摘要 摘 要：介绍了循环水养殖系统及其系统中 NO3 - -N 的产生及危害，叙述了自养和异养反硝化脱氮技术的原理，并总结了 2 种类型反硝化技术去除 NO3 - -N 的影响因素以及工艺。认为随着分
摘 要：介绍了循环水养殖系统及其系统中 NO3 - -N 的产生及危害，叙述了自养和异养反硝化脱氮技术的原理，并总结了 2 种类型反硝化技术去除 NO3 - -N 的影响因素以及工艺。认为随着分子生物学的发展，菌体的群落变化、代谢过程以及氮的来源和去向会更加明晰，新型反硝化细菌如好氧反硝化菌将被发现。如果可以在同一个反应器内实现硝化反硝化，不仅可以简化反应器程序，而且降低 RAS 系统运行成本，是未来反硝化在养殖水体脱氮处理中的一个重要方向。
关键词：循环水养殖系统;反硝化;影响因素;应用
随着人口的增多，土地和水等资源消耗加剧，水产养殖废水排放标准日益严格，水产养殖模式由传统粗放模式向更加集约化和环境友好化的方向转变。循环水养殖系统(Recirculating Aquaculture System， RAS)由于其水资源和空间利用率高、污染可控等优点，因而在国内外迅速发展和应用。但因为反硝化功能的缺失，故 RAS 中硝酸盐大量积累，NO3 - -N 质量浓度甚至高达 400～500 mg/L，在一定程度上影响了养殖鱼类的生长[1]。硝酸盐累积问题随着循环水养殖模式的推广应用及系统控制技术的加强日益受到关注，引起研究。
反硝化技术可有效去除水中硝酸盐，因此被广泛用来处理工业废水和生活污水。在 RAS 中，应用反硝化技术可以避免水体中含氮污染物如硝酸盐、亚硝酸盐的含量超出范围，这对于提升水产养殖产量和改善水质具有重要意义。近年来，国内外学者对于 RAS 的应用和反硝化脱氮技术已有系统地报道，但目前在 RAS 中应用反硝化脱氮技术的现状鲜有充分总结[2-5]。对此，本文叙述 RAS 中 NO3 - -N 的产生及危害，总结硫自养和异养反硝化脱氮技术的原理及影响因素，并阐述 RAS 中反硝化工艺的研究进展，以期为反硝化技术在 RAS 中的研究和应用提供理论依据和参考。
1 RAS 简介
RAS 是根据养殖对象对生存环境的要求，结合机械过滤、生物处理、紫外杀菌等技术手段构建的养殖系统，其日均水重复利用率可达 95%以上[6]。对比传统养殖方式，它具有高密度集约化、水和空间利用率高、排放可控以及生态效益好等优点，符合当前水产养殖产业可持续发展的概念[7]。RAS 包含养殖单元和水处理单元 2 部分，其中水处理单元是维持系统稳定运行的核心部分，主要由生物滤器、微滤系统、增氧装置、泡沫分离器、水电供应设备、管路系统以及紫外杀菌设备等构成[8]。在循环过程中，养殖水体中的固体污染物由物理处理单元去除，生物处理单元除去 COD、NH4 + -N 和亚硝酸盐，病原菌等微生物由杀菌单元去除。
RAS 技术最初在日本建立，并逐步引入到欧洲等世界各个地区。20 世纪 80 年代末，在英国 (黑鲈)、法国(大马哈鱼)和德国建立了新型 RAS。挪威 2005 年的循环养殖规模已达到 35 万尾幼鲑，并在 2009 年增加到 380 万尾[9]。目前超过 10 余种经济鱼类的 RAS 已成功商业化，如淡水鱼类非洲鲶鱼、鳗鱼和鳟鱼，海水鱼类大菱鲆、鲈鱼和比目鱼。 20 世纪 90 年代起，中国从丹麦引进 RAS 并开展研究，经过多年的发展，商业化的品种日渐丰富。在中国北方沿海地区，主要养殖品种为半滑舌鳎、大菱鲆等鲆鲽类[2]。在南方地区，主要养殖鳗鲡、石斑鱼和鲑鳟鱼等。在内陆地区，主要养殖鲟鱼，也有部分企业利用 RAS 养殖黄颡鱼、泥鳅[10]。
