4.1.1 Biến động các yếu tố chất lượng nước trong hệ thống tuần hoàn ương cá tra tra
4.1.1.1 Biến động pH
pH tại các điểm thu của hệ thống không khác biệt nhiều trong cùng một đợt thu (hình 4.1) và pH giữa các đợt thu cũng không có sự biến động lớn. Tuy nhiên pH ở đợt 4 và đợt 8 giảm thấp hơn so với các đợt còn lại. Nguyên nhân là do hoạt động của vi khuẩn trong hệ thống lọc sinh học đã làm giảm độ kiềm trong nước dẫn đến pH giảm. Khi bón NaHCO3 vào, pH đã tăng trở lại ở các đợt thu mẫu sau đó (đợt 5 và đợt 9). 6.0 6.5 7.0 7.5 8.0 Đợt 1 Đợt 2 Đợt 3 Đợt 4 Đợt 5 Đợt 6 Đợt 7 Đợt 8 Đợt 9 Bể nuôi Bể lắng Bể lọc
Hình 4.1: Biến động pH trong hệ thống ở các đợt thu mẫu
Nhìn chung kết quả nghiên cứu cho thấy pH qua các đợt thu mẫu biến động không lớn và hoàn toàn phù hợp với nghiên cứu của Boyd (1990) là khoảng pH tối ưu cho tôm cá phát triển và sinh sản là từ 6,5 – 9,0 và điểm chết đối với chúng là pH < 4 và pH > 11. Theo Loveless and Painter (1968) và Antonious et al. (1990) (Trích bởi E. H. Eding et al., 2006) khi pH dưới 6,5, vi khuẩn Nitrosomonas và Nitrobacter trong hệ thống lọc sinh học sẽ ngừng hoạt động thì pH trong nghiên cứu này (pH>6,5) vẫn còn nằm trong khoảng hoạt động của vi khuẩn. Tuy nhiên ở
NaHCO3
NaHCO3
thời điểm này hoạt động của chúng sẽ yếu đi. Khoảng pH tối ưu cho vi khuẩn Nitrosomonas là 7,2 – 7,8 và vi khuẩn Nitrobacter là 7,2 – 8,2 (Loveless and Painter, 1968; Antonious et al., 1990 _ Trích bởi E. H. Eding et al., 2006).
4.1.1.2 Biến động oxy hòa tan
Oxy hòa tan trong hệ thống tuần hoàn chịu ảnh hưởng bởi mức độ sử dụng oxy trong hệ thống và sự dao động mạnh phụ thuộc các quá trình hô thấp của cá và vi khuẩn Nitrate hóa và mức độ sục khí trong hệ thống.
Hình 4.2 cho thấy hàm lượng oxy hòa tan trong bể lọc sinh học của hệ thống là cao nhất và hàm lượng oxy hòa tan trong bể lắng là thấp nhất. Nguyên nhân là do có sục khí trong bể lọc sinh học của hệ thống, và nước di chuyển từ bể lọc trở về bể nuôi rồi mới đến bể lắng nên hàm lượng oxy hòa tan giảm dần từ bể lọc đến bể nuôi, bể lắng. 0.0 2.0 4.0 6.0 8.0 Đợt 1 Đợt 2 Đợt 3 Đợt 4 Đợt 5 Đợt 6 Đợt 7 Đợt 8 Đợt 9 mg/L Bể nuôi Bể lắng Bể lọc
Hình 4.2: Biến động oxy hòa tan trong hệ thống ở các đợt thu mẫu
Hình 4.2 cũng cho thấy hàm lượng oxy hòa tan có xu hướng giảm dần về cuối vụ. Nguyên nhân là do càng về cuối vụ nuôi, sinh lượng cá trong hệ thống tăng cao nên lượng oxy tiêu hao do quá trình hô hấp của cá càng nhiều, đồng thời lượng thức ăn càng cao và oxy cần cho các quá trình chuyển hóa vật chất (quá trình Nitrate hóa) trong hệ thống càng nhiều nên oxy hòa tan giảm dần về cuối vụ.
