Tài liệu Luận văn phân lập vi khuẩn khử sulphate (srb) để ứng dụng trong xử lý nước thảy axit từ hoạt động khai thác khoáng sản

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN --------------------- ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI Nguyễn Thị Hải TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN --------------------- PHÂN LẬP VI KHUẨN KHỬ SULPHATE (SRB) ĐỂ ỨNG DỤNG Nguyễn Thị Hải TRONG XỬ LÝ NƯỚC THẢI AXIT TỪ HOẠT ĐỘNG KHAI THÁC KHOÁNG SẢN PHÂN LẬP VI KHUẨN KHỬ SULPHATE (SRB) ĐỂ ỨNG DỤNG TRONG XỬ LÝ NƯỚC THẢI AXIT TỪ HOẠT ĐỘNG KHAI THÁC KHOÁNG SẢN LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC Chuyên ngành: Vi sinh vật học Mã số: 60 42 40 LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC Hà Nội NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC: TS. ĐINH THÚY HẰNG ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN --------------------Hà Nội 1 LỜI CẢM ƠN Luận văn này được hoàn thành, trước tiên, tôi muốn bày tỏ lỏng biết ơn sâu sắc tới Tiến sĩ Đinh Thúy Hằng, Trưởng phòng Sinh thái Vi sinh vật, Viện Vi sinh vật và Công nghệ Sinh học, Đại học Quốc gia Hà N ội đã định hướng nghiên cứu, trực tiếp hướng dẫn và chỉ bảo tận tình cho tôi trong su ốt th ời gian nghiên cứu. Tôi cũng mong muốn được gửi lời cảm ơn chân thành nhất tới Ban lãnh đạo và các cán bộ Viện Vi sinh vật và Công nghệ Sinh học, Đại học Quốc gia Hà Nội đã tạo điều kiện thuận lợi về trang thiết bị và cơ sở vật chất cho tôi hoàn thành nghiên cứu này. 2 Qua đây, tôi cũng muốn được bày tỏ lòng biết ơn chân thành tới các thầy cô giáo, cán bộ Khoa Sinh học, Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Đại học Quốc Gia Hà Nội đã giúp đỡ và trang bị những kiến thức hữu ích cho tôi trong suốt thời gian học tập tại trường. Cuối cùng, tôi xin bày tỏ lòng biết ơn sâu sắc tới gia đình, bạn bè thân thiết, những người đã luôn cổ vũ, động viên tôi vượt qua mọi khó khăn trong quá trình học tập và nghiên cứu. Hà Nội, ngày tháng năm Học viên Nguyễn Thị Hải MỤC LỤC MỞ ĐẦU....................................................................................................................1 Chương 1 – TỔNG QUAN TÀI LIỆU....................................................................2 1.1. AMD (Acid Mine Drainage) và các vấn đề môi trường liên quan………….2 1.1.1. Sự hình thành AMD……………………………………………………..2 1.1.2. Ảnh hưởng của AMD tới môi trường …………………………………..5 1.1.2.1. Ô nhiễm nguồn nước do AMD……………………….....................5 1.1.2.2. Ô nhiễm đất do AMD………………………………………………6 1.1.2.3. Tình trạng ô nhiễm do AMD ở Việt Nam …………………………8 1.1.2.4. Hiện trạng quản lý và xử lý AMD ở Việt Nam…………………...11 1.2. Xử lý AMD……………………………………………………………………12 1.2.1. Xử lý AMD bằng phương pháp hóa học…………………….................12 1.2.2. Xử lý AMD bằng phương pháp sinh học………………………………13 3 1.2.2.1. Cơ sở khoa học của công nghệ…………………………………...13 1.2.2.2. Một số quy trình công nghệ xử lý AMD nhờ SRB………………14 1.2.2.3. Các yếu tố ảnh hưởng tới quá trình xử lý AMD bằng SRB...........16 1.3. Đặc tính sinh học của SRB..............................................................................18 1.3.1. Phân bố của nhiên.............................................................19 SRB 1.3.2. Đa dạng về SRB................................................................20 di truyền của lý của 1.3.3. Đặc điểm sinh SRB......................................................................22 1.3.3.1. Nhu cầu SRB........................................................22 1.3.3.2. Các yếu SRB.............................23 tố ảnh dưỡng dinh hưởng tới tự trong sinh trưởng của của 1.3.3.3. Cạnh tranh của SRB với các nhóm vi khuẩn khác trong môi trường.........................................................................................................2 4 Chương 2 – NGUYÊN VẬT LIỆU VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU.......26 2.1. Nguyên vật liệu……………………………………………………………….26 2.1.1. Các mẫu nước thải……………………………………………………..26 2.1.2. Hóa chất………………………………………………………………..26 2.1.3. Thiết bị, dụng cụ……………………………………………………….26 2.2. Phương pháp nghiên cứu…………………………………………………….27 2.2.1. Làm giàu và phân lập SRB…………………………………………….27 2.2.2. Xác định điều kiện sinh trưởng