Nghiên cứu tạo nguồn vi khuẩn khử sulfate ứng dụng trong xử lý nước thải mỏ nhiễm kim loại nặng và asen

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
VIỆN VI SINH VẬT VÀ CÔNG NGHỆ SINH HỌC

NGUYỄN THỊ HẢI

NGHIÊN CỨU TẠO NGUỒN VI KHUẨN KHỬ SULFATE ỨNG
DỤNG TRONG XỬ LÝ NƢỚC THẢI MỎ NHIỄM KIM LOẠI
NẶNG VÀ ASEN

LUẬN ÁN TIẾN SỸ CÔNG NGHỆ SINH HỌC

Hà Nội – 2021


ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
VIỆN VI SINH VẬT VÀ CÔNG NGHỆ SINH HỌC

NGUYỄN THỊ HẢI

NGHIÊN CỨU TẠO NGUỒN VI KHUẨN KHỬ SULFATE ỨNG
DỤNG TRONG XỬ LÝ NƢỚC THẢI MỎ NHIỄM KIM LOẠI
NẶNG VÀ ASEN

Chuyên ngành: CÔNG NGHỆ SINH HỌC
Mã số: 62420201

LUẬN ÁN TIẾN SỸ CÔNG NGHỆ SINH HỌC

NGƢỜI HƢỚNG DẪN KHOA HỌC:
1. PGS. TS. Nguyễn Lan Hƣơng
2. TS. Đinh Thúy Hằng

Hà Nội – 2021


LỜI CAM ĐOAN

Tơi xin cam đoan:
Đây là cơng trình nghiên cứu của tôi và một số kết quả chung với các cộng sự.
Các số liệu trình bày trong luận án là trung thực, một phần đã đƣợc công bố
trên các tập san và tạp chí khoa học chuyên ngành với sự đồng ý và cho phép của các
đồng tác giả.
Phần cịn lại chƣa đƣợc ai cơng bố trong bất kỳ một cơng trình nào khác.

Tác giả luận án

Nguyễn Thị Hải


LỜI CẢM ƠN
Thành công của Luận án này là một phần kết quả của sự cố gắng nỗ lực bản
thân trong suốt q trình nghiên cứu. Đồng thời tơi cịn nhận được sự giúp đỡ và tạo
điều kiện của các thầy cô hướng dẫn, các anh chị và các bạn đồng nghiệp.
Trước tiên, cho phép tôi gửi lời cảm ơn chân thành tới tập thể cán bộ Phòng
Sinh thái Vi sinh vật ứng dụng, Viện Vi sinh vật và Công nghệ sinh học, Đại học
Quốc Gia Hà Nội đã tạo mọi điều kiện, giúp đỡ về cơ sở vật chất cũng như khích lệ
tơi trong q trình thực tập nghiên cứu sinh.
Với tấm lịng biết ơn sâu sắc, tơi xin được gửi cảm ơn tới TS. Đinh Thúy
Hằng – Trưởng phòng Sinh thái Vi sinh vật ứng dụng, Viện Vi sinh vật và Công nghệ
sinh học, Đại học Quốc Gia Hà Nội và PGS.TS. Nguyễn Lan Hương – Phó trưởng
bộ môn Công nghệ sinh học, Viện Công nghệ sinh học và Công nghệ thực phẩm, Đại

học Bách khoa Hà Nội, là những người trực tiếp định hướng nghiên cứu, hướng dẫn
và chỉ bảo tận tình cho tơi trong suốt q trình thực hiện luận án.
Tơi cũng gửi lời cảm ơn tới Ban lãnh đạo Viện Vi sinh vật và Công nghệ sinh
học, Đại học Quốc Gia Hà Nội đã tạo mọi điều kiện thuận lợi về cơ sở vật chất giúp
tơi hồn thành Luận án này. Đồng thời tơi cũng gửi lời cảm ơn chân thành tới các
thầy cô giáo của Viện đã trực tiếp giảng dạy và giúp đỡ tơi trong suốt khóa học tập
nghiên cứu sinh.
Cuối cùng tơi xin gửi lời cảm ơn tới gia đình, bạn bè và người thân đã luôn
ủng hộ và động viên tôi vượt qua mọi khó khăn trong suốt q trình học tập và
nghiên cứu.
Hà Nội, ngày

