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

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰNHIÊN
---------------------

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
Nguyễn Thị Hải
TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰNHIÊN
---------------------

PHÂN LẬP VI KHUẨN KHỬSULPHATE (SRB) ĐỂỨNG DỤNG
Nguyễn Thị Hải
TRONG XỬLÝ NƯỚC THẢI AXIT TỪHOẠT ĐỘNG
KHAI THÁC KHOÁNG SẢN
PHÂN LẬP VI KHUẨN KHỬSULPHATE (SRB) ĐỂỨNG DỤNG
TRONG XỬLÝ NƯỚC THẢI AXIT TỪHOẠT ĐỘNG
KHAI THÁC KHOÁNG SẢN

LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC
Chuyên ngành: Vi sinh vật học
Mã số: 60 42 40

LUẬN VĂN THẠC SĨ KHOA HỌC
Hà Nội
NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC: TS. ĐINH THÚY HẰNG
ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰNHIÊN
--------------------Hà Nội

1

LỜI CẢM ƠN
Luận văn này được hoàn thành, trước tiên, tôi muốn bày tỏ lỏng bi ết ơn sâu
sắc tới Tiến sĩ Đinh Thúy Hằng, Trưởng phòng Sinh thái Vi sinh v ật, Vi ện Vi sinh
vật và Công nghệ Sinh học, Đại học Quốc gia Hà N ội đã định hướng nghiên c ứu,
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 N ội
đã tạo điều kiện thuận lợi về trang thiết bị và cơ sở vật chất cho tôi hoàn thành
nghiên cứu này.

2


Qua đây, tôi cũng muốn được bày tỏ lòng biết ơn chân thành tới các thầy cô
giáo, cán bộ Khoa Sinh học, Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Đại học Quốc Gia
Hà Nội đã giúp đỡ và trang bị những kiến thức hữu ích cho tôi trong su ốt thời gian
học tập tại trường.
Cuối cùng, tôi xin bày tỏ lòng biết ơn sâu sắc tới gia đình, bạn bè thân thiết,
những người đã luôn cổ vũ, động viên tôi vượt qua mọi khó khăn trong quá trình
học tập và nghiên cứu.
Hà Nội, ngày

tháng

năm

Học viên

Nguyễn Thị Hải

MỤC LỤC
MỞĐẦU....................................................................................................................1
Chương 1 – TỔNG QUAN TÀI LIỆU....................................................................2
1.1. AMD (Acid Mine Drainage) và các vấn đề môi trường liên quan………….2
1.1.1. Sự hình thành AMD……………………………………………………..2
1.1.2. Ảnh hưởng của AMD tới môi trường …………………………………..5
1.1.2.1. Ô nhiễm nguồn nước do AMD……………………….....................5
1.1.2.2. Ô nhiễm đất do AMD………………………………………………6
1.1.2.3. Tình trạng ô nhiễm do AMD ở Việt Nam …………………………8
1.1.2.4. Hiện trạng quản lý và xử lý AMD ở Việt Nam…………………...11
1.2. Xử lý AMD……………………………………………………………………12
1.2.1. Xử lý AMD bằng phương pháp hóa học…………………….................12
1.2.2. Xử lý AMD bằng phương pháp sinh học………………………………13

3


1.2.2.1. Cơ sở khoa học của công nghệ…………………………………...13

1.2.2.2. Một số quy trình công nghệ xử lý AMD nhờ SRB………………14
1.2.2.3. Các yếu tố ảnh hưởng tới quá trình xử lý AMD bằng SRB...........16
1.3. Đặc tính sinh học của SRB..............................................................................18
1.3.1. Phân bố của 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
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
DGGE....................................................32

di

2.2.5. Giải trình tự
loại...............................34

và

gen

16S

rDNA

biến
dựng

tính
cây

2.2.6.
Phân
tích
học....................................................................................35
2.2.6.1.
Định
lượng
Fe(II)
phenanthrolin...................................35

bằng

phân
hóa

thuốc

thử

2.2.6.2. Định lượng sulfate……………………………………………………36

4


2.2.6.3. Xác định nồng độ sulfide……………………………………………..37
2.2.7. Thiết kế mô hình xử lý AMD………………………………………………37
Chương 3 - KẾT QUẢVÀ THẢO LUẬN………………………………………39

