Nghiên cứu xây dựng công nghệ xử lý nước thải axit (AMD) từ hoạt động khai thác và chế biến khoáng sản bằng biện pháp sinh học

PHẦN I. THÔNG TIN CHƯNG
1.1. Tên đề tài: Nghiên cứu xây dựng công nghệ xử lý nước thải axit (AMD) từ hoạt động khai
thác và chế biến k h o á n o sản bàng biện pháp sinh học
1 .2 .

Mã số: Q G.15.33

1.3. Danh sách chủ trì, thành viên tham gia thực hiện đề tài
—

TT

1
2
jo
4

Chức danh, học vị, họ và tên
TS. Đinh Thúy Hãng
ThS. Nguyên Thị Hiêu Thu
ThS. NCS. Nguyễn Thị Hải
CN. Nguyên Văn Hưne

Đon vị công tác
Viên v sv
Viên v s v
Viên v sv
Viện vsv

& CNSH

& CNSH

& CNSH
& CNSH

Vai trò thực hiện đề tài
Chủ nhiêm đê tài
Thành viên thực hiện, thư ký
Thành viên thưc hiện, NCS
Thành viên thưc hiên

1.4. Đon vị chủ trì: Viện Vi sinh vật và Công nghệ sinh học, ĐHQGHN
1.5. Thòi gian thực hiện: 24 tháng
1.5.1. Theo họp đồng:

từ tháng 3 năm 2015 đến tháng 3 năm 2017

1 .5.2.

đến tháng............................. năm....

Gia hạn (nếu có):

1.5.3. Thực hiện thực tế:

từ tháng 3 năm 2015 đến tháng 3 năm 2017

1.6. Những thay đổi so vói thuyết minh ban đầu (nếu có):
(Ve mục tiêu, nội dung, phương pháp, kết quà nghiên cứu và tô chức thực hiện; Nguyên nhún; Y
kiến cua Cơ quan quàn lỷ)

1.7. Tống kinh phí được phê duyệt của đề tài: 200 triệu đồng.

PHÀN II. TỐNG QUAN KÉT QUẢ NGHIÊN c ứ u
Viết theo cấu trúc một bài báo khoa học tổng quan từ 6-15 trang (báo cáo này sẽ được đăng
trẽn tạp chí khoa học ĐHQGHN sau khi đề tài được nghiệm thu), nội dung gôm các phân:
1.

Đ ặt vấn đề

Ngành khai thác khoáng sản ở nước ta chiếm vị trí quan trọng trong nền kinh tế, đóng góp
tới 5,6% GDP. Tuy nhiên các mối nguy hại do ô nhiễm nước thải từ các mỏ khai thác khoáng sản
đang được đặt ra ở mức báo động (Báo cáo Đánh giá môi trường chiến lược Quy hoạch phát
triển ngành của Vinacomin đến năm 2020). Tổng lượng nước thải từ mỏ năm 2009 ước tính là
38.914.075 m3, tuy nhiên con số này chưa phàn ánh đầy đủ thực trạng do chưa tính đến lượng
nước rửa trôi khá lớn từ các bãi thải mỏ (Hồ Sỹ Giao, Mai Thế Toàn, 2010).
Hoạt động khai thác khoáng sản tạo điều kiện cho quặng sulfide tiếp xúc với oxy, dân đên
việc oxy hóa các thành phần khoáng pyrite trong quặng và hòa tách ion sắt từ quăng. Đồng hành
cũng quá trình này, các kim loại khác có mặt trong quặng cũng được hòa tách, dẫn đên việc tạo
ra dòng thải mò axit có chứa nhiều kim loại nặng (AMD - Acid Mine Drainage). Như vậy AMD
có hai điểm đặc trưng là pH rất thấp (thường ở mức 2 - 3), và hòa tan nhiều kim loại nặng khác
nhau ở nồng độ rất cao (tới hàng trăm ppm), do vậy rất độc đối với các sinh vật trong môi trường
nước cũng như đất quanh khu vực khai thác mỏ (Johnson, Hallberg, 2005).
Biện pháp sinh học sử dụng vi khuẩn khử sulfate (SRB) để xử lý nước thải có hàm lượng
kim loại nặng cao được đưa vào áp dụng từ những năm 1950 (Sheoran et CIỈ., 2010). SRB là các
vi khuẩn sinh trưởng kỵ khí, sừ 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 (Rabus et a i, 2006).
Bê phản ứng khử sulfate sinh học (bê SR) là công nghệ xử lý thụ động sử dụng vi khuân khử
sulfate (SRB) tạo sản phẩm trao đổi chất là sulfide để kết tủa các ion kim loại ở dạng muôi
1

sulfide, đồng thời tăng pH trong môi trường. Cơ chế hóa học của quá trình xử lý AMD nhờ vi
khuân khứ sulfate được minh họa qua các phương trình sau (Gusek, 2002):

2 CH20 + SO,2-

-> H2S+ 2 HCO3"

H2S + Me2+ — MeS + 2H+
Công nghệ này được ứng dụng rộng rãi trong việc loại kim loại nặng trong nước thái như
AMD do có hiệu quả cao và thân thiện với môi trường. Nhiều kim loại như sắt, chì, đông, nikel,
cadmium và kẽm kết tủa dễ dạng dưới dạng muối sulfide, tuy nhiên một số kim loại khác và các
á kim như molvbden, arsen và antimony thường tạo các phức hợp với sulfide (Figueroa, 2005).
Ngoài ra, arsen và uranium còn được vi khuẩn khử sulfate sử dụng làm chất nhận điện tử cuôi
cùng để oxy hóa các hợp chất hữu cơ đơn giản, qua đó được khử về dạng ít tan trong nước như
uranium (VI) được khử thành uranium (IV) (Spear, 2000), arsen (VI) thành arsen (V) (Macy et
al., 2000). Bên cạnh đó, sự tăng pH nhờ các sản phẩm trao đổi chất của SRB như HCO 3- và HS~
còn tạo điêu kiện thích hợp cho quá trình kêt tủa kim loại nặng dưới dạng hydroxide và muôi
carbonate. Để vận hành bể xử lý khử sulfate sinh học một cách hiệu quả, hiệu điện thế oxy hóa
khử trong bể cần được duy trì ở mức dưới -200 mV, thích hợp cho cả hai quá trình khử sulfate
và khử Fe3+ (Cabrera et al., 2006).
Be SR sinh học không chỉ hoạt động ở nhiệt độ ấm mà còn có thể hoạt động ở nhiệt độ
thấp, thậm chí tại 4 °c, trong đó các loài SRB ưa ấm và các loài chịu lạnh thuộc các chi
Desul/ơvibrio spp., Desulfobulbus spp. được tìm thấy chiếm un thê (Zhang. Wang, 2016;
Bomberg et cii; 2015). Cơ chất phù hợp cho SRJB là các axit béo mạch ngắn như lactate, acetate,
propionate và rượu (Logan el al., 2005). Trong bể SR sinh học, cơ chất và giá thể cho SRB
thường là các nguyên liệu có thành phần phức tạp hơn như phoi bào, rơm rạ, trong đó thành phân
cellulose sẽ được thủy phân rồi lên men để tạo ra các hợp chất cacbon đơn giản thích hợp cho
SRB (Logan et a i, 2005). Trong một số trường họp, cơ chất hữu cơ dạng dịch thể như methanol
hay ethanol còn được bổ sung vào bể SR sinh học, tuy nhiên như vậy sẽ làm tăng giá thành vận

hành của toàn bộ hệ thống (Tsukamoto et al., 2004).
Do AMD có pH rất thấp, khả năng chịu axit là đặc tính ưu thế cua SRB tham gia vào quá
trình xử lý loại nước thải này. SRB được biết đến với khả năng sinh trưởng trong biên độ pH khá
rộng, có thể thực hiện tốt quá trình khử sulfate ở pH 6 - 4, nhưng khả năng này giảm mạnh khi
pH < 3,5 (Jong, Paưy, 2006). Để duy trì hoạt tính SRB ở mức cao hơn và tạo điều kiện tôt cho
quá trình kết tủa sulfide kim loại, pH của nước thải khi đưa vào bể phản ímg khử sulfate cần
được điều chỉnh tới mức ~ 4. Vì vậy việc đưa nguồn vi khuẩn khử sulfate có khả năng chịu pH
thấp vào các hệ thống xử lý AMD có thể làm tăng hiệu quả xử lý (Johnson, Halỉberg, 2005).
Bên cạnh đó, hàm lượng kim loại nặng là một yếu tố ức chế quan trọng đối với quá trình
khứ sulfate. Nghiên cứu thực hiện trên các chủng SRB thuần khiết cho thấy hàm lượng ion kim
loại nặng cao có thể hạn chế sinh trưởng của SRB, thậm chí gây chết (Cabera et a i, 2006). Tố
hợp SRB thể hiện tính bền vững cao hơn chủng thuần khiết ở điều kiện môi trường có hàm lượng
kim loại nặng cao (Cabera et al., 2006). Giới hạn của một số kim loại nặng (nồng độ hòa tan
trong nước) đối với quá trình khử sulfate (EC 100) được xác định như sau: kẽm, 20 mg/L; crom,
60 mg/L; chì 75 mg/L (Hao et al., 1996; Ưtgikar et a i, 2001). Như vậỵ nguồn SRB phù hợp nhất
cho công nghệ xử lý AMD cần hội tụ được hai yếu tố (i) chịu pH thấp và (ii) sinh trưởng được
trong điều kiện nồng độ kim loại nặng cao (Higgins et al., 2003).
Trong 10 năm trở lại đây, nhóm nghiên cứu của TS. Kiều Thị Quỳnh Hoa tại Viện CNSH,
Viện Hàn lâm KH&CN Việt Nam đã theo đuôi hướng nghiên cứu ứng dụng vi khuân khử sulfate
đề xử lý kim loại nặng trong nước thải từ các khu vực tái chế chất thải công nghiệp. Những kêt
quả nghiên cứu trong phòng thí nghiệm do nhóm thực hiện cho thấy việc sử dụng tổ hợp chủng
vi khuân khử sulfate làm giàu trong phòng thí nghiệm hoặc SRB làm giàu trực tiêp từ nguôn
nước thải tại chô, sử dụng chât hữu cơ từ phân trâu bò cho các quá trình xử lý, đông thời hiệu

2


chinh các yếu tố dinh dưỡng (nguồn cacbon, ty lệ COD/SO 4 ) và các yếu tố lý hóa (pH. độ
kiềm) đã có thể loại bo các ion kim toại trong nước thái (Fe, Cr, Al, Pb) ờ mức > 90% (Kieu QH
t7 £//., 2004; Kiều Thị Quỳnh Hoa và cs., 2013). Tuy nhiên các nghiên cứu đều cho thấy quá trinh

thích nghi và khởi động của SRB trong các hệ thống này thường kéo dài 3 - 4 tuần.
Việc chủ động tạo ra nguồn SRB thích hợp có các đặc tính sinh học phù hợp như chịu pH
tháp và sinh trưởng được trong môi trường có ham lượng kim loại nặng cao sẽ giúp khởi động
nhanh các bể phản ứng khử sulfate, cũng như tăng hiệu quả xử lý hoặc khôi phục lại quá trình xử
lý khi có sự cố kỹ thuật. Mặc dù có ý nghĩa khoa học và ímg dụng rất lớn, vấn đề này còn chưa
được các nhà khoa học trong và ngoài nước quan tâm thỏa đáng.
Trong những nàm gần đây, công nghệ vi bao tế bào vi sinh vật bằng polymer sinh học
được quan tâm nghiên cứu để tạo ra những sản phẩm sinh học từ vi sinh vật đưa vào đời sống. Ở
trạng thái được vi bao trong màng polymer, vi sinh vật có nhiều ưu thế khi được đưa ra ngoài
môi trường nhờ (i) tránh được những ảnh hưởng bất lợi trực tiếp từ môi trường (như nhiệt độ,
oxy hòa tan, các chất ức chế sinh trưởng...), (ii) có thời gian thích nghi với môi trường bên ngoài
và (iii) có khả năng cạnh tranh cao hơn với các vi sinh vật bản địa (Covarrubias et a i, 2012; Wu
et a i, 2011). Đối với các vi sinh vật kỵ khí, như vi khuẩn khử sulfate trong nghiên cứu này, việc
đưa tế bào vào cấu trúc hạt vi bao bằng màng polymer sẽ giúp cho vi khuẩn tránh được ảnh
hướng của oxy trong quá trình bảo quản cũng như khi đưa ra ứng dụng trong môi trường. Công
nghệ này cũng đã được ứng dụng thành công để tạo các hạt bùn kỵ khí, là tố hợp của nhiều nhóm
vi sinh vật kỵ khí khác nhau (trong đó có methanogens) (Youngsukkasem et a i, 2012).
2. Mục tiêu
Mục tiêu của đề tài là xây dựng công nahệ xử lý AMD bằng biện pháp sinh học sử dụng vi
khuẩn khử sulfate thay cho phương pháp hóa học hiện đang áp dụng tại các khu vực khai thác
mỏ ở Việt Nam hiện nay.
Đe đạt được mục tiêu trên, đề tài hướng tới việc tạo ra nguồn SRB thích hợp cho công
nghệ (có các đặc tính, sinh học quý như chịu pH thấp, chịu nồng độ kim loại nặng cao) ở dạng
chế phẩm sinh học, dễ dàng sử dụng và có độ ổn định cao. Chế phẩm cần được kiểm tra về hiệu
quả ở quy mô phòng thí nghiệm với nước thải AMD nhân tạo.
3. Phưong pháp nghiên cứu
Làm giàu SRB
Vi khuẩn khử sulfate được làm giàu từ mẫu bùn của hệ thống xử lý nước thải chế biến thủy sản
tại Bình Dương và bùn thải AMD từ mỏ wolfram trong môi trường khoáng nước ngọt kỵ khí
(thành phần trong 1 L gồm có: Na 2S 0 4, 4 g; NaCl, 1 g; M gƠ 2 .6 H 2 0 , 0,4 g; CaCỈ2 .2 H 2 0 , 0,15 g;

