高霄龍，劉 鷹，李 賢，李文亞，徐建平，郝靜薇

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鮑放養(yǎng)密度對循環(huán)水養(yǎng)殖水質的影響及生物濾器凈化效果

高霄龍1,2，劉 鷹3※，李 賢1，李文亞4，徐建平4，郝靜薇3

（1. 中國科學院海洋研究所，青島266071；2. 中國科學院大學，北京100049； 3. 大連海洋大學，大連116023；4. 青島理工大學，青島266033）

該文以皺紋盤鮑（Ino）循環(huán)水養(yǎng)殖的排放水體為研究對象，以提高水循環(huán)系統(tǒng)綜合利用率為目標，比較了鮑（殼長為（38.34±1.63）mm，體質量（7.97±0.42）g）在高（500個/m2）、中（300個/m2）、低（100個/m2）密度下養(yǎng)殖水環(huán)境的變化特點，并綜合評價了移動床曝氣生物濾器的水處理效果。研究表明：放養(yǎng)密度對水體中總氨氮（TAN）、亞硝酸鹽氮（NO2–-N）、總氮（TN）、總磷（TP）、磷酸鹽（PO43–-P）濃度和可培養(yǎng)異養(yǎng)細菌總數(shù)均有顯著影響（<0.05），依次表現(xiàn)為高密度組>中等密度組>低密度組。中、高密度組硝酸鹽氮（NO3–-N）、化學需氧量（COD）濃度和弧菌總數(shù)并沒有顯著差異（>0.05），但均顯著高于低密度組（<0.05）?，F(xiàn)行工況下（水循環(huán)率、溫度、水力負荷等），生物濾器對TAN、NO2–-N、NO3–-N、TN、PO43–-P、TP、COD的平均去除率分別為16.40%、15.81%、2.93%、12.22%、2.91%、6.48%、9.47%。該生物濾器對養(yǎng)殖排放水中能夠對鮑產生明顯毒害作用的TAN、NO2–-N處理效果較好，使其均維持在安全的濃度范圍內，滿足實際生產需求。但對NO3–-N、TN的脫除以及低濃度PO43–-P和COD的處理效率相對較低。因此，綜合經(jīng)濟和生態(tài)效益等多方面因素，在該試驗的多層、立體循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)內，將皺紋盤鮑的密度設定為500個/m2時是較為合適的。

水產養(yǎng)殖；水質；凈化；皺紋盤鮑；密度；生物濾器

0 引 言

皺紋盤鮑（Ino）是中國重要的海產經(jīng)濟貝類，2015年鮑的養(yǎng)殖產量達到了12.8萬t，養(yǎng)殖產量占世界總產量的90%以上[1]。但在養(yǎng)殖產業(yè)快速發(fā)展的同時，很多問題日益凸顯，例如水環(huán)境污染加劇、自然災害頻發(fā)、海上養(yǎng)殖空間受限等[2]。面對這一系列問題，如何轉變養(yǎng)殖生產方式，探尋新的集約化發(fā)展道路是產業(yè)未來發(fā)展的關鍵。而鮑的封閉循環(huán)水養(yǎng)殖可能是實現(xiàn)高密度、大規(guī)格、健康苗種培育的主要途徑之一。

中國鮑的封閉循環(huán)水養(yǎng)殖依然處于起步階段，相較于發(fā)達國家而言還有較大差距。Vivanco-Aranda等[3]對比了流水養(yǎng)殖和循環(huán)水養(yǎng)殖對紅鮑（）生長和存活的影響，結果發(fā)現(xiàn)循環(huán)水養(yǎng)殖模式下鮑的生長速率和存活率均顯著高于流水養(yǎng)殖。Huchette等[4]發(fā)現(xiàn)黑唇鮑（）的放養(yǎng)密度與水體中的氨氮濃度成正相關，而氨氮濃度則與鮑的生長速率成顯著負相關，較高的氨氮濃度是抑制鮑生長的主要因素。Naylor等[5]認為pH值、溶解氧濃度與水體流速成正相關，游離氨和亞硝酸鹽濃度則與流速成負相關，低pH值和氨氮濃度的不斷增加是制約中間鮑（）循環(huán)水養(yǎng)殖的首要限制因素。與傳統(tǒng)的流水養(yǎng)殖模式相比，循環(huán)水養(yǎng)殖具有以下優(yōu)勢：1）減少水資源利用和污水排放；2）降低外來疾病感染和水質污染風險；3）保障苗種安全性和產品品質；4）實現(xiàn)精確、自動化管理與控制，提高生產效率的同時降低勞動強度[6-7]。因此，在循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)中，基于鮑的生理生態(tài)學特點，選擇一種高效、穩(wěn)定的水處理方法并從優(yōu)化養(yǎng)殖水環(huán)境的角度確定科學合理的放養(yǎng)密度對實現(xiàn)循環(huán)水系統(tǒng)高效運行尤為重要。