Knowles et al. (1965 _ Trích bởi E. H. Eding et al., 2006) cho rằng ảnh hưởng của oxy ở nồng độ 2 ppm lên Nitrosomonas là rất thấp nhưng Nitrobacter lại bị ức chế
khi nồng độ thấp hơn 4 ppm thì hàm lượng oxy hòa tan trong bể lọc của nghiên cứu này là thích hợp cho hoạt động của vi khuẩn thực hiện quá trình nitrate hóa. Theo Dương Thúy Yên (2003) ngưỡng oxy dưới của cá tra là nhỏ hơn 2mg/L và theo nghiên cứu của Masser et al. (1999) hàm lượng oxy hòa tan trong hệ thống tuần hoàn nên dao dộng từ 5 ppm đến bão hòa và lớn hơn 2 ppm trong lọc sinh học nước thảithì hàm lượng oxy hòa tan ở nghiên cứu này hoàn toàn phù hợp cho sự sinh trưởng của cá.
4.1.1.3. Biến động CO2
Hình 4.3 cho thấy hàm lượng CO2 có xu hướng tăng dần từ bể lọc đến bể nuôi và bể lắng qua tất cả các đợt thu. Nguyên nhân là do ở bể lọc có sục khí nên đã loại bỏ một lượng nhỏ CO2 trong bể. Sang bể nuôi hàm lượng CO2 tăng lên là do hô hấp của thủy sinh vật (chủ yếu là cá) trong bể nuôi. Ở bể lắng hàm lượng CO2 tăng lên cao nhất so với hai bể còn lại là do nước từ bể nuôi chuyển sang bể lắng, đồng thời có thêm quá trình phân hủy vật chất hữu cơ dưới đáy bể.
0.0 2.0 4.0 6.0 8.0 10.0 Đợt 1 Đợt 2 Đợt 3 Đợt 4 Đợt 5 Đợt 6 Đợt 7 Đợt 8 Đợt 9 mg/L Bể nuôi Bể lắng Bể lọc
Hình 4.3: Biến động CO2 trong hệ thống ở các đợt thu mẫu
Hàm lượng CO2 ở các bể thu mẫu có xu hướng tăng dần về cuối vụ nuôi. Nguyên nhân là do càng bề cuối vụ nuôi, sinh khối cá càng lớn nên lượng CO2 thải ra từ quá trình hô hấp càng nhiều. Đồng thời, lượng vật chất hữu cơ tích lũy trong hệ thống càng tăng, quá trình phân hủy vật chất hữu cơ cũng sinh ra lượng một lượng CO2 trong nước.
Theo Masser et al. (1999), hàm lượng CO2 trong hệ thống tuần hoàn nên nhỏ hơn 20ppm và theo Ellis (1937, trích dẫn bởi Boyd, 1990) khi trong nước có hàm lượng CO2 tự do nhỏ hơn hoặc bằng 10 ppm sẽ không gây ảnh hưởng xấu đến sức khỏe cá, như vậy hàm lượng CO2 trong nghiên cứu này là phù hợp với sinh trưởng và phát triển của cá.
4.1.1.4. Độ cứng tổng cộng
Hình 4.4 cho thấy độ cứng tổng cộng giữa các điểm thu trong cùng đợt thu không có sự biến động lớn. Đồng thời, độ cứng tổng cộng trong nước không có sự khác biệt lớn và có xu hướng biến động giống nhau. Độ cứng ở đợt 1 thấp (31,1 – 35,9 mg CaCO3/L) nhưng tăng mạnh ở đợt 2 là do sau khi bố trí thí nghiệm, ta dùng nước ót nâng độ mặn từ 0 ppt lên 1,5 ppt nên độ cứng tăng mạnh từ 31,1 – 35,9 mg CaCO3/L lên 138,3 – 146,8 mg CaCO3/L.
