xây dựng mô hình nuôi cá bằng mương nổi không thải nước thải ra môi trường

Bộ Nông nghiệp và Phát triển Nông thôn



BÁO CÁO TIẾN ĐỘ
DỰ ÁN NUÔI THÂM CANH CÁ BIỂN TRONG AO BẰNG MƯƠNG NỔI
(CARD VIE 062/04)



MS5: Xây dựng mô hình nuôi không thải
nước












Tác giả: Michael Burke, Hoàng Tùng & Daniel Willet

12/2007
Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04

2

Xây dựng mô hình nuôi cá bằng mương nổi không thải nước thải ra
môi trường

D.J. Willett
1
, C. Morrison
1
, M.J. Burke
1
, L. Dutney
1
& T. Hoang
2


1
Department of Primary Industries and Fisheries, Bribie Island Aquaculture Research Centre, Bribie
Island, Queensland, Australia.

2
Nha Trang University, International Centre for Research and Training, NHATRANG City , Vietnam

Correspondence: Daniel Willett, Bribie Island Aquaculture Research Centre, PO Box 2066 Bribie
Island, Queensland, 4507 Australia.


Người dịch: Hoàng Tùng và Lưu Tường Ngọc Hiếu (HNAQUA)
___________________________________________________________

Tóm tắt

Trong các ao nuôi trồng thủy sản thâm canh, vấn đề quản lý chất lượng nước và quản
lý chất thải thường gặp nhiều khó khăn do lượng chất thải khá lớn tích tụ trong quá
trình nuôi. Kết quả thu được từ các dự án CARD cho thấy sức sản xuất của hệ thống
mương nổi đặt trong ao nuôi nước chảy khá cao, có thể đạt năng suất hơn 35 tấn/ ha
(năng suất chung của mulloway và whiting). Hiệ
n tại việc thay nước hàng ngày vẫn là
biện pháp chủ yếu được áp dụng (với mức độ thay nước hàng ngày trung bình là 10%
- xem MS No.4) để quản lý chất lượng nước trong hệ thống nuôi nước chảy. Tuy
nhiên biện pháp này hiển nhiên không được khuyến khích do thể hiện tính bất hợp lý
trong việc sử dụng nguồn lợi nước và gây ra nhiều tác động môi trường do ô nhiễm
chất thải. Một trong những mục tiêu hàng đầu của dự
án là tìm hiểu các giải pháp hạn
chế nước thải đến mức tối thiểu mà vẫn đảm bảo đem lại năng suất bền vững cho hệ
thống nuôi nước chảy. Báo cáo sau đây nhằm tóm tắt chi tiết kết quả thí nghiệm thu
được từ các giải pháp hạn chế thay nước, trong quá trình tiến đến phát minh một hệ
thống nuôi thủy sản hoàn toàn không nước thải.

Trong giải pháp đầu tiên, mộ

t hố thu chất thải được đưa vào hệ thống nuôi nước chảy
để thu chất thải và thức ăn thừa, đồng thời giảm nguồn ô nhiễm hữu cơ vào ao nuôi.
Một nghiệm thức đối chứng không sử dụng hố thu (nước thải được xả trực tiếp ra
ngoài môi trường) được thực hiện đồng thời để xác định hiệu quả thu chất thải rắn c
ủa
hệ thống thông qua so sánh các chỉ tiêu Tổng chất rắn (TS), Tổng Nitơ (TN) và Tổng
Phosphat (TP) của hai nghiệm thức. Kết quả nghiên cứu cho thấy việc đặt hố thu thải
trong ao nuôi nước chảy nhằm lắng chất thải rắn để loại bỏ định kỳ là không mấy hiệu
quả. Điều này có thể được lý giải do động thái dòng chảy trong ao nuôi khá cao nên
gây ra xoáy nước và khuấy động các chất thải r
ắn khiến chúng không thể lắng xuống
khu vực hố thu được. Thêm vào đó, cá nuôi trong ao cũng liên tục khuấy động và làm
các chất thải lắng đọng bị sục lên lần nữa. Tuy nhiên, xét về mặt xử lý chất thải thì hệ
thống hố thu này vẫn có khả năng hoạt động hiệu quả nếu được sử dụng trong một ao
xử lý tách biệt riêng với ao nuôi.

Một mục tiêu khác của dự
án là tìm hiểu tác động của rong đỏ Asparagopsis armata
như một tác nhân hấp thụ chất thải. Các nghiên cứu trước đây của nhiều tác giả ở
BIARC cũng đề xuất khả năng phát triển rong biển như một tác nhân lọc sinh học
trong các ao nuôi thủy sản, một số nghiên cứu mới nhất về việc sử dụng tảo đỏ A.
armata trong lĩnh vực này cho thấy Asparagopsis armata thể hi
ện nhiều ưu thế hơn
Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04

3

hẳn so với các loài tảo lục thông dụng hiện nay. Các kết quả nghiên cứu trên đã mở ra
một hướng đi mới trong việc sử dụng Asparagopsis armata trong nuôi trồng thủy sản.
Tuy nhiên, trở ngại lớn nhất trong việc sử dụng loài tảo này là những khó khăn trong

việc thu giống và nuôi sinh khối với qui mô lớn, đặc biệt là việc thu tảo ở giai đoạn
bào tử 4 thường gặp thấ
t bại (do tảo không sinh trưởng hoặc thậm chí tàn trước pha
thu hoạch). Các nguyên nhân có liên quan đang tiếp tục được nghiên cứu. Hiện tại,
BIARC đang nghiên cứu phát triển nhiều biện pháp khắc phục các trở ngại nêu trên
với nhiều kết quả khả quan, báo hiệu khả năng ứng dụng A. armata làm tác nhân lọc
sinh học trong tương lai không xa.

Hiện nay, rất nhiều nghiên cứu khoa học trên thế giới đã chứng minh sự thành công
của quá trình lọc sinh học nhờ vi khuẩn (thuật ngữ xử lý Bio-floc) trong việc quản lý
chất lượng nước của các ao nuôi thủy sản. Công nghệ này chủ yếu dựa trên việc duy
trì một tỉ lệ (Carbon:Nitrogen) làm cơ sở để thúc đẩy quá trình phân hủy dị dưỡng.
Một loạt thí nghiệm đã được tiến hành để nghiên cứu hiệu quả của công nghệ bio-floc
khi sử dụng kết hợ
p với hệ thống nuôi nước chảy, cụ thể là được sử dụng như một bộ
phận xử lý rời phía ngoài của hệ thống tuần hoàn nước.

Kết quả thử nghiệm đã xác định được tỷ lệ Carbon tối ưu cần áp dụng trong công
nghệ bio-floc để hạn chế tối đa các hợp chất Nitơ độc hại cho thủy sinh vật (TAN và
NO
x
) thường có trong nước thải của hệ thống nuôi.Thời gian xử lý khoảng 12 giờ và
tính hiệu quả cũng được duy trì kéo dài trong một khoảng thời gian lâu hơn thông
thường trước khi hệ thống xử lý cần được tái khoáng hóa.

Việc chuyển đổi môi trường nước thải từ chỗ bị tảo chiếm ưu thế sang vi khuẩn chiếm
ưu thế cũng thể hiện kết quả khả quan khi áp d
ụng mức Carbon-nền tương tự vào hệ
thống tái tuần hoàn nước liên tục. Môi trường nước thải với ưu thế thuộc về vi khuẩn
được đặc trưng bởi độ pH thấp và ổn định (8.0-8.2) cũng như mức Oxy hòa tan thấp

hơn (trong khoảng 6.9-8.8), sinh khối cao hơn và tỷ lệ thực vật phù du thấp hơn mức
thông thường. Điều này cho thấy chất lượng nước th
ải sau khi qua xử lý với ao bio-
floc hoàn toàn có thể tái sử dụng được. Một sơ đồ hệ thống nuôi cải tiến (kết hợp hố
thu chất thải và ao xử lý bio-floc) cũng được thiết kế dựa trên các kết quả nghiên cứu
thu được.

Kết quả thí nghiệm về các giải pháp tái sử dụng nước thải là cơ sở minh chứng vô
cùng thuyết phục để kết luận r
ằng phương pháp xử lý bio-floc là một trong những
công nghệ hứa hẹn nhất trong tiến trình thiết kế và hoàn thiện hệ thống nuôi hoàn toàn
không nước thải.










Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04

4




Giới thiệu

Mục tiêu lớn nhất của dự án CARD là phát triển một hệ thống ao nuôi thủy sản hiện
đại nhằm đáp ứng nhu cầu nuôi bền vững và đem lại hiệu quả kinh tế cao nhất bằng
cách thiết kế mới hoặc cải tiến các công trình nuôi kém hiệu quả đang được sử dụng ở
Việt Nam và Úc. Trên cơ sở này, nhiều giải pháp đề xuất đã được thử
nghiệm và đánh
giá tính hiệu quả trong việc nâng cao sản lượng nuôi và tối ưu hóa quản lý sản xuất.
Trong dự án này, hệ thống mương nổi chi phí thấp được thiết kế và thử nghiệm trong
nhiều giai đoạn nuôi như ương nuôi ấu trùng, ương giống và cả nuôi thương phẩm.
Các kết quả thu được từ thực tế đã chứng tỏ rằng việc áp dụng hệ thống m
ương nổi
trong NTTS là hoàn toàn khả thi và khả quan. Như trong báo cáo số 4 đã nêu, kết quả
thí nghiệm dùng hệ thống mương nổi trong ao nuôi thủy sản tại Trung tâm nghiên cứu
NTTS đảo Bribie cho thấy khả năng sản xuất của hệ thống này có thể đạt hơn 35
tấn/ha tính chung cho cả 2 loài cá Đục và Mulloway.