因此，本研究在自主設計的多層、立體循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)中，選用移動床生物濾器作為養(yǎng)殖排放水處理單元，探討不同放養(yǎng)密度下水質因子的動態(tài)變化規(guī)律，評價移動床生物濾器的水處理效果，以期為實現(xiàn)養(yǎng)殖水環(huán)境優(yōu)化和該系統(tǒng)的規(guī)?；a應用提供基礎參數(shù)。

1 試驗材料與方法

1.1 試驗裝置與鮑魚暫養(yǎng)

試驗在中國山東省青島市中國科學院海洋研究所內開展，所用裝置為4套多層、立體的循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)。該裝置由養(yǎng)殖系統(tǒng)和水處理系統(tǒng)2部分組成，其中養(yǎng)殖系統(tǒng)共有3層，由養(yǎng)殖槽、打孔隔板、進水管、排水管、造浪斗等構成；水處理系統(tǒng)包括過濾箱、傾斜隔板、集污槽、調溫箱、換熱器、制冷機、水泵、紫外線消毒裝置、泡沫分離器、射流泵、曝氣盤、生物罐、氣泵、氧氣錐、氧氣瓶等（圖1）。裝置中水流首先通過進水管流入造浪斗（高25 cm，體積6 L），當造浪斗中的水位到達一定深度后，自動翻轉將水傾倒入養(yǎng)殖槽中。養(yǎng)殖槽（長、寬、高各為1.8 m、0.6 m、0.35 m）一分為三，打孔隔板通過卡子固定在槽體內側。過濾箱（體積0.13 m3）由兩部分組成，上部為鋪放不同孔徑生化棉的過濾斜板，斜板（與水平方向夾角60°）通過卡槽固定在過濾槽內側，兩塊斜板上生化棉的孔徑由大到小層級過濾。槽體另一端底部有排水口，排水口直接連接集污槽，殘餌、糞便沉積在集污槽底部，通過打開底部排污閥收集殘餌。養(yǎng)殖槽排放水經(jīng)過濾箱流入調溫箱內，水在調溫箱（體積0.216 m3）內經(jīng)制冷機、換熱器處理將溫度控制在17 ℃。水泵將水流從上端抽入泡沫分離器，期間通過紫外線燈（30 W）對水體進行殺菌消毒。處理后的水流進入生物罐，罐底布放連接氣泵（額定功率138 W）的曝氣盤連續(xù)曝氣，生物罐中布放圓形多孔流化床懸浮聚乙烯填料（直徑3.5 cm，厚度0.3 cm，比表面積：1 500 m2/m3，孔隙率：80%，布放體積為生物濾池體積的1/2。）進行生物過濾。隨后水流進入連接有氧氣瓶的氧氣錐內，補充液氧（1～1.5 L/min），使水體溶解氧質量濃度>6 mg/L。最后水流由氧氣錐流出返回進水管，完成整個循環(huán)。

1. 養(yǎng)殖槽 2. 打孔隔板 3. 排水口 4.過濾箱 5. 傾斜隔板 6. 集污槽 7. 排水閥 8. 排水管 9. 溫控箱 10. 熱交換器 11.制冷機 12. 水泵 13. 紫外線消毒裝置 14. 蛋白質分離器 15. 射流泵 16. 生物箱 17. 曝氣盤 18.氣泵 19. 氧氣瓶 20. 氧氣錐 21. 進水管 22. 造浪裝置 23. 進水口 24. 養(yǎng)殖架

試驗用皺紋盤鮑均為人工孵化的同一批苗種，購買回試驗室后按照設定密度放入4套循環(huán)水系統(tǒng)中的不同養(yǎng)殖槽內暫養(yǎng)15 d。暫養(yǎng)期間溫度控制在17 ℃，鹽度（30±1）′10-3，pH值為7.9，溶解氧質量濃度>6 mg/L，光周期為自然光周期。養(yǎng)殖用水取自自然海區(qū)經(jīng)沉淀、砂濾后使用。暫養(yǎng)期間，每天下午17:00點投喂新鮮海帶（Aresch）1次，投喂量按照鮑濕體質量的5%計算，以保證其達到飽食狀態(tài)。

