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

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

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 Chức danh, học vị, họ và tên Đon vị công tác Vai trò thực hiện đề tài

2 ThS Nguyên Thị Hiêu Thu Viên v s v & CNSH Thành viên thực hiện, thư kýo

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 Gia hạn (nếu có): đến tháng năm

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

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 + 2HCO3"

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 HCO3- 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/SO4 ) 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 M ục 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: N a2S0 4, 4 g; NaCl, 1 g; M gƠ2.6H2 0, 0,4 g; CaCỈ2.2H2 0, 0,15 g; K-Cl, 0,5 g; M gS04.7H20 , 0,25 g; NH4CI, 0,25 g; KH2PO4, 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 N2/CO2 (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

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, 2 0°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 (OD6oo) 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 Na2S 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 ODóoo-

Xác 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 (Na2HP0 4/NaH2PƠ4); 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 H2O (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 (Na2HP0 4/NaH2P0 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 (CCGTCAATTC-

CTTTRAGTTT) (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 Na2S 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 H2SO4 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

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 BaSƠ4 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 N2, chất nhận điện tử NƠ3- 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 NO2” 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 N2 Nhỏ hỗn hợp tế bào trong dung dịch alginate vào bình đựng dung dịch CaCh (đã được vô trùng và đuổi oxy bằng khí N2) 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 C11SO4

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; NH4 7 mg/L; Mg2+ 24 mg/L; PO43 16 mg/L; SO42" 2000 mg/L; pH được chỉnh tới 3 bằng dưng dịch H2SO4 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

H ình 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 - M ô 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

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 O2/L, BOD517,6 mg O2/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 đ iều k iện pH thấp.

A - B ình làm giàu; B — H àm lượng su lfid e tạo thành trong các m ẫu 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 m ẫu làm giàu A - SR B tạo các khuẩn lạc trong ống thạch bán lỏ n g kỵ khí;

B, c - H ình thái khuẩn lạc SR B đại d iện 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

D esu lfo m icro b iu m bacu latu m (98% )

Trực khuân, có độ dài khác nhau tày thuộc thời gian v à điều kiện nuôi cấy K ích thước tế bào

D e su lfo vib rio oxam icu s (9 9 % )

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

• ỵ

<■ \ < ' ’

'5 6

- S R 4

D esulfovibrio magi 1C tic US (si 44439643)

D csIll/oribrio fi uctosironvis (si 265678397)

D esitlforibrio alcoholiroiW ts (si 310975266)

S 1 0

D es I I I fori brio gigếis (21 3432050*^9)

1GQQI - D e s u l f o v i b n o p i g e r ( s , i 3 4 3 2 0 1 0 9 1 )

I - Desiilforibrio <iesulfinicans (21 559795397)

995 I -D esitifoxibvio n i l z m t s (si 343201140)

I— D esnlfinibrio loHgivachetisis (21695189598) ĩõõẬr-D cs III fori brio oxam icns (21 343 i 98744)

JIrD esu lfo m icro b iiim a p sh eiw m m (gi 219846437)

1000 — D esiilfom icm bi Hill iiorvegicum (2i|2198"826$) -Desiiifomictvbiinii bacuiatutn (gi 343201293) -D esnlfococats m illinoraits (21 343201134 )

Desulfobnibiis japonicus (gi 343200290)

De sill fob III bus rhabd o fo n n isig i 3046327)

— S R 3

Lk’s III fob III bus elongútus (gi 26567S997) Desiilfobtilbus ptxipioitictis (si|343202595)

H ìn h 5 Cây phát sinh chủng loại neibourgh jo in in g dựa ừ ê n trình tự 16S rD N A gần đủ của các chủng SR B m ới

phân lập so sánh v ớ i các loài SR B cỏ quan hệ gần gũi E sch erich ia c o li (y -P r o te o b a c te r ia ) 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

Na2C0 3), nuôi ở 30°c.

A Sinh trưởng (ODóoo)

I— 1 Sulfide sinh ra (mM)

H ìn h 6 Ả n h hưởng của pH tới sinh trưởng v à 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

0 5

0.4 0.3 g

i

0.2 Õ 0.1 0

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 phân lập 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 khuẩn chiếm ưu thế

đã được tích lũy trong mẫu làm giàu EA (Hình 7B)

M Im i • *

»'••• ■«

B

H in h 7 So sánh m ẫu làm giàu E A v à các chủng SR B ch ịu pH thấp phân lập từ đây A - H oạt tính khử sulfate

của m ẫu làm giàu E Ạ v à chủng D e su 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 8A) 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 8B)

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 NO3”, 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 CO2 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

Chât nhân điên tử

(đê oxy hóa lactate)

-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 (SƠ42- hoặc NO3”), 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

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 -2 0 % 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 IC50 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 SO42’ và

NO3- 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 L C 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 NO3- (5 mM) làm chất nhận điện tử thay cho sulfate để tránh tạo ra sản phẩm trao đổi chất H2S độc hại với môi trường NO3- 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 N2, không tích lũy sản phẩm trung gian NO2- 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 Dôoo ~ 0,16 sau 3

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 mm3mồi 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)

0 2

0 16

Thói gian (ngáy)

H ìn h 10 Tạo ch ế phẩm SR S chứa chủng D esu lfo vib rio sp S 4 v i bao trong hạt alginate.

A - N u ô i tăng sinh chủng S4 trong đ iều kiện khử nitrate; B - H ạt gel alginate v i bao tế bào chủng S4; c - B ảo quản

chế phẩm ở điều kiện kỵ khí hoàn toàn.

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 9MPN/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

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)

AMD nhân tao

(đâu vào)

Kêt quâ xử 1 kiên c

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)

AMD nhân tao

(đâu vào)

Kêt quả xử ] kiên lưu lư(

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

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

Nghiên cứu x ử lý AM D 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 học chứa vi khuẩn SRB thíchnghi cao với điêu kiện AMD đã cho phép rút ngăn thời gian khởi động từ 4 - 6 tuân (Doshi,

2006; Kieu Quynh Hoa et a i, 2013) xuống còn 1 tuần.

Thời gian (ngày)

H ìn h 11 K hỏi động bể khử sulfate sinh học trong m ô hình pilot xừ lý A M D từ nhà m áy th iếc T hiện Kế

16

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

H ì n h 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 họ c q u ố c gia hà nội

A

2 3 4 5 Thời aian (ngày)

I)

1200 _ 1000'

oÍJ 300 600

I Óo

Thời gian (ngày)

Then gian (Híìãy)

3 4 5Thời ạiaii (neàỵ; Thời gian (ngày)

Vận hành x ù 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)

trì40cjj

w 30 Q

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 a za r 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: https://clu-in.org/download/studentpapers/ 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 sulphate- reducing 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 o f heavy metal wastewater treatment o f the Van Chang Craft-

settlement, 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 o f 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/sulfate-

reducing bacteria: mechanisms o f arsenate reduction Arch Microbiol 173: 49-57.