2 RAS 的 NO3 - -N 的产生和危害
饵料投放是养殖水体中氮元素的主要来源，约只有 9.1%会被鱼类同化，剩余的则作为残留的鱼饵和鱼类粪便积聚在系统中[11]。微生物将饵料及鱼类排泄物中的有机氮分解为 NH4 + -N(TAN)，NH4 + -N 经物理过滤和生物净化后可转化为 NO3 - -N。随着养殖时间的增长，NO3 - -N 会逐渐积累，硝酸盐毒性较小，但含量过高依然不利于鱼类生长[12]。 CHRISGJ 等研究发现，当养殖水体中 NO3 - -N 的质量浓度超过 125 mg/L 时，会影响大菱鲆(Psetta maxima) 的幼鱼生长;当 NO3 - -N 的质量浓度达到 250 mg/L 时，大菱鲆的生理机能受到严重破坏[13]。 TORNO 等最近的一项研究表明，当养殖水体中的 NO3 - -N 的质量浓度逐渐从 0 增加到 500 mg/L 时，欧洲鲈鱼(European sea bass)的比生长速率和生长寿命会明显降低[14]。另外，在管道里或低流速时会出现贫氧环境， NO3 - -N 易发生不完全的反硝化作用，此时养殖鱼类会受到 NO2 - -N、N2O 等中间产物的毒害 [15]。由此可见，有效去除循环养殖系统中的 NO3 - -N 对于改善水质、促进养殖鱼类的生长以及维护系统稳定等具有重要意义。
3 硫自养反硝化技术
3.1 原 理
根据微生物营养类型的差异，利用微生物去除水体中 NO3 - -N 的方式可分自养型和异养型 2 种。当反硝化细菌利用 CO2、HCO3 - 、CO3 2- 等无机碳源，以氢气(H2)、单质硫(S0)、还原性铁(Fe0 /Fe2+ )等还原型无机物作为电子供体，将 NO3 - 还原为 N2 时为自养反硝化，主要包括氢自养和硫自养等[16]。但氢自养反硝化氢气成本高且难以收集，不适宜在 RAS 中应用。硫自养反硝化技术需要在缺氧或厌氧条件下进行，反硝化过程中，电子受体是硝酸盐，电子供体是还原硫(单质硫、硫化物、还原硫化物)，NO3 - -N 转化为氮气的反应方程式为[17]： 1.10S+NO3 - +0.76H2O+0.40CO2+0.08NH4 + →0.08C5H7O2+0.50N2+1.10SO4 2- +1.28H+ ， (1) 0.421H2S+0.421HS+NO3 - +0.346CO2+0.086HCO3 - + 0.086NH4 + → 0.842SO4 2- +0.500N2+ 0.086C5H7O2N+0.434H2O+0.262H+ ， (2) 0.844S2O3 2- + NO3 - +0.347CO2+0.086HCO3 - + 0.086NH4 + +0.434H2O → 1.689SO4 2- +0.500N2+0.086C5H7O2N+0.679H+ 。(3)室温条件下，硫代硫酸盐的溶解性优于单质硫，作为电子供体时有较高的脱氮效率[18]。从反应方程式(1)～(3)可以看出，硫自养反硝化过程中会消耗大量碱度，因此需要外加石灰石缓冲 pH 的降低使整个过程保持中性[19]。
3.2 影响因素
