Luận văn Nghiên cứu phát triển mô hình hệ thống sinh điện hóa nhằm xử lý ô nhiễm hữu cơ trong ao nuôi thủy sản nước lợ

a thường quan tâm đến các chỉ số quan trắc: oxi sinh hóa BOD5, oxi hóa học (COD), tổng lượng chất rắn lơ lửng (TSS), nitơ tổng (TN), tổng ammonia (TAN), H2S, NH3, phospho tổng Trong đó, các chỉ số quan trọng nhất chỉ thị mức độ ô nhiễm hữu cơ và nguy cơ với động vật thủy sản là COD, BOD, nitơ tổng (TN), và nitơ-NH4+. 1.2.1. Nhu cầu oxy sinh hóa (BOD) và và nhu cầu oxy hóa học (COD) Tỉ lệ oxy tiêu thụ bởi phiêu sinh vật và vi khuẩn trong mẫu nước ao được đo để xác định nhu cầu oxy hóa sinh học (BOD). Ao nuôi thủy sản điển hình có giá trị BOD từ 5 -20 mg/l, BOD càng cao khi mức độ giàu vật chất hữu cơ càng lớn. Mặc dù BOD thường được đo trong nước ao nhưng khoảng thích hợp thì không xác định rõ. Oxy giảm đến mức nguy hiểm trong ao không sục khí khi BOD quá 20 mg/l [18]. Nhu cầu oxy hóa học (COD) được hiểu là lượng oxy cần thiết để oxy hóa hoàn toàn các chất hóa học trong nước. Theo Boyd, giá trị COD trong ao nuôi có thể biến động từ 10 – 200 mg/l, thông thường là từ 40-80 mg/l [27, 28]. BOD và COD được dùng trong việc đánh giá mức độ ô nhiễm của thủy vực. Chính vì vậy khảo sát thông số BOD và COD sẽ giúp chúng tôi đánh giá được hiệu quả hoạt động của điện cực trong mô hình sinh điện hóa với điện cực ở đáy. 7 1.2.2. Nitơ tổng số (TN) và ammonium (NH4+) Trong môi trường nước, nitơ có thể tồn tại dưới dạng N2, hay dưới dạng hợp chất vô cơ, hữu cơ, hòa tan hay không hòa tan. Các hợp chất vô cơ hòa tan quan trọng của nitơ là NO2-, NO3-, NH4+, NH3 [27]. Dạng N2 có được chủ yếu là do khuếch tán từ không khí vào hay do quá trình phản nitrat hóa trong thủy vực gây ra. Các dạng hợp chất nitơ hòa tan có được là do quá trình phân hủy các hợp chất hữu cơ, nitơ lắng đọng dưới dạng albumine, dưới tác động của vi sinh vật, albumine sẽ được chuyển hóa thành dạng ammonia (NH3) và ammonia sẽ hòa vào nước và hình thành nên ammonium (NH4+) (Hình 1.2). NH3 và muối của nó sẽ được chuyển hóa thành nitrite (NO2-) và nitrate (NO3-) nhờ hoạt động của vi khuẩn nitrite và nitrate hóa. Thực vật thủy sinh và vi sinh vật có thể hấp thu cả 4 dạng hợp chất nitơ nói trên nhưng hấp thu NO3- và NH4+ là tốt nhất. Tuy nhiên một số vi khuẩn và tảo cũng có khả năng đồng hóa nitơ phân tử [3]. Hình 1.2: Chu trình Nitơ trong ao cá [27].  Ammonia (NH3) và ammonium (NH4+) Tổng hàm lượng ammonia (NH3) và ammonium (NH4+) được gọi là tổng đạm amôn (TAN). Ammonia trong các thủy vực được hình thành từ việc phân hủy bình thường các protein, xác bã động thực vật phù du, sản phẩm bài tiết của động vật hay từ phân bón vô cơ, hữu cơ, trong đó nguồn NH3 chủ yếu từ sự bài tiết trực tiếp của động vật thủy sinh [24]. 