Luận án tiến sĩ sinh học nghiên cứu vi sinh vật học của quá trình feammox và bước đầu ứng dụng để xử lý nước thải nhiễm amoni

Luận án tiến sĩ sinh học nghiên cứu quá trình feammox và ứng dụng xử lý nước thải nhiễm amoni, mở ra hướng tiếp cận hiệu quả trong xử lý môi trường.

• Tác giả: Lê Phương Chung
• Người hướng dẫn: TS. Dinh Thúy Hang
• Trường học: Đại học Quốc gia Hà Nội
• Chuyên ngành: Vi sinh vật học
• Đề tài: Nghiên cứu vi sinh vật học quá trình Feammox và ứng dụng xử lý nước thải nhiễm amoni
• Loại tài liệu: luận án
• Năm xuất bản: 2022
• Địa điểm: Hà Nội

Mục lục chi tiết

• LỜI CAM ĐOAN
• LỜI CẢM ƠN
• 1. CHƯƠNG 1: TỔNG QUAN TÀI LIỆU
• 1.1. ẢNH HƯỞNG CỦA DƯ LƯỢNG NITƠ TRONG NƯỚC THẢI TỚI HỆ SINH THÁI
• 2. CHƯƠNG 2: ĐỐI TƯỢNG VÀ PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
• 2.1. ĐỐI TƯỢNG VÀ VẬT LIỆU NGHIÊN CỨU
• 2.2. HÓA CHẤT, THIẾT BỊ
• 2.3. PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
• 3. CHƯƠNG 3: KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN
• 3.1. LÀM GIÀU VSV FEAMMOX TRONG MÔ HÌNH PHÒNG THÍ NGHIỆM
• 3.2. NGHIÊN CỨU HỆ VSV ĐƯỢC LÀM GIÀU TRONG MÔ HÌNH
• 3.3. XÁC ĐỊNH ẢNH HƯỞNG CỦA CARBON HỮU CƠ TỚI QUÁ TRÌNH OXY HÓA NH4+ TRONG MÔ HÌNH - THÍ NGHIỆM THEO MÔ HÌNH
• 3.4. THỬ NGHIỆM XỬ LÝ NH4+ TRONG MÔ HÌNH FEAMMOX THEO CHẾ ĐỘ VẬN HÀNH LIÊN TỤC
• DANH MỤC CÔNG TRÌNH KHOA HỌC CỦA TÁC GIẢ LIÊN QUAN
• TÀI LIỆU THAM KHẢO

Tóm tắt

I. Tổng quan về nghiên cứu vi sinh vật học quá trình Feammox

Quá trình Feammox là một trong những phương pháp mới nổi bật trong xử lý nước thải nhiễm amoni. Nghiên cứu này tập trung vào việc tìm hiểu các vi sinh vật tham gia vào quá trình này và cách chúng có thể được ứng dụng trong xử lý nước thải. Việc hiểu rõ về quá trình này không chỉ giúp cải thiện hiệu quả xử lý mà còn giảm thiểu tác động tiêu cực đến môi trường.

1.1. Khái niệm và tầm quan trọng của quá trình Feammox

Quá trình Feammox là sự oxy hóa amoni kết hợp với khử sắt trong điều kiện không có oxy. Quá trình này đóng vai trò quan trọng trong chu trình nitơ và giúp giảm thiểu ô nhiễm nước.

1.2. Các vi sinh vật tham gia vào quá trình Feammox

Các vi sinh vật thuộc lớp y-Proteobacteria là những tác nhân chính trong quá trình Feammox. Chúng có khả năng oxy hóa NH4+ thành N2, giúp giảm thiểu nồng độ amoni trong nước thải.

II. Vấn đề và thách thức trong xử lý nước thải nhiễm amoni

Nước thải nhiễm amoni gây ra nhiều vấn đề nghiêm trọng cho hệ sinh thái và sức khỏe con người. Việc xử lý amoni trong nước thải là một thách thức lớn, đặc biệt là trong các quy trình truyền thống. Các phương pháp hiện tại thường yêu cầu nhiều năng lượng và chi phí cao.

2.1. Tác động của amoni đến môi trường

Amoni trong nước thải có thể dẫn đến hiện tượng phú dưỡng, gây hại cho hệ sinh thái nước. Nồng độ cao của amoni có thể làm giảm oxy hòa tan, ảnh hưởng đến sự sống của các loài thủy sinh.

2.2. Những hạn chế của các phương pháp xử lý hiện tại

Các phương pháp xử lý nước thải truyền thống như nitrate hóa và khử nitrate thường yêu cầu nhiều năng lượng và chi phí cao. Điều này làm cho việc áp dụng chúng trở nên khó khăn trong thực tế.

III. Phương pháp nghiên cứu quá trình Feammox hiệu quả

Nghiên cứu này áp dụng các phương pháp hiện đại để làm giàu vi sinh vật Feammox trong mô hình phòng thí nghiệm. Các phương pháp như PCR-DGGE và FISH được sử dụng để phân tích cấu trúc quần xã vi sinh vật.

3.1. Thiết kế mô hình thí nghiệm Feammox

Mô hình thí nghiệm được thiết kế để nghiên cứu quá trình Feammox trong điều kiện pH trung tính và dị dưỡng. Điều này giúp tối ưu hóa điều kiện cho vi sinh vật phát triển.

3.2. Phân tích cấu trúc quần xã vi sinh vật

Sử dụng phương pháp PCR-DGGE và FISH để phân tích cấu trúc quần xã vi sinh vật trong mô hình. Điều này giúp xác định các loài vi sinh vật chủ yếu tham gia vào quá trình Feammox.

IV. Ứng dụng thực tiễn của quá trình Feammox trong xử lý nước thải

Quá trình Feammox đã cho thấy tiềm năng lớn trong việc xử lý nước thải nhiễm amoni. Nghiên cứu cho thấy hiệu quả loại bỏ amoni và COD đạt được là rất cao, mở ra hướng đi mới cho công nghệ xử lý nước thải.

4.1. Hiệu quả xử lý nước thải bằng Feammox

Nghiên cứu cho thấy quá trình Feammox có thể loại bỏ tới 91% amoni và 60% COD trong nước thải. Điều này cho thấy tính khả thi của công nghệ này trong thực tế.

4.2. Tiềm năng ứng dụng công nghệ Feammox

Công nghệ Feammox có thể được áp dụng cho nhiều loại nước thải khác nhau, giúp giảm thiểu chi phí và năng lượng trong quá trình xử lý.

