养耕共生系统中含氮污染物的去除特性

张博宇; 罗鹏翾; 庞浩然; 高月淑; 张振家; 李春杰

doi:10.12030/j.cjee.201710116

养耕共生系统中含氮污染物的去除特性

1.
上海交通大学环境科学与工程学院，上海 200240
基金项目:
上海市科学技术发展基金资助项目（16ZR1417400）

Nitrogen pollutants removal characteristics in aquaponic system

1.
School of Environmental Science and Engineering, Shanghai Jiaotong University, Shanghai 200240, China
Fund Project:

摘要: 为了研究养耕共生系统对循环养殖水质的控制效果，尤其是对含氮污染物的去除效果，在实验大棚内搭建了养耕共生系统，考察了循环系统90 d运行过程中的水质状况及鱼菜生长状况。在此基础上，通过静态运行实验分别考察了水耕栽培单元（平板种植架和管廊种植架）和固定化微生物单元（包埋硝化菌和弹性填料）对含氮污染物的净化效果。结果表明：循环运行实验中，高、低密度养殖池中TAN和NO2-N均保持在安全浓度以下，鱼类和蔬菜生长良好且有明显生物量增长；静态实验中，2种水耕栽培单元内TAN、NO2-N和NO3-N浓度随反应时间下降，且与时间呈线性关系，空心菜对NO3-N的净化速率最快，TAN其次, NO2-N最慢；2种固定化微生物单元对TAN和NO2-N的去除符合一级反应动力学特征，低浓度下降解能力显著；水耕栽培单元对循环养殖水中含氮污染物均有明显的去除作用，平板种植架对TAN、NO2-N、NO3-N和TN的24 h去除率分别为71.41%、45.72%、21.93%和23.14%，管廊种植架对上述指标的24 h去除率分别为43.54%、38.23%、19.12%和20.01%；固定化包埋微生物单元对TAN和NO2-N有明显的去除作用，包埋硝化菌对TAN和NO2-N的24 h去除率分别为65.51%和43.42%，弹性填料对上述指标的24 h去除率分别为7.53%和8.14%。
- 养耕共生系统 /
- 含氮污染物去除 /
- 静态实验 /
- 水耕栽培 /
- 固定化微生物
Abstract: In order to investigate the water controlling effect of aquaponic system, especially the removal or nitrogen pollutants in aquaculture water, aquaponic system was constructed in experimental greenhouse and operated for 90 days. The water quality, fish and plants growth were investigated. The static tests were carried out to investigate the performance of nitrogen removal by hydroponics unit and immobilized biofilm unit. It concluded that the concentration of TAN and NO2-N in aquaponic system met the water quality for the fish. The good productivity for both fish and vegetable was achieved. The static test showed that the concentration of TAN, NO2-N and NO3-N in hydroponics units decreased linearly with reaction time, being with the highest removal rate of NO3-N followed by TAN and then NO2-N. The removal efficiency of TAN, NO2-N, NO3-N and TN in hydroponics of media filled unit were 71.41%, 45.72%, 21.93% and 23.14%, and those in hydroponics of nutrient film technique unit were 43.54%, 38.23%, 19.12% and 20.01%. While in immobilized biolfilm unit, the removal ability for TAN and NO2-N under low concentration was observed, removal performance followed first-order kinetics equation. The removal efficiency of TAN and NO2-N for immobilized biofilm unit of mass bio-system (MBS) was 65.51% and 43.42%, and those for immobilized biofilm unit of fibrebiofilter were 7.53% and 8.14% respectively.
- aquaponic system /
- nitrogen pollutants removal /
- static test /
- hydroponics /
- immobilized biofilm

养耕共生系统（aquaponic system）是一种高效、低碳、可持续发展的新型食品生产技术，它融合了工业化循环养殖和水耕栽培技术，适合农业生产城镇化、工业化发展的需要^[1-2]。在该系统中，养殖水中的污染物（有机物、氮、磷等）成为水耕栽培的营养源，经过水培植物吸收利用，出水回用于养殖^[3-4]。相比传统水产养殖和耕地种植生产方式，系统同步解决养殖的水质污染问题和水耕栽培的营养液需求问题，同时收获鱼类和蔬菜产品^[5]，使水产养殖和种植农业摆脱了对于天然水体和土壤等自然资源的依赖，避免了环境污染的影响，节约水资源，有望成为未来城市重要的食品生产方式之一^[6]。