K-Cl, 0,5 g; M gS0 4 .7H20 , 0,25 g; NH 4CI, 0,25 g; KH 2PO 4, 0,2 g), có bổ sung hỗn hợp vitamin
và vi lượng (Widdel, Bak, 1992) theo tỷ lệ 1 ml/L và Na-lactate (10 mM) là nguồn carbon và
điện tử duy nhất. pH môi trường được chỉnh ờ mức 6 hoăc 5 bàng dung dịch HC1 IM. Mầu làm
giàu được đặt nuôi tĩnh trong tối tại 28°c, cấy chuyển sang môi trường tươi sau mỗi 7 ngày. Sinh
trưởng của SRB được đánh giá thông qua hàm lượng sulfate bị khử và lượng sulfide tạo thành.
Phân lập chủng SRB thuần khiết
Mầu làm giàu lần cấy chuyển thứ 3 được dùng để phân lập SRB. Việc phân lập được tiến hành
theo phương pháp pha loãng trên dãy ống thạch bán lỏng ( 1 %) với môi trường có thành phần
tương tự môi trường dùng trong bước làm giàu (Widdel, Bak, 1992). ô n g thạch bán lỏng sau khi
bổ sung nguồn vi sinh vật (10%) từ mẫu làm giàu được sục khí N 2/CO 2 (90:10, v:v) và ủ ở tư thế
đảo ngược tại 30°c trong bóng tối. Các khuẩn lạc đơn lẻ phát triển trong các ống thạch được tách
bang pipet Pasteur và chuyển sang môi trường dịch thể. Quá trình tình sạch trên được lặp lại
thêm 1 - 2 lần nữa cho tới khi thu được các chủng SRB thuần khiết.

3


Nghiên cứu các đặc diêm sinh lý của các chung phân lập
Nghiên cứu ánh hướng cùa nliiệt độ tới sinh trưởng: Các chùng SRB thuần khiết được nuôi
trong môi trường dịch thể ky khí có pH = 7. ở các nhiệt độ: 15°c, 20°c, 25°c. 30°c. 37°c. Sinh
trưởng cua SRB được đánh giá thông qua xác định nồng độ sulfide và mật độ quang của dịch
nuôi (ODfioo) theo thời gian (dược xác định 1 lần/ngày trong 5 ngày).
Nghiên cứu ánh hương của p H tới sinh trưởng: Các chủng SRB thuần khiết được nuôi trong
môi trường dịch thể kỵ khí có pH khác nhau: pH 4. pH 5. pH 6 . pH 7, pH 8 tại nhiệt độ 30°c.
Sinh trưởng cua SRB được đánh giá thông qua xác định nồng độ sulfide và mật độ quang của
dịch nuôi (OD 6oo) theo thời gian (được xác định 1 lần/ngày trong 5 ngày).
Ngliìên cửu ảnli lutởng của nồng độ m uối tới sinh trưởng: Các chủng SRB thuần khiết được
nuôi trong môi trường dịch thể kỵ khí ơ pH 7, có độ muối NaCl khác nhau là 0, 1, 5. 10, 15, 20.
25 g/L. Sinh trưởng của SRB được đánh giá thông qua xác định nồng độ sulfide và mật độ quang
của dịch nuôi (ODóoo) theo thời gian (được xác định 1 lần/ngày trong 5 ngày).

Ngliiên cửu ảnh hưởng của kim loại nặng tới sinh trưởng: Các chủng SRB thuần khiết được
nuôi trong môi trường khoáng dịch thể (đã được loại oxy) chứa Na-lactate (10 mM) và sulfate
(28 niM) làm chất cho và nhận diện tử duy nhất. Môi trường được khử oxy hoàn toàn bàng cách
bố sung dung dịch ascorbate 1 M (1 ml/L môi trường) thay cho dung dịch Na 2S 1 M như cách
thông thường đế tránh kết tủa kim loại nặng. Các kim loại thường có mặt trong AMD được bổ
sung vào môi trường ờ các nồng độ khác nhau, cụ thể Fe (60, 200, 500 mg/1), Zn (20, 100, 150
mg/l), Cu (20, 50, 100 mg/L), Pb (10, 50, 70 mg/L), Mg (5, 10, 20 mg/L), Mn (20, 50, 100
mg/L). Sinh trưởns của vi khuẩn trong môi trường có sulfate được đánh giá thông qua xác định
lượng sulfate bị khử theo thời gian. Sinh trưởng của vi khuẩn trong môi trường chứa NO:r được
đánh giá thông qua giá trị mật độ quang của dịch nuôi ODóooXác địnli các chất cho điện tử tiềm năng: Các chủng SRB thuần khiết được nuôi trong môi
trường dịch thế kỵ khí có bổ sung các chất cho điện tử khác nhau như lactate, acetate, methanol
(10 mM mồi loại) và sulfate (28 mM) là chất nhận diện tử duy nhất. Sinh trưởng của SRB được
đánh giá sau 5 ngày nuôi cấy thông qua xác định nồng độ sulfide và mật độ quang của dịch nuôi
(ODóoo)Xác địnlt các chất nhận điện tử tiềm năng: Các chủng SRB thuần khiết được nuôi trong môi
trường dịch thể kỵ khí có bo sung lactate (10 mM) là chất cho điện tử và một trong các chất nhận
điện tử khác như Fe(III)-citrate (20 mM). Na-nitrate (5 mM). Dịch nuôi với sulfate (28 mM) là
dối chứng dương. Sinh trưởng cúa SRB được đánh giá sau 5 ngày nuôi cấy thông qua xác định
mật độ quang của dịch nuôi (ODôoũ)Giải trình tự 16S rDNA của các chủng thuần khiết và xác định vị trí phân loại
DNA tổng số của mẫu làm giàu và các mẫu thí nghiệm xử lý AMD trên mô hình được tách chiết
theo phương pháp do Zhou và cộng sự (1996) mô tả với cải biến về nồng độ đệm phosphate
(tăng từ 100 mM lên 120 mM) trong đệm tách (gồm: 100 mM Tris (pH 8 ); 100 mM EDTA (pH
8 ); 120 mM đệm phosphate (Na 2HP 0 4 /NaH 2PƠ 4); 1,5 M NaCl; 1% CTAB). DNA genome của
chủng thuần khiết được tinh sạch theo phương pháp của Marmur (1961).
Đoạn 16S rDNA gần đủ (-1500 bp) của các chủng SRB thuần khiết được khuếch đại trong
phản ứng PCR sử dụng cặp mồi 27F (AGAGTTTGATCCTGGCTCAG) và 1492R
(GGTTACCTTGTTACGACT T) (Weisburg et a i, 1991). Thành phần phản ứng gồm có H 2O
(MQ) 27 |il, đệm lOx 5 J.il, BSA (3 mg/ml) 5 Ịi.1, MgCỈ2 (20 mM) 4 |0,1, dNTP (2,5 mM) 4 ịi\, mồi
27F (50 pmol/^1) 1 JJ.1, mồi 1492R (50 pmol/|il) 1 |il, Taq polymerase (5U/ịil) 1 |il, DNA khuôn
(~ 100 ng/p.1) 1 Ị0.1. Chu trình nhiệt của phản ímg khuyếch đại 16S rDNA như sau: 3 phút biến
tính tại 94°c, 35 chu kỳ gồm các bước tách sợi tại 94° trong 30 giây, bắt mồi tại 55°c trong 45

4


giây và kéo dài chuỗi tại 72°c trong 1,5 phút. Chu trình kết thúc bàng 7 phút kéo dài chuồi tại
72 c v à dìm g ở 20 c .

Sản phẩm PCR được tinh sạch bàng PCR-purification Kit (Bioneer - Hàn Quốc), sau đó
được sử dựna làm khuôn trong phản ứng đọc trình tụ' với ABI Prism BigDye Terminator cycle
sequencing kit và đọc trình tự trên máy tự động 3110 Avant Appied Biosystems. Trình tự gen
sau đó được phân tích, so sánh với trình tự 16S rDNA cùa các loài có liên quan hiện đã công bô
trên Database DDBJ/EMBL/GenBank sử dụng phần mềm BLAST Search. Cây phân loại được
dựng theo phương pháp neighbour-joining (Saitou, Nei, 1987), trong đó định dạng cây được tiến
hành dựa trên 1000 phép so sánh đa chiều (Felsenstein, 1985).
Phân tích thành phần SRB trong mẫu làm giàu
Thành phần vi sinh vật trong mẫu làm giàu được phân tích thông qua phương pháp điện di biến
tính đoạn V3-V5 của 16S rDNA. Theo đó DNA tổng số của mẫu làm giàu được tách chiết theo
phương pháp do Zhou và cộng sự (1996) mô tả với cải biến về nồng độ đệm phosphate (tăng từ
100 mM lên 120 mM) trong đệm tách (gồm: 100 mM Tris (pH 8 ); 100 mM EDTA (pH 8 ); 120
mM đệm phosphate (Na 2HP 0 4 /NaH 2P 0 4); 1,5 M NaCl; 1% CTAB).
Vùng V3 - V5 của 16S 1'DNA với độ dài 550 bp được khuếch đại trong phản ứng PCR sử
dụng cặp mồi GM5F (CCTACGGGAGGCAGCAG)-GC và 907R (CCGTCAATTCCTTTRAGTTT) (Muyzer et a i; 1993). Touch-down PCR với nhiệt độ gắn mồi giảm dần từ
65°c tới 55°c được sử dụng để tăng độ đặc hiệu và giảm sự hình thành các sản phẩm phụ
(Muyzer el al., 1993).
Điện di được tiến hành trên gel polyacrylamide 6% với dải biến tính urea/formamide từ
30% đến 60%. Quá trình điện di được thực hiện bằng bộ điện di DcoderM System (BioRad)
trong đệm TAE, ở nhiệt độ 60°c, tại 200 V, trong 3,5 giờ. Sau khi điện di, gel polyacrylamide
được nhuộm trong dung dịch ethidium bromide (5 mg/ml) trong 30 phút, sau đó rửa nước và
chụp ảnh dưới tia u v trên máy GelDoc (BioRad). Các băng điện di đại diện được cắt, rửa và thôi
trong nước qua đêm tại 4°c. Dịch thôi DNA được dùng làm khuôn để thực hiện phản ứng PCR

như chu trình nhiệt của phản ứng PCR cho DGGE với cặp mồi GM5F (không có kẹp GC) và
907R. Sàn phẩm PCR sau đó được tinh sạch bàng PCR-purification Kit (Bioneer, Hàn Quôc) và
giải trình tự.
Xác định mật độ SRB bằng phương pháp MPN
Mầu chứa SRB được pha loãng trong môi trường khoáng dịch thể kỵ khí (không có cơ chất), sau
đó cấy lên các ống nghiệm chứa môi trường dịch thể kỵ khí (có đầy đủ cơ chất cho SRB) của dãy
MPN. Kết quả đếm được đọc sau 10 ngày, sự có mặt của SRB trong các ống MPN được xác định
bàng phương pháp test nhanh phát hiện sulfide trong môi trường (Cord-Ruwish, 1985).
Xác định nồng độ sulfide
Hàm lượng sulfide trong dịch nuôi SRB được xác định theo phương pháp do Cord-Ruwisch
(1985) mô tả, dựa trên nguyên lý phản ứng giữa ion s 2_ với ion Cu2+ tạo CuS có màu nâu đen
dạng huyền phù, xác định được nhanh ở bước sóng 480 nm. Đường chuẩn được xây dựng cho
dãy dung dịch Na 2 S có nồng độ từ 0 - 20 mM.
Xác định hàm lượng Fe2+
Hàm lượng Fe2T được xác đinh bằng thuốc thử phenanthrolin theo phương pháp chuẩn DIN
38406 El-1 (1983). Mô tả ngắn gọn phương pháp như sau: Mẩu sau khi thu được hạ pH tới 1
bằng dung dịch H 2 SO 4 loãng (1% thể tích). Thêm vào 50 ml mẫu 5 ml dung dịch ammonium
acetate 5,2 M và 2 ml dung dịch hydroxyl ammonium chloride 1,4 M và trộn đều bang vortex
(hỗn hợp cần có pH nằm trong khoảng 3,4 - 5,5, tối ưu là 4,5). Sau đó thêm 2 ml dung dịch
phenanthrolin 21 mM, trộn đều rồi thêm nước cho tới 100 ml, trộn đều và giữ ở nhiệt độ phòng
5


trong 15 phút. Đo mầu tại bước sóng 510 nm, đường chuẩn được tiến hành với dung dịch có
nồng độ Fe2' từ 5 - 50 ị.iM.
Xác định hàm lượng sulfate
Hàm lượng sulfate được xác định theo trọng lượng BaSƠ 4 kết tủa trong phản ứng giữa 1 ml mẫu
với thể tích tương đương dung dịch BaCb 0,2 M và HC1 0,2 M sau khi lọc và sấy khô tới mức
trọns krợng ổn định (Dinh et aỉ., 2004).
Xác định hàm luọng COD và nitơ tông số