V. Kết luận và tương lai của nghiên cứu Feammox

Nghiên cứu về quá trình Feammox và các vi sinh vật tham gia là rất cần thiết để phát triển các công nghệ xử lý nước thải hiệu quả hơn. Tương lai của nghiên cứu này hứa hẹn sẽ mang lại nhiều giải pháp mới cho vấn đề ô nhiễm nước.

5.1. Tầm quan trọng của nghiên cứu Feammox

Nghiên cứu Feammox không chỉ giúp cải thiện hiệu quả xử lý nước thải mà còn góp phần bảo vệ môi trường. Việc phát triển công nghệ này sẽ mang lại lợi ích lớn cho cộng đồng.

5.2. Hướng đi tương lai cho nghiên cứu và ứng dụng

Cần tiếp tục nghiên cứu sâu hơn về các vi sinh vật tham gia vào quá trình Feammox và tối ưu hóa điều kiện xử lý để nâng cao hiệu quả. Điều này sẽ mở ra nhiều cơ hội mới trong lĩnh vực xử lý nước thải.

Nội dung chính

Tổng quan luận án

Luận án tiến sĩ sinh học của tác giả Lê Phương Chung với đề tài "Nghiên cứu vi sinh vật học của quá trình feammox và bước đầu ứng dụng để xử lý nước thải nhiễm amoni" được thực hiện tại Trường Đại học Khoa học Tự nhiên - Đại học Quốc gia Hà Nội, dưới sự hướng dẫn khoa học của TS. Đinh Thúy Hằng và PGS. Phạm Thế Hải. Luận án thuộc chuyên ngành Vi sinh vật học (mã số: 9420101.07), bảo vệ năm 2022.

Tính cấp thiết và khoảng trống nghiên cứu

Trong môi trường nước, sự tích lũy của các hợp chất nitơ vô cơ, đặc biệt là amoni ($\text{NH}_4^+$) và amoniac hòa tan ($\text{NH}_3$), là nguyên nhân trực tiếp dẫn đến hiện tượng phú dưỡng hóa, làm suy giảm nghiêm trọng nồng độ oxy hòa tan và gây độc đối với hệ thủy sinh. Các công nghệ xử lý sinh học truyền thống như nitrate hóa - khử nitrate (quy trình AAO/A2O) tiêu tốn lượng lớn năng lượng cho việc sục khí oxy ở giai đoạn hiếu khí (cần 4,33 mg $\text{O}_2$ để oxy hóa 1 mg $\text{NH}_4^+$) và đòi hỏi bổ sung nguồn carbon hữu cơ ngoại sinh (như methanol với tỷ lệ $[\text{CH}_3\text{OH}]/[\text{NO}_3^-] \approx 1,9 - 2,5$) cho giai đoạn thiếu khí. Công nghệ cải tiến nitrite hóa bán phần kết hợp anammox (như quy trình SHARON-Anammox) giúp giảm 60% năng lượng cấp khí và 40% nhu cầu carbon, nhưng gặp trở ngại do thời gian nhân đôi của vi khuẩn anammox kéo dài (7 - 11 ngày), thời gian khởi động bùn kéo dài (100 - 250 ngày) và yêu cầu kiểm soát tỷ lệ $[\text{NH}_4^+]/[\text{NO}_2^-] \approx 1:1,32$ rất nghiêm ngặt.

Quá trình feammox (oxy hóa amoni kỵ khí kết hợp khử sắt $\text{Fe}^{3+}$) là con đường chuyển hóa nitơ mới được phát hiện. Tuy nhiên, các công trình trước đây (Sawayama, 2006; Huang và Jaffé, 2015) chỉ khảo sát feammox ở điều kiện tự dưỡng vô cơ và pH thấp, tạo sản phẩm oxy hóa trung gian là $\text{NO}_2^-$, dẫn đến hiệu suất xử lý thấp và vẫn đòi hỏi các công đoạn xử lý phụ trợ tiếp theo. Khoảng trống nghiên cứu mà luận án hướng tới giải quyết là:

• Nghiên cứu cơ chế vi sinh vật học của quá trình feammox trong điều kiện dị dưỡng và pH trung tính.
• Làm rõ khả năng chuyển hóa trực tiếp $\text{NH}_4^+$ thành $\text{N}_2$ trong một công đoạn kỵ khí duy nhất.
• Đánh giá khả năng xử lý đồng thời $\text{NH}_4^+$ và COD từ nước thải có hàm lượng ô nhiễm cao.

Mục tiêu nghiên cứu

1. Làm giàu vi sinh vật feammox trong mô hình phòng thí nghiệm và nghiên cứu cấu trúc quần xã của hệ vi sinh vật đã thiết lập sử dụng các phương pháp PCR-DGGE, FISH và gen 16S rRNA làm chỉ thị phân tử.
2. Nghiên cứu mối liên quan giữa các yếu tố COD, $\text{NH}_4^+$, thế oxy hóa khử tới quá trình oxy hóa $\text{NH}_4^+$ trong mô hình, làm cơ sở để phát triển công nghệ xử lý $\text{NH}_4^+$ theo nguyên lý feammox.

Đối tượng và phạm vi nghiên cứu

• Đối tượng nghiên cứu: Hệ vi sinh vật kỵ khí thực hiện quá trình feammox, được thu thập từ nguồn bùn đỏ đáy của cụm bể kỵ khí thuộc trạm xử lý nước thải nhà máy chế biến thủy sản tại xã Tam Tân, huyện Củ Chi, TP. Hồ Chí Minh. Nguồn cung cấp $\text{Fe}^{3+}$ là ferrihydrite tổng hợp và bùn đỏ chứa goethite ($\text{FeOOH}$) và hematite ($\text{Fe}_2\text{O}_3$, chiếm 45%).
• Phạm vi nghiên cứu: Thực nghiệm quy mô phòng thí nghiệm (mô hình 18 lít, lưu lượng 3 lít/ngày đêm) tại Viện Vi sinh vật và Công nghệ sinh học - Đại học Quốc gia Hà Nội, thực hiện trên môi trường nước thải nhân tạo mô phỏng nước thải giàu amoni và carbon hữu cơ.