tối ưu ………………………………...29 2.2.3. Tách DNA tổng số từ mẫu môi trường và chủng thuần khiết.................30 2.2.4. Phương pháp điện DGGE....................................................32 4 di biến tính 2.2.5. Giải trình tự loại...............................34 gen 16S rDNA và dựng cây phân 2.2.6. Phân tích học....................................................................................35 2.2.6.1. Định lượng Fe(II) phenanthrolin...................................35 bằng hóa thuốc thử 2.2.6.2. Định lượng sulfate……………………………………………………36 2.2.6.3. Xác định nồng độ sulfide……………………………………………..37 2.2.7. Thiết kế mô hình xử lý AMD………………………………………………37 Chương 3 - KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN………………………………………39 3.1. Làm giàu và phân lập vi khuẩn khử sulfate (SRB) t ừ các m ẫu nước thải............................................................................................................................39 3.2. Vị trí phân loại của ba chủng SRB dựa trên trình tự gen 16S rDNA …….42 3.3. Nghiên cứu đặc điểm sinh học của các chủng SRB mới phân lập ………...44 3.3.1. Ảnh hưởng của nồng độ muối trong môi trường………………………45 3.3.2. Ảnh hưởng của pH trong môi trường……………………………….…46 3.3.3. Ảnh hưởng của nhiệt độ nuôi cấy……………………………………...48 3.3.4. Chất cho điện tử và chất nhận điện tử………………………………….48 3.4. Thử nghiệm xử lý AMD trên mô hình phòng thí nghiệm............................50 3.4.1. Xử lý AMD trong điều kiện bổ sung methanol (10 mM) làm c ơ chất...51 3.4.2. Xử lý AMD trong điều kiện bổ sung nước thải giàu hữu cơ l àm c ơ chất....................................................................................................................5 2 3.4.3. Biến động về thành phần quần xã vi sinh vật trong quá trình x ử lý AMD trên mô hình phòng thí nghiệm.........................................................................52 KẾT LUẬN..............................................................................................................55 HƯỚNG NGHIÊN CỨU TIẾP THEO.................................................................56 TÀI LIỆU THAM KHẢO......................................................................................57 5 PHỤ LỤC.................................................................................................................71 DANH MỤC CÁC CHỮ VIẾT TẮT AMD bp BSA DNA CI DGGE dNTP EDTA MQ OD PBS PCI PCR rDNA SDS SRB TAE TE Taq Acid Mine Drainage Base pair Bovin serum albumin Deoxyribonucleic acid Chloroform-isoamyl alcohol Denaturing gradient gel electrophoresis Deoxyribonucleotide triphosphate Ethylenediaminetetraacetic acid Mili-Q Optical density Phosphate-buffered saline Phenol-Chloroform-isoamyl alcohol Polymerase chain reaction Ribosomal deoxyribonucleic acid Sodium dodecyl sulfate Sulfate reducing bacteria Tris-Acetic-EDTA (đệm) Tris-EDTA (đệm) Thermus aquaticus DNA 6 UV Ultraviolet MỞ ĐẦU Trong những năm gần đây, ngành khai thác khoáng sản ngày càng chiếm vị trí quan trọng trong nền kinh tế, đóng góp tới 5,6% GDP (Bùi Công Quang, 2011) . Tuy nhiên, hậu quả suy thoái môi trường cũng gia tăng nghiêm tr ọng, đặc bi ệt ở các vùng mỏ khai thác than, quặng và vật liệu xây dựng. Nước thải axit (AMD) được coi là một trong các mối đe dọa lớn nhất của hoạt động khai thác khoáng sản tới môi trường. AMD có ảnh hưởng lâu dài đối với các nguồn nước sông, suối, cũng như sự sống của các sinh v ật (động, thực vật và con người) liên quan đến những nguồn nước này. Do ảnh hưởng của AMD, nước tại nhiều dòng sông, suối quanh khu vực khai thác có pH bằng 4 hoặc thấp hơn, hòa tan nhiều kim loại nặng như sắt, đồng, nhôm, cadmium, arsen, chì, thủy ngân…Các kim loại này, đặc biệt là s ắt, có thể phủ lên đáy sông, suối một lớp bùn màu đỏ cam được gọi là “hạt vàng” và có thể được vận chuyển đi xa theo dòng nước, làm ô nhiễm những dòng sông, suối, v à nguồn nước ngầm ở hạ lưu. Đối với cuộc sống ở nước, AMD có thể ngay lập tức làm chết các động thực vật thủy sinh hoặc gây ảnh hưởng t ới sinh tr ưởng, tập tính, hoặc khả năng sinh sản của chúng. Do ảnh hưởng nghiêm trọng tới môi trường, AMD cần phải được kiểm soát và xử lý. Từ lâu vi khuẩn khử sulfate (SRB) đã được biết đến với ứng dụng trong xử