养耕共生系统的研究始于20世纪70年代末，RAKOCY等^[7-8]和WANG等^[9]设计并逐步改良优化了UVI型养耕共生系统，生产了优质的罗非鱼和莴苣。近年来，该方面的研究得到进一步的关注和发展，PANTANELLA等^[10]和DEDIU等^[11]尝试了更多的养殖鱼类和种植作物品种，如非洲鲶鱼、鲟鱼、罗勒、盐角草和无翅猪毛菜，丰富了养耕共生的产品种类研究。然而关于养耕共生系统中含氮污染物净化效果的研究仍然欠缺^[12-13]，这些含氮污染物主要来源于投放的养殖饵料，饵料经养殖鱼类吞食后主要以氨氮(TAN)的形式被排入循环养殖水，在微生物硝化作用下转化为亚硝氮(NO₂-N)和硝氮（NO₃-N）^[13]，水体中TAN和NO₂-N的积累对于鱼类有明显的毒害作用,而NO₃-N即使在较高的浓度水平也对鱼类无害，并且可以作为营养盐被植物吸收利用^[14-15]。相关研究^[16-17]显示，能够保证养耕共生系统中罗非鱼健康生长和摄食的TAN和NO₂-N安全浓度分别是2.9 mg ·L⁻¹和1.1 mg ·L⁻¹，而10~200 mg ·L⁻¹浓度范围内的NO₃-N对鱼类生长均无影响。因而，控制养耕共生系统中的含氮污染物，尤其是TAN和NO₂-N的浓度具有重要的意义。

早期的养耕共生系统中没有单独的微生物净水单元，循环水中含氮污染物的控制仅依靠水耕栽培单元植物吸收来完成，植物对含氮污染物的净化能力与其生长情况相关，会受到收割植物、更换幼苗等生产活动的影响^[11]，为了防止养殖水中TAN的大量积累对鱼类产生毒害作用，需要定期排放富含TAN的循环养殖水并补充大量的自来水稀释养殖单元中的TAN^[12-13]。后期的研究^[18-20]尝试在养耕共生系统中加入小型生物滤池，加强微生物硝化反应，处理循环养殖水中的氨氮，然而在系统运行初期，循环养殖水中的TAN浓度很低，无法在生物滤池中快速驯化培育出具有硝化能力的氨氧化细菌(ammonia oxidizing archaea, AOB)和硝化细菌(nitrite oxidizing bacteria, NOB)，系统运行初期TAN浓度持续积累，而当氨氧化细菌逐渐繁殖，开始转化TAN后，由于氨氧化细菌的数量和生长速率高于硝化细菌，亚硝化反应速率高于硝化反应速率，又造成NO₂-N的快速积累^[21-22]。

本研究在工艺上对养耕共生系统进行了优化，系统由循环养殖单元(包括高、低密度养鱼池)、水耕栽培单元（包括平板种植架和管廊种植架）和固定化微生物单元（包括包埋菌单元和弹性填料单元）3个部分组成，通过水耕栽培单元和固定化微生物单元共同实现对循环养殖水中含氮污染物的控制。养耕共生系统总计循环运行90 d，期间考察了系统水质状况及鱼菜生长状况，在此基础上，通过静态实验考察了水耕栽培单元和固定化微生物单元对含氮污染物的净化能力和降解动力学特征，并对两者的效果进行了对比和讨论。

1 材料与方法

1.1 实验装置

本研究搭建的养耕共生系统位于上海交通大学农业与生物学院的温室大棚内，夏季室内温度约30~35 °C，系统流程和现场如图1所示。系统内水循环方式：循环养殖单元出水首先进入调节池1，之后经潜水泵1提升进入水耕栽培单元，用于植物灌溉，水耕栽培单元出水进入调节池2，之后经潜水泵2提升进入固定化微生物单元，最后经微生物反应净化的出水回用于养殖单元。

图1 养耕共生系统流程及现场
Fig. 1 Schematic diagram and site overview of aquaponic system

循环养殖单元包括高密度养鱼池和低密度养鱼池，鱼池尺寸为125 cm×105 cm×80 cm，总蓄水量约2 000 L，池内设置微孔曝气装置用于补充溶解氧，池底设置内循环泵，用于将鱼池底部沉积的粪便残渣提升至过滤装置内，池上部设置过滤装置，内部装有中孔滤棉用于过滤去除来自池底的鱼类粪便和未被吞食的鱼食残渣。

水耕栽培单元包括管廊种植架和平板种植架2种水培方式，总蓄水量约900 L，管廊种植架共6层，每层有10个定植孔，通过定植篮和定植棉种植水培植物，平板种植架共3层，每层面积为0.5 m²，每层底部铺设植物生长基质填料，水培植物种植在基质缝隙之间。

