Báo cáo đề tài tái sử dụng nước trong nuôi giống thủy sản

1
NGHIÊN CỨU XÂY DỰNG CÔNG NGHỆ TÁI SỬ DỤNG NƯỚC
NUÔI GIỐNG THỦY SẢN NHẰM MỤC ĐÍCH PHÁT TRIỂN SẢN XUẤT
BỀN VỮNG VÀ KIỂM SOÁT Ô NHIỄM MÔI TRƯỜNG


Lê Văn Cát, Phạm Thị Hồng Đức, Lê Ngọc Lộc
Viện hóa học, Viện khoa học và công nghệ Việt Nam
E –mail:

1. Hiện trạng và nhu cầu thực tiễn

Khoảng năm ngàn trại nuôi giống thủy sản đang hoạt động cung cấp trên 20 tỉ tôm giống
và các loại giống nuôi khác cho nuôi trồng thủy sản hàng năm. Phần lớn các trạm nuôi giống
sử dụng nước mặn hoặc nước lợ trong sản xuất giống.
Hình thức nuôi phổ biến đang áp dụng hiện nay là thay nước nuôi hàng ngày với một tỉ
lệ nhất định nào đó phụ thuộc vào loài nuôi và chế độ nuôi. Phần lớn nước nuôi được thải
thẳng ra ngoài môi trường, không qua xử lý. Nước thải chứa thức ăn thừa, chất bài tiết, phân,
vi khuẩn gây bệnh, kháng sinh. Các tạp chất trên có khả năng gây hại cho vực nhận nước:
giảm chất lượng nước, gây tổn hại sinh cảnh, làm suy giảm đa dạng sinh học, nhiễm mặn đất,
lan truyền bệnh, biến đổi gien của vi sinh do kháng sinh và đôi khi gây hiện tượng phú
dưỡng cho vực nước nhận.[1,4,6,7,9]
Vì lợi ích bảo vệ môi trường nói chung và ngành sản xuất nuôi trồng thủy sản phát triển
bền vững thì việc xử lý và tái sử dụng nước thải từ các trại nuôi giống là một trong những
nhu cầu cần thiết. Ngoài ra, tái sử dụng nước nuôi hải sản còn mang lợi ích kinh tế nếu cơ sở
nuôi cách xa nguồn nước cấp và cho các cơ sở bán đồ hải sản tươi sống tại các thành phố do
giảm chi phí vận tải nước nuôi.
Tái sử dụng nước nuôi thủy sản đã được phổ biến ở nhiều nước phát triển trên thế giới
[13,14], trong khi đó phương thức sản xuất trên chưa được áp dụng rộng rãi tại Việt Nam.

2. Đặc trưng ô nhiễm của nguồn thải và công nghệ xử lý

Nước nuôi giống thủy sản nói riêng hoặc nuôi trồng thủy sản nói chung có mức độ ô
nhiễm không quá nặng nề như các ngành sản xuất khác nhưng những chất ô nhiễm lại là chất
gây độc trực tiếp cho loài nuôi với nồng độ rất thấp, điển hình nhất là amoniac, thành phần
phân hủy từ chất thải. Xử lý nước thải vì vậy tập trung vào xử lý amoni, cụ thể là chuyển hóa
chúng thành dạ
ng nitrat thông qua quá trình nitrat hóa bằng con đường vi sinh vật.[1,2,3,5]
So với các loại nước thải khác, tính chất đặc thù của nước nuôi thủy sản có nồng độ
amoni thấp, độ muối cao, thường chứa các chất ức chế (sử dụng trong khi nuôi, ví dụ kháng
sinh) nhưng yêu cầu mức độ làm sạch rất cao nếu nhằm mục đích tái sử dụng.
Các yếu tố trên ức chế rất mạnh đến hiệu quả hoạ
t động xử lý của vi sinh vật tự
dưỡng (loại chuyển hóa amoni thành nitrat) vốn đã là chủng loại có tốc độ phát triển chậm
[8,10].
Khó khăn khác khi sử dụng công nghệ sinh học trong xử lý nước nuôi là sản xuất theo
thời vụ (vùng miền bắc), qui mô sản xuất nhỏ, chủng loại vật nuôi đa dạng ngay trong một cơ
sở sản xuất.
Những đặc điểm trên đây s
ẽ tác động đến hiệu quả sử dụng công nghệ xử lý nước
thải, dẫn đến: chi phí xây dựng và vận hành hệ thống xử lý cao, khó ổn định.

