氨氮污染對水產養殖的危害及處理技術研究進展

蔡繼晗，沈奇宇，鄭向勇，李 凱，呂永林，陳 強

(1.溫州市漁業技術推廣站，溫州市漁業環境監測站，浙江溫州 325003；2.溫州大學生命與環境科學學院，浙江溫州 325035；3.溫州市海洋與漁業執法支隊，浙江溫州 325003)

隨著我國經濟的發展和人們生活水平的提高，由于工業污染排放、種植業面源污染排放、畜禽業養殖污水排放、水產養殖污水排放、生活污水排放等引起的水體氨氮污染有加重的趨勢，不僅會引起水體中藻類及其它微生物大量繁殖，形成富營養化污染，嚴重時會引起水中溶解氧的大量消耗，導致水生動物大量死亡，造成生態破壞和一定程度的經濟損失。水體中存在的氨氮對養殖的水產品具有一定的毒性，影響了水產品的品質，限制了水產養殖的可持續發展，特別是隨著高密度工廠化養殖技術的推廣，氨氮污染治理的需求日益突出。因此，氨氮污染對水產品的影響以及相應污染的治理對策的研究，成為目前人們研究關注的熱點。

1 氨氮污染對水產養殖的危害

氨氮對水生生物的危害主要是指非離子氨的危害，非離子氨進入水生生物體內后，對酶水解反應和膜穩定性產生明顯影響，表現出呼吸困難、不攝食、抵抗力下降、驚厥、昏迷等現象，影響水生生物的生理、生化指標與生長狀況，嚴重時可導致養殖生物大批死亡，造成經濟損失。氨氮對水生生物的危害機理目前還不是很清楚[1]，一般比較認同的解釋是認為高濃度的氨氮會取代生物體內的鉀離子，影響神經，引起N-甲基-D-天門冬氨酸(NMDA)受體結合活性明顯降低，導致中樞神經系統中流入過量的鈣離子并引起細胞死亡[2]。

關于氨氮對水產品毒性危害的研究國內外有大量的文獻報道，但大部分集中于氨氮的急性毒性研究，近3年來的國內一些典型的研究報告如下：葉繼丹等[3]研究了氨氮對牙鲆Paralichthys olivaceus幼魚肝中超氧化物歧化酶活性及脂質過氧化物含量的影響，發現牙鲆肝組織中超氧化物歧化酶活性隨暴露濃度的增加及時間的延長而升高，表現為明顯的誘導效應，而氨氮對牙鲆肝組織中脂質過氧化物含量變化沒有明顯的影響；方軍等[4]研究了氨氮對毛蚶Scapharca subcrenata稚貝生長與存活的影響，發現毛蚶稚貝對氨氮具有較高的耐受性，在24、48、72、96 h的半致死濃度分別為96.33、74.16、43.63、20.36 mg/L，安全濃度為2.04 mg/L，且氨氮濃度越高存活率越低；李建等[5]研究了氨氮對日本對蝦Penaeus japonicus幼體的毒性影響，發現氨氮對日本對蝦幼體的毒性作用顯著，隨著濃度的增加，各期幼體的死亡率明顯升高，氨氮對日本對蝦蚤狀幼體、糠蝦幼體和仔蝦的安全濃度分別為：0.295、0.724、1.072 mg/L；杜浩等[6]研究了總氨氮對中華鱘Acipenser sineusis稚魚的急性毒性，發現非離子氨對中華鱘稚魚的24、48、72 h和96 h的LC50及95%可信區間分別為 0.67(0.64 ～1.07)、0.52(0.44 ～0.67)、0.43(0.40 ～0.54)mg/L和 0.39(0.30 ～0.45)mg/L；此外，曲克明等[7]，李波等[8]，王娟等[9]分別研究了不同溶解氧水平條件下，氨氮分別對大菱鲆Scophthalmus maximus、黃顙魚Pelteobagrus fulvidraco和中國對蝦Fenneropenaeus chinensis的急性毒性；胡賢德等[10]，呂富等[11]則分別研究了不同鹽度水平條件氨氮對斑節對蝦Penaeus monoclon和雙齒圍沙蠶Perinereis aibuhitensis的毒性；魏天柱等[12]則研究了非離子氨氮對鯉魚種的毒性；王琨等[13]研究了分子氨對鯉Cyprinus carpio幼魚血清SOD和MDA的影響，發現分子氨濃度達0.137 mg/L時，SOD活性的下降并趨于穩定，當分子氨濃度達0.411 mg/L時，MDA含量顯著上升，試驗結果表明，分子氨直接影響鯉幼魚體內的脂質過氧化水平，且這種氧化損傷的程度與濃度密切相關。