Có thể thấy rằng vấn đề cố hữu của mọi hệ thống ao nuôi thủy sản là sự tích tụ
các
chất thải hữu cơ (phần lớn là từ thức ăn thừa và chất thải của vật nuôi) cùng với các
hợp chất Nitơ vô cơ có độc tính cao đối với thủy sinh vật (đặc biệt là ammonia). Ngay
cả các qui trình tốt nhất hiện hành cũng không thể tránh khỏi vấn đề này vì tôm cá chỉ
hấp thu trung bình khoảng 25% lượng thức ăn mà chúng tiêu thụ vào cơ thể, 75% còn
lại sẽ được cơ
thể sinh vật thải ra môi trường nuôi chủ yếu dưới dạng Ammonia
(Boyd & Tucker 1998; Funge-Smith and Briggs 1998; Hargreaves 1998). Các chất
thải hữu cơ này là nguồn dinh dưỡng cho thủy sinh vật và tùy theo mức độ hữu cơ
khác nhau trong nước mà sẽ gây ra hiện tượng nở hoa của tảo. Một số nhà khoa học
cho rằng mức hữu cơ trong ao nuôi tương ứng với mật độ nuôi vào khoảng trên dưới 5
tấn/ha là mức dinh dưỡng tốt nhất cho hệ thự
c vật phù du (Avnimelech 2003; Brune et

al. 2003). Mật độ tảo phù du quá cao có thể gây biến động pH mạnh và tiêu hao Oxy
hòa tan rất lớn, thậm chí có thể đến mức gây chết vật nuôi. Thông thường, mật độ tảo
phát triển quá mức đến độ nở hoa thì sau khi tảo tàn sẽ tạo ra nhiều ammonia gây độc
trong môi trường nước (Krom et al. 1989; Boyd 1995; Boyd 2002; Ebeling et al.
2006). Hiện thời, biện pháp thông dụng và hiệu quả nhất để hạn chế tảo tàn và đảm
bảo chất lượng môi tr
ường ao nuôi là thay nước. Tuy nhiên, từ góc độ sử dụng hợp lý
nguồn nước và bảo vệ môi trường thì việc thay nước thường xuyên và xả nước thải ra
môi trường chung chỉ là giải pháp tạm thời và hoàn toàn không được ủng hộ.

Tất nhiên để đạt được năng suất thu hoạch 35 tấn/ha nói trên, các dự án hiện nay vẫn
phải xử lý hoặc tiến hành thay nước cho ao nuôi. Biện pháp quản lý môi trường nước
phổ biế
n vẫn là sử dụng đĩa Secchi để đánh giá tình trạng môi trường nước và thay
nước hàng ngày (trung bình khoảng 10% mỗi ngày – xem Báo cáo số 4). Như đã biết,
một trong những mục tiêu ban đầu của dự án là tìm hiểu đánh giá các giải pháp hạn
chế nước thải trong NTTS. Các giải pháp này được chia làm nhiều hướng. Giải pháp
đầu tiên là việc sử dụng rong đỏ Harpoon Weed (Asparagopsis armata) như một tác
nhân hấp thu dinh dưỡng; một giải pháp khác được đề ngh
ị là tách biệt hệ thống nuôi
làm hai phần – khu vực ao nuôi và khu vực xử lý sinh học; và giải pháp thứ ba là
nghiên cứu duy trì một tỷ lệ Carbon:Nitrogen tối ưu để đảm bảo quá trình lọc sinh học
của vi khuẩn. Báo cáo chi tiết sau đây sẽ trình bày các kết quả thí nghiệm thu được
Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04

5

trong thực tế từ các giải pháp nêu trên với mục tiêu tiến đến thiết kế hệ thống nuôi
không nước thải, đồng thời đi sâu vào mô tả và phân tích tính hiệu quả của hệ thống
lọc sinh học dùng vi khuẩn với triển vọng ứng dụng cao nhất.

Giải pháp 1: Hố thu chất thải rắn đặt trong ao nuôi nước chảy

Tổng quan: Hiển nhiên, việc làm giảm nguồn dinh dưỡng đầu vào của ao nuôi thủy
sản sẽ giảm bớt áp lực cho quá trình xử lý nước thải bằng phương pháp sinh học. Định
kỳ loại bỏ trực tiếp thức ăn thừa và chất thải của cá từ hệ thống nuôi nước chảy trước
khi các chất thải này phân hủy vào trong nước ao trở lại sẽ ngăn ngừa sự
ô nhiễm hữu
cơ đầu vào do các chất thải này gây ra cũng như hiện tượng khoáng hóa trong suốt
quá trình nuôi. Lượng chất rắn lắng đọng trong hệ thống nuôi thay đổi theo tỷ lệ cho
ăn và hiệu quả tiêu thụ thức ăn của vật nuôi. Khả năng thu gom các chất thải rắn này
không những phụ thuộc vào động thái dòng chảy của hệ thống nuôi mà còn phụ thuộc
vào việc thiết kế cấu trúc c
ủa hố thu chất thải. Thí nghiệm sơ bộ sau đây đã được thực
hiện để đánh giá tính hiệu quả của việc sử dụng hố thu chất thải trong hệ thống nước
chảy như một biện pháp làm giảm ô nhiễm hữu cơ cho ao nuôi.

Phương pháp: Một bể chứa nước mưa bằng nhựa plastic được đặt tại cống thoát của
h
ệ thống nước chảy với chức năng như một hố thu chất thải (Hình 1). Các hố thu này
thông với ao nuôi qua một vòi thu linh hoạt và được kết nối với một máy bơm có cài
đặt hẹn giờ. Mỗi ngày 2 lần, máy bơm sẽ tự động vận hành để hút các chất thải lắng
đọng vào bể chứa của hệ thống. Sau đó các chất thải này sẽ được tiến hành phân tích
mức độ
ô nhiễm hữu cơ với các thông số chức năng đặc trưng như Tổng chất rắn
(TS), Nitơ tổng số (TN) and Phospho tổng số (TP). Trong suốt thời gian thí nghiệm
(từ tháng 2 đến tháng 10, 2006), định kỳ hàng tháng tiến hành thu nước thải của ao
nuôi tại ống thoát nước (có bịt lưới ở đầu ống) và tiến hành phân tích các chỉ tiêu
tương tự, sau đó so sánh kết quả này với kết quả của các m

ẫu thu được trong nghiệm
thức dùng hố thu chất thải để kiểm tra đánh giá tính khác biệt. Các chỉ tiêu chất lượng
nước bao gồm: Tổng chất rắn (TS), Nitơ tổng số (TN) and Phospho tổng số (TP),
được phân tích theo các qui trình phân tích hiện hành của Phương pháp chuẩn
(American Public Health Association 1989), sử dụng các thiết bị phân tích dinh
dưỡng tại phòng thí nghiệm của BIARC.


Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04

6


Hình 1. Hình dạng và thiết kế chi tiết của thiết bị thu chất thải rắn dùng trong ao ương
nước chảy. Một lưới chắn bằng plastic (không thể hiện trong hình) được dùng để ngăn
cá vào ống.


Kết quả và thảo luận: Các phân tích cho thấy một vài khác biệt nhỏ về nồng độ giữa
nước thải thoát ra từ hố thu và nước thải thu trực tiếp từ ao nuôi - chỉ qua lướ
i thô ở
ống thoát mà không qua xử lý lắng (thể hiện trong bảng 1). Chỉ tiêu chất rắn tổng số
thể hiện khác biệt rõ nhất, việc dùng hố thu chất thải cho thấy khả năng lắng khá hiệu
quả với kết quả trung bình cao hơn 16% so với việc xả nước trực tiếp chỉ dùng lưới
lọc đơn thuần. Đối với các chỉ tiêu TN và TP, tuy sự khác biệt nhỏ hơn như
ng vẫn cho
thấy được hiệu quả xử lý. Tuy nhiên các số liệu này không thể xử lý thống kê được do
dữ liệu hàng tháng của nước thải trực tiếp từ hệ thống quá ít (vì thể tích trao đổi nước
quá lớn nên mỗi tháng chỉ tiến hành đo đạc 1 lần) nên kéo theo không thể xác định
được mức sai số chuẩn. Mặc dù vậy, các chất rắn lơ lửng được thu gom tạo thành một

lớp bùn dày trong h
ố thu chất thải và định kỳ hút ra khỏi ao nuôi. Rõ ràng là bộ phận
thu chất thải của mương nổi hoạt động thiếu hiệu quả, vì thế không hạn chế được sự
xâm nhập của các chất dinh dưỡng vào trong ao. Kết quả này cho thấy hố thu chất thải
không hiệu quả mấy trong việc thu gom và loại bỏ chất rắn định kỳ. Tuy nhiên, xét về
mặt xử lý chất thải thì hệ
thống hố thu này vẫn có khả năng hoạt động hiệu quả nếu
được sử dụng trong một ao xử lý tách biệt riêng với ao nuôi. Như vậy trong trường
hợp này, đây là một bước đầu thuận lợi để thu gom nước thải có mức ô nhiễm cao
trước khi chuyển sang bước xử lý bằng hệ thống bio-floc được đề cập trong phần tiếp
theo.

Một số hệ
thống thu gom chất thải tương tự cũng đã được Koo et al. (1995) thử
nghiệm trong ao nuôi nước chảy đối với cá trê lai và kết quả báo cáo cũng không khả
Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04

7

quan. Vấn đề chủ yếu là do quá trình lắng các chất rắn lơ lửng trong hố thu không
mấy hiệu quả. Khó khăn tất yếu đối với việc lắng bùn trong ao nuôi nước chảy là khi
các chất rắn đã lắng xuống đáy thì động lực nước vẫn không đủ mạnh để tập trung
chúng lại tại ống thoát. Trong lúc đó, nước tác động vào các thành bể lại tạo nên dòng
xoáy xáo trộn liên tục nên các chấ
t rắn không thể đi xuống hố thu được (Van Wyk,
1999). Ngoài ra, cá nuôi trong ao cũng là một nguyên nhân đáng kể vì chúng có thể
sục bùn lên và đưa các chất thải đã lắng đọng hòa vào trong nước lần nữa.

Bảng 1. So sánh các chỉ tiêu chất lượng nước trong nước thải từ hệ thống dùng thiết
bị và nghiệm thức đối chứng (xả nước trực tiếp, chỉ dùng lưới chắn thô ở ống thoát)

(số
lần thu mẫu cho mỗi nghiệm thức =7
*
).

Chỉ tiêu Nồng độ trung bình
trong nước thải từ
hệ thống nuôi nước
chảy (mg/L)
Nồng độ trung bình
trong nước thải từ
hố thu chất rắn
(mg/L)
Tổng chất rắn 15.4 18.35
Tổng Nitơ 2.07 2.33
Tổng Phospho 0.78 0.83

* định kỳ thu mẫu và phân tích nước hàng tháng.