硫自养反硝化主要会受到 pH、S/N 比、进水氮含量、HRT、温度、硫形态和反应器类型等因素的影响。 JIM 等探究初始 pH 及 S/N 比影响硫代硫酸盐反硝化进度的程度，结果表明，短程反硝化节省 50% 自养反硝化所需的电子供体，短程反硝化活性在 pH 为 8 时最大[20]。ZHOU 等对硫自养反硝化的研究表明，脱氮效率主要受到进水氮含量、HRT 和温度的影响[21]。欧阳丽华等利用包埋固定化微生物进行硫自养反硝化，结果表明影响因素依次是温度、HRT、进水氮含量[22]。硫形态一般可分为硫粉末、硫颗粒和硫片状。 CHRISTIANSON 等在流化床生物过滤器中分别加入 3 种形态的单质硫去除硝酸盐，结果表明硫粉末因其高比表面积效果最佳[23]。马航等采用生物膜和厌氧污泥 2 种反应器研究反应器类型对硫自养反硝化反应器启动的影响，结果表明生物膜反应器经过 65 d 运行后获得稳定脱氮效能，厌氧污泥反应器会随着进水氮负荷的增加发生污泥上浮的现象，导致出水水质恶化[24]。
3.3 工 艺
近年来，结合硫自养反硝化工艺与其他工艺形成新型的反应器成为反硝化技术的研究热点。李璟采用“硫 - 沸石”的方法，发现出水 NO3 - -N 去除率最高可达 95%以上，效果明显优于石灰石填充系统[25]。周建采用单质硫自养反硝化耦合厌氧氨氧化技术，结果发现系统产泥量少，与传统反硝化相比可节约 62%的能耗[26]。以硫化物为电子供体可以减少硫酸盐的产生，避免带来二次污染的风险，同时能减少单质硫的投加。李军等采用复合折流式厌氧反应器(HABR)耦合厌氧氨氧化和硫自养反硝化过程，使得 NO3 - -N 和硫化物去除率分别达到 98.59%和 99.1%;NO2 - -N 最高累计率为 64%，黄色颗粒 S 最高生成率可达 75%[27]。PARK 将异养和硫自养反硝化技术相结合，构建了复合人工湿地，处理低有机碳、高硝酸盐含量的水培蔬菜营养液废水，得到了高反硝化效率与低硫酸盐生产量并存的结果[28]。
3.4 应 用
目前，硫自养反硝化在饮用水、地下水以及生活污水处理等领域的应用研究很多，也有少量报道将其应用于 RAS 中。SUMMERFELT 等将硫自养反硝化结合流化床反应器处理水产养殖废水，可有效去除硝酸盐，且成本低、易于维护，但硫颗粒会随时间降解，因此如何优化流化速度和确定合适的水力停留时间(HRT)仍是一个挑战[29]。 SHER 等在固定床生物反应器中应用硫自养反硝化处理海水循环养殖系统养殖水，硝酸盐水平得到了有效控制[30]。CHRISTIANSON 等将硫自养反硝化滤池应用于 RAS，结果表明脱氮速率可达 0.8 g/(L·d)，通过微生物特征分析发现滤池中硫自养和异养反硝化菌同时存在[31]。尽管硫自养反硝化工艺不需投加有机物作为碳源，可以大大节约碳源开支成本，但这一反硝化过程会消耗大量碱度，同时产生大量硫酸盐。
4 异养反硝化技术
4.1 概 述
异养反硝化是指异养或兼性异养型反硝化细菌以有机碳源作为电子供体，利用 NO3 - -N 和 NO2 - -N 作为电子受体，将 NO3 - -N 转化为 NO、N2O，最终被还原成 N2 的过程，已被成功用来处理各种废水。异养反硝化反应易受到诸如溶解氧、碳源、C/N、pH 和温度等因素的影响。溶解氧在会与电子供体发生反应，影响反硝化的效率。此外，硝酸盐还原酶的合成及其活性也会受到溶解氧的影响，因此一般要求溶解氧的质量浓度不可超过 1.0 mg/L。碳源在反硝化过程中既提供能量来源，又担任着电子供体的角色，是生物反硝化过程中的必需物质，也是主要限制性因素。碳源会影响反硝化过程中 pH 变化、反硝化速率和亚硝酸盐积累。