lý AMD một cách hiệu quả. Tuy công nghệ xử lý AMD b ằng SRB đã được triển khai thành công ở nhiều nước trên thế giới nhưng ở Việt Nam lại chưa được nghiên cứu và áp dụng. Trong nghiên cứu của luận văn thạc sỹ này, chúng tôi tiến hành làm giàu và phân lập SRB từ các nguồn khác nhau v à th ử nghiệm sử dụng chúng để xử lý AMD trên mô hình phòng thí nghiệm. Các k ết quả thu được sẽ cung cấp cơ sở cho việc nghiên cứu ứng dụng thực tế công nghệ này ở Việt Nam. 7 Chương 1 - TỔNG QUAN TÀI LIỆU 1.1 AMD (Acid Mine Drainage) và các vấn đề môi trường liên quan 1.1.1 Sự hình thành AMD AMD (Acid Mine Drainage) được hình thành khi các khoáng sulfide (như pyrite, FeS2) trong quặng tiếp xúc với oxy và nước (Brown v à cs, 2002). S ự oxy hóa các khoáng này sinh ra axit và thường đi kèm v ới nồng độ cao các kim lo ại được hòa tan (đặc biệt là sắt) và sulfate, do vậy AMD thường có pH r ất thấp (2 – 3) và màu vàng của ion sắt bị oxy hóa (Watzlaf và cs, 2003) (hình 1.1). Hình 1.1. AMD từ khu khai thác quặng kim loại ở Việt Nam Quá trình oxy hóa khoáng sulfide kể trên (phản ứng 1.1) xảy ra bởi tác động của các yếu tố thiên nhiên, tuy nhiên được tăng tốc mạnh qua các hoạt động khai thác khoáng sản (tạo điều kiện cho quặng nằm trong lòng đất được tiếp xúc với oxy), do vậy sinh ra lượng lớn AMD, làm ảnh hưởng nghiêm tr ọng đến môi trường trong khu vực khai thác mỏ (Stumm, Morgan,1996). FeS2 + 7/2O2 +H2O → Fe2+ + 2SO42- + 2H+ (1.1) Khi oxy hoà tan có mặt đủ, Fe2+ sẽ bị oxy hóa thành Fe3+ (ph ản ứng 1.2). 8 Fe2+ + 1/4O2 + H+ → Fe3+ + 1/2H2O (1.2) Tuy nhiên, ở pH > 3,5, Fe3+ không hòa tan mà kết tủa ở dạng hydroxit sắt III (Fe(OH)3). Quá trình này cũng giải phóng H+ và tiếp tục làm giảm pH (phản ứng 1.3) (Brown và cs, 2002). Fe3+ + 3H2O → Fe(OH)3 + 3H+ (1.3) Bên cạnh đó, ở pH thấp (< 3,5), Fe3+ hòa tan có thể đóng vai trò nh ư m ột tác nhân oxy hóa, tiếp tục oxy hóa pyrite và giải phóng axit (phản ứng 1.4). FeS2 + 14Fe3+ + 8H2O → 15Fe2+ + 2SO42 + 16H+ (1.4) Quá trình này tự duy trì lâu dài do Fe2+ được sinh ra dễ dàng b ị oxy hóa trở lại thành Fe3+ và tiếp tục tham gia phản ứng (Younger và cs, 2002). So với oxy hòa tan, Fe3+ oxy hóa pyrite thậm chí với tốc độ cao hơn, do vậy t ốc độ c ủa quá trình oxy Fe2+ thành Fe3+ (phản ứng 1.2) có ảnh hưởng quan tr ọng đối v ới quá trình oxy hóa quặng pyrite (Singer, Stumm, 1970). Fe2+ có thể được oxy hóa theo con đường hóa học hay sinh học, tùy thuộc vào điều kiện môi trường. Ở pH gần trung tính, oxy hóa Fe2+ chủ yếu diễn ra theo con đường hóa học, tuy nhiên ở pH 2 – 4 thì quá trình sinh h ọc chi ếm ưu thế nhờ các vi khuẩn oxy hóa sắt (như Thiobacillus ferrooxidans) xúc tác phản ứng 1.2 (Brown và cs, 2002). Các vi khuẩn này có thể đẩy nhanh tốc độ oxy hóa Fe2+ gấp 106 lần so với quá trình hóa học (Singer, Stumm, 1970), vì vậy chúng đóng vai trò chính trong việc tạo AMD tại mỏ (Brown v à cs, 2002; Younger v à cs, 2002). Các sulfide kim loại khác pyrite như sphalerite (ZnS) và galena (PbS) khi b ị oxy hóa sẽ không sinh ra axit (phản ứng 1.5, 1.6), nhưng có thể gi ải phóng các ion kim loại vào môi trường (Younger và cs, 2002). ZnS + 2O2 → Zn2+ + SO42- (1.5) PbS + 2O2 → Pb2+ + SO42- (1.6) Ở pH thấp, mức hòa tan của các kim loại tăng, do vậy môi tr ường axit được tạo ra từ sự oxy hóa pyrite có thể lọc các kim loại v ết bao quanh các v ật liệu đá như As, Cu, Ni, Zn, Mn. Đặc biệt, nhôm silicat (fenspat v à mica) khi hòa tan trong môi trường axit có thể giải phóng ion nhôm (phản ứng 1.7, 1.8), sau đó tiếp tục sinh axit từ phản ứng thủy phân và kết tủa (phản ứng 1.9) (Watzlaf v à cs, 2003). KAlSi3O8 + H+ + 29H2O → 2H4SiO4 + Al2SiO5(OH)4 9 (1.7) Al2SiO5(OH)4 + 6H+ → 2Al3+ + 2H4SiO4 + H2O (1.8) Al3+ + 3H2O → Al(OH)3 + 3H+ (1.9) Như vậy AMD có hai điểm đặc trưng nhất là pH thấp và hàm lượng ion kim loại nặng cao. Dưới đây là thành phần hóa học của một số AMD từ các loại mỏ đại diện. Bảng 1.1. Thành phần hóa học của AMD (Tất cả nồng độ tính bằng mg/l) Các mỏ khai thác khoáng sản Yếu tố hóa/lý của AMD pH Mỏ than Vàng Danh (Việt Nam) Mỏ đá Wheal Jane (Mỹ) 2,99 3 Fe 490 Cu Mỏ đồng và lưu huỳnh Leviathan (California) Mỏ đồng – niken Nickel Rim (Canada) 2,58 4 2,8 ( 5,9 161,3 15 117,167 250 - 1350 12,9 0,1 2,35 0,691 3 Al ( 12,4 