生物強化移動床生物膜反應器處理水產養殖循環水初步研究

仇天雷，王旭明，高　敏，海熱提，王曉慧，李　媛，韓梅琳

(1.北京化工大學，北京市水處理環保材料工程技術研究中心，北京　100029；2.北京市農林科學院生物技術研究中心，北京　100097)

?

生物強化移動床生物膜反應器處理水產養殖循環水初步研究

仇天雷1,2，王旭明2，高敏2，海熱提1，王曉慧1，李媛1，韓梅琳2

(1.北京化工大學，北京市水處理環保材料工程技術研究中心，北京100029；2.北京市農林科學院生物技術研究中心，北京100097)

摘要：利用自制的硝化細菌菌劑促進移動床生物膜反應器(Moving bed biofilm reactor，MBBR)的掛膜啟動，分析不同載體氨氮負荷、碳氮比條件下反應器運行狀況，并進一步進行了實驗室模擬循環水養殖草金魚實驗。結果顯示，利用自制硝化菌劑能夠完成整個移動床反應器的啟動過程，在接種15 d后使循環出水氨氮穩定在1 mg/L以下。單位體積載體氨氮負荷實驗表明，MBBR能夠在100 mg TAN/(L填料·d)條件下，使出水滿足一般水產養殖水質要求(氨氮<0.5 mg/L，亞硝氮<0.1 mg/L)。進水碳氮比在1以內時MBBR能夠穩定高效運行。在實驗室模擬循環水養殖過程中，經菌劑強化的MBBR能維持循環出水氨氮低于0.5 mg/L，亞硝氮低于0.05 mg/L。

關鍵詞：生物填料；循環水養殖；硝化細菌；生物強化

中國水產養殖年產量約為4 000萬噸，占世界總水產養殖產量的61%[1]。高密度養殖給環境帶來很多不良影響[2]。水體在水處理系統和水產養殖系統中循環利用的循環水產養殖(Recirculating aquaculture system，RAS)是一種環境友好型的養殖模式，具有節水、節地、高密度集約化和排放可控的特點，為養殖給環境帶來的不良影響提供了一種可行的解決方案[3]。

生物過濾系統是RAS水處理的核心部分，其硝化作用是維持循環水養殖體系中低于致死氨濃度(0.1～3 mg/L，取決不同養殖品種、pH和鹽度)的關鍵所在[4-5]。近年來，懸浮填料由于其比表面積大，不需反沖洗等優點，陸續應用于海水及淡水水產養殖的移動床生物膜反應器(Moving bed biofilm reactor，MBBR)[6-11]。但由于該類型填料微生物附著慢，且硝化細菌自身生長緩慢，導致掛膜速度慢，反應器啟動時間長，而利用活性污泥進行馴化又有引入外源病原菌的風險，在實際生產中不常采用[12]，所以利用硝化細菌菌劑生物強化是一種有效促進懸浮填料掛膜的手段。此外，MBBR在水產養殖水處理中的應用多關注水力停留時間、曝氣量等控制參數[8,13]，而在水質碳氮比對硝化作用影響方面較少涉及。

本試驗通過添加自制硝化細菌菌劑強化MBBR掛膜，進一步研究了不同氨氮負荷、碳氮比條件下反應器去除率變化情況，并將MBBR初步應用于實驗室規模草金魚的循環水養殖，為MBBR反應器在工廠化循環水養殖中的快速啟動及應用提供基礎數據支持。

1材料與方法

1.1實驗裝置及配水

水處理反應器為移動床生物膜反應器(MBBR)，材料為有機玻璃，內徑為12 cm的圓柱體，總有效體積為2 L。采用多孔流化懸浮填料(鞏義市北山口三星水處理新型填料廠)，填料為直徑25 mm，厚度為2.5 mm的多孔圓柱塑料，密度為0.95 g/cm3，比表面積約為500 m2/m3，填料總體積約600 mL。循環水箱有效容積為8 L。在人工配水實驗階段，進水從循環水箱經蠕動泵泵入MBBR，MBBR出水自流入循環水箱，水箱內氨氮及其他污染物濃度由濃縮液箱進水調節(圖1a)。在實驗室規模RAS實驗中，進水養殖魚缸總體積為15 L，有效體積為8 L，MBBR進水由蠕動泵從魚缸泵入反應器(圖 1b)，出水由上部出水口循環流回魚缸，水力停留時間均為13 min，實驗溫度為25 ℃。

