỏi dung dịch trong điều kiện pH từ axit yếu tới kiềm nhờ oxy hóa và q trình thủy phân tiếp theo để tạo thành hydroxyt Fe(III) kém hòa tan ở phản ứng (2) và (3). Các phản ứng (1) và (4) kết hợp lại cho ta phương trình tổng quát khi điều kiện môi trường phản ứng không phải axit (nghĩa là pH > 4,5):
FeS2 + 15/4O2 + 7/2H2O = Fe(OH)3 + 2SO42- + 4H+ (5)
Từ phương trình này có thể thấy oxy hóa pyrit theo phản ứng (5) tạo thành lượng axit gấp đôi so với phản ứng (1).
Như vậy, một trong những sản phẩm quan trọng của q trình oxy hóa khống vật sulfid là axit sulfuric, một axit mạnh có khả năng hịa tan các kim loại nặng và các chất độc hại có thể gây ơ nhiễm khi xâm nhập vào mơi trường.
Khả năng sinh dịng axit phụ thuộc vào nhiều yếu tố, trong đó đáng chú ý là các điều kiện sau:
- Thành phần khoáng vật, trước hết là hàm lượng của các khoáng vật sulfid và tính bền vững hóa học của chúng. Nhìn chung. hàm lượng các sulfid trong bãi quặng thải cao thì khả năng sinh axit của chúng cũng cao.
- Điều kiện cân đối axit - bazơ:
Khả năng các đá chứa sulfid tạo thành axit phụ thuộc rất nhiều vào sự có mặt của các khống vật có tính kiềm, thường là calcit (CaCO3), dolomit (CaMg(CO3)2 và một số khống vật khác. Calcit là khống vật có phản ứng nhanh nhất, q trình hịa tan calcit giữ cho pH trong nước lỗ hổng trong bãi thải gần với trạng thái trung tính. Do khả năng trung hịa axit của các khống vật có tính kiềm nên đá chứa tới 5% khống vật sulfid có thể không tạo thành axit khi có lượng dư thừa calcit. Ngược lại, đá chứa chỉ vài phần trăm khống vật sulfid cũng có khả năng tạo thành một lượng axit đáng kể khi vắng mặt các khống vật có khả năng trung hịa 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 trị khơng nhỏ trong việc hình thành axit. Như đã nói, nước và oxy rất cần thiết cho việc hình thành axit. Các nghiên cứu cho thấy q trình oxy hóa các khống vật sulfid bị giảm đáng kể khi hàm lượng oxy trong các lỗ hổng trong vật 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, cỡ hạt rất 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 khơng khí đi xuống rất sâu trong đống thải và do đó có nhiều vật chất chịu q trình oxy hóa hơn dẫn đến lượng axit sinh ra cũng lớn. Sự đối lưu khơng khí trong các vật chất thơ cịn được hỗ trợ bởi gió, sự thay đổi khí áp và có thể cả dịng khí đối lưu do nhiệt sinh ra trong q trình oxy hóa. Ngược lại hạt mịn (thường là trường hợp quặng đi) tuy làm ngăn cản dịng khí và hạn chế dịng nước nhưng lại có diện tiếp xúc lớn hơn. Thơng thường, q trình tạo axit trong các bãi thải dạng đánh đống mạnh hơn nhiều so với các bãi thải dạng chơn lấp hoặc ngập nước. Q trình tạo axit cũng có thể bị hạn chế hoặc khống chế hồn tồn nếu bãi thải được xây dựng thích hợp.
- Vi khuẩn cũng có ý nghĩa quan trọng, chúng đóng vai trị xúc tác trong q trình oxy hóa sulfid, đặc biệt trong môi trường axit. Một số loại vi khuẩn như:
Thiobacillus ferrooxidan, Leptospirilum, Axitiphilium, Sulfobaccillus, Ferroplasma, Sulfolobus, Metallosphaera, Axitianus v.v...có tác dụng thúc đẩy q trình oxy hóa
bất chấp các điều kiện nhiệt động học khơng thích hợp vì vi khuẩn có thể kết hợp phản ứng khơng thuận lợi về mặt nhiệt động học với các phản ứng sinh năng lượng. Vi khuẩn có thể làm cho tốc độ phản ứng tăng lên nhiều nhiều bậc. Chẳng hạn tốc độ oxy hóa Fe2+ thành Fe3+ (phản ứng 3) có thể tăng lên 5 - 6 bậc với sự có mặt của vi khuẩn oxy hóa sắt. Vai trị của vi khuẩn trong oxy hóa pyrit được mơ tả khá đầy đủ trong các cơng trình của Kleinmann et al (1981) and Nordstrom (1979) [9,11]. Ngoài ra, người ta đã xác định được rằng một số loại vi khuẩn trong những điều kiện nhất định có khả năng làm tăng khả năng linh động của kim loại, trong điều kiện khác lại làm lắng đọng chúng dưới dạng sulfid thứ sinh.
