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

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(duì)循環(huán)水養(yǎng)殖水質(zhì)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(guó)科學(xué)院海洋研究所，青島266071；2. 中國(guó)科學(xué)院大學(xué)，北京100049； 3. 大連海洋大學(xué)，大連116023；4. 青島理工大學(xué)，青島266033）

該文以皺紋盤(pán)鮑（Ino）循環(huán)水養(yǎng)殖的排放水體為研究對(duì)象，以提高水循環(huán)系統(tǒng)綜合利用率為目標(biāo)，比較了鮑（殼長(zhǎng)為（38.34±1.63）mm，體質(zhì)量（7.97±0.42）g）在高（500個(gè)/m2）、中（300個(gè)/m2）、低（100個(gè)/m2）密度下養(yǎng)殖水環(huán)境的變化特點(diǎn)，并綜合評(píng)價(jià)了移動(dòng)床曝氣生物濾器的水處理效果。研究表明：放養(yǎng)密度對(duì)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(xì)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(xué)需氧量（COD）濃度和弧菌總數(shù)并沒(méi)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(fù)荷等），生物濾器對(duì)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(duì)養(yǎng)殖排放水中能夠?qū)︴U產(chǎn)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(nèi)，滿(mǎn)足實(shí)際生產(chǎn)需求。但對(duì)NO3–-N、TN的脫除以及低濃度PO43–-P和COD的處理效率相對(duì)較低。因此，綜合經(jīng)濟(jì)和生態(tài)效益等多方面因素，在該試驗(yàn)的多層、立體循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)內(nèi)，將皺紋盤(pán)鮑的密度設(shè)定為500個(gè)/m2時(shí)是較為合適的。

水產(chǎn)養(yǎng)殖；水質(zhì)；凈化；皺紋盤(pán)鮑；密度；生物濾器

0 引 言

皺紋盤(pán)鮑（Ino）是中國(guó)重要的海產(chǎn)經(jīng)濟(jì)貝類(lèi)，2015年鮑的養(yǎng)殖產(chǎn)量達(dá)到了12.8萬(wàn)t，養(yǎng)殖產(chǎn)量占世界總產(chǎn)量的90%以上[1]。但在養(yǎng)殖產(chǎn)業(yè)快速發(fā)展的同時(shí)，很多問(wèn)題日益凸顯，例如水環(huán)境污染加劇、自然災(zāi)害頻發(fā)、海上養(yǎng)殖空間受限等[2]。面對(duì)這一系列問(wèn)題，如何轉(zhuǎn)變養(yǎng)殖生產(chǎn)方式，探尋新的集約化發(fā)展道路是產(chǎn)業(yè)未來(lái)發(fā)展的關(guān)鍵。而鮑的封閉循環(huán)水養(yǎng)殖可能是實(shí)現(xiàn)高密度、大規(guī)格、健康苗種培育的主要途徑之一。

中國(guó)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(dá)國(guó)家而言還有較大差距。Vivanco-Aranda等[3]對(duì)比了流水養(yǎng)殖和循環(huán)水養(yǎng)殖對(duì)紅鮑（）生長(zhǎng)和存活的影響，結(jié)果發(fā)現(xiàn)循環(huán)水養(yǎng)殖模式下鮑的生長(zhǎng)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(guān)，而氨氮濃度則與鮑的生長(zhǎng)速率成顯著負(fù)相關(guān)，較高的氨氮濃度是抑制鮑生長(zhǎng)的主要因素。Naylor等[5]認(rèn)為pH值、溶解氧濃度與水體流速成正相關(guān)，游離氨和亞硝酸鹽濃度則與流速成負(fù)相關(guān)，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(shì)：1）減少水資源利用和污水排放；2）降低外來(lái)疾病感染和水質(zhì)污染風(fēng)險(xiǎn)；3）保障苗種安全性和產(chǎn)品品質(zhì)；4）實(shí)現(xiàn)精確、自動(dòng)化管理與控制，提高生產(chǎn)效率的同時(shí)降低勞動(dòng)強(qiáng)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(xué)特點(diǎn)，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(xué)合理的放養(yǎng)密度對(duì)實(shí)現(xiàn)循環(huán)水系統(tǒng)高效運(yùn)行尤為重要。

因此，本研究在自主設(shè)計(jì)的多層、立體循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)中，選用移動(dòng)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(zhì)因子的動(dòng)態(tài)變化規(guī)律，評(píng)價(jià)移動(dòng)床生物濾器的水處理效果，以期為實(shí)現(xiàn)養(yǎng)殖水環(huán)境優(yōu)化和該系統(tǒng)的規(guī)模化生產(chǎn)應(yīng)用提供基礎(chǔ)參數(shù)。

1 試驗(yàn)材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置與鮑魚(yú)暫養(yǎng)