Giải pháp 2: Đánh giá hiệu quả xử lý nước của Harpoon Weed

Tóm tắt: Ý tưởng sử dụng rong biển như một tác nhân sinh học nhằm hấp thụ các chất
thải hữu cơ ra khỏi ao nuôi thủy sản đã khá quen thuộc với các nhà khoa học, tiêu
biểu là báo cáo tổng quan của Neori et al (2004) mô tả chi tiết và tương đối đầy đủ về
công nghệ này. Hiện nay, hai loại rong biển phổ biến nhất được chú ý và nghiên cứu
nhiều trong ứng dụng lọc sinh học là rong xanh thu
ộc giống Ulva và các loài rong đỏ
thuộc giống Gracilaria. Tuy nhiên, thực tế cho thấy hầu hết các hệ thống lọc sinh học
sử dụng rong biển đều không có tính hiệu quả về mặt kinh tế, chủ yếu do giá thành

của rong biển quá thấp trong khi lại cần nhiều lao động và diện tích sản xuất tương
đối lớn. Một số trở ngại khác của việc nuôi trồng rong biển từ n
ước thải của ao nuôi
thủy sản bao gồm nguy cơ nhiễm bệnh cao (Friedlander et al., 1987), sự xâm nhập
của địch hại như amphipods, và cạnh tranh dinh dưỡng bởi thực vật phù du trong ao
nuôi (Palmer 2005). Hơn nữa, các chất lơ lửng trong nước thải từ ao nuôi có thể tích
tụ trên bề mặt của rong biển. Do đó, kết quả thực tế cho thấy tốc độ tăng trưởng của
rong biển (và giá trị t
ương ứng của chúng như một tác nhân hấp thu dinh dưỡng)
thường bị hạn chế rất nhiều và hiệu quả lọc sinh học thường thấp hơn so với các kết
quả đạt được trong điều kiện thí nghiệm (Palmer 2005; các kết quả nghiên cứu trước
của BIARC).

Dự án CARD đã đề xuất yêu cầu đánh giá khả năng xử lý chất thải từ hệ thống m
ương
nổi nuôi cá bằng rong đỏ Asparagopsis armata (còn gọi là Harpoon Weed). Đề xuất
này dựa trên cơ sở một nghiên cứu mới đây của Schuenhoff & Mata (2004) cho thấy
loài rong này rất giàu các chất hữu cơ vòng thơm. Khi được tách chiết, các chất này sẽ
được sử dụng làm chất chống bám bẩn hoặc thuốc diệt nấm trong mỹ phẩm. Ngoài ra
Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04

8

khả năng xử lý ammonia của loài rong có phân bố tự nhiên ở Australia này cũng hơn
hẳn một đối tượng truyền thống khác là Ulva (Hình 2).



Hình 2. Rong đỏ Asparagopsis armata mọc trên các bãi đá ngầm ở vịnh Moreton,
S.E. Qld. Ảnh do Marine Botany Group, University of Qld (2003) cung cấp.

Đề cương nghiên cứu đã được xây dựng để thu thập rong đỏ từ vịnh Moreton Bay và
đánh giá tốc độ tăng trưởng, khả năng hấp thụ các muối dinh dưỡng của nó khi tiếp
xúc với nguồn nước thải từ ao nuôi cá sử dụng mương nổi tại BIARC. Rong ở giai
đoạn bào tử 4, giai đ
oạn được cho là có khả năng lọc sinh học tốt nhất. Dự án đã tiến
hành nhiều đợt thu mẫu chung với các nhà nghiên cứu về thực vật của Đại học
Queensland và chỉ tìm được một số ít rong ở giai đoạn bào tử 4. Số rong này được
chuyển về trồng trong bể tại BIARC với nước thải từ ao nuôi cá sử dụng mương nổi
nhằm mục đích nhân gi
ống phục vụ các thử nghiệm qui mô. Tuy nhiên, số rong này bị
chết không rõ nguyên nhân. Dựa trên những kinh nghiệm mà BIARC đã có và rất
nhiều khó khăn gặp phải trong quá trình tìm kiếm, thu thập và trồng loại rong này,
chúng tôi quyết định tạm dừng các thử nghiệm sử dụng rong đỏ trong khuôn khổ của
dự án CARD. Việc này sẽ được thực hiện một cách kỹ lưỡng hơn qua một nghiên cứu
xử lý chất thải NTTS bằng ph
ương pháp sinh học khác của BIARC.

Căn cứ trên những kết quả nghiên cứu của BIARC về việc sử dụng rong để xử lý sinh
học nước thải chúng tôi thấy để sử dụng rong một cách hiệu quả trong hệ thống xử lý
thì cần phải giảm thiểu lượng thực vật phù du và các chất rắn lơ lửng có trong nước
thải, đồng thời chuyển các chất hữu cơ sang d
ạng muối dinh dưỡng mà rong có thể
hấp thụ được. Hiện tại BIARC đang có một dự án khác thăm dò khả năng sử dụng các
bộ lọc cát có giun nhiều tơ để làm công việc này (Palmer 2007).


Giải pháp 3: Xử lý ô nhiễm hữu cơ bằng vi sinh.

Tổng quan: Hiện nay, ngày càng có nhiều ý kiến ủng hộ việc chuyển đổi từ nhóm
sinh vật tự dưỡng (thực vật phù du) sang sử dụng nhóm sinh vật dị dưỡng (chủ yếu là
các nhóm vi sinh vật) để xử lý các chất thải hữu cơ tồn đọng của ao nuôi thủy sản vì
Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04

9

chúng thuận lợi hơn và hiệu quả hơn trong việc tái sử dụng nước. Các hệ thống xử lý
nước thải dân dụng từ lâu đã dùng vi khuẩn để xử lý chất thải hữu cơ nhờ hệ thống
bùn hoạt hóa (Arundel 1995). Nhiều nghiên cứu gần đây cho thấy các hệ thống xử lý
chất thải dạng lơ lửng, nơi mà các quá trình dị dưỡng chiếm ưu thế, có ti
ềm năng ứng
dụng rất cao trong việc hạn chế thay nước cho các ao nuôi tôm cá thương phẩm
(Avnimelech 1999; Burford, et al. 2003; Erler et al. 2005). Trong nuôi trồng thủy sản,
thuật ngữ ‘hệ thống Bio-floc’ được sử dụng cho các hệ thống xử lý có hệ vi sinh vật dị
dưỡng chiếm ưu thế.

Thách thức chính là phải xác định được cách thức kết hợp công nghệ biofloc với hệ
thống mương nổi nuôi cá. Có 2 gi
ải pháp được xem xét: dùng công nghệ biofloc ngay
trong ao nuôi hoặc ở trong một ao riêng biệt rồi đưa nước đã xử lý trở lại hệ thống.

Hầu hết các nghiên cứu về công nghệ bio-floc trong NTTS đều để biofloc phát triển
ngay trong ao nuôi như là một nguồn bổ sung protein cho sinh vật nuôi (Avnimelech
1999; McIntosh et al. 2001; Erler et al. 2005) ngoài mục đích kiểm soát chất lượng
nước. Mặc dù có thể tăng thêm lượng thức ăn cho cá, sự gia tăng của độ đụ
c và suy
giảm của hàm lượng oxy hòa tan do bio-flocs gây nên có thể có những tác động xấu
đến cá nuôi. Nhu cầu oxy hòa tan rất cao của cả quần thể vi sinh vật trong ao và cá
nuôi trong mương có thể khiến cho hệ thống dễ bị mất cân bằng và bị đe dọa nghiêm

trọng trong những trường hợp mất sục khí, mất điện. Các chất rắn lơ lửng ở hàm
lượng cao có thể cản trở hoạt động của mang cá và cho phép các vi khu
ẩn, protozoa,
nấm phát triển gây bệnh cho cá nuôi (Boyd 1994). Ngòai ra, không phải loài cá nuôi
nào cũng có thể sử dụng các hạt cầu vi khuẩn này đặc biệt là các sinh vật bậc cao
(không phải bọn ăn lọc).

Vì thế mà việc xây dựng riêng một hệ thống xử lý nước thải ở bên cạnh ao nuôi
thương phẩm sử dụng mương nổi xem ra phù hợp hơn. Các muối dinh dưỡng đã được
đồng hóa dưới dạng sinh khối củ
a vi khuẩn sẽ được định kỳ loại bỏ ra khỏi môi
trường nước của ao xử lý. Nước ao đã qua xử lý có thể được đưa lại vào ao nuôi.
Trong khi các ao lắng được sử dụng phổ biến ở Australia để xử lý nước của ao nuôi
tôm cá thì một số nghiên cứu gần đây tại địa phương cho thấy chúng hầu như không
có tác dụng trong việc giảm thấp hàm lượng nitơ tổng c
ộng, chủ yếu là do ảnh hưởng
của quá trình tái khoáng hóa và nước thải giàu thực vật phù du (Preston et al. 2000;
Palmer 2005). Thu hoạch thực vật phù du trực tiếp từ nước thải là rất khó khăn và
thường rất tốn kém cho người nuôi. Chính vì thế mà cần thiết phải có các biện pháp
kỹ thuật thay thế để tăng cường khả năng xử lý nước thải.

Để các ao xử lý chất thải bằng công gnhệ Bio-floc (BFP) phát huy hiệu qu
ả ta cần
phải tạo được cơ chế để chuyển đổi quần xã sinh vật sống trong nước thải từ chỗ bị
chiếm ưu thế bởi thực vật phù du sẽ chuyển sang bị chiếm ưu thế bởi vi khuẩn. Các vi
khuẩn này sẽ phát triển, “đóng gói” các chất dinh dưỡng trong cơ thể chúng và dính
kết với nhau tạo thành các hạt có kích thước lớn (gọi là floc) mà ta có thể thu hoạ
ch
được. Ta có thể làm được điều này bằng cách điều chỉnh tỉ lệ C:N của cơ chất. Các vi
khuẩn dị dưỡng sử dụng C hữu cơ như là một nguồn năng lượng để kết hợp với N

sinh tổng hợp protein tạo ra tế bào mới (Avnimelech 1999). Để vi khuẩn có thể
chuyển nitơ sang dạng protein sống thì nguồn C phải phong phú. Chính vì vậy mà
việc điều ch
ỉnh tỉ lệ C:N là vô cùng quan trọng. Người ta làm việc này bằng cách bổ
sung nguồn C hữu cơ vào trong ao. Về lý thuyết thì ta phải tính toán tỉ lệ C:N cần
thiết dựa trên tỉ lệ này trong vi khuẩn, hiệu suất đồng hóa C của vi khuẩn ở trong ao
Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04

10

và hàm lượng nitơ sinh học ở dưới dạng có thể sử dụng được trong nước ao
(Hargreaves 2006).