近幾年國外關于氨氮對水產養殖的研究報道有：REDDY-LOPATA[14]等研究了氨氮對南非鮑魚Haliotis midae的急性毒性及其生長的影響，結果發現鮑魚對氨氮的耐受性隨著體重的增加而增強，且長期暴露于亞致死量氨氮濃度下的鮑魚幼苗其生長率比起未接觸氨氮的鮑魚幼苗減少了約58.7%；WEE等[15]通過將南非的一種鲇魚Clarias gariepinus暴露于半致死量的氨氮濃度下一段時候后，解剖分析鲇魚大腦中氨氮和谷氨酸鹽的含量，以尋求鲇魚對氨氮急性中毒致死的機理，研究結果發現，鲇魚大腦中谷氨酸鹽的合成與累積不是鲇魚氨氮中毒引起的主要死因，主要原因是由于鲇魚大腦中氨氮濃度的累積所引起；MIRANDA-FILHO[16]等以每24 h換水的方式將一種蝦Farfantepenaeus pauleusis在0.016 ～0.287 mg/L氨氮濃度條件下養殖75 d，結果發現氨氮顯著抑制了蝦的生長，并且使蝦體內的油脂含量降低而碳水化合物增加；IP[17]等通過通過解剖分析大腦中的氨氮與谷氨酸鹽的含量來研究氨氮對甲魚的急性毒性及甲魚的解毒機理，結果發現甲魚Pelodiscus sinensis對氨氮具有較高的耐受性，氨氮對甲魚的毒性可能是由于N-甲基-D-天門冬氨酸(NMDA)受體結合活性的降低引起而不是由于谷氨酸鹽的累積，甲魚對氨氮的解毒主要依靠將氨氮排泄出體外得到實現；WICKS等[18]研究了喂食和禁食條件下氨氮對鮭魚Oncorhynchus mykiss的毒性特點，結果表明，在24 h內，喂食增強了鮭魚對氨氮的耐受性而禁食加劇了氨氮對鮭魚的毒性。

2 氨氮污染的現狀

氨氮的污染來源除了由于外界工業、農業、生活排污等外界排入養殖水體造成污染之外，人工養殖的過程中由于飼料的投喂和魚類的排泄等，其本身會對養殖水體造成污染。

目前我國水產養殖業面臨的氨氮污染有加重的趨勢，根據國家海洋局2008年的環境質量公報提供的數據[19]，我國2008年約88.4%的入海排污口超標排放污染物，其中氨氮是主要的超標污染物之一，而目前設置在漁業資源利用和養護區的排污口占入海排污口總數的40.6%，其中有95.3%超標排放；2008年排入海洋的氨氮總量為17萬t，排入漁業資源利用和養護區的約占67.3%；2008年實施監測的排污口鄰近海域中，高達73%的排污口鄰近海域水質不能滿足海洋功能區要求，67%的排污口鄰近海域水質為Ⅳ類和劣于Ⅳ類，27%的排污口鄰近海域水質為Ⅲ類，近30%的排污口鄰近海域沉積物質量不能滿足海洋功能區要求，15%的排污口鄰近海域沉積物質量為Ⅲ類和劣于Ⅲ類，海域生態環境質量評價結果顯示，近40%的排污口鄰近海域生態環境質量處于差和極差狀態，77億t污水排入漁業資源利用和養護區，攜帶了大量營養鹽和有毒有害物質，使區內水體富營養化趨勢加劇，生物質量降低。