tháng

năm 2021

Nguyễn Thị Hải


MỤC LỤC
Trang
DANH MỤC CÁC HÌNH

1

DANH MỤC CÁC BẢNG

3

DANH MỤC CÁC CHỮ VIẾT TẮT

4

MỞ ĐẦU

6

CHƢƠNG 1. TỔNG QUAN TÀI LIỆU

10

1.1. NƢỚC THẢI AXÍT TỪ MỎ (AMD) – NGUỒN GÂY Ơ NHIỄM
NGHIÊM TRỌNG

10

1.1.1. Sự hình thành AMD

10

1.1.2. Ảnh hƣởng của AMD tới mơi trƣờng

12

1.1.3. Tình hình quản lý AMD ở Việt Nam và trên thế giới

15

1.2. CÁC CÔNG NGHỆ XỬ LÝ AMD

17

1.2.1. Xử lý AMD bằng biện pháp hóa học

17

1.2.2. Xử lý AMD bằng biện pháp sinh học

19

1.2.2.1. Xử lý AMD bằng hệ thực vật (Phytoremediation)

19

1.2.2.2. Xử lý AMD nhờ vi khuẩn khử sulfate (SRB)

20

1.3. VI KHUẨN KHỬ SULFATE (SRB)

31

1.3.1. Đa dạng di truyền và phân bố của SRB trong tự nhiên

31

1.3.2. Đặc điểm sinh lý của SRB

33

1.3.2.1. Nhu cầu dinh dưỡng của SRB

33

1.3.2.2.Các yếu tố ảnh hưởng tới sinh trưởng của SRB

35

1.3.2.3. Những đặc tính sinh học quan trọng của SRB ứng dụng trong xử lý

37

AMD
1.4. CƠNG NGHỆ BAO GĨI SINH HỌC VÀ ỨNG DỤNG TRONG TẠO
CHẾ PHẨM VI SINH XỬ LÝ MƠI TRƢỜNG

41

1.4.1. Ngun lý cơng nghệ

42

1.4.2. Các chất mang sử dụng trong công nghệ

43

1.4.3. Ứng dụng công nghệ bao gói sinh học để tạo chế phẩm vi sinh xử lý

45

ô nhiễm
1.5. TÌNH HÌNH NGHIÊN CỨU VÀ ỨNG DỤNG XỬ LÝ AMD BẰNG

46

CÔNG NGHỆ BỂ SINH HỌC KHỬ SULFATE Ở VIỆT NAM
CHƢƠNG 2. VẬT LIỆU VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

48

2.1. NGUYÊN VẬT LIỆU

48

2.1.1. Mẫu môi trƣờng và chủng vi khuẩn

48

2.1.2. Hóa chất

48

2.1.3. Thiết bị, dụng cụ

48

2.2. PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU

49

2.2.1. Các phƣơng pháp vi sinh vật học

49

2.2.1.1. Làm giàu và phân lập SRB chịu pH thấp

49

2.2.1.2. Nghiên cứu các đặc điểm sinh học của SRB

52

2.2.1.3. Bảo quản các chủng SRB

54

2.2.1.4. Xác định số lượng vi khuẩn bằng phương pháp MPN

55

2.2.2. Các phƣơng pháp sinh học phân tử

55

2.2.2.1. Tách DNA tổng số

55

2.2.2.2. Phương pháp PCR-DGGE

57

2.2.2.3. Giải trình tự gen 16S rRNA và dựng cây phân loại

59

2.2.2.4. Lai huỳnh quang tại chỗ (FISH)

60

2.2.3. Phân tích hóa học

62

2.2.3.1. Định lượng Fe2+

63

2.2.3.2. Định lượng sulfate

63

2.2.3.3. Xác định nồng độ sulfide

64

2.2.3.4. Xác định các thông số của nước thải

64

2.2.4. Bao gói tế bào SRB trong alginate

65

2.2.5. Thiết lập mơ hình xử lý AMD ở quy mơ phịng thí nghiệm

66

2.2.6. Thiết lập mơ hình xử lý AMD ở quy mô pilot

68

2.2.7. Xử lý thống kê số liệu

70

2.3. QUY TRÌNH NGHIÊN CỨU

71


CHƢƠNG 3. KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU VÀ BÀN LUẬN

72

3.1. LÀM GIÀU VÀ PHÂN LẬP SRB Ở pH THẤP

72

3.1.1. Làm giàu SRB ở pH thấp

72

3.1.2. Phân lập SRB chịu pH thấp và xác định vị trí phân loại

73

3.1.2.1. Phân lập SRB chịu pH thấp

73

3.1.2.2. Xác định vị trí phân loại của các chủng SRB đã phân lập

74

3.2. ĐÁNH GIÁ TÍNH ĐA DẠNG CỦA SRB TRONG MẪU LÀM GIÀU

76

EA4
3.2.1. Đánh giá mật độ SRB trong mẫu làm giàu EA4 bằng FISH
3.2.2. Phân tích tính đa dạng của SRB trong mẫu làm giàu EA4 bằng
phƣơng pháp PCR-DGGE
3.3. NGHIÊN CỨU ĐẶC TÍNH SINH HỌC CỦA CÁC CHỦNG SRB
MỚI PHÂN LẬP NHẰM ỨNG DỤNG TRONG XỬ LÝ AMD

76
77

79

3.3.1. Khả năng khử sulfate ở pH thấp

79

3.3.2. Các đặc tính sinh học khác liên quan đến xử lý AMD

82

3.3.2.1. Khả năng chịu muối và chịu nhiệt độ

82

3.3.2.2. Khả năng sử dụng các chất nhận điện tử khác nhau

84

3.3.2.3. Khả năng sử dụng các chất cho điện tử khác nhau

87

3.3.2.4. Khả năng khử sulfate trong mơi trường có hàm lượng cao kim loại
nặng
3.3.3. Vai trò “khởi động” của chủng S4 trong q trình khử sulfate ở mơi
trƣờng AMD
3.4. NGHIÊN CỨU TẠO CHẾ PHẨM SINH HỌC TỪ CHỦNG S4 VÀ
THỬ NGHIỆM ỨNG DỤNG TRONG XỬ LÝ AMD

88

90

93

3.4.1. Nghiên cứu điều kiện nuôi tăng sinh và thu nhận sinh khối

93

3.4.2. Bao gói tế bào chủng S4 trong alginate

95

3.4.3. Kiểm tra mật độ và hoạt tính của vi khuẩn trong hạt gel alginate

96

3.4.4. Đánh giá hiệu quả sử dụng chế phẩm SRA để xử lý AMD

98

3.4.4.1. Đánh giá hiệu quả sử dụng chế phẩm SRA để xử lý AMD trong mô

98


hình phịng thí nghiệm
3.4.4.2. Đánh giá hiệu quả sử dụng chế phẩm SRA để xử lý AMD trong mơ
hình pilot

104

3.5. THẢO LUẬN CHUNG

109

KẾT LUẬN

114

HƢỚNG NGHIÊN CỨU TIẾP THEO

115

DANH MỤC CÁC CƠNG TRÌNH KHOA HỌC CỦA TÁC GIẢ LIÊN
QUAN ĐẾN LUẬN ÁN

116

TÀI LIỆU THAM KHẢO

117

PHỤ LỤC

135


DANH MỤC CÁC HÌNH
Trang

Hình 1.1. Một số ngun lý cơng nghệ xử lý AMD sử dụng SRB

22

Hình 1.2. Sơ đồ cơng nghệ bãi lọc kỵ khí trong xử lý AMD

23

Hình 1.3. Sơ đồ hệ thống tạo kiềm liên tục (SAPS) trong xử lý AMD

24

Hình 1.4. Sơ đồ cơng nghệ tƣờng thấm sinh học (PRB) trong xử lý AMD

25

Hình 1.5. Sơ đồ bể phản ứng sinh học khử sulfate trong xử lý AMD

26

Hình 1.6. Sơ đồ hệ thống xử lý AMD tại khu mỏ Wheal Jane (Anh)

27

Hình 1.7. Sơ đồ hệ thống xử lý AMD tại mỏ West Fork (USA)

28

Hình 1.8. Chuyển hóa chất hữu cơ cao phân tử kết hợp với khử sulfate trong

30

điều kiện kỵ khí
Hình 1.9. Đa dạng di truyền của SRB dựa trên so sánh trình tự gen 16S

33

rRNA
Hình 1.10. Các bƣớc khử sulfate ở SRB và các enzyme tham gia

34

Hình 1.11. Các cặp oxy hóa khử quan trọng trong trao đổi chất ở vi sinh vật

37

Hình 1.12. Cấu trúc hạt gel bao gói tế bào vi sinh vật

42

Hình 2.1. Các bƣớc phân lập SRB bằng phƣơng pháp ống thạch bán rắn

51

Hình 2.2. Bảo quản chủng SRB trong các ống mao quản thủy tinh ( = 1

54

mm) đảm bảo điều kiện kỵ khí hồn tồn
Hình 2.3. Quy trình tạo hạt gel alginate bao gói tế bào vi khuẩn kỵ khí