Avnimelech (1999) xây dựng công thức tính toán lượng C cần bổ sung dựa trên dư
lượng ammonia tổng cộng (TAN). Vấn đề phức tạp là ở chỗ TAN không phải là
nguồn N duy nhất mà các vi khuẩn dị dưỡng có thể sử dụng được. Các hợp chất nitơ
vô cơ hòa tan (DON) hay nitrite, nitrate cũng có đóng góp quan trọng vào lượng nitơ
sinh h
ọc có thể sử dụng được trong ao (Preston et al. 2000) và vi khuẩn dị dưỡng mặc
dù ưa thích ammonia có thể sử dụng thêm chúng (Jorgensen et al. 1994). Vì thế,
lượng C bổ sung, nếu chỉ dựa vào hàm lượng TAN có thể sẽ không đáp ứng được nhu
cầu.

Việc xác định hàm lượng N sinh học có thể sử dụng được tại một thời điểm nhất định
là rất khó khăn (cụ thể như
để xác định DON thì cần phải thực hiện công tác phá mẫu
và phân tích trong phòng thí nghiệm) trong khi xác định TAN lại đơn giản hơn nhiều.
Chính vì thế ta cũng không thể phủ định tính thực tế của phương pháp mà
Avnimelech (1999) đề xuất. Nghiên cứu này nhằm mục đích điều chỉnh lại lượng C
bổ sung bằng cách xác định hàm lượng TAN nhất thời để có thể đồng hóa toàn bộ

lượng dinh dưỡng có trong nước thả
i. Ngoài ra chúng tôi còn muốn đánh giá khả năng
chuyển đổi quần xã sinh vật trong ao nước thải được xây riêng biệt từ chỗ bị chiếm ưu
thế bởi tảo sang bị chiếm ưu thế bởi vi khuẩn với lượng C bổ sung đã xác định được.

Phương pháp: Một loạt các thí nghiệm đã được thực hiện tại BIARC trong năm
2006. Nước thải được thu từ bộ ph
ận thu chất thải của các mương nổi đang nuôi cá
Đục và cá Mulloway. Rỉ đường (37.5% C) là nguồn C để điều chỉnh tỉ lệ C:N trong cả
hai thí nghiệm do thành phần của nó chủ yếu là đường, tương đối rẻ tiền và có hàm
lượng nitơ không đáng kể.

Thí nghiệm 1
Trên cơ sở tìm hiểu đánh giá tác động của rỉ đường ở hai nồng độ khác nhau để xử lý
nước thải trong th
ời gian 48 giờ, 9 bể thí nghiệm thể tích 3L đã được sử dụng. Sau khi
bơm nước thải vào bể, tiến hành sục khí liên tục để đảm bảo xáo trộn nước. Các bể thí
nghiệm được đặt trong tối nhằm hạn chế quá trình quang hợp của tảo với 3 nghiệm
thức : Đối chứng, Rỉ đường 1 và Rỉ đường 2.

Lượng rỉ đường sử dụng được tính bằng công th
ức sau (theo Avnimelech 1999):
C
add
= N
ww
x ([C/N]
mic
/E)

Trong đó:
C
add
là lượng C cần dùng
N
ww
là hàm lượng N-sinh học sẵn có trong nước.
[C/N]
mic
là tỷ lệ C:N của vi khuẩn [thông thường tỷ lệ này = 5 (Moriarty 1997;
Hargreaves 2005)]
E là hiệu số chuyển hóa C của vi khuẩn [được qui định = 0.4 (Avnimelech 1999)]

Từ đó ta có công thức rút gọn tương ứng như sau:
C
add
= N
ww
x 12.5

Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04

11

Theo công thức này, để chuyển hóa 1g N-sinh học thành sinh khối của vi sinh vật thì
cần dùng 12.5 g C. Như vậy nếu nồng độ của rỉ đường là 37.5% C thì cần dùng
khoảng 33.3 g rỉ đường để chuyển hóa 1 g N-sinh học.

Dung dịch rỉ đường chuẩn được pha sẵn (100 g rỉ đường/L= 37.5 g C/L) để bổ sung
vào các bể thí nghiệm. Nghiệm thức Rỉ đường 1 sử dụng một lượng C thích hợp với

lượng N
ww
= hàm lượng tức thời của TAN đo được trong nước thải ngay sau được
bơm vào bể thí nghiệm. Nghiệm thức Rỉ đường 2 có lượng C bổ sung cao gấp đôi
nhằm ước đoán lượng nitơ sinh học sẵn có trong nước thải mà ta không tính toán
được. Nghiệm thức đối chứng không dùng rỉ đường.

Sau khi thêm nước rỉ đường, hai mẫu nước (thể tích 50mL, một mẫu lọc bằng màng
lọc 0.45um, mộ
t mẫu không lọc) được thu từ mỗi bể tại các thời điểm0, 3, 6, 12, 24,
48 giờ. Hàm lượng các muối dinh dưỡng có trong mẫu được được xác định, bao gồm:
nitơ tổng cộng [TN], phosphorus tổng cộng [TP], ammonia tổng số [TAN],
Nitrate/Nitrite [NOx], phốt pho vô cơ hòa tan [DIP]), nitơ hữu cơ hòa tan [DON] và
phốt pho hữu cơ hòa tan [DOP]. Phương pháp phân tích sử dụng là các phương pháp
chuẩn (American Public Health Association 1989) được thực hiện bởi một máy phân
tích tự động tại BIARC. S
ố liệu thí nghiệm được xử lý bằng phương pháp thống kê
sinh học với thuật toán “phân tích lặp lại” trên phần mềm Genstat 8
th
.

Thí nghiệm 2
Thí nghiệm này kiểm tra hiệu quả của việc chuyển đổi quần xã sinh vật trong nước
thải từ chỗ bị tảo chiếm ưu thế sang chỗ bị vi khuẩn chiếm ưu thế bằng cách bổ sung
một lượng C phù hợp đã được xác định qua Thí nghiệm 1. Nước thải được bơm vào 4
mương xi măng (dài 8.6m, rộng 2.7m, cao 0.8m với thể tích là 19,000 L). Hai mương
được dùng để
làm ao xử lý theo công nghệ Bio-floc (BFPs) và hai mương dùng làm
ao đối chứng sử dụng công nghệ lắng thụ động (PSP) (xem hình 3). Nước thải được
giữ lại trong các mương này 2 ngày, tương đương với lượng nước thay khoảng 20%

của ao nuôi cá với diện tích xử lý chất thải chiếm khoảng 30% diện tích cơ sở nuôi
(đây là những thông số kỹ thuật đặc thù của các cơ sở NTTS tại Australia sử dụng ao)
và tương ứ
ng với khả năng xử lý thực tế của hệ thống xử lý chất thải. Nước thải chảy
liên tục qua mương nhằm đảm bảo độ chính xác của quan trắc.



Hình 3. Bể thí nghiệm xử lý nước thải: bên trái là bằng công nghệ Bio-floc và bên
phải là bằng cách để lắng thụ động
Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04

12

Để mô phỏng chính xác phương pháp lắng thụ động, chúng tôi không sử dụng thiết bị
sục khí hoặc khuấy động nước trong các mương đối chứng. Nước thải được dẫn vào
các mương này qua ống nhựa. Trong các mương BFP, sử dụng sục khí mạnh để đảm
bảo khuấy trộn đều và ngăn ngừa sự hiện diện của các vùng yếm khí trong mương
(hình 3). C hữu cơ được đưa vào m
ương theo tỉ lệ với lượng ammonia có trong nước
thải xác định được qua phân tích để duy trì tỉ lệ C:N cần thiết (được xác định nhờ thí
nghiệm 1) tương đương với khoảng 200 mL dung dịch rỉ đường/2 ngày.

Hàng tuần tiến hành quan trắc nước xử lý và không xử lý bằng bộ quan trắc chất
lượng nước YSI với các thông số cơ bản như pH, nhiệt độ, độ mặn, DO trong suốt
thờ
i gian thí nghiệm. Phương pháp xác định hàm lượng các muối dinh dưỡng, chất rắn
lơ lửng tổng số và chlorophyll a đã được mô tả ở thí nghiệm 1.

Các thông số thu được để so sánh hai hệ thống với nhau. Ngoài ra so sánh giữa nước

chưa xử lý và nước đã xử lý trong mỗi hệ thống sẽ cho phép đánh giá hiệu quả của
từng hệ thống một. Các thay đổi về chất lượng nước đượ
c xử lý bằng thống kê sinh
học trên phần mềm Genstat 8
th
sử dụng thuật toán “phép đo lặp lại”.

Kết quả:

Thí nghiệm 1
Kết quả của mỗi phần được mô tả chi tiết cùng với sơ đồ tổng quát chung thể hiện
trong hình 4.

Nitrogen

Chỉ tiêu TAN trong nghiệm thức đối chứng tăng lên đáng kể (p>0.01) trong suốt thời
gian thí nghiệm. Ngược lại, chỉ sau 3 giờ kể từ khi đưa nguồn C vào nước ao, mức
TAN trong cả hai nghiệm thức Rỉ đường đã giảm hơn 35% so với ban đầu và thấp
hơn hẳn so với nghiệm thức đối chứng (P>0.01). Sau 6 giờ tác động, TAN giảm đến
65% và rất ổn định ở cả
2 nghiệm thức. Tuy nhiên, từ 6 giờ trở đi, mức TAN trong
nghiệm thức Rỉ đường 1 lại tăng trở lại, cho thấy khả năng tiêu hao gần hết lượng C
cung cấp trước khi ammonia được phân hủy hoàn toàn. Trong nghiệm thức có hàm
lượng C bổ sung cao hơn (Rỉ đường 2), mức TAN tiếp tục giảm thấp (p>0.01) và sau
12 giờ kể từ khi bắt đầu tác động thì 96% lượng TAN trong nước đã được loại b
ỏ
hoàn toàn. Mức TAN bắt đầu tăng có ý nghĩa (p>0.01) trở lại sau 24 giờ ở nghiệm
thức Rỉ đường 1 và sau 48 giờ ở nghiệm thức Rỉ đường 2, có thể là do sự phân hủy
của thực vật phù du.