22 Marmur J (1961) A procedure for the isolation of deoxyribonucleic acid from

microorganisms J M o l Biol 3, pp 208-218.

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 o f 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 o f sulfate reducing bacteria Environ Sci Technol 66:3711-

3721

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

o f 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

o f 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 NƠ3~ 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 PCR- DGGE 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

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 o8 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 là0,1%), 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 o f 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 E l) Two SRB strains were isolated from EA (S4 and S10), and three were from El (SR2, SR3, SR4) Comparative analyses o f 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 o f 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 o f 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 sulfite- reducing 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 Ycu cầu khoa học hoặc/và chi tiêu kinh tế - kỹ thuật

2000 mg/L

2,3 X 1 o9 tế bào/g Desulfovibrio

sp S4Hoạt 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- <

Quy trình nuôi tăng sinh SRB đạt mật độ > 1 o9 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)

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

Tình trạng

(Đã in/ chấp nhận in/ đã nộp đơn/ đã được chấp nhận đơn hợp lệ/ đã được cấp giấy xác nhận SHTT/ xác nhận sử dụng sản phắm)

Ghi địa chỉ

và cảm ơn sự tài trợ của ĐHQGHN đúng quy đinh

Đánhgiáchung

(Đạt, không đạt)

1 Công trình công bô trên tạp chí khoa học quôc tê theo hệ thông ISI/Scopus

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

5.1 Nguyễn Thị Hải, Đinh Thúy Hằng

Nghiên cửu loại sắt trong nước thải

axit từ mỏ khoáng sản (AMD) kết

hợp xử lý nước thải chăn nuôi trong

mô hình bể sinh học khử sulfate

Tạp chí Công nghệ sinh

học 14(2):369 - 375

(2016)

5.2 Nguyen Thi Hai, Dinh Thuy Hang

Treatment of acidic wastewater

from Thien Ke tin processing

bioreactor: pilot scale study

Hội nghị ICAM 2016

Tạp chí Công nghệ sinh học (chấp nhận đăng)

- Cột sản phẩm khoa học công nghệ: Liệt kê các thông tin các sản phẩm KH CN theo thứ tự

<tên tác giả, tên công trình, tên tạp chỉ/nhà xuất bản, so phát hành, năm phát hành, trang đăng công trình, m ã 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

- Ban phô tó toàn văn các ẩn phâm này phai đưa vào phụ lục các minh chứng của báo cáo Riêng sách chuyển khao cần có bàn phô tô bìa, trang đầu và trang cuối có ghi thông tin mã sô xuất bàn.

3.3 Kết quả đào tạo

TT Họ và tên

Thời gian và kinh

phí tham gia đề tài

(số tháng/so tiền)

Công trình công bố liên quan

(Sàn phẩm KHCN, luận án, luận văn)

Đã bảovệNghiên cứu sinh

Treatment of acidic wastewater from Thien Ke tin processing factory by sulfate reducing bioreactor: pilot scale study Tạp chí Công nghệ sinh học (chấp nhận đăng)

3 Dinh Thay Hang, Nguyen T hi Hai, Duong

Van Hop Chủng vi khuẩn Desulfovibrio oxamicvs S4 dùng để xừ lý nước thải axit từ

mỏ Hồ sơ sáng chế (chấp nhận đon họp lệ)

Hoc viên cao hoc

1

Ghi chú:

- Gửi kèm bản photo trang bìa luận án/ luận văn/ khóa luận và bằng hoặc giấy chứng

nhận nghiên cứu sinh/thạc sỹ nếu học viên đã bào vệ thành công luận án/ luận văn;

Cột công trình công bo ghi như mục III ỉ.

PHẦN IV TỎNG HỢP KÉT QUẢ CÁC SẢN PHAM KH&CN VÀ ĐÀO TẠO CỦA ĐÈ TÀI

đ ăng ký

S ô lư ọ n g đã hoàn thành

1 Bài báo công bô trên tạp chí khoa học quôc tê theo hệ thông

ISI/Scopus

4 Bài báo quôc tê không thuộc hệ thông ISI/Scopus

5 Sô lượng 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

6 Báo cáo khoa học kiên nghị, tư vân chính sách theo đặt hàng

của đơn vị sử dụng

7 Kêt quả dự kiên được ứng dụng tại các cơ quan hoạch định

chính sách hoặc cơ sở ứng dụng KH&CN

9 Đào tao thac sĩ

PHẢN V TÌNH HÌNH s ử DỤNG KINH PHÍ

Kinh phí được duyệt

(triệu đồng)

Kinh phí thực hiện

(triệu đông)

Ghi chú

A Chi p h í trực tiêp

— >

Thiêt bị, dụng cụ

5 Dịch vụ thuê ngoài

Quyết định phê duyệt đề tài

Thuyết minh đề tài

1 Quyết định phê duyệt đề tài

2 Thuyết minh đề tài

P h ụ l ụ c I

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ N ộ ỉ CỘNG HOÀ XÃ HỘI CHỦ NGHĨA VIỆT NAM

GIÁM ĐÓC ĐẠI HỌC QUÓC GIA HÀ NỘI

C ăn cứ N e h ị đ ịn h số 186/N Đ -C P n g à y 17/11/2013 của C hính p h ủ về Đ ại

học Q uốc gia;

C ăn cứ Q uy chế Tổ chức và hoạt động của Đ ại học Q uốc gia và các cơ sở giáo dục đại học thành viên được ban hành theo Q uyết định số 2 6 /2 0 14/QĐ-TTg ngày 26/3/2014 của T hủ tướng Chíiih phủ;

Căn cứ Q uy định về quản lý nhiệm vụ khoa học và công nghệ (KH&CN) cấp Đại học Quốc gia H à Nội (ĐH QGH N) được ban hành theo Quyết định số 3839/Q Đ -Đ H Q G H N ngày 24/10/2014 của G iám đốc ĐHQGHN;

Căn cứ Công văn số 5031/Đ H Q G H N -K H CN ngày 22/12/2014 của Giám đốc Đ H Q G H N về việc phê duyệt danh mục đề tài cấp Đ H Q G H N năm 2015;

X é t đề n g h ị c ủ a T rư ở n g B an K h o a h ọ c C ô n g nghệ,

QUYÉT ĐỊNH :

Đ iề u 1 Phê duyệt đề tài nghiên cứu k h o a học cấp Đ H Q G H N năm 2015,

m ã số QG 15.33 “N g h iên cứu xây dựng công nghệ x ử lý nước thải axit từ hoạt

đ ộ n g k h a i th á c v à ch ế b iế n k h o án g sản b ằ n g b iệ n p h á p sin h h ọ c ” (th u y ế t m in h

đề tài K H & C N cấp Đ H Q G H N kèm theo) Bổ nhiệm TS Đinh Thúy Hằng,

V iện Vi sinh vật và C ông nghệ Sinh học, Đ H Q G H N làm chủ nhiệm đề tài.