固定化微生物单元总蓄水量约1 100 L，第1段为包埋菌处理单元，利用固定化包埋硝化细菌将水中TAN和NO₂-N转化为NO₃-N；第2段为弹性填料单元，填料表面可以生长适合水质特征的生物膜；第3段为紫外杀菌单元，用于杀菌消毒，去除水中的微生物病原体，出水直接回用于循环养殖单元。

调节池尺寸为65 cm×65 cm×60 cm，总蓄水量约500 L，系统正常运转时的总水量约4 750 L，循环水流量约为50 L ·h⁻¹，潜水泵流量为90 L ·h⁻¹，鱼池内循环泵流量为18 L ·h⁻¹，系统总占地面积约20 m²。

1.2 实验材料

1.2.1 水培植物

实验开始于2017年4月，实验期为90 d，选用空心菜作为水培植物，其生长收割周期约为30 d，对水中氮磷营养盐吸收去除能力强^[23-25]，最适生长温度为25~30 °C，能耐炎热(35~40 °C)，适于实验期温度和气候条件。植物幼苗取自上海交通大学农业与生物学院实验田，共计120株，生长状况基本一致（平均株高6 cm，平均鲜重5 g），在实验开始前，所有植物均在水箱中完成预培养和生根，以适应水培环境，在实验过程中于管廊种植架和平板种植架中各种植60株空心菜，平均种植密度为24株·m⁻²，每30 d收割1次。

1.2.2 养殖鱼类和饵料

实验选用幼年和成年罗非鱼作为养殖鱼类，罗非鱼属于常见的温带淡水养殖鱼类，生长速度快且容易获取，能在25~30 °C的水温中养殖，适合实验期水温条件。用于实验的包括40条成年罗非鱼和50条幼年罗非鱼，以其生物量和摄食量的差异分别对应高、低密度养殖2种情况，幼年、成年2种罗非鱼体长、体重基本一致，如表1所示。养鱼池每24 h喂食1次，每次饵料投加量约为鱼类体重的2%^[4]。

表1 养鱼池养殖参数
Table 1 Parameters of fish tank

表1 养鱼池养殖参数
**Table 1** Parameters of fish tank
养鱼池	实验鱼类	数量/条	平均体重/g	平均投饵量/( g ·d⁻¹)	养殖密度/( kg ·m⁻³)
高密度养鱼池	成年罗非鱼	40	650 ± 5	520	26.67
低密度养鱼池	幼年鲫鱼	50	70 ± 2	70	3.59

养殖饵料选用通威191养殖专用饲料，购自通威集团有限公司上海经销商，饵料主要成分包括：粗蛋白质(48%)，粗纤维(5%)，粗脂肪(18%)，粗灰分（1%），钙(4.5%)，总磷(2%)，氨基酸(2.5%)，水分(15%)。

1.2.3 植物生长基质填料

水耕栽培单元平板种植架内装有粗糙多孔的火山岩颗粒作为植物生长基质填料。管廊种植架的植物通过配套定植篮和定植棉固定，未添加生物填料。

1.2.4 固定化包埋微生物和弹性填料

固定化包埋硝化细菌颗粒为3 mm×3mm×3 mm的聚乙二醇半透性聚合物，其制备和性能研究参考前期相关研究成果^[26-29]。弹性填料丝条由聚丙烯塑料制成，穿插固定在高强度的中心绳上，中心绳长1.8 m，丝条截面直径为1.5 mm，生物膜能在丝条表面附着生长。

1.3 实验方法

1.3.1 系统循环运行实验

装置于2017年4月开始运行，运行时间为90 d，循环养殖单元分别加入成年罗非鱼40条，幼年罗非鱼50条，水耕栽培单元内种植空心菜120株，其中60株种植在管廊种植架的定植篮内，60株种植在平板种植架的植物生长基质填料间隙，空心菜平均每30 d收割1次，总计收割3次，每次收割时剪去空心菜上部茎叶部分，保留根部继续生长。

系统循环运行期间，对各单元水质进行持续监测，水质监测频率为每5 d采样1次，采样点为高密度养鱼池、低密度养鱼池、平板种植架、管廊种植架和固定化微生物单元出水口处，每次在投加饵料之前采样，测定指标包括TAN、NO₂-N、NO₃-N、TN、溶解性总磷（DTP）、TOC、DO和pH。

1.3.2 系统静态运行实验

在系统循环运行阶段，由于水流的高速循环，系统各单元进出口断面的水质指标差异很小，无法通过进出水水质变化表征该单元的净化能力，为了深入研究水耕栽培单元和固定化微生物单元对含氮污染物的净化能力，进行了24 h系统静态实验。