29,5 37,467 130 Zn 0,834 41,9 22,7 0,715 1 As 0,218 ( ( 0,002 ( Pb 0,299 0,1 0.151 0,0036 ( 1094 591 SO42- Mỏ kim loại Surthing (Montana) Tài Công ty than Whitehead, Bless và cs, USA EPA, liệu và khoáng 2006 2006 2006 tham sản Việt khảo Nam, 2012 1.1.2. Ảnh hưởng của AMD tới môi trường 1.1.2.1. Ô nhiễm nguồn nước do AMD 10 2500 - 5200 Benner cs, 1997 và AMD được coi là một trong các mối đe dọa lớn nhất c ủa ho ạt động khai thác khoáng sản tới môi trường, đặc biệt là môi trường nước. AMD có ảnh hưởng lâu dài đối với các nguồn nước sông, suối, cũng như cuộc sống của các sinh vật (động, thực vật và con người) liên quan đến những nguồn nước này. Nước bị ô nhiễm AMD có thể có pH thấp từ 2 đến 4,5, gây độc v ới hầu hết các dạng sinh vật sống dưới nước (Hill, 1974). Nếu như sự sinh trưởng và sinh sản ở cá diễn ra an toàn ở pH trong khoảng 5,5 – 10,5 (t ối ưu ở 6,5) thì quá trình này bị ức chế rõ rệt ở pH thấp (dưới 4,5), nhiều khả năng do liên quan tới sự trao đổi canxi và tổng hợp protein trong cơ thể (Fromm, 1980). Howells và cs (1983) đã chứng minh ảnh hưởng của sự tương tác giữa pH, canxi, và nhôm đối với sự tồn tại và sinh sản của cá. Điều kiện pH thấp làm thay đổi màng của mang cá hoặc làm thay đổi chất nhầy của mang dẫn tới chết vì thi ếu oxy. Cá hồi lớn lên ở nơi ấp trứng có thể chịu được pH 5.0, nhưng thấp hơn m ức này thì hằng số điện phân nội môi và cơ chế thẩm thấu bị giảm (Fromm, 1980). Cooper và Wagner (1973) khi tiến hành nghiên cứu ở sông Pennsylvania đã cho thấy ô nhiễm do AMD có ảnh hưởng nghiêm trọng đến các loài cá ở đây. Theo nghiên cứu này, số lượng loài cá giảm rõ rệt khi pH trong môi tr ường nước giảm, cụ thể là 68 loài được tìm thấy ở pH > 6,4, 38 loài ở pH 5,6 – 6,4, và chỉ có 10 loài ở pH ( 5,5. Một số nghiên cứu khác đã công b ố ho àn to àn không tìm thấy cá ở 90% sông suối có pH 4,5 và axit tổng số là 15 mg/l (Farag và cs, 2003). Ngoài cá, các sinh vật khác như côn trùng, tảo cũng giảm rõ r ệt về số lượng loài và số lượng cá thể khi pH trong môi trường giảm do AMD (Warner, 1971). Môi trường nước có hàm lượng kim loại nặng và ion H+ cao làm suy hô hấp cấp tính và mãn tính ở cá khi tiếp xúc tr ực tiếp qua mang, ho ặc gián ti ếp qua ăn các chất cặn và thức ăn bị ô nhiễm. Các hydroxit sắt có trong AMD k ết tủa trên bề mặt của lớp trầm tích sông suối làm phá hủy môi tr ường s ống, qua đó làm giảm số lượng các động vật không xương ở đáy, là nguồn thức ăn cho cá. Menendez (1978) đã công bố nghiên cứu về sự suy giảm của các loài động vật, thực vật đáy ở phía tây sông Virginia do ảnh hưởng nặng nề của AMD từ công nghiệp khai thác mỏ trong vùng. 1.1.2.2. Ô nhiễm đất do AMD Hoạt động khai thác mỏ và khai thác đá gây phá hủy nhiều vùng đất qua hàng trăm năm, trong đó nhiều vùng không có khả năng phục hồi (Duffield v à cs, 2000). Không chỉ hoạt động khai thác mỏ trong quá khứ với công nghệ thô sơ mà cả hoạt động khai thác hiện tại đều được coi là căn nguyên c ủa tình trạng ô nhiễm kim loại nặng tại nhiều vùng đất. Các kim loại nặng được tìm thấy trong 11 đất axit bị ô nhiễm do AMD chủ yếu là Cu, Cd, Fe, Pb, v à Zn (Rodríguez v à cs, 2009). Các kim loại này tích lũy trong lớp đất bề mặt tạo ra môi tr ường không thuận lợi cho hệ sinh thái tại đây (Boularbah và cs, 2006), theo đó các l ớp đất này bị phá hủy đáng kể, dễ bị xói mòn bởi mưa lũ vì thiếu gắn kết nhờ hệ thực vật. Hậu quả tiếp theo là các vùng đất ô nhiễm này tr ở thành ngu ồn ô nhi ễm nguy hiểm do các dòng chảy bề mặt và dòng chảy ngầm ở vị trí hạ lưu (Vega và cs, 2006). Ảnh hưởng của AMD tới hệ sinh thái của động thực vật c ũng được quan sát thấy ở các vùng đất ngập nước (Stephenson và cs, 1995). Nhiều sự kiện liên quan đến vấn đề ô nhiễm do AMD xảy ra trên thế giới, cũng như thiệt hại về kinh tế và môi trường đã được các tổ chức qu ốc t ế thống kê và công bố (EPA, 1995), dưới đây là một số sự kiện và số liệu thống kê về vấn đề này. Bảng 1.2. Một số sự kiện liên quan đến ô nhiễm do AMD trên thế giới Thời gian 1967 Địa điểm Mỹ 1989 Mỹ 1998 Tây Nha Thế 20 Thế 20 2000 kỷ Mỹ kỷ Mỹ Mỹ Sự kiện 47000 cá bị chết ở sông Sacramento (California) do nước lũ có chứa AMD từ thượng nguồn đột ngột đổ về. Trên 5000 cá hồi bị chết ở sông Clark Fork (Montana) do nước mưa kéo theo AMD từ khu vực khai mỏ. Ba Lụt mỏ gây ra 6 triệu m3 nước axit trên các nhánh sông Guadiamar cùng lớp trầm tích giàu kim loại nặng và sulfide Hàng tỷ cá chết do AMD Tài liệu tham khảo Nordstrom và cs, 1977. Munshower và cs, 1997. Jennings, 2008. Nordstrom, Alpers, 1999. 