8 NH3 là yếu tố quan trọng có ảnh hưởng lớn đến tỉ lệ sống và sinh trưởng với thủy sinh vật. Theo Boyd (1900), tác dụng độc của NH3 với thủy sinh vật là do hàm lượng chất này cao làm thủy sinh vật khó bài tiết NH3 từ máu ra môi trường ngoài. NH3 trong máu và các mô tăng làm pH máu tăng dẫn đến rối loạn những phản ứng xúc tác bởi enzym và độ bền của màng tế bào, làm thay đổi áp suất thẩm thấu của tế bào, sinh vật chết vì không điều khiển được quá trình trao đổi muối với môi trường ngoài. NH3 cao cũng làm tăng tiêu hao oxi của mô, giảm vận chuyển oxy của máu [18]. Quá trình hình thành NH3 nhiều hay ít còn phụ thuộc vào pH và nhiệt độ của môi trường ao nuôi. Vì vậy quản lý pH ao nuôi tốt là gián tiếp hạn chế được lượng NH3 gây độc cho tôm [27]. Bảng 1.2: Hàm lượng cho phép của một số chỉ số cần quan tâm trong ao nuôi tôm Chỉ số Đơn vị Hàm lượng cho phép Tài liệu tham khảo COD mg/l ≤ 150 (QCVN 02 - 19 : 2014/BNNPTNT) NH3 mg/l ≤ 0,3 [19, 98] NH4+ mg/l 0,2 – 2,0 [20, 22] NO2- mg/l 1,0 [20] NO3- mg/l 0,2 – 0,3 [20] Theo Boyd (1998) nước dùng cho nuôi trồng thủy sản thì hàm lượng TAN tốt nhất là không được vượt quá 2 mg/L, và hàm lượng NH3 thích hợp phải thấp hơn 0,02 mg/L. Đối với ao nuôi tôm, Boyd (1998) cũng cho rằng hàm lượng NH3 nên được ổn định ở mức từ 0,1 – 0,3 mg/L là tốt nhất (Bảng 1.2). Ammonium (NH4+) không độc và là nguồn thức ăn quan trọng cho các thủy sinh vật. Tuy nhiên, nếu hàm lượng NH4+ lớn hơn 2,0 mg/L ao sẽ giàu dinh dưỡng 9 và tảo trong ao sẽ phát triển rất mạnh, không có lợi cho thủy sinh vật (do thiếu oxy, pH dao động ). Theo Boyd (1998) và Chanratchakool (2003) thì hàm lượng NH4+ thích hợp hợp cho ao nuôi tôm dao động trong khoảng 0,2 – 2,0 mg/L[20, 22] . Môi trường nước không ô nhiễm thường có hàm lượng NH4+ nhỏ hơn 0,1 mg/L và trong nước mặt tự nhiên NH4+ thường hiện diện ở mức <0,2 mg/L [23].  Nitrit (NO2-) Nitrite trong nước có thể do các nguồn ô nhiễm xâm nhập vào hoặc là hợp chất trung gian của quá trình phân hủy sinh ra từ ammoniac thành nitrat. Nó cũng là tác nhân gây độc đối với động vật thủy sinh. Trong thuỷ vực tự nhiên tính độc của nitrite trong ao sẽ giảm xuống nếu có mặt ion Ca2+ và Cl- [27]. Hàm lượng NO2- được hình thành chủ yếu bởi quá trình nitrite hoá từ TAN. Do đó khi hàm lượng NH4+ trong ao thấp thì hàm lượng NO2- sẽ thấp. Theo Timmons et al. (2002) và Boyd et al. (2000) đã chỉ ra rằng hàm lượng NO2- trong ao nuôi thuỷ sản phải nhỏ hơn 1,0 mg/L (Bảng 1.2).  Nitrat (NO3 -) Nitrat trong thủy vực là sản phẩm của quả trình nitrat hóa nhờ hoạt động của vi khuẩn hóa tự dưỡng như Nitrobacter (nước ngọt) hay Nitrospina, Nitrosococus (nước lợ,mặn): NO2- + ½ O2  NO3- + 24 kcal Nitrat còn được cung cấp từ nước mưa khi có sấm chớp, phản ứng tạo thành nitrat như sau: N2 + 2O2  2NO2 2 NO2 + H2O  HNO2 + HNO2 Theo Boyd (1998), nitrate không độc nhưng với hàm lượng quá cao cũng không có lợi cho tôm cá, khi hàm lượng nitrate trong nước cao sẽ làm tảo phát 10 triển quá mức. Theo nhận định của ông thì hàm lượng NO3- thích hợp trong ao nuôi thuỷ sản từ 0,2 - 3,0 mg/L (Bảng 1.2). Như vậy, trong ao nuôi một lượng lớn nitơ đi vào ao qua thức ăn và một lượng lớn ammonia đi vào nước từ sinh vật nuôi và từ quá trình phân hủy thức ăn thừa và phân (động vật) [27]. Vì vậy mối quan tâm lớn trong các ao nuôi chính là hàm lượng ammonia dư thừa. Một số nghiên cứu cũng đã báo cáo loại bỏ nitơ hiệu quả trong SMFC khi xử lý nước thải [44, 87, 88, 94]. Vì những lí do trên, TN và Ammonium là hai chỉ số quan trọng để đánh giá chính xác chất lượng nước và bùn đáy trong các mô hình thí nghiệm. 