Trong khoảng 3-6 giờ đầu, hàm lượng DON tăng rất cao ở nghiệm thức đối chứng và
được giữ ở mức này trong suốt thời gian thí nghiệm. Ngược lại, việc bổ sung ngu
ồn C
làm chậm lại sự gia tăng của DON ở hai nghiệm thức Rỉ đường từ 6-12 giờ Tuy vậy
24 giờ sau khi bổ sung C, hàm lượng DON đã giảm khoảng 30% ở nghiệm thức Rỉ
đường 1 (p<0.01) và 85% ở nghiệm thức Rỉ đường 2. Mức DON giảm xuống như ban
đầu khi kết thúc thí nghiệm chứng tỏ nguồn C có trong môi trường đã cạn kiệt.

Mức TN không bị ảnh hưởng bở
i việc bổ sung nguồn C trong suốt thời gian thí
nghiệm (p>0.05). Điều này cho thấy sự hiện diện của nguồn C bổ sung có thể làm
thay đổi quá trình biến đổi của vật chất trong môi trường nhưng không ảnh hưởng đến
hàm lượng muối dinh dưỡng chung.

Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04

13

Hàm lượng NO
x
đã được kiểm tra nhưng đều ở mức rất thấp (không phát hiện được
hoặc không đáng kể) trong suốt thời gian thí nghiệm. Tỉ lệ C:N cao thông thường sẽ
ức chế quá trình nitrat hóa và các vi khuẩn dị dưỡng sẽ lấn át hoàn toàn vi khuẩn nitrat
hóa.

Phosphorus

Diễn biến của hàm lượng DIP theo đúng xu thế của TAN. Ở nghiệm thức đối chứng
DIP tăng cao trong suốt thời gian thí nghiệm (p>0.01). Tương tự, 6 giờ sau khi nguồn
C được đưa vào môi trường, hàm lượng DIP ổn định ở 2 nghiệm thức có sử dụng rỉ

đường (giảm khoảng 50%) nhưng sau 12 giờ thì ở nghiệm thức rỉ đường 1 DIP tăng
trở lại trong khi ở nghiệm thức r
ỉ đường 2 DIP tiếp tục giảm đến 93% (p>0.01). Hàm
lượng DIP bắt đầu tăng trở lại sau 24 giờ ở nghiệm thức rỉ đường 1 và sau 48 giờ ở
nghiệm thức rỉ đường 2.

Mức DOP giảm mạnh (p<0.05) ở nghiệm thức đối chứng nhưng hàm lượng C bổ sung
không ảnh hưởng đến gì đến DOP (p>0.05). Tương tự như với TN, việc bổ sung
nguồn C không ảnh hưở
ng gì đến TP trong suốt thời gian thí nghiệm.

0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
0 6 12 18 24 30 36 42 48
HOURS
TAN mg/L
Control
Molasses 1
Molasses 2

0.0
0.1
0.2
0.3
0.4

0.5
0 6 12 18 24 30 36 42 48
Hours
DIP mg/L
Control
Molasses 1
Molasses 2


0
2
4
6
8
10
0 6 12 18 24 30 36 42 48
HOURS
DON mg/L
Control
Molasses 1
Molasses 2

0.0
0.5
1.0
1.5
0 6 12 18 24 30 36 42 48
Hours
DOP mg/L
Molasses 2

Molasses 1
Control


0
4
8
12
16
20
0 6 12 18 24
Hours
TN mg/L
Control
Molasses 1
Molasses 2
0.0
1.0
2.0
3.0
4.0
5.0
0 6 12 18 24
Hours
TP mg/L
Control
Molasses 1
Molasses 2

Hình 4: Hàm lượng muối dinh dưỡng trong thời gian thí nghiệm ở nghiệm thức đối

chứng và 2 nghiệm thức sử dụng rỉ đường (Molasses 1 và Molasses 2)
Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04

14


Thí nghiệm 2
Các thông số chuẩn

Các hệ thống lắng thụ động do thực vật phù du chiếm ưu thế được đặc thù bởi độ pH
cao (>8.5) và hàm lượng DO cao (<8 mg/L) đo lường được trong thời gian thí nghiệm
(xem hình 5). Ở nghiệm thức BFP cả DO & pH đều thấp hơn (p<0.05) so với nghiệm
thức PSP, cho thấy các vi khuẩn dị dưỡng chiếm ưu thế (Funge-Smith and Briggs
1998). Sự thay đổi rất đáng kể (p<0.05) của môi trường trong hệ thống PSP (pH 8.14-
9.08; DO 9.74-19.16) cho thấy s
ự nguy hiểm của biến động môi trường theo kiểu tăng
giảm đột ngột do sự phát triển và suy tàn của tảo (Hargreaves 2006). Trong khi đó hệ
thống cho thấy sự ổn định của mình trong suốt thời gian thí nghiệm (pH 8.00-8.17;
DO 6.86-8.80).

Hình 5: Kết quả đo pH và Oxy hòa tan trong thí nghiệm 2.


Trong cả hai hệ thống, yếu tố nhiệt độ nước và độ mặn dao động trong khoảng cho
phép. Giá trị nhiệt độ nước trong hai hệ thống tương tự như nhau (15.3 – 21.0
o
C)
trong đa số trường hợp. Tuy nhiên, giá trị độ mặn thể hiện khác biệt có ý nghĩa
(P>0.01) và biến động khá lớn trong suốt thời gian thí nghiệm do có mưa. Độ mặn
trong hệ thống BFP thấp hơn (P<0.01) hẳn so với hệ thống PSP do có sự xáo trộn
nước cao hơn.

Phân tích dinh dưỡng

Nhìn chung, cả hai thí nghiệm đều làm giảm nồng độ các chất dinh dưỡng hòa tan
trong nước thải (p<0.05). Nồng độ các hợp chất nitơ vô cơ (TAN và NOx) trong
nước thải đều giảm hẳn một cách hiệu quả khi áp dụng phương pháp xử lý BFP. Hệ
thống BFP thể hiện kết quả tốt hơn hẳn so với hệ thống PSP trong việc xử lý các hợp
chất Nitơ NOx (p<0.01) và mức DIP (p<0.01). Quan trọng hơn, đ
iều này chứng tỏ
rằng hệ thống BFP có tính hiệu quả cao hơn trong việc loại bỏ các độc chất trong
nước thải (xem hình 6).

Mức TN &TP trong nghiệm thức BFP cao hơn nhiều lần so với trong nghiệm thức
PSP (p<0.01). Nghiệm thức BFP cũng làm gia tăng đáng kể TN có trong nước chưa
xử lý (p<0.01). Ngược lại, nghiệm thức PSP lại có hàm lượng TN giảm đáng kể so
với nước thải chư
a xử lý. Điều này cho thấy PSP tỏ ra hiệu quả hơn trong việc xử lý
các muối dinh dưỡng. Hàm lượng cao của cả TN & TP cũng cho thấy các muối dinh
dưỡng đã được chuyển sang dạng sinh khối.

7.0
7.5
8.0
8.5
9.0
9.5
123456789101112
Week
pH
PSP
BFP
6
8
10
12
14
16
18
20
22
123456789101112
Week
DO mg/L
PSP BFP
Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04

15

Có 2 đặc điểm của hệ thống BFP giải thích về sự gia tăng của các muối dinh dưỡng.

Trước hết BFP duy trì sự lơ lửng và “tiêu hóa” các chất hữu cơ. Thứ hai, sự hình
thành của các khối hạt vi khuẩn (gọi là floc) khiến cho TN và TP tăng cao. Do hàm
lượng của DON cao hơn (p<0.05) ở hệ thống BFP so với nước thải chưa xử lý, N có
thể được tích lũy dưới dạng DON như phỏ
ng đoán của một số nghiên cứu trước đây
(Erler et al. 2005). Ngược lại, trong hệ thống PSP các vật chất hữu cơ (và muối dinh
dưỡng) sẽ bị lắng tụ trước khi trải qua quá trình tái khoáng hóa, làm tăng đột ngột
hàm lượng của các muối dinh dưỡng ở mùa sau (Preston et al. 2000). Nếu ta có thể
loại bỏ các khối hạt vi khuẩn (floc) ra khỏi hệ thống thì sẽ tăng được đáng kể kh
ả
năng xử lý của hệ thống BFP. Vấn đề này sẽ được thảo luận tiếp ở phần sau. Cần có
thêm các nghiên cứu khác về sự tích lũy của DON để làm sáng tỏ vấn đề này.

0.0
0.5
1.0
1.5
123456789101112
WEEK
NOx mg/L
UNTREATED
PSP

BFP
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
123456789101112
WEEK
TAN mg/L
UNTREATED
PSP
BFP
0.0
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
123456789101112
WEEK
DIP mg/L
UNTREATED
PSP
BFP
0.0
1.0
2.0
3.0
4.0
5.0

123456789101112
WEEK
TN mg/L
BFP
UNTREATED
PSP
0.0
0.5
1.0
1.5
123456789101112
WEEK
TP mg/L
BFP
UNTREATED
PSP
0
20
40
60
80
123456789101112
WEEK
TSS mg/L
BFP
UNTREATED
PSP
0.0
0.5
1.0

1.5
2.0
123456789101112
WEEK
DON mg/L
BFP
PSP
UNTREATED
0
20
40
60
80
100
120
140
123456789101112
WEEK
ChlA ug/L
BFP
UNTREATED
PSP
Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04

16


Hình 6: Mức độ dinh dưỡng trong thời gian thí nghiệm trong nước thải chưa xử lý và
trong hệ thống BFP và PSP.

TSS, một thông số khác đại diện cho sinh khối của cột nước, đã cho thấy xu hướng
gia tăng sinh khối trong hệ thống BFP (p<0.01) so với nước thải chưa xử lý và trong
hệ thống PSP. Hình 6 trình bày kết quả thu được khi phân tích hàm lượng của các
muối dinh dưỡng.