66 sự cố liên quan đến AMD được US EPA, 2004a. ghi nhận Lượng chất độc thải ra của hoạt US EPA, 2004a. động khai thác kim loại chiếm 47 % tổng lượng chất độc của tất cả các ngành công nghiệp 12 Mỹ Mỹ Mỹ dự đoán tiêu tốn khoảng 7 – 24 US EPA, 2004a. tỷ USD để xử lý nước thải của 156 mỏ khai thác đá cứng Trung tâm chính sách Mỹ ước tính US EPA, 2004b. tiêu tốn khoảng 32 – 72 tỷ USD để tái tạo 363000 vùng đất mỏ bị bỏ hoang 1.1.2.3. Tình trạng ô nhiễm do AMD ở Việt Nam Điều kiện địa chất Việt Nam phức tạp tạo nên một nguồn tài nguyên khoáng sản phong phú, đa dạng nhưng cũng manh mún. Theo thống kê, trên lãnh th ổ Việt Nam đã phát hiện được trên 50 trong số 66 loại khoáng s ản phổ biến nh ất trong vỏ trái đất với khoảng hơn 5000 mỏ và điểm quặng (Hồ Sỹ Giao và Mai Thế Toản, 2010). Các khoáng sản được khai thác chủ yếu là than, quặng s ắt, titan, đồng; đá cát sỏi làm vật liệu xây dựng; nguyên liệu hoá chất, công nghiệp như apatit, pyrite (bảng 1.3). Bảng 1.3. Các mỏ khoáng sản chủ yếu đang được khai thác tại Việt Nam (Hồ Sỹ Giao và Mai Thế Toản, 2010) TT Than và kim loại Các loại khoáng sản khác Khoáng sản Số mỏ đang khai Khoáng sản Số mỏ đang khai thác thác 1 Than 53 Đá VLXD 433 2 Than bùn 21 Sét gạch ngói 88 3 Sắt 22 Cát sỏi XD 81 4 Titan 17 Đá xi măng 37 5 Thiếc 12 Đá ốp lát 27 6 Vàng 11 Cao lanh 14 7 Mangan 10 Sét xi măng 13 8 Chì kẽm 8 Dolomite 8 9 Đá phụ gia xi 5 măng Quảng Ninh là tỉnh có nguồn tài nguyên khoáng sản phong phú, đa dạng, có nhiều loại đặc thù, trữ lượng lớn, chất lượng cao mà nhiều t ỉnh/th ành phố trong cả nước không có được. Các khoáng sản quan trọng nhất ở Quảng Ninh gồm có than (tiêu biểu nhất), cao lanh, đất sét, cát thủy tinh, đá vôi… với phạm vi khai thác rất lớn, trải dài từ Đông Triều, Uông Bí, Hoành Bồ, Hạ Long và Cẩm Phả. Mặc dù được đầu tư cho công nghệ và có truyền thống v ề t ập trung 13 khai thác than mạnh nhất trong cả nước nhưng hoạt động khai thác tại đây luôn có những diễn biến phức tạp, gây tác động xấu đến nhiều lĩnh vực kinh tế, xã hội và môi trường (Hồ Sỹ Giao và Mai Thế Toản, 2010). Theo báo cáo Đánh giá môi trường chiến lược Quy hoạch phát tri ển ngành than đến năm 2020, có xét đến năm 2030, các mối nguy hại do ô nhiễm nước thải từ các mỏ than thuộc Tập đoàn Công nghiệp than và Khoáng sản đã được đặt ra ở mức báo động. Dựa trên số liệu kê khai nộp phí bảo vệ môi trường đối với nước thải công nghiệp của các đơn vị thuộc ngành than, tổng lượng nước thải từ mỏ năm 2009 là 38.914.075 m3. Tuy nhiên con số này chưa thể phản ánh đầy đủ thực trạng vì chưa thể tính được lượng nước rửa trôi từ các bãi thải mỏ. Ngoài ra, lượng và thành phần nước thải từ mỏ lại dao động, phụ thuộc vào sản lượng khai thác than từng năm, trong đó độ pH dao động t ừ 3,1 đến 6,5, h àm l ượng chất rắn lơ lửng cao hơn ngưỡng cho phép từ 1,7 đến 2,4 lần. N ước th ải t ừ m ỏ ở Quảng Ninh đã và đang gây ra nhiều ảnh hưởng nghiêm trọng đến hệ thống sông, suối, hồ vùng ven biển tại đây như gây bồi lấp, làm mất nguồn thủy sinh, suy giảm chất lượng nước. Hơn thế nữa, ô nhiễm tại vùng m ỏ mang tính tích lũy, cộng với tác động của nạn khai thác than trái phép trong thời gian d ài, d ẫn đến tình trạng mất kiểm soát, thậm chí một số hồ thủy lợi vùng Đông Triều đã bị chua hóa, ảnh hưởng đến chất lượng nước phục vụ nông nghiệp (Hồ Sỹ Giao và Mai Thế Toản, 2010). Kết quả phân tích nước thải năm 2010 tại một số khai trường trên địa bàn các tỉnh Quảng Ninh, Thái Nguyên, Lạng Sơn cho thấy nước thải từ các m ỏ thường có màu đậm, độ pH thấp. Nước thải tại các khu khai thác m ỏ C ọc Sáu, Cao Sơn, Mông Dương, Mạo Khê, Vàng Danh…đều có hàm lượng chất lơ l ửng cao hơn qui chuẩn nhiều lần. Đặc biệt, hầu như nước thải tại các mỏ than đều bị ô nhiễm Mn, vượt quá qui chuẩn cho phép. Ảnh hưởng từ nước thải mỏ đã làm suy giảm chất lượng nước mặt t ại các điểm sông, suối, hồ trong khu vực lân cận các mỏ than, trong đó n ước t ại Quảng Ninh có dấu hiệu ô nhiễm nặng hơn ở Thái