而根據國家環保部2007年的水環境質量公報所提供的數據[20]，我國2007年地表水污染依然嚴重，其中7大水系總體為中度污染，而氨氮在大部分水系中是主要的污染指標；28個國控重點湖(庫)中，Ⅴ類的5個，占17.9%，劣Ⅴ類的11個，占39.3%，主要污染指標為包括氨氮在內的總氮和總磷；2007年，影響全國近岸海域水質的主要污染因子依然是無機氮和活性磷酸鹽，個別海域石油類、化學需氧量、溶解氧、pH、鉛、銅和非離子氨超標；2007年，我國海洋天然重要漁業水域監測面積為1 609萬hm2，結果表明，無機氮、活性磷酸鹽、石油類、化學需氧量、汞和銅超標面積占所監測面積的比例分別為74.4%、66.9%、40.4%、17.4%、3.4%和3.2%。

3 氨氮污染治理技術研究進展

氨氮污染水體的處理技術主要有生物法、化學沉淀法、離子交換法、膜分離法、折點氯化法、濕式氧化法、吹脫及汽提法、電化學法等，目前已經應用于水產養殖氨氮治理中的技術根據報道如下：

3.1 生物處理技術

氮氣生物處理技術是指利用微生物(以細菌為主)將水體中的氨氮轉化成為亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮或氮氣的一種方法，這是目前在水產養殖氨氮治理中應用最多的一種技術，相關的研究也比較多。

國內關于水產養殖氨氮生物處理技術的研究，較有代表性的一些研究如下：楊紹斌[21]采用厭氧光照富集法，篩選培養了復合光合細菌，將其投放到魚塘水中，結果表明按2%投放復合光合細菌對魚塘水凈化效果最佳，其中對氨氮的去除率88.89%；侯穎等[22]從養魚池水中分離篩選到1株高效氨氮降解菌，當氨氮初始質量濃度為50 mg/L時，該菌株在24 h內的氨氮降解率>95%，并具有硝酸還原和亞硝酸還原能力；高海英等[23]則從對蝦養殖水體中分離篩選出對氨氮具有較高降解能力的耐鹽芽孢桿菌菌株，在模擬淡水和海水條件下，當氨氮初始濃度為20 mg/L時，3 d對氨氮降解率分別達到55.18%和52.00%；吳偉等[24]則研究了應用諾卡氏菌降解養殖水體中氨氮的特性，發現降解菌在30℃，pH 7.2及氨氮初始濃度0 ～30 mg/L范圍內保持高活性，最大降解速率達3.5 mg/(L·h)，當底物濃度大于50 mg/L時，平均降解速率線性下降，當接種量(菌懸液/反應液)為20 mL/100 mL時氨氮的降解是高效與經濟的；李卓佳等[25]采用以芽孢桿菌屬菌株為主導的復合制劑，在養殖斑節對蝦的池塘中進行了3個月的試驗，結果表明，試驗組與對照組相比，氨氮、亞硝酸鹽氮、硫化氫降低了5%以上，溶解氧增加了30% ～100%，同時有效地抑制了致病菌如弧菌的滋生，改善了池塘菌群結構，斑節對蝦的成活率和產量分別提高了50.3%和87.9%；陳中祥等[26]則了研究對處理低溫環境下工廠化養殖水體氨氮的生物濾池中微生物的特性，實驗表明經過低溫環境的馴化和誘導，在12℃的低溫條件下，微生物處理仍然是工廠化養殖水體中氨氮的有效處理手段，實驗驗證了在冷水魚工廠化低溫養殖中使用生物濾池處理氨氮的可行性；戰培榮等[27]研究了利用流化床技術去除養魚循環水中的氨氮，發現當載魚量為25±2 kg/m3時，流化床生物濾器進水氨氮濃度為1.3 mg/L，出水中氨氮濃度為0.20 mg/L，魚類生長正常，氨氮去除率為 80%～95%；李谷等[28]研究了固定化微生物去除養殖水體中的氨氮，通過兩種不同方法對養鱉污水的初步降解實驗表明，固定化小球對混凝前后養殖污水氨氮的去除率分別為76.5%和80.7%，而懸浮硝化活性污泥為57.6%和70.2%，這一方面說明養殖水體自身的生態環境狀況對硝化細菌的影響較大，另一方面說明固定化法對養殖污水氨氮的去除效率穩定而且高。