---

Tổng quan tài liệu và vị trí của luận án

Luận án đã hệ thống hóa các công trình nghiên cứu về chu trình nitơ và các công nghệ sinh học xử lý nitơ trên thế giới:

                                  CHU TRÌNH CHUYỂN HÓA NITƠ
Cố định & Khoáng hóa         Nitrate hóa             Khử nitrate           Anammox & Feammox
(Azotobacter, Rhizobium;    (AOB: Nitrosomonas;     (NRB: Pseudomonas,    (Planctomycetes;
 Protease, Deaminase)        NOB: Nitrobacter)       Paracoccus)           Acidimicrobiaceae A6)

1. Chu trình chuyển hóa nitơ sinh học:
   • Cố định nitơ: do enzyme nitrogenase thực hiện ở vi khuẩn tự do (Azotobacter, Cyanobacteria) hoặc cộng sinh (Rhizobium) (Marks et al.; Gutschick, 1982).
   • Khoáng hóa nitơ hữu cơ (ammonification) thành $\text{NH}_4^+$ nhờ enzyme protease, peptidase, nuclease.
   • Nitrate hóa: quá trình tự dưỡng hai bước gồm oxy hóa $\text{NH}_4^+$ thành $\text{NO}_2^-$ bởi AOB (Nitrosomonas, Nitrosospira) và oxy hóa $\text{NO}_2^-$ thành $\text{NO}_3^-$ bởi NOB (Nitrobacter, Nitrospira) (Wolfe và Lieu, 2002; Moir, 2011).
   • Khử nitrate: chuỗi khử $\text{NO}_3^- \rightarrow \text{NO}_2^- \rightarrow \text{NO} \rightarrow \text{N}_2\text{O} \rightarrow \text{N}_2$ do vi khuẩn dị dưỡng kỵ khí xúc tác qua các enzyme NaR, NiR, NOR, $\text{N}_2\text{OR}$ (Takaya et al., 2003; Madigan et al., 2008).
   • Anammox: quá trình tự dưỡng vô cơ oxy hóa $\text{NH}_4^+$ bằng $\text{NO}_2^-$ thành $\text{N}_2$ trong bào quan anammoxosome của các chi Brocadia, Kuenenia, Scalindua, Jettenia, Anammoxoglobus (Strous et al., 1999a; Jetten et al., 2001; Kartal et al., 2007).
2. Nghiên cứu về quá trình Feammox:
   • Clement và cộng sự (2005) lần đầu phát hiện phản ứng oxy hóa $\text{NH}_4^+$ kết hợp khử $\text{Fe}^{3+}$ trong đất ngập nước ven sông.
   • Sawayama (2006) thiết lập mô hình feammox tự dưỡng ở pH trung tính sử dụng Fe(III)-EDTA, tạo $\text{NO}_2^-$ với hiệu suất chuyển hóa 20% trong 50 ngày, ghi nhận sự xuất hiện của các chi Exiguobacterium, Pseudomonas, Carnobacterium.
   • Huang và Jaffé (2015, 2018) phân lập chủng vi khuẩn feammox thuần khiết Acidimicrobiaceae sp. A6 từ đất ngập nước ở điều kiện tự dưỡng, pH 4,0 - 5,5 với ferrihydrite, tạo sản phẩm $\text{NO}_2^-$. Chủng này có độ tương đồng trình tự 16S rDNA dưới 92% so với Ferrimicrobium acidiphilum và Acidimicrobium ferrooxidans.
   • Zhou và cộng sự (2016), Yang và cộng sự (2012, 2019), Wang và cộng sự (2021) xác định sự tham gia của các chủng khử sắt (Geobacter, Anaeromyxobacter, Desulfosporosinus, Pelobacteraceae) và vai trò của chất trung gian truyền điện tử như 9,10-anthraquinone-2,6-disulfonate (AQDS) hoặc điện cực.

Vị trí của luận án: Khác với các công bố của Sawayama (2006) hay Huang và Jaffé (2015), luận án tiếp cận quá trình feammox trong điều kiện môi trường có mặt carbon hữu cơ (dị dưỡng) và pH trung tính (7,0 - 7,2). Nghiên cứu giải quyết bài toán chuyển hóa hoàn toàn $\text{NH}_4^+$ thành khí $\text{N}_2$ mà không tích lũy $\text{NO}_2^-$, đồng thời xử lý đồng thời hợp chất hữu cơ (COD) trong nước thải.

---

Cơ sở lý thuyết và phương pháp nghiên cứu

Cơ sở nhiệt động học và các phương trình phản ứng

Quá trình feammox có thể tạo ra các sản phẩm oxy hóa khác nhau tùy thuộc vào điều kiện pH và trạng thái oxy hóa khử của môi trường:

$$\begin{aligned} 3\text{Fe(OH)}_3 + 5\text{H}^+ + \text{NH}_4^+ &\rightarrow 3\text{Fe}^{2+} + 9\text{H}_2\text{O} + 0,5\text{N}_2 \quad &(\Delta G^{0\prime} = -245\text{ kJ/mol}) \quad (1.8) \ 6\text{Fe(OH)}_3 + 10\text{H}^+ + \text{NH}_4^+ &\rightarrow 6\text{Fe}^{2+} + 16\text{H}_2\text{O} + \text{NO}_2^- \quad &(\Delta G^{0\prime} = -164\text{ kJ/mol}) \quad (1.9) \ 6\text{Fe(OH)}_3 + 8\text{H}^+ + \text{NH}_4^+ &\rightarrow 6\text{Fe}^{2+} + 15\text{H}_2\text{O} + \text{NO}_3^- \quad &(\Delta G^{0\prime} = -207\text{ kJ/mol}) \quad (1.10) \end{aligned}$$

Trong điều kiện dị dưỡng có acetate làm nguồn carbon, các phản ứng tiêu thụ chất hữu cơ ghép đôi khử nitrate và sắt:

$$\begin{aligned} \text{NO}_3^- + \frac{5}{8}\text{CH}_3\text{COO}^- + \frac{13}{8}\text{H}^+ &\rightarrow 0,5\text{N}_2 + \frac{5}{4}\text{CO}_2 + \frac{7}{4}\text{H}_2\text{O} \quad &(\Delta G^{0\prime} = -501\text{ kJ/mol}) \quad (3.1) \ \text{Fe}^{3+} + \frac{5}{8}\text{CH}_3\text{COO}^- + \frac{1}{2}\text{H}_2\text{O} &\rightarrow \text{Fe}^{2+} + \frac{1}{4}\text{HCO}_3^- + \frac{9}{8}\text{H}^+ \quad &(\Delta G^{0\prime} = -814\text{ kJ/mol}) \quad (3.2) \end{aligned}$$