0.0 50.0 100.0 150.0 200.0 Đợt 1 Đợt 2 Đợt 3 Đợt 4 Đợt 5 Đợt 6 Đợt 7 Đợt 8 Đợt 9 mg/L Bể nuôi Bể lắng Bể lọc
Hình 4.4: Biến động độ cứng trong hệ thống ở các đợt thu mẫu
Độ cứng có xu hướng tăng nhẹ dần qua các đợt thu mẫu. Nguyên nhân là do thức ăn thừa và phân thải của cá bị phân hủy và giải phóng Ca2+ vào trong nước, chúng được tích lũy dần theo thời gian và theo sự gia tăng của sinh khối cá. Tuy nhiên lượng Ca2+ này không nhiều nên chỉ làm độ cứng trong nước tăng không đáng kể.
Nhìn chung, độ cứng tổng cộng qua các đợt thu mẫu không dao động nhiều. So với tiêu chuẩn về chất lượng nước cho nuôi trồng thủy sản của Boyd (1998), độ
cứng dao động từ 20 – 50 mg CaCO3/L được đánh giá là trung bình, còn từ 50 – 200 mg CaCO3/L thì xếp loại tốt và theo khuyến cáo của Masser et al. (1999) thì độ cứng tổng cộng trong hệ thống tuần hoàn nên dao động từ 50 đến > 100 ppm CaCO3 thì độ cứng trong nghiên cứu này thích hợp cho sự sinh trưởng và phát triển của cá.
4.1.1.5. Độ kiềm tổng cộng
Độ kiềm tổng cộng trong bể lọc luôn thấp hơn ở bể nuôi và bể lắng (hình 4.5). Nguyên nhân là do hoạt động của vi khuẩn trong bể lọc sinh học đã làm giảm độ kiềm trong nước. 0.0 20.0 40.0 60.0 80.0 100.0 Đợt 1 Đợt 2 Đợt 3 Đợt 4 Đợt 5 Đợt 6 Đợt 7 Đợt 8 Đợt 9 mg/L Bể nuôi Bể lắng Bể lọc
Hình 4.5: Biến động độ kiềm trong hệ thống ở các đợt thu mẫu
Độ kiềm tại các bể thu có sự biến động qua các đợt thu mẫu. Độ kiềm có xu hướng giảm qua các đợt thu. Độ kiềm tăng trở lại từ đợt 5 đến đợt 6 và tăng mạnh ở đợt 9 là do trong quá trình thí nghiệm, khi độ kiềm giảm đến mức pH <7 thì tiến hành bón bicarbonate (NaHCO3) để nâng kiềm và nâng pH.
Qua kết quả phân tích cho thấy độ kiềm tổng cộng các đợt thu mẫu đều nằm trong khoảng >10 mg/L CaCO3 và <100 mg/L CaCO3. Theo Masser et al. (1999) độ kiềm trong hệ thống tuần hoàn tốt nhất dao động 50 đến > 100 ppm và so với kết quả nghiên cứu của Boyd (1990) (hàm lượng độ kiềm tổng cộng lớn hơn 20
NaHCO3
NaHCO3
50.0
mgCaCO3/L là thích hợp) thì độ kiềm tổng cộng của nghiên cứu này là thích hợp cho sự sinh trưởng và phát triển của cá.
4.1.1.6. Độ đục
Hình 4.6 cho thấy biến động độ đục ở các điểm thu của các đợt thu mẫu trong hệ thống thí nghiệm. Độ đục ở bể nuôi là cao nhất và độ đục ở bể lọc là thấp nhất. Độ đục ở hệ bể nuôi ở các hệ thống cao là do cá cá tra là loài vận động mạnh và phân cá tra thải ra dễ tan nên làm hàm lượng vậy chất lơ lửng, phân cá và thức ăn dư thừa khấy động trong bể, làm độ đục bể nuôi cao hơn so với bể lắng và bể lọc.
0.0 10.0 20.0 30.0 40.0 Đợt 1 Đợt 2 Đợt 3 Đợt 4 Đợt 5 Đợt 6 Đợt 7 Đợt 8 Đợt 9 NTU Bể nuôi Bể lắng Bể lọc
Hình 4.6: Biến động độ đục trong hệ thống ở các đợt thu mẫu
Độ đục ở các bể trong hệ thống thí nghiệm có xu hướng tăng dần về cuối vụ nuôi. Nguyên nhân là do càng về cuối vụ, lượng thức ăn càng tăng và lượng vật chất hòa tan và không hòa tan trong hệ thống cũng tăng, và hệ thống tuần hoàn ương cá không thay nước nên làm tăng độ đục của nước trong hệ thống.