國外關于水產養殖的氨氮去除技術開展的比較早，如NG等[29]于1996年研究了利用生物流化床技術處理水產養殖廢水中的氨氮以用于循環使用，結果表明在進水氨氮水力負荷從0.201 ～0.397 g/(m2·d)的條件下，氨氮的最大去除率可以達到82%，出水氨氮的濃度為0.05 mg/L；DAVIDSON等[30]則研究了以沙子作為載體的流化床去除養殖水體中氨氮的研究，結果發現對氨氮的去除率可以達到86%－88%，出水的氨氮值為0.11±0.04 mg/L；LYSSENKO等[31，32]研究了水力負荷變化的沖擊(如魚苗量的變化、魚池的沖洗等引起的變化)對生物濾池處理養殖水體中氨氮的性能的影響，結果表明，鹽度的增加能降低氨氮的去除率，而溫度升高或氨氮濃度的增高有利于氨氮的去除，pH的變化則影響不大；MALONE等[33]則對生物濾池處理水產養殖廢水的動力學方面做了相應的研究，并對比了利用線性模型和Monod模型進行擬合的效果，結果表明線性模型更為準確。

除了上述報道之外，利用生物技術處理水產養殖廢水中氨氮的報道還有很多，基本是利用直接投加微生物制劑到養殖塘中或者利用生物反應器循環凈化養殖水這兩種模式，研究已經達到實際工程應用的階段，但在處理效果、處理成本、推廣適用性等方面的研究還有待于深入。

3.2 生態處理技術

所謂氨氮的生態處理技術，是指人工建立自然生態系統，模擬其凈化污水的能力，除了利用細菌、放線菌等處理氨氮之外，還引入藻類、植物、動物以及媒體介質等，通過過濾、吸附、沉淀、離子交換、植物吸收和微生物分解等來實現對污水的凈化，常見的有氧化塘、人工濕地、土壤法等，目前該類技術目前已逐漸應用于水產養殖廢水的治理中。如TILLEY等[34]利用占地面積為7.7 hm2的人工濕地來處理8.1 hm2高密度對蝦養殖塘的出水，處理量為每天13 600 m3廢水，研究結果表明，在循環運行期間，該系統能維持養殖水體中較低的總氮和硝酸鹽濃度；COSTA-PIERCE等[35]利用人工濕地將三級處理城市污水再理后用于水產養殖，結果表明，出水氨氮濃度小于0.4 mg/L，連續8個月的試驗結束后，魚的生物量從養殖初期的0.16 ～0.21 kg/m3增加到收獲期的1.50 ～2.00 kg/m3；LIN等[36]為設計了一套表面流和潛流串聯的人工濕地系統處理養殖廢水以用于循環利用，運行結果表明，氮的去除在系統建成30 d后即出現明顯效果，在連續7個月的運行過程中，氨氮的去除率達到86% ～98%，總無機氮的去除率達到95% ～98%，出水中氨氮濃度小于0.3 mg/L，亞硝酸鹽濃度小于0.01 mg/L，完全滿足養殖用水的要求；PORRELLO等[37]則對一個處理水產養殖廢水的氧化塘出水水質做了2年的監測，結果表明，在監測期間出水中非離子氨的濃度范圍為0.16 ～5.06 μM，年平均值為1.12±1.21 μM，表明氧化塘能降低養殖廢水中的氨氮，減少排入水體富營養化現象；張根芳等[38]則利用將珍珠蚌與魚混養來凈化水質，發現混養后在網繩、網袋(夾)、泡沫浮子和蚌殼上迅速附著絲狀藻類、原生動物、腔腸動物、多孔動物和苔蘚動物等多種附著生物，在水體表層20 ～40 cm間形成新的生物群落，同時水體藻類種類、門類增加，呈現一定的多樣性趨勢，在5-9月富營養的發展期，水體營養鹽可以得到消耗，能使N和P含量分別下降67.3%和73.2%，富營養化得到了明顯控制，同時還能收獲珍珠、蚌肉和貝殼等產品，做到“以水養水”、“以水治水”之目的。