3.1. Làm giàu và phân lập vi khuẩn khử sulfate (SRB) t ừ các m ẫu n ước
thải............................................................................................................................39
3.2. Vị trí phân loại của ba chủng SRB dựa trên trình tự gen 16S rDNA…….42
3.3. Nghiên cứu đặc điểm sinh học của các chủng SRB mới phân lập ………...44
3.3.1. Ảnh hưởng của nồng độ muối trong môi trường………………………45
3.3.2. Ảnh hưởng của pH trong môi trường…………………………………
. 46
3.3.3. Ảnh hưởng của nhiệt độ nuôi cấy……………………………………...48
3.3.4. Chất cho điện tử và chất nhận điện tử………………………………….48
3.4. Thử nghiệm xử lý AMD trên mô hình phòng thí nghiệm............................50
3.4.1. Xử lý AMD trong điều kiện bổ sung methanol (10 mM) làm cơ chất...51
3.4.2. Xử lý AMD trong điều kiện bổ sung nước thải giàu hữu c ơ l àm 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

5


DANH MỤC CÁC CHỮVIẾT TẮT

AMD
bp
BSA
DNA
CI
DGGE
dNTP
EDTA
MQ
OD
PBS
PCI
PCR
rDNA
SDS
SRB
TAE
TE
Taq
UV

Acid Mine Drainage
Base pair
Bovin serum albumin
Deoxyribonucleic acid
Chloroform-isoamyl alcohol
Denaturing gradient gel electrophoresis
Deoxyribonucleotide triphosphate
Ethylenediaminetetraacetic acid
Mili-Q

Optical density
Phosphate-buffered saline
Phenol-Chloroform-isoamyl alcohol
Polymerase chain reaction
Ribosomal deoxyribonucleic acid
Sodium dodecyl sulfate
Sulfate reducing bacteria
Tris-Acetic-EDTA (đệm)
Tris-EDTA (đệm)
Thermus aquaticus DNA
Ultraviolet

MỞĐẦU

6


Trong những năm gần đây, ngành khai thác khoáng sản ngày c àng chi ếm v ị 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 c ủa
hoạt động khai thác khoáng sản tới môi trường. AMD có ảnh hưởng lâu d ài đối v ới
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, l àm 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 ho ặc 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 c ơ
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 lo ại được
hòa tan (đặc biệt là sắt) và sulfate, do vậy AMD thường có pH r ất thấp (2 – 3) v à
màu vàng của ion sắt bị oxy hóa (Watzlaf và cs, 2003) (hình 1.1).

7


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 v ới
oxy), do vậy sinh ra lượng lớn AMD, làm ảnh hưởng nghiêm trọng đến môi tr ường
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 (< 3,5), Fe3+ 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 tr ở
lại thành Fe3+ và tiếp tục tham gia phản ứng (Younger và cs, 2002). So với oxy hòa
tan, Fe3+ oxy hóa pyrite thậm chí với tốc độ cao hơn, do vậy t ốc độ c ủa quá trình
oxy Fe2+ thành Fe3+ (phản ứng 1.2) có ảnh hưởng quan trọng đối với quá trình

8


oxy hóa quặng pyrite (Singer, Stumm, 1970).

Fe2+ có thể được oxy hóa theo con đường hóa học hay sinh học, tùy thuộc vào
đề
i u kiện môi trường. ỞpH 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 Fe2+ gấp 106 l ần
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) v à galena (PbS) khi b ị
oxy hóa sẽ không sinh ra axit (phản ứng 1.5, 1.6), nhưng có thể gi ải phóng các ion
kim loại vào môi trường (Younger và cs, 2002).
ZnS + 2O2 → Zn2+ + SO42-

(1.5)

PbS + 2O2 → Pb2+ + SO42-

(1.6)