65

Hình 2.4. Sơ đồ mơ hình xử lý AMD ở quy mơ phịng thí nghiệm

67

Hình 2.5. Sơ đồ mơ hình xử lý AMD ở quy mơ pilot

69

Hình 3.1. Làm giàu vi khuẩn khử sulfate ở pH thấp

72

Hình 3.2. Phân lập SRB từ mẫu làm giàu EA4

74

Hình 3.3. Cây phát sinh chủng loại neighbor joining dựa trên trình tự gen

75

16S rRNA gần đủ (A) và trình tự gen dsrB (B) của hai chủng SRB S4 và
S10 mới phân lập so sánh với các lồi SRB có quan hệ gần gũi.
Desulfosporosinus acididurans (thuộc ngành Firmicutes) đƣợc chọn làm
outgroup
1

Hình 3.4. Mật độ tế bào vi khuẩn trong mẫu làm giàu EA4

77

Hình 3.5. Kết quả phân tích FISH xác định mật độ SRB trong mẫu cặn của

77

bình làm giàu EA4 sử dụng đầu dị SRB385-Cy3
Hình 3.6. Gel điện di DGGE phân tích thành phần vi khuẩn thơng qua đoạn

78

V3-V5 của gen 16S rRNA (A) và thành phần SRB thông qua đoạn gen dsrB
(B) trong mẫu làm giàu EA4 so sánh với các chủng S4, S10 phân lập từ mẫu
này
Hình 3.7. Ảnh hƣởng của pH tới hoạt tính khử sulfate của các chủng SRB

79

mới phân lập
Hình 3.8. So sánh hoạt tính khử sulfate của mẫu làm giàu EA4, chủng S4,

80

chủng S10 ở pH5
Hình 3.9. Hoạt tính khử sulfate của chủng S4 tại các điều kiện pH khác

81

nhau
Hình 3.10. Ảnh hƣởng của nồng độ muối trong môi trƣờng tới mức tăng

83

sinh và hoạt tính khử sulfate của chủng S4
Hình 3.11. Ảnh hƣởng của nhiệt độ tới sinh trƣởng và hoạt tính khử sulfate

83

của chủng S4
Hình 3.12. Khả năng sử dụng Fe3+ (A), NO3 (B) và SO42− (C) làm chất

85

nhận điện tử ở chủng S4
Hình 3.13. Khả năng khử As5+ ở chủng S4

86

Hình 3.14. Khả năng sử dụng các chất cho điện tử khác nhau của chủng S4

88

Hình 3.15. Ảnh hƣởng của các kim loại nặng lên hoạt tính khử sulfate của

89

chủng S4 (A) và chủng S10 (B)
Hình 3.16. Khả năng khử sulfate của chủng Desulfovibrio sp. SR4H (VTCC

91

11270) ở các điều kiện pH khác nhau
Hình 3.17. Kết quả thí nghiệm chứng minh vai trị “khởi động” và “cải thiện

92

pH mơi trƣờng” của chủng S4 trong AMD nhân tạo
Hình 3.18. Đƣờng cong sinh trƣởng của chủng S4 trong môi trƣờng chứa
Na-lactate là chất cho điện tử, nitrate (NO3) hoặc sulfate (SO42) là chất
2

94


nhận điện tử duy nhất
Hình 3.19. Các hạt alginate bảo quản trong nƣớc cất trong bình serum kín

95

khí ở điều kiện hồn tồn khơng có oxy (A) và hạt alginate bao gói chủng
S4 (B)
Hình 3.20. Tín hiệu huỳnh quang từ các tế bào của chủng S4 trong hạt gel

96

alginate sau khi nhuộm DAPI và quan sát dƣới kính hiển vi huỳnh quang
Hình 3.21. Biến đổi về mật độ tế bào (A) và hoạt tính khử sulfate (B) của

97

chủng S4 trong hạt alginate theo thời gian
Hình 3.22. Mơ hình xử lý AMD trong phịng thí nghiệm
Hình 3.23. Khởi động q trình khử sulfate ở mơ hình xử lý AMD trong

98
100

phịng thí nghiệm () có bổ sung chế phẩm SRA () đối chứng khơng bổ
sung chế phẩm SRA
Hình 3.24. Mơ hình pilot xử lý AMD đặt tại nhà máy thiếc Thiện Kế

104

Hình 3.25. Giai đoạn khởi động quá trình khử sulfate trong hệ thống pilot

105

Hình 3.26. Xử lý AMD từ nhà máy sản xuất thiếc Thiện Kế ở mơ hình pilot

106

hoạt động theo mẻ
Hình 3.27. Xử lý AMD từ nhà máy sản xuất thiếc Thiện Kế bằng hệ thống

108

pilot khử sulfate sinh học vận hành theo chế độ liên tục
Hình 3.28. Các bƣớc nghiên cứu đã thực hiện để tạo nguồn SRB cho ứng

113

dụng trong xử lý AMD
DANH MỤC CÁC BẢNG
Trang
Bảng 1.1. Thành phần hóa học của AMD

12

Bảng 1.2. Một số sự kiện liên quan đến ô nhiễm do AMD trên thế giới

14

Bảng 1.3. Các biện pháp hóa học trong xử lý AMD

18

Bảng 1.4. Phản ứng của kim loại trong môi trƣờng có sulfide

21

Bảng 1.5. Độ tan của các kim loại kết tủa ở dạng sulfide, hydroxit và

21

cacbonat trong nƣớc ở 25oC
Bảng 1.6. Độc tính của các kim loại nặng tới vi sinh vật
3

39


Bảng 1.7. Quá trình khử một số kim loại, á kim nhờ SRB

41

Bảng 1.8. Các ƣu nhƣợc điểm của của công nghệ màng vi bao đối với vi sinh

43

vật
Bảng 1.9. Các vật liệu tạo màng đƣợc sử dụng trong công nghệ vi bao tế bào

44

vi sinh vật
Bảng 2.1. Môi trƣờng khoáng nƣớc ngọt FWS

50

Bảng 2.2. Thành phần hỗn hợp vi lƣợng và vitamin

50

Bảng 2.3. Thành phần phản ứng và chu kỳ nhiệt của PCR khuếch đại đoạn

58

gen 16S rRNA cho phân tích DGGE

Bảng 2.4. Thành phần phản ứng và chu kỳ nhiệt của PCR khuyếch đại đoạn

59

gen dsrB cho phân tích DGGE
Bảng 2.5. Phản ứng PCR khuyếch đại gen 16S rRNA

60

Bảng 2.6. Thành phần đệm lai

61

Bảng 2.7. Thành phần đệm rửa

62

Bảng 2.8. Các thông số nƣớc thải và phƣơng pháp phân tích

64

Bảng 2.9. Thành phần hóa học nƣớc thải từ nhà máy chế biến thiếc Thiện Kế

68

Bảng 3.1. Các chủng SRB phân lập đƣợc từ mẫu làm giàu EA4

73

Bảng 3.2. Hoạt tính khử As5+ của chủng S4 và các chủng SRB đã công bố

86

Bảng 3.3. Kết quả xử lý AMD nhân tạo ở mơ hình phịng thí nghiệm với các

100

nồng độ cơ chất khác nhau
Bảng 3.4. Kết quả xử lý AMD nhân tạo ở mơ hình phịng thí nghiệm với
nồng độ asen và các kim loại nặng cao gấp đôi
DANH MỤC CÁC KÝ HIỆU VÀ CHỮ VIẾT TẮT
AMD

