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

Hà Nội – 2012

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

Hà Nội – 2012

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
Học viên

Nguyễn Thị Hải

3

năm


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
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 SRB trong tự nhiên.............................................................19
1.3.2. Đa dạng về di truyền của SRB................................................................20
1.3.3. Đặc 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

4


1.3.3.3. Cạnh tranh của SRB với các nhóm vi khuẩn khác trong môi
trường.........................................................................................................24
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 di biến tính DGGE....................................................32
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............................................................................................................................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

5


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 cơ chất...51
3.4.2. Xử lý AMD trong điều kiện bổ sung nước thải giàu hữu cơ làm cơ
chất....................................................................................................................52
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

6

DANH MỤC CÁC CHỮ VIẾT TẮT
AMD

Acid Mine Drainage

bp

Base pair

BSA

Bovin serum albumin

DNA

Deoxyribonucleic acid

CI

Chloroform-isoamyl alcohol

DGGE

Denaturing gradient gel electrophoresis

dNTP

Deoxyribonucleotide triphosphate

EDTA

Ethylenediaminetetraacetic acid

MQ

Mili-Q

OD

Optical density

PBS

Phosphate-buffered saline

PCI

Phenol-Chloroform-isoamyl alcohol

PCR

Polymerase chain reaction

rDNA

Ribosomal deoxyribonucleic acid

SDS

Sodium dodecyl sulfate

SRB

Sulfate reducing bacteria

TAE

Tris-Acetic-EDTA (đệm)

TE

Tris-EDTA (đệm)

Taq

Thermus aquaticus DNA

UV

Ultraviolet

7


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 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.

8


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).

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

9

(1.2)


Tuy nhiên, ở pH > 3,5, Fe 3+ 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), Fe 3+ hòa tan có thể đóng vai trò như một 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 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 Fe 2+ 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

10


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)

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
Mỏ than

Mỏ đá

Vàng Danh
(Việt Nam)

Mỏ kim

Mỏ đồng và

Mỏ đồng –

Wheal Jane loại

lưu huỳnh

niken

(Mỹ)

Surthing

Leviathan

Nickel Rim

(Montana)
2,58

(California)
4

(Canada)
2,8 − 5,9

pH

2,99

3

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

SO42-

11

2500 - 5200


Tài

Công ty than Whitehead,

Bless và cs, USA EPA,

Benner và cs,

liệu

và khoáng

2006

1997

tham

sản Việt

khảo

Nam, 2012

2006

2006

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).

12


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.

13


Bảng 1.2. Một số sự kiện liên quan đến ô nhiễm do AMD trên thế giới
Thời gian Địa điểm
Sự kiện
Tài liệu tham khảo
1967
Mỹ

47000 cá bị chết ở sông Sacramento Nordstrom và cs,
(California) do nước lũ có chứa AMD 1977.
1989

Mỹ

từ thượng nguồn đột ngột đổ về.
Trên 5000 cá hồi bị chết ở sông Clark Munshower và cs,
Fork (Montana) do nước mưa kéo 1997.

1998

Tây
Nha

theo AMD từ khu vực khai mỏ.
Ba Lụt mỏ gây ra 6 triệu m 3 nước axit Jennings, 2008.
trên các nhánh sông Guadiamar cùng
lớp trầm tích giàu kim loại nặng và

Thế kỷ 20
Thế kỷ 20
2000

Mỹ

sulfide
Hàng tỷ cá chết do AMD

Mỹ

1999.
66 sự cố liên quan đến AMD được US EPA, 2004a.

Mỹ

ghi nhận
Lượng chất độc thải ra của hoạt động US EPA, 2004a.

Nordstrom, Alpers,

khai thác kim loại chiếm 47 % tổng
lượng chất độc của tất cả các ngành
Mỹ

công nghiệp
Mỹ dự đoán tiêu tốn khoảng 7 – 24 tỷ US EPA, 2004a.
USD để xử lý nước thải của 156 mỏ

Mỹ

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

14

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

1
2
3
4
5
6
7
8
9

Than và kim loại
Khoáng sản
Số mỏ đang khai
Than
Than bùn
Sắt
Titan
Thiếc

Vàng
Mangan
Chì kẽm

Các loại khoáng sản khác
Khoáng sản
Số mỏ đang khai

thác
53
21
22
17
12
11
10
8

Đá VLXD
Sét gạch ngói
Cát sỏi XD
Đá xi măng
Đá ốp lát
Cao lanh
Sét xi măng
Dolomite
Đá phụ gia xi

thác
433

88
81
37
27
14
13
8
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 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).