C/N 作为可调因素对反硝化 N2O 产量和亚硝酸盐积累的影响具有实际意义，反硝化的效率很大程度上都与碳氮比有关[32]。 KRISHNA 等应用颗粒污泥处理含高 NO3 - -N 含量的废水，碳源为乙酸钠，结果表明反硝化效率会受到碳氮比影响，在碳氮摩尔比为 1.5 时最高，且 NO2 - -N 的积累最少[33]。 pH 对反硝化造成的影响主要体现在酶活性上，环境中的 pH 如果超过了适合微生物酶的范围，酶的活性和微生物对营养物质的吸收都会受到影响。在不同的报道中，适宜的 pH 范围会由于菌体的细微差异和碳源选取的不同而略有不同，但一般都处于中性和微碱性。当 pH 不在适宜范围内时，反硝化会减慢，N2O 或 NO2 - 会积聚。与其它废水生物处理相比，温度在生物反硝化过程中影响较大的影响要大，是微生物反硝化脱氮的重要影响因素之一。
4.2 在 RAS 中的应用
在 RAS 的水体中存在充足的溶解氧满足养殖对象的生理需要，此时难以为反硝化菌提供适合反硝化的厌氧环境。因此，需要额外的反硝化过程以有效地去除水体中的 NO3 - -N。除了传统的生物膜法，近些年兴起的还有固定化反硝化技术和固相反硝化工艺等。这些反硝化工艺有各自的优缺点，在实际构建 RAS 时可根据实际情况来选择。
4.2.1 传统生物反硝化反应器
RAS 中的生物反应器(如生物转盘、生物滤池等)是在水处理单元提供合适的供菌体生长的载体，养殖水经过该单元后硝酸盐得以去除，在水产养殖应用较为普遍。它的原理是利用生物膜的代谢作用，即利用异养兼性厌氧的反硝化细菌在无氧环境下生物合成的同时将硝酸盐转化为终产物 N2，在这个过程中，有机碳是碳源和电子供体，硝酸盐是最终的电子受体[34]。表 1 总结了传统的生物脱氮反应器。
4.2.2 固定化反硝化技术
固定化反硝化技术是近些年兴起的水处理技术。它的原理是以化学或物理的方法将游离的反硝化菌定位或限制于一个特定的空间，使其活性不被影响，从而可以被重复利用[44]。在固定化反硝化技术中，关键因素有菌体固定方法的选择和载体的选择。反硝化菌的固定方法包括载体结合法、包埋法、交联法、共价法和系统截留法。由于养殖水体中存在各种各样的物质，且环境因素达不到要求，因此目前固定化反硝化技术主要是在模拟养殖水体中进行试验研究。尹艳娥等从海水养殖池塘中筛选出反硝化菌并进行固定化，研究硝酸盐含量、pH 以及温度对固定化反硝化菌除去 NO3 - -N 效果的影响。结果表明固定化反硝化菌去除水体中硝酸盐是动态平衡的，在运行一定时间后处理效果达到最佳;达到稳定状态的时间受到硝酸盐浓度的影响[45]。固定化反硝化菌去除硝酸盐效果优化的条件是 pH 为 6～8，温度为 20～35 ℃。固定化反硝化法在 RAS 中的应用有许多优点，如微生物密度高、反应速度快，可缩短反应时间，节省反应器的空间，从而降低处理设备的工程投资和造价[46]。良好的固液分离性能促使微生物高含量低生长速率状态的形成且流失很少。耐毒害和稳定性强使得反应器工艺的安全性能大大提高。同时，固定化反硝化技术也存在一些待解决的问题，如养殖水体成分复杂，需要开发性能优良的固定化载体，且通常因碳氮比较低而需要添加碳源。
4.2.3 固相反硝化工艺