1.2 試驗方法

1.2.1 試驗設計

本試驗共設有3個密度組（基于前期預試驗和相關研究報道），每套養(yǎng)殖系統(tǒng)每一層的放養(yǎng)密度分別為370、1 110、1 850個/m3，以單位面積計算分別為100、300和500個/m2，各密度組均設4個重復。試驗共進行45 d（5月15日-5月29日），所用鮑殼長為（38.34±1.63）mm，體質量（7.97±0.42）g。每天下午17:00投喂新鮮海帶（）1次，投喂量按照鮑濕體質量的5%計算，以保證其達到飽食狀態(tài)。每日投餌后停止水體循環(huán)進而停止造浪斗翻轉，投餌結束30 min后，系統(tǒng)重新開始循環(huán)。每套系統(tǒng)的水體日循環(huán)率為18次，水體流速350 L/h。每一養(yǎng)殖槽內均布放3塊“W形”附著基（高15 cm），以增大附著面積、避免底部沉積的廢物帶來不利影響。每隔10 d對過濾棉和集污槽底部進行清洗，并添加3%海水以彌補水分蒸發(fā)。試驗期間水體溫度為（18±0.42）℃，鹽度（29±1）′10-3，pH值為7.8±0.2，溶解氧質量濃度為（7.8±0.2）mg/L，光周期為自然光周期。

1.2.2 樣品采集

試驗過程中，每天使用YSI-556MPS便攜式多參數(shù)水質測量儀 (Yellow Springs Instruments Inc., Ohio, USA) 對4套系統(tǒng)中的水體溫度、鹽度、pH值、溶解氧濃度進行測定。每隔3 d在各養(yǎng)殖密度組的出水口處采集水樣，對總氨氮（TAN）、亞硝酸鹽氮（NO2–-N）、硝酸鹽氮（NO3–-N）、總氮（TN）、磷酸鹽（PO43–-P）、總磷（TP）、化學需氧量（COD）的濃度和可培養(yǎng)細菌總數(shù)、弧菌數(shù)量等進行測定。為減少誤差，化學營養(yǎng)鹽和微生物指標取樣時間均為早08:00，每個取樣點均取3次重復水樣。可培養(yǎng)細菌總數(shù)和弧菌總數(shù)取樣時均使用已滅菌的塑料瓶，并將4套平行系統(tǒng)相同取樣點的水樣按照同一比例混合均勻后立即進行梯度稀釋，接種于可培養(yǎng)細菌2216E培養(yǎng)基和弧菌專用TCBS培養(yǎng)基上，并做3個重復平板，于28 ℃恒溫培養(yǎng)后進行菌落計數(shù)。

同時，為評價生物濾器運行工況對養(yǎng)殖排放水的處理效果，在系統(tǒng)既定運行工況下，每隔3 d測定該循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)生物濾器的進、出水池中的TAN、NO2–-N、NO3–-N、TN、PO43–-P、TP、COD，取樣時間也為早08:00，每個取樣點均取3次重復水樣。

1.2.3 樣品測定

水質監(jiān)測方法參照海洋監(jiān)測規(guī)范[8]，其中總氨氮：納氏試劑分光光度法；亞硝酸鹽氮：萘乙二胺分光光度法；硝酸鹽氮：鋅鎘還原法；總氮、總磷：堿性過硫酸鉀法；磷酸鹽：磷鉬藍分光光度法；化學需氧量：堿性高錳酸鉀法；采用CFU法對可培養(yǎng)異養(yǎng)細菌總數(shù)（2216培養(yǎng)基）和弧菌總數(shù)（TCBS培養(yǎng)基）進行測定。

生物濾器各污染物去除率（）計算公式：=(o–G)/o×100%

式中為污染物去除率，%；o為生物濾器進水檢測指標濃度，mg/L；G為生物濾器出水檢測指標濃度，mg/L。

1.3 統(tǒng)計分析

采用SPSS18.0軟件進行統(tǒng)計分析，利用單因素方差分析（One-ANOVA）和Turkey多重比較分析各密度組中相關水質指標的差異。試驗結果均表示為平均值±標準差（Mean ± SD），顯著性水平為<0.05。