生態處理技術用于養殖水的氨氮凈化目前已經得到一些應用，而且越來越引起人們的關注，但目前還應該就生態處理系統的構建模式、物種搭配、機理研究、新型材料開發等方面進一步展開研究。

3.3 濕式氧化技術

濕式氧化是指利用臭氧、雙氧水等強氧化劑，在超臨界、光催化、投加催化劑等條件下，對水體中的氨氮進行氧化的一種方法。目前濕式氧化用于水產養殖的研究并不多，劉永等[39]利用臭氧發生器和催化反應設備，把加入5 mg/L NaBr的養殖水體與臭氧充分混合，在Br-的催化作用下，使臭氧與氨氮產生氧化反應，產生氮氣，達到去除氨氮的目的，實驗在一個9.2 m3水體、養殖密度為10 kg/m3的封閉循環式冷水魚養殖系統中，以虹鱒為實驗動物,在192 h的換水周期內，每24 h采水樣1次，研究表明，在Br-的催化作用下臭氧可有效氧化降解養殖水體的氨氮，降解效率可達50.11%，比臭氧直接氧化法高24.31%。

3.4 電化學技術

電化學方法是指利用析氯電極在電流的作用下，利用水中存在的氯離子生成的二氧化氯氧化氨氮或直接利用電極氧化氨氮的一種方法。電化學技術用于水產養殖水體中氨氮的處理目前研究并不多見，LIN等[40]研究了電化學技術處理養殖水體中氨氮時電極材料、電導率、電流密度等對去除效果的影響，結果表明電化學技術能夠有效去除水體中的氨氮。

3.5 膜分離技術

膜分離技術是指利用膜的選擇透過性對水體中的氨氮進行處理的一種技術，該技術用于養殖水的處理研究并不多見，成曉云等[41]研究了膜式氧合器3種不同解吸方式，即O2對流法、真空抽取法和酸吸收法去除水產養殖水體中氨氮的影響因素，結果發現，初始濃度為25 mg/L的溶液經氧合器處理1 h后，用酸吸收時氨氮去除率為17.12%，真空抽吸時為12.32%，而O2吹掃時為2.07%。

4 結論及展望

隨著社會的發展和人們生活水平的提高，水體氨氮的污染的問題可能越來越嚴重，同時人們對水產養殖產品品質的要求也會越來越高，因此，開展水產養殖氨氮污染的危害以及相應治理措施的研究具有非常重要的現實意義。

關于水產養殖氨氮污染的危害研究方面，對比國內外的文獻我們可以發現，國內對氨氮對水產養殖危害的研究主要集中在氨氮對水產品的急性毒性研究方面，而對氨氮引起水產品中毒的機理方面和氨氮污染的長期效應方面研究不夠深入，國外的最新研究雖然對氨氮對水產品的中毒機理以及長期暴露的生長形態等方面有所深入，但是關于氨氮污染對水產養殖環境的改變、水產品受氨氮污染而導致的亞健康生長對產品品質的影響、氨氮對水產品危害的微觀毒理研究等等，目前還有待于深入開展。

關于水產養殖水體氨氮污染的控制技術研究方面，目前已得到應用和研究的熱點在于生物處理技術和生態處理技術，雖然微生物處理技術具有見效快、操作方便等優點，但在開放水系，直接投加微生物制劑容易對生態造成影響，而且微生物制劑在開放體系中很容易失效，生物反應器雖然能夠有效處理水產養殖水中的氨氮，但處理成本、對不同地區及不同對象的適用性方面還有待于深入，此外，微生物包埋固定化技術作為一種新興的生物處理技術，能夠在一定程度上解決微生物菌種流失與生態風險等問題，在今后可能會成為研究的熱點；生態處理技術具有運行成本低、安全、無需添加化學試劑、能獲得一定經濟價值的產品等優點，同時生態處理技術存在占地面積較大，處理效果受氣候變化影響較大等問題，但生態處理技術符合目前水產生態健康養殖的理念，有望在今后得到深入研究和廣泛應用，將來有可能的研究方向可能在于處理效果的改進、物種搭配的優化、處理系統內部結構的優化等方面；至于濕式氧化技術、電化學技術、膜分離技術等，具有效果好、占地省、受外界干擾少等優點，但其處理成本較高，操作比較復雜，今后研究的熱點可能在于降低費用、提高效果等；此外，利用現有的氨氮處理技術進行組合，形成成套處理技術，用于水產養殖水體氨氮的去除，也是今后可能的研究方向之一。

[1]謝江寧,閻喜武.總氨對水生生物毒性的研究進展[J].科學養魚,2008(8)：4-5.