試驗(yàn)在中國(guó)山東省青島市中國(guó)科學(xué)院海洋研究所內(nèi)開(kāi)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(jìn)水管、排水管、造浪斗等構(gòu)成；水處理系統(tǒng)包括過(guò)濾箱、傾斜隔板、集污槽、調(diào)溫箱、換熱器、制冷機(jī)、水泵、紫外線(xiàn)消毒裝置、泡沫分離器、射流泵、曝氣盤(pán)、生物罐、氣泵、氧氣錐、氧氣瓶等（圖1）。裝置中水流首先通過(guò)進(jìn)水管流入造浪斗（高25 cm，體積6 L），當(dāng)造浪斗中的水位到達(dá)一定深度后，自動(dòng)翻轉(zhuǎn)將水傾倒入養(yǎng)殖槽中。養(yǎng)殖槽（長(zhǎng)、寬、高各為1.8 m、0.6 m、0.35 m）一分為三，打孔隔板通過(guò)卡子固定在槽體內(nèi)側(cè)。過(guò)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(guò)濾斜板，斜板（與水平方向夾角60°）通過(guò)卡槽固定在過(guò)濾槽內(nèi)側(cè)，兩塊斜板上生化棉的孔徑由大到小層級(jí)過(guò)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(guò)打開(kāi)底部排污閥收集殘餌。養(yǎng)殖槽排放水經(jīng)過(guò)濾箱流入調(diào)溫箱內(nèi)，水在調(diào)溫箱（體積0.216 m3）內(nèi)經(jīng)制冷機(jī)、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(guò)紫外線(xiàn)燈（30 W）對(duì)水體進(jìn)行殺菌消毒。處理后的水流進(jìn)入生物罐，罐底布放連接氣泵（額定功率138 W）的曝氣盤(pán)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(jìn)行生物過(guò)濾。隨后水流進(jìn)入連接有氧氣瓶的氧氣錐內(nèi)，補(bǔ)充液氧（1～1.5 L/min），使水體溶解氧質(zhì)量濃度>6 mg/L。最后水流由氧氣錐流出返回進(jìn)水管，完成整個(gè)循環(huán)。

1. 養(yǎng)殖槽 2. 打孔隔板 3. 排水口 4.過(guò)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(jī) 12. 水泵 13. 紫外線(xiàn)消毒裝置 14. 蛋白質(zhì)分離器 15. 射流泵 16. 生物箱 17. 曝氣盤(pán) 18.氣泵 19. 氧氣瓶 20. 氧氣錐 21. 進(jìn)水管 22. 造浪裝置 23. 進(jìn)水口 24. 養(yǎng)殖架

試驗(yàn)用皺紋盤(pán)鮑均為人工孵化的同一批苗種，購(gòu)買(mǎi)回試驗(yàn)室后按照設(shè)定密度放入4套循環(huán)水系統(tǒng)中的不同養(yǎng)殖槽內(nèi)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(zhì)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(diǎn)投喂新鮮海帶（Aresch）1次，投喂量按照鮑濕體質(zhì)量的5%計(jì)算，以保證其達(dá)到飽食狀態(tài)。

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

本試驗(yàn)共設(shè)有3個(gè)密度組（基于前期預(yù)試驗(yàn)和相關(guān)研究報(bào)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(gè)/m3，以單位面積計(jì)算分別為100、300和500個(gè)/m2，各密度組均設(shè)4個(gè)重復(fù)。試驗(yàn)共進(jìn)行45 d（5月15日-5月29日），所用鮑殼長(zhǎng)為（38.34±1.63）mm，體質(zhì)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(zhì)量的5%計(jì)算，以保證其達(dá)到飽食狀態(tài)。每日投餌后停止水體循環(huán)進(jìn)而停止造浪斗翻轉(zhuǎn)，投餌結(jié)束30 min后，系統(tǒng)重新開(kāi)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(nèi)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(lái)不利影響。每隔10 d對(duì)過(guò)濾棉和集污槽底部進(jìn)行清洗，并添加3%海水以彌補(bǔ)水分蒸發(fā)。試驗(yàn)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(zhì)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(yàn)過(guò)程中，每天使用YSI-556MPS便攜式多參數(shù)水質(zhì)測(cè)量?jī)x (Yellow Springs Instruments Inc., Ohio, USA) 對(duì)4套系統(tǒng)中的水體溫度、鹽度、pH值、溶解氧濃度進(jìn)行測(cè)定。每隔3 d在各養(yǎng)殖密度組的出水口處采集水樣，對(duì)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(xué)需氧量（COD）的濃度和可培養(yǎng)細(xì)菌總數(shù)、弧菌數(shù)量等進(jìn)行測(cè)定。為減少誤差，化學(xué)營(yíng)養(yǎng)鹽和微生物指標(biāo)取樣時(shí)間均為早08:00，每個(gè)取樣點(diǎn)均取3次重復(fù)水樣?？膳囵B(yǎng)細(xì)菌總數(shù)和弧菌總數(shù)取樣時(shí)均使用已滅菌的塑料瓶，并將4套平行系統(tǒng)相同取樣點(diǎn)的水樣按照同一比例混合均勻后立即進(jìn)行梯度稀釋?zhuān)臃N于可培養(yǎng)細(xì)菌2216E培養(yǎng)基和弧菌專(zhuān)用TCBS培養(yǎng)基上，并做3個(gè)重復(fù)平板，于28 ℃恒溫培養(yǎng)后進(jìn)行菌落計(jì)數(shù)。

