隗陳征 高怡菲 任紀龍 馬洪婧吳英海 韓 蕊① 劉 鷹

(1. 設施漁業(yè)教育部重點實驗室 大連 116023; 2. 大連海洋大學海洋科技與環(huán)境學院 大連 116023;3. 大連海洋大學海洋與土木工程學院 大連 116023)

海水循環(huán)養(yǎng)殖系統(tǒng)(Recirculating Aquaculture System, RAS)被普遍認為是解決海水養(yǎng)殖環(huán)境污染問題、提高水產品產量和質量的有效途徑(Calone et al, 2019)。曝氣生物濾器(Biological Aerated Filter,BAF)是RAS 水處理常用的核心單元，可以有效消減養(yǎng)殖水體中過多的氨氮(NH4+-N)和有機物(羅榮強等,2012)。以往的研究表明，BAF 多以連續(xù)曝氣的方式運行，連續(xù)曝氣通過強化硝化反應將NH4+-N 轉化為亞 硝 態(tài) 氮(NO2–-N)和 硝 酸 鹽 氮(NO3–-N) (張 延青 等,2010)。然而，BAF 中反硝化反應速率并沒有相應提高，常出現(xiàn)NO2–-N 累積現(xiàn)象(杜曉娜, 2016; He et al,2016)。余瑞蘭等(1999)和Yun (2016)研究表明，養(yǎng)殖廢水中的NH4+-N 和NO2–-N 對魚類具有毒害作用。因此，如何降低養(yǎng)殖水體中NH4+-N 及NO2–-N 的累積，提高BAF 系統(tǒng)脫氮性能，是目前RAS 技術研究和應用中亟需解決的問題(Pungrasmi et al, 2016)。

Park 等(2017)和徐炳陽等(2019)研究表明，增加或強化厭氧反硝化或厭氧氨氧化過程可提高污水處理系統(tǒng)的脫氮效率，但厭氧氨氧化存在反應底物濃度要求高、啟動慢和運行不穩(wěn)定等缺點，難以在海水養(yǎng)殖中得到應用(王震林等, 2019)。萬瓊等(2017)和Hu等(2019)從填料和系統(tǒng)運行方式改進的角度開展了研究，取得了一定的成效，但目前的研究多集中于生活污水和工業(yè)廢水的處理，針對海水循環(huán)養(yǎng)殖系統(tǒng)的研究較少。也有學者從生物強化角度分析提高BAF 系統(tǒng)脫氮性能，通過篩選出脫氮性能優(yōu)異的海洋菌株，培養(yǎng)后接種到BAF 中，取得了較好的脫氮效果(段金明等, 2019)，但生物強化法在接種菌劑的過程中細菌存活率不高，難以投入到大批量的實際生產中。

海綿鐵，因其具有比表面積大、孔隙率高、還原性強等優(yōu)點，已在水體修復中得到廣泛應用(萬瓊等,2018)。海綿鐵特有的海綿狀立體結構為體系中各種微生物的協(xié)同、共生提供了良好的“微環(huán)境”，可富集大量特有的微生物，如異化Fe(Ⅲ)還原菌和鐵氧化菌(馬寧等, 2014)。陳丹丹等(2017)研究表明，鐵氧化物的存在加速了微生物膜內外物質之間的電子傳遞。Fe 與N 在好氧和厭氧交替環(huán)境下，可發(fā)生Fe-N 耦合，促進Fe 的循化和N 的轉化(Jan et al, 2000; 陶文鑫,2018)。已有研究表明，在水處理系統(tǒng)中，通過Fe-N耦合來強化去除含氮污染物的效果在理論上是可行的。聚碳酸亞丙酯(PPC)凝膠親水填料具有吸水性能的凝膠狀多孔體，相較于傳統(tǒng)的聚乙烯(PE)及海綿填料具有更好的耐磨性，遇水后易吸水膨脹，體積變大，有利于微生物附著，特有的通氣性墻體結構在曝氣時易于CO2流通，避免形成死泥球，具有良好的實際應用價值。徐洋等(2010)和謝林花(2018)對竹環(huán)填料和核桃殼基填料等復合填料進行了研究，發(fā)現(xiàn)復合填料可以顯著提高污水處理性能，尤其會顯著提高含N 化合物的處理效果。目前，尚未發(fā)現(xiàn)有關將海綿鐵和PPC 凝膠親水填料作為復合填料應用在循環(huán)水海水養(yǎng)殖中的研究，其最佳配比和運行參數尚不清楚，導致該填料在海水養(yǎng)殖循環(huán)系統(tǒng)中未得到推廣應用。