Nguyên v à L ạng S ơn. Ngoài ra, hoạt động khai thác than từ thời thuộc địa với công nghệ c ũ, khai thác than trái phép và khai thác than lộ thiên còn làm hạ thấp tầng chứa nước ngầm, l àm suy giảm trữ lượng nước ngầm và có nguy cơ bị axit hóa. N ước ở các mỏ than thường có hàm lượng các ion kim loại nặng, á kim, các hợp chất hữu cơ, các nguyên tố phóng xạ… cao hơn so với nước mặt và nước biển khu vực đối chứng 14 và cao hơn TCVN từ 1-3 lần, đặc biệt là khu vực từ Quảng Yên đến C ửa Ông (Hồ Sỹ Giao và Mai Thế Toản, 2010). Tại Nghệ An, việc khai thác, đào bới và đổ thải tại các mỏ thiếc, đá quý đã làm cho các khe Bản Sỏi, Khe Mồng, Tổng Huống (là nguồn cấp nước cho nông nghiệp của khu vực) bị xói lở bờ, bồi lấp dòng chảy, đổi dòng, giảm khả năng tưới từ đó gây ra giảm vụ, giảm năng suất cây trồng. Khe Nậm Tôn bị đục và bị ô nhiễm trên chiều dài hơn 20 km, diện tích lên đến 280 ha. Khai thác đá quý ở Quỳ Châu đã làm một số suối và công trình thủy lợi bị phá hủy, các hố khai thác sâu là nơi tích tụ chất thải làm ô nhiễm nguồn nước (Hồ Sỹ Giao và Mai Thế Toản, 2010). Vùng ven biển Nam Trung bộ, ô nhiễm phóng xạ do khai thác mỏ sa khoáng titan (còn gọi là cát đen) đã được ghi nhận. Quặng này được khai thác theo công nghệ đào cát và làm giàu quặng bằng nước, hậu quả là hàng trăm nghìn tấn cát bị đào xói mỗi năm, theo đó khối lượng cát thải, chất thải khổng lồ bị san ủi ra môi trường xung quanh, nước từ quá trình tuyển khoáng cho chảy trực tiếp ra biển, mà không qua xử lý. Trong quặng ilmenit, zircon có các khoáng vật chứa phóng xạ, nhất là khoáng vật monazit, có hàm lượng phóng xạ cao, rất nguy hiểm cho sức khỏe con người. Sự ô nhiễm phóng xạ nước biển lân cận mỏ sa khoáng chắc chắn ảnh hưởng đến môi trường và sức khỏe người dân trong vùng, vì cá và muối đều có thể tích tụ các chất phóng xạ trong nước biển thải ra từ khai trường, xưởng tuyển của mỏ (Hồ Sỹ Giao và Mai Thế Toản, 2010). 1.1.2.4. Hiện trạng quản lý và xử lý AMD ở Việt Nam Ở nước ta, việc khai thác tài nguyên thiên nhiên chủ yếu được thực hiện v ới các công nghệ và nguồn nhân lực chất lượng thấp, cùng v ới bất c ập trong qu ản lý tài nguyên, môi trường nên đã dẫn đến hệ quả là tài nguyên thiên nhiên đang bị khai thác quá mức, và môi trường ở những nơi khai thác bị ô nhiễm, suy thoái nặng. Tuyển quặng than chiếm tỷ trọng lớn trong ngành khai thác khoáng s ản ở Việt Nam. Hàng năm, hoạt động khai thác và chế biến than t ạo ra m ột lượng lớn chất thải rắn là quặng đuôi, trong thành phần có chứa các hóa chất tuy ển khoáng và nhiều kim loại khác. Quặng đuôi cùng với nước thải thông thường được thu gom tại các hồ chứa, tuy nhiên nhiều hồ có chất lượng kém ho ặc b ảo trì không tốt nên vật liệu thải thoát ra ngoài gây ô nhi ễm đất v à n ước xung quanh (Nguyễn Danh Sơn, 2011). 15 Đá thải, quặng đuôi chứa nhiều sulfur có thể gây ra hiện tượng dòng thải axít (AMD). Điển hình là AMD thường được hình thành ở các đường vào mỏ bị bỏ hoang hay điểm tập trung quặng đuôi và đá thải. Do chưa có hệ thống quan trắc và kiểm toán chất thải tại các mỏ than nên chưa có s ố li ệu chính xác về khối lượng các chất thải rắn cũng như nước thải AMD từ tr ước tới nay. Tuy nhiên, sự tích tụ nhiều năm với sự tác động tiêu cực lâu dài đối với môi trường của loại chất thải này cần được lưu ý và sớm có giải pháp xử lý. (Nguyễn Danh Sơn, 2011) Đối với các khoáng sản được khai thác quy mô nhỏ, vấn đề môi trường tương tự từ chất thải, nhất là nước thải cũng ở mức báo động. Do các m ỏ nhỏ thường nằm ở vùng xa và công tác quản lý còn nhiều bất cập nên ở hầu hết các nơi khai thác khoáng sản sau khi kết thúc khai thác (đóng c ửa m ỏ) thì việc ph ục hồi môi trường cho những vùng đất bị ảnh hưởng từ việc khai thác mỏ thường không được thực hiện và để lại những hệ quả xấu cho môi tr ường sinh thái (Nguyễn Danh Sơn, 2011). Nhìn chung, chất thải rắn tồn đọng, lưu cữu hàng chục năm t ừ việc tuyển quặng là hiện trạng ở Quảng Ninh và hầu hết các địa phương có khai thác khoáng sản. Công nghệ khai thác lạc hậu, trong khi công nghệ tái sử dụng, xử lý lại hầu như vắng bóng dẫn đến hệ số phát thải chất thải r ắn trong khai thác khoáng sản ngày càng lớn. Đối với nước thải, tuy có những quy định về xử lý gắn với trả phí bảo vệ môi trường, nhưng sự bất cập trong thực thi các quy định cũng đã làm cho bức tranh ô nhiễm môi trường do nước thải từ khai thác khoáng sản ngày càng nặng nề (Nguyễn Danh Sơn, 2011). 