2 試驗結果與分析

2.1 不同放養(yǎng)密度下水質指標變化規(guī)律

各密度組總氨氮濃度隨時間均呈上升趨勢（圖2）。高、中、低密度組均在第15次取樣時質量濃度達到最大值，分別為（0.233±0.027）、（0.187±0.013）和（0.157±0.004）mg/L。各密度組間總氨氮濃度差異顯著（>0.05）。第14和15次采樣時，低密度組中總氨氮濃度均顯著低于中、高密度組（<0.05）。各密度組間亞硝酸鹽氮濃度也有顯著差異（<0.05），高、中、低密度組平均質量濃度分別為0.037、0.033和0.025 mg/L。除第1、2、8、10次采樣時間外，其他時間點高密度組中亞硝酸鹽氮的濃度均顯著高于中密度組（<0.05）。且在低密度組中亞硝酸鹽氮質量濃度始終顯著低于中、高密度組（<0.05）。硝酸鹽氮濃度均隨密度增加而升高，且均在末次水樣測定中達到最大值，高、中、低密度組依次為（12.311±0.432）、（11.822±0.509）和（10.964±0.625）mg/L。除第1、2、5、7次采樣時間外，其他各時間點高密度組中硝酸鹽氮的濃度均顯著高于低密度組。而除第3和12次采樣時間外，其他各時間點中、高密度組間硝酸鹽氮濃度均沒有顯著性差異（>0.05）。

放養(yǎng)密度對水體中總氮濃度也有顯著影響（< 0.05），高、中、低密度組平均質量濃度分別為16.275、14.842和12.874 mg/L。除第4、5、7、12和14次采樣時間外，其他時間點低密度組中總氮濃度均顯著低于高、中密度組（<0.05，圖3）。而在第2、3、6、9、10、11次采樣時，中、高密度組間總氮濃度并沒有顯著差異（>0.05）。

注：第一次取樣時間為5月18日，每隔3 d取1次樣。下同。

圖3 不同密度組總氮、總磷、PO43–-P和化學需氧量COD濃度變化情況

總磷和磷酸鹽濃度也隨采樣時間延長而逐漸升高，且在各密度組間差異顯著（<0.05）。試驗結束時，各密度組中總磷和磷酸鹽濃度均達到最大值，且在高密度組中均顯著高于中、低密度組（<0.05）。各密度組間化學需氧量濃度也有顯著差異（<0.05）。高、中、低密度組化學需氧量質量濃度平均為1.873、1.747、1.600 mg/L。第7、8、15次取樣時，高密度組中化學需氧量濃度均顯著高于中、低密度組（<0.05）。

各密度組異養(yǎng)細菌總數(shù)也隨時間延長而呈上升趨勢，且高、中、低密度組間異養(yǎng)細菌總數(shù)差異顯著（<0.05，圖4）。除第2和11次采樣外，其他各時間點高密度組異養(yǎng)細菌總數(shù)均顯著高于中、低密度組（<0.05）。且除第1、10、11次采樣時間外，其他各時間點低密度組異養(yǎng)細菌總數(shù)均顯著低于中密度組（<0.05）。各密度組間弧菌總數(shù)也有顯著差異（<0.05，圖4）。第1、2、3、5次取樣時，各密度組間弧菌總數(shù)并沒有顯著差異（>0.05）。第6次取樣至試驗結束，中、高密度組弧菌總數(shù)均顯著高于低密度組（<0.05）。

圖4 不同密度組可培養(yǎng)異養(yǎng)細菌和弧菌對數(shù)變化情況

2.2 生物濾器水處理效果分析

生物濾器進水為3個密度組的混合出水，進水總氨氮平均質量濃度為0.157 mg/L，第15次取樣時濃度達到最大值，為0.192 mg/L?？偘钡骄コ蕿?6.4%，在末次水樣測定時總氨氮去除率與第8和14次相比沒有顯著差異（>0.05），但顯著高于其他時間點（<0.05，圖5）。進水亞硝酸鹽氮平均質量濃度為0.029 mg/L，在第14次測定時濃度達到最大值。生物濾器對亞硝酸鹽氮的平均去除率為15.81%，第14次水樣測定時的去除率與第5和13次時相比差異并不顯著（>0.05），但顯著高于其他時間點（<0.05）。生物濾器對硝酸鹽氮的去除率范圍為–6.65%～7.23%，平均去除率為2.93%。末次取樣時對硝酸鹽氮的去除率達到最大，與第1、2、11、12次時相比差異顯著（<0.05）。

生物濾器進出水總氮平均質量濃度分別為14.10、12.38 mg/L，總氮去除率波動范圍較大（4.27%～18.72%），平均去除率為12.22%（圖6）。在第13次取樣中總氮去除率達到最大（18.72%），但與第10次取樣時的去除率相比差異并不顯著（>0.05）?？偭走M水平均質量濃度為1.305 mg/L，出水平均質量濃度為1.216 mg/L?？偭兹コ什环€(wěn)定，在第2次取樣時為負值，第12次取樣時達到最大值（11.75%），平均去除率為6.48%。磷酸鹽去除率變化范圍也較大，平均去除率為2.91%，在第1、7次取樣測定時均為負值，在第14次取樣時達到最大值（6.66%），但與12、13、15次取樣時相比差異并不顯著（>0.05）。生物濾器進水COD質量濃度平均值為1.660 mg/L，出水平均值為1.500 mg/L，平均去除率為9.47%。第9次取樣時對COD的去除率最低，但與第12、13次取樣時相比并沒有顯著差異（>0.05）。