Phương pháp nghiên cứu thực nghiệm

Nhóm phương pháp	Kỹ thuật / Thiết bị cụ thể	Mục đích và thông số phân tích
Mô hình thí nghiệm	Hệ 3 bể mica nối tiếp ($20 \times 12 \times 40\text{ cm}$), tổng thể tích 18 L; giá thể vi sinh Kaite diện tích bề mặt $850\text{ m}^2/\text{m}^3$.	Vận hành làm giàu tuần hoàn ($2\text{ mL/phút}$), thử nghiệm mẻ và vận hành liên tục ($3\text{ L/ngày}$).
Hóa lý & Điện hóa	Máy quang phổ Beckman Coulter; điện cực $\text{Ag/AgCl}$ kết nối điện cực than chì.	Đo COD (Kit Hach, $R^2 = 0,9625$), $\text{NH}_4^+$ (chuẩn DIN 38406-5, bước sóng $635\text{ nm}$), $\text{Fe}^{2+}$ (chuẩn DIN 38406 E1-1 O-phenanthroline, $510\text{ nm}$), $\text{NO}_3^-$ (NitraVer 5), $\text{NO}_2^-$ (NitriVer 2/3), thế oxy hóa khử (ORP, mV).
Phân tích khí	Sắc ký khí Agilent 7890A; phương pháp đo thể tích cột nước.	Định lượng tổng thể tích khí sinh ra và tỷ lệ phần trăm khí $\text{N}_2$.
Sinh học phân tử	Máy Bio-Rad DCode DGGE; máy PCR Eppendorf; kính hiển vi huỳnh quang Zeiss.	PCR-DGGE đoạn gen 16S rDNA; lai huỳnh quang tại chỗ (FISH) với đầu dò đặc hiệu Delta385 ($\delta$-Proteobacteria) và GAM42a ($\gamma$-Proteobacteria); nhuộm DAPI.
Vi sinh vật học	Phương pháp ống thạch kỵ khí; phương pháp MPN; môi trường FC và FRB chứa ferrihydrite 30 mM.	Phân lập chủng vi khuẩn feammox thuần khiết; kiểm tra khả năng khử $\text{Fe}^{3+}$, khử $\text{NO}_3^-$ và oxy hóa $\text{NH}_4^+$.

---

Nội dung chính theo từng chương

Chương 1. Tổng quan tài liệu

Chương này phân tích cơ sở lý thuyết về chu trình nitơ, hiện tượng ô nhiễm nitơ trong môi trường nước và các cơ chế loại bỏ nitơ bằng con đường sinh học. Tác giả trình bày các quy chuẩn giới hạn nitơ trong các loại nguồn nước:

Loại nguồn nước	$\text{NH}_4^+$ (mg/L)	$\text{NO}_2^-$ (mg/L)	$\text{NO}_3^-$ (mg/L)	Văn bản quy chuẩn
Nước sạch sinh hoạt	0,3	0,05	2	QCVN 01-1:2018/BYT
Nước mặt (Cột A)	0,3	0,05	2	QCVN 08-MT:2015/BTNMT
Nước mặt (Cột B)	0,9	0,05	10	QCVN 08-MT:2015/BTNMT
Nước ao nuôi tôm	0,3 ($\text{NH}_3$)	—	—	QCVN 02-19:2014/BNNPTNT

Chương 1 đi sâu so sánh hai công nghệ chính: (1) Công nghệ nitrate hóa - khử nitrate (AAO/A2O) có nhược điểm chi phí năng lượng sục khí cao, vi khuẩn nitrate hóa sinh trưởng chậm ($\mu = 0,006 - 0,0035/\text{ngày}$, năng suất sinh khối $Y = 0,04 - 0,13$), nhạy cảm với độc chất; (2) Công nghệ nitrite hóa bán phần - anammox (SHARON-Anammox) giảm tiêu tốn oxy nhưng khó vận hành ổn định. Tác giả khẳng định tiềm năng của feammox - phản ứng sử dụng $\text{Fe}^{3+}$ làm chất nhận điện tử trong điều kiện kỵ khí hoàn toàn, mở ra hướng đi mới giúp khắc phục các hạn chế trên.

Chương 2. Đối tượng và phương pháp nghiên cứu

Chương 2 mô tả chi tiết nguồn bùn mẫu lấy từ trạm xử lý nước thải chế biến thủy sản tại Củ Chi (hệ thống gồm 3 bể kỵ khí $1,125\text{ m}^3$, lớp bùn đỏ chứa hematite và goethite với nồng độ $\text{Fe}^{3+}$ tổng số 2 mol/L). Tác giả trình bày quy trình chế tạo chất nhận điện tử ferrihydrite 30 mM từ $\text{FeCl}_3$ 0,25 M và NaOH 1 M ở pH 7,6.

Quy trình thí nghiệm gồm 5 bước tuần tự:

1. Thiết kế, chế tạo mô hình kỵ khí mica 3 bể (dung tích làm việc 18 lít, 3 lít/ngày đêm).
2. Làm giàu vi sinh vật feammox trong 30 ngày bằng nước thải nhân tạo FRB bổ sung $\text{NH}_4^+$ 200 mg/L, Na-acetate 10 mM, $\text{NaHCO}_3$ 30 mM, ascorbic acid 1 mM tạo môi trường kỵ khí dưới dòng khí argon.
3. Phân tích cấu trúc hệ vi sinh vật bằng PCR-DGGE, lai huỳnh quang FISH và phân lập vi khuẩn trên môi trường FC.
4. Thử nghiệm vận hành theo mẻ khảo sát ảnh hưởng của tỷ lệ $[\text{COD}]/[\text{NH}_4^+]$ ở 3 mức: 1,4 (Bể 1), 1,1 (Bể 2), và 0,7 (Bể 3).
5. Vận hành mô hình liên tục ở lưu lượng 3 L/ngày (thời gian lưu thủy lực HRT qua 3 bể lần lượt là 2, 4 và 6 ngày) ở tỷ lệ $[\text{COD}]/[\text{NH}_4^+] = 1,4$.