ỞpH 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 li ệu đá như As,
Cu, Ni, Zn, Mn. Đặc biệt, nhôm silicat (fenspat v à mica) khi hòa tan trong môi
trường axit có thể giải phóng ion nhôm (phản ứng 1.7, 1.8), sau đó tiếp tục sinh axit
từ phản ứng thủy phân và kết tủa (phản ứng 1.9) (Watzlaf 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 v à hàm lượng ion kim
loại nặng cao. Dưới đây là thành phần hóa học của một số AMD từ các loại mỏ đại
diện.
Bảng 1.1. Thành phần hóa học của AMD (Tất cả nồng độ tính bằng mg/l)
Các mỏ khai thác khoáng sản
Yếu tố Mỏ than
hóa/lý Vàng Danh
của
(Việt Nam)
AMD

Mỏ đá
Wheal Jane
(Mỹ)

Mỏ kim loại Mỏ đồng và
Surthing
lưu huỳnh
(Montana)
Leviathan
(California)

9

Mỏ đồng –
niken

Nickel Rim
(Canada)


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

(

1094

591

SO42-

Tài
Công ty than Whitehead, Bless và cs, USA EPA,
liệu
và khoáng
2006
2006
2006
tham
sản Việt
khảo
Nam, 2012
1.1.2. Ảnh hưởng của AMD tới môi trường

2500 - 5200
Benner và cs,
1997

1.1.2.1. Ô nhiễm nguồn nước do AMD
AMD được coi là một trong các mối đe dọa lớn nhất của ho ạt động khai thác
khoáng sản tới môi trường, đặc biệt là môi trường nước. AMD có ảnh hưởng lâu dài
đối với các nguồn nước sông, suối, cũng như cuộc sống của các sinh v ật (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 ho ặc l àm thay đổi
chất nhầy của mang dẫn tới chết vì thiếu oxy. Cá hồi lớn lên ở nơi ấp tr ứng có th ể
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 tr ọng

10


đến các loài cá ở đây. Theo nghiên cứu này, số lượng loài cá giảm rõ r ệt khi pH
trong môi trường nước giảm, cụ thể là 68 loài được tìm thấy ở pH > 6,4, 38 lo ài ở
pH 5,6 – 6,4, và chỉ có 10 loài ở pH ( 5,5. Một s ố nghiên c ứu khác đã công b ố
hoàn toàn không tìm thấy cá ở 90% sông suối có pH 4,5 và axit t ổng s ố l à 15 mg/l
(Farag và cs, 2003). Ngoài cá, các sinh vật khác như côn trùng, tảo c ũng gi ảm rõ
rệt về số lượng loài và số lượng cá thể khi pH trong môi tr ường gi ảm do AMD
(Warner, 1971).
Môi trường nước có hàm lượng kim loại nặng và ion H+ cao làm suy hô hấp
cấp tính và mãn tính ở cá khi tiếp xúc trực tiếp qua mang, hoặc gián tiếp qua ăn
các chất cặn và thức ăn bị ô nhiễm. Các hydroxit sắt có trong AMD k ết t ủa trên b ề
mặt của lớp trầm tích sông suối làm phá hủy môi trường sống, qua đó l àm gi ảm s ố
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 tr ăm
năm, trong đó nhiều vùng không có khả năng phục hồi (Duffield v à cs, 2000).
Không chỉ hoạt động khai thác mỏ trong quá khứ với công nghệ thô s ơ m à c ả ho ạt

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 lo ại
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 v à 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 gi ới,
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.

11


Bảng 1.2. Một số sự kiện liên quan đến ô nhiễm do AMD trên thế giới
Thời gian
1967

Thế kỷ 20

Địa điểm
Sự kiện
Mỹ
47000 cá bị chết ở sông Sacramento
(California) do nước lũ có chứa AMD
từ thượng nguồn đột ngột đổ về.
Mỹ

Trên 5000 cá hồi bị chết ở sông Clark
Fork (Montana) do nước mưa kéo
theo AMD từ khu vực khai mỏ.
Tây Ba Lụt mỏ gây ra 6 triệu m3 nước axit
Nha
trên các nhánh sông Guadiamar cùng
lớp trầm tích giàu kim loại nặng và
sulfide
Mỹ
Hàng tỷ cá chết do AMD

Thế kỷ 20

Mỹ

2000

Mỹ

1989

1998

Mỹ

Mỹ

Tài liệu tham khảo
Nordstrom và cs,
1977.