固相反硝化工艺是一种利用不溶固体有机物(如木屑、秸秆等)作为碳源，为反硝化作用提供电子供体从而去除水中硝酸盐的工艺。固体有机物只能在微生物酶的作用下分解进而被利用，不会带来外部添加碳源残留的问题[47]。固相反硝化工艺中的固体有机物同时充当碳源和载体这 2 种角色，生物膜内部微生物的分解作用促使释放出可溶性有机碳。固相反硝化过程主要受碳源、进水 NO3 - -N 含量、 HRT、DO 含量、温度和 pH 等因素影响。国内外学者对在养殖水体中添加固相反硝化工艺做了广泛的研究。WILLIE 等选取木屑和麦秸这 2 种固体有机物，利用反硝化技术去除养殖废水中的硝酸盐，在反硝化过程中，碱度和 pH 相应增加，从而补偿由于 NH4 + -N 硝化时引起的 pH 下降，最终出水的 NH4 + -N 含量接近 0，NO3 - -N 的去除率达到 99%[48]。SINGER 等以固体绵羊毛作为碳源并设置独特的脱气室，反硝化去除城市小型 RAS 的硝酸盐，长期运行中，NO3 - -N 的质量浓度保持在 10 mg/L 以下，NO2 - -N 和 NH4 + -N 接近于 0，且 pH 和浊度满足水产养殖水质要求[49]。
刘倩等选取聚己内酯(PCL)作为固体有机物构建固相反硝化反应器，考察在不同的 NO3 - -N 含量下，改变 HRT 养殖污水脱氮效果的变化，结果表明，当进水 NO3 - -N 的质量浓度分别为<100、150、200～ 300 mg/L 时，反应器的出水 NO3 - -N 的质量浓度分别在 HRT 为 4、5.5、6 h 达到最低，分别为 17.9、23.9、 34.1～47.4 mg/L，且不存在残留的溶解性有机碳(DOC)。此外，无论进水 NO3 - -N 含量和 HRT 如何组合，出水 NH4 + -N 含量均显著下降，质量浓度稳定在 5 mg/L 左右，出水 NO2 - -N 的质量浓度一直维持在 0.14 mg/L 以下。养殖废水中的 DO 含量和 pH 变化对反应器影响不大，表明该反应器稳定性较强[50]。与其他反硝化工艺相比，固相反硝化工艺不存在碳源过量的风险，且生物膜内部的微生物活性高，可以适应较高的 DO 含量。需要注意的是，在利用发酵有机物作为碳源、DO 含量过高的情况下容易造成系统中亚硝酸盐的积累，对养殖鱼类产生毒害。
5 结语与展望
循环水养殖是 21 世纪水产养殖业发展的主导方向之一，有望为养殖鱼类提供良好的生存环境，提高生产率的同时降低对周围生态环境污染。利用微生物的反硝化作用这种易操作、性价比高的方法解决循环养殖水体中 NO3 - -N 累积的问题已略有成效。然而在已有的研究和实际应用中还存在以下的问题和不足：1)RAS 水处理过程中反硝化细菌的代谢途径尚不清楚，在去除水体中 NO3 - -N 时会引起 NO2 - -N 的累积，伤害到养殖对象;2)随外界环境的改变，反硝化菌的群落变化、菌群之间的关系以及环境因素对反硝化菌功能的影响还不清楚;3)合理有效地投加碳源的问题有待解决，传统的液体碳源，如葡萄糖、蔗糖、甲醇等投加量不易控制，新型碳源可生物降解聚合物成本较高，天然生物质农业废弃物、养殖固体废弃物等研究较少，不成体系;4)目前反硝化工艺在 RAS 的应用还不够普遍，反硝化工艺应用过程中日常的维护方面缺少成熟的经验。随着分子生物学技术的发展，养殖水体反硝化过程中菌体的群落变化、代谢过程以及氮的来源和去向将会更加明晰，新型反硝化细菌如好氧反硝化菌将被发现。如果可以在同一个反应器内实现硝化反硝化，不仅可以简化反应器程序，而且降低 RAS 系统运行成本。这也是未来反硝化在养殖水体脱氮处理中的一个重要方向。
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