[2]RANDALL D J,TSUI T K N.Ammonia toxicity in fish[J].Marine Pollution Bulletin,2002,45:17-23.

[3]葉繼丹,王 琨,常建波.氨氮對牙鲆幼魚肝中超氧化物歧化酶活性及脂質過氧化物含量的影響[J].水產學雜志,2007,20(1)：9-13.

[4]方 軍,閆茂倉,張炯明,等.pH和氨氮對毛蚶稚貝生長與存活影響的初步研究[J].浙江海洋學院學報：自然科學版,2008,27(3)：281-285.

[5]李 建,姜令緒,王文琪,等.氨氮和硫化氫對日本對蝦幼體的毒性影響[J].上海水產大學學報,2007,16(1)：22-27.

[6]杜 浩,危起偉,劉鑒毅,等.苯酚、Cu2+、亞硝酸鹽和總氨氮對中華鱘稚魚的急性毒性[J].大連水產學院學報,2007,22(2)：118-122.

[7]曲克明,徐 勇,馬紹賽,等.不同溶解氧條件下亞硝酸鹽和非離子氨對大菱鲆的急性毒性效應[J].海洋水產研究,2007,28(4)：83-88.

[8]李 波,樊啟學,張 磊,等.不同溶氧水平下氨氮和亞硝酸鹽對黃顙魚的急性毒性研究[J].淡水漁業,2009,39(3)：31-35.

[9]王 娟,曲克明,劉海英,等.不同溶氧條件下亞硝酸鹽和氨氮對中國對蝦的急性毒性效應[J].海洋水產研究,2007,28(6)：1-6.

[10]胡賢德,孫成波,蔡鶴翔,等.不同鹽度條件下氨氮對斑節對蝦的毒性試驗[J].廣西科學,2009(2)：206-209.

[11]呂 富,黃金田,呂林蘭,等.不同鹽度條件下氨氮對雙齒圍沙蠶的毒性研究[J].安徽農業科學,2009,37(7)：2 986-2 987；2 994.

[12]魏天柱,董海林.非離子態氨對鯉魚種的毒性實驗[J].河北漁業,2008(12)：22；32.

[13]王 琨,韓 英.喹乙醇和分子氨對鯉幼魚血清SOD和MDA的影響[J].東北農業大學學報,2007,38(2)：206-210.

[14]REDDY-LOPATA K,AUERSWALD L,COOK P.Ammonia toxicity and its effect on the growth of the South African abalone Haliotis midae Linnaeus[J].Aquaculture,2006,261:678-687.

[15]WEE N L J,TNG Y Y M,CHENG H T,et al.Ammonia toxicity and tolerance in the brain of the African sharptooth catfish,Clarias gariepinus[J].Aquatic Toxicology,2007,82:204-213.

[16]MIRANDA-FILHO K C,PINHO G L L,Jr W W,et al.Long-term ammonia toxicity to the pink-shrimp Farfantepenaeus paulensis[J].Comparative Biochemistry and Physiology,Part C,2009,150:377-382.

[17]IP Y K,LEE S M L,WONG W P,et al.Mechanisms of and defense against acute ammonia toxicity in the aquatic Chinese soft-shelled turtle,Pelodiscus sinensis[J].Aquatic Toxicology,2008,86:185-196.

[18]WICKS B J,RANDALL D J.The effect of feeding and fasting on ammonia toxicity in juvenile rainbow trout,Oncorhynchus mykiss[J].Aquatic Toxicology,2002,59:71-82.