同時(shí)，為評(píng)價(jià)生物濾器運(yùn)行工況對(duì)養(yǎng)殖排放水的處理效果，在系統(tǒng)既定運(yùn)行工況下，每隔3 d測(cè)定該循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)生物濾器的進(jìn)、出水池中的TAN、NO2–-N、NO3–-N、TN、PO43–-P、TP、COD，取樣時(shí)間也為早08:00，每個(gè)取樣點(diǎn)均取3次重復(fù)水樣。

1.2.3 樣品測(cè)定

水質(zhì)監(jiān)測(cè)方法參照海洋監(jiān)測(cè)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(guò)硫酸鉀法；磷酸鹽：磷鉬藍(lán)分光光度法；化學(xué)需氧量：堿性高錳酸鉀法；采用CFU法對(duì)可培養(yǎng)異養(yǎng)細(xì)菌總數(shù)（2216培養(yǎng)基）和弧菌總數(shù)（TCBS培養(yǎng)基）進(jìn)行測(cè)定。

生物濾器各污染物去除率（）計(jì)算公式：=(o–G)/o×100%

式中為污染物去除率，%；o為生物濾器進(jìn)水檢測(cè)指標(biāo)濃度，mg/L；G為生物濾器出水檢測(cè)指標(biāo)濃度，mg/L。

1.3 統(tǒng)計(jì)分析

采用SPSS18.0軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)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(guān)水質(zhì)指標(biāo)的差異。試驗(yàn)結(jié)果均表示為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差（Mean ± SD），顯著性水平為<0.05。

2 試驗(yàn)結(jié)果與分析

2.1 不同放養(yǎng)密度下水質(zhì)指標(biāo)變化規(guī)律

各密度組總氨氮濃度隨時(shí)間均呈上升趨勢(shì)（圖2）。高、中、低密度組均在第15次取樣時(shí)質(zhì)量濃度達(dá)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(shí)，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(zhì)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(shí)間外，其他時(shí)間點(diǎn)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(zhì)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(cè)定中達(dá)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(shí)間外，其他各時(shí)間點(diǎn)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(shí)間外，其他各時(shí)間點(diǎn)中、高密度組間硝酸鹽氮濃度均沒(méi)有顯著性差異（>0.05）。

放養(yǎng)密度對(duì)水體中總氮濃度也有顯著影響（< 0.05），高、中、低密度組平均質(zhì)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(shí)間外，其他時(shí)間點(diǎn)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(shí)，中、高密度組間總氮濃度并沒(méi)有顯著差異（>0.05）。

注：第一次取樣時(shí)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(xué)需氧量COD濃度變化情況

總磷和磷酸鹽濃度也隨采樣時(shí)間延長(zhǎng)而逐漸升高，且在各密度組間差異顯著（<0.05）。試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，各密度組中總磷和磷酸鹽濃度均達(dá)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(xué)需氧量濃度也有顯著差異（<0.05）。高、中、低密度組化學(xué)需氧量質(zhì)量濃度平均為1.873、1.747、1.600 mg/L。第7、8、15次取樣時(shí)，高密度組中化學(xué)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(xì)菌總數(shù)也隨時(shí)間延長(zhǎng)而呈上升趨勢(shì)，且高、中、低密度組間異養(yǎng)細(xì)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(shí)間點(diǎn)高密度組異養(yǎng)細(xì)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(shí)間外，其他各時(shí)間點(diǎn)低密度組異養(yǎng)細(xì)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(shí)，各密度組間弧菌總數(shù)并沒(méi)有顯著差異（>0.05）。第6次取樣至試驗(yàn)結(jié)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(xì)菌和弧菌對(duì)數(shù)變化情況

2.2 生物濾器水處理效果分析

生物濾器進(jìn)水為3個(gè)密度組的混合出水，進(jìn)水總氨氮平均質(zhì)量濃度為0.157 mg/L，第15次取樣時(shí)濃度達(dá)到最大值，為0.192 mg/L?？偘钡骄コ蕿?6.4%，在末次水樣測(cè)定時(shí)總氨氮去除率與第8和14次相比沒(méi)有顯著差異（>0.05），但顯著高于其他時(shí)間點(diǎn)（<0.05，圖5）。進(jìn)水亞硝酸鹽氮平均質(zhì)量濃度為0.029 mg/L，在第14次測(cè)定時(shí)濃度達(dá)到最大值。生物濾器對(duì)亞硝酸鹽氮的平均去除率為15.81%，第14次水樣測(cè)定時(shí)的去除率與第5和13次時(shí)相比差異并不顯著（>0.05），但顯著高于其他時(shí)間點(diǎn)（<0.05）。生物濾器對(duì)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(shí)對(duì)硝酸鹽氮的去除率達(dá)到最大，與第1、2、11、12次時(shí)相比差異顯著（<0.05）。