Munshower và cs,
1997.
Jennings, 2008.

Nordstrom, Alpers,
1999.
66 sự cố liên quan đến AMD được ghi US EPA, 2004a.
nhận
Lượng chất độc thải ra của hoạt động US EPA, 2004a.
khai thác kim loại chiếm 47 % tổng
lượng chất độc của tất cả các ngành
công nghiệp
Mỹ dự đoán tiêu tốn khoảng 7 – 24 US EPA, 2004a.
tỷ USD để xử lý nước thải của 156 mỏ
khai thác đá cứng
Trung tâm chính sách Mỹ ước tính US EPA, 2004b.
tiêu tốn khoảng 32 – 72 tỷ USD để
tái tạo 363000 vùng đất mỏ bị bỏ
hoang

1.1.2.3. Tình trạng ô nhiễm do AMD ở Việt Nam
Điều kiện địa chất Việt Nam phức tạp tạo nên một nguồn t ài nguyên khoáng s ản
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 s ắt, titan, đồng; đá cát s ỏi
làm vật liệu xây dựng; nguyên liệu hoá chất, công nghiệp như apatit, pyrite (b ảng
1.3).

12

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 trong c ả
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 m ạnh
nhất trong cả nước nhưng hoạt động khai thác tại đây luôn có những diễn biến phức
tạp, gây tác động xấu đến nhiều lĩnh vực kinh tế, xã hội và môi trường (Hồ Sỹ Giao
và Mai Thế Toản, 2010).
Theo báo cáo Đánh giá môi trường chiến lược Quy hoạch phát tri ển ng ành
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 m ỏ năm 2009 l à
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 v à thành phần
nước thải từ mỏ lại dao động, phụ thuộc vào sản lượng khai thác than t ừng n ăm,
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. H ơn thế nữa, ô nhi ễm
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 m ột s ố hồ thủy l ợi

13


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 tr ường trên địa b àn
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 m ỏ Cọc Sáu, Cao S ơn,

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 để
i m
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 v à 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 t ừ 1-3 l ần, đặc bi ệt l à
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

14


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

Ởnước ta, việc khai thác tài nguyên thiên nhiên chủ yếu được thực hiện v ới các công
nghệ và nguồn nhân lực chất lượng thấp, cùng 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.
Tuyển quặng than chiếm tỷ trọng lớn trong ngành khai thác khoáng s ản ở
Việt Nam. Hàng năm, hoạt động khai thác và chế biến than t ạo ra một l ượng l ớn
chất thải rắn là quặng đuôi, trong thành phần có chứa các hóa chất tuyển khoáng v à
nhiều kim loại khác. Quặng đuôi cùng với nước thải thông thường được thu gom tại
các hồ chứa, tuy nhiên nhiều hồ có chất lượng kém ho ặc b ảo trì không t ốt nên v ật
liệu thải thoát ra ngoài gây ô nhiễm đất và nước xung quanh (Nguy ễn Danh S ơn,
2011).
Đá thải, quặng đuôi chứa nhiều sulfur có thể gây ra hi ện tượng dòng th ải
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 tr ắc v à
kiểm toán chất thải tại các mỏ than nên chưa có số liệu chính xác v ề kh ối l ượng
các chất thải rắn cũng như nước thải AMD từ trước tới nay. Tuy nhiên, sự tích t ụ
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 h ồi môi tr ường
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 l ại h ầu
như vắng bóng dẫn đến hệ số phát thải chất thải rắn trong khai thác khoáng s ản
ngày càng lớn. Đối với nước thải, tuy có những quy định về xử lý gắn v ới tr ả phí
bảo vệ môi trường, nhưng sự bất cập trong thực thi các quy định cũng đã làm cho
bức tranh ô nhiễm môi trường do nước thải từ khai thác khoáng sản ngày c àng nặng
nề (Nguyễn Danh Sơn, 2011).