本研究將生物海綿鐵引入BAF，以生物海綿鐵與PPC 凝膠親水填料通過網兜包裹形成復合填料，并以間歇曝氣方式運行，營造好氧–缺氧–厭氧交替環(huán)境(田兆龍等, 2013)，研究其最佳復合填料配比和最佳間歇曝氣運行方式，并優(yōu)化溫度、水力負荷率(Hydraulic Loading Rate, HLR)、進水NH4+-N 負荷等系統(tǒng)運行參數，以期提高系統(tǒng)脫氮效率，降低NO2–-N積累和減少曝氣量，為鐵基復合填料在RAS 中的實際應用提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

實驗BAF 系統(tǒng)裝置主要由BAF 反應器、蠕動泵、配水板等組成(圖1)。單個BAF 反應器為長方體(15 cm×8 cm×12 cm)，聚碳酸酯材質，有效體積為1.44 L (其中，填料體積為0.20 L，水體體積約為1.24 L)，模擬養(yǎng)殖廢水由潛水泵提升至高位水箱(20 cm×16 cm×23 cm)，高位水箱有效體積為7.36 L，通過重力流進入BAF 反應器底部，BAF 反應器為上流式生物濾器，每個BAF 反應器的進水由液體流量計控制，以滿足實驗所需的水力負荷。

圖1 實驗BAF 系統(tǒng)裝置Fig.1 Schematic diagram of experimental biofilter

1.2 實驗用水

實驗進水為人工模擬養(yǎng)殖廢水(石芳永等, 2009)，通過在蓄水池的海水中連續(xù)投加NH4Cl 等營養(yǎng)物質(表1)，使NH4+-N 濃度為1～1.5 mg/L，COD 濃度為10～12 mg/L，NO2–-N 濃度＜0.002 mg/L。實驗進水每天16:00 配制1 次，并替換系統(tǒng)的原水樣，每次加入進水后，需等待10～15 min，待營養(yǎng)物質在水體中完全溶解后再進行取樣等操作。

表1 人工模擬養(yǎng)殖廢水營養(yǎng)母液成分Tab.1 Synthetic nutrient of marine wastewater

在水質測試實驗中，除測試樣品外，其余操作中所需用水均使用超純水。

1.3 復合填料組成及其物理指標

生物濾器填料采用復合填料。將海綿鐵和PPC 凝膠親水填料以一定的比例混合并利用網兜固定，形成生物海綿復合填料。其中，海綿鐵材料(河南希堯環(huán)保科技有限公司)物理參數見表2。PPC 凝膠親水填料(山東邦皓環(huán)?？萍加邢薰?密度略大于水，具有墻體結構，有極強的吸水性及極高的親水性，遇水后吸水，體積變大，膨脹體積比約1.7 倍，比表面積達到4000 m2/m3以上。

表2 海綿鐵填料主要技術指標Tab.2 Main technical indicators of sponge iron filter materials

1.4 復合填料配比及曝氣運行方式

各組生物濾器PPC 凝膠親水填料與海綿鐵填料配比分別為1 : 1、2 : 1、3 : 1、1 : 0 (其中，1 : 0 為對照組)。各組分別設置不同的間歇曝氣時長(3、6、12、24 h)，不同曝氣時長由智能時間控制器(AL-06，小耳朵電子科技有限公司)來控制。系統(tǒng)運行溫度為(25±1)℃，HLR 為1.2 m3/(m2·d)，C/N 為3 : 1，pH 為7.5±0.5。