在第3批空心菜收割前，关闭系统各单元进出水口，使循环养殖单元、水耕栽培单元和固定化微生物单元各自处于封闭状态，以24 h喂食间隔为实验周期，每隔1 h从平板种植架、管廊种植架、固定化微生物单元（包括包埋菌单元和弹性填料单元）出水口处取100 mL水样，测定TAN、NO₂-N、NO₃-N和TN浓度，观察各项含氮污染物的变化情况。

1.4 分析方法

采集的水样经0.45 μm微孔滤膜过滤，水质分析主要参考文献中的方法^[30]。TAN：纳氏试剂-分光光度法；NO₂-N：N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法；NO₃-N：酚二磺酸分光光度法；TN：碱性过硫酸钾消解-紫外分光光度法；DTP：过硫酸钾消解-钼锑抗分光光度法；TOC使用岛津TOC-L总有机碳测定仪测定；DO和pH使用HACH便携式溶氧仪（HQ30d型）测定。

在静态实验中，水质指标去除率计算方法如下：

$η = \frac{C_{0} - C_{t}}{C_{0}} \times 100 %$

（1）

式中：η为去除率，%；

$C_{0}$ 为24 h静态实验开始时的浓度，mg ·L⁻¹;

$C_{t}$ 为每次取样测定的浓度, mg ·L⁻¹。

2 结果与讨论

2.1 系统循环运行阶段特征

系统启动时按1:1的比例混合加入自来水和天然湖水（取自上海交通大学闵行校区思源湖），系统循环运行阶段总计约90 d，期间只定期补充因蒸发、植物蒸腾而损失的水量，不进行换水，运行期内单元各项水质指标的平均值和变化范围如表2所示。

表2 养耕共生中各单元平均水质
Table 2 Average water quality in each unit of aquaponic system

表2 养耕共生中各单元平均水质
**Table 2** Average water quality in each unit of aquaponic system
监测单元	TAN/ (mg ·L⁻¹)	NO₂-N/ (mg ·L⁻¹)	NO₃-N/ (mg ·L⁻¹)	TN/ (mg ·L⁻¹)	DO/ (mg ·L⁻¹)	pH
高密度养鱼池	0.62 ± 0.27	0.48 ± 0.21	24.50 ± 2.47	25.60 ± 2.61	7.33 ± 1.03	7.11 ± 0.17
低密度养鱼池	0.52 ± 0.24	0.46 ± 0.15	23.82 ± 3.29	24.82 ± 3.25	8.25 ± 1.25	6.69 ± 0.22
平板种植架	0.38 ± 0.11	0.32 ± 0.11	18.79 ± 2.61	18.67 ± 2.61	6.25 ± 1.21	7.21 ± 0.17
管廊种植架	0.41 ± 0.13	0.30 ± 0.14	18.50 ± 2.91	19.40 ± 3.26	6.87 ± 1.73	7.32 ± 0.15
固定化微生物单元	0.30 ± 0.12	0.28 ± 0.19	20.64 ± 3.90	20.53 ± 3.89	9.11 ± 0.95	7.26 ± 0.13

高密度养殖池内，TAN、NO₂-N和NO₃-N平均浓度为0.62、0.48和24.50 mg ·L⁻¹以下，低密度养殖池内，TAN、NO₂-N和NO₃-N平均浓度为0.52、0.46和23.82 mg ·L⁻¹以下，TAN和NO₂-N浓度均低于文献中的罗非鱼养殖安全浓度（2.9和1.1 mg ·L⁻¹）^[12]。高低密度养殖池内通过微孔曝气均保持了较高的溶解氧水平，DO平均浓度分别为7.33和8.25 mg ·L⁻¹，养殖水质保持在中性条件，平均pH分别为7.11和6.69，该水质条件下罗非鱼能够正常摄食游动，并且防止H₂S、CH₄等养殖过程中容易产生的还原性有害产物的积累^[16]。

90 d内成年罗非鱼存活率为100%，平均体重由650 g增加至695.22 g，平均增重为45.22 g ·条⁻¹，总增重量1.81 kg，期间投加饵料总计46.8 kg，饵料转化系数为3.86%。幼年罗非鱼在系统运行初期有2条死亡，存活率96%，平均体重由70 g增加至76.04 g，平均增重为6.04 g ·条⁻¹，总增重量0.28 kg，期间投加饵料总计6.3 kg，饵料转化系数为4.44%。期间共收割3次空心菜，单位面积平均产量为440 g ·m⁻²，3批空心菜的平均株高分别为57.2、51.6和48.22 cm，平均鲜重分别为66、62和56 g。