15


1.2 Xử lý AMD
1.2.1 Xử lý AMD bằng phương pháp hóa học
Các chất hóa học thường được sử dụng để xử lý AMD gồm CaCO3, Ca(OH)2, Na2CO3,
NaOH và NH3. Đặc điểm và hiệu quả xử lý khi sử dụng các tác nhân trung hòa này được
thể hiện ở bảng 1.4.
Bảng 1.4. Các biện pháp hóa học trong xử lý AMD (Skousen và cs, 1996)
Hóa chất sử
dụng
CaCO3

Tính kinh tế

Hiệu quả

Khả năng ứng dụng

Rẻ nhất, an toàn và

trung hòa
30 %

Do hiệu quả trung hòa thấp (độ hòa

dễ sử dụng nhất (15

tan thấp) và sự hình thành lớp

USD / tấn)

Fe(OH)3 bên ngoài nên khả năng ứng

Ca(OH)2

Tương đối rẻ (100

90 %

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

Na2CO3

USD / tấn)
Giá thành cao gấp 3

60 %

nhược điểm là tạo lượng bùn lớn.

Chỉ xử lý hiệu quả dòng chảy AMD

lần Ca(OH)2 (320
NaOH

USD / tấn)
Giá thành rất cao

nhỏ, nồng độ axít và kim loại thấp.
100 %

(880 USD / tấn)

Thường được sử dụng để xử lý ở nơi
có dòng chảy thấp, nồng độ axit cao.
NaOH làm tăng pH nhanh nhưng chi

NH3

Giá thành cao (680

100 %

USD / tấn)

phí lớn và nguy hiểm khi sử dụng.
Xử lý hiệu quả AMD có nồng độ sắt
(II) cao và chứa mangan. Sử dụng
NH3 chi phí thấp hơn NaOH và có
những lợi thế tương tự, nhưng nhược

điểm lớn nhất là gây độc cho sinh vật
nên thường không được phép sử dụng
ở hầu hết các quốc gia.

Tuy phương pháp hóa học được sử dụng từ lâu và có hiệu quả nhanh chóng nhưng
tốn kém và không an toàn, thường gây ra những vấn đề ô nhiễm thứ cấp (Skousen và cs,
1996).

16


1.2.2. Xử lý AMD bằng phương pháp sinh học
1.2.2.1. Cơ sở khoa học của công nghệ
Đặc điểm của AMD là có pH thấp, nồng độ sulfate và kim loại cao vượt mức cho phép
nhiều lần và mục đích của các công nghệ xử lý AMD là nhằm giải quyết ba yếu tố này. Vi
khuẩn khử sulfate (SRB) là các vi khuẩn sinh trưởng kỵ khí, sử dụng sulfate làm chất nhận
điện tử cuối cùng để oxy hóa hydro hay các hợp chất hữu cơ và tận thu năng lượng cho
mục đích sinh trưởng (phản ứng 1.10).
2CH2O + SO42− + H+ ( H2S + 2HCO3−

(1.10)

Các sản phẩm trao đổi chất của SRB (H2S và 2HCO3−) có tác dụng trong việc xử
lý AMD, trong đó sulfide hòa tan sẽ tạo phản ứng kết tủa với một số kim loại trong AMD
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)
Mer, Pb
cơ chế đồng kết tủa với các muối
sulfide kim loại khác
U (VI)
Có thể bị khử thành U(IV) ít tan (Spear và cs, 2000)
trong nước hơn (nhờ SRB)
Ngoài ra, khi pH trong môi trường tăng (nhờ các s ản phẩm trao đổi ch ất t ừ
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, Mn4+ hay Fe3+, thế oxy hóa
khử của hệ thống xử lý AMD cần duy trì ở mức ≤ (200 mV (ở mức oxy hóa khử
này quá trình khử Fe3+ thành Fe2+ cũng diễn ra, tuy nhiên Fe2+ sau đó ph ản ứng