Acid Mine Drainage (Nƣớc thải axít từ mỏ)

BOD

Biochemical oxygen demand (Nhu cầu oxy sinh học)

Bp

Base pair (Cặp bazơ)

BSA

Bovin serum albumin (Albumin huyết thanh bị)

BTNMT Bộ Tài ngun và Mơi trƣờng
COD

Chemical Oxygen Demand (Nhu cầu oxy hóa học)

DAPI

4’, 6-diamidino-2-phenylindole
4

103


DGGE

Denaturing gradient gel electrophoresis (Điện di biến tính)

DNA

Deoxyribonucleic acid

DsrB

Dissimilatory sulfite reductase beta-subunit (Tiểu đơn vị beta của
enzyme khử sulphite dị hóa)

Dntp

Deoxyribonucleotide triphosphate

EDTA

Ethylenediaminetetraacetic acid

FISH

Fluorescence In Situ Hybridization (Lai huỳnh quang tại chỗ)

MQ

Mili-Q

FWS

Mơi trƣờng khống nƣớc ngọt dành

GDP

Gross domestic product (Tổng sản phẩm quốc nội)

OD

Optical density (Mật độ quang)

ORP

Oxidation-reduction potential

PBS

Phosphate-buffered saline (Muối đệm phosphate)

PCI

Phenol-Chloroform-isoamyl alcohol

PCR

Polymerase chain reaction (Phản ứng chuỗi polymerase)

PRB

Permeable reactive barriers (Tầng lọc thẩm thấu)

QCVN

Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia

rDNA

Ribosomal deoxyribonucleic acid

rRNA

Ribosomal ribonucleic acid

SAPS

Successive alkalinity producing system (Hệ thống tạo kiềm liên tục)

SDS

Sodium dodecyl sulfate

SRA

Sulfate Reducing Alginate

SRB

Sulfate reducing bacteria (Vi khuẩn khử sulfate)

TAE

Tris-Acetic-EDTA (đệm)

TCVN

Tiêu chuẩn Việt Nam

TE

Tris-EDTA (đệm)

VTCC

Vietnam Type Culture Collection (Bảo tàng giống chuẩn vi sinh vật
Việt Nam)

5


MỞ ĐẦU

Tính cấp thiết của đề tài
Ngành khai thác khống sản ngày càng chiếm vị trí quan trọng trong nền kinh
tế Việt Nam, đóng góp tới 7,4% GDP (Tổng cục thống kê, 2017). Tuy nhiên, hậu quả
suy thối mơi trƣờng do ngành công nghiệp này gây ra cũng gia tăng nghiêm trọng,
đặc biệt tại các vùng mỏ khai thác và khu vực lân cận.
Nƣớc thải axít từ mỏ (Acid mine drainage  AMD) đƣợc coi là một trong các
mối đe dọa lớn nhất từ hoạt động khai thác khoáng sản tới mơi trƣờng. AMD có ảnh
hƣởng lâu dài đối với các nguồn nƣớc sông, suối, cũng nhƣ sự sống của các sinh vật
(động, thực vật và con ngƣời) liên quan đến những nguồn nƣớc này. Do ảnh hƣởng
của AMD, nƣớc tại nhiều dịng sơng, suối quanh khu vực khai thác có pH bằng 4
hoặc thấp hơn, hịa tan nhiều kim loại nặng và á kim nhƣ sắt, đồng, nhôm, cadimi,
asen, chì, thủy ngân…Các chất này, đặc biệt là sắt, khi kết tủa sẽ tạo thành một lớp
bùn màu vàng cam ở đáy sơng, suối, và có thể đƣợc khuếch tán đi xa theo dịng
nƣớc, làm ơ nhiễm khu vực hạ lƣu và nguồn nƣớc ngầm. Đối với hệ sinh thái nƣớc,
AMD có thể ngay lập tức làm chết các động thực vật thủy sinh hoặc gây ảnh hƣởng
tới sinh trƣởng, tập tính, hoặc khả năng sinh sản của chúng (Farag et al., 2003). Bên
cạnh đó, ảnh hƣởng do AMD gây ra đối với môi trƣờng đất, tàn phá hệ thực vật và
xói mịn đất cũng đƣợc ghi nhận (Duffield et al., 2000).
Do ảnh hƣởng nghiêm trọng tới môi trƣờng, AMD cần phải đƣợc kiểm soát
và xử lý hiệu quả tại nguồn. Công nghệ xử lý AMD nhờ vi khuẩn khử sulfate (sulfate
reducing bacteria − SRB) đƣợc áp dụng rộng rãi ở nhiều quốc gia, trong đó vai trị
của vi khuẩn đƣợc thể hiện qua hai cơ chế (i) tăng pH do tạo H2S là sản phẩm trao
đổi chất của quá trình khử sulfate và (ii) loại bỏ các ion kim loại nặng ở dạng kết tủa
sulfide kim loại (Doshi, 2006). Để thực hiện vai trị chính trong quy trình xử lý, SRB
với khả năng cạnh tranh tốt trong môi trƣờng AMD có pH thấp và hàm lƣợng kim
loại nặng cao, là đối tƣợng mong muốn đƣợc tìm kiếm để phục vụ mục đích kiểm

