intTypePromotion=1
zunia.vn Tuyển sinh 2024 dành cho Gen-Z zunia.vn zunia.vn
ADSENSE
 » 
 » 

Báo cáo nghiên cứu nông nghiệp " Xây dựng mô hình nuôi cá bằng mương nổi không thải nước thải ra môi trường "

Chia sẻ: Nguyen Nhi | Ngày: | Loại File: PDF | Số trang:36

Thêm vào BST
Báo xấu
88
lượt xem 13
download
 
  Download Vui lòng tải xuống để xem tài liệu đầy đủ

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). Hiện tại việc thay nước hàng ngày vẫn là biện pháp chủ yếu được áp dụng (với mức độ thay nước hàng ngày trung...

Chủ đề:

Bình luận(0) Đăng nhập để gửi bình luận!

Lưu

Nội dung Text: Báo cáo nghiên cứu nông nghiệp " Xây dựng mô hình nuôi cá bằng mương nổi không thải nước thải ra môi trường "

  1. 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
  2. Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04 Xây dựng mô hình nuôi cá bằng mương nổi không thải nước thải ra môi trường D.J. Willett1, C. Morrison1, M.J. Burke1, L. Dutney1 & T. Hoang2 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. daniel.willett@dpi.qld.gov.au 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). Hiện 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, một 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 của 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 rắn 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 hiện nhiều ưu thế hơn 2
  3. Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04 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 thất 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 hợp 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 NOx) 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 dụng 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 thải 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 rằng 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. 3
  4. Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04 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 mương 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 thực 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 trường 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 biến 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 nghị 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 4
  5. Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04 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 của 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 hệ 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 mẫu 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. 5
  6. Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04 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 lưới 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 nhưng 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 hố 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 6
  7. Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04 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 chất 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 Nồng độ trung bình trong nước thải từ trong nước thải từ hệ thống nuôi nước hố thu chất rắn chảy (mg/L) (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 thuộc 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 nước 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 tương 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 mương 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 7
  8. Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04 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 đoạn 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 giống 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 phương 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 dạng 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 8
  9. Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04 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 tiềm 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 giải 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 đục 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 khuẩn, 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 của 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 cộng, 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 quả 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 hoạch 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 chỉnh 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 9
  10. Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04 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 học 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 thải. 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 phận 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 thời 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 thức sau (theo Avnimelech 1999): Cadd = Nww x ([C/N]mic/E) Trong đó: Cadd là lượng C cần dùng Nww 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: Cadd = Nww x 12.5 10
  11. Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04 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 Nww = 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, một 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. Số liệu thí nghiệm được xử lý bằng phương pháp thống kê sinh học với thuật toán “phân tích lặp lại” trên phần mềm Genstat 8th. 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 ứng 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 11
  12. Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04 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 mương 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 thời 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 được xử lý bằng thống kê sinh học trên phần mềm Genstat 8th 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 bỏ 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 nguồn 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 (p0.05). 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. 12
  13. Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04 Hàm lượng NOx 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 rỉ 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 (p0.05). Tương tự như với TN, việc bổ sung nguồn C không ảnh hưởng gì đến TP trong suốt thời gian thí nghiệm. 3.0 0.5 Control Control 2.5 Molasses 1 Molasses 1 Molasses 2 0.4 Molasses 2 2.0 TAN mg/L DIP mg/L 0.3 1.5 1.0 0.2 0.5 0.1 0.0 0.0 0 6 12 18 24 30 36 42 48 0 6 12 18 24 30 36 42 48 HOURS Hours Molasses 2 10 1.5 Molasses 1 Control 8 DON mg/L DOP mg/L 1.0 6 4 0.5 Control Molasses 1 2 Molasses 2 0 0.0 0 6 12 18 24 30 36 42 48 0 6 12 18 24 30 36 42 48 HOURS Hours 20 5.0 Control Molasses 1 16 4.0 Molasses 2 TN mg/L TP mg/L 12 3.0 8 2.0 Control 4 Molasses 1 1.0 Molasses 2 0 0.0 0 6 12 18 24 0 6 12 18 24 Hours Hours 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) 13
  14. Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04 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 (
  15. Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04 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
  16. Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04 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
  17. Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04 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 vật 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 CO2 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 tự 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 thống 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 NOx, đều là những chất gây độc tiềm năng đối với sinh vật nuôi. Độc tính của NH3 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 NH3 tự do trong hệ thống BFP. NO2- 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 NOx (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 NOx 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 NO2 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 17
  18. Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04 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 thống 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. Nước sạch tầng Lưới chắn mặt được tái sử Máy sục khí – F7 dụng cho ao nuôi hoặc tương tự để cung cấp O2 và xáo trộn nước Ao nuôi Bio-floc Cấp nước bổ Pond Xả cạn để loại bùn sung, bù vào định kỳ lượng nước Hệ thống bốc hơi mương nổi Tôm Bạc Thẻ nuôi ở mật độ thấp và không dùng thức ăn Quạt nước bổ sung – tôm ăn Nước thải giàu chất hữu tảo và các khối hạt cơ từ ao nuôi cá bơm vi khuẩn (floc) sang ao xử lý biofloc 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. 18
  19. Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04 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). Australian 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. 19
  20. Báo cáo Kỹ thuật số 5, Dự án Nuôi thâm canh cá biển trong ao bằng mương nổi – CARD VIE 062/04 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. 20
ADSENSE

CÓ THỂ BẠN MUỐN DOWNLOAD

LV.26: Bộ 320 Luận Văn Thạc Sĩ Y Học
320 tài liệu
1253 lượt tải
THÔNG TIN
TRỢ GIÚP
HỖ TRỢ KHÁCH HÀNG
Theo dõi chúng tôi

Chịu trách nhiệm nội dung:

Nguyễn Công Hà - Giám đốc Công ty TNHH TÀI LIỆU TRỰC TUYẾN VI NA

LIÊN HỆ

Địa chỉ: P402, 54A Nơ Trang Long, Phường 14, Q.Bình Thạnh, TP.HCM

Hotline: 093 303 0098

Email: support@tailieu.vn

Giấy phép Mạng Xã Hội số: 670/GP-BTTTT cấp ngày 30/11/2015 Copyright © 2022-2032 TaiLieu.VN. All rights reserved.

 

Đồng bộ tài khoản
2=>2