1.3. Các giải pháp xử lí ô nhiễm trong ao nuôi thủy sản nước lợ Trên thế giới, đã có nhiều công trình nghiên cứu về các giải pháp xử lí ô nhiễm môi trường ao nuôi thủy sản tuy nhiên đối với các ao nuôi thủy sản nước lợ thì các công trình nghiên cứu còn hạn chế [33]. Các giải pháp hóa lí, cơ học và sinh học được sử dụng trong xử lí nước thải thông thường cũng được áp dụng trong các hệ thống nuôi trồng thủy sản [13]. Về cơ bản, các giải pháp có thể được chia thành hai nhóm: (i) xử lý nước ao nuôi ở một hệ thống riêng biệt (ví dụ bể kị khí kiểu đệm bùn dòng chảy ngược, bể xử lý nước thải thông thường với chi phí cao hoặc đầm lầy kiến tạo ); (ii) xử lý tại chỗ nước ao nuôi (ví dụ sử dụng ô-zôn hoặc sục khí nhân tạo ). 1.3.1. Bể kị khí kiểu đệm bùn dòng chảy ngược (UASB) Bể kị khí kiểu đệm bùn dòng chảy ngược (UASB) là một trong những công nghệ xử lý nước thải phổ biến nhất theo kiểu kị khí (Hình 1.3). Theo công nghệ này, nước thải được đưa từ ao nuôi sang bể xử lý. Khi đi vào bể xử lý, nước thải được phân phối từ dưới lên, qua lớp bùn kỵ khí, tại đây sẽ diễn ra quá trình phân hủy chất hữu cơ bởi các vi sinh vật kị khí. Hệ thống tách pha phía trên bể làm nhiệm vụ tách các pha rắn - lỏng - khí, các chất khí sẽ bay lên và được thu hồi, bùn sẽ rơi xuống đáy bể và nước sau xử lý sẽ được đưa ra ngoài. Một trong những lợi thế của công nghệ này đó là đơn giản và chi phí vận hành thấp [5]. 11 Hình 1.3: Bể kị khí kiểu đệm bùn dòng chảy ngược (UASB) [105] Nghiên cứu của Mirzoyan và các cộng sự năm 2010 về việc xử lý nước thải nuôi trồng thủy sản nước lợ với bể UASB cho kết quả khả quan, cụ thể là hiệu quả loại bỏ các chất dễ bay hơi là hơn 92%, đối với COD là 99% và TSS là 81% [61]. Dù vậy, công nghệ này cũng còn nhiều hạn chế như khó khăn để duy trì các điều kiện thủy lực thích hợp (dòng chảy ngược và tỉ lệ lắp ráp phải cân bằng), thời gian khởi động dài, khả năng xử lí có thế không ổn định với sự biến đổi thủy lực và tải trọng hữu cơ, cần duy trì nguồn điện liên tục, các vật liệu cấu tạo thường không sẵn có và đặc biệt là luôn cần có chuyên gia giám sát thiết kế và thi công [97]. Với những hạn chế như vậy, công nghệ bể kị khí kiểu đệm bùn dòng chảy ngược (UASB) sẽ rất khó để áp dụng với các hộ nuôi trồng thủy sản qui mô vừa và nhỏ phổ biến ở Việt Nam. 1.3.2. Hệ thống “đất ngập nước kiến tạo” (contructed wetlands) Hệ thống “đất ngập nước kiến tạo” (contructed wetlands) do Lin và cộng sự đề xuất tỏ ra là một hệ thống đơn giản hơn với chi phí khá hợp lý [46]. Vùng đất ngập nước là hệ thống xử lý tự nhiên dựa trên sự cộng sinh giữa vi sinh vật và thực vật, xử lý nước thải qua các quá trình phân hủy hiếu khí, kỵ khí 12 của vi sinh vật, quang hợp của thực vật dưới nước. Phương pháp sử dụng hệ thống này có nhiều cải tiến trong khoảng 20 năm gần đây và thu được nhiều kết quả tốt. Có 2 kiểu