2
Các công nghệ hiện đang sử dụng trên thế giới và tại một vài cơ sở ở Việt Nam như
lọc nhỏ giọt, lọc qua tầng cố định, đĩa quay sinh học… đều có những hạn chế khi sử dụng
trong hoàn cảnh trên.
Công nghệ xử lý nước thải và tái sử dụng thích hợp cho hoàn cảnh kinh tế và đặc thù
sản xuất trong các trại nuôi giống thủy sản đòi hỏi các tiêu chí:
• Hiệu quả xử lý cao (lưu lượng xử lý lớn trên một đơn vị công suất thiết bị).
• Vận hành đơn giản và chi phí thấp.

• Thích ứng với sản xuất mang tính thời vụ.
• Thích hợp cho qui mô sản xuất nhỏ.
• Dễ nhân rộng và triển khai ngoài thực tế.
Một trong những công nghệ hiếm hoi có thể đáp ứng các tiêu chí đòi hỏi trên là công
nghệ màng vi sinh tầng chuyển động (Moving Biofilm Bed Reactor – MBBR). Đó là công
nghệ sử dụng màng vi sinh bám trên chất mang, chất mang chuyển động trong nước khi hoạt
động. Hiệu quả xử lý của nó chỉ thấp hơn dạng kỹ thuật lưu thể (fluidized bed reactor), cao
hơn nhiều so với các kỹ thuật khác, bù lại vận hành nó đơn giản hơn nhiều so với kỹ thuật
tầng lưu thể (đòi hỏi trình độ tự động hóa cao) và không cần thiết phải có thêm công đoạn
lắng.
Bài viết trình bày tóm tắt kết quả nghiên cứu ban đầu của chúng tôi về hiệu quả xử lý
nước thải theo công nghệ màng vi sinh tầng chuyển động, có thể áp dụng để xử lý và tái sử
dụng nước nuôi tại các trại nuôi giống.
Công nghệ trên cũng đã được nghiên cứu và bắt đầu áp dụng ở nước ngoài trong xử lý
nước nuôi [13,15,16]. Công nghệ xử lý do chúng tôi xây dựng sử dụng các loại nguyên vật
liệu có sẵn ở trong nước và giá thành thấp; hiệu quả xử lý cao, tuy nhiên nó chưa được kiểm
chứng trong thực tiễn sản xuất.

3. Một số kết quả nghiên cứu

Trong thời gian qua, phòng hóa học môi trường, viện hóa học, viện KHCN Việt Nam
đã và đang tiếp tục nghiên cứu phát triển công nghệ nitrat hóa trong môi trường nước mặn
(lợ) bằng kỹ thuật tầng vi sinh chuyển động nhằm mục đích tái sử dụng nước. Sơ đồ công
nghệ tái sử dụng nước nuôi nhìn chung có thể mô tả trên hình 1.


Hình1: Sơ đồ công nghệ tái sử dụng nước thải nuôi giống thủy s
ản

Nước thải

Tách
c
ặn
Xử lý vi sinh
Khử trùng Vào bể nuôi

3

Trong sơ đồ công nghệ trên, quá trình xử lý vi sinh đống vai trò quan trọng nhất, liên
quan chặt chẽ với tính đặc thù của nước thải nuôi giống thủy sản; các quá trình khác đều có
tính phổ quát cao không có sự khác biệt với công nghệ xử lý nước thải nói chung.
Hệ thống xử lý vi sinh đóng vai trò chuyển hóa amôni (dạng độc với loài nuôi) thành
nitrat (dạng ít độc) với mức độ cho phép cao hơn. Quá trình vi sinh trên còn có tên gọi là quá
trình nitrat hóa.
Tốc độ nitrat hóa xảy ra chậm, càng chậm hơn trong môi trường nước lợ, nước mặn
và nồng độ amoni thấp ở cả đầu vào và đầu ra (đảm bảo tiêu chuẩn nước nuôi). Tốc độ chậm
đồng nghĩa với chi phí xây dựng hệ thống xử lý cao (thể tích bể xử lý lớn) và giá thành vận
hành tăng. Mọi cố gắng trong nghiên cứu và thiết kế hệ thống xử lý đều hướng tới mục đích
tăng tốc độ nitrat hóa của hệ xử lý vi sinh. Kỹ thuật xử lý dạng màng vi sinh tầng chuyển
động (Moving Biofilm Bed Reactor – MBBR) có tốc độ nitrat hóa cao nhờ khả năng tập
trung mật độ lớn của vi sinh vật trong chất mang (độ xốp của chất mang là 98 %, diện tích bề
mặt 6000 – 8000 m
2
/m
3
), vào sự chuyển động cùa chất mang trong nước. Lượng khí cấp
cho quá trình nitrat hóa đủ duy trì sự chuyển động của chất mang trong nước do chất mang
nhẹ (xấp xỉ khối lượng riêng của nước). Kích thước chất mang khá thô (cỡ cm) nên không
cần tới bể lắng mà chỉ cần tấm lưới chắn là đủ. Vận hành hệ xử lý trên khá đơn giản do
không phải sử dụng tới bể lắng thứ cấp. Hệ xử lý vi sinh có thể mô tả trên hình 2.

