Luận văn Thạc sĩ Khoa học: Phân lập vi khuẩn khử sulphate (SRB) để ứng dụng trong xử lý nước thải axit từ hoạt động khai thác khoáng sản

Chia sẻ: Na Na | Ngày: | Loại File: DOC | Số trang:87

Thêm vào BST

Báo xấu

74
lượt xem 9
download

Download Vui lòng tải xuống để xem tài liệu đầy đủ

Trong nghiên cứu của luận văn thạc sỹ này, tác giả tiến hành làm giàu và phân lập SRB từ các nguồn khác nhau và thử nghiệm sử dụng chúng để xử lý AMD trên mô hình phòng thí nghiệm. Các kết quả thu được sẽ cung cấp cơ sở cho việc nghiên cứu ứng dụng thực tế công nghệ này ở Việt Nam.

Chủ đề:

Bình luận(0) Đăng nhập để gửi bình luận!

Lưu

Nội dung Text: Luận văn Thạc sĩ Khoa học: Phân lập vi khuẩn khử sulphate (SRB) để ứng dụng trong xử lý nước thải axit từ hoạt động khai thác khoáng sản

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN Nguyễn Thị Hải 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 1
ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN Nguyễn Thị Hải PHÂN LẬP VI KHUẨN KHỬ SULPHATE (SRB) ĐỂ ỨNG DỤNG TRONG XỬ LÝ NƯỚC THẢI AXIT TỪ HOẠT ĐỘNG KHAI THÁC KHOÁNG SẢN Chuyên ngành: Vi sinh vật học Mã số: 60 42 40 LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC: TS. ĐINH THÚY HẰNG 2
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 Nội đã định hướng nghiên cứu, trực tiếp hướng dẫn và chỉ bảo tận tình cho tôi trong suốt thời 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. 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 3
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 4
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 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 h ọc của SRB..............................................................................18 1.3.1. Phân bố của SRB trong tự nhiên.............................................................19 1.3.2. Đa dạng về di truyền của SRB................................................................20 1.3.3. Đặ c điểm sinh lý của SRB......................................................................22 1.3.3.1. Nhu cầu dinh dưỡng của SRB........................................................22 1.3.3.2. Các yếu tố ảnh hưởng tới sinh trưởng của SRB.............................23 5
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 v ậ t 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 di biến tính DGGE....................................................32 6
2.2.5. Giải trình tự gen 16S rDNA và dựng cây phân loại...............................34 2.2.6. Phân tích hóa học....................................................................................35 2.2.6.1. Định lượng Fe(II) bằng thuốc thử phenanthrolin...................................35 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) từ các mẫu nước thải............................................................................................................................3 9 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 7
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 cơ chất...51 3.4.2. Xử lý AMD trong điều kiện bổ sung nước thải giàu hữu cơ làm cơ chất....................................................................................................................5 2 3.4.3. Biến động về thành phần quần xã vi sinh vật trong quá trình xử lý AMD trên mô hình phòng thí nghiệm.........................................................................52 KẾT LUẬN..............................................................................................................55 HƯỚNG NGHIÊN CỨU TIẾP THEO.................................................................56 TÀI LIỆU THAM KHẢO......................................................................................57 PHỤ LỤC.................................................................................................................71 8
DANH MỤC CÁC CHỮ VIẾT TẮT AMD Acid Mine Drainage bp Base pair BSA Bovin serum albumin DNA Deoxyribonucleic acid CI Chloroformisoamyl alcohol DGGE Denaturing gradient gel electrophoresis dNTP Deoxyribonucleotide triphosphate EDTA Ethylenediaminetetraacetic acid MQ MiliQ OD Optical density PBS Phosphatebuffered saline PCI PhenolChloroformisoamyl alcohol PCR Polymerase chain reaction rDNA Ribosomal deoxyribonucleic acid SDS Sodium dodecyl sulfate SRB Sulfate reducing bacteria 9
TAE TrisAceticEDTA (đệm) TE TrisEDTA (đệm) Taq Thermus aquaticus DNA 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 trọng, đặc biệt 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 vật (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 sắt, 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, và nguồn nước ngầm ở hạ lưu. Đối với cuộc sống ở nước, AMD có thể ngay lập tức làm chết các 10
động thực vật thủy sinh hoặc gây ảnh hưởng tới sinh trưởng, 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 bằng 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 và thử nghiệm sử dụng chúng để xử lý AMD trên mô hình phòng thí nghiệm. Các kết quả thu được sẽ cung cấp cơ sở cho việc nghiên cứu ứng dụng thực tế công nghệ này ở Việt Nam. 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 và cs, 2002). Sự oxy hóa các khoáng này sinh ra axit và thường đi kèm với nồng độ cao các kim loại được hòa tan (đặc biệt là sắt) và sulfate, do vậy AMD thường có pH rất thấp (2 – 3) và màu vàng của ion sắt bị oxy hóa (Watzlaf và cs, 2003) (hình 1.1). 11
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 trọng 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+ (phản ứng 1.2). 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 (