15


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 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

16


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 1-3
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 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 với các
công nghệ và nguồn nhân lực chất lượng thấp, cùng với bất cập trong quản 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.

17


Tuyển quặng than chiếm tỷ trọng lớn trong ngành khai thác khoáng sản ở
Việt Nam. Hàng năm, hoạt động khai thác và chế biến than tạo ra một lượng lớn
chất thải rắn là quặng đuôi, trong thành phần có chứa các hóa chất tuyển 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 hoặc bảo trì không tốt nên vật
liệu thải thoát ra ngoài gây ô nhiễm đất và nước xung quanh (Nguyễn Danh Sơn,
2011).
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 số liệu chính xác về khối lượng các
chất thải rắn cũng như nước thải AMD từ trước 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 mỏ 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 cửa mỏ) thì việc phục 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 trường sinh thái (Nguyễn Danh Sơn,
2011).
Nhìn chung, chất thải rắn tồn đọng, lưu cữu hàng chục năm từ 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 rắn 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

18


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 CaCO 3, 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

Khả năng ứng dụng

trung hòa
Rẻ nhất, an toàn
30 %
Do hiệu quả trung hòa thấp (độ hòa
và dễ sử dụng nhất

tan thấp) và sự hình thành lớp

(15 USD / tấn)

Fe(OH)3 bên ngoài nên khả năng

Ca(OH)2

Tương đối rẻ (100

Na2CO3

USD / tấn)
Giá thành cao gấp
3

NaOH

Hiệu quả

lần

90 %

ứng dụng bị hạn chế
Mặc dù xử lý hiệu quả nhưng có

60 %

nhược điểm là tạo lượng bùn lớn.
Chỉ xử lý hiệu quả dòng chảy

Ca(OH)2

AMD nhỏ, nồng độ axít và kim

(320 USD / tấn)
Giá thành rất cao

loại thấp.

Thường được sử dụng để xử lý ở

100 %

(880 USD / tấn)

nơi có dòng chảy thấp, nồng độ
axit cao. NaOH làm tăng pH nhanh
nhưng chi phí lớn và nguy hiểm

NH3

Giá

thành

cao

100 %

(680 USD / tấn)

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

19

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 (H 2S 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 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 dưới 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 nhờ (Figueroa, 2005)

20


Mer, Pb

cơ chế đồng kết tủa với các muối

U (VI)

sulfide kim loại khác
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 sản phẩm trao đổi chất 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 với quá trình oxy

hóa bằng các chất nhận điện tử khác như oxy, nitrate, Mn 4+ 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 Fe 2+ 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 của công nghệ
là chi phí thấp, không đòi hỏi theo dõi thường xuyên, có thể triển 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 lớn. 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 trình công nghệ được sử dụng
rộng rãi trong xử lý AMD từ các mỏ 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 ly Tăng pH, khử sulfate, tủa sulfide kim
với không khí bằng cột nước hoặc vật liệu che loại, sử dụng thực vật thủy sinh để hấp
trên bề mặt
phụ hoặc hấp thu kim loại.
Hệ thống tạo kiềm liên tục (successive alkalinity producing systems, SAPS)

21


(Kepler, McCleary, 1994; Zipper, Jage, 2001)
Hệ thống dòng chảy đứng qua lớp đá vôi và Tăng pH, khử sulfate, kết tủa kim loại

cơ chất hữu cơ
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 các Tăng pH, khử sulfate, tủa kim loại, hấp
chất có hoạt tính cao
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 cả ở điều kiện nồng độ
nhôm cao. Đối với công nghệ SAPS, nồng độ nhôm cao dẫn tới sự 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, ...
• Phục hồi nhanh các biến đổi về dòng chảy và thay đổi thời tiết. Hiệu 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

22


van ở bể phản ứng hoặc xả vào các ao để dự trữ nước (Nordwick và cs,
2006). Trong khi đó sự thay đổi của dòng chảy và thời tiết có ảnh hưởng rất
lớn đối với quy trình SAPS hay hệ thống màng lọc 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 lọc kỵ 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 yếm khí và
các nguồn khác.
• Cơ chất: SRB sử dụng các chất hữu cơ đơn giản (axit hữu cơ, rượu) và H 2
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) và 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 tạo H 2S, do đó để tăng tốc quá
trình xử lý cần tác động vào bước này (Logan và cs, 2005). Ví dụ trường hợp