2.2 系统静态实验结果

2.2.1 水耕栽培单元的水质净化作用

水耕栽培单元24 h静态实验中几种含氮污染物浓度随时间的变化情况如图2所示。

图2 水耕栽培单元24h氮浓度的变化
Fig. 2 Variation of nitrogen concentration in 24 h in hydroponics units

由图2可知，在静态实验中，2种水耕栽培单元内各项含氮污染物浓度持续降低，平板种植架内TAN、NO₂-N、NO₃-N和TN的0 h起始浓度分别为0.41、0.38、22.34和23.13 mg ·L⁻¹，24 h最终浓度分别为0.12、0.21、17.45和17.77 mg ·L⁻¹。管廊种植架内TAN、NO₂-N、NO₃-N和TN的0 h起始浓度分别为0.50、0.33、19.01和19.84 mg ·L⁻¹，24 h最终浓度分别为0.28、0.20、15.38和15.87 mg ·L⁻¹。

经拟合，平板种植架和管廊种植架内TAN, NO₂-N, NO₃-N浓度随时间的变化情况如表3所示。

表3 水耕栽培单元氨氮，亚硝氮和硝氮降解动力学方程
Table 3 Kinetic equation of TAN, NO₂-N and NO₃-N in hydroponic unit

表3 水耕栽培单元氨氮，亚硝氮和硝氮降解动力学方程
**Table 3** Kinetic equation of TAN, NO₂-N and NO₃-N in hydroponic unit
水耕栽培单元	反应底物	反应动力学方程	反应速率常数	R²
平板种植架	TAN	Y= − 0.025X + 0.426	0.025	0.989
	NO₂-N	Y= − 0.015X + 0.391	0.015	0.981
	NO₃-N	Y= − 0.335X + 22.578	0.335	0.966
廊道种植架	TAN	Y= − 0.018X + 0.519	0.018	0.981
	NO₂-N	Y= − 0.010X + 0.323	0.010	0.977
	NO₃-N	Y= − 0.290X + 19.733	0.290	0.969

拟合结果显示，平板种植架和管廊种植架内TAN、NO₂-N和NO₃-N浓度均随反应时间下降，且与时间呈线性关系，拟合相关系数R均高于0.96。其中NO₃-N浓度随时间的变化率最大，反应速率常数分别为0.335和0.290，TAN浓度随时间的变化率其次，反应速率常数分别为0.025和0.018，NO₂-N浓度随时间的变化率最小，反应速率常数分别为0.015和0.010。说明水耕栽培单元的空心菜对于循环养殖水中的TAN、NO₂-N、NO₃-N均有显著去除效果（P＜0.05），并且在3种含氮污染物中，单位时间内对于NO₃-N的去除量远高于TAN和NO₂-N。

在种植空心菜株数相同、反应初始浓度大致相同的情况下，平板种植架中各项指标的反应速率常数均高于管廊种植架，这可能是由于平板种植架中填充有植物生长基质填料，而管廊种植架中植物直接生长在营养液中，相比之下，在生长基质填料中培育的植物的根系更发达^[10]，水培植物吸收水中氮磷营养盐是通过根系的吸收、吸附等作用来完成的^[23]，因而平板种植单元的空心菜对于水中含氮污染物的吸收能力更强。

2.2.2 固定化微生物单元对水质的净化作用

固定化微生物单元24 h静态实验中，几种含氮污染物浓度随时间的变化情况如图3所示。

图3 固定化微生物单元24h氮浓度的变化
Fig. 3 Variation of nitrogen concentration in 24 h in immobilized biofilm unit

由图3可知，静态实验中，固定化微生物单元内的TAN和NO₂-N浓度持续降低。包埋菌单元TAN和NO₂-N的0 h起始浓度分别为0.54和0.52 mg ·L⁻¹，24 h最终浓度分别为0.19和0.29 mg ·L⁻¹。弹性填料单元TAN和NO₂-N的0 h起始浓度分别为0.55和0.54 mg ·L⁻¹，24 h最终浓度分别为0.51和0.49 mg ·L⁻¹。NO₃-N和TN浓度几乎保持不变。