       QUY TRÌNH THỰC NGHIỆM ĐÁNH GIÁ QUÁ TRÌNH FEAMMOX

Chương 3. Kết quả và thảo luận

• Làm giàu hệ vi sinh vật feammox: Sau 30 ngày vận hành tuần hoàn, nồng độ $\text{NH}_4^+$ giảm liên tục đi kèm sự gia tăng tương ứng của ion $\text{Fe}^{2+}$ và sự hình thành khí $\text{N}_2$ trong các bể. Không phát hiện sự tích lũy đáng kể của $\text{NO}_2^-$ và $\text{NO}_3^-$.
• Cấu trúc quần xã vi sinh vật:
  • Phân tích DGGE cho thấy sự thay đổi rõ rệt trong thành phần loài vi khuẩn trước và sau giai đoạn làm giàu.
  • Phân tích FISH với đầu dò GAM42a và Delta385 xác định vi khuẩn thuộc lớp $\gamma$-Proteobacteria chiếm ưu thế áp đảo trong bùn làm giàu so với nhóm $\delta$-Proteobacteria.
  • Phân lập thành công hai chủng vi khuẩn thuần khiết ký hiệu FN7 và FN9. Kết quả thử nghiệm sinh lý cho thấy cả hai chủng đều có hoạt tính khử $\text{Fe}^{3+}$, khử $\text{NO}_3^-$ và có khả năng oxy hóa $\text{NH}_4^+$.
• Ảnh hưởng của tỷ lệ $[\text{COD}]/[\text{NH}_4^+]$ trong thí nghiệm mẻ:
  • Tại Bể 1 ($[\text{COD}]/[\text{NH}_4^+] = 1,4$: COD 291 mg/L, $\text{NH}_4^+$ 213 mg/L), quá trình chuyển hóa diễn ra triệt để nhất, $\text{NH}_4^+$ được oxy hóa thành $\text{N}_2$ với lượng khí sinh ra cao nhất và thế khử ORP duy trì ổn định.
  • Tại Bể 2 ($[\text{COD}]/[\text{NH}_4^+] = 1,1$) và Bể 3 ($[\text{COD}]/[\text{NH}_4^+] = 0,7$), tốc độ oxy hóa $\text{NH}_4^+$ giảm, cho thấy carbon hữu cơ đóng vai trò chất cho electron cần thiết để duy trì hoạt tính khử sắt và cân bằng thế oxy hóa khử kỵ khí.
• Thử nghiệm vận hành liên tục: Vận hành mô hình với tỷ lệ tối ưu $[\text{COD}]/[\text{NH}_4^+] = 1,4$ ở lưu lượng 3 L/ngày:

Thông số vận hành	Bể 1 (HRT = 2 ngày)	Bể 2 (HRT = 4 ngày)	Bể 3 (HRT = 6 ngày)
Hiệu suất loại bỏ $\text{NH}_4^+$	Giai đoạn chuyển hóa đầu	Chuyển hóa tiếp diễn	Đạt ~91%
Hiệu suất loại bỏ COD	Tiêu thụ nhanh	Ổn định	Đạt 60%
Sản phẩm nitơ chính	Khí $\text{N}_2$	Khí $\text{N}_2$	Khí $\text{N}_2$ (không tích lũy $\text{NO}_x$)

---

Kết quả và những đóng góp mới

Đóng góp mới về lý luận và khoa học

1. Lần đầu tiên thiết lập và chứng minh thực nghiệm hệ vi sinh vật feammox hoạt động hiệu quả trong điều kiện dị dưỡng và pH trung tính (7,0 - 7,2), chuyển hóa hoàn toàn $\text{NH}_4^+$ thành khí $\text{N}_2$ trong một bước phản ứng duy nhất mà không trải qua bước tích lũy $\text{NO}_2^-$ hay $\text{NO}_3^-$.
2. Xác định được cấu trúc quần xã vi sinh vật feammox trong điều kiện dị dưỡng - pH trung tính do lớp $\gamma$-Proteobacteria (chứa các vi khuẩn kỵ khí tùy tiện khử $\text{Fe}^{3+}$) chiếm ưu thế, khác biệt với các hệ feammox tự dưỡng pH thấp do Acidimicrobiaceae chi phối. Phân lập và định danh được 2 chủng vi khuẩn feammox tiềm năng FN7 và FN9.
3. Xác định vai trò của carbon hữu cơ đối với động học quá trình feammox: carbon hữu cơ không gây ức chế mà đóng vai trò hỗ trợ ổn định điện thế oxy hóa khử; xác lập tỷ lệ tối ưu $[\text{COD}]/[\text{NH}_4^+] = 1,4$ cho quá trình feammox dị dưỡng.

Đóng góp mới về thực tiễn và giải pháp công nghệ

• Đề xuất mô hình công nghệ kỵ khí feammox xử lý đồng thời $\text{NH}_4^+$ và COD với hiệu suất loại bỏ đạt ~91% đối với $\text{NH}_4^+$ và 60% đối với COD ở thời gian lưu thủy lực 6 ngày.
• Mở ra giải pháp xử lý nước thải giàu amoni (như nước thải chế biến thủy sản, nước thải sau hầm ủ biogas) ở điều kiện kỵ khí hoàn toàn, không tiêu tốn năng lượng cấp khí oxy, không cần bổ sung hóa chất đệm kiềm hay nguồn carbon ngoại sinh đắt tiền, khắc phục các hạn chế của quy trình nitrate hóa - khử nitrate và SHARON-Anammox.

---

Hạn chế và hướng nghiên cứu tiếp

Hạn chế của luận án

• Nghiên cứu mới dừng lại ở quy mô phòng thí nghiệm (thể tích làm việc 18 lít, công suất 3 L/ngày đêm) và sử dụng nước thải nhân tạo mô phỏng.
• Nguồn sắt sử dụng chủ yếu là ferrihydrite tổng hợp và bùn đỏ tự nhiên; cơ chế tái sinh $\text{Fe}^{2+}$ thành $\text{Fe}^{3+}$ liên tục trong hệ thống dài hạn chưa được đánh giá toàn diện.
• Hai chủng phân lập FN7 và FN9 mới được khảo sát các đặc tính sinh lý cơ bản, chưa được giải trình tự toàn bộ hệ gen (whole-genome sequencing) để làm rõ cụm gen mã hóa enzyme trực tiếp xúc tác phản ứng oxy hóa amoni kỵ khí kết hợp khử sắt.

Hướng nghiên cứu tiếp theo

• Thử nghiệm mở rộng quy mô pilot trên các nguồn nước thải công nghiệp và chăn nuôi thực tế có tải lượng ô nhiễm biến động.
• Nghiên cứu tích hợp hệ thống điện cực hoặc chất mang điện tử (AQDS) nhằm thúc đẩy quá trình hoàn nguyên $\text{Fe}^{3+}$, giảm lượng bùn sắt tiêu hao.
• Phân tích hệ gen và cơ chế enzyme học chi tiết của các chủng phân lập FN7 và FN9 trong chuỗi vận chuyển electron kỵ khí.