6

sốt vận hành cơng nghệ xử lý, đặc biệt trong giai đoạn khởi động hay khắc phục sự
cố.
Các nghiên cứu xử lý AMD trong mơ hình phịng thí nghiệm cũng nhƣ ngồi
thực tế cho thấy SRB chịu pH thấp có tác dụng đặc biệt hữu hiệu trong các bể xử lý
của cơng nghệ này, giúp khởi động q trình khử sulfate sinh học ở mơi trƣờng axít,
qua đó loại bớt kim loại nặng và tăng pH tới mức phù hợp cho nhiều nhóm SRB
thơng thƣờng có thể sinh trƣởng và thực hiện q trình khử sulfate. Tuy nhiên, với
đặc tính sinh lý tạo sulfide là sản phẩm trao đổi chất mang tính kiềm, SRB chịu pH
thấp khơng phổ biến trong mơi trƣờng tự nhiên. Trên thế giới mới chỉ có một số
lƣợng rất ít chủng SRB có khả năng chịu pH thấp đƣợc công bố và những chủng này
đều đƣợc đánh giá là có tiềm năng ứng dụng tốt trong xử lý AMD.
Ở Việt Nam công nghệ xử lý AMD bằng biện pháp sinh học nhờ SRB chƣa
đƣợc nghiên cứu và áp dụng vào thực tế. Các mỏ khoáng sản ở Việt Nam (trừ một số
loại khoáng sản nhƣ than, boxít) và các cơ sở chế biến khống sản phần lớn ở quy
mô nhỏ, nằm cách xa nhau. Do vậy mơ hình xử lý AMD theo module với độ linh
hoạt cao, xử lý bán tập trung sẽ thích hợp hơn là các cơng trình có quy mơ lớn, xử lý
tập trung. Việc vận hành một cách ổn định và có hiệu quả cao các hệ thống xử lý nhỏ
theo dạng module này rất cần đƣợc hỗ trợ bởi nguồn SRB có khả năng thích nghi tốt
với điều kiện AMD, tức là các chủng SRB chịu đƣợc pH thấp và hàm lƣợng kim loại
nặng cao. Bên cạnh đó, nhiều loại AMD, đặc biệt là AMD từ quy trình khai thác
vàng, có hàm lƣợng asen rất cao và theo đó, các chủng SRB có khả năng khử asen sẽ
đóng vai trị quan trọng trong quy trình xử lý. Vì vậy, đề tài “Nghiên cứu tạo nguồn
vi khuẩn khử sulfate ứng dụng trong xử lý nƣớc thải mỏ nhiễm kim loại nặng và
asen” đƣợc thực hiện.
Mục tiêu của đề tài
Tìm kiếm SRB mang các đặc tính chịu pH thấp và hàm lƣợng cao kim loại
nặng, đồng thời khử đƣợc asen để tạo sinh phẩm, làm cơ sở cho phát triển công nghệ
xử lý AMD phù hợp với điều kiện Việt Nam.

7

Các nội dung nghiên cứu chính của đề tài
 Làm giàu và phân lập SRB có khả năng khử sulfate ở pH thấp, chịu đƣợc
nồng độ cao kim loại nặng, khử đƣợc asen.
 Tạo chế phẩm sinh học chứa SRB chịu pH thấp, kim loại cao và khử asen
cùng với hoạt tính khử sulfate ổn định, có tác dụng khởi động nhanh, ổn
định/tăng hiệu quả xử lý AMD.
 Bƣớc đầu thử nghiệm chứng minh vai trò của chế phẩm sinh học ở quy mơ
phịng thí nghiệm (đối với AMD nhân tạo) và quy mô pilot (đối với AMD từ
nhà máy chế biến thiếc Thiện Kế).
Ý nghĩa khoa học − thực tiễn của đề tài
 Thực trạng ô nhiễm môi trƣờng do ngành khai thác khoáng sản gây ra ở Việt
Nam hiện nay đặt ra bài toán cấp thiết về xử lý AMD. Đề tài đƣợc nghiên cứu
nhằm tạo ra nguồn SRB bản địa có tiềm năng ứng dụng trong xử lý AMD.
 Công nghệ xử lý AMD sử dụng SRB có nhiều ƣu điểm, giúp xử lý AMD hiệu
quả, đồng thời thân thiện với môi trƣờng, đã và đang đƣợc áp dụng rộng rãi ở
nhiều quốc gia. Bên cạnh mức đầu tƣ ban đầu thấp, vận hành đơn giản, công
nghệ có thể sử dụng một số phế/phụ phẩm nhƣ mùn cƣa, phoi bào làm giá thể
cho vi sinh vật, rất phù hợp với điều kiện Việt Nam.
 Nguồn SRB bản địa thích hợp cho ứng dụng trong xử lý AMD giúp cho triển
khai công nghệ một cách linh hoạt (về quy mơ và điều kiện địa hình), phù hợp
với tính chất khai thác khống sản nhỏ lẻ ở Việt Nam.
Tính mới của luận án
 Đã phát hiện đƣợc chủng Desulfovibrio oxamicus S4 có khả năng chịu pH
thấp (tới pH 2), chịu đƣợc nồng độ cao các kim loại nặng, có khả năng khử
đồng thời sulfate và arsenate, phù hợp để ứng dụng trong xử lý AMD. Đồng
thời, chứng minh đƣợc chủng này có vai trị “khởi động” q trình khử sulfate
và cải thiện môi trƣờng AMD để phù hợp cho các lồi SRB thơng thƣờng.
8

 Bƣớc đầu thử nghiệm chứng minh tác dụng của chủng Desulfovibrio
oxamicus S4 ở dạng vi bao trong hạt alginate (chế phẩm SRA) trong việc khởi
động nhanh và tăng hiệu quả xử lý AMD trong mơ hình phịng thí nghiệm (sử
dụng AMD nhân tạo) và mơ hình pilot (sử dụng AMD từ nhà máy chế biến
thiếc Thiện Kế).
Cấu trúc của luận án
Luận án gồm 134 trang (3 chƣơng): Mở đầu 4 trang, chƣơng 1 (Tổng quan tài
liệu) 38 trang, chƣơng 2 (Vật liệu và phƣơng pháp nghiên cứu) 24 trang, chƣơng 3
(Kết quả nghiên cứu và bàn luận) 42 trang, kết luận và kiến nghị 2 trang, danh mục
các công trình nghiên cứu của tác giả liên quan đến luận án 1 trang, tài liệu tham
khảo 18 trang, phụ lục 5 trang. Luận án có 45 hình, 22 bảng, 155 tài liệu tham khảo
(9 tiếng Việt, 139 tiếng Anh, 7 trang web).

9


CHƢƠNG 1. TỔNG QUAN TÀI LIỆU
1.1. NƢỚC THẢI AXÍT TỪ MỎ (AMD) – NGUỒN GÂY Ơ NHIỄM NGHIÊM
TRỌNG
1.1.1. Sự hình thành AMD
AMD (Acid Mine Drainage) đƣợc hình thành khi các khoáng sulfide (nhƣ
pyrite - FeS2, chalcopyrite - CuFeS2, arsenopyrite - FeAsS, sphalerit - ZnFeS) trong
quặng tiếp xúc với oxy và nƣớc (Brown et al., 2002). Sự oxy hóa các khống này
sinh ra axít và thƣờng đi kèm với nồng độ cao các kim loại đƣợc hòa tan (đặc biệt là
sắt) và sulfate, do vậy AMD thƣờng có pH rất thấp (2 – 3) và màu vàng cam của ion
sắt bị oxy hóa (Watzlaf et al., 2003).
Q trình oxy hóa khống sulfide (phản ứng 1.1) xảy ra bởi tác động của các
yếu tố thiên nhiên, đƣợc tăng tốc mạnh trong quá trình khai thác khống sản do

quặng nằm trong lịng đất đƣợc tiếp xúc với oxy và sinh ra lƣợng lớn AMD có pH rất
thấp.
FeS2 + 7/2O2 +H2O → Fe2+ + 2SO42- + 2H+