1.5 其他重要運行參數優(yōu)化

經復合填料配比和曝氣運行條件優(yōu)化后，設定單因素實驗對系統(tǒng)其他重要運行參數進行優(yōu)化。設置20℃、30℃和40℃不同溫度處理組；3 個不同進水NH4+-N 濃度處理組(1、2 和4 mg/L)；通過蠕動泵控制進水流速設置3 個不同HLR 處理組[2.4、1.2 和0.6 m3/(m2·d)]，除設置不同溫度、進水NH4+-N 濃度和HLR 條件外，其余運行條件均控制在相同水平，PPC 凝膠親水填料與海綿鐵配比為3 : 1，填料總重量為180 g，間歇曝氣間隔時長為12 h，水力負荷率為1.2 m3/(m2·d)。

1.6 測試方法

1.6.1 填料表面形態(tài)表征 取適量海綿鐵和PPC 填料樣品進行微生物樣品實驗，將樣品放置在2.5%戊二醛–磷酸緩沖液中浸泡12 h，隨后用中性磷酸緩沖液(甲溶液500 ml：NaH2PO4·2H2O 31.21 g/L，乙溶液500 ml：Na2HPO428.392 g/L，取甲溶液195 ml 和乙溶液305 ml 混合)清洗5 次，再將生物樣品依次在60%、70%、80%、90%和100%無水乙醇中分別浸泡1 h；最后將生物樣品置于真空干燥箱中，常溫干燥備用。填料表征采用掃描電子顯微鏡(Scanning Electron Microscope, SEM)(Nova Nano SEM 450，F(xiàn)EI 公司，美國)進行分析。

1.6.2 水質測試方法 進出水水樣采用50 ml離心管取樣，每隔24 h 取樣1 次，在每天16:00 配制進水前，對出水水樣進行取樣(第1 天除外)，待配水結束后，再取樣1 次(即當日進水水樣)，NH4+-N、NO2–-N使用流動分析儀(SEAL AutoAnalyzer 3，德國SEAL公司)進行測試。整個實驗在掛膜成熟后開始，當NH4+-N 的去除率達到65%以上時，即認定掛膜成熟，穩(wěn)定運行7 d 后開始實驗，NH4+-N 去除率計算公式如下：

式中，η 為NH4+-N 的去除率，C1為生物濾器中進水NH4+-N 濃度(mg/L)，C2為生物濾器中出水NH4+-N濃度(mg/L)。

2 結果

2.1 填料表面形態(tài)表征分析

SEM 表征結果能直觀地顯示海綿鐵表面微觀結構的孔隙和立體形態(tài)特征。掛膜前的生物海綿鐵孔隙較小，表面較平整(圖2A)，掛膜后的生物海綿鐵由于Fe 的溶出，孔隙結構變大，其中，出現(xiàn)了微生物附著(圖2B)，PPC 填料表面亦有微生物附著(圖2C)。從圖2 可以看出，海綿鐵和PPC 填料結構及比表面積均利于微生物附著和生物膜形成。

2.2 復合填料配比及曝氣運行方式

2.2.1 不同間歇運行方式對處理效果的影響 在系統(tǒng)運行期間，24 h 曝氣處理組與12 h 間歇曝氣處理組對NH4+-N 的去除率均在90%以上，6 h 和3 h 間歇曝氣處理組對NH4+-N 的去除率相對較低(圖3A)，隨著運行時間延長，NH4+-N 去除率有逐漸降低的趨勢。所有處理組的NO2–-N 含量呈先上升后下降最終趨于穩(wěn)定的趨勢(圖3B)。在運行過程中，12 h 間歇曝氣處理組中的 NO2–-N 含量始終最低，最低值為0.1 mg/L。綜上可以看出，12 h 間歇曝氣是系統(tǒng)更優(yōu)運行條件。