Đ iều 2 Thời gian thực hiện đề tài QG 15.33 là 24 tháng kể từ ngày ký

Q uyết định T ổng kinh phí thực hiện đề tài là 200 triệu đồng (Hai trăm ừ-iệu đồng) Trong đó: kinh phí cấp năm 2015 là 100 triệu đồng, kinh phí cấp năm 2016

là 100 triệu đồng lấy từ nguồn kinh phí khoa học công nghệ của ĐHQGHN.

Đ iều 3 C hánh V ăn phòng, Trưởng B an K hoa học Công nghệ, Viện trưởng Viện Vi sinh vật v à C ông nghệ Sinh học và TS Đ inh Thúy H ằng có trách nhiệm thi hành quyết định này./ o !> 2 "

G IÁ M Đ Ố C

- Như Điều 3;

M Ẫ U 05/K H C N

(Ban hành kèm theo Q uyết định số 3839 /Q Đ -Đ H Q G H N ngày 24 tháng] 0 năm 2014

của G iám đốc Đ ạ i học Q uốc g ia H à N ội)

4 - T h ô n g tin về chủ nhiệm đề tài

Họ và tên: Đ inh Thuý Hằng

Ngày, tháng, năm sinh: 01/03/1970 N am / Nữ: Nữ

Trình độ chuyên môn: Tiến sỹ

Chức danh khoa học: Nghiên cứu viên, trường phòng

Điện thoại:

T ổ chức: 3754 74 07 N hà riêng: 3574 51 93 Mobile: 0972 523 466

Fax: 37547407 E-mail: dthang@ vnu.edu.vn

Tên tổ chức đang công tác: Viện Vi sinh vật v à Công nghệ Sinh học, Đ H Q G H à Nội

Đ ịa chỉ tổ chức: Nhà E2, 144 Xuân thuỷ - c ầ u Giấy, Hà Nội

s - T h ư ký đề tà i (nếu có)

H ọ và tên: N guyễn Thị H iếu Thu

Ngày, tháng, năm sinh: 04/02/1981 N am / Nữ: N ữ

Trình độ chuyên môn: Thạc sỹ

Chức danh khoa học: Nghiên cửu viên

Đ iện thoại:

T ổ chức: 0437547407 N hà riêng: Mobile: 01202065555

Fax: 0437547407 E-m ail: hieuthu5106@ gm ail.com

Tên tổ chức đang công tác: Viện Vi sinh vật v à CNSH, ĐHQGHN

Đ ịa chỉ tổ chức: N hà E2, 144 Xuân Thủy, c ầ u Giấy, Hà Nội

6 - Đ ơn vị chủ tr ì đề tài

Tên đơn vị chủ trì: Viện Vi sinh vật và Công nghệ sinh học, ĐHQGHN

Điện thoại: 04 3754 74 07 Fax: 04 3754 74 07

W ebsite: w w w b io tech v n u ed u.v n

Đ ịa chỉ: N h à E 2, 144 X uân T hủy, c ầ u giấy - H à N ội

7 — X u ấ t x ứ c ủ a đề tà i (xét chọn, tuyên chọn, hợp tác )

Tuyển chọn

8 - C á c đ ơ n vị phối h ợ p ch ín h th ự c hiện đề tài (nếu có)

Đ o n v ị 1 (b ắ t buộc đối v ớ i đ ề tà i K H & C N hợp tác so n g p h ư ơ n g )

Tên đơn vị chủ quản:

Địa chỉ:

Đ o n vị 2

Tên đơn vị chủ quản:

N ội du ng công việc tham

gia

T h ờ i gian làm việc cho đề tài

- Thực hiện các thí nghiệm sinh học phân tử

6

2 Một (01) tháng quy đổi là thána làm việc gồm 22 ngày, mỗi ngày làm việc gồm 08 tiếng

II M ỤC T IÊ U , N ộ ỉ DƯNG VÀ SẢN PH Ẩ M D ự K IÉ N

10 - M ụ c tiê u (Bám sá t và cụ thể hóa m ục tiêu theo đặt hàng)

Xây d ự n g cône nghệ xử lý AM D bằng biện pháp sinh học sử dụng vi khuẩn khử sulfate thay cho p h ư ơ n g pháp hóa học hiện đang áp dụng tại các khu vực khai thác mỏ ở Việt Nam

11 - T ổ n g q uan tình hình n gh iên cứ u tro n g , n goài nước và đề x u ấ t ngh iên cứu của đề

tà i

11.1 Đảnh giá tổng quan tình hình nghiên cứu lý luận và thực tiễn thuộc lĩnh vực

của đ ề tà i

N g o à i n ư ớ c {Phân tích ãánh g iá đư ợ c n h ữ n g cô n g trình nghiên cứu có liên quan và nh ữ n g

k ế t q u ả n g h iên cứu m ới n h ấ t tro n g lĩnh vự c nghiên cícu của đề tài; nêu đư ợ c nh ữ n g bước tiến về trìn h ẩộ K H & C N của n h ữ n g kết quả nghiên cứu đó; nh ữ n g van đ ể K H C N đa n g cần

p h ả i n g h iê n cứ u và g iả i quyết).

H iếm h ọ a của A M D đối v ó i m ôi trư ờ ng

A M D (A cid M ine Drainage) được hình thành khi các khoáng sulfide (như pyrite, FeS2)

trong quặng tiếp xúc với oxy và nước (Brow n et a l , 2002) Sự oxy hóa các khoáng này sinh

ra axit v à thường đi kèm với nồng độ cao các kim loại được hòa tan (đặc biệt là sắt) và sulfate, do vậy AMD thường có pH rất thấp (2 - 3) và màu vàng của ion sắt bị oxy hóa

(W a tz la f et a i , 2003).

L à m ột trong các mối đe dọa lớn nhất của hoạt động khai thác khoáng sản tới môi trường, AMD có ảnh hưởng lâu dài đối với các nguồn nước sông, suối, cũng như cuộc sống của các sinh vật (động, thực vật và con người) liên quan đến những nguồn nước này Do ảnh hưởng củ a AM D, nước tại nhiều dòng sông, suối quanh khu vực khai thác có pH bàng 4 hoặc thấp hơn, hòa tan nhiều kim loại nặng như sắt, đồng, nhôm, cadm ium , arsen, chì, thủy

n g â n C á c kim loại này có thể được vận chuyển đi xa theo dòng chảy, làm ô nhiễm những đoạn sông, suối, và nguồn nước ngầm ở hạ lưu Đối với cuộc sống ở nước, AM D có thể ngay lập tức giết chết các động thực vật thủy sinh hoặc gây ảnh hưởng tới sinh trưởng, tập

tính sin h hoạt, khả năng sinh sản của chúng và thay đổi toàn bộ cân bằng sinh thái (Farag eỉ al., 2003).