17

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 nhi ễm. Ưu thế c ủa công
nghệ là chi phí thấp, không đòi hỏi theo dõi thường xuyên, có thể tri ển khai ở
những vùng xa, sử dụng những vật liệu thải hoặc tái chế. Tuy nhiên công nghệ cũng
có một số yếu điểm, trong đó nổi bật nhất là tính không ổn định đối với lưu lượng
thải lớn và đậm đặc, có thể bị ảnh hưởng của thời tiết, đòi hỏi quy trình bảo trì bảo
dưỡng thường xuyên, và yêu cầu về diện tích khá lớn. Tuy nhiên, xét về tổng thể
công nghệ xử lý AMD sử dụng SRB vẫn được đánh giá là công nghệ hữu hi ệu, có
hiệu quả cao về kinh tế (Doshi, 2006). Một số quy trình công nghệ được sử d ụng
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)
(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,
chất có hoạt tính cao
hấp phụ
Bổ sung hóa chất (Chaney và cs, 2000)
Bổ sung các chất hỗ trợ xử lý vào nguồn AMD Tăng pH, khử sulfate và tủa kim loại,
hoặc nơi thu gom
hấp phụ, tạo phức, phủ xanh
Tuy nhiên, từ nhiều năm kinh nghiệm triển khai công nghệ, các chuyên gia
đã cho thấy quy trình bể phản ứng khử sulfate có nhiều ưu điểm hơn so với các quy
trình công nghệ còn lại, cụ thể là:
• Bể phản ứng sinh học khử sulfate có thể làm giảm nồng độ các kim loại hòa
tan và axit trong khoảng thời gian vài năm, ngay c ả ở điều kiện nồng độ
nhôm cao. Đối với công nghệ SAPS, nồng độ nhôm cao dẫn tới sự hình thành

18


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 bi ết
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 thểđược khắc phục bằng cách dùng van ở b ể
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 r ất lớn đối v ới
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 k ỵ khí (Skousen v à 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, c ụ thể
là:
• Nguồn SRB: Trong xử lý AMD, để có nguồn SRB người ta có thể s ử dụng
phân bò, bùn cống hay bùn cặn từ các hệ thống xử lý nước thải yếm khí v à
các nguồn khác.
• Cơ chất: SRB sử dụng các chất hữu cơ đơn giản (axit hữu c ơ, r ượu) v à H2
làm chất cho điện tử để khử sulfate (Logan và cs, 2005). Trong xử lý AMD,
cacbon đơn giản đôi khi được bổ sung vào hệ thống xử lý để cho SRB phát
triển, thông dụng nhất là methanol và ethanol (Tsukamoto v à cs, 2004). Để
ổn định hệ thống xử lý, trong nhiều trường hợp giá thể được đưa vào cùng với
cơ chất hữu cơ. Thực tế cho thấy gỗ (dăm bào) v à đá s ỏi có tác d ụng t ốt h ơn
so với giá thể bằng nhựa (Tsukamoto và cs, 2004).

19


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 H2S, do đó để t ăng t ốc quá
trình xử lý cần tác động vào bước này (Logan và cs, 2005). Ví d ụ tr ường

hợp cellulose được sử dụng làm cơ chất, do quá trình thủy phân diễn ra t ối
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 tr ường axit có l ợi
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 ho ạt tính
khử sulfate ở mức 553 – 1052 mmol/m3/ngày, nhưng khi pH xuống dưới 3,5
hoạt tính chỉ còn ở mức 3,35 mmol/m3/ngày. SRB chịu axit có thể được đưa
vào hệ thống xử lý, tuy nhiên để duy trì hoạt tính cao hơn và t ạo điều ki ện
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 b ị ức ch ế ở n ồng
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 tr ường
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).
Ởnhững 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 l ần đầu tiên v ào
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 hu ỳnh và chu

20


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 tri ển công ngh ệ x ử 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 tr ầm tích bi ển
(Webster và cs, 2006; Mussmann và cs, 2005; Ravenschlag v à cs, 2000; Boschker
và cs, 1998), các vực thủy nhiệt (Jeanthon và cs, 2002), mỏ dầu khí (Kniemeyer v à
cs, 2007), bùn núi lửa (Stadnitskaia và cs, 2005), v à phong phú trong các th ảm vi
sinh vật muối cao, thậm chí ở nơi có nồng độ oxy bão hòa (Minz và cs,
1999; Rissati và cs, 1994). SRB đã được tìm thấy trong môi tr ường có pH c ực tr ị,