圖1　移動床生物膜反應器

人工配水配方：胰蛋白胨(Trypton，OXOID)：20 mg(總有機碳含量約20 mg/L)；NH4Cl，38.2 mg(氨氮含量10 mg/L)； NaHCO3，71.4 mg；Na2HPO4， 18.85 mg；混合微量元素：1 mL；自來水1 L。混合微量元素：NiCl2，0.5 g；MnSO4·4H2O，0.5 g；ZnSO4，0.1 g；硼酸鈉，0.1 g；CoCl2·6H2O，0.05 g；CuSO4·5H2O，0.005 g；Na2MoO4，0.04 g；蒸餾水 1 L。

1.2菌種及培養方式

實驗組菌劑：菌劑構成為實驗室分離的異養硝化細菌孟加拉副球菌(ParacoccusbengalensisN74-1)和購自德國菌種保藏中心(Deutsche Sammlung von Mikroorganismen und Zellkulturen GmbH，DSMZ)的自養硝化細菌韋氏硝化桿菌(NitrobacterwinogradskyiDSM 10237)。菌株N74-1用液體異養硝化細菌培養基(葡萄糖，5 g；NH4Cl 0.76 g；NaCl，0.3 g；酵母膏，0.5 g；K2HPO4，1 g；MgSO4·7H2O，0.3 g；FeSO4·7H2O，0.03 g；蒸餾水1 L)溫度28 ℃，轉速150 r/min搖床培養48 h，菌液備用[14]。菌株DSM 10237用DSMZ液體培養基Medium 756a (酵母膏，1.5 g；蛋白胨，1.5 g；丙酮酸鈉，0.55 g；微量元素溶液，1 mL；亞硝酸鈉，2 g；蒸餾水，1 L；pH 7.4)，溫度28 ℃，轉速150 r/min搖床培養7 d，菌液備用。

對照組菌劑：市場購買的硝化菌劑。

1.3實驗設置

實驗總共分為三個階段：

階段1，人工配水掛膜啟動：配水采用自來水配制，實驗組的菌劑接種量為1 ‰(V∶V)，啟動時向反應器中投加ParacoccusbengalensisN74-1菌液1 mL，待亞硝氮積累后，添加Nitrobacterwinogradskyi菌液1 ml。對照組菌劑添加1 ‰(V∶V)，即為2 mL。兩個反應器均在添加菌劑后關閉循環泵，悶曝24 h；出水氨氮濃度降至零后(第16天)向循環水桶內按配水比例重新添加胰蛋白胨、NH4Cl和NaHCO3。

階段2，連續進水階段，考察不同載體負荷以及不同碳氮比條件下，反應器運行狀況。利用蠕動泵每天補充胰蛋白胨、NH4Cl和NaHCO3，使反應器單位載體氨氮負荷(Volumetric total TAN load rates，VTL)分別設置為100 mg 氨氮(Total ammonia nitrogen，TAN)/(L填料·d)和200 mg TAN/(L填料·d)【注：反應器氨氮負荷為80 mg TAN/d時，相當于25 kg/m3養殖密度1%(W∶W)的投餌量條件產生的氨氮[15]】；碳氮比分別設置為0，1及2(W∶W)，碳源以胰蛋白胨中含有TOC計算，氮源按NH4Cl含有的氨態氮計算，每天利用蠕動泵泵進相應的胰蛋白胨、NH4Cl濃度。

階段3，實際水產養殖掛膜及穩定運行：啟動期用養殖廠錦鯉養殖水，接種方法與階段1相同，用蠕動泵連續循環。待反應器出水氨氮和亞硝氮穩定后，接入8 L的養殖魚缸，養殖品種為草金魚(Carassiusauratus)，養殖密度約為12.5 g/L，數量共10尾，總重量為100 g，每天飼喂為魚體總重的1 %，即 1 g，使用飼料為育成錦鯉飼料(蛋白含量為35%)。

1.4水樣采集及檢測

每天定時取MBBR出水，經過0.45 μm濾膜過濾后測定檢測氨氮、亞硝氮、硝態氮及可溶性有機碳(DOC)含量。硝酸鹽氮采用紫外分光光度法測定；氨氮采用水質快速測定儀測定；DOC用TOC分析儀測定；亞硝酸鹽氮采用鹽酸萘乙二胺比色法測定[16]。