Nhìn chung, độ đục của các bể biến động không nhiều qua các đợt thu mẫu, độ đục trong các bể cao nhất là 39 NTU. So với tiêu chuẩn lượng nước nuôi trồng thủy sản của Boyd (1998) (độ đục từ 0 – 25 NTU là tốt, 25 – 100 NTU là trung bình và lớn hơn 100 NTU là xấu) thì độ đục trong nghiên cứu này nằm trong khoảng từ tốt đến trung bình. Hàm lượng độ đục cũng không ảnh hưởng nhiều đến sinh trưởng và phát triển của cá tra, vì cá tra là loài cá có khả năng chịu đựng tốt trong điều kiện nước dơ bẩn (oxy thấp, nhiều vật chất hữu cơ…) nên hàm lượng
độ đục trong hệ thống ương của nghiên cứu này vẫn chưa gây tác động xấu đến hệ thốngương.
4.1.1.7. Biến động TSS
Hình 4.7 cho thấy hàm lượng TSS ở bể nuôi qua các đợt thu mẫu đều cao hơn ở bể lắng và bể lọc. Hàm lượng TSS trong hệ thống là rất thấp, dao động từ 0,002 – 0,022 mg/L. Kết quả này lại thấp hơn rất nhiều so với kết quả nghiên cứu của
Nguyễn Thị Tú Anh (2010) là hàm lượng TSS trong hệ thống tuần hoàn ương tôm sú dao động 92,8 – 221,6 mg/L, như vậy kết quả của nghiên cứu này nằm trong mức cho phép. 0.000 0.004 0.008 0.012 0.016 0.020 Đợt 1 Đợt 2 Đợt 3 Đợt 4 Đợt 5 Đợt 6 Đợt 7 Đợt 8 Đợt 9 mg/L Bể nuôi Bể lắng Bể lọc
Hình 4.7: Biến động TSS trong hệ thống ở các đợt thu mẫu
Hàm lượng TSS có xu hướng tăng dần về cuối vụ nuôi. Nguyên nhân là do càng về cuối vụ nuôi, lượng thức ăn cho ăn càng nhiều và lượng phân cũng như lượng vật chất hữu cơ lơ lửng trong nước ngày càng tăng.
4.1.1.8. Biến động tổng đạm amôn (TAN)
Kết quả thí nghiệm cho thấy hàm lượng TAN trong cùng đợt thu ở bể lắng luôn cao hơn ở bể nuôi và bể lọc. Nguyên nhân là do ở bể nuôi cá được nuôi với mật độ cá rất cao nên chúng bài tiết nhiều NH3, qua bể lắng có thêm vật chất hữu cơ lắng tụ dưới đáy bể bị phân hủy làm cho TAN tăng. Hàm lượng TAN ở bể lọc thấp nhất chứng tỏ vi khuẩn trong bể lọc hoạt động tốt nên NH4+ đã được chuyển hóa thành NO2- và NO3- (hình 4.8).
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 Đợt 1 Đợt 2 Đợt 3 Đợt 4 Đợt 5 Đợt 6 Đợt 7 Đợt 8 Đợt 9 mg/L Bể nuôi Bể lắng Bể lọc
Hình 4.8: Biến động TAN trong hệ thống ở các đợt thu mẫu
Kết quả phân tích cho thấy hàm lượng TAN có xu hướng tăng dần về cuối vụ nuôi, nguyên nhân là do càng về cuối vụ nuôi thì sinh khối cá càng cao lượng thức ăn sử dụng càng nhiều nên cá bài tiết nhiều NH3 vào nước. Đồng thời lượng vật chất hữu cơ tích lũy trong hệ thống càng tăng nên quá trình phân hủy vật chất hữu cơ diễn ra mạnh làm tăng lượng TAN trong nước.