Quá trình này tự duy trì lâu dài do Fe2+ được sinh ra dễ dàng bị 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 tốc độ của quá trình oxy Fe2+ thành Fe3+ (phản ứng 1.2) có ảnh hưởng quan trọng đối với 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 học chiếm 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 Fe 2+ 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 và cs, 2002; Younger và cs, 2002). Các sulfide kim loại khác pyrite như sphalerite (ZnS) và galena (PbS) khi bị oxy hóa sẽ không sinh ra axit (phản ứng 1.5, 1.6), nhưng có thể giải 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 trường axit được tạo ra từ sự oxy hóa pyrite có thể lọc các kim loại vết bao quanh các vật liệu đá như As, Cu, Ni, Zn, Mn. Đặc biệt, nhôm silicat (fenspat và 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 và cs, 2003). KAlSi3O8 + H+ + 29H2O → 2H4SiO4 + Al2SiO5(OH)4 (1.7) Al2SiO5(OH)4 + 6H+ → 2Al3+ + 2H4SiO4 + H2O (1.8) 13
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 Mỏ than Mỏ đá Mỏ kim Mỏ đồng và Mỏ đồng – tố Vàng Danh Wheal Jane loại lưu huỳnh niken hóa/lý (Việt Nam) (Mỹ) Surthing Leviathan Nickel Rim của (Montana) (California) (Canada) AMD pH 2,99 3 2,58 4 2,8 5,9 Fe 490 161,3 15 117,167 250 1350 Cu 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 SO42 1094 591 2500 5200 Tài Công ty than Whitehead, Bless và cs, USA EPA, Benner và cs, liệu và khoáng 2006 2006 2006 1997 tham sản Việt 14
khảo Nam, 2012 1.1.2. Ảnh hưởng của AMD tới môi trường 1.1.2.1. Ô nhiễm nguồn nước do AMD AMD được coi là một trong các mối đe dọa lớn nhất của hoạt 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 với 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 (tối 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 thiếu oxy. Cá hồi lớn lên ở nơi ấp trứng có thể chịu được pH 5.0, nhưng thấp hơn mức 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 trường 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 bố hoàn toàn 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 rệt về số lượng loài và số lượng cá thể khi pH trong môi trường giảm do AMD (Warner, 1971). 15
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 trực tiếp qua mang, hoặc gián tiếp qua ăn các chất cặn và thức ăn bị ô nhiễm. Các hydroxit sắt có trong AMD kết tủa trên bề mặt của lớp trầm tích sông suối làm phá hủy môi trường sống, 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 và 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 của tình trạng ô nhiễm kim loại nặng tại nhiều vùng đất. Các kim loại nặng được tìm thấy trong đất axit bị ô nhiễm do AMD chủ yếu là Cu, Cd, Fe, Pb, và Zn (Rodríguez và cs, 2009). Các kim loại này tích lũy trong lớp đất bề mặt tạo ra môi trường không thuận lợi cho hệ sinh thái tại đây (Boularbah và cs, 2006), theo đó các lớp 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 trở thành nguồn ô nhiễm 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 cũng 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 quốc tế thống kê và công bố (EPA, 1995), dưới đây là một số sự kiện và số liệu thống kê về vấn đề này. 16
Bảng 1.2. Một số sự kiện liên quan đến ô nhiễm do AMD trên thế giới Thời Địa Sự kiện Tài liệu tham gian điểm khảo 1967 Mỹ 47000 cá bị chết ở sông Sacramento Nordstrom và cs, (California) do nước lũ có chứa 1977. AMD từ thượng nguồn đột ngột đổ về. 1989 Mỹ Trên 5000 cá hồi bị chết ở sông Munshower và cs, Clark Fork (Montana) do nước mưa 1997. kéo theo AMD từ khu vực khai mỏ. 1998 Tây Ba Lụt mỏ gây ra 6 triệu m3 nước axit Jennings, 2008. Nha trên các nhánh sông Guadiamar cùng lớp trầm tích giàu kim loại nặng và sulfide Thế kỷ Mỹ Hàng tỷ cá chết do AMD Nordstrom, Alpers, 20 1999. Thế kỷ Mỹ 66 sự cố liên quan đến AMD được US EPA, 2004a. 20 ghi nhận 2000 Mỹ 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 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 Mỹ Trung tâm chính sách Mỹ ước tính US EPA, 2004b. tiêu tốn khoảng 32 – 72 tỷ USD để 17
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 thổ Việt Nam đã phát hiện được trên 50 trong số 66 loại khoáng sản phổ biến nhất 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 sắt, 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 tỉnh/thành phố 18
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 về tập trung 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 triển 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 từ 3,1 đến 6,5, hàm lượng chất rắn lơ lửng cao hơn ngưỡng cho phép từ 1,7 đến 2,4 lần. Nước thải từ mỏ 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 mỏ mang tính tích lũy, cộng với tác động của nạn khai thác than trái phép trong thời gian dài, dẫn 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 mỏ 19
thường có màu đậm, độ pH thấp. Nước thải tại các khu khai thác mỏ Cọc Sáu, Cao Sơn, Mông Dương, Mạo Khê, Vàng Danh…đều có hàm lượng chất lơ lửng 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 tại các điểm sông, suối, hồ trong khu vực lân cận các mỏ than, trong đó nước tại Quảng Ninh có dấu hiệu ô nhiễm nặng hơn ở Thái Nguyên và Lạng Sơn. Ngoài ra, hoạt động khai thác than từ thời thuộc địa với công nghệ cũ, khai thác than trái phép và khai thác than lộ thiên còn làm hạ thấp tầng chứa nước ngầm, làm suy giảm trữ lượng nước ngầm và có nguy cơ bị axit hóa. Nước 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 và cao hơn TCVN từ 13 lần, đặc biệt là khu vực từ Quảng Yên đến Cửa 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 20