2結果與分析

2.1反應器啟動期微生物菌劑強化效率

從啟動期氨氮濃度變化可以看出(圖 2)，兩種菌劑的添加均能使出水氨氮濃度降低，兩組反應器也均在添加菌劑后10 d，氨氮出現迅速下降，說明硝化細菌添加入水處理反應器具有一定的延遲期。添加自制菌劑的實驗組氨氮濃度在15 d降低到1 mg/L以下后，即使重新升高進水濃度，循環出水氨氮和亞硝氮也均能夠基本維持在1 mg/L以下；但添加市售的硝化細菌的對照組在15 d后更換新的進水后，氨氮濃度持續升高，且維持在5 mg/L左右，說明15 d內對照組中生物膜內硝化細菌含量或活性未達到水產養殖要求。

圖2　啟動期氨氮濃度變化

另一方面，從啟動期亞硝氮數據能看出(圖3)，對照組亞硝氮升高的原因主要為硝化作用不完全，亞硝酸鹽隨著啟動時間延長而累積，導致啟動失敗；實驗組通過硝化細菌Nitrobacterwinogradskyi的添加，使硝化的中間產物亞硝氮得到迅速去除，從而保證了完全的硝化作用，這一結果與Kuhn等[17]添加硝化細菌至蝦(Litopenaeusvannamei)循環水養殖系統強化硝化作用結果類似。同時可以明顯觀察到硝化系統的不平衡導致COD的去除也受到影響(圖4)，對照組COD在15 d后也出現明顯升高，可能原因是高濃度的亞硝酸鹽影響了其他異養微生物的生長，從而影響到COD的去除。

圖3　啟動期亞硝氮濃度變化

圖4　啟動期COD濃度變化

2.2不同載體氨氮負荷條件下氨氮去除效果

模擬水產養殖密度為25 kg/(m3)，0.75%和1.5%兩種投餌密度下，分別設置100和200 mg TAN/(L填料·d)兩個VTL，觀察MBBR運行效果。結果表明(圖5)，在100 mg TAN/(L填料·d)條件下，MBBR出水氨氮濃度能保持在0.5 mg/L以下，亞硝氮基本維持在0.1 mg/L以下，說明VTL在100 mg TAN/(L載體·d)，反應器水力停留時間為13 min條件下，經過生物強化掛膜的MBBR能夠保證出水水質滿足一般水產養殖需求(氨氮<0.5 mg/L，亞硝氮<0.1 mg/L)。這與Pfeiffer等[6]研究類似，在低飼養條件下，懸浮塑料載體的單位體積氨氮去除率(Volumetric TAN removal rates,VTR)在82.5～92.2 mg TAN/(L載體·d)之間。在200 mg TAN/(L填料·d)條件下，出水氨氮濃度在0.3～16 mg/L之間劇烈波動，亞硝氮也逐漸積累，說明200 mg TAN/(L填料·d)負荷條件下該種填料的MBBR不能滿足水產養殖需要，該結果與Pfeiffer等[6]和李月等[13]研究不同，在他們的研究中VTR值能達到186.4和440 mg TAN/(L載體·d)，可能原因為本實驗的水力停留時間(約12.5 min)長于他們的研究(5.5 min和8 min)。

圖5　不同單位體積填料氨氮負荷條件下出水水質

2.3不同碳氮比條件下氨氮去除效果

通常認為，循環水養殖水體中有機物含量升高，會對硝化作用產生抑制，從而進一步影響循環水處理生物過濾的硝化作用[18-19]。本實驗中，MBBR在不同碳氮比條件下對氨氮的去除效果有顯著的不同(圖6)，在碳氮比為零，即不添加有機碳源的條件下(C∶N=0∶1)，出水氨氮濃度維持在0.58 mg/L以下，亞硝氮含量基本為零；碳氮比為1時，出水氨氮基本為0，亞硝氮含量低于0.05 mg/L；碳氮比調整為2時，出水氨氮濃度顯著增加，且極不穩定，最高值達到8.73 mg/L，同時亞硝氮也出現明顯累積。結果表明碳氮比控制在1左右有利于硝化系統的穩定運行。與Michaud的研究不同[19]，其海水養殖的移動床反應器最適碳氮比范圍在0～2之間，主要原因為初始進水濃度(2 mg/L)和水力停留時間(4.75 min)有差別所致。與趙倩等[20]的最適碳氮比為5結果不同，可能原因是移動床反應器與生物濾床反應器結構不同，為全混合反應器，生物濾床更易在反應器前端去除多余碳源，以保證硝化細菌的硝化效率。