[19]中華人民共和國國家海洋局.2008年中國海洋環境質量公報[R/OL].http://www.soa.gov.cn/hyjww

[20]中華人民共和國國家環保部.2007年中國水環境質量公報[R/OL].http://www.mep.gov.cn/

[21]楊紹斌.復合光合細菌對魚塘水氨態氮H2S的去除效應[J].環境科學與技術,2005,28(4)：25-26.

[22]侯 穎,孫軍德,徐建強,等.養殖水體中高效氨氮降解菌的分離與鑒定[J].水產科學,2005,24(10)：22-24.

[23]高 海,王占武,李洪濤,等.養殖水體耐鹽高效降亞硝酸鹽氮和氨氮芽孢桿菌的篩選與鑒定[J].河北農業科學,2008,12(11)：59-61.

[24]吳 偉,陳家長,瞿建宏,等.諾卡氏菌對養殖水體中氨氮的降解特性研究[J].浙江海洋學院學報：自然科學版,2000,19(1)：21-24.

[25]李卓佳,張 慶,陳德康,等.應用微生物健康養殖斑節對蝦德研究[J].中山大學學報：自然科學版,2000,39：229-232.

[26]陳中祥,曹廣斌,劉 永,等.低溫工廠化養殖水體氨氮處理微生物的初步研究[J].農業工程學報,2005,21(8)：132-136.

[27]戰培榮,劉 偉,曹廣斌,等.流化床生物濾器去除養魚循環水中氨和亞硝酸鹽的研究[J].農業環境科學學報,2007,26(1)：81-87.

[28]李 谷,黃 正,龍 華,等.養殖水體氨氮去除的固定化微生物技術[J].大連水產學院學報,2001,16(4)：262-268.

[29]NG W J,KHO K,ONG S L,et al.Ammonia removal from aquaculture water by means of fluidised technology[J].Aquaculture,1996,139:55-62.

[30]DAVIDSON J,HELWIG N,SUMMERFELT S T.Fluidized sand biofilters used to remove ammonia,biochemical oxygen demand,total coliform bacteria,and suspended solids from an intensive aquaculture effluent[J].Aquacultural Engineering,2008,39:6-15.

[31]LYSSENKO C,WHEATON F.Impact of positive ramp short-term operating disturbances on ammonia removal by trickling and submerged-upflow biofilters for intensive recirculating aquaculture[J].Aquacultural Engineering,2006,35:26-37.

[32]LYSSENKO C,WHEATON F.Impact of rapid impulse operating disturbances on ammonia removal by trickling and submerged-upflow biofilters for intensive recirculating aquaculture[J].Aquacultural Engineering,2006,35:38-50.

[33]MALONE R F,BERGERON J,CRISTINA C M.Linear versus Monod representation of ammonia oxidation rates in oligotrophic recirculating aquaculture systems[J].Aquacultural Engineering,2006,34:214-223.

[34]TILLEY D R,BADRINARAYANAN H,ROSATI R,et al.Constructed wetlands as recirculation filters in large-scale shrimp aquaculture[J].Aquacultural Engineering,2002,26:81-109.

[35]COSTA-POERCE B A.Preliminary investigation of an integrated aquaculture-wetland ecosystem using tertiary treated municipal wastewater in Los-Angeles County,California[J].Ecological Engineering,1998(10):341-354.

[36]LIN Y,JING S,LEE D,et al.Nutrient removal from aquaculture wastewater using a constructed wetlands system[J].Aquaculture,2002,209:169-184.

[37]PORRELLO S,FERRARI G,LENZI M,et al.Ammonia variations in phytotreatment ponds of land-based fish farm wastewater[J].Aquaculture,2003,219:485-494.

[38]張根芳,鄧閩中,方愛萍,等.蚌、魚混養對幾種水污染指標的影響[J].上海水產大學學報,2005,14(2)：157-161.

[39]劉 永,曹廣斌,蔣樹義,等.冷水性魚類工廠化養殖中臭氧催化氧化降解氨氮[J].中國水產科學,2005,12(6)：790-795.

[40]LIN S H,WU C L.Electrochemical removal of nitrite and ammonia for aquaculture[J].Water Research,1996,30(3):715-721.