phân loại đất ngập nước kiến tạo cơ bản theo hình thức chảy: loại chảy tự do trên mặt đất (free surface slow) và loại chạy ngầm trong đất (subsurface slow). Loại chảy tự do thì ít tốn kém và tạo sự điều hòa nhiệt độ khu vực cao hơn loại chảy ngầm, nhưng hiệu quả xử lý kém hơn, tốn diện tích đất nhiều hơn và có thể phải giải quyết thêm vấn đề muỗi và côn trùng phát triển [6]. Loại chảy ngầm phân ra làm hai loại: chảy ngang (Hình 1.4 A) và chảy đứng (Hình 1.4 B) Hình 1.4: Sơ đồ đất ngập nước kiến tạo chảy ngầm Ghi chú: A. Sơ đồ đất ngập nước kiến tạo chảy ngầm theo chiều ngang (theo Vymaza 1997); B. Sơ đồ đất ngập nước kiến tạo chảy ngầm theo chiều đứng (theo Cooper, 1996). A B 13 Về cơ bản hệ thống này cũng sẽ không phù hợp với các hộ nuôi trồng vừa và nhỏ do không kinh tế vì luôn cần chi phí cho năng lượng để bơm nước từ ao vào hệ thống và chi phí vận hành hệ thống [88]. 1.3.3. Sử dụng ô - zôn (O3) Phương pháp sử dụng khí ô-zôn để lọc nước và nước thải đã được áp dụng từ cách đây hơn 100 năm (lần đầu tiên là vào năm 1893 ở Oudshoorn, Hà Lan). Trong nuôi trồng thủy sản, ô-zôn là chất oxy hóa cực mạnh, được đưa trực tiếp vào ao nuôi để làm sạch nước, oxy hóa nitrit và các hợp chất hữu cơ hòa tan khó phân hủy, cũng như loại bỏ các chất rắn. Tuy nhiên, một số nhà nghiên cứu không đánh giá cao việc áp dụng ô-zôn để xử lý nước thải nuôi trồng thủy sản nước lợ, mặn, vì khi ở trong môi trường này, ô-zôn sẽ sinh ra các hợp chất độc hại, gây rủi ro đối với các giống nuôi [5]. 1.3.4. Hệ thống sục khí nhân tạo trong ao nuôi Từ những năm 1980, các hệ thống sục khí nhân tạo đã được đề xuất để tăng hiệu suất loại bỏ các chất ô nhiễm hữu cơ và nitơ trong các ao nuôi thủy sản thâm canh [20]. Thông thường, ôxy nhanh chóng bị cạn kiệt gần đáy ao (nơi các vi khuẩn đang sử dụng ôxy để phân hủy các chất hữu cơ). Do đó, hệ thống sục khí không chỉ đơn giản là bổ sung Oxi hòa tan cho mọi hoạt động của tôm trong ao, mọi hoạt động của các sinh vật khác trong thủy vực (vi khuẩn, tảo, ) mà còn xáo trộn các tầng nước, đồng nhất chất lượng nước nhằm ổn định sức khỏe và nâng cao năng suất – hiệu quả nuôi trồng thủy sản. Các hệ thống sục khí này so với các hệ thống UASB, đất ngập nước và xử lí ozon có ưu điểm là: không chỉ xử lí tại chỗ nước ao nuôi mà còn xử lí được cả phần bùn đáy ao, làm thúc đẩy quá trình phân giải các chất hữu cơ tồn đọng bên dưới đáy ao. Theo các kết quả nghiên cứu, việc sục khí có thể làm tăng sản lượng thủy sản, tuy nhiên lại đòi hỏi sự tiêu tốn thêm năng lượng (để quay các cánh sục, hình 1.5), vốn đầu tư và chi phí bảo trì [13]. 14 Hình 1.5: Một số hệ thống sục khí cho ao nuôi tôm (Nguồn: Internet) A: quạt nước, B: máy thổi khí, C: đĩa phân phối khí, D: Máy sục khí, E: đĩa quay sinh học, F: màng lọc sinh học 1.3.5. Ứng dụng mô hình sinh điện hóa Hệ thống sinh điện hóa (bioelectrochemical systems - BESs) là những hệ thống có đặc tính độc đáo là chuyển đổi hóa năng của các hợp chất hữu cơ trong nước thải hoặc trầm tích thành điện năng hay sản xuất các sản phấm sinh học hoặc sản phẩm khác ( khí hyđro ) nhờ hoạt động của vi sinh vật ở anode của hệ [92]. Gần đây, với việc các hệ thống sinh điện hóa được tập trung nghiên cứu sâu, một công nghệ mới tiềm năng để cải tạo tại chỗ chất lượng nước ao nuôi thủy sản đã được đề xuất dựa trên sự sử dụng hệ thống sinh điện hóa với điện cực ở đáy (sediment bioelectrochemical system (SBES) hoặc benthic bioelectrochemical system). Sajana và cs. (2013) đã xây dựng một hệ thống SBES thử nghiệm trong phòng thí nghiệm và khảo sát kỹ lưỡng hiệu quả xử lý ô nhiễm nước ao nuôi thủy sản nước ngọt của hệ thống [88]. Công nghệ này cho phép cải tạo tại chỗ chất lượng nước ao nuôi và việc vận hành hệ thống cũng hết sức đơn giản với chi phí thấp. Rất nhiều cơ sở nuôi trồng thủy sản trên thế giới và đặc biệt ở Việt Nam lại đang vận hành các ao nuôi nước lợ. Điều kiện môi trường có độ mặn cao sẽ rất khác và đỏi hỏi việc làm giàu thành công ở điện cực đáy ao các vi khuẩn điện hóa (tác nhân 15 xúc tác chính trong các hệ thống sinh điện hóa) hoạt động được ở nồng độ muối cao. Hiện nay, chưa có nghiên cứu nào ứng dụng công nghệ sinh điện hóa để cải tạo nước ao nuôi thủy sản nước lợ được công bố. 1.3.6. Tình hình nghiên cứu các giải pháp xử lý ô nhiễm ao nuôi thủy sản ở Việt Nam Ở nước ta, các nghiên cứu nhằm xử lý nước và đáy ao nuôi thủy sản còn chưa nhiều. Đã có những nghiên cứu của các nhà khoa học thuộc Đại học Bách khoa TP Hồ Chí Minh về việc ứng dụng công nghệ “đất ngập nước kiến tạo” (như trình bày ở trên) để xử lý nước ao nuôi có mức độ ô nhiễm cao và dư lượng kháng sinh lớn [5]. Công nghệ này cũng được triển khai thực nghiệm và thực địa khá thành công ở Cần Thơ [10]. Một số nghiên cứu khác đã thử nghiệm việc áp dụng các công nghệ khác như bể lọc sinh học hiếu khí có lớp đệm ngập nước [6] v.v Như vậy, nhìn chung, số lượng nghiên cứu về chủ đề này còn khá ít. Xét về vấn đề xử lý đáy ao, hiện nay trên thị trường có hàng trăm chế phẩm vi sinh vật khác nhau với nguồn gốc, chất lượng không rõ ràng. Với tình hình nghiên cứu trong nước như trên, có thể thấy cũng chưa có nghiên cứu nào theo hướng ứng dụng một công nghệ mới như công nghệ sinh điện hóa trong xử lý nước và bùn đáy ao nuôi thủy sản nước lợ. 1.4. Các mô hình sinh điện hóa 1.4.1. Giới thiệu tổng quát về các mô hình sinh điện hóa Các mô hình sinh điện hóa (bioelectrochemical systems - BESs ) sử dụng vi sinh vật để điều khiển các phản ứng oxi hóa – khử ở các điện cực. Trong một BES, vi sinh vật hoạt động như một chất xúc tác cho các phản ứng oxi hóa – khử ở các điện cực rắn, chúng chuyển đổi hóa năng trong các hợp chất hữu cơ có trong nước thải thành điện năng. Ngoài ứng dụng dùng để sản xuất điện, thì BES còn được sử dụng cho quá trình khử nitơ, tạo các sản phẩm từ năng lượng điện hoặc sử dụng làm cảm biến sinh học [65]. 