---

Giá trị tham khảo

Luận án là tài liệu chuyên khảo có giá trị ứng dụng và học thuật cao đối với:

• Nghiên cứu sinh, học viên cao học và giảng viên ngành Vi sinh vật học, Sinh học môi trường, Công nghệ sinh học: Tham khảo phương pháp tiếp cận sinh thái vi sinh vật kỵ khí, kỹ thuật phân tích phân tử kết hợp vi sinh truyền thống (PCR-DGGE, FISH, MPN trong điều kiện kỵ khí nghiêm ngặt).
• Kỹ sư công nghệ môi trường và nhà thiết kế trạm xử lý nước thải: Tham khảo thông số thiết kế mô hình kỵ khí 3 bậc, động học phản ứng feammox, kiểm soát tỷ lệ $[\text{COD}]/[\text{NH}_4^+]$ và thế oxy hóa khử (ORP) trong xử lý nước thải giàu amoni.
• Phần đáng tham khảo nhất: Quy trình làm giàu hệ vi sinh vật feammox từ bùn đỏ công nghiệp (Chương 2) và các tính toán cân bằng vật chất cùng số liệu vận hành liên tục (Chương 3).

---

Câu hỏi thường gặp

1. Điểm khác biệt mấu chốt giữa nghiên cứu feammox của tác giả với các nghiên cứu của Sawayama (2006) và Huang & Jaffé (2015) là gì?

Các nghiên cứu trước đây thực hiện ở điều kiện tự dưỡng vô cơ (không có carbon hữu cơ), trong đó Huang & Jaffé thực hiện ở pH thấp (4,0 - 5,5) và sản phẩm tạo thành dừng lại ở $\text{NO}_2^-$ với hiệu suất xử lý thấp (9,8% trong 6 ngày). Nghiên cứu của luận án được thực hiện ở điều kiện dị dưỡng (có bổ sung acetate/COD) và pH trung tính (7,0 - 7,2), chuyển hóa trực tiếp $\text{NH}_4^+$ thành khí $\text{N}_2$ mà không tích lũy $\text{NO}_2^-$, đồng thời đạt hiệu suất loại bỏ $\text{NH}_4^+$ lên tới ~91%.

2. Nguồn vi sinh vật ban đầu và nguồn sắt cung cấp cho mô hình được lấy từ đâu?

Nguồn vi sinh vật ban đầu được thu thập từ lớp bùn đỏ đáy thuộc cụm 3 bể kỵ khí xử lý nước thải của nhà máy chế biến thủy sản tại xã Tam Tân, huyện Củ Chi, TP. Hồ Chí Minh. Thành phần sắt trong bùn đỏ ở dạng goethite ($\text{FeOOH}$) và hematite ($\text{Fe}_2\text{O}_3$, chiếm 45%) với nồng độ $\text{Fe}^{3+}$ tổng số trong hệ thống là 2 mol/L. Trong mô hình phòng thí nghiệm, nguồn sắt bổ sung là huyền phù ferrihydrite 30 mM được tổng hợp từ $\text{FeCl}_3$ 0,25 M và NaOH 1 M.

3. Tỷ lệ $[\text{COD}]/[\text{NH}_4^+]$ nào cho hiệu quả xử lý tối ưu và các thông số vận hành liên tục đạt được là bao nhiêu?

Tỷ lệ tối ưu được xác định qua thí nghiệm mẻ là $[\text{COD}]/[\text{NH}_4^+] = 1,4$ (COD 291 mg/L, $\text{NH}_4^+$ 213 mg/L). Khi vận hành liên tục ở tỷ lệ này với lưu lượng 3 L/ngày đêm, nhiệt độ 30 ± 2 °C, pH 7,0 - 7,2 và thời gian lưu thủy lực tổng cộng 6 ngày (mỗi bể 2 ngày), hiệu suất loại bỏ $\text{NH}_4^+$ đạt ~91% và hiệu suất loại bỏ COD đạt 60%.

4. Nhóm vi sinh vật nào chiếm ưu thế trong hệ feammox dị dưỡng pH trung tính của luận án?

Kết quả phân tích bằng kỹ thuật lai huỳnh quang tại chỗ (FISH) và PCR-DGGE cho thấy lớp $\gamma$-Proteobacteria chiếm ưu thế áp đảo trong quần xã bùn làm giàu. Lớp này bao gồm nhiều loài vi khuẩn kỵ khí tùy tiện có khả năng khử $\text{Fe}^{3+}$. Tác giả đã phân lập được 2 chủng vi khuẩn thuần khiết ký hiệu là FN7 và FN9 có hoạt tính khử sắt, khử nitrate và oxy hóa amoni.

5. Khí nitơ ($\text{N}_2$) sinh ra từ mô hình được xác định bằng phương pháp nào?

Tổng thể tích khí sinh ra từ các bể kỵ khí kín được xác định bằng phương pháp dời chỗ cột nước. Thành phần và hàm lượng phần trăm khí $\text{N}_2$ trong hỗn hợp khí thu được được định lượng bằng phương pháp sắc ký khí (GC) trên hệ thống Agilent 7890A.

---

Kết luận

Luận án tiến sĩ của tác giả Lê Phương Chung đã nghiên cứu thành công quá trình feammox trong điều kiện dị dưỡng và pH trung tính quy mô phòng thí nghiệm, chuyển hóa hoàn toàn amoni thành khí nitơ mà không tích lũy nitrite. Cấu trúc quần xã vi sinh vật được xác định do lớp $\gamma$-Proteobacteria chiếm ưu thế, cùng với việc phân lập thành công hai chủng vi khuẩn khử sắt FN7 và FN9. Với tỷ lệ $[\text{COD}]/[\text{NH}_4^+] = 1,4$ và thời gian lưu 6 ngày, mô hình đạt hiệu suất xử lý ~91% $\text{NH}_4^+$ và 60% COD. Công trình cung cấp cơ sở khoa học và dữ liệu thực nghiệm quan trọng nhằm phát triển công nghệ xử lý nước thải giàu amoni tiết kiệm năng lượng, không phụ thuộc vào quá trình sục khí hiếu khí truyền thống.

Trích đoạn nội dung tài liệu

Chương 1. TỎNG QUAN TÀI LIỆU 1. ANH HƯỚNG CUA DƯ LƯỢNG NITƠ TRONG NƯỚC THAI TỚI HỆ SINH THÁI Mặc dù nito được xem là nguyên tố cơ bản của sự sông, nhiều dạng hợp chất nitơ khi có mặt trong môi trường nước ở nồng độ cao sẽ trở thành mối nguy hại cho hệ sinh thái, do vậy cần được kiểm soát ở đưới ngưỡng quy định (Bảng 1. Ngưỡng giới hạn cho phép của nitơ trong một số nguồn nước (mg/L) Chỉ tiêu Nước sạch Nước mặt Nước ao nuôi tôm [Bộ Y tê, 2018] [Bộ TN&MT, 2015] [Bộ NN&PTNT, Cột A Cột B 2014] NH; 0,3 — — 0,3 NH,* 0,3 0,3 0,9 - NO, 0,05 0,05 0,05 — NO; 2 2 10 — Chú thích: Ngưỡng nitơ trong nước sạch dựa theo Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về chất lượng nước sạch sử dụng cho mục đích sinh hoạt, QCVN 01-1:2018/BYT.