2.4實驗室水平生物過濾系統水處理效果

根據以上結果，設置氨氮負荷為40 mg N/(L填料·d)。實驗反應器在20 d內完成反應器的啟動(圖7)，氨氮濃度逐步穩定在0.5mg/L以下，實驗組前期(2～8 d)隨著氨氮迅速下降，亞硝氮迅速積累，直到后期(12～16 d)逐漸下降至0左右。

圖6　不同碳氮比條件出水水質

圖7　啟動期水質指標變化情況

圖8　實驗室模擬養殖期水質變化

菌劑中亞硝化細菌濃度遠高于硝化細菌，所以氨氮濃度首先下降而亞硝酸鹽迅速上升，后隨著硝化細菌的增長而亞硝酸鹽逐漸降低，至菌群平衡反應器正常啟動。通過實驗表明現有菌劑仍然需要進一步優化兩種菌劑的數量比例，且在啟動期使用時要注意亞硝酸鹽的積累情況。

將啟動完成的反應器與養殖魚缸連接，模擬養殖水處理實驗，在24 d的處理過程中，出水氨氮和亞硝氮能夠基本穩定在0.5 mg/L和0.05 mg/L以下(圖8)，能夠滿足養殖一般淡水魚類需求。

3結論

(1)只利用自制硝化細菌菌劑進行接種，可以完成移動床反應器的啟動， 20 d后循環出水氨氮和亞硝氮濃度均明顯低于對照菌劑組，且兩者循環出水濃度均低于1 mg/L；

(2)在100 mg TAN/(L載體·d)的氨氮負荷條件下，MBBR出水氨氮濃度小于0.5 mg/L，亞硝氮小于 0.1 mg/L，負荷高于200 mg TAN/(L載體·d)出水水質不穩定；

(3)碳氮比對MBBR硝化作用影響明顯，最適碳氮比為1，碳氮比2時出水水質不穩定；

(4)在模擬水產養殖條件下，自制的硝化細菌菌劑能夠在20 d內完成移動床反應器的啟動，并在12.5 kg/m3的養殖條件下，滿足草金魚養殖需求。

參考文獻:

[1]FAO．Yearbook of fishery statistics[R]．Rome：FAO，2103．

[2]Boyd C E．Guidelines for aquaculture effluent management at the farm-level[J]．Aquaculture，2003，226(1-4)：101-112．

[3]陳軍，徐皓，倪琦，等．我國工廠化循環水養殖發展研究報告[J]．漁業現代化，2009，36(4)：1-7．

[4]Gutierrez-Wing M T，Malone R F．Biological filters in aquaculture：Trends and research directions for freshwater and marine applications[J]．Aquacult Eng，2006，34(3)：163-171．

[5]Schreier H J，Mirzoyan N，Saito K．Microbial diversity of biological filters in recirculating aquaculture systems[J]．Curr Opin Biotech，2010，21(3)：318-325．

[6]Pfeiffer T J，Wills P S．Evaluation of three types of structured floating plastic media in moving bed biofilters for total ammonia nitrogen removal in a low salinity hatchery recirculating aquaculture system[J]．Aquacult Eng，2011，45(2)：51-59．