16 BES thông thường được phân loại thành pin nhiên liệu vi sinh vật (microbial fuel cells - MFCs) dùng để sản xuất điện năng hoặc tế bào điện phân vi sinh (microbial electrolysis cells - MECs) – tiêu thụ điện năng để cung cấp hidro hoặc methane từ chất thải hữu cơ (Hình 1.6) [84, 89] hoặc các phiên bản khác của MFC với những cải biến trong thiết kế và mục đích như MRCS hoặc MSC ..... Thông tin về cơ chế hoạt động của các dạng BES cũng đã được mô tả chi tiết bởi Logan và cs., 2006; Rabaey và cs., 2007; Rozendal và cs., 2008b; Hamelers và cs., 2009; Lefebvre và cs.,(2011); Pant và cs., 2012 [ 34, 43, 66, 76, 84]. Hình 1.6: Ví dụ minh họa về BESs (i) MFCs tạo ra điện năng và (ii) MECs tiêu thụ điện năng tạo ra Hiđro. Ghi chú: E’ đại điện cho tiềm năng khử của phản ứng ở pH = 7 và chất hữu cơ sử dụng là acetat. Về lí thuyết, điện áp tối đa của MFCs tạo ra là 1.09 V và điện áp tối thiểu MECs tiêu thụ là 0.13V [65]. Pin nhiên liệu vi sinh vật (MFC) được xem như là một công nghệ quan trọng trong lĩnh vực tái tạo năng lượng và xử lí chất thải. MC. Potter là người đầu tiên thực hiện những nghiên cứu liên quan đến lĩnh vực này, ông đã có ý tưởng sản xuất điện từ vi khuẩn E.coli nhưng không nhận được nhiều sự chú ý trong lĩnh vực khoa học[52]. Sau năm 1931, Barnet Cohen đã tạo ra một loạt các pin nhiên liệu vi sinh vật có dòng điện 2 miliampe bằng cách sử dụng vi sinh vật hoặc enzym để oxy hóa cơ chất [75]. 17 Tiếp theo đó, những nghiên cứu về MFC tiếp tục được phát triển bởi các nhà khoa học Kim và cs. (1999), Gorby và cs. (2006) cho thấy khả năng truyền điện tử trực tiếp cho điện cực của vi khuẩn Shewanella oneidensis [15, 103] . Nhóm nghiên cứu ở Đại học Ghent (Bỉ) thì phát hiện ra rằng một số vi khuẩn trong cực âm (anode), ví dụ như các Pseudomonas, có khả năng tự sản sinh các chất truyền điện tử trung gian để thực hiện phản ứng truyền điện tử tới điện cực [41] Hiện nay các nhà nghiên cứu vẫn đang trong quá trình tìm hiểu và hoàn thiện cấu trúc của MFC, cũng như việc làm thế nào để phát huy tiềm năng thực sự của nó. Thông thường, một hệ thống sinh điện hóa sẽ hoạt động theo nguyên lí của một Pin nhiên liệu vi sinh vật (MFC) như sau: Một MFC điển hình bao gồm hai điện cực: 1. Anode : diễn ra quá trình oxi hóa cơ chất tạo e và H+ và 2. Cathode: diễn ra quá trình khử oxi, và chúng thường được ngăn cách bởi một màng bán thấm - chỉ cho phép ion H+ đi qua mà ngăn không cho điện tử và ion âm đi qua. Trong điều kiện kị khí, các vi khuẩn oxi hóa chất hữu cơ tạo thành electron và proton. Sau đó electron và proton khuếch tán theo một mạch ngoài lên cathode và phản ứng với O2 để tạo thành nước (Hình 1.7) [79]. Hình 1.7: Nguyên lý hoạt động của một MFC (Rabaey & Verstraete 2005) [79] Ghi chú: Bacterium: vi khuẩn; Anode: cực âm; Cathode: cực dương; MED: chất truyền điện tử trung gian; e-: điện tử 18 1.4.2. Mô hình sinh điện hóa với điện cực ở đáy (sediment bioelectrochemical system) Mô hình sinh điện hóa với điện cực ở đáy (sediment bioelectrochemical system (SBES) hoặc benthic bioelectrochemical system, được đề xuất bởi Reimers và cs. (2001) và Sajana và cs. (2013)[80, 88], thực chất là một dạng ứng dụng của MFC được triển khai trong một hệ thống tự nhiên hoặc hệ thống “vùng đất ngập nước kiến tạo” [46]. Không giống như MFC, có một màng bán thấm hoặc tấm ngăn