(1.1)

Khi lƣợng oxy hoà tan đủ lớn, Fe2+ sẽ bị oxy hóa thành Fe3+ (phản ứng 1.2).
Fe2+ + 1/4O2 + H+ → Fe3+ + 1/2H2O

(1.2)

Fe2+ có thể đƣợc oxy hóa theo con đƣờng hóa học hay sinh học, tùy thuộc vào
điều kiện môi trƣờng. Ở pH gần trung tính, oxy hóa Fe2+ chủ yếu diễn ra theo con
đƣờng hóa học, ở pH 2 – 4 thì q trình sinh học chiếm ƣu thế nhờ các vi khuẩn oxy
hóa sắt ƣa axít (nhƣ Acidithiobacillus spp.) (Brown et al., 2002). Các vi khuẩn này
có thể đẩy nhanh tốc độ oxy hóa Fe2+ gấp 106 lần so với q trình hóa học, vì vậy
chúng đóng vai trị chính trong việc tạo AMD (Brown et al., 2002; Younger et al.,
2002).
Ở pH > 3,5, Fe3+ kết tủa ở dạng hydroxit sắt III [Fe(OH)3]. Q trình này cũng
giải phóng H+ và tiếp tục làm giảm pH (phản ứng 1.3) (Brown et al., 2002).
Fe3+ + 3H2O → Fe(OH)3 + 3H+
10

(1.3)


Bên cạnh đó, ở pH thấp (< 3,5), Fe3+ hịa tan có thể đóng vai trị nhƣ một tác
nhân oxy hóa, tiếp tục oxy hóa pyrite và giải phóng axít (phản ứng 1.4).
FeS2 + 14Fe3+ + 8H2O → 15Fe2+ + 2SO42 + 16H+

(1.4)

Quá trình này tự duy trì lâu dài do Fe2+ đƣợc sinh ra dễ dàng bị oxy hóa trở lại
thành Fe3+ và tiếp tục tham gia phản ứng (Younger et al., 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 hƣởng quan trọng đối với quá trình oxy hóa
quặng pyrite.
Các sulfide kim loại khác pyrite, nhƣ sphalerite (ZnS) và galena (PbS) khi bị
oxy hóa sẽ khơng sinh ra axít (phản ứng 1.5, 1.6), nhƣng có thể giải phóng các ion
kim loại vào mơi trƣờng (Younger et al., 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 mơi trƣờng axít đƣợc
tạo ra từ sự oxy hóa pyrite có thể lọc các kim loại vết bao quanh các vật liệu đá nhƣ
As, Cu, Ni, Zn, Mn. Đặc biệt, nhôm silicat (fenspat và mica) khi hịa tan trong mơi
trƣờng axít có thể giải phóng ion nhơm (phản ứng 1.7, 1.8), sau đó tiếp tục sinh axít
từ phản ứng thủy phân và kết tủa (phản ứng 1.9) (Watzlaf et al., 2003).
2KAlSi3O8 + 2H+ + 9H2O → 4H4SiO4 + Al2Si2O5(OH)4 + 2K+
Al2Si2O5(OH)4 + 6H+ → 2Al3+ + 2H4SiO4 + H2O
Al3+ + 3H2O → Al(OH)3 + 3H+

(1.7)

(1.8)

(1.9)

Nhƣ vậy, AMD có hai điểm đặc trƣng nhất là pH thấp và hàm lƣợng ion kim
loại nặng hay á kim (nhƣ As) cao. Dƣới đây là thành phần hóa học của một số AMD
từ các loại mỏ đại diện (Bảng 1.1).

11


Bảng 1.1. Thành phần hóa học của AMD (nồng độ tính bằng mg/L)
Yếu tố
hóa/lý Mỏ than
của
Vàng Danh
AMD (Việt Nam)
pH

2,99

Các mỏ khai thác khoáng sản
Mỏ đá
Mỏ kim
Mỏ đồng và
Wheal Jane
loại
lƣu huỳnh
(Mỹ)
Surthing,
Leviathan

(Mỹ)
(Mỹ)
3
2,58
4

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



1094

591
Doshi, 2006

SO42Tài

Vinacomin

Whitehead,

liệu

2012

2005

Mỏ đồng –
niken
Nickel Rim
(Canada)
2,8  5,9

2500 – 5200
US EPA,

Doshi, 2006

2005

tham
khảo
1.1.2. Ảnh hƣởng của AMD tới môi trƣờng
AMD đƣợc coi là mối đe dọa lớn nhất của hoạt động khai thác khống sản tới
mơi trƣờng, đặc biệt là mơi trƣờng nƣớc. AMD có ảnh hƣởng lâu dài đối với các
nguồn nƣớc sông, suối, cũng nhƣ cuộc sống của các sinh vật (động, thực vật và con
ngƣời) liên quan đến những nguồn nƣớc này.
Nƣớc bị ơ nhiễm AMD có pH thấp từ 2 đến 4,5, gây độc với hầu hết các dạng
sinh vật sống dƣới nƣớc (Jennings et al., 2008). Sự sinh trƣởng và sinh sản ở cá diễn
ra an toàn ở pH trong khoảng 5,5 – 10,5 (tối ƣu ở 6,5) và quá trình này bị ức chế rõ
rệt ở pH thấp (dƣới 4,5), nhiều khả năng do ảnh hƣởng tới sự trao đổi canxi và tổng
hợp protein trong cơ thể (Fromm, 1980). Nghiên cứu ở sông Pennsylvania (Mỹ) cho

thấy ơ nhiễm do AMD làm số lƣợng lồi cá giảm rõ rệt, cụ thể là 68 lồi đƣợc tìm
12