[7]韓炳泉，郭志濤，蔣磊．移動床生物膜變形工藝原位處理水產養殖廢水的研究[J]．安徽農業科學，2011，39(12)：7270-7271，7277．

[8]鄒俊良，楊京平，呂亞敏．移動床生物膜反應器凈化模擬水產養殖廢水的研究[J]．環境科學學報，2013，33(12)：3219-3226．

[9]宋奔奔，單建軍，劉鵬．循環水養殖中不同載體生物濾器的水質凈化效果分析[J]．安徽農業科學，2014，42(24)：8198-8200．

[10]張成林，倪琦，徐皓，等．導流式移動床生物膜反應器流速選擇及流態分析[J]．水產學報，2011，35(2)：283-290．

[11]陳石，陳翔，李月，等．可生物降解改性填料的制備及其對養殖廢水處理效果研究[J]．漁業現代化，2013，40(5)：18-22，68．

[12]羅國芝，孫大川，馮是良，等．閉合循環水產養殖系統生產過程中生物過濾器功能的形成[J]．水產學報，2005，29(4)：574-577．

[13]李月，張宇雷，吳凡，等．移動床生物膜反應器處理低濃度氨氮養殖廢水試驗[J]．漁業現代化，2014，41(4)：11-16．

[14]林燕，孔海南，何義亮，等．異養硝化細菌的分離及其硝化特性實驗研究[J]．環境科學，2006，27(2)：324-328．

[15]Piedrahita R H．Reducing the potential environmental impact of tank aquaculture effluents through intensification and recirculation[J]．Aquaculture，2003，226(1-4)：35-44．

[16]國家環保總局．水和廢水監測分析方法[M]．第4版．北京：中國環境科學出版社，2002．

[17]Kuhn D D，Drahos D D，Marsh L，et al．Evaluation of nitrifying bacteria product to improve nitrification efficacy in recirculating aquaculture systems[J]．Aquacult Eng，2010，43(2)：78-82．

[18]Leonard N，Guiraud J P，Gasset E，et al．Bacteria and nutrients—nitrogen and carbon—in a recirculating system for sea bass production[J]．Aquacult Eng，2002，26(2)：111-127．

[19]Michaud L，Lo Giudice A，Interdonato F，et al．C/N ratio-induced structural shift of bacterial communities inside lab-scale aquaculture biofilters[J]．Aquacult Eng，2014，58：77-87．

[20]趙倩，曲克明，崔正國，等．碳氮比對濾料除氨氮能力的影響試驗研究[J]．海洋環境科學，2013，32(2)：243-248．

(責任編輯：鄧薇)

收稿日期：2015-08-14；

修訂日期：2016-04-15

第一作者簡介：仇天雷(1982-)，男，博士研究生，助理研究員，專業方向為環境科學與工程。E-mail:qiutianlei@baafs.net.cn 通訊作者：海熱提。E-mail:bjzhx@mail.buct.edu.cn

中圖分類號：S959

文獻標識碼：A

文章編號：1000-6907-(2016)04-0065-06

Application of bioaugmentation with nitrifying bacteria in the rapid start-up of moving bed biofilm reactor in recirculating aquaculture system

QIU Tian-lei1,2,WANG Xu-ming2,GAO Min2,TURSUN Haireti1,WANG Xiao-hui1,LI Yuan1,HAN Mei-lin2

(1.BeijingUniversityofChemicalTechnology,BeijingEngineeringResearchCenterofEnvironmentalMaterialforWaterPurification,Beijing100029,China;2.BeijingAgro-BiotechnologyResearchCenter,BeijingAcademyofAgricultureandForestry,Beijing100097,China)

Abstract：Nitrifying bacteria,which are responsible for oxidation of ammonia to nitrate,play an essential role in biofilter of recirculating aquaculture system(RAS).To accelerate the start-up of moving bed biofilm reactor (MBBR) in RAS,bioaugmentation was adopted with the addition of mixed nitrifying bacteria.As a result,the inoculated MBBR was successfully started after 15 days and the NH4+-N concentrations of effluents maintained below 1 mg/L.Then at volumetric total ammonia nitrogen(TAN) load rates of 100 g TAN/(L media-d),TAN and nitrite nitrogen concentrations in effluents of MBBR maintained below 0.5 and 0.1 mg/L,respectively.At C/N ratios raging from 0 to 1,the MBBR showed stable and efficient daily performances for RAS.In lab-scale RAS experiment,the MBBR in Carassius auratus RAS was started up within 20 days and the NH4+-N and NO2--N concentrations of effluents were below 0.5 and 0.05 mg/L,respectively.

Key words：biofilm carriers;recirculating aquaculture system;nitrifying bacteria;bioaugmentation

資助項目：北京市農林科學院科技創新能力建設專項(KJCX2014302)；北京市農林科學院青年基金(QNJJ 201417)；北京市科技計劃項目(Z15111000210000)