Kết quả nghiên cứu cho thấy hàm lượng TAN trong hệ thống ương dao động từ 0,01 – 4,15 mg/L. So với kết quả nghiên cứu của Nguyễn thị Tú Anh (2010), hàm luợng TAN trong hệ thống tuần hoàn ương tôm sú là 0,16 – 0,85 mg/L thì hàm
lượng TAN ở nghiên cứu này là cao.
Hình 4.8 còn cho thấy hàm lượng TAN của các bể tăng mạnh vào đợt 4 và đợt 8 của vụ nuôi. Nguyên nhân là do pH ở 2 đợt này giảm (pH dao động từ 6,5 – 6,8) nên vi khuẩn trong bể lọc hoạt động yếu dẫn đến quá trình chuyển hóa NH4+ thành NO3
-
kém. Khi bổ sung NaHCO3 thì độ kiềm và pH tăng trở lại nên hoạt động của vi khuẩn trong bể lọc diễn ra tốt trở lại, đã chuyển hóa NH4
+
thành NO3- nên TAN ở đợt 5 và đợt 9 giảm.
4.1.1.9. Biến động NO2-
Hình 4.9 cho thấy NO2- ở bể lắng là cao nhất và NO2- ở bể lọc là thấp nhất trong cùng một đợt thu mẫu. Nguyên nhân là do bể lắng là nơi lắng tụ vật chất hữu cơ
NaHCO3
(phân cá, thức ăn thừa…) của hệ thống tuần hoàn. Đây là nơi xảy ra quá trình phân hủy vật chất hữu cơ lắng tụ nên sinh ra lượng NO2
-
cao hơn ở bể nuôi và bể lọc. Hàm lượng NO2
-
ở bể lọc thấp nhất trong hệ thống là do hoạt động của vi khuẩn chuyển hóa đạm trong bể lọc hoạt động tốt, đã chuyển hóa NO2
- thành NO3-. 0.00 0.10 0.20 0.30 0.40 0.50 Đợt 1 Đợt 2 Đợt 3 Đợt 4 Đợt 5 Đợt 6 Đợt 7 Đợt 8 Đợt 9 mg/L Bể nuôi Bể lắng Bể lọc
Hình 4.9: Biến động NO2- trong hệ thống ở các đợt thu mẫu
Hàm lượng NO2 -
có xu hướng tăng dần về cuối vụ nuôi. Nguyên nhân càng về cuối vụ nuôi, lượng thức ăn thừa, phân cá và chất hữu cơ lắng tụ càng nhiều nên quá trình phân hủy càng mạnh sinh ra NO2- và một số khí độc khác.
NO2- tăng nhanh ở đợt 4 và đợt 8 là do khi hệ thống lọc hoạt động đến thời điểm này làm giảm lượng kiềm trong nước và pH nước giảm đến <7 nên lọc sinh học hoạt động kém hiệu quả, hiệu suất chuyển hóa NO2
-
thành NO3 -
thấp nên hàm lượng NO2- trong hệ thống cao. Khi bón NaHCO3 để làm tăng pH và độ kiềm đã kích thích hoạt động của vi khuẩn nitrate hóa mạnh hơn làm cho quá trình chuyển hoá NO2- thành NO3- làm cho hàm lượng NO2
-
giảm vào đợt 5 và đợt 9.
Nhìn chung, nitrite là dạng đạm độc, ảnh hưởng trực tiếp đến quá trình hô hấp của cá khi nồng độ trong nước cao. Hàm lượng nitrite của các điểm thu mẫu dao động trong khoảng 0 – 0,4 mg/L. So với nghiên cứu của Nguyễn Thị Tú Anh (2010)
NO2- trong hệ thống tuần hoàn ương tôm sú dao động từ 0,12 – 1,56 mg/L thì NO2- của nghiên cứu này thấp hơn. Theo Masser et al. (1999) hàm lượng NO2
-
trong hệ thống tuần hoàn nên <0,5 mg/L và theo Boyd (1998) N – NO2- có tác dụng gây độc cho tôm cá khi lớn hơn 2 mg/L thì mức dao động của N – NO2- trong nghiên cứu này là thích hợp.
4.1.1.10. Biến động NO3-
Kết quả phân tích cho thấy hàm lượng NO3 -
trong cùng đợt thu mẫu ở bể lọc là cao