thấy ở pH > 6,4, 38 loài ở pH 5,6 – 6,4, và chỉ có 10 lồi ở pH  5,5 (Jennings et al.,
2008). Một số nghiên cứu khác đã cơng bố rằng hồn tồn khơng tìm thấy cá ở 90%
sơng suối có pH 4,5 và nồng độ axít tổng số là 15 mg/L (Farag et al., 2003). Môi
trƣờng nƣớc có hàm lƣợng cao kim loại nặng và ion H+ làm suy hơ 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 sơng suối làm phá hủy mơi trƣờng sống, qua đó làm giảm số lƣợng các động vật
khơng xƣơng ở đáy vốn là nguồn thức ăn chính cho cá (Jennings et al., 2008). Ngoài
cá, các sinh vật khác nhƣ côn trùng, tảo cũng giảm rõ rệt về số lƣợng loài và số
lƣợng cá thể khi pH trong môi trƣờng giảm do AMD (Jennings et al., 2008).
Hoạt động khai thác mỏ gây phá hủy nhiều vùng đất qua hàng trăm năm,
trong số đó nhiều vùng khơng có khả năng phục hồi (Duffield et al., 2000). Đáng nói
là khơng chỉ công nghệ khai thác thô sơ trƣớc đây mà cả cơng nghệ khai thác hiện tại
cũng gây ra tình trạng ô nhiễm kim loại nặng tại nhiều vùng đất. Các kim loại nặng
đƣợc tìm thấy trong đất axít bị ô nhiễm do AMD chủ yếu là Cu, Cd, Fe, Pb và Zn
(Rodríguez et al., 2009). Các kim loại này tích lũy trong lớp đất bề mặt, tạo ra mơi
trƣờng bất lợi cho hệ sinh thái tại đây, giết chết hệ thực vật, theo đó các lớp đất này
dễ bị xói mịn bởi mƣa lũ vì thiếu gắn kết nhờ hệ thực vật (Boularbah et al., 2006).
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 dịng chảy ngầm ở vị trí hạ lƣu (Vega et al., 2006).
Nhiều sự kiện liên quan đến ô nhiễm do AMD xảy ra trên thế giới, cũng nhƣ thiệt hại
về kinh tế và môi trƣờng đã đƣợc các tổ chức quốc tế thống kê và công bố (Bảng
1.2).

13

Bảng 1.2. Một số sự kiện liên quan đến ô nhiễm do AMD trên thế giới
Năm

Quốc gia

1967

Mỹ

Sự kiện

Tài liệu tham khảo

47000 cá bị chết ở sông Sacramento Jennings

et

al.,

(California) do nƣớc lũ có chứa AMD từ 2008
thƣợng nguồn đột ngột đổ về
1989

Mỹ

Trên 5000 cá hồi bị chết ở sông Clark Munshower et al.,
Fork (Montana) do nƣớc mƣa kéo theo 1997
AMD từ khu vực khai mỏ

1998

Tây Ban Lụt mỏ gây ra 6 triệu m3 nƣớc axít trên Jennings
Nha

et

al.,

các nhánh sơng Guadiamar cùng lớp trầm 2008
tích giàu kim loại nặng và sulfide

Thế

Mỹ

kỷ 20
2000

66 sự cố liên quan đến AMD đƣợc ghi US EPA, 2004a
nhận

Mỹ

Lƣợng chất độc thải ra của hoạt động khai US EPA, 2004a
thác kim loại chiếm 47 % tổng lƣợng chất
độc của tất cả các ngành cơng nghiệp

2004

Mỹ

Dự đốn tiêu tốn khoảng 7 – 24 tỷ USD US EPA, 2004a
để xử lý nƣớc thải của 156 mỏ khai thác
đá cứng

2004

Mỹ

Trung tâm chính sách Mỹ ƣớc tính tiêu US EPA, 2004b
tốn khoảng 32 – 72 tỷ USD để tái tạo
363000 vùng đất mỏ bị bỏ hoang

2015

Brazil

Vỡ đập hồ chứa chất thải quặng sắt làm Neves et al., 2016
tràn 62 triệu m3 bùn axít, gây ơ nhiễm
nguồn nƣớc sạch cho 260.000 ngƣời, làm
ơ nhiễm hơn 600 km sông Rio Doce

2015

Mỹ

Mỏ vàng King Gold làm tràn 11000 m3 Chief et al., 2015
AMD vào sông Animas, cắt nguồn cung
cấp nƣớc sinh hoạt và nông nghiệp

14


1.1.3. Tình hình quản lý AMD ở Việt Nam và trên thế giới
Việt Nam là quốc gia có nguồn tài nguyên khoáng sản đa dạng với hơn 5000
điểm mỏ của 60 loại khống sản, trong đó, một số loại có trữ lƣợng quan trọng nhƣ
bơxít (672,1 triệu tấn), apatit (0,778 triệu tấn), titan (15,71 triệu tấn), than (3.520
triệu tấn), đất hiếm (1,1 triệu tấn) và đá granit (15 tỷ m3) (Bộ Tài nguyên và Môi
trƣờng, 2017).
Ở miền Bắc, hoạt động khai thác than phát triển mạnh, nhƣng kèm vấn đề đất
đá thải và nƣớc thải tại các mỏ than cũng đang là những điểm nóng về mơi trƣờng.
Theo tính tốn, việc sản xuất 1 tấn than sẽ thải ra từ 1-3 m3 nƣớc thải mỏ. Nhƣ vậy,
với sản lƣợng khai thác năm 2016 của ngành than là 38.527 nghìn tấn thì lƣợng nƣớc
thải mỏ thải ra mơi trƣờng trung bình khoảng hơn 70 triệu m3 (Bộ Tài nguyên và
Môi trƣờng, 2017). Đây chính là nguyên nhân khiến cho nhiều khu vực tại Mạo Khê,
ng Bí, Cẩm Phả (Quảng Ninh), Na Dƣơng (Lạng Sơn)... có mơi trƣờng nƣớc mặt
bị ơ nhiễm đến mức báo động (Báo cáo Đánh giá môi trƣờng chiến lƣợc Quy hoạch
phát triển ngành than đến năm 2020, có xét đến năm 2030, Tập đồn Than và
Khống sản).
Theo kết quả kiểm tra của Cục Kiểm soát hoạt động khống sản miền Bắc
năm 2017, số cơng ty khai thác khống sản có chỉ số nƣớc thải vƣợt giá trị quy chuẩn
kỹ thuật Việt Nam (QCVN) chiếm tỷ lệ cao, trong đó ở tỉnh Hà Giang có 04/06 cơng
ty, ở tỉnh Tun Quang có 08/11 cơng ty. Các chỉ tiêu vƣợt quy định chủ yếu là tổng
chất rắn lơ lửng (TSS), nhu cầu oxy sinh hóa (BOD), nhu cầu oxy hóa học (COD),
các kim loại nặng nhƣ Zn, Mn, Fe và Hg (Bộ Tài nguyên và Môi trƣờng, 2017).
Thái Nguyên là tỉnh có ngành cơng nghiệp khai khống phát triển với 177
điểm mỏ hiện đang hoạt động, trong đó có nhiều mỏ kim loại nặng nhƣ Ti, W, Pb,
Sn và Au. Công nghệ khai thác lạc hậu và thiếu công tác quản lý/xử lý chất thải dẫn
đến tình trạng ơ nhiễm nghiêm trọng tại đây. Ở Hà Thƣợng, Đại Từ, nồng độ As
trong đất đo đƣợc trong khoảng 3102 đến 6754 mg/kg, là mức độ ô nhiễm As cao