2.2.2 不同填料配比對處理效果的影響 系統(tǒng)運行期間，填料配比為1∶0 對照組NH4+-N 的去除率最低(圖4A)，其他處理組呈PPC 填料比例越高，NH4+-N去除率越高的趨勢，填料配比3∶1 組在整個實驗期間的平均NH4+-N 去除率最高，達到了94%，填料配比3∶1處理組對NO2–-N 的積累低于其他各處理組(圖4B)。

圖2 海綿鐵填料及PPC 凝膠親水填料SEM 表征Fig.2 SEM diagram of sponge iron filler and PPC gel hydrophilic filler (2 μm)

圖3 不同間歇曝氣時間條件下NH+4-N 去除率和NO–2-N 濃度Fig.3 NH+4-N removal rate and concentration of NO–2-N under different intermittent aeration time

圖4 不同填料比例條件下NH+4-N 去除率和NO–2-N 濃度Fig.4 NH+4-N removal rate and concentration of NO–2-N under different proportion of filling

2.3 重要運行參數單因素實驗

2.3.1 溫度 從圖5A 可以看出，20℃和40℃處理組對NH4+-N 的去除率接近，均低于30℃處理組，在30℃條件下，脫氮效果最好，NH4+-N 去除率最高可達92%。30℃處理組的NO2–-N 積累水平最低，NO2–-N的含量基本維持在0.2 mg/L 以下，其余2 個組的NO2–-N呈先升高后下降的趨勢，但總體水平較高，最高值均接近0.5 mg/L。研究表明，30℃處理組的脫氮性能最優(yōu)(圖5B)。

2.3.2 水力負荷率 系統(tǒng)運行期間，HLR 為1.2 m3/(m2·d)處理組的NH4+-N 去除率整體高于其他各處理組(圖6A)。且NO2–-N 積累最低，最低值為0.1 mg/L(圖6B)。

2.3.3 進水氨氮負荷 從圖7A 可以看出，進水NH4+-N 濃度為1 mg/L 處理組的NH4+-N 去除率高于其余2 個處理組，最高值為97%，且整體趨勢較穩(wěn)定。3 個處理組的NO2–-N 在前3 d 有積累現(xiàn)象，隨后呈先降低再逐漸趨于穩(wěn)定趨勢。其中，進水NH4+-N 濃度為4 mg/L 處理組的NO2–-N 濃度從0.6 mg/L 降低到0.4 mg/L；進水NH4+-N 濃度為2 mg/L 的NO2–-N 濃度處理組從0.5 mg/L 降低到0.4 mg/L；進水NH4+-N 濃度為1 mg/L 處理組，NO2–-N 積累較低，穩(wěn)定在0.1 mg/L左右(圖7B)。

3 討論

3.1 復合填料配比及曝氣運行方式

圖5 不同溫度條件下NH+4-N 去除率和NO–2-N 濃度Fig.5 NH+4-N removal rate and concentration of NO–2-N at different temperature

圖6 不同水力負荷率條件下NH+4-N 去除率和NO–2-N 濃度Fig.6 NH+4-N removal rate and concentration of NO–2-N under different hydraulic loading rate

圖7 不同進水氨氮負荷條件下NH+4-N 去除率和NO–2-N 濃度Fig.7 NH+4-N removal rate and concentration of NO–2-N under different inlet NH+4-N loading

3.1.1 不同間歇運行方式對處理效果的影響 研究表明，12 h 間歇曝氣處理組的NH4+-N 去除率高于24 h 連續(xù)曝氣處理組，蔣軼鋒等(2009)研究發(fā)現(xiàn)，間歇曝氣硝化系統(tǒng)中氨氧化細菌(AOB)可以通過提高產率系數(YAOB)增加生物量來提高氨氧化效率，所以，間歇曝氣硝化系統(tǒng)在前期的NH4+-N 去除效率會接近連續(xù)曝氣系統(tǒng)，在后期通過生物量的優(yōu)勢，逐漸超過連續(xù)曝氣系統(tǒng)，這與本研究結果相一致。但24 h 連續(xù)曝氣處理組對NH4+-N 的去除率卻明顯高于6 h 和3 h 間歇曝氣處理組(圖3)，出現(xiàn)這種情況的原因可能是由于間歇曝氣的間隔過短，好氧環(huán)境和缺氧環(huán)境的交替比較頻繁，硝化作用進行不完全，過于頻繁的外界條件變化刺激對好氧和厭氧反硝化細菌的生長不利，且不利于鐵氧化菌和Fe 還原菌生長，不利于進行Fe-N 耦合。故推測12 h 間歇曝氣處理組更有利于NH4+-N 去除和減少NO2–-N 積累。