A M D còn gây ảnh hưởng ô nhiễm nghiêm trọng tới môi trường đất thông qua việc tích lũy các kim loại nặng như Cu, Cd, Fe, Pb, và Zn trong lớp đất bề m ặt tạo ra m ôi trường không thuận lợi cho hệ sinh thái tại đây, theo đó các lớp đat này bị phá hủy đáng kể, dễ bị

xói m ò n bởi mưa lũ vì thiếu gắn kết nhờ hệ thực vật (Rodriguez et aỉ., 2009; Boularbah et

a i , 2006) Hậu quả tiếp theo là các vùng đất ô nhiễm này trở thành nguồn ô nhiễm nguy hiểm do các dòng chảy bề m ặt và dòng chảy ngầm ở vị trí hạ lưu (V ega et al., 2006).

X ử lý A M D bằng các biện pháp hóa học

Biện pháp hóa học được áp dụng khá phổ biến trên thế giới để xử lý AM D N guyên lý chung của biện pháp này là sử dụng các chất hóa học có tính kiềm để tăng pH của nước thải, qua đó kết tủa các ion kim loại nặng dưới dạng hydoxid và oxid Các chất hóa học thường được sử dụng để xử lý AM D gồm C a C 0 3, CaOH, N a2C 0 3, NaOH và N H3 (bảng 1)

B ản g 1 C ác biện p h á p hóa học tro n g x ử lý AM D (Skousen et al., 1996)

dê sử dụng nhât (15 U S D / tấn)

tan thấp) và sự hình thành lóp Fe(O H)3 bên ngoài nên khả năng ứne dụng bị hạn chế

U S D /tấ n )

9 0 % M ặc dù xử lý hiệu quả nhưng có

nhược điểm là tạo lượng bùn lớn

N a2C 03 G iá thành cao gấp

3 lần Ca(OH) 2 (320 U S D /tấ n )

6 0 % Chỉ xử lý hiệu quả dòng chảy AM D

nhỏ, nồng độ axít và kim loại thấp

NaOH G iá thành rất cao

(880 U S D /tấ n )

1 0 0% Thường được sử dụng để xử lý ở nơi

có dòng chảy thấp, nồng độ axit cao NaO H làm tăng pH nhanh nhưng chi phí lớn và nguy hiểm khi sử dụng

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 Trong tất cả các trường hợp, lượng bùn tạo ra rất lớn, phải nạo vét thường xuyên và xử lý ở bước tiếp theo bằng công nghệ ép bùn và sấy khô Do có hàm lượng kim loại nặng cao, việc sử dụng các

loại bùn này cho m ục đích nông nghiệp được khuyến cáo không nên triển khai (Skousen et al., 1996).

X ử lý A M D bằng biện pháp sinh học: n g u y ên lý công nghệ

Ba yếu tố then chốt trong thành phần của AM D gây ảnh hưởng tới m ôi trường cần phải được xử lý trong các quy trình công nghệ gồm có pH thấp, hàm lượng kim loại nặng cao và hàm lượng sulfate cao 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 đơn giản và tận thu năng lượng cho m ục đích sinh trưởng: 2CH 20 + S 0 42- + H+ - » H 2S +

2HCO3"

Các sản phẩm trao đổi chất của SRB (H2S và H C O3- ) có tác dụng trong việc xử lý

AM D, trong đó sulfide hòa tan sẽ tạo phản ứng kết tủa với nhiều ion kim loại trong AM D (H 2S + M e2+ —> M eS + 2H+) (bảng 2), các ion bicarbonate thỉ ỉàm tăng pH và tính kiềm của nước thải N goài ra, khi pH ừong môi trường tăng (nhờ các sản phẩm trao đổi chất từ quá trình khử sulfate), nhiều kim loại còn bị tủa ở dạng hydroxide (Gadd, 2004)

B ản g 2 Phản ứng của ki ra loại tro n g m ôi trư ờng có sulfide

Cd, Cu, Fe, Pb, Mer, Ni, Zn Tủa ở dạng sulfide (Doshi, 2006)

4

kim loại khác

u (VI), As (V) Có thể bị khử thành Ư(IV), As(III) ít

tan trong nước (nhờ SRB)

Đặc điếm về sinh th á i học, sinh lý học v à p h â n loại củ a SRB

• Phăn bố của SRB trong tự nhiên.

SRB phân bố rộng rãi trong môi trường tự nhiên có chứa sulfate Chúng được phân lập

hoặc đượ c tìm th ấ y dựa trên các chỉ thị p h â n tử từ trầm tích biển (W eb ster et a i , 2006;

M ussm ann e t a i , 2005), m ỏ dầu khí (K n ie m e y er et al., 2007), suối nướ c nóng h a y n h am

thạch núi lửa (Stadnitskaia et a i, 2005; Jeanthon et al., 2002) và nhiều điều kiện môi trường

cực trị khác Đặc biệt, SRB đã được tìm thấy trong môi trường có pH cực trị, như ở các điểm thoát nước thải khai mỏ axit pH2 (Sen, 2001) hay trong các hồ soda có pHIO (TLTK) Mặc dù số lượng các loài SRB được phân lập từ môi trường biển rất phong phú (do sulfate ở đây là chất nhận điện tử quan trọng thứ hai sau oxy), nhiều đại diện SRB cũng được tìm

thấy ở m ôi trư ờ n g n ư ớ c ngọt như trầm tíc h các thủy v ự c (Sass et a i , 1998), tro n g rễ củ a

thực vật (Bahr et a i, 2005), đặc biệt trong tầng bùn đáy của các hệ thống xử lý nước thải kỵ

khí (D ar et al., 2007; B en-D ov et a i , 2007) H ầu hết SRB sống tự do, như ng cũ n g có m ột số

sống cộng sinh với các vi sinh vật khác như cổ khuẩn sử dụng metan (Boetius et al., 2000),

hoặc cùng với vi khuẩn oxy hóa lưu huỳnh cộng sinh trong cơ thể các động vật thân mềm ở biển (Dubilier et al., 2001).

Trong môi trường kỵ khí có thế oxy hóa khử thấp và có sẵn nguồn cơ chất phù hợp, SRB cạnh tranh với các vi sinh vật kỵ khí khác như vi khuẩn khử nitrate, vi khuẩn khử Fe(III), vi khuẩn sinh acetate và cổ khuẩn sinh metan (methanogens) (Hình 1).