圖5 生物濾器對總氨氮、亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮的去除率

圖6 生物濾器對總氮、總磷、PO43–-P和化學需氧量的去除率

3 討 論

隨著現(xiàn)代科技水平的迅速發(fā)展，以資源和勞動密集、水處理設施落后為特征的傳統(tǒng)養(yǎng)殖模式不斷受到?jīng)_擊，已經(jīng)不符合當今水產養(yǎng)殖資源節(jié)約、生態(tài)環(huán)境保護的要求，中國水產養(yǎng)殖逐漸朝著高度集約化、低排放乃至零排放的方向發(fā)展[9]。在過去的30 a里，隨著皺紋盤鮑養(yǎng)殖技術日趨成熟，中國工廠化養(yǎng)鮑產業(yè)邁入了一個新的發(fā)展時期[10]。同時，中國工業(yè)化養(yǎng)殖在綜合技術運用、環(huán)保節(jié)能等方面更是不斷創(chuàng)新突破，例如吳垠等[11]設計的立體抽屜式循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)，使得幼鮑（）養(yǎng)殖密度高達流水式養(yǎng)殖模式的6～9倍，海水加熱耗能僅為流水式養(yǎng)殖加熱耗能的1/7，通過養(yǎng)殖排放水的循環(huán)利用更是對海洋生態(tài)環(huán)境起到了保護作用。

養(yǎng)殖排放水中的污染物由富含蛋白質等營養(yǎng)物質的剩余餌料和含有大量C、N、P等元素的代謝產物組成。對養(yǎng)殖生物而言，總氨氮和亞硝酸鹽氮逐漸富集并達到一定程度后會產生明顯的毒害作用，所以控制水體中氮的平衡尤為重要[12]。鮑和絕大多數(shù)水生生物一樣都是氨排泄生物，Cripps 和Bergheim[13]通過研究多種養(yǎng)殖生物代謝排入到水體中污染物的量發(fā)現(xiàn)，絕大多數(shù)的氮是通過養(yǎng)殖生物的新陳代謝作用后最終回到水體。而含氮排泄物主要有氨態(tài)氮、尿素、尿酸、氨基酸及某些胺類化合物等[14]。本試驗中總氨氮主要來源于鮑的糞便、殘余餌料等在微生物作用下的分解釋放。隨著鮑放養(yǎng)密度的增加，投喂量和糞便等相應增加，進而使各密度組中的總氨氮濃度有明顯差異，這與王華等[15]關于不同密度對養(yǎng)殖水體水質影響的研究結果相一致?？偘钡?jīng)硝化細菌作用后更多地轉化為NO2–，這無疑增加了水體中NO2–的來源，故隨放養(yǎng)密度增加NO2–濃度也逐漸升高。但試驗過程中各密度組亞硝酸鹽氮質量濃度均未超過0.1 mg/L，處于鮑正常的耐受安全濃度范圍內，并未對鮑產生脅迫作用[16]。與總氨氮和亞硝酸鹽氮相比，硝氮毒性很小，但也有研究表明高濃度的硝氮會對養(yǎng)殖對象的生長產生抑制作用，因此認為應將硝氮質量濃度控制在50 mg/L以下的安全濃度范圍內[17]。本試驗用循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)各密度組中硝氮質量濃度最大值為12.31 mg/L，處于安全濃度范圍內，經(jīng)觀察也未對鮑的正常生長和存活等產生不利影響。

活性磷酸鹽是水中磷的主要形式。水體中磷主要來源于餌料中磷的溶失和鮑自身磷的代謝，其中飼料中磷的溶失是水體中磷含量升高的主要誘因。試驗中所用餌料以植物性原料為主，含有的磷通常以植磷酸等形式存在，其中的磷僅15%～30%能夠被養(yǎng)殖對象利用，其余的均溶于水中或以顆粒態(tài)存在[18]。研究發(fā)現(xiàn)，各密度組中磷酸鹽濃度隨時間而不斷升高，均在各密度組末次水樣中達到最大值。COD是表征水體中有機質含量的一個重要指標，反映了水體有機污染程度。COD對養(yǎng)殖生物是一種潛在的威脅，因在特定的條件下會消耗大量的氧氣，水體缺氧后將會釋放出更多氨、硫化氫等有毒有害物質，使細菌、寄生蟲等快速繁殖，加快水質惡化進程，增大病害發(fā)生風險[19]，所以對養(yǎng)殖水環(huán)境中COD濃度的監(jiān)測是十分必要的。試驗過程中高、中密度組間的COD濃度并沒有明顯差異，但均顯著高于低密度組。第15次取樣時，高密度組中COD濃度達到最大值，說明隨著放養(yǎng)密度不斷增大，鮑的糞便和代謝產物等也不斷增加。