生物濾器進(jìn)出水總氮平均質(zhì)量濃度分別為14.10、12.38 mg/L，總氮去除率波動(dòng)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(dá)到最大（18.72%），但與第10次取樣時(shí)的去除率相比差異并不顯著（>0.05）?？偭走M(jìn)水平均質(zhì)量濃度為1.305 mg/L，出水平均質(zhì)量濃度為1.216 mg/L。總磷去除率不穩(wěn)定，在第2次取樣時(shí)為負(fù)值，第12次取樣時(shí)達(dá)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(cè)定時(shí)均為負(fù)值，在第14次取樣時(shí)達(dá)到最大值（6.66%），但與12、13、15次取樣時(shí)相比差異并不顯著（>0.05）。生物濾器進(jìn)水COD質(zhì)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(shí)對(duì)COD的去除率最低，但與第12、13次取樣時(shí)相比并沒(méi)有顯著差異（>0.05）。

圖5 生物濾器對(duì)總氨氮、亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮的去除率

圖6 生物濾器對(duì)總氮、總磷、PO43–-P和化學(xué)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(dòng)密集、水處理設(shè)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(dāng)今水產(chǎn)養(yǎng)殖資源節(jié)約、生態(tài)環(huán)境保護(hù)的要求，中國(guó)水產(chǎn)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(guò)去的30 a里，隨著皺紋盤(pán)鮑養(yǎng)殖技術(shù)日趨成熟，中國(guó)工廠(chǎng)化養(yǎng)鮑產(chǎn)業(yè)邁入了一個(gè)新的發(fā)展時(shí)期[10]。同時(shí)，中國(guó)工業(yè)化養(yǎng)殖在綜合技術(shù)運(yùn)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(shè)計(jì)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(dá)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(guò)養(yǎng)殖排放水的循環(huán)利用更是對(duì)海洋生態(tài)環(huán)境起到了保護(hù)作用。

養(yǎng)殖排放水中的污染物由富含蛋白質(zhì)等營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的剩余餌料和含有大量C、N、P等元素的代謝產(chǎn)物組成。對(duì)養(yǎng)殖生物而言，總氨氮和亞硝酸鹽氮逐漸富集并達(dá)到一定程度后會(huì)產(chǎn)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(guò)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(guò)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(lèi)化合物等[14]。本試驗(yàn)中總氨氮主要來(lái)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(yīng)增加，進(jìn)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(guān)于不同密度對(duì)養(yǎng)殖水體水質(zhì)影響的研究結(jié)果相一致?？偘钡?jīng)硝化細(xì)菌作用后更多地轉(zhuǎn)化為NO2–，這無(wú)疑增加了水體中NO2–的來(lái)源，故隨放養(yǎng)密度增加NO2–濃度也逐漸升高。但試驗(yàn)過(guò)程中各密度組亞硝酸鹽氮質(zhì)量濃度均未超過(guò)0.1 mg/L，處于鮑正常的耐受安全濃度范圍內(nèi)，并未對(duì)鮑產(chǎn)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(huì)對(duì)養(yǎng)殖對(duì)象的生長(zhǎng)產(chǎn)生抑制作用，因此認(rèn)為應(yīng)將硝氮質(zhì)量濃度控制在50 mg/L以下的安全濃度范圍內(nèi)[17]。本試驗(yàn)用循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)各密度組中硝氮質(zhì)量濃度最大值為12.31 mg/L，處于安全濃度范圍內(nèi)，經(jīng)觀察也未對(duì)鮑的正常生長(zhǎng)和存活等產(chǎn)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(lái)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(yàn)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(duì)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(shí)間而不斷升高，均在各密度組末次水樣中達(dá)到最大值。COD是表征水體中有機(jī)質(zhì)含量的一個(gè)重要指標(biāo)，反映了水體有機(jī)污染程度。COD對(duì)養(yǎng)殖生物是一種潛在的威脅，因在特定的條件下會(huì)消耗大量的氧氣，水體缺氧后將會(huì)釋放出更多氨、硫化氫等有毒有害物質(zhì)，使細(xì)菌、寄生蟲(chóng)等快速繁殖，加快水質(zhì)惡化進(jìn)程，增大病害發(fā)生風(fēng)險(xiǎn)[19]，所以對(duì)養(yǎng)殖水環(huán)境中COD濃度的監(jiān)測(cè)是十分必要的。試驗(yàn)過(guò)程中高、中密度組間的COD濃度并沒(méi)有明顯差異，但均顯著高于低密度組。第15次取樣時(shí)，高密度組中COD濃度達(dá)到最大值，說(shuō)明隨著放養(yǎng)密度不斷增大，鮑的糞便和代謝產(chǎn)物等也不斷增加。