21


như ở các điểm thoát nước thải khai mỏ axit pH2 (Sen, 2001) hay trong các hồ soda
có pH10 (Geets và cs, 2006). SRB được tìm thấy và phân lập từ các mỏ dầu (Nilsen
và cs, 1996) cũng như sâu dưới bề mặt (Kovacik, 2006). Chúng cũng có mặt trong
các trầm tích nước ngọt (Sass và cs, 1998), trong rễ của thực vật (Hines và cs, 1999;
Bahr và cs, 2005), các tầng ngập nước và các hệ thống xử lý nước thải k ỵ khí (Dar
và cs, 2007; Ben-Dov và cs, 2007; Dar v à cs, 2005; Wawer v à cs, 1997; Oude
Elferink và cs, 1994; Ramsing và cs, 1993).
Hầu hết SRB sống tự do, nhưng cũng có một s ố s ống hợp tác v ới các vi sinh
vật khác như cổ khuẩn sử dụng metan (Boetius và cs, 2000), hoặc thậm chí trong
một mối quan hệ thân thiết hơn, ví dụ như sống cùng vi khuẩn oxy hóa lưu huỳnh
trong cơ thể các động vật thân mềm ở biển (Dubilier và cs, 2001).
1.3.2. Đa dạng về di truyền của SRB
Dựa trên phân tích so sánh trình tự 16S rDNA và đặc tính sinh lý sinh hóa, SRB

được chia thành 4 nhóm (hình 1.3).
Nhóm 1: Bao gồm phần lớn SRB được biết đến hiện nay, thuộc 23 chi nằm
trong phân lớp (-Proteobacteria. Đây là các loài SRB Gram (−), ưa ấm (20 –
40(C), đa dạng về hình thái và đặc tính sinh lý, sinh hóa. Các chi chính là
Desulfovibrio, Desulfomicrobium, Desulfobulbus, Desulfobacter, Desulfobacterium,
Desulfococcus, Desulfosarcina, Desulfomonile, Desulfonema, Desulfobotulus,
Desulfoarculus, Desulfopila.

22


Hình 1.3. Đa dạng di truyền của SRB dựa trên so sánh trình tự 16S rDNA (Muyzer
và Stams, 2008).
Nhóm 2: Gồm các loài SRB Gram (+), sinh bào tử, chủ yếu thuộc chi
Desulfotomaculum, sinh trưởng trong điều kiện nhiệt độ ấm, có thể chịu được nhi ệt
độ cao nhờ bào tử.
Nhóm 3: Gồm các loài SRB ưa nhiệt như Thermodesulfovibrio) và
Thermodesulfobium (Mori và cs, 2003). SRB thuộc nhóm này sinh tr ưởng tối ưu ở
65 – 70(C, thường có mặt ở các môi trường có nhiệt độ cao như các v ực thủy
nhiệt, suối nước nóng.
Nhóm 4: Gồm các cổ khuẩn khử sulfate ưa nhiệt, sinh trưởng ở nhiệt độ trên

23


80(C, đươc tìm thấy ở các vực thủy nhiệt ở biển. Đại diện gồm có chi
Archaeoglobus thuộc lớp Euryarchaeota, chi Thermocladium (Itoh v à cs, 1998) v à
chi Caldirvirga (Itoh và cs, 1999) thuộc lớp Crenarchaeota.
1.3.3. Đặc điểm sinh lý của SRB
1.3.3.1. Nhu cầu dinh dưỡng của SRB