Ham lượng COD được xác định theo phương pháp chuẩn TCVN 6491:1999; Nitơ tổng số được
xác định theo phương pháp chuẩn TCVN 8557:2010.
Tạo chế phẩm chứa SRB vi bao trong alginate
Vi khuẩn được nuôi trong môi trường khoáng dịch thể chứa Na-lactate (10 mM) và nitrate (5
mM) là chất cho và nhận điện từ, điều kiện nuôi là 28°c trong thời gian 5 ngày. Đe đảm bảo quá
trình khử nitrate diễn ra tới sản phẩm cuối cùng N 2, chất nhận điện tử NƠ 3- được đưa vào môi
trường nuôi cấy ở nồng độ 5 mM, sau đó bổ sung mỗi 2 ngày một lần (hạn chế quá trình khử
không hoàn toàn dẫn đến tích lũy NO 2” trong môi trường làm ức chế sinh trưởng của vi khuẩn).
Sinh khối SRB được thu từ dịch nuôi thông qua bước ly tâm 5000 vòng/phút trong 10 phút.
Tế bào sau đó được hòa trong dung dịch Na-alginate đã được khử trùng qua màng 0,2 |am và loại
oxy bằng thổi khí N 2 . Nhỏ hỗn hợp tế bào trong dung dịch alginate vào bình đựng dung dịch
CaCh (đã được vô trùng và đuổi oxy bằng khí N 2) trong điều kiện kỵ khí và khuấy liên tục. Sau
đó đậy kín bình và để tĩnh trong 1 giờ để tạo độ cứng cho hạt gel. Tiếp theo, chắt bò dung dịch
CaCỈ2, rửa hạt gel 1 - 2 lần bằng nước cất vô trùng đã loại oxy. Cuối cùng giữ hạt gel trong nước
cất trong bình kín khí có nắp cao su và kẹp nhôm, bảo quản ờ nhiệt độ phòng.
Mật độ SRB trong các hạt geỉ được xác định tại thời điểm 1 ngày sau khi tạo hạt và sau đó
là định kỵ 1 lần/ tháng trong thời gian 6 tháng. Hạt gel được hòa trong dung dịch Na-citrate 0,2
M và đếm số lượng tế bào theo phương pháp MPN sử dụng môi trường khoáng dịch thể kỵ khí
chứa lactate (10 mM) làm chất cho điện tử và sulfate (28 mM) làm chất nhận điện tử. Ống MPN
dương tính được nhận biết thông qua việc tạo ra sản phẩm trao đổi chat sulfide có thể phát hiện
được nhờ phản ứng tạo kết tủa màu đen với dung dịch C 11SO 4 .
Thiết lập thí nghiệm xử lý AMD

Thí nghiệm x ử lý trên mô hình phòng thí nghiệm
Thí nghiệm được tiến hành với nước thải AMD nhân tạo gồm những thành phần như sau: Fe2+
200 mg/L; Cu2+ 10 mg/L; Zn2+ 10 mg/L; Pb2+ 20 mg/L; Ni2+ 10 mg/L; As + 5 mg/L; Ca2+ 80
mg/L; Na 175 mg/L; K+ 20 mg/L; NH 4 7 mg/L; Mg2+ 24 mg/L; PO 43 16 mg/L; SO 42" 2000
mg/L; pH được chỉnh tới 3 bằng dưng dịch H 2SO 4 1 M (Wang et a i, 2003; Kim et al., 2014).
Mô hình phòng thí nghiệm 10 L gồm bốn ngăn nối tiếp có thể tích chứa lần lượt là 2 L, 3,5
L, 2 L và 2,5 L (tổng thể tích là 10 lít). Chức năng của từng ngăn trong hệ thống như sau: ngăn 1

làm chức năng điều hòa, chứa đá dăm tới 1/3 thể tích, ngăn 2 là bể sinh học khử sulfate chứa giá
thể (phoi bào và đá dăm, tới 1/3 thể tích), ngăn 3 là bể kiếu khí được cấp khí liên tục để loại các
kim loại kém kết tủa dưới dạng muối sulfide, và ngăn 4 là bể lắng lọc cát (Hình 1A).
Mô hình phòng thí nghiệm 50 L cũng có cấu tạo tương tự, gồm 3 ngăn có thể tích lần lượt
là 10, 30, 10 lít (tổng thể tích 50 lít) (Hình 1B; mô hình được đặt tại phòng thí nghiệm của Công
ty cổ phần Tin học và Môi trường - Vinacomin). Chức năng của từng ngăn trong hệ thống như
sau: ngăn 1 là bể điều hòa, chứa đá dăm tới 1/3 thể tích, ngăn 2 là bể sinh học khử sulfate chứa
giá thể (phoi bào và đá dăm, tới 1/3 thể tích), ngăn 3 là bể sục khí kết hợp lọc cát. Nước thải
AMD nhân tạo được bơm từ thùng chứa bằng bơm định lượng để vận hành hệ thống theo chế độ
liên tục.
6


Nguồn SRB khởi động bề khử sulfate sinh học là chế phẩm SRS chứa chủng SRB có hoạt
tính khử sulfate cao và chịu được điều kiện pH axit được bố sung vào bế theo tỷ lệ 0,1% thế tích
nước thải trong bế. Cơ chất bổ sung vào bể là cám gạo lên men với tỷ lệ khác nhau nhằm xác
định hàm lượng COD tối ưu cho quá trình khử sulfate trong bể SR.
Nước thải được chuyển qua các be xử lý theo nguyên lý chảy tràn, trong đó riêng từ bế số
1 sang bế số 2 là dòng chảy hướng đáy, còn từ bế số 2 sang các bế tiếp theo là dòng chảy tràn bề
mặt. Thí nghiệm được tiến hành theo chế độ liên tục sau thời gian 5 - 7 ngày khởi động. Hiệu
qua xử lý được đánh giá qua thay đổi của giá trị pH, nồng độ sulfate và các kim loại nặng tại
điểm lấy mẫu sau bể lắng cuối cùng.

Hình 1. Mô hình xử lý A M D trong phòng thí nghiệm.
A - M ô hình 10 lít/ngày: 1 - B ể trung hòa; 2 - B ể khử sulfate sinh học; 3 - B ể sục khí; 4 - B ể láng lọc cát.;
B - Mô hình 50 lít/ngày: 1 - B e trung hòa; 2 ' Be khử sulfate sinh học; 3 - B e sục khí kết họp lọc cát.

Thí nghiệm xử lý trên mô hình pilot
Mô hình pilot có tống thể tích xử lý ~7,2 m Vngày đêm, gồm 3 bể có kích thước bằng nhau 1.5 m
X 1.25 m X 1.5 m (dài X rộng X cao; thể tích chứa nước thải -2 ,4 m3) (Hình 2). Be 1 được nhồi đá

dăm xây dựng (kích thước 2 - 3 cm) tới Vi thể tích, có nhiệm vụ trung hòa một phần pH axit
trong nước thải. Bể 2 (bể khử sulfate sinh học) chứa lớp phoi bào và đá dăm (tới ‘/2 thể tích), là
giá thể cho SRB sinh trưởng trong bể, đồng thời là nguồn cacbon nhả chậm cho nhóm vi khuẩn
này. Bế 3 là bế hiếu khí (có hệ thống sục khí ở đáy) để loại một số kim loại khó kết tủa với
sulfide như Al, Mn. Nước thái đi ra từ bể 3 sẽ được đưa vào hồ chứa đế lắng và ổn định trước khi
xả vào hệ thống thoát nước chung.

H ìn h 2. M ô hình pilot xử lý A M D . A - S ơ đồ m ô hình; B - M ô hình ngoài thực tế

7


Mô hình pilot được đặt tại nhà máy chế biến thiếc ở Thiện Kế (Thái Nguyên) do
Vinacomin quản lý. Nước thải của nhà máy có các thành phần ô nhiễm chính như sau: Cu2t
16,32 mg/L; Mn2+ 10,9 mg/L; Fe2 143,1 mg/L; S 0 42~ 982,7 mg/L; pH 2,8 - 3,2. Nước thải có
hàm lượng cacbon rất thấp, COD 28,6 mg O 2/L, BOD5 17,6 mg O 2/L. Nguồn SRB khởi động bể
khử sulfate sinh học là chế phẩm SRS, được bổ sung vào bể theo tỷ lệ 0,1% thể tích. Hệ thống
được vận hành theo chế độ liên tục, chất lượng nước thải sau xử lý (mẫu nước thu tại đường xả
sau bể số 3) được đánh giá theo các phương pháp quy chuẩn tại phòng thí nghiệm của Công ty cố
phần Tin học và Môi trường - Vinacomin.

4. Tổng kết kết quả nghiên cứu
4.1. Làm giàu và phân lập SRB
Các mầu làm giàu SRB sử dụng nguồn nước thải khác nhau gồm có E1 (nước thải chế biến thủy
sản), E2 (bùn bế biogas), E3 (nước thải sau biogas), EA (bùn thải axit từ mỏ volfram), trong đó
mỗi mẫu được đặt song song ở hai điều kiện pH khác nhau là 5 và 6 . Ớ điều kiện làm giàu (môi
trường khoáng kỵ khí chứa Na-lactate và sulfate, 28°C), sinh trưởng của SRB trong các mẫu làm
giàu được nhận biết sau 5 - 7 ngày nuôi cấy, thể hiện rõ qua hàm lượng hàm lượng sulfide được
tạo thành trong dịch làm giàu, làm dịch nuôi chuyển màu đen (Hình 3A). Sinh trưởng của SRB
ổn định qua các bước cấy truyền sau mỗi 5 - 7 ngày, đạt mức cao nhất ở lần cấy truyền thứ tư

(Hình 3B). Có thể nhận thấy ở điều kiện pH 6 mẫu làm giàu E1 thể hiện hoạt tính khử sulfate cao
hơn các mẫu còn lại, trong khi đó ở điều kiện pH5 mẫu EA có hoạt tính khử sulfate cao hơn hắn
ba mẫu còn lại. Do vậy hai mẫu làm giàu E1 (ở pH 6 ) và EA (ở pH 5) được sử dụng để phân lập
các chủng SRB thuần khiết có khả năng chịu pH thấp.

H ìn h 3 . Làm giàu SR B ở điều kiện pH thấp.
A - B ình làm giàu; B —H àm lượng sulfide tạo thành trong các mẫu làm giàu (đo ở lần cấy truyền thứ 4).

Quá trình phân lập được tiến hành theo phương pháp dãy ống thạch bán lỏng chứa môi
trường có pH 6 đối với mẫu làm giàu E1 và pH 5 đối với mẫu làm giàu EA. Sau 5 - 7 ngày, các
khuẩn lạc riêng rẽ màu xám đen xuất hiện trong ống thạch (Hình 4A) với hình thái khác nhau
(Hình 4B, 4C).