cách giữa Anode và Cathode (Hình 1.8A), SBES dựa vào một thế oxi hóa tự nhiên để ngăn cách Anode và Cathode (Hình 1.8B). Hình 1.8: Sơ đồ các phản ứng ở điện cực của MFC (A) và SBES (B)[16] Ghi chú: Anode: cực âm; Cathode: cực dương; Water: nước; sediment: bùn đáy Trong mô hình SBES, các vi khuẩn điện hóa được làm giàu ở anode (điện cực đáy). Tại anode các vi khuẩn sẽ phân giải các chất hữu cơ trong bùn đáy và nước, tạo ra electron và proton. Electron sẽ được chuyển từ anode sang cathode thông qua một mạch ngoài và proton sẽ chuyển từ bùn đáy tới cathode và kết hợp với oxi trên cathode để tạo ra nước [51]. Một hệ thống sinh điện hóa như vậy cho phép các chất hữu cơ ở đáy bị ôxi hóa, nhờ sự xúc tác của vi khuẩn điện 19 hóa, theo một chênh lệch thế ôxi hóa khử lớn với chất nhận điện tử cuối cùng là ôxi, mà không cần phải đưa ôxi xuống đáy (Hình 1.9). Hình 1.9: Mô hình vận hành của một hệ thống sinh điện hóa với điện cực ở đáy [51]. Ghi chú: Water: nước; sediment: bùn đáy; organic matter: chất hữu cơ; fermentation: lên men; reaction: phản ứng. 1.4.3. Vi sinh vật ở điện cực đáy: Tính đa dạng và sự biến đổi của quần xã Hoạt động của một SBES dựa trên nguyên tắc là quá trình trao đổi chất của vi sinh vật nên quần xã vi sinh vật của anode là một yếu tố rất quan trọng ảnh hưởng đến hoạt động của SBES. Hiện nay, nhiều vi sinh vật có khả năng truyền điện tử tới anode thông qua sự chuyển hóa chất hữu cơ và vô cơ trong trầm tích biển, đất, nước thải, bùn nước ngọt và bùn hoạt tính [63]. Một số những nghiên cứu gần đây cũng đã thảo luận về việc sàng lọc, định danh những vi sinh vật trong SBES có khả năng tạo dòng điện dựa trên việc làm giảm các chất hữu cơ [50]. Mối quan hệ giữa các thành phần của quần xã trong khoang anode và hiệu quả của nó cũng đã được nghiên cứu [70, 71]. Các vi khuẩn có hoạt tính điện hóa (EBA) hoạt động ở điện cực là tác nhân chuyển đổi năng lượng hóa học có trong các hợp chất hữu cơ thành năng lượng điện [73]. Bảng 1.3 dưới đây thống kê một số vi khuẩn phổ biến ở anode qua các nghiên cứu trước đó. 20 Bảng 1.3: Các vi khuẩn được sử dụng trong MFC [104] Vi khuẩn Cơ chất Các nghiên cứu Aeromonas hydrophila Glucose Acetate Neutral red hoặc thionin đóng vai trò làm chất truyền điện tử trung gian[68]. MFC không có chất truyền điện tử trung gian [69]. Clostridium butyricum Starch, glucose, lactate, molasses Sulphate/sulphide đóng vai trò làm chất truyền điện tử trung gian [64]. Escherichia coli Glucose, sucrose Chất truyền điện tử cần thiết như xanh methylen [90]. Geobacter metallireducens Acetate MFC không có chất truyền điện tử trung gian [55]. Geobacter sulfurreducens Acetate MFC không có chất truyền điện tử trung gian [17]. Klebsiella pneumoniae Glucose HNQ đóng vai trò chất nhận điện tử làm chất truyền trung gian cho chu trình Man – gan [55]. Lactobacillus plantarum Glucose Sắt chelate đóng vai trò làm chất truyền điện tử trung gian [100]. Proteus mirabilis Glucose Thionin đóng vai trò làm chất truyền điện tử trung gian [26]. Pseudomonas aeruginosa Glucose Pyocyanin và phenazine-1- carboxamide đóng vai trò làm chất truyền điện tử trung [77]. 