Có một điều rất lý thú là hàm lượ
ng Chlorophyll a (Chl a) ở trong hệ thống BFP lại
cao hơn (p<0.05) so với trong nước thải chưa xử lý và trong đa số trường hợp đều cao
hơn trong hệ thống PSP qua suốt 3 tuần cuối của thí nghiệm (xem hình 6). Về nguyên
tắc thì hoạt động quang hợp sẽ suy giảm rất nhiều trong môi trường vi khuẩn dị dưỡng
chiếm ưu thế. Tuy vậy, các nghiên cứu khác cũng cho thấy việc bổ sung C không hệ
ảnh hưởng
đến hàm lượng Chl a có trong hệ thống nuôi (Avnimelech 2001; Erler et
al. 2005; Hari et al. 2006). Hàm lượng Chl a cao trong hệ thống BFP có thể là do sự
tồn tại của thực vật phù du trong các khối cầu vi khuẩn. Hargreaves (2006) đã mô tả
rằng các khối cầu vi khuẩn trong hệ thống BFP được hình thành thì các tế bào tảo và
vi khuẩn sống bám trên chúng. Vì thế mà ta cần phải xem xét tỉ trọng của thực vật phù
du có trong quần xã. Mặc dù hàm lượng Chl a cao hơn trong hệ thống BFP, cấu trúc
củ
a quần xã cho thấy tỉ trọng của thực vật phù du thấp hơn so với hệ thống PSP (xem
hình 7).

Sinh khối thực vật nổi được ước tính thông qua mức ChlA với mối tương quan thể
hiện theo công thức sau: 1 mg ChlA = 200mg chất khô (Pagand et al. 2000). Chúng
tôi đã ước tính thử phần đóng góp của thực vật phù du vào trong hàm lượng TSS đo
đạc được. Các biểu đồ dưới đây cho thấy sự khác biệt trong cấu trúc quầ
n xã giữa các
nghiệm thức. Hệ thống PSP có quần xã sinh vật bị thực vật phù du chiếm ưu thế
(57%). Chỉ có 43% là các hạt lơ lửng bao gồm vi khuẩn, động vật phù du và các vật
chất khác. Ngược lại, quần xã BFP có tỉ lệ thực vật phù du thấp hơn (41%) với 59%

còn lại giả định là sinh khối của vi khuẩn.












Hình 7: Tỷ lệ thực v
ật phù du trong quá trình thí nghiệm.

Thảo luận: Tăng lượng C có trong BFPs lên đến 30g C L
-1
giúp loại bỏ gần hết các
muối dinh dưỡng hòa tan chỉ trong vòng 12 giờ và kéo dài thời gian này trước khi quá
trình tái khoáng hóa bắt đầu. Điều này cho thấy khi đảm bảo hàm lượng C cao, nước
thải chỉ cần được lưu giữ trong hệ thống xử lý có 12 giờ. Nếu kéo dài quá 24 giờ thì
quá trình tái khoáng hóa sẽ xảy ra làm cho phức tạp thêm vấn đề và làm giảm hiệu
PSP
0%
20%
40%
60%
80%
100%

123456789
Week
TSS mg/L
Other
Phytoplankton
BFP
0%
20%
40%
60%
80%
100%
123456789
Week
TSS mg/L
Other
Phytplankton
Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04

17

quả xử lý của hệ thống. Kết quả nghiên cứu của chúng tôi cũng cho thấy C tham gia
vào quá trình chuyển hóa của DON. Tuy vậy, cần có những nghiên cứu bổ sung để
khẳng định phát hiện này.

Thí nghiệm tiếp theo đã sử dụng C với hàm lượng cao hơn để khẳng định tác dụng
của nó lên một hệ thống xử lý nước thải có nước chảy liên tục mà ở đó thực v
ật phù
du chiếm ưu thế. Hàm lượng C cao và các điều kiện thuận lợi để phát triển biofloc đã
chuyển hệ thống sang hệ có quần xã vi khuẩn chiếm ưu thế. Quần xã vi khuẩn này có

các đặc thù sau:
o Cường độ quang hợp thấp thể hiện qua độ pH thấp và ổn định hơn (do sự
phóng thích của CO
2
vào trong tầng nước) và hàm lượng oxy hòa tan thấp (do
vi khuẩn sử dụng oxy hòa tan) (Hargreaves 2006).
o Hàm lượng muối dinh dưỡng cao (Burford, Thompson et al. 2003)
o Giàu vật chất hữu cơ (có thể đo lường được qua các thông số nitơ và phốt pho
tổng cộng (Avnimelech 2003; Ebeling, et al. 2006).
o Hàm lượng chất rắn lơ lửng cao và tỉ trọng thấp của tảo trong sinh khối chung
(Burford et al. 2003).

Sự chuyển đổi của hệ thống từ t
ự dưỡng sang dị dưỡng đã được thể hiện thông qua sự
khác biệt của các thông số DO và pH. Các thông số này đều thấp hơn ở hệ thống dị
dưỡng (BFP) so với hệ thống tự dưỡng (PSP). Cả hai hệ thống đều duy trì các thông
số môi trường quan trọng trong khoảng phù hợp về sinh học, đáp ứng được tiêu chuẩn
của Cơ quan Bảo vệ Môi trường (EPA) trong suốt thời gian thử
nghiệm. Biện pháp bổ
sung nguồn C để giảm độ pH đã được thảo luận trong nhiều công trình nghiên cứu
(Pote et al. 1990; Avnimelech 2003). Nghiên cứu của chúng tôi khẳng định tính xác
thực của biện pháp này nhờ hiệu quả tương tự lên DO and pH bằng cách đưa rỉ đường
vào hệ thống BFP. Trong NTTS, việc đảm bảo tính ổn định của môi trường nuôi được
coi là yếu tố quan trọng hàng đầu (DPI&F 2006). Nghiên cứu này cho thấy hệ thố
ng
BFP vừa đảm bảo chất lượng nước, vừa duy trì được sự ổn định cần thiết của nó.

Cả hai loại quần xã có tảo và vi khuẩn chiếm ưu thế đều đồng hóa các muối dinh
dưỡng hòa tan. Sự suy giảm về hàm lượng của các muối dinh dưỡng trong cả hai hệ
thống của nghiên cứu này đã khẳng định điều đó. Tuy vậy, hệ thống BFP tỏ

ra hữu
hiệu hơn trong việc xử lý TAN và NO
x
, đều là những chất gây độc tiềm năng đối với
sinh vật nuôi. Độc tính của NH
3
dạng tự do phụ thuộc vào độ pH và nhiệt độ
(Hargreaves 1998). Vì thế mà hàm lượng TAN thấp cùng với độ pH thấp đã hạn chế
được nguy cơ bị nhiễm độc NH
3
tự do trong hệ thống BFP. NO
2
-
cũng là một chất độc
tiềm năng và có thể tích lũy khi quá trình nitrat hóa diễn ra không hòan toàn
(Hargreaves 1998). Sự suy giảm rõ rệt của NO
x
(Nitrate+Nitrite) so với hàm lượng
của chúng trong nước thải không qua xử lý cho thấy trong hệ thống xử lý bằng biofloc
(BFP), quá trình đồng hóa đã lấn át quá trình nitrat hóa. Đồng hóa loại bỏ sự hiện diện
của NO
x
và ngăn cản quá trình nitrat hóa.

Nghiên cứu này đã trình diễn tiềm năng sử dụng công nghệ biofloc để xử lý nước thải
trong một hệ thống nuôi tuần hoàn. Chúng ta hoàn toàn không cần phải xả thải nước
thải này vào môi trường vì phương pháp trên đã giúp loại bỏ các chất độc hại có trong
nước. Nhờ vậy mà hàm lượng TN và TP cao trong ao nuôi không còn là mối quan
ngại cho sức khỏe của động vật nuôi. Trong khi đó thì cả TAN and NO
2

đều thấp mà
vẫn đảm bảo hàm lượng DO cần thiết. Lượng chất rắn lơ lửng cao có thể ảnh hưởng
đến sức khỏe của cá nuôi như đã bàn luận ở phần trước vì thế mà ao xử lý bằng công
Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04

18

nghệ biofloc phải nằm tách biệt khỏi ao nuôi. Để đảm bảo hiệu quả cao nhất, cần có
biện pháp tách lọc để nước khi được bơm trở lại ao nuôi có nhu cầu oxy sinh học
(BOD) và hàm lượng chất rắn lơ lửng thấp. Schneider et al. (2007) cũng đã có kết
luận tương tự khi thử sử dụng một “lò phản ứng vi khuẩn” để xử lý nước thải trong hệ
thố
ng nuôi tuần hoàn. Thiết bị lọc lấy flocs này cần phải được nghiên cứu một cách cụ
thể nhưng trước mắt có thể sử dụng một bộ lọc cơ như lưới lọc hoặc thùng lọc. Hình 8
mô tả phác thảo một hệ thống nuôi tuần hoàn có ao xử lý chất thải bằng công nghệ
biofloc được sử dụng để nuôi tôm hoặc một đối tượng ăn mùn xác hữu cơ
để tận dụng
các sản phẩm giàu dinh dưỡng này và giúp cho các hạt vi khuẩn luôn lơ lửng trong
nước.




Hình 8. Phác thảo thiết kế hệ thống tuần hoàn tái sử dụng nước với ao xử lý bằng
công nghệ biofloc được xây riêng


Kết luận

Kết quả các nghiên cứu đã thực hiện cho thấy công nghệ biofloc nếu được dùng như

một phần độc lập của hệ thống tuần hoàn tái sử dụng nước là công nghệ hứa hẹn nhất
cho sự hình thành của một hệ thống nuôi khép kín, không xả thải ra môi trường.