Hình 1 Các cặp oxy hóa khử quan trọng tham gia chuyển hóa vật chất trong tự nhiên (Thauer eí a l, 1977)

Cặp oxy hóa khử S 0 427HS~ ở mức khoảng -0 ,2 mV, sau các cặp 0 2/H20 , N 0 37 N 2, Fe3+/Fe2+, có nghĩa là năng lượng tạo ra khi oxy hóa một chất hữu cơ bằng sulfate sẽ thấp hơn so với oxy hóa bằng oxy, nitrate hay Fe(III) Tuy nhiên thế oxy hóa khử và hàm lượng sulfate trong môi trường có thể quyết định khả năng cạnh tranh của quá trình khử sulfate với

SRB còn là yếu tố ức chế thứ cấp đối với các loài vi sinh vật khác khi sinh trưởng trên cùng

m ột loại cơ chất (S tam s et al , 2003).

Đối với cổ khuẩn sinh m ethane, SRB sẽ cạnh tranh về các cơ chất chung như hydro

và acetate T ro n g trư ờng hợp thế oxy hóa k h ử thấp hơn - 0,2 m V thì m ethanogen chiếm ưu

thế do có ái lực v ớ i cơ chất cao hơn SRB (S chink et a i , 2006) Tuy nhiên, nếu hàm lượng

sulfate trong m ôi trường ở mức cao thì SRB vẫn có thể cạnh tranh được với m ethanogen để

sử dụng n g u ồ n cơ chất cho quá trình khử sulfate thành sulfide (B rysch et a i , 1987; W eijm a

et a l , 2002) G iữ a các loài SRB, D esulfovibrio spp có ái lực cao nhất với sulfate, tiếp đó là các loài D e su ỉ/o b u lb u s và D esu lfo b a cter (L aan b ro ek e t a l , 1984).

23 chi nằm trong phân lớp b-Proteobacteria,

ví dụ như Desulfovibrio, Desulfomicrobium,

Desulfotomaculiim

70°c, thường có mặt ở các môi trường có nhiệt độ cao như các vực thủy nhiệt, suối nước nóng

Thermodesulfovibrio Thermodesulfobium

Cổ khuẩn khử

sulfate ưa nhiệt

Tìm thấy ở các vực thủy nhiệt ở biển (>80°C)

Thermocladium, Caldirvirga (Crenarchaeota)

Hầu hết SRB có như cầu dinh dưỡng đơn giản và sinh trưởng tốt trong m ôi trường có nguồn cacbon/năng lượng ổn định N guồn cacbon và điện tử thích hợp đối với SRB bao gồm sản phẩm của các quá trình lên m en kỵ khí như hydro, các axit hữu cơ m ạch ngắn (acetate, lactate, pyruvate) và rượu (W iddel, Rabus, 2000) Tuy nhiên, lactate và acetate là nguồn điện tử thường được SRB sử dụng nhất để phân lập và nuôi cấy SRB trong phòng thí nghiệm (W iddel, H ansen, 1991) M ột sô SRB có thê sinh trưởng tự dưỡng với H2 là chât cho điện tử và C 02 là nguồn cacbon duy nhất Phụ thuộc vào cách oxy hóa chất hữu cơ m à

SRB có thể được phân chia thành hai nhóm trao đổi chất như sau (Rabus et al., 2000):

- N hóm oxy hóa kh ô n g hoàn toàn: oxy hóa các hợp chất hữu cơ đến acetate Thuộc

nhóm này chủ yếu là các loài thuộc chi D esulfovibrio spp.

- N hóm oxy h ó a h o àn to àn : Oxy hóa các họp chất hữu cơ (bao gồm cả actetate) hoàn

toàn th àn h c o ? T rong nhóm này có đa dạng các loài SRB khác nhau, n h ư

D esu lfo b a cter spp., D esidfobacterium spp., D esnlfosarcina spp.

6

SRB thực hiện trao đổi chất oxy hóa các cơ chất hữu cơ sử dụn g su lfate làm chất nhận

điện tử cuối cùng (R abus et a l , 2000) Sự k hử sulfate thành sulfide tiêu thụ 8 điện tử và các

quá trình sinh hóa th ô n g qua nhiều bước trung gian với sự tham g ia của nhiều enzym e (hình 2) (K rem er H ansen, 1988) C ác bước phản ứng có thể được tó m tắt n hư sau: S 0 42~ —>

S 0 32- -> H S 0 3" -> HS" -> s2" (Hình 2).

ATP sulfurylase APS reductase DSR

(Dissimilatory Sulfite Reductase)

*: Adenosne-5'-phosphosulfate

Hình 2 Các bước khử sulfate ở SRB và các enzyme tham gia

N goài sulfate, SRB còn có khả năng sử dụng m ột số hcrp chất ở m ức oxy hóa cao khác làm chất nhận điện tử trong quá trình tích lũy năng lượng, ví dụ như nitrat (N 0 3- ), sắt

(Fe ), hay th ậm chí cả oxy như m ột số loài thuộc chi D esulfo vib rio (M uyzer, Stam s, 2008)

B ên cạnh đó phải kể đ ến m ột số chất đặc b iệt khác có thể làm ch ất n h ận điện tử cho SRB

như acrylate, arsenate, chrom ate hay uranium, các hợp chất chứa clo, theo đó mà SRB có

vai trò qu an trọng tro n g các quá trình p hân hủy sinh học, loại bỏ ch ất độc ô nhiễm trong môi

trường (M uyzer, Stams, 2008)

° Các yếu tố ảnh hưởng tới sinh trưởng của SRB

SRB có thể sinh trưởng trong dải pH rộng (5.5 - 9.0), tuy nhiên tốt nhất ở điều kiện

kiềm nhẹ với pH trong khoảng 7.0 - 7.8 (Pfennig et al., 1981) N hiệt độ sinh trưởng tối ưu nằm trong khoảng 28 - 3 8 °c đối với SRB ưa ấm (Rabus et al 2000) Dải m uối từ 1 - 4%

N aC l thích hợp đối với sự sinh trưởng của hầu hết SRB (Ollivier et a i , 1994) Tuy nhiên,

quá trình khử sulfate do vi khuẩn còn được quan sát ở các môi trường khắc nghiệt có nhiệt

độ, pH hay độ mặn đặc biệt (Zeikus et a i , 1983).