根据Monod方程^[31]，在低底物浓度情况下，硝化反应为一级反应，反应速率可以表示为：

$\ln C_{t} = - k t + \ln C_{0}$

（2）

式中：t为反应时间，h；k为反应速率常数，h⁻¹；C₀为反应初始底物浓度，mg ·L⁻¹；C_t为t时刻底物浓度，mg ·L⁻¹。

经拟合，包埋菌单元、填料单元中TAN和NO₂-N反应动力学方程如表4所示。

拟合结果显示，ln[TAN]，ln[NO₂-N]与反应时间呈线性关系，拟合相关系数均高于0.97。在低浓度下，包埋菌单元对于水中TAN和NO₂-N净化能力显著，反应速率常数分别为0.051和0.037（P<0.05），填料单元内TAN和NO₂-N浓度变化虽然很慢，但仍有净化能力，反应速率常数分别为0.007和0.003（P<0.05），说明填料表面的生物膜内有一定比例的硝化细菌。

表4 固定化微生物单元氨氮，亚硝氮降解动力学方程
Table 4 Kinetic equation of TAN and NO₂-N in immobilized biofilm unit

表4 固定化微生物单元氨氮，亚硝氮降解动力学方程
**Table 4** Kinetic equation of TAN and NO₂-N in immobilized biofilm unit
固定化微生物单元	反应底物	反应动力学方程	反应速率常数	R²
包埋菌单元	TAN	Y= − 0.051X − 0.601	0.051	0.985
包埋菌单元	NO₂-N	Y= − 0.037X − 0.557	0.037	0.978
填料单元	TAN	Y= − 0.007X − 0.603	0.007	0.976
填料单元	NO₂-N	Y= − 0.003X − 0.622	0.003	0.988

葛晓虹等^[28]采用内循环流化床生物反应器处理低浓度氨氮废水（TAN浓度10~15 mg ·L⁻¹），TAN的去除率达到了90%以上。董亚梅^[29]采用上流式内循环反应器处理低浓度氨氮废水（TAN浓度<10 mg ·L⁻¹），TAN的去除率为87%。王璐等^[32]采用气升式内循环好氧流化床反应器处理氨氮微污染水质（TAN浓度<19 mg ·L⁻¹），TAN去除率为92%。本研究中TAN去除率低于文献中的数据^[28-29,32]中的数据，主要原因可能是反应流态和进水浓度不同，以上研究均在循环流反应器中进行，进水氨氮浓度为10~20 mg ·L⁻¹，而本研究在静态实验条件下完成，在较低的初始浓度（TAN浓度0.54 mg ·L⁻¹，NO₂-N浓度0.52 mg ·L⁻¹）条件下，包埋菌单元和填料单元仍能保持对于TAN和NO₂-N的降解动力，对于维持循环养殖水中较低的TAN和NO₂-N浓度具有重要的意义。

2.2.3 含氮污染物去除能力比较

在静态实验中，水耕栽培单元和固定化微生物单元对于水中含氮污染物的24 h去除率如表5所示。

表5 水耕栽培单元和固定化微生物单元内含氮污染物的24 h去除率
Table 5 24 h removal rate of hydroponic unit and immobilized biofilm unit %

表5 水耕栽培单元和固定化微生物单元内含氮污染物的24 h去除率
**Table 5** 24 h removal rate of hydroponic unit and immobilized biofilm unit %
水耕栽培/固定化微生物单元	TAN	NO₂-N	NO₃-N	TN
平板种植架	71.41	43.52	21.83	23.14
廊道种植架	45.65	38.14	19.02	20.01
包埋菌单元	65.41	43.42	—	—
填料单元	7.42	8.04	—	—

由表5可知，水耕栽培单元和固定化微生物单元对于循环养殖水中的TAN和NO₂-N均有去除能力，相比较而言，平板种植架的去除效果最好，24 h去除率分别为71.41%和43.52%（P＜0.05），包埋菌单元的去除效果次之，24 h去除率分别为65.41%和43.42%（P＜0.05），廊道种植架的去除效果再次之，24 h去除率分别为45.65%和38.14%（P＜0.05），填料单元的去除效果最差，24 h去除率分别为7.42%和8.04%（P＜0.05）。NO₃-N的去除只在2种水耕栽培单元中发生，平板种植架和廊道种植架对NO₃-N的24 h去除率分别为21.83%和19.02%（P＜0.05）。