循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)是一個(gè)復(fù)雜的生態(tài)系統(tǒng)，由于殘餌以及代謝產(chǎn)物使養(yǎng)殖水體腐殖質(zhì)積累，形成細(xì)菌的天然培養(yǎng)基，易使細(xì)菌大量繁衍[20-21]。微生物作為各種有機(jī)物質(zhì)的主要分解者，直接將各類(lèi)生物大分子和氨基酸等分解成無(wú)機(jī)物，在物質(zhì)循環(huán)和能量流動(dòng)中發(fā)揮著重要作用[22]?；【鷮偌?xì)菌（spp.）是一類(lèi)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(jiàn)且危害最為嚴(yán)重的細(xì)菌性病原之一。水體中弧菌數(shù)量達(dá)到一定的臨界值時(shí)將會(huì)引起養(yǎng)殖動(dòng)物發(fā)病，造成巨大經(jīng)濟(jì)損失[23-24]。近年來(lái)，皺紋盤(pán)鮑（）各種病害爆發(fā)，由弧菌引發(fā)的疾病在爆發(fā)的細(xì)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(dǎo)致綠鮑（）養(yǎng)殖大面積減產(chǎn)，該菌感染被認(rèn)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(zhì)惡化、病害爆發(fā)與微生物的種類(lèi)和數(shù)量有一定關(guān)系。在雜色鮑（）育苗過(guò)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(xì)菌數(shù)量差異可達(dá)2個(gè)數(shù)量級(jí)[26]。本試驗(yàn)中高、中密度組異養(yǎng)細(xì)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(zhǎng)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(xì)菌和弧菌總數(shù)與無(wú)機(jī)營(yíng)養(yǎng)鹽TAN、NO2–-N等在各密度組間的變化趨勢(shì)類(lèi)似。因此對(duì)二者進(jìn)行動(dòng)態(tài)監(jiān)測(cè)，可為預(yù)測(cè)養(yǎng)殖環(huán)境微生物結(jié)構(gòu)變化、疾病預(yù)防、保障水產(chǎn)動(dòng)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(shè)計(jì)中最主要的控制因素，生物硝化脫氮是當(dāng)今排放水處理技術(shù)研究的重點(diǎn)，而移動(dòng)床生物濾器是此方法的典型應(yīng)用[29-30]?？偘钡コ饕揽刻盍媳砻嫔锬ど舷趸?xì)菌和反硝化細(xì)菌的聯(lián)合作用，其去除效果與水溫、水力停留時(shí)間和進(jìn)水總氨氮濃度的高低等影響因素有關(guān)。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(jìn)水濃度，當(dāng)進(jìn)水總氨氮濃度升高時(shí)，水處理系統(tǒng)對(duì)其去除率也有明顯增大的趨勢(shì)。這和Kim等[31]認(rèn)為當(dāng)總氨氮質(zhì)量濃度在2.5 mg/L以下時(shí)，總氨氮去除速率受其自身濃度的限制，動(dòng)力學(xué)方程為一級(jí)反應(yīng)式的研究結(jié)果相似。硝化反應(yīng)的基質(zhì)濃度—亞硝酸鹽氮進(jìn)水濃度越低，硝化反應(yīng)越不易進(jìn)行，如試驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)去除率隨進(jìn)水亞硝酸鹽氮濃度升高而增大。生物濾器進(jìn)水亞硝酸鹽氮濃度和總氨氮濃度相似，均隨時(shí)間變化逐漸升高，一方面是有機(jī)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(guò)程發(fā)生了亞硝酸鹽氮積累現(xiàn)象。養(yǎng)殖排放水負(fù)荷（總氮含量及水體中各種氮的不同形態(tài)分布）、硝化細(xì)菌和亞硝化細(xì)菌等微生物活性及硝化動(dòng)力學(xué)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(xì)菌相比，亞硝酸細(xì)菌對(duì)環(huán)境的適應(yīng)性較強(qiáng)，當(dāng)亞硝酸細(xì)菌活性高于硝酸細(xì)菌時(shí)，即總氨氮轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽氮的速率大于亞硝酸鹽氮轉(zhuǎn)化為硝酸鹽的速率時(shí)，易產(chǎn)生亞硝酸鹽氮積累現(xiàn)象。試驗(yàn)前期亞硝酸鹽氮濃度較低可能造成生物膜上亞硝酸細(xì)菌未獲得充足營(yíng)養(yǎng)而大量繁殖，導(dǎo)致前期亞硝酸鹽氮未及時(shí)氧化。而當(dāng)反應(yīng)器中亞硝酸鹽氮積累從開(kāi)始到停止的時(shí)間大于生物濾器水力停留時(shí)間，也會(huì)導(dǎo)致系統(tǒng)中亞硝酸鹽氮濃度的增大。硝氮進(jìn)水濃度隨時(shí)間延長(zhǎng)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(guān)，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(diǎn)及經(jīng)濟(jì)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(jī)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(duì)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(wú)法進(jìn)一步還原為氮?dú)鈴南到y(tǒng)中脫除，甚至?xí)D(zhuǎn)化為毒性更高的亞硝酸鹽氮。研究表明，當(dāng)DO在0.2～1 mg/L時(shí)，TAN僅能氧化為NO2–；DO高于1 mg/L 時(shí)發(fā)生硝化反應(yīng)；而厭氧反硝化在DO <0.2 mg/L時(shí)才發(fā)生[35]。故在始終曝氣充氧的環(huán)境下，反硝化細(xì)菌的厭氧反硝化受阻，脫氮不徹底，這也是當(dāng)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(duì)養(yǎng)殖生物的危害較小，所以當(dāng)前在海水養(yǎng)殖排放水的處理上較少關(guān)注除磷效率。試驗(yàn)過(guò)程中，生物濾器對(duì)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(guò)程來(lái)達(dá)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(guò)程需要在厭氧過(guò)程中才能完成，而本試驗(yàn)系統(tǒng)中溶解氧質(zhì)量濃度一直維持在7.8 mg/L左右，聚磷菌釋磷受阻。同時(shí)微生物間的競(jìng)爭(zhēng)也可能使聚磷菌在生長(zhǎng)過(guò)程中處于劣勢(shì)，不能得到很好的增殖，使除磷效果不顯著[36]。所以進(jìn)水中的磷酸鹽濃度隨后期更多溶解性無(wú)機(jī)磷的加入而處于升高趨勢(shì)。