Sulfide có tính độc cao đối với tể bào sinh vật, gây phá hủy các protein và bất hoạt tế bào Phần lớn vi sinh vật chỉ có khả năng hoạt động ở m ôi trường không có sulfide hoặc sulfide ở nồng độ thấp Đối với SRB, sự kết tủa các kim loại nguyên tố vết ờ dạng sulfide kim loại là cần thiết để giảm nồng độ sulfide trong môi trường, tạo điều kiện cho sự sinh

trưởng (Bharathi et al., 1990) Ngoài ra, các polym er ngoại bào ở SRB có tác dụng bảo vệ tế

bào khỏi sự ảnh hưởng của chất độc ở m ức độ nhất định (Teitzel, Parsek, 2003) Trạng thái của sulfide phụ thuộc vào pH của môi trường Tại pH 7, sulfide tồn tại ở cả dạng H2S và s 2', nhưng chủ yếu là ở dạng H2S Ngoài ra, trong hai dạng tồn tại của sulfide chỉ có H2S có khả năng đi vào trong m àng tế bào và gây ức chế (Perry, Green, 1984)

ứ n g d ụ n g của SR B tr o n g công nghệ x ử lý A M D theo phư ơng p h áp sinh học

Công nghệ xử lý A M D sử dụng SRB là phương pháp thụ động, lợi dụng những quá trình chuyển hóa sinh học vào mục đích loại bỏ chất ô nhiễm Ư u thế của công nghệ là chi phí thấp, không đòi hỏi theo dõi thường xuyên, có thể triển khai ở những vùng xa, sử dụng những vật liệu thải hoặc tái chế M ặc dù có m ột số yếu điểm như tính không ổn định đối với lưu lượng thải lớn và đậm đặc, có thể bị ảnh hưởng của thời tiết và yêu cầu về diện tích khá lớn, nhưng xét về tổng thể công nghệ xử lý AMD sử dụng SRB vẫn được đánh giá là hữu hiệu và có hiệu quả cao về kinh tế (Doshi, 2006)

M ộ í số ví dụ m in h họa cho ứng d ụ n g công nghệ sinh học tro n g x ử lý A M D

o H ệ thống x ử lý A M D tại k h u m ỏ W heal J a n e (Cornwall, Anh) (W hitehead et al.,

ở m ức ~3 v à hàm lượng nhiều ion kim loại nặng rất cao (sắt 161,3 m g/L , nhôm 12.4 rng/L, kẽm 41,9 m g/L, sulfate 1094 mg/L) K hu m ỏ đã ngừng ho ạt đ ộ n s từ 1991 nhưng lượ ng A M D tích tụ tro ng thời RĨan dài hoàn toàn chưa x ử lý được, sây ảnh hường n g h iêm trọng tới m ôi trư ờng xung quanh D ự án m ô hình xử lý pilot do Bộ

M ôi trư ờng A nh tài trợ đã đượ c triển khai tại khu m ỏ này từ năm 2000 với quy m ô

xử lý 50 - 165 nrVngày đêm Hệ thống bao gồm nhiều bể xử lý, b ắt đầu bàng các bể

đá vôi để tăng pH lên mức ~5, sau đó chuyển sang các bể sinh học có SRB để loại sulfate và kim loại nặng Bể kỵ khí khử sulfate sử dụng m ùn cưa làm giá thể, đồng thời tạo nguồn cơ chất cho vi khuẩn phát triển, dự kiến có thể hoạt động ổn định

trong thời g ian 30 năm K ết quả thu được trong thời gian nghiên cửu từ 2000 - 2002

cho thấy hệ thống có thể loại được tới 55 - 99% kẽm và 27 - 62% sulfate Tuy nhiên,

bài học kinh nghiệm rú t ra từ quá trình nghiên cứu vận h àn h hệ th ố n g x ử lý này là hệ

thống không có nguồn SRB chịu pH thấp để duy trì hoạt động, do vậy pH vẫn chưa được xử lý tối ưu (chỉ đạt tới mức 5,9) và hàm lượng Fe(II) trong nước thải còn cao

do sulfide sắt bị hòa tan m ột phần tại pH axit này

o W est F o rk M in e (Missouri, USA) (Gusek, 2005; Doshi, 2006): AM D từ mỏ khai

thác chì và kẽm, có hàm lượng kim loại ở mức chì 0,6 mg/L, kẽm 0,08 mg/L và sulfate 180 m g/L (quy định nước thải ra phải đạt mức < 0,035 m g/L đối với chì) Hệ thống xử lý AMD quy mô pilot được thiết lập cho khu m ỏ này với công suất 110 —

270 m 3/ngày đêm đã có kêt quả xử lý rât tôt, hàm lượng chì còn ờ mức 0,02 mg/L Trên cơ sở hệ thống pilot này, hệ xử lý AMD thực tế đã được triển khai trên diện tích

2 ha, có công suất 6500 - 8200 m 3/ngày đêm Trong hệ thống này, bể phản ứng sinh học chứa SRB được bổ sung giá thể là mùn cưa và cỏ cùng với đá vôi, có khả năng duy trì hoạt tính của vi khuẩn trong thời gian 30 năm Hệ thống bắt đầu vận hành từ năm 1996 đến nay, đạt hiệu quả tốt với nước đầu ra có hàm lượng các chất ô nhiễm ở mức chì 0,027 - 0,05 mg/L, kẽm < 0,05 mg/L, sulfate < 140 m g/L, pH ~ 7,8 (đạt mức quy định của NPDES

C ác yếu tố ản h h ư ở n g tới q u á trìn h x ử lý A M D b an g SRB

Là quy trình công nghệ dựa trên hoạt động của vi sinh vật, quá trình xử lý AM D bị chi phốibởi các yếu tố ảnh hưởng đến tính chất sinh lý, sinh hóa của SRB, cụ thể là:

® N g u ồ n S R B : T rong x ử lý A M D , để có nguồn SRB người ta có th ể sử dụng phân bò,

bùn cống hay bùn cặn từ các hệ thống xử lý nước thải yếm khí và các nguồn khác Tuy nhiên việc chủ động nguồn SRB có đặc tính sinh học phù hợp với điều kiện có trong hệ thống xử lý là m ột trong các yếu tố dẫn đến thành công của công nghệ SRB

có khả năng chịu pH thấp khi được bổ sung vào hệ thống xử lý AM D có khả năng tăng hiệu quả xừ lý (Johnson, Hallberg, 2005) Bên cạnh đó, hàm lượng kim loại nặng là m ột yếu tố ức chế quan trọng đối với quá trình khử sulfate N ghiên 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 al., 2006) Tổ 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: đồng, 12 mg/L; kẽm, 20 mg/L; crom, 60 mg/L; chì 75 mg/L (Hao et

al., 1994; U tg ik ar e t a i , 2001) N h ư vậy nguồn SRB p h ù hợp nh ất cho công nghệ xử

lý A M D c ần hội tụ đượ c hai yếu tố (i) chịu pH thấp v à (ii) sinh trư ởng được tro n g

điều kiện n ồ n g độ k im loại n ặn g cao (H iggins et aỉ., 2003).