nhất ở Việt Nam (Anh et al., 2011). Nồng độ nhiều kim loại nặng khác cũng ở mức
rất cao, ví dụ hàm lƣợng Cu trong đất ở Đại Từ là 3150 mg/kg (Phạm et al, 2017),
15


hàm lƣợng Pb, Cd và Zn ở xã Tân Long, huyện Đồng Hỷ tƣơng ứng ở mức 4337,
419 và 17565 mg/kg (Phạm Ngọc Cẩn và cs, 2011).
Khu công nghiệp Tằng Loỏng, Lào Cai, khai thác quặng apatit, sản xuất phốt
pho từ nhiều năm, nhƣng đến nay khơng có khu xử lý nƣớc thải và chất thải rắn. Có
diện tích rộng 1.100 ha, khu công nghiệp gồm một số nhà máy lớn nhƣ nhà máy
tuyển quặng apatit công suất 950.000 tấn/năm, 5 nhà máy sản xuất phốt pho vàng có
cơng suất 44.000 tấn/năm, nhà máy sản xuất DAP (Diamoni photphat)… đang hàng
ngày xả thải trực tiếp ra môi trƣờng mà không qua bất kỳ khâu xử lý nào (Cổng
thông tin điện tử Tổng cục mơi trƣờng, 2018).
Cơng nghiệp khai khống cũng là thế mạnh của khu vực miền Trung và Tây
Nguyên, đặc biệt là khai khoáng vàng gốc, vàng sa khoáng. Đa số các mỏ đang khai
thác hiện nay hoạt động không tuân thủ nội dung dự án, thiết kế và báo cáo đánh giá
tác động môi trƣờng, hoặc bản cam kết đƣợc duyệt, gây ô nhiễm môi trƣờng nƣớc
mặt tại các vùng lân cận (Bộ Tài nguyên và Môi trƣờng, 2017).
Ở tỉnh Bình Thuận hiện có 67 dự án khai thác titan, nhƣng chỉ 3 dự án đƣợc
cấp phép khai thác. Trữ lƣợng titan tại Bình Thuận ƣớc tính 599 triệu tấn, chiếm
92% trữ lƣợng cả nƣớc, phân bổ trong tầng cát xám và cát đỏ trên diện tích 782 km2
ven biển (Dƣ Văn Toán, 2014). Báo cáo đánh giá hoạt động khai thác khống sản
trên địa bàn tỉnh Bình Thuận cũng ghi nhận khai thác titan có tác động xấu đến môi
trƣờng, cảnh quan, tổn thƣơng sinh vật, ô nhiễm đất, nguồn nƣớc và khơng khí, gây
mất ổn định cuộc sống ngƣời dân xung quanh, nhất là các khu vực xã Hịa Thắng
(Bắc Bình), xã Thuận Q, xã Tân Thành (Hàm Thuận Nam) (Võ Thanh Tịnh, Chế
Đình Lý, 2013; Nguyễn Thùy Dung, Nguyễn Thị Kim Chi, 2017).
Trên thế giới, AMD đƣợc đánh giá là thảm họa lớn nhất của ngành cơng
nghiệp khai thác khống sản đối với mơi trƣờng (Coetzee et al., 2010). Nó có ảnh

hƣởng lâu dài tới tầng nƣớc mặt và nƣớc ngầm ngay cả sau khi hoạt động khai thác
khoáng sản đã kết thúc. Việc cải tạo một mỏ sau khi ngừng khai thác có thể tiêu tốn
hàng triệu hoặc thậm chí hàng tỷ đơ la (Campbell et al., 2017).
16


Ở Nam Phi có nhiều mỏ bị bỏ hoang bao gồm các mỏ vàng, than, đồng và
amiăng, là các mối nguy hại đến môi trƣờng cũng nhƣ sức khỏe con ngƣời (Naidoo,
2017). Úc có hơn 60.000 mỏ đã bị bỏ hoang,tuy nhiên có rất ít mỏ đƣợc phục hồi.
Canada có trên 10.000 mỏ bị bỏ hoang, trong đó 60% đƣợc đánh giá có nguy cơ tạo
ra AMD (Naidoo, 2017). Mỹ có số lƣợng mỏ bị bỏ hoang lớn, ƣớc tính từ 2.500
(theo thống kê của Cục Công viên quốc gia Mỹ) đến 560.000 (theo đánh giá của
Trung tâm chính sách khoáng sản Mỹ), và việc phát thải AMD ở đây là một vấn đề
lớn (IIED, 2002), đƣợc đánh giá đứng thứ hai sau tác động của sự suy giảm tầng
ozon và sự nóng lên tồn cầu (Mandres et al., 2009).
Ở nhiều quốc gia, các mỏ bị bỏ hoang là nguồn chính gây ra các vấn đề mơi
trƣờng do q trình kiểm soát và phục hồi chƣa đƣợc thực hiện đầy đủ (Mhlongo,
Amponsah-Dacosta, 2015; Naidoo, 2017; Campbell et al., 2017). Các vấn đề môi
trƣờng do mỏ hoang gây ra bao gồm thối hóa đất do pH thấp, thay đổi thảm thực
vật, ô nhiễm nƣớc mặt và nƣớc ngầm, và là nguồn gây ơ nhiễm các khu vực xung
quanh, thậm chí là cách xa các mỏ này (Mhlongo, Amponsah-Dacosta, 2015).
Rõ ràng AMD không chỉ là vấn đề của riêng Việt Nam, mà còn của nhiều
nƣớc trên thế giới. Việc ngăn chặn tác động của loại chất thải này tới môi trƣờng và
đời sống của con ngƣời phụ thuộc vào nhiều yếu tố, trong đó quan trọng nhất là (i)
chính sách quản lý của chính phủ đối với ngành cơng nghiệp khai thác khống sản,
(ii) ý thức bảo vệ mơi trƣờng và phát triển bền vững của các doanh nghiệp khai thác
và (iii) các biện pháp công nghệ xử lý hiệu quả để giảm thiểu tác động của AMD tới
mơi trƣờng.
1.2. CÁC CƠNG NGHỆ XỬ LÝ AMD
Các công nghệ xử lý AMD nhằm giải quyết hai yếu tố ơ nhiễm chính là pH

thấp và nồng độ kim loại nặng cao vƣợt mức cho phép nhiều lần.
1.2.1. Xử lý AMD bằng biện pháp hóa học
Nguyên lý của biện pháp hóa học trong xử lý AMD là dùng các chất kiềm
mạnh để trung hòa pH và kết tủa các ion kim loại ở dạng hydroxit và muối cacbonat
(Bảng 1.3).
17