循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)是一個復雜的生態(tài)系統(tǒng)，由于殘餌以及代謝產物使養(yǎng)殖水體腐殖質積累，形成細菌的天然培養(yǎng)基，易使細菌大量繁衍[20-21]。微生物作為各種有機物質的主要分解者，直接將各類生物大分子和氨基酸等分解成無機物，在物質循環(huán)和能量流動中發(fā)揮著重要作用[22]?；【鷮偌毦╯pp.）是一類廣泛引起養(yǎng)殖生物發(fā)病的病原體，多數(shù)弧菌是海水養(yǎng)殖生物最常見且危害最為嚴重的細菌性病原之一。水體中弧菌數(shù)量達到一定的臨界值時將會引起養(yǎng)殖動物發(fā)病，造成巨大經(jīng)濟損失[23-24]。近年來，皺紋盤鮑（）各種病害爆發(fā)，由弧菌引發(fā)的疾病在爆發(fā)的細菌性疾病中占據(jù)了很大比例。Nicolas等[25]發(fā)現(xiàn)哈維氏弧菌（）可導致綠鮑（）養(yǎng)殖大面積減產，該菌感染被認為是野生綠鮑出現(xiàn)季節(jié)性大面積死亡的主要原因。水質惡化、病害爆發(fā)與微生物的種類和數(shù)量有一定關系。在雜色鮑（）育苗過程中，“脫板癥”出現(xiàn)前后養(yǎng)殖池水體中及附著基上異養(yǎng)細菌數(shù)量差異可達2個數(shù)量級[26]。本試驗中高、中密度組異養(yǎng)細菌總數(shù)和弧菌總數(shù)均顯著高于低密度組，但各密度組中鮑均生長良好，未有病害發(fā)生。張?zhí)m河等[27]、呂軍儀等[28]的研究也發(fā)現(xiàn)可培養(yǎng)異養(yǎng)細菌和弧菌總數(shù)與無機營養(yǎng)鹽TAN、NO2–-N等在各密度組間的變化趨勢類似。因此對二者進行動態(tài)監(jiān)測，可為預測養(yǎng)殖環(huán)境微生物結構變化、疾病預防、保障水產動物健康養(yǎng)殖提供參考依據(jù)。

總氨氮濃度是循環(huán)水處理系統(tǒng)設計中最主要的控制因素，生物硝化脫氮是當今排放水處理技術研究的重點，而移動床生物濾器是此方法的典型應用[29-30]。總氨氮去除主要依靠填料表面生物膜上硝化細菌和反硝化細菌的聯(lián)合作用，其去除效果與水溫、水力停留時間和進水總氨氮濃度的高低等影響因素有關。本研究發(fā)現(xiàn)在水溫等因素一定的工況條件下，影響總氨氮去除率的主要因素是進水濃度，當進水總氨氮濃度升高時，水處理系統(tǒng)對其去除率也有明顯增大的趨勢。這和Kim等[31]認為當總氨氮質量濃度在2.5 mg/L以下時，總氨氮去除速率受其自身濃度的限制，動力學方程為一級反應式的研究結果相似。硝化反應的基質濃度—亞硝酸鹽氮進水濃度越低，硝化反應越不易進行，如試驗中發(fā)現(xiàn)去除率隨進水亞硝酸鹽氮濃度升高而增大。生物濾器進水亞硝酸鹽氮濃度和總氨氮濃度相似，均隨時間變化逐漸升高，一方面是有機氮在微生物分解作用下使得亞硝酸鹽氮濃度升高，另一方面可能是在生物凈化過程發(fā)生了亞硝酸鹽氮積累現(xiàn)象。養(yǎng)殖排放水負荷（總氮含量及水體中各種氮的不同形態(tài)分布）、硝化細菌和亞硝化細菌等微生物活性及硝化動力學等因素均可能造成亞硝酸鹽氮在系統(tǒng)中的積累現(xiàn)象[32-33]。與硝酸細菌相比，亞硝酸細菌對環(huán)境的適應性較強，當亞硝酸細菌活性高于硝酸細菌時，即總氨氮轉化為亞硝酸鹽氮的速率大于亞硝酸鹽氮轉化為硝酸鹽的速率時，易產生亞硝酸鹽氮積累現(xiàn)象。試驗前期亞硝酸鹽氮濃度較低可能造成生物膜上亞硝酸細菌未獲得充足營養(yǎng)而大量繁殖，導致前期亞硝酸鹽氮未及時氧化。而當反應器中亞硝酸鹽氮積累從開始到停止的時間大于生物濾器水力停留時間，也會導致系統(tǒng)中亞硝酸鹽氮濃度的增大。硝氮進水濃度隨時間延長而逐漸增加，這和循環(huán)水系統(tǒng)普遍反硝化作用較弱或者不具備反硝化功能有關，造成硝氮在系統(tǒng)中富集。循環(huán)水系統(tǒng)根據(jù)水體環(huán)境特點及經(jīng)濟因素，大多采用異養(yǎng)反硝化脫氮。由于異養(yǎng)反硝化以有機碳為碳源，在缺氧條件下脫氮[34]，而本養(yǎng)殖水體的C/N較低，在高密度養(yǎng)殖條件下為保證養(yǎng)殖對象所需足夠的溶解氧，水體處于富氧狀態(tài)，反硝化作用受到抑制，硝氮無法進一步還原為氮氣從系統(tǒng)中脫除，甚至會轉化為毒性更高的亞硝酸鹽氮。研究表明，當DO在0.2～1 mg/L時，TAN僅能氧化為NO2–；DO高于1 mg/L 時發(fā)生硝化反應；而厭氧反硝化在DO <0.2 mg/L時才發(fā)生[35]。故在始終曝氣充氧的環(huán)境下，反硝化細菌的厭氧反硝化受阻，脫氮不徹底，這也是當今循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)中硝酸鹽普遍難以去除的主要原因。