H ìn h 4. Phân lập SR B từ các mẫu làm giàu. A - SR B tạo các khuẩn lạc trong ống thạch bán lỏn g kỵ khí;
B, c - H ình thái khuẩn lạc SR B đại diện đã được tách riêng và tinh sạch

8


Từ hai mẫu làm giàu E1 và EA, tống cộng năm chủng SRB được phân lập dựa trên hình
thái khác nhau của khuấn lạc (Bảng 1). Vị trí phân loại của các chủng SRB mới phân lập so với
các loài SRB có liên hệ gần gùi dựa trên trình tự gần đủ của 16S rDNA được biểu diễn trên cây
phát sinh chủng loại (Hình 5). Trên cơ sở so sánh tìn h tự gen 16S rDNA, các chủng SRB mới
phân lập được định danh tương ứng là Desulfomicrobium sp. SR2, Desulfobulbus sp. SR3,
Desulfovibrio sp. SR4, Desulfovibrio sp. S4 và Desulfovibrio sp. S10.

Bảng 1. Các chủng SRB thuần khiết phân lập được từ các mẫu làm giàu E1 và EA
M ẩu
làm
giàu

Chủng
p h ân
lập
SR 2

H ìn h th ái
k h u ẩn lạc

L oài gần gũ i n h ấ t
(T ỷ lệ tương đồng v ề trình
tự gần đủ của 16S rD N A )

H ìn h th á i tế bào
Trực khuân, có độ dài
khác nhau tày thuộc thời
gian và điều kiện nuôi
cấy. K ích thước tế bào
nhỏ nhất 1x3,5 um,
không ch u yên động.

SR 3

Hình múi
khế 3
canh, màu
đen

D esu lfobu lbu s p ro p io n icu s
(98% )

O val đơn hoặc xêp
chuỗi, kích thước 1*1,52 um , chuyển động
chậm.

SR4

Hình đĩa
lồi 2 mặt,
màu đen

D esu lfo vib rio m cigneticus
(98% )

Phây khuân, kích thuớc
1x2-3 um , chuyển động
nhanh.

E1

V

-

ỉ'- -

'

< * > ì.

1
i"

&

4
-A ‘
V 1

Í
r*

S 10

Hình đĩa
lồi 2 mặt,
màu đen

D esu l/o vib rio

Phẩy khuẩn, kích thước

a lco h o lvo ra n s (99% )

2* 6 um , chuyển động
nhanh.

.

S4

Hình đĩa
lồi 2 mặt,
màu đen

D esu lfo vib rio oxam icu s
(99% )

—**

< sV

V

Phây khuân, kích thước
0,6 X 2 ,7 )im, chuyển
động nhanh

ầ

'J

.V - '
s

k

EA

I

-S S N l

1

D esu lfom icrobiu m
bacu latu m (98% )

1

Hình múi
khế 4
cạnh, màu
đen

"

*0

J
' *>
•

<■ \

'

ỵ

<' ’

9


E coll
-S R 4
840

IP
9S2

6"5
Li
100

D esulfovibrio magi 1Ctic US (si 44439643)
DcsIll/oribrio fi uctosironvis (si 265678397)
Desitlforibrio alcoholiroiW ts (si 310975266)
S10

D es I I I fori brio gigếis (21 3432050*^9)
1 GQQI------ D e s u l fo v i b n o p ig e r ( s ,i 3 4 3 2 0 1 0 9 1 )
'5 6

im.

995

I-----Desiilforibrio I------Desitifoxibvio n ilz m ts (si 343201140)

I— D esnlfinibrio loHgivachetisis (21695189598)
ĩõõẬr-Dcs IIIfori brio oxamicns (21 343 i 98744)
612LS4

$ 52

1000
1000

0 05

SR2
5"6 --Desiilfoinicmbiiim
Inpwzeiimi (sũ|4838529)
JIrD esulfom icrobiiim apsheiw m m (gi 219846437)

— D esiilfomicm bi Hill iiorvegicum (2i|2198"826$)
-Desiiifomictvbiinii bacuiatutn (gi 343201293)
----------D esnlfococats m illinoraits (21 343201134 )
Desulfobnibiis japonicus (gi 343200290)
De sillfob IIIbus rhabdofonnisigi 3046327)
1000

— SR3

Lk’s IIIfob IIIbus elongútus (gi 26567S997)
Desiilfobtilbus ptxipioitictis (si|343202595)

H ìn h 5. Cây phát sinh chủng loại neibourgh jo in in g dựa ừ ên trình tự 16S rD N A gần đủ của các chủng SRB m ới
phân lập so sánh vớ i các loài SR B cỏ quan hệ gần gũi. E sch erich ia c o li (y-P ro te o b a c te ria ) được chọn làm outgroup.

4.2. Lựa chọn các chủng SRB có khả năng sinh trưởng ở điều kiện pH thấp
Thí nghiệm được tiến hành trên môi trường dịch thể kỵ khí có sulfate (28 mM) làm chất nhận
điện tử và lactate (10 mM) làm chất cho điện tử, pH trong khoảng từ 4 - 8 (chỉnh bằng HC1 hoặc
Na 2C 0 3 ), nuôi ở 30°c.

A Sinh trưởng (ODóoo)
I— 1Sulfide sinh ra (mM)

0 .5

0.4
0.3 g

i

0.2 Õ
0.1

0

H ình 6. Ả nh hưởng của pH tới sinh trưởng và hoạt tính khử sulfate của các chủng SR B m ới phân lập

Kết quả (Hình 6 ) cho thấy ba chủng SR2, SR3, SR4 phân lập từ mẫu làm giàu E1 có pH
ban đầu là 6 nên hoàn toàn không sinh trưởng hay tạo sulfide ở pH < 6 . Hai chủng SR2 và SR4
sinh trưởng tốt tại pH 6 , 7, 8 , tuy nhiên SR2 chỉ tạo nhiều sulfide ở pH 7 và 8 (cao nhất tại pH 8 ),
10


trong khi đó SR4 tạo nhiều sulfide tại cả pH 6 . Chủng SR.3 mẫn cảm hơn với pH axit, hầu như

không sinh trưởng ở pH < 7, sinh trưởng cao nhất và tạo sulfide nhiều nhất ở pH 8 .
Hai chủng S10, S4 phân lập từ mẫu làm giàu EA có pH ban đầu là 5 nên thể hiện khả năng
chịu pH axit cao hơn. Mặc dù sinh trưởng và tạo sulfide rất cao ở pH 7 và 8 , hai chúng này còn
có thế sinh trưởng ở các điều kiện pH 5 và 6 . Đặc biệt, chủng S4 có khả năng tạo sulfide ở pH 5
và 6 cao hơn đáng kể so với cả bốn chủng còn lại khi được nuôi cấy ở cùng điều kiện. Như vậy,
trong số 5 chủng SRB mới phân lập, hai chủng Desulfovibrio spp. S4 và S10 phânlập từ mẫu
làm giàu EA thể hiện khả năng thích nghi tốt nhất với điều kiện pH thấp.
So với mẫu làm giàu EA, khả năng khử sulfate ở điều kiện pH thấp (pH 5) của chủng S4
còn cao hơn (Hình 7A). Lượng sulfate trong môi trường bị khử bởi chủng S4 sau 10 ngày nuôi
cao hơn so với mẫu làm giàu EA nuôi ở cùng điều kiện. Phân tích thành phần vi khuẩn trong
mâu làm giàu EA bằng phương pháp DGGE đoạn 16S rDNA cho thấy điều kiện làm giàu ở pH 5
khá ngặt nghèo đối với vi khuấn khử sulfate, do vậy chỉ có hai nhóm vi khuẩn chính được tích
lũy trong mẫu làm giàu này. So sánh với chủng thuần khiết S4 và S10 được phân tích đồng thời
trên gel điện di biến tính, có thể thấy hai chủng này đại diện cho hai nhóm vi khuẩnchiếm ưu thế
đã được tích lũy trong mẫu làm giàu EA (Hình 7B).
S4

EA

M

EA

Im

i

S10
•

*

»'••• ■«

B
H in h 7. So sánh mẫu làm giàu E A và các chủng SR B chịu pH thấp phân lập từ đây. A - H oạt tính khử sulfate
của m ẫu làm giàu E Ạ v à chủng D esu lfo vib rio sp. S 4 tại pH 5 (kết quả là g iá trị trung bình của hai lần đo); B - Gel
điện di biến tính phân tích đoạn 16S rD N A từ m ẫu là giàu E A và các chủng phân lập S4, S10.

4.3. Nghiên cứu các đặc điểm sinh lý của hai chủng S10 và S4
Nghiên cứu ảnh hưởng của độ mặn trong môi trường tới sinh trưởng của hai chủng S10 và S4
(Hình 8 ) cho thây chủng S10 sinh trưởng tốt và có hoạt tính khử sulfate cao ở các nồng độ muối
< 5 g/1, cả hai đặc tính này đều giảm dần ở các nồng độ muối > 5 g/1 (Hình 8 A). So với chủng
s 10, chủng S4 có khả năng thích nghi ở nồng độ muối cao hơn. Chủng S4 sinh trưởng tốt và có
hoạt tính khử sulfate cao ở nồng độ muối < 1 0 g/ 1; hoạt tính khử sulfate giảm mạnh ở nồng độ
muối > 10 g/L và gần như bị ức chế hoàn toàn ở nồng độ muối > 20 g/L (Hình 8 B).

H ìn h 8. Ảnh hường của n ồn g độ m uối tới sinh trưởng v à hoạt tính khử sulfate của các chủng S 1 0 và S4 (kết quả là
g iá trị trung bình củ a hai lần đo).

11


Ngoài khả năng sử dime sulfate làm chất nhận điện tử cuối cùng đế oxy hóa các hợp chất
hữu cơ đơn giản và tích lũy năng lượng, nhiều loài SRB còn có khả năng sinh trưởng với các
chất nhận điện tử khác như NO 3”, Fe3+, hay thậm chí là oxy (Rabus et c i l 2006). Khả nãng sử
dụng các loại chất cho và nhận điện tử khác nhau là một trong các đặc tính đại diện cho các
nhóm phân loại ỏ SRB, có vai trò quan trọng quyết định khả năng thích nghi và cạnh tranh trong
môi trường tự nhiên.
Trong nghiên xác định các chất cho điện từ tiềm năng, các hợp chất hữu cơ đại diện thuộc

nhóm axit hữu cơ bay hơi (acetate, lactate), họp chất có vòng thom (benzoate) hay rượu bậc thấp
(methanol, ethanol) được sử dụng để nuôi vi khuẩn trong điều kiện khử sulfate. Ngược lại, trong
thí nehiệm nghiên cứu các chất nhận điện tử tiềm năng lactate (10 mM) được sử dụng để nuôi vi
khuẩn trong điều kiện nitrate, Fe3+ hoặc oxy làm chất nhận điện từ duy nhất (Bảng 2).
Kết quả nghiên cíai cho thấy chủng S10 mang đặc điểm sinh trưởng đặc trưng của chi
Desulfovibrio là sử dụng lactate như chất cho điện tử tối ưu, oxy hóa không hoàn toàn lactate
(đến acetate) nhưng không oxy hóa acetate đến CO 2 . Đặc biệt chủng S4 lại có khả năng oxy hóa
acetate ở mức thấp, đặc tính này đã được công bố hy hữu ở một vài chủng Desulfovibrio spp.
riêng biệt như D. dechloracetivorans (Sun et al., 2000). Cả hai chủng S10 và S4 có khả năng sử
dụng rượu bậc thấp (ethanol, methanol) và trong một số trường hợp sử dụng họp chất hữu cơ
chứa vòng thơm như benzoate.
Bảng 2. Khả năng sinh trưởng của hai chủng S10 và S4 vói các chất cho và nhận điện tử
khác nhau
Chất cho/nhận điện tử
Chât cho điện tử
(để khử sulfate)

Chât nhân điên tử
(đê oxy hóa lactate)

Lactate
Acetate
Methanol
Ethanol
Benzoate
Sulfate
Nitrate
Fe
Oxy

Chủng SRB
S4
+++
+
+
++
+
+++
+++

Sin
+++
-

+
+++
+
+++
+++
++
-

Chú thích: +++ sinh trưởng tốt; ++ sinh trưởng trung binh; + sinh trưởng kém; - không sinh trưởng.