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

綜上所述，在本試驗(yàn)構(gòu)建的多層、立體循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)內(nèi)，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(dòng)床曝氣生物濾器在現(xiàn)行工況下對(duì)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(nèi)，且未對(duì)鮑的生長(zhǎng)產(chǎn)生不利影響。500個(gè)/m2密度組鮑的存活率和體質(zhì)量特定生長(zhǎng)率分別為91.7%/和0.32%/d，因此在本試驗(yàn)的循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)內(nèi)，將皺紋盤(pán)鮑的密度設(shè)定為500個(gè)/m2是本試驗(yàn)設(shè)計(jì)的最高密度。

4 結(jié) 論

本研究聚焦不同養(yǎng)殖密度下皺紋盤(pán)鮑循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)的水質(zhì)變化特點(diǎn)，并進(jìn)一步對(duì)該系統(tǒng)生物濾器水處理效果進(jìn)行了綜合評(píng)價(jià)。相關(guān)結(jié)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(méi)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(xì)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(xì)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(méi)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(dòng)床曝氣生物濾器對(duì)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(duì)鮑產(chǎn)生明顯毒害作用的TAN和NO2–-N，但對(duì)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(guò)調(diào)整運(yùn)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(chǎn)效率，促進(jìn)水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)健康、可持續(xù)良性發(fā)展。

[1] 中華人民共和國(guó)農(nóng)業(yè)部漁業(yè)局. 2016 年中國(guó)漁業(yè)統(tǒng)計(jì)年鑒[M]. 北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社，2016.

[2] Wu F C, Zhang G F. Pacific abalone farming in China: Recent innovations and challenges[J]. J Shellfish Res, 2016, 35(3): 703－710.

[3] Vivanco-Aranda M, Gallardo-Escárate C J, del Río-Portilla M A. Low-density culture of red abalone juveniles,Swainson 1822, recirculating aquaculture system and flow-through system[J]. Aquac Res, 2011, 42(2): 161－168.

[4] Huchette S M H, Koh C S, Day R W. Growth of juvenile blacklip abalone () in aquaculture tanks: Effects of density and ammonia[J]. Aquaculture, 2003, 219(1/2/3/4): 457－470.

[5] Naylor M A, Kaiser H , Jones C L W. Water quality in a serial-use raceway and its effect on the growth of South African abalone,Linnaeus, 1758[J]. Aquac Res, 2011, 42(7): 918－930.

[6] Dalsgaard J, Lund I, Thorarinsdottir R, et al. Farming different species in RAS in Nordic countries: current status and future perspectives[J]. Aquacult Eng, 2013, 53: 2－13.

[7] McKenzie D J, H?glund E, Dupont-Prinet A, et al. Effects of stocking density and sustained aerobic exercise on growth, energetics and welfare of rainbow trout[J]. Aquaculture, 2012, 338－341: 216－222.

[8] 中國(guó)國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)化管理委員會(huì). GB 17378.4-2007 海洋監(jiān)測(cè)規(guī)范第4部分：海水分析[S]. 北京：中國(guó)標(biāo)準(zhǔn)出版社，2007.

[9] 劉鷹. 海水工業(yè)化循環(huán)水養(yǎng)殖技術(shù)研究進(jìn)展[J]. 中國(guó)農(nóng)業(yè)科技導(dǎo)報(bào)，2011，13(5)：50－53. Liu Ying. Research progress on marine industrial recirculating aquaculture technology[J]. Journal of Agricultural Science and Technology, 2011, 13(5): 50－53. (in Chinese with English abstract)

[10] 王志松，張明，李洪臣，等. 我國(guó)工廠(chǎng)化養(yǎng)鮑技術(shù)現(xiàn)狀與展望[J]. 水產(chǎn)科學(xué)，2005，24(3)：42－43. Wang Zhisong, Zhang Ming, Li Hongchen, et al. The current status and pespectives of artificial culture of abalone in China[J]. Fisheries Science, 2005, 24(3): 42－43. (in Chinese with English abstract)

[11] 吳垠，孫建明，柴雨，等. 多層抽屜式循環(huán)水幼鮑養(yǎng)殖系統(tǒng)及養(yǎng)殖效果[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2012，28(13)：185－190. Wu Yin, Sun Jianming, Chai Yu, et al. Recirculating aquaculture system with multi-layer drawer culture tanks for juvenile abalone and its effects[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2012, 28(13): 185－190. (in Chinese with English abstract)

[12] 遲爽，曾勇，趙振軍，等. 刺參養(yǎng)殖池塘的水質(zhì)變化[J]. 濟(jì)南大學(xué)學(xué)報(bào)：自然科學(xué)版，2013，27(3)：239－244. Chi Shuang, Zeng Yong, Zhao Zhenjun, et al. Variation of water quality in culture ponds for[J]. Journal of University of Jinan: Sci & Tech, 2013, 27(3): 239－244. (in Chinese with English abstract)

[13] Cripps S J, Bergheim A. Solids management and removal for intensive land-based aquaculture production systems[J]. Aquacult Eng, 2000, 22(1/2): 33－56.