1.2 Xử lý AMD 1.2.1 Xử lý AMD bằng phương pháp hóa học Các chất hóa học thường được sử dụng để xử lý AMD gồm CaCO3, Ca(OH)2, Na2CO3, NaOH và NH3. Đặc điểm và hiệu quả xử lý khi sử dụng các tác nhân trung hòa này được thể hiện ở bảng 1.4. Bảng 1.4. Các biện pháp hóa học trong xử lý AMD (Skousen và cs, 1996) Hóa chất sử dụng CaCO3 Tính kinh tế Hiệu quả Khả năng ứng dụng Rẻ nhất, an toàn và trung hòa 30 % Do hiệu quả trung hòa thấp (độ hòa dễ sử dụng nhất (15 tan thấp) và sự hình thành lớp 16 USD / tấn) Fe(OH)3 bên ngoài nên khả năng ứng Ca(OH)2 Tương đối rẻ (100 90 % dụng bị hạn chế Mặc dù xử lý hiệu quả nhưng có Na2CO3 USD / tấn) Giá thành cao gấp 3 60 % nhược điểm là tạo lượng bùn lớn. Chỉ xử lý hiệu quả dòng chảy AMD lần Ca(OH)2 (320 NaOH USD / tấn) Giá thành rất cao nhỏ, nồng độ axít và kim loại thấp. 100 % (880 USD / tấn) Thường được sử dụng để xử lý ở nơi có dòng chảy thấp, nồng độ axit cao. NaOH làm tăng pH nhanh nhưng chi NH3 Giá thành cao (680 100 % USD / tấn) phí lớn và nguy hiểm khi sử dụng. Xử lý hiệu quả AMD có nồng độ sắt (II) cao và chứa mangan. Sử dụng NH3 chi phí thấp hơn NaOH và có những lợi thế tương tự, nhưng nhược điểm lớn nhất là gây độc cho sinh vật nên thường không được phép sử dụng ở hầu hết các quốc gia. Tuy phương pháp hóa học được sử dụng từ lâu và có hiệu quả nhanh chóng nhưng tốn kém và không an toàn, thường gây ra những vấn đề ô nhiễm thứ cấp (Skousen và cs, 1996). 1.2.2. Xử lý AMD bằng phương pháp sinh học 1.2.2.1. Cơ sở khoa học của công nghệ Đặc điểm của AMD là có pH thấp, nồng độ sulfate và kim loại cao vượt mức cho phép nhiều lần và mục đích của các công nghệ xử lý AMD là nhằm giải quyết ba yếu tố này. Vi khuẩn khử sulfate (SRB) là các vi khuẩn sinh trưởng kỵ khí, sử dụng sulfate làm chất nhận điện tử cuối cùng để oxy hóa hydro hay các hợp chất hữu cơ và tận thu năng lượng cho mục đích sinh trưởng (phản ứng 1.10). 2CH2O + SO42 + H+ ( H2S + 2HCO3 (1.10) Các sản phẩm trao đổi chất của SRB (H2S và 2HCO3) có tác dụng trong việc xử lý AMD, trong đó sulfide hòa tan sẽ tạo phản ứng kết tủa với một số kim loại trong AMD 17 đồng thời tăng pH (phản ứng 1.11), các ion bicarbonate thì làm tăng pH và tính kiềm của nước thải. H2S + Me2+ ( MeS + 2H+ (1.11) Phản ứng của các kim loại trong môi trường có sulfide khác nhau, tuy nhiên phần lớn các kim loại chính của AMD được loại khỏi nước thải d ưới dạng kết tủa của sulfide kim loại (bảng 1.5). Bảng 1.5. Phản ứng của kim loại trong môi trường có sulfide Nhóm kim loại Cd, Cu, Fe, Pb, Mer, Ni, Zn As, Ath, Mo Hiện tượng phản ứng Tài liệu tham khảo Tủa ở dạng sulfide (Doshi, 2006) Tạo thành các phức hợp với (Figueroa, 2005) sulfide Mn, Fe, Ni, Cu, Zn, Cd, Có thể bị loại khỏi nước thải (Figueroa, 2005) Mer, Pb nhờ cơ chế đồng kết tủa với các muối sulfide kim loại khác U (VI) Có thể bị khử thành U(IV) ít tan (Spear và cs, 2000) trong nước hơn (nhờ SRB) Ngoài ra, khi pH trong môi trường tăng (nhờ các s ản phẩm trao đổi ch ất từ quá trình khử sulfate), nhiều kim loại còn bị tủa ở dạng hydroxide (Gadd, 2004). Để tạo điều kiện cho quá trình khử sufate chiếm ưu thế so v ới quá trình oxy hóa bằng các chất nhận điện tử khác như oxy, nitrate, Mn4+ hay Fe3+, thế oxy hóa khử của hệ thống xử lý AMD cần duy trì ở mức  (200 mV (ở mức oxy hóa khử này quá trình khử Fe3+ thành Fe2+ cũng diễn ra, tuy nhiên Fe2+ sau đó phản ứng với S2 và kết tủa ở dạng sulfide) (Cabrera và cs, 2006). 