Như vậy, hai chủng S10 và S4 là các vi khuẩn kỵ khí bắt buộc, hoàn toàn không sinh
trưởng trong điều kiện hiếu khí. Ngoài sulfate thì hài chủng này còn có khả năng sử dụng nitrate
làm chất nhận điện tử cuối cùng. Quá trình khử sulfate và Fe3+ diễn ra ở mức hiệu điện thế oxy
hóa khử tương đương nhau trong tự nhiên (-200 mV), chủng S10 có thể khử Fe3+ như nhiều loài
SRB khác, tuy nhiên chủng S4 không có khả năng này. Khi ứng dụng trong xử lý AMD, đặc tính
này là ưu điểm giúp cho vi khuẩn khử sulfate vừa có thể linh hoạt hơn trong việc tìm kiếm chất

nhận điện tử để sinh trường (SƠ 42- hoặc NO 3”), nhưng không tạo Fe2+ từ quá trình khử Fe3+.
Có thể thấy rằng so với chủng s 10, chủng S4 có nhiều đặc điểm sinh lý phù hợp hon cho
việc ứng dụng phát triển sản phẩm hỗ trợ công nghệ xử lý AMD. Do vậy khả năng sinh trường
trong môi trường có hàm lượng kim loại nặng cao của chủng S4 được nghiên cứu chi tiết. Các
nghiên cứu về ảnh hưởng của kim loại tới sinh tarởng của SRJB đã công bố trước đây cho thấy
nhóm vi khuẩn này thường có khả năng chịu được sự có mặt của kim loại nặng trong môi trường
cao hơn đa số các loài vi khuẩn khác do tạo kết tủa sulfide kim loại trong quá trình sinh trường
(Cabera et al., 2006).

12


ĐC

Cu

M il

20mg 50 mg 100mg

20mg 50mg lOOmg

vi- 12

60 mg 200m g 500mg

20mg !00 mg l5 0mg

5rng

!C)m g2ũmg

2 0 mg 50mg 7 0 rng

H ám ta m e io n la in lo ạ i ti'0112111ÓX tnrcnig (m g /L )

Hình 9. Lượng S 0 42“ bị khử do cluing S4 trong môi trường có mặt ion kim loại ỏ’ các nồng độ khác nhau. Đối chứng
(ĐC) là thí nghiệm vi khuẩn được nuôi trong điều kiện tối ưu, không bố sung ion kim loại.

Trong nghiên cứu này, sắt có ảnh hưởng thấp nhất tới sinh trưởng của chủng S4. Hoạt tính
khử sulfate của chủng này hầu như không bị ảnh hưởng khi hàm lượng Fe2+ ở mức 200 mg/L, và
chỉ giảm -20% so với đối chứng ở điều kiện chuẩn khi hàm lượng Fe2+ ở mức 500 mg/L. Khả
năng sinh trưởng tốt trong môi trường có hàm lượng Fe2+ cao khá phổ biến ở các loài SRB, tuy
nhiên một số nghiên cứu công bố ngưỡng giới hạn ở mức ~60 mg/L (Lee, Characklis, 1993). So
với sắt, các kim loại khác có ảnh hưởng rõ rệt hơn tới sinh trưởng của chủng S4. Zn2+ ức chế
-50% hoạt tính khử sulfate cúa chủng S4 đáng kể ở nồng độ 100 mg/L và gần như ức chế hoàn
toàn ờ nồng độ 150 mg/L; Cu2+ và Mn2+ ức chế ~ 40% hoạt tính khử sulfate của chủng này ở
nồng độ 100 mg/L. Kết quả này tương đương với một số kết quả đã công bố, theo đó IC 50 của
Cu2+ và Mn2+ đối với SRB được xác định ở mức -100 mg/L (Song et al., 1998). Mg2+ ở các
nồng độ thử nghiệm < 20 mg/L ảnh hường không nhiều tới hoạt tính khừ sulfate của chủng S4,
chỉ giảm nhẹ (-10% ) ở nồng độ 20 mg/L. Trong một số nghiên cửu khác, Mg2+ được chímg
minh là còn có tác dụng kích thích sinh trường của SRB khi được bổ sung vào môi trường (Cao
et al., 2009). Chì là kim loại có tính độc cao đối với nhiều loài vi sinh vật, trong đó có SRB.
Trong nghiên cứu này, hoạt tính khử sulfate của chủng S4 giảm -40% khi có mặt Pb2' trong môi
trường ờ nồng độ 70 mg/L. Mức độ thích nghi này ở chủng S4 tuy nhiên thấp hơn so với hỗn hợp
chủng SRB trong bể khử sulfate hoạt động ở pH trung tính (Kiều Quvnh Hoa và cs., 2013).
Chủng Desulfovibrio sp. S4 mang các đặc tính sinh học phù hợp để cạnh tranh và sinh
trưởng trong điều kiện môi trường của hệ thống xử lý AMD như (i) khả năng sinh trưởng trong
môi trường có nồng độ muối < 10 mg/L và phổ pH rộng (từ 5 - 8), (ii) khả năng khử SO 42’ và
NO 3- nhưng không khử Fe3+ và (iii) sinh trưởng khá tốt (mức độ ức chế < 50%) trong môi

trường có hàm lượng Fe2+, Zn2+, Cu2+, Mn2+, Pb2+ ở mức giới hạn ức chế đối với nhiều loài SRB.
Chủng S4 có trình tự 16s rADN được đăng ký tại ngân hàng gen DDBJ với số hiệu LC 186051 và
được lun giữ tại Bảo tàng giống chuẩn vi sinh vật Việt Nam với mã số VTCC-B-2180.
4.4. Nghiên cứu tạo chế phẩm SRS chứa chủng S4 vi bao trong màng polymer sinh học
Chủng S4 được nuôi tăng sinh trong môi trường khoáng dịch thể chứa Na-lactate (10 mM)
làm chất cho điện tử và NO 3- (5 mM) làm chất nhận điện tử thay cho sulfate để tránh tạo ra sản
phẩm trao đổi chất H2 S độc hại với môi trường. NO 3- được bổ sung định kỳ sau mỗi 24 giờ để
tạo điều kiện cho quá trình khử nitrate diễn ra hoàn toàn tới sản phẩm cuối cùng là N 2 , không
tích lũy sản phẩm trung gian NO 2- có tính độc đối với tế bào vi khuẩn. So với sinh trưởng trong
điều kiện khử sulfate, chủng S4 sinh trưởng trong điều kiện khử nitrate ở mức tương đương,
thậm chí tốt hơn, đạt ODôoo cao nhất ở mức -0,16 sau 3 ngày nuôi (Hình 10A). Mật độ tế bào
trong dịch nuôi đạt 7,8 X 109 MPN/ml theo kết quả đếm bằng phương pháp MPN.
Sinh khối tế bào sau đó được thu bằng ly tâm khi dịch nuôi đạt giá trị O D ôoo ~ 0,16 sau 3
ngày ở điều kiện tối ưu. Để tăng hiệu quả lắng của tế bào trong quá trình ly tâm, glycerol được
13


bổ sung vào ống ly tâm theo tỷ lệ 5% của thể tích dịch ly tâm. Sinh khối sau đó được hòa trong
môi trường khoáng kỵ khí dịch thể (không có cơ chất) với lượng tương đương 1 /1 0 thê tích dịch
nuôi để chuẩn bị tạo hạt.

Quá trình tạo hạt alginate vi bao tế bào S4 được thực hiện trong điều kiện kỵ khí hoàn toàn,
tạo ra các hạt gel hình cầu, kích thước khá đồng đều với đường kính ~ 2,5 mm (tương đương với
thế tích ~ 5 mm 3 mồi hạt) (Hình 10B). Sản phẩm hạt gel có tên là SRS (Sulfate Reducing Seed)
được giữ trong môi trường nước cất trong bình kín khí có nắp cao su và kẹp nhôm và bảo quản ở
nhiệt độ phòng (Hình 10C).
02

0 16

Thói gian (ngáy)
H ìn h 10. Tạo chế phẩm SR S chứa chủng D esu lfo vib rio sp. S 4 vi bao trong hạt alginate.
A - N u ô i tăng sinh chủng S4 trong điều kiện khử nitrate; B - Hạt gel alginate vi bao tế bào chủng S4;
chế phẩm ở điều kiện kỵ khí hoàn toàn.

c

- Bảo quản

SỐ lượng tế bào ừong mồi hạt gel được xác định bằng phương pháp MPN tại thời điểm đầu
và mỗi tháng một lần trong thời gian 6 tháng. Tại mồi thời điếm kiểm tra, hai hạt gel được lựa
chọn ngẫu nhiên và kiếm tra độc lập, kết quả là giá trị trung bình từ hai hạt. Ket quả cho thấy mật
độ tế bào ổn định sau 3 tháng ở mức 1,1 - 1,2 x i o 9 MPN/ml và giảm 1 số mũ còn ~5 X 108
MPN/ml sau 6 tháng bảo quản (Bảng 3).
Bảng 3. Kiểm tra mật độ tế bào sống của chủng S4 trong chế phấm SRS
Thời gian

2,2

109
o

Os

1,1
5,3

X
X

Mới tạo hạt
1 tháng
3 tháng
6 tháng

Số lượng tế bào (MPN/ml)

X

109
108

X

Bên cạnh đó, hoạt tính khử sulfate của chủng S4 trong các hạt gel cũng được duy trì khá ốn
định qua thời gian bảo quản. Mỗi hạt gel được lựa chọn để kiểm tra được đưa vào bình serum
chứa môi trường khoáng dịch thể có lactate (10 mM) và sulfate (28 mM). Tại thời điểm kiểm tra
6 tháng, dịch nuôi của chủng S4 sau 4 ngày nuôi đạt mật độ quang ODóoo ở mức 0,128; lượng
sulfide tạo ra đạt 3,94 mM (126,08 mg/L), tương đương với mật độ quang và lượng sulfide tạo ra
khi chủng này sinh trưởng trong điều kiện tối ưu với mức cấp giống ban đầu là 1 0 % thể tích.

4.5. T hử nghiệm áp dụng chế phẩm SRS để xử lý AMD
Tối ưu quy trình xử lý trên mô hình 10 L
Mô hình 10 L với lưu lượng thải 3 L/ngày được lựa chọn đế tiến hành thí nghiệm xác định lượng
cacbon tối ưu cho quá trình vận hành xử lý AMD nhân tạo, từ đó xây dựng quy trình xử lý ở các
quy mô lớn hơn. Nguồn cacbon sử dụng trong nghiên cứu là cám gạo lên men tự nhiên, được bố
sung vào bể khử sulfate (Hình 1A, 1B) để đạt các nồng độ COD khác nhau, cụ thể là 0,01%
(COD = 1 1 4 mg/L), 0,05% (COD = 279 mg/L), 0,1% (COD = 368 mg/L). Chế phẩm SRS được
bổ sung vào khử sulfate theo tỷ lệ 0 , 1 % (w/v).
14

Trước khi vận hành, nước thải AMD nhân tạo được đưa vào bê trung hòa sô 1 và bê khử
sulfate số 2, đê tĩnh 5 ngày cho tới khi có hiện tượng khử sulfate. Sau đó hệ thống được vận hành
theo chế độ liên tục với lưu lượng thải là 140 ml/giờ (tương dương 3.36 1/ngày), theo đó thời
gian lưu của nước thai trong bể khư sulfate là hệ thống là 71.4 giờ (~3 ngày). Tại mỗi diều kiện
COD. hệ thống được theo dõi liên tục trong 9 ngày, các yêu tố ô nhiễm được phân tích từ mâu
nước lấy ở đầu ra cua hệ thống ờ ngày thứ 6 cua thí nghiệm (Bang 4).
Bảng 4. Kết quả nghiên cứu xử lý AMD nhân tạo trên mô hình 10L trong phòng thí nghiệm
Yếu tố ô
nhiễm
(mg/L)
COD
bod5
pH
Fe2+
s o 42Cu2+
Zn2+
Pb-+
As (tông)
X T *2 +
Ni

AMD
nhân tao
(đâu vào)
—
—

3

188,44
1152
5,520
11,30
4,2
3,17
7,4

Kêt quâ xử 1ý AMD nhân tsLO ỏ’ các điều
kiên c DD khác nhau đầu ra)
368 mg/L
114 mg/L
279 mg/L
34
54
95
2
40
5
6 ,8 - 7
7
6 ,5 -6 .8
0
2,33
0,1
782,4
947,6
865
0,0055
0.0413

0,0351
2,34
0,0308
3,320
0,0009
0,0094
0,0139
0,0418
0,0141
0,0255
0,0373

QCVN
40:2011/BTNMT
Loại B
Loại A
150
75
30
50
6 -9
5 ,5 - 9
1
5
-

-

2
3

0,1
0,05
0,2

2
3
0,5
0,1
0,5

Kết quả cho thấy ở điều kiện COD 368 mg/L (theo tỷ lệ cám lên men đưa vào là 0,1% thể
tích) hệ thống xử lý đạt hiệu quả cao nhất, các yếu tố ô nhiễm trong nước thải AMD nhân tạo
đều được loại tối đa, đạt dưới giới hạn cho phép dành cho nước thải loại A theo QCVN
40:2011/BTNMT.
Tại điều kiện COD ~ 370 mg/L, mô hình được thừ nghiệm vận hành với các lưu lượng
nước thải cao hơn. cụ thế là 210 ml/giờ (tương đương với thời gian lưu -4 8 giờ) và 420 ml/giờ
(tương đương với thời gian lưu ~24 giờ). Trong thí nghiệm này chỉ có ba yếu tố được theo dõi,
gồm pH, hàm lượng S 0 42- và Fe2+ (Bảng 5).
Bảng 5. Kết quả xử lý AMD trên mô hình 10 L ở các điều kiện lưu lượng thải khác nhau
Yêu tô ô
nhiễm
(mg/L)
pH
Fe

so 42-

AMD
nhân tao
(đâu vào)