8

© N g u ồ n c ơ c h ấ t: SRB sử dụng các chất hữu cơ đơn giản (axit hữu cơ, rượu) và H2

làm chất cho điện tử để k hử sulfate (Logan et al., 2005) T rong xử lý AM D, cacbon

đơn giản đôi khi được bổ sung vào hệ thống xử lý để cho SRB p h át triển, thông dụng

nhất là m ethanol và ethanol (T sukam oto et a i , 2004) Đ e ổn định hệ thống xử lý,

trong nhiều trường họp giá thể được đưa vào cùng với cơ chất hữu cơ Thực tế cho thấy gỗ (dăm bào) và đá sỏi có tác dụng tốt hơn so với giá thể bằng nhựa (Tsukamoto

e ta l., 2004).

Trong trường hợp chất hữu cơ cao phân tử được đưa vào hệ thống 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 (Hình 3) Bước thủy phân các họp chất cao phân tử là bước giới hạn của việc tạo H2S, do đó để tăng tốc quá trìĩih xử lý cần tác động vào bước này (Logan et al., 2005).

CHS

Hình 3 Chuyển hóa chất hữu cơ cao phân tử kết họp với khử sulfate trong điều kiện kỵ khí

e pH: SRB ưa axit hoặc có tính chống chịu cao đối với môi trường axit có lợi thế trong

xử lý AMD SRB được biết đến với khả năng sinh trưởng trong biên độ pH rộng, có thể thực hiện tốt quá trình khử sulfate ở pH 6 - 4, nhưng khả năng này giảm mạnh khi pH < 3,5 (Jong, Parry, 2006) Do vậy SRB chịu axit có thể được đưa vào hệ thống xử lý để tăng hiệu quả, tuy nhiên để duy trì hoạt tính cao hơn và tạo điều kiện cho quá trình kết tủa kim loại, pH ban đầu cần điều chỉnh lên mức ~ 4.

® Thành phần hóa học của AMD: Nồng độ kim loại quá 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 et a i, 2006) Hỗn họp chủng SRB (Desulfovibrio spp.) có khả năng chịu

được nồng độ kim loại cao hơn so với chủng thuần khiết D vulgaris (Cabera et aỉ.,

2006) Nghiên cứu trong phòng thí nghiệm cho thấy hỗn họp SRB bị ức chế ở nồng

độ Cu, Cd, Ni: 20 mg/L; Zn: 25 mg/L; Cr: 60 mg/L; Pb: 75 mg/L (Hao et al., 1994)

Trong hệ thống xử lý thường tồn tại các khu vực có điều kiện vi môi trường khác nhau, do vậy ảnh hưởng của kim loại lên vi SRB có thể không đồng đều.

© N h iệ t độ: SRB sinh trư ở n g ở nhiệt độ thấp nhất là 6°c (T su k am o to et al., 2004) Ở

những nơi có nhiệt độ thấp, việc bổ sung SRB chịu lạnh có thể cải thiện đáng kể tình

trạng ho ạt động của hệ thống x ử lý (H iggins et al., 2003).

T ro n g n ư ớ c (P hân tích, đánh giá tình hình nghiên cứu trong nư ớc thuộc lĩnh vực nghiên cím của đề tài; n h ữ n g kết quá nghiên cứu liên quan đến đê tài m à các cán bộ tham gia đ ã thực hiện N êu có cá c đê tài cùng lĩnh vực đã và đang được thự c hiện ở cấp khác, n ơ i khác thì phải p h â n tích nêu rõ các nội dung liên quan đến đề tài này; N eu p h á t hiện có đề tài ăang tiến hành m à có thê p h o i hợp nghiên cíni được thì cần g h i rõ Tên đề tài, Tên C hủ trì

và đơn v ị chủ trì đ ề tài đó).

Điều kiện địa chất Việt Nam phức tạp tạo nên m ột nguồn tài nguyên khoáng sản phong

phú, đa dạng n h ư n g cũng m anh m ún Theo thống kê, trên lãnh thổ V iệt N am đã phát hiện

được trên 50 trong số 66 loại khoáng sản phổ biến nhất trong vỏ trái đất với khoảng hơn

5.000 mỏ v à điểm quặng (H ồ Sỹ G iao, M ai Thế Toản, 2010) C ác khoáng sản được khai

thác chủ yếu là than, quặng sắt, titan, đồng, apatit, pyrite

Trong thời gian dài, khai thác tài nguyên thiên nhiên ở nước ta chủ yếu được thực hiện

với các cô n g ng h ệ và n g u ồ n nhân lực chất lượng thấp; cùng v ớ i bất cập trong quản lý tài

nguyên, môi trường đã dẫn đến hệ quả là tình trạng khai thác quá mức và suy thoái m ôi trường nghiêm trọng Đặc biệt đối với các điểm khai thác khoáng sản ở quy mô nhỏ, vấn đề

xử iý chất thải rắn và nước thải hầu như không được quan tâm nên môi trường tại đây sau khi Let thúc khai thác (đóng cửa mỏ) thường rất khó hoặc không thể phục hồi (Nguyễn Danh Sơn, 2011)

Theo báo cáo Đánh giá môi trường chiến lược Quy hoạch phát triển ngành than đến năm 2020, có xét đến năm 2030, các mối nguy hại do ô nhiễm nước thải tò các mỏ thuộc Tập loàn Công nghiệp than và K hoáng sản đã được đặt ra ở m ức báo động Dựa trên số liệu

kê khai nộp phí bảo vệ m ôi trường đối với nước thải công nghiệp của các đơn vị thuộc ngàr_h than, tổng lượng nước thải từ mỏ năm 2009 là 38.914.075 m Tuy nhiên con số này chưc thể phản ánh đầy đủ thực trạng vì còn nhiều nguồn thải chưa được tính đến, ví dụ như nướ; rửa trôi từ các bãi thải mỏ, nước thải từ các mỏ khai thác nhỏ lẻ hay khai thác bất hợp pháp N goài ra, lượng và thành phần nước thải từ m ỏ dao động lớn, phụ thuộc vào sản lượig khai thác hay lượng m ưa m ỗi năm, trong đó độ pH dao động từ 3,1 đến 6,5, hàm lượig chất rắn lơ lửng cao hơn ngưỡng cho phép từ 1,7 đến 2,4 lần