1.2.2.2. Một số quy trình công nghệ xử lý AMD nhờ SRB Công nghệ xử lý AMD sử dụng SRB là phương pháp thụ động, lợi dụng những quá trình chuyển hóa sinh học vào mục đích loại bỏ chất ô nhiễm. Ưu thế c ủa công nghệ là chi phí thấp, không đòi hỏi theo dõi thường xuyên, có th ể tri ển khai ở những vùng xa, sử dụng những vật liệu thải hoặc tái chế. Tuy nhiên công nghệ cũng có một số yếu điểm, trong đó nổi bật nhất là tính không ổn định đối với lưu lượng thải lớn và đậm đặc, có thể bị ảnh hưởng của thời tiết, đòi hỏi quy trình bảo trì bảo dưỡng thường xuyên, và yêu cầu về diện tích khá l ớn. Tuy nhiên, xét về tổng thể công nghệ xử lý AMD sử dụng SRB vẫn được đánh giá là công nghệ hữu hiệu, có hiệu quả cao về kinh tế (Doshi, 2006). Một số quy 18 trình công nghệ được sử dụng rộng rãi trong xử lý AMD từ các m ỏ khai thác khoáng sản được liệt kê ở bảng 1.6. Bảng 1.6. Một số quy trình công nghệ xử lý AMD Mô tả công nghệ Hiệu quả Bãi lọc kỵ khí (anaerobic wetlands) (Brenner, 2001; USDA, EPA, 2000) Nước chảy dưới bề mặt bãi lọc được cách Tăng pH, khử sulfate, tủa sulfide kim ly với không khí bằng cột nước hoặc vật loại, sử dụng thực vật thủy sinh để liệu che trên bề mặt hấp phụ hoặc hấp thu kim loại. Hệ thống tạo kiềm liên tục (successive alkalinity producing systems, SAPS) (Kepler, McCleary, 1994; Zipper, Jage, 2001) Hệ thống dòng chảy đứng qua lớp đá vôi và Tăng pH, khử sulfate, kết tủa kim cơ chất hữu cơ loại Bể phản ứng khử sulfate (sulfate-reducing bioreactor) (Gusek, 2002) Nước thải được thu gom và chảy qua bể kỵ Tăng pH, khử sulfate, tủa kim loại khí chứa chất hữu cơ và vi khuẩn SRB Màng lọc thẩm thấu (permeable reactive barriers) (Benner và cs, 1997; US DOE, 1998) Dòng nước ngầm chảy qua màng lọc chứa Tăng pH, khử sulfate, tủa kim loại, các chất có hoạt tính cao hấp phụ Bổ sung hóa chất (Chaney và cs, 2000) Bổ sung các chất hỗ trợ xử lý vào nguồn Tăng pH, khử sulfate và tủa kim loại, AMD hoặc nơi thu gom hấp phụ, tạo phức, phủ xanh Tuy nhiên, từ nhiều năm kinh nghiệm triển khai công nghệ, các chuyên gia đã cho thấy quy trình bể phản ứng khử sulfate có nhiều ưu điểm hơn so với các quy trình công nghệ còn lại, cụ thể là:  Bể phản ứng sinh học khử sulfate có thể làm giảm nồng độ các kim loại hòa tan và axit trong khoảng thời gian vài năm, ngay c ả ở điều kiện nồng độ nhôm cao. Đối với công nghệ SAPS, nồng độ nhôm cao dẫn tới s ự hình thành gipsit (hydroxit nhôm) gây tắc nghẽn các đường dẫn, gây cản trở hệ thống dòng chảy đứng (Rose và cs, 2001; Brookens và cs, 2000). Tương tự, ở công nghệ màng lọc thẩm thấu, sự thay đổi cơ chất có thể làm bít màng. Công nghệ bổ sung hóa chất ít được sử dụng và hiệu quả lâu dài chưa được biết đến.  Tận dụng được một số dạng chất thải hữu cơ như phoi bào, mùn cưa, cỏ khô, rơm, phân ủ, phân động vật, các chất thải hàng ngày, bùn được xử lý một phần, rỉ đường, ... 19  Phục hồi nhanh các biến đổi về dòng chảy và thay đổi thời ti ết. Hi ệu suất của bể phản ứng và hóa học của nước không bị ảnh hưởng khi dòng chảy biến đổi. Ảnh hưởng của dòng chảy cao có thể được khắc phục bằng cách dùng van ở bể phản ứng hoặc xả v ào các ao để d ự tr ữ n ước (Nordwick và cs, 2006). Trong khi đó sự thay đổi c ủa dòng chảy v à th ời tiết có ảnh hưởng rất lớn đối với quy trình SAPS hay hệ thống màng l ọc thẩm thấu.  Có thể tận dụng các mỏ dưới lòng đất bị bỏ hoang để xây dựng bể phản ứng khử sulfate.  Bể phản ứng khử sulfate có khả năng duy trì điều kiện khử tốt hơn các quy trình khác, như SAPS (Rose và cs, 2001) hay bãi l ọc k ỵ khí (Skousen và cs, 1999). 1.2.2.3. Các yếu tố ảnh hưởng tới quá trình xử lý AMD bằng SRB Là quy trình công nghệ dựa trên hoạt động của vi sinh vật, quá trình xử lý AMD bị chi phối bởi các yếu tố ảnh hưởng đến tính chất sinh lý, sinh hóa của SRB, cụ thể là:  Nguồn SRB: Trong xử lý AMD, để có nguồn SRB người ta có thể sử dụng phân bò, bùn cống hay bùn cặn từ các hệ thống xử lý nước thải y ếm khí và các nguồn khác.  Cơ chất: SRB sử dụng các chất hữu cơ đơn giản (axit hữu c ơ, rượu) và H2 làm chất cho điện tử để khử sulfate (Logan và cs, 2005). Trong xử lý AMD, cacbon đơn giản đôi khi được bổ sung vào hệ thống xử lý để cho SRB phát triển, thông dụng nhất là methanol và ethanol (Tsukamoto và cs, 2004). Để ổn định hệ thống xử lý, trong nhiều trường hợp giá thể được đưa vào cùng với cơ chất hữu cơ. Thực tế cho thấy gỗ (dăm bào) v à đá sỏi có tác dụng tốt hơn so với giá thể bằng nhựa (Tsukamoto và cs, 2004). Trong trường hợp chất hữu cơ cao phân tử có mặt trong môi trường thì trước hết bị phân hủy bởi các loài vi khuẩn dị dưỡng thành các hợp chất cacbon đơn giản, sau đó mới được SRB tiếp cận. Bước thủy phân các hợp chất cao phân tử là bước giới hạn của việc t ạo H2S, do đó để tăng tốc quá trình xử lý cần tác động vào bước này (Logan v à cs, 2005). Ví dụ trường hợp cellulose được sử dụng làm cơ chất, do quá trình thủy 20