Nghiên cứu xử lý nước nuôi thủy sản trong phòng thí nghiệm được thực hiện với mức
nồng độ amoni không vượt quá 5 mg N/l và nồng độ muối từ 10 đến 30 phần ngàn trong điều
kiện nhiệt độ của môi trường.
. Quá trình nitrat hóa trên được thực hiện theo kỹ thuật màng vi sinh tầng chuyển động.
Vật liệu mang sử dụng là polyurethan có dạng khối lập phương với kích thước 1 x 1 x 1cm.
Dòng khí cấp cho quá trình oxi hóa có tác dụng duy trì chuyển động của chất mang trong
nước để thúc đẩy quá trình chuyển khối, tăng tốc độ phản ứng.




Hình 2. Mô hình công nghệ xử lý màng vi sinh chuyển động

4

Nghiên cứu trong phòng thí nghiệm tập trung vào việc đánh giá các yếu tồ của môi
trường ( nồng độ amoni ban đầu, độ muối , sự có mặt của chất hữu cơ, độ kiềm, nhiệt độ…)
và yếu tố vận hành ( thời gian lưu thủy lực, nồng độ amoni tại đầu ra, sự tích lũy nitrit, tỉ lệ
thể tích giữa chất mang cà nước…) lên tốc độ nitrat hóa của hệ. Kết quả nghiên cứu được sử
dụng để xây dựng mô hình nitrat hóa và mô phỏng cho các trường hợp cụ thể.
Kết quả có thể tóm tắt như sau:
Với mẫu nước mô phỏng (pha chế) có độ mặn từ 10‰, 15‰, 20‰, 25‰ và 30‰
nồng độ amoni ban đầu là 5mgNH
4
+
-N/l, nồng độ amoni sau khi xử lý nhỏ hơn 0,2mg NH
4
+
-
N/l, mức độ tích lũy nitrit (cũng là độc tố đối với động vật thủy sinh) tương ứng với tiêu

chuẩn nước nuôi thủy sản của thế giới [14] thì công suất xử lý phụ thuộc vào độ mặn được
trình bày trong bảng sau:


Bảng 1: Ảnh hưởng của độ muối lên công suất xử lý của quá trình nitrat hóa

Độ mặn (‰) 10 15 20 25 30
Hiệu suất xử lý
(lít nước thải /lít chất mang /ngày)
45 37 30 25 20

Mật độ chất mang vi sinh sử dụng (tỷ lệ thể tích giữa vật liệu mang và thể tích nước
trong thiết bị xử lý) trong kỹ thuật tầng vi sinh chuyển động nằm trong khoảng 10 % đến
25%.
Tính toán sơ bộ sau đây cho thấy hình dung về phương diện công nghệ của một hệ
thống nitrat hóa.
Giả sử tại một trại nuôi giống có thể tích bể nuôi là 50m
3
;

mỗi ngày cần thay 30% thể
tích nước nuôi thì lượng nước cần xử lý hoặc tái sử dụng là 15m
3
nước. Sử dụng kết quả
nghiên cứu ở trên để tính toán thể tích bể cần xử lý với mật độ vật liệu mang là 20% sẽ tính
được thể tích vật liệu mang và thể tích bể xử lý (bảng 2).

Bảng 2: Quy mô thể tích bể xử lý vi sinh và lượng vật liệu tương ứng với độ mặn khác nhau
của nguồn tái sử dụng (xem trong phần viết).

Độ mặn (‰) 10 15 20 25 30
Thể tích vật liệu mang (m
3
) 0,33 0,41 0,50 0,60 0,75
Thể tích bể xử lý (m
3
) 1,75 2,02 2,50 3,00 3,75

Vật liệu mang có giá thành khoảng 5 triệu đồng / m
3
. Vật liệu xây dựng bể khá phong
phú miễn là nó chịu được môi trường muối.
Kiểm tra hiệu quả xử lý với mẫu thực lấy ở ao nuôi cá tại nông trường Rạng Đông,
Nghĩa Hưng, Nam Định với các đặc trưng: độ mặn là 23‰, nồng độ amôni là 1,2mgN/l,
công suất xử lý đạt 30 lít nước/lít vật liệu mang/ngày. Chất lượng nước sau xử lý hoàn toàn
đáp ứng mục tiêu nuôi giống thủy sản (nồng độ amoni dưới 0,2mgN/l, nồng độ nitrit nhỏ hơn
0,1mgN/l).


