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
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

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


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
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

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)

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.

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

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

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

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

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

0.5
0 6 12 18 24 30 36 42 48
Hours
DIP mg/L
Control
Molasses 1
Molasses 20
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

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

14Thí 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).

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.

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

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

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%

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

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

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


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.

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.


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


,
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

23Hình 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

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.

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