Hầu hết SRB có nhu cầu dinh dưỡng đơn giản và sinh trưởng tốt trong môi trường có
nguồn cacbon/năng lượng ổn định (Postgate, 1984). Nguồn cacbon và đi ện tử thích
hợp đối với SRB bao gồm các axit hữu cơ mạch ngắn như acetate, lactate, pyruvate
và rượu (Hao và cs, 1996). Tuy nhiên, lactate và acetate l à ngu ồn đi ện t ử thường
được sử dụng nhất trong thí nghiệm phân lập và nuôi cấy SRB (Widdel, Hansen,
1991). Ngoài các hợp chất cacbon hữu cơ, khí hydro có thể làm chất cho đi ện tử để
khử sulfate (Postgate, 1984). Một số SRB có thể sinh trưởng tự dưỡng với H2 là chất
cho điện tử và CO2 là nguồn cacbon duy nhất (Postgate, 1984).
Phụ thuộc vào cách oxy hóa chất hữu cơ mà SRB có thể được phân chia
thành hai nhóm trao đổi chất như sau (Widdel, 1988):
• Nhóm oxy hóa không hoàn toàn: oxy hóa các hợp chất hữu cơ đến acetate.
Thuộc nhóm này chủ yếu là các loài thuộc chi Desulfovibrio spp.
• Nhóm oxy hóa hoàn toàn: Oxy hóa các hợp chất hữu cơ (bao gồm cả acetate)
hoàn toàn thành CO2.. Trong nhóm này có đa dạng các loài SRB khác nhau,
như Desulfobacter spp., Desulfobacterium spp., Desulfosarcina spp.
SRB thực hiện trao đổi chất oxy hóa các cơ chất hữu cơ sử d ụng sulfate l àm
chất nhận điện tử cuối cùng (Postgate, 1984). Sự khử sulfate thành sulfide tiêu thụ 8
điện tử và các quá trình sinh hóa thông qua nhiều bước trung gian v ới s ự tham gia
của nhiều enzyme (hình 1.4) (Fauque và cs, 199; Kremer, Hansen, 1988).

24


Hình 1.4. Các bước khử sulfate ở SRB và các enzyme tham gia
Phản ứng có thể được tóm tắt như sau (Peck và Lissolo, 1988):
SO42− → SO32− → HSO3− → HS− → S2−

(1.12)

Ngoài sulfate, SRB còn có khả năng sử dụng một số hợp chất ở mức oxy hóa

cao khác làm chất nhận điện tử trong quá trình tích lũy năng lượng, ví d ụ như
nitrat (NO3−), sắt (Fe3+), hay thậm chí cả oxy như một số loài thuộc chi
Desulfovibrio (Muyzer và Stams, 2008).
Bên cạnh đó phải kể đến một số chất đặc biệt khác có thể làm chất nhận
điện tử cho SRB như acrylate, arsenate, chromate hay uranium, các h ợp ch ất ch ứa
clo, theo đó mà SRB có vai trò quan trọng trong các quá trình phân h ủy sinh h ọc,
loại bỏ chất độc ô nhiễm trong môi trường (Muyzer và Stams, 2008).
1.3.3.2. Các yếu tố ảnh hưởng tới sinh trưởng của SRB
Nhiệt độ, pH, độ muối. SRB có thể sinh trưởng trong dải pH r ộng (5,5 – 9,0), tuy
nhiên tốt nhất ở điều kiện kiềm nhẹ với pH trong khoảng 7,0 – 7,8 (Pfennig v à cs,
1981). Nhiệt độ sinh trưởng tối ưu nằm trong khoảng 28 – 38 °C đối với SRB ưa ấm
(Widdel, Pfennig, 1984). Dải muối từ 1 – 4% NaCl thích hợp đối v ới s ự sinh
trưởng của hầu hết SRB (Ollivier và cs, 1994). Tuy nhiên, quá trình khử sulfate do
vi khuẩn còn được quan sát ở các môi trường khắc nghiệt có nhi ệt độ, pH hay độ
mặn đặc biệt (Zeikus và cs, 1983).
Nồng độ sulfide. Sulfide có tính độc cao đối với tế bào sinh v ật, gây phá hủy các
protein và bất hoạt tế bào (Postgate, 1984). Phần lớn vi sinh vật chỉ có khả năng
hoạt động ở môi trường không có sulfide hoặc sulfide ở nồng độ thấp. Đối với SRB,

25