3
188,44
1152

Kêt quả xử ]ý AMD nhân tạ 0 ử các điêu
kiên lưu lư(rng thải khác n lau (đầu ra)
210 ml/giờ
420 ml/giờ
140 ml/giờ
6,5
5,8
7
14,5
0
3,7
782,4
986,7
897,3

QCVN
40:2011/BTNMT
Loai A
Loại B
6 -9
5 ,5 - 9
1
5
-

-

Như vậy, khi tăng lưu lượng thải lên 210 ml/giờ (thời gian lưu giảm còn ~2 ngày) thì hiệu
quả xử lý của hệ thống giảm, hàm lượng Fe2+ sau xử lý đạt mức cho phép của nước thải loại B.
Khi tăng lưu lượng thải lên tới 420 ml/giờ (thời gian lưu giảm còn ~1 ngày) thì hiệu quả xử lý
AMD của hệ thống giảm rõ rệt, hàm lượng Fe2+ trong nước thải sau xử lý vượt giới hạn cho phép
của nước thải loại B.
Kết quả có được từ thí nghiệm trên mô hình 10 L cho thấy hệ thống được khởi động tốt với
chế phẩm SRS sau thời gian 5 ngày và có thể vận hành ổn định với lượng COD cần bổ sung ở
mức tối ưu ~ 370 mg/L. Vận hành hệ thống với lưu lượng thải 140 ml/giờ, thời gian lưu của
nước thải tương ứng là ~3 ngày, cho phép xử lý nước thải AMD nhân tạo đạt loại A về tất cả các
chỉ tiêu phân tích. Tăng lưu lượng thải gấp 1,5 lần (210 ml/giờ) để vận hành với thời gian lưu ~2
ngày giảm hiệu quả xử lý đạt loại B.
15


Nghiên cứu x ử lý AMD nhãn tạo trên mô hình 50 L
Tại mô hình 50 L, bế khử sulfate SR được thiết kế với thể tích gấp 3 lần (30 lít) so với bê trung
hòa và bể lắng (mỗi bể 10 lít) nhằm tăng giai đoạn khử sulfate trong toàn bộ quá trình xừ lý.
Điều kiện vận hành tối ưu ở mô hình 10 L được áp dụng đôi với 111Ô hình 50 L, cụ thể là COD
370 mg /L (0,1% v/v cám lên men), 0,1% chế phẩm SRS (w/v). Hệ thống được vận hành liên tục
trong 7 ngày ở chế độ lưu lượng thải 1 lít/giờ (thời gian lưu ~ 2 ngày) sau đó chuyển sang chế độ
vận hành 2 lít/giờ (thời gian lưu ~ 1 ngày). Mầu nước thải sau xử lý được thu tại ngày thứ 7 sau
khi chuyển sang chế độ vận hành 2 lít/giờ và phân tích tại phòng thí nghiệm của Công ty cổ phần
Tin học và Môi trường - Vinacomin (Bans, 6 ).

Bang 6 . Kết quả xử lý AMD trên mô hình 50 L
Yếu tố ô
nhiễm (mg/L)
COD
BODs

pH
Fe
S 0 42Cu2+
Z rf+
Pb2+
As (tông)
Np

Kết quả xử lý AMD nhân
tạo (lưu lượng thải 2 lít/h)

AMD nhân tạo
(đầu vào)
—

68

—

26

3
188,44
1152
5,520
11,30
4,2
3,17
7,4

6 .8

4,2
976,5
0,7
0,65
0 ,2 1

0,032
0,13

QCVN
40:2011/BTNMT
Loại B
Loại A
150
75
50
30
5 ,5 - 9
6 -9
5
1
-

-

2

2

3
0,1

3
0,5

0,05

0,1

0 ,2

0,5

Kết quả cho thấy vận hành mô hình 50 L với thể tích bể khử sulfate lớn hơn cho phép tăng
lun lượng thải lên 2 lít/giờ (tương đương 48 lít/ngày đêm) với thời gian lưu tương ứng là 1 ngày
và đảm bảo hiệu quả xử lý đạt loại A đối với hầu hết các chỉ tiêu phân tích, trừ hàm lượng Fe2+
và Pb đạt loại B (QCVN 40:2011/BTNMT).

Nghiên cứu x ử lý AMD trên mô hình pilot
Khởi động bế khử sulfate của mô hình pilot
Nước thải từ nhà máy chế biến thiếc Thiện Kế được đưa vào bể trung hòa và bể khử sulfate
ở mức 1/2 thể tích. Chế phẩm SRS được bổ sung vào bể theo tỷ lệ 0,1% thể tích làm nguồn vi
khuân khử sulfate đê khởi động quá trình khử sulfate sinh học tại đây. Rỉ đường cũng được bô
sung vào bê theo tỷ lệ 0,5 ml/L làm nguôn cơ chât cho SRB sinh trưởng. Sau 7 ngày, hệ vi khuân
khử sulfate trong bê đã được thiêt lập, làm giảm hàm lượng sulfate trong môi trường, đông íhời
tăng pH của nước thải (Hình 11). Như vậy sử dụng chế phẩm sinh họcchứa vi khuẩn SRB thích
nghi cao với điêu kiện AMD đã cho phép rút ngăn thời gian khởiđộng từ 4 - 6 tuân (Doshi,
2006; Kieu Quynh Hoa et a i, 2013) xuống còn 1 tuần.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

Thời gian (ngày)
H ình 11. Khỏi động bể khử sulfate sinh học trong m ô hình pilot xừ lý A M D từ nhà m áy thiếc Thiện Kế

16


Vận hành xử lý theo mẻ
Sau khi hệ SRB trong bể khử sulfate được hoạt hóa, mô hình pilot được vận hành trước
tiên theo chế độ mẻ. Nước thái từ nhà máy chế biến thiếc Thiện Ke được đưa vào bể 1 và 2 của
mỏ hình với lưu lượng 100 lít/giờ, sau đó giữ tĩnh trong 6 ngày tiếp theo. Nước thải trong bê khử
sulfate được thu mỗi ngày và phân tích về các thành phần hóa học tại phòng thí nghiệm của

Công ty cổ phần Tin học và Môi trường - Vinacomin (Hình 12; kết quả phân tích là giá trị trung
bình của 2 lần đo).
Kết quả phân tích cho thấy hệ thống đã loại được các yếu tố ô nhiễm một cách hiệu quả.
Nước thai được đưa vào mô hình ở lun lượng 100 lít/giờ, do vậy sẽ có thời gian ~24 giờ tiếp xúc
với lớp đá vôi trong bể trung hòa, sau đó 72 giờ lưu trong bê khử sulfate và tiếp xúc với các sản
phàm trao đôi chất cua SRB có độ kiềm cao như HS" và HCC>3~. Theo đồ thị tại Hình 12A. pH
tăng từ ~ 3 tới 5.4 sau ngày đầu tiên, sau đó tăng lên ~7 sau ngày thứ hai. sau đó tàng chậm ở
những ngày tiếp theo, đạt -7.3 ơ cuối kỳ xử lý.
Đe quá trình khử sulfate trong bể SR có thế được kích hoạt và đạt hiệu quả cao trong thời
gian ngắn, ri đường được bổ sung liên tục cùng với nước thải ở hàm lượng 0,5 ml/L, theo đó
COD trong bể khử sulfate đạt mức 305 mg/L (hàm lượng COD trong nước thải AMD từ nhà
máy thiếc Thiện Kế rất thấp, lại chủ yếu là COD trơ). Đây là mức COD bổ sung vào hệ thống
gần với mức áp dụng cho quy trình vận hành trên mô hình phòng thí nghiệm 10 L và 50 L. ơ
điều kiện này, tỷ lệ COD/sulfate đạt mức -0,31 và quá trình khử sulfate trong mô hình diễn ra
tích cực (Hình 12B). Theo một số nghiên cứu đã công bố, tỷ lệ COD/sulfate tôi ưu cho bể SR
cần đạt là -0.67 (Hao et a i, 1999; Neculita, Zagury, 2008). Thực tế trong nghiên cửu này tỷ lệ
COD/sulfate sẽ ở mức cao hơn do một phần COD được nhả chậm từ lóp giá thể phoi bào trong
bể khử sulfate.
A

8

7
6
5

_

/

% 4

1000

oÍJ 300

/

c

350

'

600
ÓIo

3f
2

B

1200

.5 400

1

50 200 ị

1 Ị

04--0

1

2

3

4

5

Thời aian (ngày)

2

3

4

5

Thời gian (ngày)

Thời gian (ngày)

I)

160

0,
—4 20

0/..

+ẫN
<

80

0 *----T

0

I

3

Then gian (Híìãy)
Hình

4

5

Thời ạiaii (neàỵ;

Thời gian (ngày)

12. Kết quả xử lý các yếu tố ô nhiễm trong nước thải AMD từ nhà máy thiếc Thiện kế trên mô hình pilot vận
hành theo mẻ. A - pH; B - S 0 42~; c - COD; D - Fe2+; E - Cu2+; G - Mn2+.

Ba ion kim loại ô nhiễm chính của nước thải từ nhà máy thiếc Thiện Ke là sắt, đồng và
mangan được phân tích. Kết quả cho thấy hàm lượng các ion kim loại này giảm đáng kể sau 3
ngày xử lý, đạt mức dưới 1 mg/L (Hình 12D, E, G). í “ đai học q u ố c gia hà nội
ị ỈRUNG TAM THÔNG TIN THƯ VIỆN

000600C 025V

17


Vận hành xù lý theo chế độ liên tục
Chế độ xử lý liên tục được vận hành với lưu lượng dòng thải là 100 lít/giờ, theo đó thời
gian lưu của nước thải trong hệ thống pilot (3 bê xừ lý chính) là 3 ngày. Nước thải sau bể hiếu
khi được phân tích hàng ngày để đánh giá hiệu quả xử lý của hệ thống (Hình 13).
Kết quả phân tích cho thấy pH của nước thải sau xử lý khá ổn định ở mức ~7 (Hình 13A).
Sulfate bị khử liên tục và có mặt trong nước thải sau xử lý ở mức ~ 120 mg/L (1.25 mM) (Hình
1 3B). Ket quả này cho phép chắc chắn rằng COD trong nước thải sẽ không bị dư khi xả ra môi
tnrờng. Thực tế, hàm lượng COD dao động trong khoảng 20 - 30 mg/L (Hình 13C), dưới
ngưỡng giới hạn của nước thải loại A. Hàm lượng của các ion kim loại ô nhiễm chính là Fe2+,
Cu2+ trong nước thải sau xử lý đều ở mức dưới 1 mg/L, đạt loại A theo quy chuẩn
QCVN:40/2011 BTNMT (Hình 13D, E). Đặc biệt, Mn2+ kém kết tủa ở dạne muối sulfide cũng
đã được loại khỏi nước thải với hiệu quả cao và ổn định nhờ bước xừ lý hiếu khí (Hình 13G).
A

8

B

200

c

50
trì 40
cjj
w 30

o 20
10
-T
----- =
0
Q

&

40 -Ị
]

li1

ị

■: .. - .... ------- :
2

3

4

5

0 1" -r---- T-~

6

1

2

3

Thòi aian (ìmày)

4

5

6

1

2

3

Thời gian (ngày)

D

4

5

Tliòi giroi (ngây)

01
0 08

ÕÌj0Gố
r

004 !

£

0 02

0
4

5

Tliới gian (ngáy)

6

1

2

3

4

5

Tlicri giiui (ngáy)

«

1

2

3

4

5

6

Thòi giíui (ngáy)

Hình 13. X ử lý nước thài AMD từ nhà máy thiếc Thiện Kế trong mô hình pilot vận hành theo chế độ liên tục.

Tác dụng khởi động nhanh của chế phẩm SRS và hiệu quả xử lý AMD cũng như tính ổn
định của mô hình pilot là cơ sở khoa học để triển khai công nghệ xử lý sinh học này đối với
AMD từ hoạt động khai thác và chế biến khoáng sản ở Việt Nam. Việc thiết kế và vận hành mô
hình pilot từ những dụng cụ có sẵn tại nhà máy thiếc Thiện Ke là một ví dụ minh chứng cho tính
linh hoạt và khả thi trong triển khai công nghệ ở quy mô khác nhau, tại các vị trí hoạt động khai
thác hẻo lánh.
T ài liệu tham khảo
1. Bomberg M, Arnold M, Kinnunen p (2015) Characterization o f the bacterial and sulphate
reducing community in the alkaline and constantly cold water o f the closed kotalahti mine.
Minerals 5: 452-472.
2. Cabrera GR, Pérez JM, Gomez AA, Cantero D (2006) Toxic effects o f dissolved heavy
metals on Desulfovibrio vulgaris and Desulfovibrio sp. strains. JH azar Mater A 135: 40-46.
3. Cao J-Y, Zhang G-J, Mao Z-S, Fang Z-H, Yang c, Han B-L (2009) Influence o f Mg2+ on the
growth and activity of sulfate reducing bacteria. Hydrometallurgy 95: 127 - 134.