Lời cảm ơn

Báo cáo này trình bày một phần thông tin của Dự án “Nuôi thâm canh cá biển trong
ao bằng mương nổi” - CARD VIE 062/04 do chương trình Hợp tác Phát triển và
Nghiên cứu Nông nghiệp tài trợ thông qua Bộ Nông nghiệp và Phát triển Nông thôn
của Việt Nam. Chúng tôi xin chân thành cảm ơn Queensland Department of Primary
Industries and Fisheries, đặc biệt là Adrian Collins, Ben Russell và Blair Chilton cho
những nỗ lực xây dựng dự án ban đầu của họ. Chúng tôi cũng cảm ơn các đối tác
nghiên cứu phía Việt Nam do TS. Hoàng Tùng (Giám đốc Trung tâm Nghiên cứu và
Đào tạo Quốc tế, Trường Đại học Nha Trang) chủ
trì vì những sự giúp đỡ và ủng hộ
quan trọng trong suốt thời gian thực hiện dự án này.
Lưới
chắn
Máy sục khí – F7
hoặc tương tự để
cung cấp O
2
và
xáo trộn nước
Xả cạn để loại bùn
định kỳ
Tôm Bạc Thẻ nuôi ở
mật độ thấp và
không dùng thức ăn
bổ sung – tôm ăn
tảo và các khối hạt

vi khuẩn (floc)
Nước sạch tầng
mặt được tái sử
dụng cho ao nuôi
Quạt nước
Ao nuôi
Bio-floc
Pond
Nước thải giàu chất hữu
cơ từ ao nuôi cá bơm
sang ao xử lý biofloc
Hệ thống
mương nổi
Cấp nước bổ
sung, bù vào
lượng nước
bốc hơi
Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04

19


Tài liệu tham khảo

American Public Health Association (1989). Standard Methods for the examination of water
and wastewater. L. S. Clesceri, A. E. Greenberg and R. R. Trussell. Washington, Port
City Press: 10-31 - 10-35.

Avnimelech, Y. (1999). Carbon/nitrogen ratio as a control element in aquaculture systems.
Aquaculture 176(3-4): 227-235.

Avnimelech, Y. (2003). "Control of microbial activity in aquaculture systems: active
suspension ponds." World Aquaculture Dec: 19-21.

Boyd, C. E. (1995). Chemistry and efficacy of amendments used to treat water and soil
quality imbalances in shrimp ponds. In: Swimming through troubled water -
Proceedings of the special session on shrimp farming, San Diego, The World
Aquaculture Society.

Boyd, C. E. (2002). Understanding pond pH. Global Aquaculture Advocate June: 74-75.

Brune, D. E., G. Schwartz, et al. (2003). Intensification of pond aquaculture and high rate
photosynthetic systems. Aquacultural Engineering 28(1-2): 65-86.

Burford, M. A., P. J. Thompson, et al. (2003). Nutrient and microbial dynamics in high-
intensity, zero-exchange shrimp ponds in Belize. Aquaculture 219(1-4): 393-411.

DPI&F (2006). A
ustralian Prawn Farming Manual - Health Management for Profit. Nambour,
Queansland Complete Printing Services.

Ebeling, J. M., M. B. Timmons, et al. (2006). Engineering analysis of the stoichiometry of
photoautotrophic, autotrophic, and heterotrophic removal of ammonia-nitrogen in
aquaculture systems. Aquaculture 257(1-4): 346-358.

Erler, D., P. Songsangjinda, et al. (2005). Preliminary investigation into the effect of carbon
addition on Growth, water quality and nutrient dynamics in Zero-exchange shrimp
(Penaeus monodon) culture systems. Asian Fisheries Science 18.

Schuenhoff, A. and L. Mata (2004). Seaweed provides both biofiltration, marketable product.

Global Aquaculture Advocate February: 62-63.

Funge-Smith, S. J. and M. R. P. Briggs (1998). Nutrient budgets in intensive shrimp ponds:
implications for sustainability. Aquaculture 164(1-4): 117-133.

Koo, K.H., Masser, M.P. & B.A. Hawcroft (1995) An in-pond raceway system incorporating
removal of fish wastes. Aquacultural Engineering 14:175-187

Hargreaves, J. A. (1998). "Nitrogen biogeochemistry of aquaculture ponds." Aquaculture
166(3-4): 181-212.

Hargreaves, J. A. (2006). Photosynthetic suspended-growth systems in aquaculture. In:
Aquacultural Engineering: Design and Selection of Biological Filters for Freshwater
and Marine Applications 34(3): 344-363.

Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04

20

Hari, B., B. Madhusoodana Kurup, et al. (2006). The effect of carbohydrate addition on water
quality and the nitrogen budget in extensive shrimp culture systems. Aquaculture
252(2-4): 248-263.

Jorgensen, N. O. G., N. Kroer, et al. (1994). Utilization of Dissolved Nitrogen by
heterptrophic bacterioplankton: Effect of Substrate C/N ratio. Applied and
Environmental Microbiology 60(11): 4124-4133.

Krom, M. D., J. Erez, et al. (1989). Phytoplankton nutrient uptake dynamics in earthen marine
fishponds under winter and summer conditions. Aquaculture 76(3-4): 237-253.

McIntosh, D., T. M. Samocha, et al. (2001). Effects of two commercially available low-
protein diets (21% and 31%) on water and sediment quality, and on the production of
Litopenaeus vannamei in an outdoor tank system with limited water discharge.
Aquacultural Engineering 25(2): 69-82.

Neori, A., T. Chopin, et al. (2004). Integrated aquaculture: rationale, evolution and state of the
art emphasizing seaweed biofiltration in modern mariculture. Aquaculture 231(1-4):
361-391.

Obaldo, L. G. and D. H. Ernst (2002). Zero-exchange shrimp production. Global Aquaculture
Advocate June: 56-57.

Pagand, P., J P. Blansheton, et al. (2000). The use of high rate algal ponds for the treatment
of marine effluent from a recirculating fish rearing system. Aquaculture Research 31:
729-736.

Palmer, P. J., Ed. (2005). Wastewater remediation options for prawn farms. Brisbane, DPI&F
Publications. 93pp.

Palmer, P. (2007) Sand worms trialled at prawn farm. Qld Aquaculture News 30:5

Pote, J. W., T. P. Cathcart, et al. (1990). Control of high pH in aquacultural ponds.
Aquacultural Engineering 9: 173-186.

Preston, N. P., C. J. Jackson, et al. (2000). Prawn farm effluent: composition, origin and
treatment. CSIRO. CRC & Fisheries Research & Development Corporation: 1-71.

Schneider, O., V. Sereti, et al. (2007). Kinetics, design and biomass production of a bacteria
reactor treating RAS effluent streams. Aquacultural Engineering 36(1): 24-35.

Van Wyk, P. (1999). Chapter 4 - Principles of Recirculating System Design, Harbour Branch
Oceanographic Institution: 59-99.

Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04

21

Kết hợp nuôi tôm Sú và ương giống cá biển trong ao không thay
nước

Hoàng Tùng
1*
, Michael Burke
2
, Bành Thị Quyên Quyên
1
& Daniel Willett
2


1
Trường Đại học Nha Trang, Việt Nam. Email:

2
Department of Primary Industries and Fisheries, Queensland, Australia.

TÓM TẮT
Mô hình nuôi tôm Sú mật độ thấp kết hợp với ương thâm canh con giống cá biển
bằng mương nổi trong ao đã được xây dựng và thử nghiệm. Kết quả cho thấy chất
lượng nước ao tốt và ổn định trong suốt 4 tháng nuôi không thay nước với nhiều đợt

ương giống cá Chẽm, cá Mú và cá Giò. Tôm nuôi đạt kích thước lớn và có hệ số sử
dụng thức ăn cao. Các khó khăn phát sinh như sự thấ
t thoát của cá ương trong mương
vào ao, Artemia sinh khối không phát triển được trong ao chứa và trục trặc của hệ
thống cấp khí cũng được xác định và có hướng khắc phục. Nghiên cứu này đã đặt nền
móng quan trọng để xây dựng một mô hình nuôi kết hợp theo hướng bền vững, cho
phép tái sử dụng nước trong ao nuôi để loại trừ các tác động môi trường có thể của
nghề nuôi trồng thủy sản.

Từ khóa: nuôi kết hợp, cá biển, tôm, xử lý sinh học.

1. MỞ ĐẦU
Thử nghiệm ương con giống cá Chẽm (Lates calcarifer) cỡ lớn bằng mương nổi
SMART trong ao nuôi tôm đã được thực hiện thành công tại Khánh Hòa trong khuôn
khổ của Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi CARD VIE062/04
(Hoang et al. 2007). Mặc dù mục tiêu cơ bản của dự án là góp phần gia tăng sản lượng
con giống cá biển cỡ lớn và mở
hướng tận dụng các ao nuôi tôm bị bỏ hoang đã đạt
được, việc xây dựng một mô hình nuôi không thay nước để hạn chế sự lây lan của
bệnh dịch và các tác động xấu có thể lên môi trường là hết sức cần thiết.
Khi cá Chẽm được ương trong mương nổi, chất thải của cá và thức ăn thừa được
dòng nước đưa ra khỏi mương để vào ao chứa. Việc loại bỏ các chấ
t thải này dựa vào
các quá trình chuyển hóa vật chất tự nhiên nếu trong ao chứa không có các đối tượng
ăn mùn xác hữu cơ. Các muối dinh dưỡng hình thành sẽ được tảo sử dụng một phần.
Phần lớn còn lại sẽ tích tụ trong bùn đáy của ao. Hạn chế lớn nhất của mô hình này là
Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04