養(yǎng)殖排放水中磷酸鹽含量低，且磷對養(yǎng)殖生物的危害較小，所以當前在海水養(yǎng)殖排放水的處理上較少關注除磷效率。試驗過程中，生物濾器對磷酸鹽的去除效果并不明顯。由于生物除磷主要是依靠聚磷菌厭氧釋磷、好氧聚磷的過程來達到除磷的目的。聚磷菌屬于好氧菌，在充氧條件下其性能可以較好地發(fā)揮，但是釋磷過程需要在厭氧過程中才能完成，而本試驗系統(tǒng)中溶解氧質量濃度一直維持在7.8 mg/L左右，聚磷菌釋磷受阻。同時微生物間的競爭也可能使聚磷菌在生長過程中處于劣勢，不能得到很好的增殖，使除磷效果不顯著[36]。所以進水中的磷酸鹽濃度隨后期更多溶解性無機磷的加入而處于升高趨勢。

化學需氧量反映了水中還原性物質的量，其中包括大量有機物，有機物增多會通過額外溶解氧的消耗影響硝化性能，對總氨氮、亞硝酸鹽氮等污染物質的去除效率造成影響，所以控制水中有機物含量尤為重要[37-38]。生物濾器一方面可以通過前置過濾裝置截留大量懸浮有機大顆粒物質，另一方面利用生物膜上異養(yǎng)菌的同化作用去除細微有機物，從而達到降低COD的目的。皺紋盤鮑養(yǎng)殖排放水屬于低濃度排放水，試驗結果也表明生物濾器進出水中COD降幅差異不明顯，系統(tǒng)對低濃度還原性污染物去除效率較低。降解有機物的異養(yǎng)菌和氧化氨態(tài)氮的硝化細菌間存在的空間、溶解氧和營養(yǎng)物質的競爭，可能導致本系統(tǒng)生物濾器發(fā)揮較高硝化功能的同時有機物降解效率反而降低。

綜上所述，在本試驗構建的多層、立體循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)內，高密度組TAN、NO2–-N、TN、TP、PO43–-P濃度雖然顯著高于中、低密度組，但移動床曝氣生物濾器在現(xiàn)行工況下對TAN和NO2–-N等表現(xiàn)出了良好的去除效率，使之維持在養(yǎng)殖生物安全的耐受濃度范圍內，且未對鮑的生長產生不利影響。500個/m2密度組鮑的存活率和體質量特定生長率分別為91.7%/和0.32%/d，因此在本試驗的循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)內，將皺紋盤鮑的密度設定為500個/m2是本試驗設計的最高密度。

4 結 論

本研究聚焦不同養(yǎng)殖密度下皺紋盤鮑循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)的水質變化特點，并進一步對該系統(tǒng)生物濾器水處理效果進行了綜合評價。相關結論如下：

1）高、中、低密度組間TAN、NO2–-N、TN、TP、PO43–-P濃度差異顯著（<0.05），均表現(xiàn)為高密度組>中密度組>低密度組。高、中密度組間NO3–-N、COD濃度并沒有顯著差異，但均顯著高于低密度組（<0.05）。