Nước ao nuôi tôm dựa theo Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về cơ sở nuôi tôm nước lợ - Điều kiện bảo đảm vệ sinh thú y, bảo vệ môi trường và an toàn thực phâm, QCVN 02 - 19 : 2014/BNNPTNT. Ngưỡng nitơ trong nước mặt theo Quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về chất lượng nước mặt, QCVN 08-MT: 2015/BTNMT. Cột A là nước sử dụng cho mục đích cấp nước sinh hoạt (nước cấp) sau khi xử lý thông thường; Cột B là nước sử dụng cho tưới tiêu, thủy lợi và các mục đích khác; (—) là không được quy định. Ảnh hướng đối với hệ sinh thái nước Hợp chất amoni (NH,") khi có mặt ở hàm lượng quá cao trong các thủy vực sẽ dẫn đến hiện tượng phú dưỡng của nước (eutrophication), do thúc đây sự phát triển ồ ạt của các loài tảo.

Sự phân hủy sinh học sinh khối tảo sau đó dẫn đến giảm oxy trong nước, làm chết các động thực vật thủy sinh (Hình 1. Trong môi trường nước, sản phẩm khoáng hóa hợp chat nitơ hữu cơ sẽ ton tại ở dạng NH¿” khi pH <9,5 hay ở dạng khí ammoniac (NH3) khi pH >9,5; ở pH 9,5 thi ty lệ [NH3]/[NH,"] = 1 [Lê Văn Cát, 2007]. Khí NH; hòa tan rất độc đối với các loài thủy sinh, đặc biệt là cá. Với nồng độ 0,01 mg/L, NH; đã có thể gây độc cho cá qua đường máu, nồng độ 0,2 — 0,5 mg/L đã gây độc cấp tính [Lương Đức Phẩm, 12 2008].

Hợp chất NH,* không độc nhưng là nguyên nhân chính gây ra hiện tượng phú dưỡng, hoặc có thé bị chuyển hóa thành nitrite (NO;) độc hại đối với nhiều loài sinh vat và con người [Galloway et al. oe O, trong khi quyén Nước thải Riva trôi từ đất nông nghiệp & sp JẾ @a 9. 5e Phúi dưỡng #a+ w% Quang hợp Oxy hòa tan cao N —— Se ae =——» ees trong nước mat ot (Sinh O;) - at« Tao nở hoa Tảo chết và Tăng độ đục, bị phân hủy ngăn cản thực vật CÔ0 - Hình 1. Quá trình phú dưỡng (Eutrophication) trong các thủy vực [Galloway et al., 2008] Hàm lượng nitrate cao trong nước tưới va đất canh tac nông nghiệp không chỉ ảnh hưởng đến các loài sinh vật nước mà còn là nguyên nhân dẫn đến tích lũy chất này trong các sản phẩm rau xanh, hệ lụy là ảnh hưởng đến sức khỏe con người [Santamaria, 2006; Savino et al.

Anh hưởng đối với sức khỏe con người Nitrite có tính độc cao, rất có hai cho cơ thé con người. Nitrite gây ra chứng thiếu vitamin, và có thé kết hợp với các amin để tạo thành các hợp chất nitrosamines gây ton thương di truyền tế bao, là một trong những nguyên nhân dan đến ung thư thực quản, ung thư da dày, ung thư ruột kết và các khối u khác [Park et al., 2015; Bedale et al. Nitrate va nitrite đều có khả năng oxy hóa Fe”' trong hemoglobin thành Fe””, khiến hemoglobin chuyén thành dang methemoglobin, không thé thuc hién duoc 13 chức năng liên kết và vận chuyển oxy [Savino er al. Hội chứng trẻ đa xanh (thiếu máu) do methemoglobin thường gặp ở trẻ đưới 6 tháng tuổi do có hàm lượng enzyme NADH-cytochrome b; reductase (là enzyme khử methemoglobin thành hemoglobin) thấp, chi bằng một nửa của người trưởng thành [Savino et al.

Ảnh hướng đến môi trường nước nuôi trồng thủy sản Chất lượng nước ao nuôi là yếu tố quan trọng hàng đầu trong nuôi trồng thủy sản, trong đó tong hàm lượng ammonia (Total Ammonia Nitrogen, TAN) trong nước là một trong các chỉ số được quan tâm nhất, thường được giới hạn ở mức < 0,5 mg/L [Hari et ai. Trong hai dang ammonia thì NH; có tính độc cao hơn gap 100 lần so với NH,* [Francis-Floyd et al. Hàm lượng NH; = 0,1 mg/L có thé làm ức chế sinh sản, sinh trưởng cho cá, hàm lượng 1 — 3 mg/L gây chết cá va nhiều loài thủy sản khác. Tôm thậm chí còn nhạy cảm hơn, có thé chết hàng loạt khi nồng độ NH; trong nước ở mức 0,7 — 1,2 mg/L [Boyd, 2018].

Ammonia trong ao nuôi trồng thủy sản có nguồn gốc từ thức ăn thừa và các chất thai của tôm, cá [Francis-Floyd et ai., 2010; Wei et al. Ở điều kiện thích hợp, nito ammonia có thể được loại khỏi nước ở dạng N; nhờ quá trình nitrate hóa-khử nitrate do VSV (Hình 1.2) [Linbo, 2009; Francis-Floyd et al. we a Thức an thừa va chat thai Ammonia (NH) + H†—>Ammonium (NH¿!) == Nitrosomonas HỶ Nước có nitrate cao Nitrate (NO {NO3) Nitrite (NO2) 2" Nitrobacter Ht Hình 1. Quá trình chuyên hóa nito trong ao nuôi thủy sản [Linbo, 2009] So với NH; thì các hợp chất NO, và NO; có tính độc thấp hon.