- Điều kiện thủy văn và địa chất thủy văn có vai trị rất lớn trong việc hình thành dịng axit. Sản phẩm của q trình oxy hóa pyrit là axit tự do và muối axit hòa tan. Nếu khơng 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 hịa 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 sulfid và chiết tách các sản phẩm phong hóa.
2.2.2. Dịng thải axit mỏ ở khu vực Giáp Lai
Kết quả nghiên cứu cho thấy ở khu vực mỏ pyrit Giáp Lai vẫn tồn tại dòng thải axit mỏ ở nhiều nơi. Những khu vực đã quan sát được dòng thải axit mỏ gồm 3 hồ nước là các moong khai thác cũ, khu vực các bãi đất đá thải và các bãi thải quặng đuôi. Kết quả đo một số chỉ tiêu môi trường nước tại các khu vực trên được thể hiện trong bảng 2.2.
Từ các số liệu trong bảng có thể thấy, nước trong hồ số 2, về mùa khơ có độ pH = 5,2 (tháng 1/2011) và 5,16 (tháng 3/2011), nhưng về mùa mưa pH giảm xuống chỉ còn 4,8 (tháng 9/2011). Mặc dù pH có sự dao động theo mùa nhưng nhìn chung nước trong hồ số 2 vẫn là nước axit và theo chỉ tiêu pH không đạt chất lượng của nước mặt (theo QCVN 08:2008/BTNMT chỉ tiêu B1).
Bảng 2.3. Kết quả phân tích mẫu nước tại moong khai thác pyrit Giáp LaiT T T Số Hiệu Thời điểm lấy mẫu Vị trí lấy mẫu pH
Hàm lượng kim loại nặng (mg/l)
Mn Fe Ni Cu Zn As Cd Pb 1 OP2 9/1997 Hồ số 2 6.7 6.1 - 0.25 0.036 1.4 0.0012 0.0076 <0.002 2 OP2(a) 5/2002 Hồ số 2 3.1 8.2 - 0.22 0.079 0.35 <0.001 0.0031 0.0044 3 GLTQ 1/2011 Hồ số 2 5.2 26.27 10.43 0.6441 0.1114 0.4642 0.0017 0.0041 0.0277 4 GL12 3/2011 Hồ số 2 5.16 0 0.13 0.0259 0.0052 0.1473 0.0044 0.0005 0.0151 5 GLM1 9/2011 Hồ số 2 4.8 1.98 0.23 0.0178 0.0037 0.0345 0.0003 0.0003 0.0040 6 GLM3 9/2011 Hồ số 1 5.49 0.43 2.03 0.0104 0.0062 0.0439 0.0060 0.0002 0.0322 QCVN08:2008 (B1) 5.5-9 1.5 0.1 0.5 1.5 0.05 0.01 0.05 QCVN08:2008 (A2) 6-8.5 1.0 0.1 0.2 1.0 0.02 0.005 0.02
Ghi chú: 1 -2: theo số liệu của Håkan Tarras-Wahlberg và Lan T. Nguyen (2008) [8]. QCVN.08:2008/BTNMT - Quy chuẩn kỹ thuật Quốc gia về chất lượng nước mặt. B1 - Dùng cho
mục đích tưới tiêu thủy lợi hoặc các mục đích sử dụng khác có u cầu chất lượng nước tương tự;
A2 - Dùng cho mục đích cấp nước sinh hoạt nhưng phải áp dụng cơng nghệ xử lý phù hợp; bảo tồn
động thực vật thủy sinh.
Các nghiên cứu môi trường trước đây của Håkan Tarras-Wahlberg và Lan T. Nguyen (2008) [8] cho thấy, vào thời điểm tháng 9 năm 1997 khi mỏ còn đang hoạt động nước trong moong số 2 (nay là hồ số 2) vẫn cịn có độ pH gần trung tính từ 6 – 7, vào tháng 4 năm 2001 pH là 5,4. Tuy nhiên vào tháng 5 năm 2002 tức là sau 3 năm mỏ đóng cửa, nước trong hồ này đã có độ pH = 3,1. Như vậy, từ thời điểm mỏ đóng cửa đến năm 2002 độ pH trong hồ đã giảm đáng kể và có độ pH rất thấp.
Trong khoảng thời gian từ khi mỏ đóng cửa cho đến nay (khoảng 12 năm) độ pH trong hồ có tăng lên nhưng nhìn chung vẫn là nước axit và khả năng này có thể cịn duy trì lâu dài.
Biểu đồ biến thiên độ pH trong moong khai thác số 2 (hồ 2) trong giai đoạn 1997 đến 2011 được thể hiện trên hình 2.7.