23


cellulose được sử dụng làm cơ chất, do quá trình thủy phân diễn ra tối ưu ở
pH6 nên pH của hệ thống cần phải được điều chỉnh tương ứng (Logan và cs,
2005).
• pH: SRB ưa axit hoặc có tính chống chịu cao đối với môi trường axit có lợi
thế trong xử lý AMD. SRB được biết đến với khả năng sinh trưởng trong
biên độ pH rộng. Jong & Parry (2006) chứng minh SRB ở pH 6 – 4 có hoạt
tính khử sulfate ở mức 553 – 1052 mmol/m 3/ngày, nhưng khi pH xuống dưới
3,5 hoạt tính chỉ còn ở mức 3,35 mmol/m 3/ngày. SRB chịu axit có thể được
đưa vào hệ thống xử lý, tuy nhiên để duy trì hoạt tính cao hơn và tạo điều
kiện cho quá trình kết tủa kim loại, pH ban đầu cần điều chỉnh lên mức ∼ 4.
• Thành phần hóa học của AMD: Nồng độ kim loại cao có thể giảm tốc độ
sinh trưởng của quần thể vi khuẩn, giảm tốc độ khử sulfate và ức chế quá
trình xử lý (Cabera và cs, 2006). Hỗn hợp chủng SRB (Desulfovibrio spp.)
có khả năng chịu được nồng độ kim loại cao hơn so với chủng thuần khiết D.
vulgaris (Cabera và cs, 2006). Theo Utgikar và cs, 2001, giới hạn ức chế
100% của nồng độ kim loại trong nước (EC 100) đối với SRB như sau: Cu
12 mg/L, Zn 20 mg/L; ức chế 50% (EC 50) là Cu 10,5 mg/L và Zn 16,5
mg/L. Nghiên cứu trong phòng thí nghiệm cho thấy hỗn hợp SRB bị ức chế
ở nồng độ Cu, Cd, Ni: 20 mg/L; Zn: 25 mg/L; Cr: 60 mg/L; Pb: 75 mg/L
(Hao và cs, 1994). Trong hệ thống xử lý tồn tại các khu vực có điều kiện vi
môi trường khác nhau, do vậy ảnh hưởng của kim loại lên vi SRB có thể
không đồng đều.
• Nhiệt độ: SRB sinh trưởng ở nhiệt độ thấp nhất là 6°C (Tsukamoto và cs,

2004). Ở những nơi có nhiệt độ thấp, việc bổ sung SRB chịu lạnh có thể cải
thiện đáng kể tình trạng xử lý của hệ thống xử lý (Higgins và cs, 2003).
1.3. Đặc tính sinh học của SRB
SRB là vi khuẩn hô hấp kỵ khí, sử dụng sulfate làm chất nhận điện tử cuối cùng để
oxy hóa các hợp chất hữu cơ đơn giản và hydro. SRB được tìm ra lần đầu tiên vào

24


năm 1895 do nhà vi sinh vật học người Hà Lan Beijerinck. SRB phổ biến trong môi
trường kỵ khí, nơi chúng có vai trò quan trọng trong cả chu trình lưu huỳnh và chu
trình cacbon (hình 1.2).

Hình 1.2. Vị trí của SRB trong chu trình cacbon và lưu huỳnh (Muyzer, Stams,
2008).
Do sinh ra sulfide là sản phẩm của quá trình trao đổi chất, SRB là nguyên
nhân gây ra những vấn đề nghiêm trọng cho các ngành công nghiệp, như khai thác
và vận chuyển dầu mỏ, công nghiệp hàng hải, các công trình ngầm. Tuy nhiên,
chính đặc tính được coi là có hại này của SRB sau này lại được ứng dụng cho việc
phát triển công nghệ xử lý sulfate và kim loại nặng trong AMD.
1.3.1. Phân bố của SRB trong tự nhiên
SRB phân bố rộng rãi trong môi trường tự nhiên có chứa sulfate. Chúng được phân
lập hoặc được tìm thấy (dựa trên các dấu vết phân tử) từ các mẫu trầm tích biển
(Webster và cs, 2006; Mussmann và cs, 2005; Ravenschlag và cs, 2000; Boschker

25