Nitrite ở hàm lượng > 0,1 mg/L có thé ngắm qua mang và da dé đi vào máu, gây thiếu oxy, 14 làm cá chậm lớn và dé bị bệnh [Lương Đức Pham, 2008]. Nitrate ít nguy hiểm đối với động vật thủy sinh, tuy nhiên khi ở hàm lượng > 250 mg/L có thể bị khử không hoan toàn, tạo ra nitrite và gây độc [Francis-Floyd et al. Ảnh hướng đến quy trình xử lý nước cấp Các hợp chất NH,* va NH; hòa tan trong nước cấp có thé phản ứng với chlorine tạo thành chloramine, làm giảm hiệu quả diệt khuẩn của chlorine hon 100 lần. Hơn nữa, NH," có thé là nguồn điện tử cho một số vi sinh vật, gây hiện tượng “không ôn định sinh học”, làm cho nước bị đục, đóng cặn trong bề chứa và ống dẫn.

Ngoài ra, NH,* ở nồng độ > 1 mg/L có thé gây ăn mòn cho các đường ống dẫn nước và các công trình kim loại dưới nước [Bitton, 2005]. VI SINH VAT THAM GIA CHU TRÌNH CHUYEN HÓA NITƠ Khí nitơ (N;) chiếm ~ 79% khí quyên trên trái đất, có cấu trúc phân tử bền vững (N=N), chỉ tham gia các phản ứng hóa học khí có các yếu tố xúc tác mạnh (sắm sét/nhiệt độ và áp suất cao), hoặc nhờ enzyme nitrogenase ở một số vi sinh vật, được chuyên hóa thành NH,’ và bắt đầu đi vào chu trình tuần hoàn nito [Bitton, 2005]. Vi sinh vật (VSV) đóng vai trò vô cùng quan trọng trong chu trình nitơ, dam nhiệm hoàn toàn một số mắt xích quan trọng (Hình 1. On = Planctomypoevtes Ũ at — Nitrosomonas Virrosocecen Hinh 1.

Chu trinh nito va sy tham gia cua VSV (1) Cé dinh nito, (2) Khoáng hóa nito, (3) Nitrate hóa, (4) Khử nitrate đồng hóa, (5) Khử nitate di hóa [de-Sousa, Bhosle, 2012] 15 1. Cố định nito (nitrogen fixation) Cố định nito sinh học là mắt xích đầu tiên, chuyên nito phân tử N; trong khí quyên thành nitơ hữu cơ, duy trì khoảng 2 x 10° tan nitơ/năm trong môi trường trên toàn trái đất. VSV có định nitơ có thé sinh trưởng tự do (như Azotobacter spp., Cyanobacteria phố biến trong môi trường nước và đất) hoặc cộng sinh (như Rhizobium spp. trên cây họ đậu) [Marks et al.

Quá trình cố định nito (phản ứng 1.1) được thực hiện nhờ enzyme nitrogenase, chứa ion lưu huỳnh va sắt-molybden, là các thành phần nhạy cảm với với oxy [Gutschick, 1982].1) VSV có những công cụ dé bảo vệ nitrogenase khỏi anh hưởng của oxy, ví du như sinh polysaccharide để khử oxy hòa tan (ở vi khuẩn Azotobacter), hay hình thành lớp vỏ alginate ngăn can sự khuếch tán oxy vào trong tế bào (ở A. Khoáng hóa nito (ammonification) Khoáng hóa nitơ là quá trình phân giải các hợp chất nitơ hữu cơ (protein, nucleic acid), được thực hiện bởi nhiều loại VSV di dưỡng nhờ các enzyme protease, peptidase, nuclease, nhóm amine NH; sau đó được chuyên hóa thành sản phẩm cuối cùng là NH,* (phản ứng 1. R-NH; + HOH -> R-OH + NH¿ + OH” (1. Nitrate hóa (nitrification) Nitrate hóa là quá trình oxy hóa NH,’ thành nitrate bởi VSV, diễn ra theo hai bước: NH,* > NO; — NO; (phản ứng 1.4) Phương trình tổng quát của quá trình nitrate hóa như sau (phản ứng 1.5): NH¿” + 2O; — NO; + HạO + 2H” (1.5) 16 Bước oxy hóa NH¿ thành NO, được thực hiện bởi vi khuẩn oxy hóa NH,* (Ammonium Oxidizing Bacteria - AOB), là nhóm hiểu khí tự dưỡng vô cơ, các chi thường gặp gồm có Nitrosomonas, Nitrosospira, Nitrosococcus, Nitrosolobus, và Nitrosovibrio.

Trong bước tiếp theo, NO, được chuyền hóa thành NO; nhờ các vi khuan oxy hóa nitrite (Nitrite Oxidizing Bacteria - NOB) như Nitrobacter, Nitrospina, Nitrospira va Nitrococcus [Wolfe, Lieu, 2002; Moir, 2011]. Nitrate hóa là quá trình tự dưỡng vô co, năng lượng thu được rất thấp (57 kcal/mol cho phản ứng NH,* + NO, và 74 kcal/mol cho phản ứng NO, — NO; ), mặc dù mức tiêu tốn oxy lại rất cao, kém hiệu qua so với các phản ứng oxy hóa chat hữu cơ bằng oxy (ví dụ năng lượng thu được từ phản ứng oxy hóa acid acetic là 207 kcal/mol) [Bitton, 2005]. Các vi khuẩn nitrate hóa AOB và NOB có tốc độ sinh trưởng chậm hơn so với các loài di dưỡng và tao it sinh khối [Schmidt et al. Do đó, nhược điểm chung của nhóm vi khuẩn nitrate hóa là (i) có nhu cầu về oxy rat lớn, (ii) khó cạnh tranh với các loài di dưỡng trong hệ sinh thái (bao gồm cả môi trường nước thải) khi có mặt carbon hữu cơ [Bitton, 2005].

Mỗi tương quan giữa tốc độ oxy hóa NH,* do AOB hoặc nitrite do NOB (biéu dién là giá trị g mg N/L/ngày) và hệ số sinh trưởng của vi khuan (biểu diễn là u = số gram sinh khối hình thành/ngày) được biéu diễn bằng phương trình: 1g—~y Trong đó: Y là hệ số năng suất sinh trưởng của AOB hoặc NOB tính bằng lượng sinh khối (g) tạo ra từ 1 gram NH¿ hoặc nitrite bị oxy hóa. Theo tính toán và thực nghiệm, hệ số sinh trưởng p của vi khuẩn nitrate hóa trong khoảng 0,006 — 0,0035, thấp hơn nhiều so với của vi khuẩn dị dưỡng sinh trưởng trên nguồn carbon hữu co, vi dụ như sử dụng glucose là 0,18 — 0,38 [Sedlak, 1991]. Ngoài ra, năng suất sinh trưởng (Y) của vi khuẩn nitrate hóa cũng rất thấp, cụ thé ở AOB (như Nitrosomonas spp.) là 0,04 — 0,13, và ở NOB (như Nitrobacter spp.