静态实验结果表明，水耕栽培单元平板种植架和管廊种植架对于循环养殖水中3种含氮污染物均有较强的去除作用，尤其是NO₃-N的去除完全依靠水耕栽培单元植物的吸收作用，2种水耕栽培单元之间的对比显示，平板种植架对3种含氮污染物的去除率高于廊道种植架，如之前所述，可能是由于生长在基质填料中的水培植物具有更发达的根系^[10]，因而对水中含氮污染物的吸收能力更强。固定化微生物单元对于循环水中TAN和NO₂-N有去除作用，尤其是包埋菌单元对于两者均有较高的去除率，填料单元对两者的去除率很低，可能是由于循环养殖水中长期保持着较低的TAN和NO₂-N浓度，驯化产生的生物膜内硝化微生物总量较低。由于在系统循环运行期间，循环水流速大，各单元内的水力停留时间远低于24 h，因而各单元内水质指标差异较小，在这种情况下，循环养殖水中TAN和NO₂-N的净化是由水耕栽培单元和固定化微生物单元共同完成的，而NO₃-N的净化由水耕栽培单元单独完成。

另外，静态实验时间为第3次收割空心菜之前，空心菜长势良好，生物量高，水下根系发达，由于植物对于水中氮磷营养盐的吸收能力与其生长状况相关，在长期运行的养耕共生系统中，水耕栽培单元对含氮污染物的去除能力可能受到收割植物、更换幼苗等生产活动或植物长势不良、遭受虫害等情况影响而下降^[11]，造成循环养殖水中含氮污染物浓度积累。相比之下，固定化微生物单元对水中TAN和NO₂-N具有更加稳定的去除能力，包埋硝化菌能够在低浓度下保持对TAN和NO₂-N的净化动力，并且具有良好的抗冲击负荷能力^[29]，在养耕共生系统运行过程中，对于控制循环养殖水中TAN和NO₂-N的浓度具有重要意义。

3 结论

1）系统循环运行期，循环养殖单元内TAN和NO₂-N浓度始终保持在较低水平，罗非鱼和空心菜生物量有不同程度的增长。

2）静态实验中，水耕栽培单元内TAN、 NO₂-N和 NO₃-N浓度随反应时间下降，且与时间呈线性关系，空心菜对于NO₃-N的单位时间吸收量最大，TAN其次，NO₂-N最低，平板种植架中各项指标的反应速率常数均高于管廊种植架。固定化微生物单元对TAN和NO₂-N的净化符合一级反应动力学特征，在低浓度下，包埋菌单元对于TAN和NO₂-N的净化能力显著。

3）水耕栽培单元对循环养殖水中3种含氮污染物均有较高的去除率，固定化微生物单元包埋硝化菌对于TAN和NO₂-N有较高的去除率。养耕共生系统运行期间，循环养殖水中TAN和NO₂-N的去除由水耕栽培单元和固定化微生物单元共同完成，NO₃-N的去除仅由水耕栽培单元完成。