22

ở chỗ lượng chất thải từ mương vào ao không ổn định (mà thay đổi theo vụ ương)
khiến cho chất lượng nước trong ao dễ biến động do tảo phát triển mạnh rồi tàn lụi vì
thiếu muối dinh dưỡng.
Nghiên cứu này sử dụng Artemia để tận dụng các vật chất hữu cơ thải ra từ
mương nổi. Về lý thuyết, việc hình thành của một quần thể
Artemia trong ao sẽ đem
lại nhiều lợi ích khác nữa. Nếu được nuôi dưỡng tốt thì cả Artemia trưởng thành và
con non đều sẽ được hệ thống nâng nước “bơm” vào trong mương. Cá ương nhờ thế
có thể tiếp cận được với một nguồn thức ăn sống bổ dưỡng với nhiều kích cỡ khác
nhau. Tuy nhiên, để có thể duy trì ổn định nguồn dinh dưỡng cho tảo phát triển (c
ũng
là thức ăn của Artemia), chúng tôi lựa chọn phương án thả nuôi tôm Sú (Penaeus
monodon) ở mật độ thấp. Khi được nuôi trong ao với mật độ từ 5 ÷ 15 con/m
2
, tôm
Sú thường lớn nhanh, đạt kích thước lớn khi thu hoạch và vì thế có thể bán với giá
cao. Đối tượng nuôi phụ này do đó có thể tạo thêm thu nhập cho người ương cá.
Lượng thức ăn nhỏ đưa xuống ao hàng ngày và chất thải của tôm sẽ giúp duy trì
nguồn dinh dưỡng nhất định cho tảo trong ao nuôi. Nhờ đó chất lượng nước sẽ được
cải thiện (Hoang et al. 2007b).
Báo cáo này trình bày thiết kế của mô hình và những k
ết quả ban đầu mà chúng
tôi đã thu được khi nuôi tôm Sú Penaeus monodon trong ao chứa kết hợp với ương
giống các đối tượng cá Chẽm (Lates calcarifer), cá Mú Malaba (Epinephelus
malabaricus) và cá Giò (Rachycentron canadum) sử dụng mương nổi là nhân tố sản
xuất chính.
2. VẬT LIỆU VÀ PHƯƠNG PHÁP
2.1 Thiết kế mô hình
Thử nghiệm được tiến hành trong một ao nuôi ven biển có diện tích 2000-m
2

,
nằm cách đầm Nha Phu (Khánh Hòa) khoảng 1 km (Hình 1). Bạt nhựa được sử dụng
để tạo vách ngăn giữa ao, hình thành dòng chảy tròn trong ao khi vận hành máy quạt
nước công suất 2 HP của Đài Loan. Quạt này được vận hành 4 giờ mỗi ngày, từ 05:00
÷ 07:00 và từ 15:00 ÷ 17:00. Sáu mương nổi SMART-1 (thể tích 3 m
3
/mương) và một
mương nổi SMART-2 (thể tích 6 m
3
) được đặt ở một đầu ao (Hình 2). Cá được ương
trong các mương này lên kích thước lớn hơn. Tôm Sú và Artemia được nuôi trong ao
chứa. Lưới chắn mặt mương được dùng để ngăn ngừa cá Chẽm ương trong mương
xâm nhập vào trong ao trở thành địch hại cho tôm nuôi.

Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04

23


Hình 1: Điểm thử nghiệm. Ao thử nghiệm ở phía bên trái (dấu mũi tên)

Hình 2: Mương nổi SMART-1 (trái) và hoạt động cải tạo ao (phải)

Trước khi tiến hành thử nghiệm, ao chứa được rút cạn nước và phơi nắng 7 ngày.
Tiếp theo vôi nông nghiệp được rải đều mặt đáy ao với liều lượng 7 kg/100 m
2
. Sau
đó nước được cấp vào ao từ mương dẫn và để lắng 3 ngày trước khi xử lý bằng
chlorine (25 ppm). Một tuần sau tiến hành kéo dây xích sắt trên nền đáy để khuấy đảo,
phát tán muối dinh dưỡng vào trong cột nước, giúp tảo phát triển. Sau một tuần nữa

thả Artemia nauplii vào ao với mật độ 5 cá thể/L liên tục trong 4 tuần (mỗi tuần 1 lần).
Cùng lúc đó thả giống tôm Sú. Cho tôm ăn thức ăn công nghiệp (c
ủa Grobest) từ tuần
thứ 2 trở đi.


2.2 Nguồn tôm cá giống
Cá Chẽm giống cỡ 20 mm chiều dài toàn thân được mua và vận chuyển trong túi
PE đóng oxy với mật độ 500 con/túi (5 L). Cá giống khỏe và không có bất cứ dấu hiệu
bất thường gì. Trước khi vận chuyển, cá đã được lọc phân cỡ để đảm bảo sự đồng
đều. Thời gian vận chuyển khoảng 1 giờ. Cá được thuần cho quen với nhiệt độ nước
ao trong khoảng 30 phút rồi th
ả vào mương nổi.
Cá Mú Malaba (Epinephelus malabaricus, chiều dài tổng cộng 5 cm) và cá Giò
(Rachycentron canadum, chiều dài tổng cộng từ 2 ÷ 10 cm) được sản xuất nhân tạo ở
Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04

24

miền Cửa Lò và Cát Bà và vận chuyển nhiều đợt bằng đường bộ vào Nha Trang. Mật
độ vận chuyển là 2.000 con/bể (500 L). Nước trong bể vận chuyển được duy trì trong
khoảng 22 ÷ 23
o
C và sục khí liên tục. Trong suốt quá trình vận chuyển (24 giờ) không
tiến hành thay nước. Không cho cá ăn 24 giờ trước khi vận chuyển.
Tôm Sú giống PL
15
(Penaeus monodon) mua từ trại giống địa phương được kiểm
tra bệnh bằng phương pháp PCR. Kết quả cho thấy tôm mạnh khỏe, không nhiễm
bệnh. Tôm giống được vận chuyển về điểm thử nghiệm trong các túi nhựa đóng oxy

với mật độ 1,000 PLs/túi (2 L). Ban đầu thử nghiệm sử dụng trứng bào xác của
Artemia thu từ Great Lake (USA) để làm nguồn cung cấp nauplii thả vào ao nuôi cho
2 lần thả đầu tiên. Tuy v
ậy, sau đó thử nghiệm chuyển sang dùng dòng Artemia Vĩnh
Châu (Việt Nam) cho 2 đợt tiếp theo vì nghi ngờ dòng Great Lake không thích ứng
được với điều kiện của ao nuôi. Với cả 2 dòng, trứng bào xác được tẩy trùng và làm
mỏng vỏ bằng chlorine 200 ppm trước khi ấp. Sau khi nở 24 giờ, Artemia nauplii
được thu và thả đều vào trong ao.


Hình 3: Thu mẫu phân tích chất lượng nước (trái) và cho cá ăn (phải)

2.3 Quan trắc chất lượng nước
Các yếu tố môi trường quan trọng như nhiệt độ nước, độ pH, hàm lượng oxy hòa
tan (DO) được đo đạc 2 lần/ngày vào lúc 06:00 ÷ 07:00 và 14:00 ÷ 15:00. Do không
tiến hành thay nước trong toàn bộ thời gian thử nghiệm nên độ mặn không thay đổi
nhiều và chỉ được kiểm tra hai ngày một lần. Hàng tuần, tiến hành thu mẫu nước ao
(Hình 3) và phân tích hàm lượng NH
3
-N, NO
2
-
, NO
3
-
và PO
4
3-
bằng các bộ phân tích
nhanh (do Đức sản xuất) thương dùng trong nuôi cá cảnh.

2.4 Quản lý, chăm sóc và kiểm tra tốc độ tăng trưởng
Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04

25

Cá giống được cho ăn nhiều lần trong ngày từ 06:30 đến 17:30, mỗi lần cách
nhau 2 giờ. Thức ăn là loại viên của INVE (Thailand) cho cá biển và GROBEST
(Vietnam) cho tôm. Thức ăn viên, chuyên dụng cho cá biển của INVE (kích thước hạt
800 ÷ 1200 µm) chỉ được dùng trong tuần đầu tiên do lúc này cá đòi hỏi thức ăn có
kích thước nhỏ, đều và chìm chậm. Với cá Chẽm, đây là loại thức ăn mà cá giống đã
quen sử dụng khi còn trong bể ương t
ại trại sản xuất giống. Thức ăn viên của
GROBEST (loại dành cho tôm, cỡ 2 ÷ 3 mm) được dùng cho cá ăn từ tuần thứ 2 trở đi
(Hình 3). Khoảng nửa giờ trước khi cho cá ăn, trộn thức ăn viên với vitamin C và áo
bằng dầu mực. Khẩu phần ăn hàng ngày vào khoảng 10 ÷ 18% khối lượng thân của cá
và được điều chỉnh theo nhu cầu thực của cá giống cũng như điều kiệ
n thời tiết. Kích
thước, khối lượng thân của cá khi bắt đầu và kết thúc thử nghiệm được đo đạc và ghi
chép lại. Để theo dõi tốc độ tăng trưởng của cá, định kỳ thu mẫu ngẫu nhiên 30 con
hàng tuần.
Tôm được cho ăn 2 lần/ngày vào lúc 09:00 và 18:00. Khẩu phần ăn hàng ngày là
10% sinh khối tôm nuôi trong tháng đầu và 5% cho 3 tháng còn lại. Thức ăn viên cho
tôm được rải đều khắp ao kết hợp với kiểm tra hai nhá cho ăn. Sức kh
ỏe của tôm được
theo dõi bằng cách kiểm tra tôm trong nhá cho ăn và khi tôm đã lớn bằng chài.
3. KẾT QUẢ
3.1 Vận chuyển cá
Với cá Chẽm việc vận chuyển không có gì khó khăn do quãng đường vận chuyển
từ trại giống đến nơi thử nghiệm ngắn. Do con giống cá Mú Malaba và cá Giò không
có ở địa phương chúng tôi đã tiến hành vận chuyển cá giống từ Cửa Lò và Cát Bà về

Nha Trang. Độ dài của quãng đường là 1.000 – 1.400 km và ph
ải mất đến 24 giờ hoặc
hơn để đưa cá về đến nơi. Nhìn chung, kết quả vận chuyển cá Mú Malaba tốt hơn cá
Giò rất nhiều. Tỉ lệ chết trong vận chuyển thấp hơn 5%, chủ yếu là do cá đói ăn nhau
trong quá trình vận chuyển với mật độ cao. Cá bắt mồi ngay khi về đến địa điểm thử
nghiệm.
Mật độ vận chuyển (2.000 con cá Mú 4 cm ho
ặc cá Giò 5 cm, 1.000 con cá Giò
10 cm trong bể chứa 400 L nước biển sạch) đã áp dụng tỏ ra phù hợp. Mặc dù không
được cho ăn 24 giờ trước khi vận chuyển, cá vẫn “nôn” thức ăn chưa tiêu hóa hết vào
nước bể và cùng với chất thải của chúng làm cho chất lượng nước trong bể vận
chuyển xấu đi. Hiện trạng này cho thấy cần phải thiết kế các bể vận chuyển có trang
bị hệ thố
ng lọc đơn giản để có thể nhanh chóng loại bỏ các chất thải này. Probiotics