Occurrence and Mobility of Mercury in Groundwater

2.4. Effects of human activities on naturally occurring mercury
Seawater intrusion along coasts typically occurs because withdrawals of freshwater resources
reduce the freshwater hydraulic head, allowing seawater to enter aquifers on land. In southern
Tuscany, Italy, the high chloride concentrations brought in by seawater intrusion may have
been responsible for mobilizing Hg in the geologic materials to groundwater, perhaps as a
chloride complex (Grassi & Netti, 2000; Protano et al., 2000). In Sardinia, dewatering of a lead-
Current Perspectives in Contaminant Hydrology and Water Resources Sustainability
124

---

zinc (Pb-Zn) mine resulted in intrusion of deeper saline water that may have been responsible
for increased Hg concentrations in shallow groundwater (Cidu et al., 2001). Experiments
support these interpretations; Behra (1986) showed that elevated chloride (Cl
-
) concentrations
mobilized Hg(II) in columns packed with quartz sand.
Contamination of soils, surface water and groundwater also arises from mining of cinnabar
deposits. Mining of other metal ores has also resulted in Hg contamination, such as at the
McLaughlin gold-mercury deposit in California (Sherlock, 2005), because of trace amounts of
cinnabar or occurrence of Hg with other sulfide minerals. As a result of early 20
th
century
copper mining activities along the Alaskan coast, USA, dissolved concentrations of Hg up to
4,100 ng/L were found in pore waters of sediments affected by mining waste (Koski et al.,
2008). In a Canadian gold and silver mine, accessory cinnabar in waste piles oxidized and
leached to groundwater, resulting in concentrations that ranged up to 150,000 ng/L (Foucher
et al., 2012). Not all mining activities and mining waste disposal procedures result in extremely
high levels of Hg in groundwaters, however; concentrations in adit water samples from an
abandoned mercury mine in Turkey were still high relative to most waters, but ranged from
250 to 274 ng/L (Gemici, 2008).
The process of amalgamation of silver and gold with Hg was developed in the 16
th
century
and used on an industrial scale into the 19
th
century in Central and South Americas, primarily
to extract silver, and into the 20
th
century in North America for gold extraction (Nriagu, 1994).
Elemental Hg was lost to the environment during the process; Hg losses during gold and silver
extraction in the Americas are estimated to be about 240,000 Mg (Nriagu, 1994). Similar
extraction activities have taken place in the Philippines, Indonesia, Thailand, Vietnam,
Tanzania, and China (Lacerda, 1997), though the scale is not as great as in the Americas.
Although some of this mining-activity-related Hg has volatilized, adding to the atmospheric
Hg burden, much of it apparently still remains in the areas where metal processing took place.
A few of these mining/extraction sites have been studied. In Tanzania and Zimbabwe, Hg
sorption to iron-rich lateritic soils appears to have prevented groundwater contamination from
Hg in tailings (van Straaten, 2000). Extreme surface-water loads have been documented from
many of these mines including the Sierra Nevada gold mines in the USA (Domagalski, 1998),
the Idrija Hg mine in Slovenia (Covelli et al., 2007), as well as Hg mining in Spain (Navarro,
2008) among others, with Hg sorption to iron-hydroxide-rich stream deposits a likely mecha‐
nism for Hg attenuation in some cases (Rytuba, 2000). Use of Hg in small-scale (artisanal) gold
mining operations remains a substantial concern even today (Bradley & Journey, 2012).