[1]	BERNSTEIN S.Aquaponic Gardening: A Step-by-Step Guide to Raising Vegetables and Fish Together[M].Gabriola Island:New Society Publishers,2011:5-10
[2]	RAKOCY J E.Aquaponics-Integrating Fish and Plant Culture[M].Oxford: Wiley-Blackwell, 2012:344-386
[3]	萧蕾,刘雅琦, 肖毅强.美国养耕共生系统技术简析与展望[J]. 南方建筑,2014(4):124-128
[4]	THORARINSDOTTIR R I.Aquaponics Guidelines[M].Reykjavik:Haskolaprent, 2015:18-26
[5]	MEDINA M, JAYACHANDRAN K, BHAT M G, et al.Assessing plant growth, water quality and economic effects from application of a plant-based aquafeed in a recirculating aquaponic system[J].Aquaculture International,2016,24(1):415-427 10.1007/s10499-015-9934-3
[6]	LOVE D C, FRY J P, LI X, et al.Commercial aquaponics production and profitability: Findings from an international survey[J].Aquaculture,2015,435:67-74 10.1016/j.aquaculture.2014.09.023
[7]	RAKOCY J E, SHULTZ R C, BAILEY D S, et al.Aquaponic production of tilapia and basil: Comparing a batch and staggered cropping system[J].Acta Horticulturae,2004,648:63-69 10.17660/ActaHortic.2004.648.8
[8]	RAKOCY J E, BAILEY D S, SHULTZ R C, et al.Preliminary evaluation of organic waste from two aquaculture systems as a source of inorganic nutrients for hydroponics[J].Acta Horticulturae,2005,742:201-208 10.17660/ActaHortic.2007.742.27
[9]	WANG J, BOGDAN S, DEANA J, et al.Update on tilapia and vegetable production in the UVI aquaponic system[J].Angewandte Chemie,2010,49(23):4056-4060
[10]	PANTANELLA E, DANAHER J, RAKOCY J E, et al.Alternative media types for seedling production of lettuce and basil[J].Acta Horticulturae,2011,891:257-264 10.17660/ActaHortic.2011.891.31
[11]	DEDIU L, CRISTEA V, XIAOSHUAN Z.Waste production and valorization in an integrated aquaponic system with bester and lettuce[J].African Journal of Biotechnology,2012,11(9):2349-2358 10.5897/AJB11.2829
[12]	WONGKIEW S, HU Z, CHANDRAN K, et al.Nitrogen transformations in aquaponic systems: A review[J].Aquacultural Engineering,2017,76:9-19 10.1016/j.aquaeng.2017.01.004
[13]	EBELING J M, TIMMONS M B.Recirculating Aquaculture Systems[M].Oxford:Wiley-Blackwell,2012:245-277
[14]	GRABER A, JUNGE R.Aquaponic systems: Nutrient recycling from fish wastewater by vegetable production[J].Desalination,2009,246(1/2/3):147-156 10.1016/j.desal.2008.03.048
[15]	DIVER S.Aquaponics-integration of hydroponics with aquaculture[J/OL]. [2018-01-29].https://attra.ncat.org/attra-pub/summaries/summary.php?pub=56.pdf, 2006
[16]	EL-SAYED A F M.Tilapia Culture[M].Cambridge: CABI Publishing,2006:3-9
[17]	SEAWRIGHT D E, STICKNEY R R, WALKER R B.Nutrient dynamics in integrated aquaculture–hydroponics systems[J].Aquaculture,1998,160(3):215-237 10.1016/S0044-8486(97)00168-3
[18]	LAM S S, MA N L, JUSOH A, et al.Biological nutrient removal by recirculating aquaponic system: Optimization of the dimension ratio between the hydroponic & rearing tank components[J].International Biodeterioration & Biodegradation,2015,102:107-115 10.1016/j.ibiod.2015.03.01
[19]	GRANADA L, SOUSA N, LOPES S, et al.Is integrated multitrophic aquaculture the solution to the sectors’ major challenges: A review[J].Reviews in Aquaculture,2016,8(3):283-300 10.1111/raq.12093
[20]	TURCIOS A E, PAPENBROCK J.Sustainable treatment of aquaculture effluents: What can we learn from the past for the future?[J].Sustainability, 2014, 6(2):836-856 10.3390/su6020836
[21]	MASSER M P, RAKOCY J E, LOSORDO T M.Recirculating aquaculture tank production systems[J].World Agriculture,2001,32(1):18-22
[22]	DELONG D P, LOSORDO T.How to Start a Biofilter[M].Stoneville:SRAC Publications,2012:10-14
[23]	宋红桥，管崇武，李月. 水培植物对循环水养鱼系统的水质净化研究[J]. 渔业现代化, 2013, 40(4):18-20 10.3969/j.issn.1007-9580.2013.04.004
[24]	吕哲，倪志凡，肖德茂，等. 生态坝对阳澄湖养殖水体的原位修复研究[J]. 中国给水排水,2015,31(1):22-26
[25]	倪志凡，黎岭芳，陆嘉麒，等. 生态坝微生物与水生植物的水质净化机制研究[J]. 中国给水排水,2016,32(5):32-37
[26]	欧阳丽华，周伟丽，张振家，等. 包埋固定化微生物的硫自养反硝化实验研究[J]. 环境科学,2011,32(6):1644-1652
[27]	王静萱，李军，张振家，等. 固定化包埋颗粒对二级出水深度脱氮特性研究[J]. 环境科学学报,2013,33(2):389-394
[28]	葛晓虹，张振家，王毅军. 固定化包埋硝化菌去除源水中氨氮研究[J]. 中国给水排水,2006,22(3):51-54 10.3321/j.issn:1000-4602.2006.03.014
[29]	董亚梅. 聚氨酯包埋硝化菌颗粒的制备及其应用研究[D]. 上海:上海交通大学,2012
[30]	国家环境保护总局.水和废水监测分析方法[M]. 4版. 北京：中国环境科学出版社,2002:211-243
[31]	WALSH R, MARTIN E, DARVESH S.A method to describe enzyme-catalyzed reactions by combining steady state and time course enzyme kinetic parameters[J].Biochimicaet Biophysica Acta, 2010, 1800(1):1-5 10.1016/j.bbagen.2009.10.007
[32]	王璐，迟莉娜，乔向利，等. 固定化包埋硝化菌处理微污染源水的研究[J]. 中国给水排水,2008,24(3):56-59 10.3321/j.issn:1000-4602.2008.03.015

点击查看大图

计量

文章访问数: 2759
HTML全文浏览数: 2461
PDF下载数: 325
施引文献: 0

全文HTML