2）高、中、低密度組可培養(yǎng)異養(yǎng)細菌總數(shù)均隨養(yǎng)殖密度的增加而逐漸增大，各密度組間異養(yǎng)細菌總數(shù)差異顯著（<0.05），表現(xiàn)為：高密度組>中密度組>低密度組。中、高密度組間弧菌總數(shù)并沒有顯著差異，但均顯著高于低密度組（<0.05）。

3）現(xiàn)行工況下，移動床曝氣生物濾器對養(yǎng)殖排放水中的TAN、NO2–-N、NO3–-N、TN平均去除率分別為16.4%、15.81%、2.93%、12.22%，PO43–-P、TP平均去除率分別為2.91%、6.48%，COD平均去除率為9.47%。該系統(tǒng)可以有效去除養(yǎng)殖排放水中對鮑產生明顯毒害作用的TAN和NO2–-N，但對NO3–-N的脫除、低濃度PO43–-P和COD的處理效率較低。因此，后期可通過調整運行參數(shù)、優(yōu)化排放水處理工藝（如多種生物濾器組合、新型填料的選擇）等措施提高養(yǎng)殖生產效率，促進水產養(yǎng)殖業(yè)健康、可持續(xù)良性發(fā)展。

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Effects of stocking density on water quality ofIno in recirculating aquaculture and purification effect of biofilter

Gao Xiaolong1,2, Liu Ying3※, Li Xian1, Li Wenya4, Xu Jianping4, Hao Jingwei3

(1.266071,; 2.100049,; 3.116023,; 4.266033,)

This paper focused on the wastewater discharged from the aquaculture ofIno (), targeted at improving the comprehensive utilization rate of water circulation system, compared the changing characteristics of the aquaculture water environment between the high density (HD) group (500 m–2), the medium density (MD) group (300 m–2) and the low density (LD) group (100 m–2), and evaluated the water treatment effect of moving bed aerating biofilter. Results showed that stocking density had a significant effect on the concentration of total ammonia (TAN), nitrite nitrogen (NO2–-N), total nitrogen (TN), total phosphorus (TP) and phosphate (PO43–-P) (<0.05), and the degree of effect could be ranked as: HD > MD > LD. The total number of heterotrophic bacteria in each density group increased over time; except the 2ndand 11thsampling, the total number of heterotrophic bacteria in the HD group at other time points was significantly higher than that in the MD and LD group (<0.05). The MD and HD group showed no significant difference in the concentration of nitrate nitrogen (NO3–-N) and chemical oxygen demand (COD) (>0.05), but were significantly higher than that in LD group (<0.05). At the 1st, 2nd, 3rdand 5thsampling, no significant difference in respect of the total number ofwas identified among the density groups (>0.05), and from the 6thsampling to the end of the experiment, the total number ofin the MD and HD group was significantly higher than that in the LD group (<0.05). In current conditions (water circulation rate, temperature, hydraulic loading), the average removal rate of biofilter for TAN, NO2–-N, NO3–-N, TN, PO43–-P, TP, COD was 16.40%, 15.81%, 2.93%, 12.22%, 2.91%, 6.48% and 9.47% respectively. At the point of the last sampling, no significant difference in respect of the removal rate of TAN was identified compared with the 8thand 14thsampling, but it was significantly higher than that in any other time point (<0.05). At the point of the 14thsampling, no significant difference in respect of the removal rate of NO2–-N was identified compared with the 5thand 13thsampling, but it was significantly higher than that in any other time point (<0.05). The biofilter had a better treatment effect on TAN and NO2–-N which produce an obvious toxic effect on abalone in the aquaculture wastewater. However, it had a relatively low treatment efficiency on the removal of NO3–-N, TN and the low-concentration PO43–-P and COD. Therefore, in view of the multiple factors including economic and ecological benefits, it will be more appropriate to set the density ofas 500 m–2in the multi-layer, three-dimensional recirculating aquaculture systems.

aquaculture; water quality; purification;Ino;density; biofilters

10.11975/j.issn.1002-6819.2017.21.030

S969.36

A

1002-6819(2017)-21-0244-09

2017-06-02

2017-10-14

國家自然科學基金（31472312, 31672673）；國家貝類產業(yè)技術體系項目（CARS-48）；江蘇省重點研發(fā)計劃（BE2015325）

高霄龍，男，博士，研究方向：養(yǎng)殖生態(tài)學研究。 Email：18354292961@163.com

※通信作者：劉 鷹，男，研究員，研究方向：水產工程及生態(tài)學。 Email：yingliu@dlou.edu.cn