21 Rhodoferax ferrireducens Glucose, xylose, sucrose, altose MFC không có chất truyền điện tử trung gian [47]. Shewanella oneidensis Lactate Anthraquinone-2,6-disulfonate (AQDS) đóng vai trò làm chất truyền điện tử trung gian [81]. Shewanella putrefaciens Lactate, pyruvate, acetate, glucose MFC không có chất truyền điện tử trung gian nhưng kết hợp một chất truyền điện tử trung gian như Mn (IV) hoặc NR trong anode để tăng cường sản xuất điện [68]. Streptococcus lactis Glucose Ferric chelate complex đóng vai trò làm chất truyền điện tử trung gian [100]. Như vậy, việc nghiên cứu thành phần và hoạt động của quần xã vi khuẩn dưới điện cực đáy của SBES sẽ giúp có cái nhìn chính xác hơn về hiệu quả hoạt động của hệ thống (khả năng sinh điện, khả năng phân hủy chất hữu cơ, xử lí COD, TN hay TAN ) đồng thời là cơ sở để tối ưu hóa hoạt động của hệ thống. Để nghiên cứu các quần xã vi sinh vật, các phương pháp nghiên cứu truyền thống hoặc các phương pháp sinh học phân tử có thể được sử dụng .  Các phương pháp truyền thống Các phương pháp truyền thống để nghiên cứu một hệ vi sinh vật như lấy mẫu, phân lập, nuôi cấy làm giàu, đếm trực tiếp (qua kính hiển vi), đếm khuẩn lạc (phương pháp CFU), đếm bằng phương pháp giá trị xác suất cực đại (phương pháp MPN) . Khi tính số lượng vi sinh vật còn phải chú ý đến số lượng các vi sinh vật không nuôi cấy được, mà đa số vi sinh vật trong thiên nhiên hiện nay thực ra vẫn chưa có thể nuôi cấy được trong phòng thí nghiệm (Pace, 1996). Số lượng các vi sinh vật nuôi cấy được chưa tới 1% tổng số vi sinh vật [60]. Đối với việc phân bố 22 và tính đa dạng của các vi sinh vật không nuôi cấy được cần sử dụng những phương pháp khác, bao gồm các phương pháp sinh học phân tử: phương pháp phân tích đa hình ADN sử dụng PCR và các enzyme giới hạn, phương pháp điện di gel gradient biến tính (DGGE), phương pháp lai huỳnh quang tại chỗ (FISH), ... Trong số các kỹ thuật này, phương pháp DGGE là phương pháp được sử dụng phổ biến hơn cả vì không quá phức tạp và cho phép phân tích thành phần các quần xã vi sinh vật tương đối hiệu quả.  Phương pháp DGGE Kỹ thuật điện di biến tính gradient trên gel (denaturing gradient gel electrophoresis, DGGE) một dạng kỹ thuật ”dấu vân tay” (fingerprinting) phân tử cho phép phân biệt các trình tự DNA khác nhau dựa trên sự khác nhau về tỷ lệ (G+C)/(A+T) giữa các trình tự, được Myuzer sử dụng tiên phong trong nghiên cứu sinh thái học vi sinh vật. Ưu điểm của phương pháp này là có thể xác định được sự có mặt của các nhóm, loài vi sinh vật không thể nuôi cấy được trong mẫu cần phân tích [59]. Khi được điện di trên một gel có gradient chất biến tính, tùy theo thành phần nucleotit mà một phân tử DNA sẽ dừng lại ở một vị trí nhất định đặc trưng: trong phân tử càng nhiều G và C thì phân tử càng lâu bị biến tính và do đó càng lâu dừng lại trên gel điện di. Vì vậy, vị trí khác nhau trên điện di đồ DGGE phản ánh sự khác nhau về trình tự của các đoạn DNA được phân tích. Trong từng trư