[14] Gao X L, Zhang M, Tian H Q, et al. Effect of LED light quality on respiratory metabolism and activities of related enzymes of[J]. Aquaculture, 2016, 452: 52－61.

[15] 王華，李勇，陳康，等. 工廠(chǎng)化養(yǎng)殖半滑舌鰨生長(zhǎng)、攝食和水質(zhì)的變化特征及規(guī)律[J]. 水生態(tài)學(xué)雜志，2009，2(4)：52－59. Wang Hua, Li Yong, Chen Kang, et al. The feature and rule of change of growth and feed intake ofand water quality in industrial culture with recirculation aquaculture system[J]. Journal of Hydroecology, 2009, 2(4): 52－59. (in Chinese with English abstract)

[16] Harris J O, Maguire G B, Edwards S, et al. Effect of ammonia on growth rate and oxygen consumption rate of juvenile greenlip abalone,Donovan[J]. Aquaculture, 1998, 160(3/4): 259－272.

[17] Boyd E. Guide lines for aquaculture effluent management at the farm-level[J]. Aquaculture, 2003, 226(1/2/3/4): 101－112.

[18] 張文藝，馮國(guó)勇，張采芹，等. 水生植物-菌藻-生物膜復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)污染物去除特性[J]. 環(huán)境化學(xué)，2013，32(11)：2193－2201. Zhang Wenyi, Feng Guoyong, Zhang Caiqin, et al. Pollutant removal characteristics in aquatic plants-algae-bacteria- biofilm complex ecosystem[J]. Environmental Chemistry, 2013, 32(11): 2193－2201. (in Chinese with English abstract)

[19] 馬曉娜，李甍，孫國(guó)祥，等. 貝藻混養(yǎng)對(duì)大西洋鮭養(yǎng)殖排放水的生物濾除[J]. 海洋科學(xué)，2016，40(1)：32－39. Ma Xiaona, Li Meng, Sun Guoxiang, et al. Biological purification of Atlantic salmon () wastewater with the polyculture of bivalves and macroalgae[J]. Marine Sciences, 2016, 40(1): 32－39. (in Chinese with English abstract)

[20] 李爍寒. 不同對(duì)蝦養(yǎng)殖模式細(xì)菌數(shù)量動(dòng)態(tài)與環(huán)境變化的比較[D]. 廣州：暨南大學(xué)，2009. Li Lihan. Comparison of Bacterial Quantitative Dynamics and Environmental Changes in Differing Shrimp Culture Models[D]. Guangzhou: Jinan University, 2009. (in Chinese with English abstract)

[21] 劉穎，李麗，孫大川，等. 循環(huán)水養(yǎng)鰻系統(tǒng)生物過(guò)濾器中微生物群落的代謝特性[J]. 水產(chǎn)學(xué)報(bào)，2015，39(10)：1539－1548. Liu Ying, Li Li, Sun Dachuan, et al. Carbon metabolism of microbial communities in biofilters of recirculating aquaculture system cultured with[J]. Journal of Fisheries of China, 2015, 39(10): 1539－1548. (in Chinese with English abstract)

[22] 李卓佳，李爍寒，楊鶯鶯，等. 凡納濱對(duì)蝦高位池養(yǎng)殖水體細(xì)菌變動(dòng)及其與理化因子的關(guān)系[J]. 南方水產(chǎn)，2010， 6(4)：6－12. Li Zhuojia, Li Lihan, Yang Yingying, et al. Bacteria variation inhigh level ponds and its relation with physical-chemical factors[J]. South China Fisheries Science, 2010, 6(4): 6－12. (in Chinese with English abstract)

[23] 吳后波，潘金培. 弧菌屬細(xì)菌及其所致海水養(yǎng)殖動(dòng)物疾病[J]. 中國(guó)水產(chǎn)科學(xué)，2001，8(1)：89－93. Wu Houbo, Pan Jinpei. Progress in studies of vibriosis in aquaculture[J]. Journal of Fishery Sciences of China, 2001, 8(1): 89－93. (in Chinese with English abstract)

[24] 楊少麗，王印庚，董樹(shù)剛. 海水養(yǎng)殖魚(yú)類(lèi)弧菌病的研究進(jìn)展[J]. 海洋水產(chǎn)研究，2005，26(4)：75－83. Yang Shaoli, Wang Yingeng, Dong Shugang. Progress of research on vibriosis in marine cultured fish[J]. Maine Fisheries Research, 2005, 26(4): 75－83. (in Chinese with English abstract)

[25] Nicolas J L, Basuyaux O, Mazurié J, et al., a pathogen of the abalone[J]. Dis Aquat Organ, 2002, 50(1): 35－43.