18


4.

Cord-Ruwisch R (1985). A quick method for the determination of dissolved and precipitated
sulfides in cultures of sulfate-reducing bacteria. J Microbiol Meth 4:33-36.

5. Covarrubias SA, Bashan LE, Moreno M, Bashan Y (2012) Alginate beads provide a
beneficial physical barrier against native microorganisms in wastewater treated with
immobilized bacteria and microalgae. Appl Microbiol Biolechnol 93: 2669-2680
6. Dinh TH. Kuever J. MuPmann M. Hassel AW, Stratmann M, Widdel F (2004) Iron corrosion
by novel anaerobic microorganism. Nature 427:829-832.
7. Doshi SM (2006) Bioremediation o f acid mine drainage using sulfate-reducing bacteria.

Research project - Final Report (U.S. Environmental Protection Agency). Accessed at:
S_Doshi-SRB.pdf.
8. Felsenstein J (1985) Confidence limits on phylogenies: an approach using the bootstrap.
Evolution 39: 783-791.
9. Figueroa L (2005) Microbial ecology of anaerobic biosystems treating mining influenced
waters. Mine Water Treatment Technology Conference, Pittsburgh, PA, August 15-18, 2005.
10. Gusek JJ, Wildeman TR (2002), Passive treatment o f aluminum-bearing acid rock drainage,
Proceedings of the 23th Annual West Virginia Surface Mine Drainage Task Force
Symposium, Morgantown, West Virginia, April 16-17, 2002.
11. Hao OJ, Chen JM, Huang L, Buglass RL (1996) Sulfate-reducing bacteria. Crit Rev Environ
Sci Techno! 26:155-187.
12. Higgins JP, Hard BC, Mattes A (2003) Bioremediation o f rock drainage using sulphatereducing bacteria. Proceedings of Sudbury 2003: Mining and Environment, Sudbury,
Ontario, May 25-28, 2003.
13. Hồ Sỹ Giao, Mai Thế Toàn (2010) Những điểm nóng môi trường trong hoạt động khai thác
mỏ ở Việt Nam. Hội nghị khoa học kĩ thuật mỏ quốc tế 2010.
14. Johnson DB, Hallberg KB (2005) Biogeochemistry of the compost bioreactor components of
a composite acid mine drainage passive remediation system. Sci. Total. Environ. 338: 15 -2 1 .
15. Jong T, Parry DL (2006) Microbial sulfate reduction under sequentially acidic conditions in
an upflow anaerobic packed bed bioreactor. Water Res 40:2561-2571.
16. Kieu Thi Quynh Hoa, Petter Sottnik, Lai Thuy Hien, La Thi Lai, Joem Kasbohm (2003) The
anaerobic lab-scale test of heavy metal wastewater treatment of the Van Chang Craftsettlement, Nam Dinh province. J Geol B 21: 66 - 71.
17. Kiều Thị Quỳnh Hoa, Nguyễn Thanh Bình, Đặng Thị Yến, Vương Thị Nga (2013) Nâng cao
hiệu quả loại bỏ chì trong nước thải ô nhiễm chì của hỗn hợp chủng vi khuẩn khừ sulfat nội
tại thu được từ nước thải ô nhiễm. Tạp chí sinh học 35: (3SE).
18. Kim GM, Kim DH, Kang JS, Baek H (2014) Treatment of synthetic acid mine drainage using
rice wine waste as a carbon source. Environ Earth Sci 71(10): 4603-4609.
19. Lee w , Characklis WG (1993) Corrosion of mild steel under anaerobic biofilm. Corrosion
49(3): 1 8 6 - 199.
20. Logan MV, Reardon KF, Figueroa LA, McLain JET, Ahmann DM (2005) Microbial
community activities during establishment, performance, and decline o f bench-scale passive

treatment systems for mine drainage. Water Res 39:4537-4551.
21. Macy JM, Santini JM, Pauling BV, O’Neill AH, Sly LI (2000) Two new arsenate/sulfatereducing bacteria: mechanisms o f arsenate reduction. Arch Microbiol 173: 49-57.

19


22. Marmur J (1961) A procedure for the
microorganisms. J M o l Biol. 3, pp. 208-218.

isolation

of deoxyribonucleic

acid from

23. Muyzer G, De Waal EC, Utterlinden AG (1993) Profiling of complex microbial population
by denaturing gradient gel electrophoresis analysis of polymerase chain reaction amplified
genes codino for 16S rRNA. Appl Environ Microbiol 59: 695-700.
24. Neculita CM, Zagury G (2008) Biological treatment of highly contaminated acid mine
drainage in batch reactors: Long-term treatment and reactive mixture characterization. J
Hazar Mater 157: 3 5 8 -3 6 6 .
25. Rabus R, Hansen TA, Widdel F (2006) Dissimilatory sulfat- and sulfur-reducing
Prokaryotes. In The Prokaryotes, Vol. 2, pp. 659 - 768.
26. Saitou N, Nei M (1987) The neighbor-joining method: a new method for reconstructing
phylogenetic trees. Mol Biol Evol 4: 406-425.
27. Sheoran AS, Sheoran V, Choudhary RP (2010) Bioremediation of acid-rock drainage by
sulfate-reducing prokaryotes: A review. Min Eng 23: 1073 - 1100.
28. Song YC, Piak BC, Shin HS, La SJ (1998) Influence of electron donor and toxic materials on
the activity of sulfate-reducing bacteria for the treatment of electroplating wastewater. Water
Sci Tech 38: 1 8 7 - 194.

29. Spear JR. Figueroa LA, Honeyman BD (2000) Modeling the removal o f uranium U(VI) from
aqueous solution in the presence of sulfate reducing bacteria. Environ Sci Technol 66:37113721.
30. Sun B, Cole JR, Sanford RA, Tiedje JM (2000) Isolation and characterization of
Desulfovibrio dechloracetivorcins sp. nov., a marine dechlorinating bacterium growing by
coupling the oxidation of acetate to the reductive dechlorination o f 2-chlorophenol. Appl
Environ Microbiol 6 6 ( 6 ): 2408-13.
31. Tsukamoto TIC, Killion ỈIA, Miller GC (2004) Column experiments for microbial treatment
of acid mine drainage: low-temperature, low-pH and matrix investigations. Water Res
38:1405-1418.
32. Utgikar VP, Hannon SM, Chaudhary N, Tabak HH, Govind R, Haines JR (2002) Inhibition
of sulfate-reducing bacteria by metal sulfide formation in bioremediation of acid mine
drainage. Environ Toxicol 17(1): 4 0 - 4 8 .
33. Wang JW, Bejan D, Bunce NJ (2003) Removal of arsenic from synthetic acid mine drainage
by electrochemical pH adjustment and coprecipitation with iron hydroxide. Environ Sci
Techno! 37(19): 4500-4506.
34. Weisburg WG, Barns SM, Pelletier DA, Lane DJ (1991) 16S ribosomal ADN amplification
for phylogenetic study. J Bacteriol 173: 697-703.
35. Widdel F, Bak F (1992) Gram-negative mesophilic sulfate-reducing bacteria. In The
Prokaryotes, 2nd ed. Spinger, Berlin Heidelberg New York, pp. 3352-3378.
36. Wu z s , Zhao YF, Kaleem I, Li c (2011) Preparation of calcium alginate microcapsuled
microbial fertilizer coating Klebsiella oxytoca Rs-5 and its performance under salinity stress.
Eur JS o il Biol 47: 152-159.
37. Youngsukkasem s, Rakshit SK, Taherzadeh MJ (2012). Biogas production by encapsulated
methane producing bacteria. BioResources 7(1): 56-65.
38. Zhang M, Wang H (2016) Preparation o f immobilized sulfate reducing bacteria (SRB)
granules for effective bioremediation of acid mine drainage and bacterial community
analysis. Minerals Engineering 92:63-71.
20

39. Zhou J, Bruns MA. Tiedje JM (1996) DNA recovery from soils of diverse composition. Appl
Environ Microbiol 62: 316-322.

5. Đánh giá về các kết quâ đã đạt đưọc và kết luận
Với mục tiêu đề ra là “Xây dựng công nghệ xử lý AMD bàng biện pháp sinh học sử dụng vi
khuân khử sulfate thay cho phương pháp hóa học hiện đang áp dụng tại các khu vực khai thác
mỏ ở Việt Nam”, đề tài đã đạt được những kết quả như sau:
-

Nghiên cứu đã thành công trong việc làm giàu và phân lập vi khuẩn khử sulfate có khả
năng sinh trường và thể hiện hoạt tính khử sulfate ổn định ở pH 5. Chủng vi khuẩn
Desulfovibrio sp. S4 được lựa chọn trong sổ các chủng SRB phân lập được do sở hữu các
đặc tính sinh học phù họp để cạnh tranh và sinh trưởng trong điều kiện môi trường của hệ
thống xử lý AMD như khả năng sinh trưởng trong môi trường có phổ pH rộng (từ 5 - 8 ),
khả năng sử dụng NƠ 3~ làm chất nhận điện tử (ngoài S 0 42-) và bền vững trong môi
trường có hàm lượng kim loại cao.
Chế phẩm sinh học SRS chứa chủng Desulfovibrio sp. S4 vi bao trong màng alginate cho
phép báo quản chủng vi khuẩn này ở điều kiện kỵ khí tại nhiệt độ thường với hoạt tính ổn
định trong thời gian > 6 tháng.

-

Thử nghiệm ứng dụng chế phẩm SRS trên các mô hình xử lý AMD trong phòng thí
nghiệm (quy mô 10 lít, 50 lít, sử dụng nước thải AMD nhân tạo) và mô hình pilot (quy
mô 7,2 m3, sử dụng nước thải từ nhà máy thiếc Thiện Kế) cho thấy chế phẩm giúp rút
ngắn thời gian khởi động bể khử sulfate cùa các mô hình thử nghiệm còn 5 - 7 ngày, kết
quả xử lý ổn định, nước thải sau xử lý đạt tiêu chuẩn xả thải loại A theo QCVN:40/2011
BTNMT.

Có thế thấy công nghệ xử lý AMD bằng biện pháp sinh học sử dụng SRB có hiệu quả và

tính khả thi cao, phù hợp để áp dụng tại các cơ sở khai thác và chế biến khoáng sản ở Việt Nam
đê bảo vệ môi trường, tăng tính phát triển bền vững của ngành công nghiệp này.
6 . Tóm tắt kết quả (tiếng Việt và tiếng Anh)

6.1. Tóm tắt tiếng Việt
Be phản ímg sinh học khử sulfate là công nghệ xử lý thụ động để xử lý nước thải axit từ
mỏ (AMD) sứ dụng vi khuẩn khử sulfate (SRB) tạo sản phẩm trao đổi chất là sulfide để kết tủa
các ion kim loại, đồng thời tăng pH trong môi trường. Do AMD có pH rất thấp và chứa nhiều
kim loại nặng ở nồng độ cao, việc chủ động tạo ra nguồn SRB có các đặc tính sinh học phù hợp
như chịu pH thấp và sinh trưởng được trong môi trường có hàm lượng kim loại nặng cao sẽ giúp
khởi động nhanh các bể phản ứng khử sulfate, cũng như ổn đinh và tăng hiệu quả xử lý.
Trong nghiên cứu này, SRB có khả năng chịu pH thấp được làm giàu từ bùn kỵ khí của bể
chứa AMD từ mỏ wolfram (ở Tuyên Quang) tại pH 5 (mẫu làm giàu EA) và từ hệ thống xử lý
nước thải thủy sản (ở Bình Dương) tại pH 6 (mẫu làm giàu E l). Hai chủng SRB được phân lập
từ mẫu EA (ký hiệu là S4 và S I0) và 3 chủng được phân lập từ mẫu E1 (ký hiệu là SR2, SR3,
SR4). So sánh trình tự gần đủ của 16S rDNA cho phép định danh các chủng phân lập được lần
lượt là Desulfovibrio sp. S4 và Desulfovibrio sp. S10, Desulfomicrobium sp. SR2, Desulfobulbus
sp. SR3, Desulfovibrio sp. SR4.
Hai chủng S4 và s 10 có khả năng sinh trưởng và khử sulfate tốt hơn ba chủng còn lại ờ pH
5 do đã được thích nghi với điều kiện này trong quá trình làm giàu. Theo kết quả phân tích PCRDGGE đoạn gen 16S rDNA, hai chủng này cũng là đại diện của hai nhóm chính tích lũy trong
mẫu EA. Bên cạnh sulfate, hai chủng này cùng có khả năng khử nitrate, tuy nhiên chủng S10 có
thể khử cả Fe3+ nhưng chủng S4 thì không. Đặc tính, này giúp cho chủng S4 có thể linh hoạt
thích nghi với môi trường, nhưng không tạo Fe2+ dạng hòa tan từ Fe3+ dạng kết tủa. Chủng S4 có
khả năng khử sulfate trong môi trường có mặt kim loại ở nồng độ cao, cụ thể Fe: < 500 mg/L;
21