5
4. Triển vọng sử dụng.

Trên cơ sở kết quả đạt được trong phòng thí nghiệm cho thấy khả năng ứng dụng
công nghệ trên để xử lý và tái sử dụng nước nuôi thủy sản trong các trại giồng.
Do các trại giống có qui mô sản xuất khác nhau ( chủ yếu là qui mô nhỏ và vừa) nên
hệ thống xử lý nên được modul hóa thành dạng thương phẩm để tạo điều kiện dễ tiếp cận cho
nhà sản xuất.
Tổ hợp thêm các đơn vị công nghệ khác trong hệ thống xử lý (hình 1) là việc không
khó.
Rất tiếc chúng tôi chưa có điều kiện để thử nghiệm trong thực tế nhằm đánh giá hiệu

quả của công nghệ trong điều kiện sản xuất và tính toán lợi ích kinh tế của phương án công
nghệ.
Sử dụng công nghệ trên có thể mang lại hiệu quả tốt trong vấn đề kiểm soát ô nhiễm
môi trường do nước nuôi trồng thủy sản và phát triển bền vững cho ngành sản xuất.

Tài liệu tham khảo

1. Woolard CR, Irvine RL (1995) Treatment of hypersaline wastewater in the
sequencing batch reactor. Water Res. 29:1159–1168.
2. World Bank. (2001) World Development Indicators. Yu SM, Leung WY, Ho KM,
Greenfield PF, Eckenfelder WW (2002) The impact of sea water flushing on
biological nitrification-denitrification activated sludge sewage treatment process.
Water Sci. Technol. 46:209–216. Purkhold U,
3. Vredenbregt LHJ, Nielsen K, Potma AA, Kristensen GH, Sund C (1997) Fluid
bed biological nitrification and denitrification in high salinity wastewater. Water
Sci. Technol. 36:93–100.
4. Dahl C, Sund C, Kristensen GH, Vredenbregt L (1997) Combined biological
nitrification and denitrification of high-salinity wastewater. Water Sci. Technol.
36:345–52.
5. Dincer AR, Kargi F (1999) Salt inhibition of nitrification and denitrification in
saline wastewater. Environ. Technol. 29:1147–1153.
6. Dincer AR, Kargi F (2001) Salt inhibition kinetics in nitrification of synthetic
saline wastewater. Enzyme and Microbial Technology 28:661–665.
7. Furumai H, Kawasaki T, Futawatari, T, Kusuda T (1988) Effects of salinity on
nitrification in a tidal river. Water Sci. Technol. 20:165–174.
8. Hunik JH, Meijer HJG, Tramper J (1993) Kinetics of Nitrobacter agilis at extreme
substrate, product and salt concentrations. Appl. Microbiol. Biotechnol. 40:442–
448.
9. Campos JL, Mosquera-Corral A, Sánchez M, Méndez R, Lema JM (2002)
Nitrification in saline wastewater with high ammonia concentration in an

activated sludge unit. Water Res. 36:2555–2560.
10. Catalan-Sakairi MAB, Wang PC, Matsumura M (1997) Nitrification performance
of marine nitrifiers immobilized in polyester and macro-porous cellulose carriers.
Fermentation and Bioeng. 84:563–571.
11. Catalan-Sakairi MAB, Yasuda K, Matsumura M (1996).Nitrogen removal in
seawater using nitrifying and denitrifying bacteria immobilized in porous
cellulose carrier. Water Sci. Technol. 34:267–274.

6
12. Clegg SL, Whitfield M (1995). A chemical model of seawater including dissolved
ammonia and the stoichiometric dissociation constant of ammonia in estuarine
water and seawater from −2 to 40°C. Geochimica et Cosmochimica Acta.
59:2403–2421.
13. Timmons M.B., et al (2002). Recirculating aquaculture systems. 2
nd
edi. NRAC
Publ. 2002
14. Colt J. (2006). Water quality requirement for reuse systems. Aquacultural
engineering. 34:143-156.
15. Rusten B., et al (2006). Design and operations of the Kaldnes moving bed biofilm
reactors. Aquacultural engineering. 34:322-331.
16. Drennan II D.G., et al (2006). Standardized evaluation and rating of biofilters II.
Manufacturer’s and user’s perspective. Aquacultural engineering. 34:403-416.