[26] 王江勇，王瑞旋，劉廣鋒，等. 雜色鮑幼苗大規(guī)模死亡與細(xì)菌數(shù)量的關(guān)系[J]. 南方水產(chǎn)，2005，1(1)：57－61. Wang Jiangyong, Wang Ruixuan, Liu Guangfeng, et al. The relationship between extensive death of larvae of abaloneReeve and number of bacteria[J]. South China Fisheries Science, 2005, 1(1): 57－61. (in Chinese with English abstract)

[27] 張?zhí)m河，左正艷，王旭明. 固相反硝化系統(tǒng)中微生物群落結(jié)構(gòu)的研究進(jìn)展[J]. 生物技術(shù)通報(bào)，2015，31(1)：39－45. Zhang Lanhe, Zuo Zhengyan, Wang Xuming. Research progress on microbial community structure in solid-phase denitrification systems[J]. Biotechnology Bulletin, 2015, 31(1): 39－45. (in Chinese with English abstract)

[28] 呂軍儀，林強(qiáng)，鄧鋼，等. 動(dòng)物性餌料對(duì)養(yǎng)殖水體中菌數(shù)和理化因子的影響[J]. 中山大學(xué)學(xué)報(bào)：自然科學(xué)版，2007，46(2)：59－62. Lü Junyi, Lin Qiang, Deng Gang, et al. Studies on the variation of the environmental factors in culturing water when fed the animal foods to the Seahorse,Bleeker[J]. Acta Scientiarum Naturalium Universitatis Sunyatseni, 2007, 46(2): 59－62. (in Chinese with English abstract)

[29] 宋奔奔，劉鷹，石芳永，等. 四種填料濾器處理養(yǎng)魚(yú)排放水的硝化性能[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2010，26(11)：231－236. Song Benben, Liu Ying, Shi Fangyong, et al. Nitrification of biofilters packed with four different substrates for treating mariculture wastewater[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2010, 26(11): 231－236. (in Chinese with English abstract)

[30] Yan H J, Saito T, Regan J M. Nitrogen removal in a single-chamber microbial fuel cell with nitrifying biofilm enriched at the air cathode[J]. Water Res, 2012, 46(7): 2215－2224.

[31] Kim S K, Kong I, Lee B H, et al. Removal of ammonium-N from a recirculation aquacultural system using an immobilized nitrifier[J]. Aquacult Eng, 2000, 21(3): 139－150.

[32] 張延青，劉鷹，石芳永，等. 海水生物濾器除氮性能及硝化動(dòng)力學(xué)研究[J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào)，2010，4(8)：1697－1703. Zhang Yanqing, Liu Ying, Shi Fangyong, et al. Study on total ammonia nitrogen removal performance of marine biofilters and nitrification kinetics[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2010, 4(8): 1697－1703. (in Chinese with English abstract)

[33] Emparanza E J M. Problems affecting nitrification in commercial RAS with fixed-bed biofilters for salmonids in Chile[J]. Aquacult Eng, 2009, 41(2): 91－96.

[34] Eding E H, Kamstra A, Verreth J A J, et al. Reporting standards for biofilter performance studies[J]. Aquacult Eng, 2006, 34(3): 234－260.

[35] Hynes R K, Knowles R. Production of nitrous oxide by Nitrosomonas europaea: Effects of acetylene, pH and oxygen [J]. Can J Microbiol, 1984, 30(11): 1397－1404.

[36] 張寒冰，黃鳳蓮，周艷紅，等. 生物膜法處理養(yǎng)殖排放水的研究[J]. 生態(tài)環(huán)境，2005，14(1)：26－29. Zhang Hanbing, Huang Fenglian, Zhou Yanhong, et al. Treatment of aquaculture wastewater by the biological film process[J]. Ecology and Environment, 2005, 14(1): 26－29. (in Chinese with English abstract)

[37] Zhu S M, Chen S. An experimental study on nitrification biofilm performances using a series reactor system[J]. Aquacult Eng, 1999, 20(4): 245－259.

[38] Zhu S M, Shen J Z, Ruan Y J, et al. The effects of different seeding ratios on nitrification performance and biofilm formation in marine recirculating aquaculture system biofilter[J]. Environ Sci Pollut R, 2016, 23(14): 14540－14548.

高霄龍，劉 鷹，李 賢，李文亞，徐建平，郝靜薇. 鮑放養(yǎng)密度對(duì)循環(huán)水養(yǎng)殖水質(zhì)的影響及生物濾器凈化效果[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2017，33(21)：244－252. doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2017.21.030 http://www.tcsae.org

Gao Xiaolong, Liu Ying, Li Xian, Li Wenya, Xu Jianping, Hao Jingwei. Effects of stocking density on water quality ofIno in recirculating aquaculture and purification effect of biofilter[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2017, 33(21): 244－252. (in Chinese with English abstract) doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2017.21.030 http://www.tcsae.org

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(guó)家自然科學(xué)基金（31472312, 31672673）；國(guó)家貝類(lèi)產(chǎn)業(yè)技術(shù)體系項(xiàng)目（CARS-48）；江蘇省重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃（BE2015325）

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

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