Mn < 100 mg/L; Mg < 20 mg/L; Cu < 100 mg/L; Pb < 70 mg/L. Nồng độ sulfate trong môi
trường ờ mức < 2000 mg/L không ức chế sinh trưởng của chủng này.
Chế phẩm sinh học SRS (Sulfate Reducing Seed) hỗ trợ công nehệ xử lý AMD được tạo ra

từ chủng S4 do chủng này đáp ứng được các điều kiện sinh trưởng trong môi trường của hệ
thống xử lý AMD. Công nghệ vi bao bằng màng polymer sinh học alsinate ở điều kiện kỵ khí
hoàn toàn cho phép tạo ra các hạt chế phẩm kích thước -2,5 mm đường kính (tương đương với
thể tích ~ 5 mm mỗi hạt). Mật độ tế bào SRB trong chế phẩm xác định bằng phương pháp MPN
ở thời điểm mới được tạo thành đạt 2,2 X 10y MPN/ml. Ở điều kiện bảo quản tại nhiệt độ thường,
không có oxy chế phẩm SRS có số lượng tế bào khá ổn định trong 3 tháng đầu và eiảm còn 5,3 X
1 o 8 sau 6 tháng.
Thử nghiệm chế phẩm SRS để xử lý nưó'c thải nhân tạo trên mô hình phòng thí nghiệm cho
thấy chế phẩm có hiệu quả tốt trong việc khởi động bể khử sulfate (tỷ lệ bổ sung ban đầu là
0,1%), rút ngắn thời gian từ 4 - 6 tuần xuống còn 5 - 7 ngày. Trên mô hình 10 L trong phòng thí
nghiệm, điều kiện vận hành tối ưu để đạt nước thải loại A được xác định là COD 370 mg/L, thời
gian lưu 72 giờ. Trên mô hình 50 L với thể tích bế khử sulfate được tăng lên cho phép kéo dài
thời gian lưu của nước thải tại đây xuống còn 24 h, nước thải đầu ra đạt loại A về hầu hết các yếu
tố ô nhiễm được phân tích, ngoại trừ hai yếu tố Fe2+ và Pb2+ đạt loại B (QCVN
40:2011/BTNMT).
Trên mô hình pilot với tổng thể tích xử lý 7,2 m3, chế phẩm SRS cũng có tác dụng khởi
động bế khử sulfate trong chỉ trong thời gian 7 ngày. Xử lý nước thải AMD từ nhà máy chế biến
thiếc Thiện Ke bằn? mô hình pilot với lưu lượng thải 100 L/giờ, thời gian lưu là 48 giờ cho kết
quả đạt loại A đối với cả ba kim loại ô nhiễm chính trong nước thải này là Fe2+, Cu2+ và Mn2+.
Các kết quả thu được là cơ sở khoa học cho việc chủ động triển khai công nghệ bể khử sulfate
sinh học để xử lý AMD tại các đơn vị khai thác và chế biến khoáng sản ở Việt Nam.

6.2. Tóm tắt tiếng Anh
Sulfate reducing bioreactor is a passive technology applied for the treatment o f acid mine
drainage (AMD) by using sulfate-reducing bacteria (SRB) to produce sulfide for the
precipitation of metal ions, at the same time increase pH o f the wastewater. Since AMD has low
pH and high content of metal ions, SRB sources having properties such as tolerance to low pH,
growth in high metal content conditions would be useful in shortening the start up process, as
well as in improving the treatment efficiency of the whole system.
In the present study, low pH-tolerant SRB were enriched from anaerobic sludges of a

wolfram mine-AMD collecting tank (in Tuyen Quang) at pH 5 (enrichment EA) and sludge of
seafood processing-wastewater treatment system (in Binh Duong) at pH 6 (enrichment El). Two
SRB strains were isolated from EA (S4 and S10), and three were from El (SR2, SR3, SR4).
Comparative analyses of 16S rDNA sequences of the isolates showed that these strains could be
designated as Desulfovibrio sp. S4, Desulfovibrio sp. S10, Desulfomicrobium sp. SR2,
Desulfobulbus sp. SR3 and Desulfovibrio sp. SR4, respectively.
Two strains S4 and S10 were able to grow and reduce sulfate at pH 5 better that the other
three, apparently since they had been adapted to this condition during the enrichment process.
PCR-DGGE analyses o f 16S rDNA fragments of the bactetial communities enriched in EA
culture indicated that strains S4 and S10 represented for the two most abundant bacterial groups
there. Besides sulfate, both strains also reduced nitrate, but only strain S10 could reduce Fe +.
With these properties, strain S4 could be able to better adapt to the environment, while not
producing the soluble Fe2+ from insoluble Fe3+. Strain S4 grew well in medium containing high
metal contens such as Fe: < 500 mg/L; Mn < 100 mg/L; Mg < 20 mg/L; Cu < 100 mg/L; Pb < 70
mg/L. Sulfate at the concentration of 2000 mg/L as applied for various experiments in the study
did not inhibit growth o f this strain.
22


The bioproduct SRS (Sulfate Reducing Seed) supporting AMD treatment technology was
developed on the basis of strain S4 since it was best fit to the extreme conditions in the AMD
treatment systems. Using alginate as coating biopolymer for performing microcapsule technique
Linder strictly anoxic condition, allowed to produce granules of -2.5 mm in diameter (according
to a volume o f ~5 mm per granule) containing alginate entrapped the bacterial cells. Density of
strain S4 cells in the bioproduct SRS was 2,3 X 109 MPN/ml as determined by MPN method.
Under the anoxic storage condition at room temperature, the SRS product was stable at the first
three months, and after six months the cell density was deduced slightly to 5,3 X 108.
Applying the SRS bioproduct to laboratory AMD treatment systems (added at 1% w/v in
sulfate-reducing bioreactor) for treating synthetic AMD resulted in shortening the activation time
from 4 - 6 weeks to 5 - 7 davs. On the 10 L laboratory system, under an optimal operation

condition of COD 370 mg/L (by adding microbially fermented rice bran), AMD retention time of
72 h, all contaminants were successfully removed to the A level o f QCVN:40/2011 BTNMT.
The 50 L laboratory model designed with an increased sulfae-reducing bioreactor allowed to
reduce the retention time to 24 h while almost all contaminants were removed to the A level,
except only Fe2+ and Pb2+ just to the B level of QCVN:40/2011 BTNMT.
On the pilot system 7.2 m3 for the treatment of AMD from Thien Ke tin processing factory,
the SRS bioproduct showed good effect on activation of the sulfate-reducing bioreactor, just
after 7 days inoculation. Operating at AMD flow of 100 L/h, retention time of 48 h, the pilot
system successfully removed all the three most contaminants Fe2+, Cu2+ and Mn2+ to the A level
of QCVN:40/2011 BTNMT. The obtained results indicated high potential o f applying the sulfitereducing bioreactor technology for the AMD treatment in Vietnam.
PHẦN III. SẢN PHẢM, CÔNG BÓ VÀ KẾT QUẢ ĐÀO TẠO CỦA ĐÈ TÀI
3.1. Ket quả nghiên cứu

TT

Tên sản phẩm

1

Chế phẩm sinh học
chứa SRB hỗ trợ
công nghệ xử lý
AMD

2

Quy trình tạo chế
phẩm sinh học chứa
SRB hồ trợ công
nghệ xử lý AMD.

Ycu cầu khoa học hoặc/và chi tiêu kinh tế - kỹ thuật
Đăng ký

Đạt được

> 1o9 tế bào/g Desuỉ/ovibrio spp.

2,3 X 1o9 tế bào/g Desulfovibrio
sp. S4

Hoạt động ở: pH > 5; nhiệt độ
20 - 35°C; hàm lượng kim loại
nặng Fe: < 500 mg/L; Mn < 100
mg/L; Mg < 20 mg/L; Cu < 100
mg/L; Pb < 70 mg/L sc>4 2~ <
2000 mg/L
Quy trình nuôi tăng sinh SRB
đạt mật độ > 1o9 TB/ml, thu sinh
khối đạt hiệu suất>60%, lựa
chọn giá thể và phát triển sản
phẩm đạt yêu cầu kỹ thuật như
trên.

Hoạt động ở: pH > 5; nhiệt độ
20 - 35°C; hàm lượng kim loại
nặng Fe: < 500 mg/L; Mn < 100
mg/L; Mg < 20 mg/L; Cu < 100
mg/L; Pb < 70 mg/L S 0 42- <
2000 mg/L

Quy trình nuôi tăng sinh SRB
đạt mật độ > 1o9 TB/ml, thu sinh
khối đạt hiệu suất > 60%, lựa
chọn giá thể và phát triển sản
phẩm đạt yêu cầu kỹ thuật như
trên (quy trình được nghiệm thu
tại Hội đồng cấp cơ sở).

23


Quy trình xử lý Quy trình xử lý trên mô hình
AMD sử dụng SRB phòng thí nghiệm công suất 50
ơ quy mô phòng thí lít/ngày đêm thực hiện với nước
thải AMD nhân tạo.
' nghiệm.

Quy trình xử lý trên mô hình
phòng thí nghiệm công suất 50
líưngày đêm thực hiện với nước
thải AMD nhân tạo (quy trình
được nghiệm thu tại Hội đồng
cấp cơ sở)

3.2. Hình thức, cấp độ công bố kết quả

Ghi địa chỉ
Tình trạng
(Đã in/ chấp nhận in/ đã
và cảm ơn sự

tài trợ của
nộp đơn/ đã được chấp nhận
Sản phâin
TT
ĐHQGHN
đơn hợp lệ/ đã được cấp
giấy xác nhận SHTT/ xác
đúng quy
đinh
nhận sử dụng sản phắm)
Công trình công bô trên tạp chí khoa học quôc tê theo hệ thông ISI/Scopus
1
Ị
1.1
2
Sách chuyên khảo được xuât bản hoặc ký họp đông xuât bản
2.1
Jo Đăng ký sở hữu trí tuệ
3.1 Chủng vi khuân Desulfovibrio Đã được clìâp nhận đon
oxamicus S4 dùng để xử lý nước họp lệ
thái axit từ mỏ
4
Bài báo quôc tê không thuộc hệ thông ISI/Scopus
4.1
5 Bài báo trên các tạp chí khoa học của ĐHQGHN, tạp chí khoa học chuyên ngành
quốc gia hoặc báo cáo khoa học đăng trong kỷ yếu hội nghị quốc tế

Đánh
giá
chung

(Đạt,
không
đạt)

Vượt

5.1 Nguyễn Thị Hải, Đinh Thúy Hằng. Tạp chí Công nghệ sinh
Nghiên cửu loại sắt trong nước thải học 14(2):369 - 375
axit từ mỏ khoáng sản (AMD) kết (2016).
hợp xử lý nước thải chăn nuôi trong
mô hình bể sinh học khử sulfate.

V

Đạt

5.2 Nguyen Thi Hai, Dinh Thuy Hang. Hội nghị ICAM 2016.
Treatment of acidic wastewater Tạp chí Công nghệ sinh
from Thien Ke tin processing học (chấp nhận đăng)
factory
by
sulfate
reducing
bioreactor: pilot scale study.

V

Đạt

6

Báo cáo khoa học kiến nghị, tư vấn chính sách theo đặt hàng của đơn vị sử dụng

6.1

Kết quả dự kiến được ứng dụng tại các cơ quan hoạch định chính sách hoặc cơ sở
ứng dụng KH&CN
7.1 Vinacomin
7.2
7

Ghi chú:
- Cột sản phẩm khoa học công nghệ: Liệt kê các thông tin các sản phẩm KH CN theo thứ tự
công trình, mã công trình đăng tạp chí/sách chuyên khảo (DOI), loại tạp chí ISI/Scopus>
- Các ẩn phẩm khoa học (bài báo, báo cáo KH, sách chuyên khảo...) chỉ đươc chấy nhân nếu
có ghi nhận địa chỉ và cảm ơn tài trợ của ĐHQGHN theo đủng quy định.
24