Hiện nay, nước thải AM D mới được quan tâm xử lý tại m ột số khu mỏ khai thác tập trurg thuộc tập đoàn Than và K hoáng sản Vinacomin Tuy nhiên biện pháp xử lý chính ở đây là hóa học, sử dụng các hóa chất kiềm (như C a C 0 3, Ca(O H )2, N a2C 0 3, NaOH) để trung hoà môi trường axit, đồng thời loại một phần kim loại nặng ở dạng hydroxid tại pH trung tint Bên cạnh ưu điểm là thời gian xử lý nhanh, biện pháp hóa học có m ột số yếu điểm quai trọng là có giá thành cao và gây ô nhiễm thứ cấp (do lượng bùn kết tủa tạo ra thường rất ớn) (Doshi, 2006; N guyễn Danh Sơn, 2011) X ử lý A M D bằng biện pháp sinh học (thing qua vi khuẩn khử sulfate) có tính thân thiện với môi trường cao và được áp dụng thàih công tại nhiều nơi trên thế giới, tuy nhiên ở nước ta còn ít được quan tâm nghiên cứu

và riển khai vào thực tế

Trong 10 năm trở lại đây, nhóm nghiên cứu của PGS TS Lại Thúy Hiền và TS Kiều

Th Quỳnh Hoa tại Viện CNSH, Viện Hàn lâm KH& CN V iệt Nam đã theo đuổi hướng ngliên cứu ứng dụng vi khuẩn khử sulfate để xử lý kim loại nặng trong nước thải từ các khu vực tái chế chất thải công nghiệp Những kết quả nghiên cứu trong phòng thí nghiệm do nh<m thực hiện cho thấy việc sử dụng tổ hợp chủng vi khuẩn khử sulfate làm giàu trong

p h m g thí nghiệm cho các q u á trình xử lý, đồng thời hiệu ch ỉn h các yếu tố dinh dưỡ ng (nịuồn cacbon, tỷ lệ C 0 D / S 0 42_) v à các yếu tổ lý hó a (pH, độ kiềm ) đã có thể loại bỏ các

ior kim loại trong nướ c thải (Fe, C r, A l, Pb) ở m ức > 90% (K ieu Q H et a i , 2004; K iều Thị

Q iỳnh H oa và cs 2013) T uy n hiên các kết quả đã công bố chưa đề cập đến việc tạo ra

10

nguồn vi khuẩn khử sulfate phù hợp để chù động bổ sung vào các quy trình xử lý nhằm rút

ngắn thời gian khởi động và tăn g hiệu quả xử lý, đồng thời các thí nghiệm ở quy mô lớn

hơn trên 1Ĩ1Ô hình công nghệ xử lý cũng chưa được thử nghiệm.

11.2 Định hướng nội dung cần nghiên cứu của đề tài, luận giải về sự cần thiết, tính cap bách, ỷ nghĩa lý luận và thực tiễn

( Trên c ơ sở đảnh g iá tình hình nghiên cứu trong và ngoài nước, p h â n tích n h ữ n g công trình

nghiên cứii cỏ liên quan, những kết quả mới nhất trong lĩnh vực nghiên cím, cần nêu rõ những vấn đề còn tồn tại, từ đó nêu được mục tiêu nghiên cứu và hướng g iả i quyết mới,

n h ữ n g nội dung cần thực hiện — ư ả lời câu h ỏ i đề tài nghiên cứu g iả i q u yết vẩn đề gì,

n h ữ n g thuận lợ i khó khăn cần g iả i qưyết).

Có thể thấy rằng thực trạng công nghệ khai thác khoáng sản lạc hậu tạo ra lượng chất thải rắn và lỏng lớn có ảnh hưởng vô cùng nghiêm trọng tới môi trường, trong khi đó công nghệ

xử lý hay tái sử dụng lại hầu như vắng bóng, dẫn đến hệ số phát thải trong khai thác khoáng sản ngày càng lớn Riêng đối với nước thải, tuy có những quy định về xử lý gắn với trả phí bảo vệ môi trường, nhưng sự bất cập trong thực thi các quy định cũng đã làm cho bức tranh

ô nhiễm môi trường do nước thải từ khai thác khoáng sản ngày càng nặng nề (Nguyễn Danh Sơn, 2011)

Biện pháp xử lý sinh học dựa trên đặc tính sinh học của vi khuẩn khử sulfate với ưu điểm giá thành họp lý, hiệu quả xử lý tốt v à ổn định, dễ dàng triển khai ở các quy mô và địa hình khác nhau, thân thiện với môi trường, là phương án phù hợp để giải quyết bài toán về môi trường do ngành khai thác khoáng sản đặt ra hiện nay Tuy nhiên, để có thể xây dựng

và triển khai được công nghệ thì m ột số nghiên cứu cần thiết ban đầu phải được thực hiện,

cụ thể là:

- Tạo ra nguồn vi khuẩn khử sulfate thích ứng với điều kiện pH thấp và hàm lượng kim loại nặng cao trong môi trường nước thải AMD để chủ động triển khai công nghệ ngoài thực tế N guồn vi khuẩn này có thể là các chủng thuẩn khiết hay các tổ họp chủng có khả năng sinh trưởng tốt trong môi trường pH thấp để tạo ra H2S kết tủa ion kim loại nặng và tạo H C O3- để tăng độ kiềm của nước

- Đặc tính sinh học và phân loại của nguồn vi khuẩn khử sulfate cần phải được xác định Đối với chủng thuần khiết, vị trí phân loại sẽ được xác định dựa trên phân tích trình tự gen 16S rDNA; Đối với các tổ hợp chủng, thành phần loài sẽ được xác định thông qua

phân tích các phân tử chỉ thị (16S rDNA, gen dsr) bằng phương pháp PCR-DGGE.

- Xây dựng quy trình xử lý trên mô hình phòng thí nghiệm để đánh giá nguồn vi khuẩn SRB lựa chọn và đưa ra phương án xử lý hiệu quả ở quy mô này

Phòng Sinh thái vi sinh vật, Viện Vi sinh vật và CN SH (Đ H Q G H N ) có định hướng nghiên cửu xây dựng các công nghệ xử lý môi trường dựa trên nguyên lý sinh học, đặc biệt chú trọng các quá trình kỵ khí, trong đó có khử sulfate Phòng đã thực hiện luận văn thạc sỹ theo hướng phân lập vi khuẩn khử sulfate để ứng dụng trong xử lý nước thải AM D với m ột

số kết quả ban đầu rất khả quan (Nguyễn Thị Hải, 2012) Đứng trước tình hình ô nhiễm do

A M D ngày càng nghiêm trọng và yêu cầu hợp tác xây dựng công nghệ xử lý nguồn thải này

từ phía Vinacomin, đề tài nghiên cứu này được đề xuất để hướng tới triển khai được công nghệ xử lý AMD bằng SRB ở V iệt Nam m ột cách hiệu quả và thân thiện với môi trường

11.3 Liệt kê danh mục các công trình nghiên cứu, tài liệu có liên quan đến đề tài đã trích

dan k h i đánh giá tổng quan