3.1.2 不同填料配比對處理效果的影響 實驗結果顯示，PPC 填料比例越高，NH4+-N 去除率越高，推測可能是由于相同重量下，PPC 填料能附著的微生物數量要高于海綿鐵(圖2)，填料配比3∶1 處理組微生物數量高于其他2 個處理組，整體的NH4+-N 去除效果最好。PPC 凝膠親水填料作為復合填料，具有很強的物理吸附作用，在增加生物膜數量的同時，能吸附海綿鐵被腐蝕溶出的鐵離子，有效防止溶出鐵堵塞出水系統(tǒng)。對照組中，PPC 填料含量高于3 個實驗組，可供微生物富集的面積最大，但NH4+-N 的去除率最低，NO2–-N 的積累量最高，分析其原因是對照組沒有添加海綿鐵填料，缺少鐵還原菌和鐵氧化菌的參與，難以形成Fe-N 循環(huán)，表明Fe 對N 的轉化存在明顯的促進作用。在系統(tǒng)運行后期，4 個組NH4+-N 的去除率不穩(wěn)定，在對照組中更為明顯(圖4A)，推測可能是由于反應器長時間持續(xù)運行，海綿鐵表面容易出現(xiàn)鈍化現(xiàn)象，即形成的鐵氧化物覆蓋在海綿鐵表面形成鈍化膜，使海綿鐵與水體的實際接觸面積變小，同時，也降低了微生物在海綿鐵上的附著空間，影響了NH4+-N 的去除。

另外，在實際操作中，繼續(xù)提高PPC 填料和海綿鐵的配比值，如質量比為4∶1 時，海綿鐵的重量比例太小，很難將PPC 填料和海綿鐵按比例混合均勻，繼續(xù)提高其比例失去了其復合填料的意義。綜上所述，PPC填料與海綿鐵質量比為3∶1 是更優(yōu)的復合填料配比。

3.2 重要運行參數單因素實驗

3.2.1 溫度的影響 溫度是影響系統(tǒng)生物膜微生物生長、代謝及生物酶活性的重要環(huán)境因素之一，溫度過高或過低都會影響生物酶活性，進而影響硝化功能。在一定適宜溫度范圍內，隨著溫度升高，生物酶活性增加，硝化反應速率增強(徐建平, 2018)。已有研究表明，在10℃～25℃時，生物濾器對NH4+-N 的去除率隨溫度的上升而增大，25℃～30℃去除效率維持在峰值左右，在30℃時，去除效率開始下降。在本研究中，30℃處理組的NH4+-N 去除效果要明顯高于20℃和40℃處理組，也證明了這一結論(圖5A)。本研究表明，20℃處理組的NO2–-N 積累量與40℃處理組接近，但均高于30℃處理組(圖5B)，當溫度高于30℃時，氨氧化細菌生長速率要高于NO2–-N 氧化菌(徐建平, 2018)，所以，40℃處理組內氨氧化細菌的生長速率要遠高于NO2–-N 氧化菌，導致40℃處理組中，氨氧化細菌的增長速度高于NO2–-N 氧化菌，更易出現(xiàn)NO2–-N 積累。20℃處理組的NO2–-N 積累量高于30℃處理組的原因，可能是因為氨氧化細菌對低溫的耐受范圍要高于NO2–-N 氧化菌，在20℃條件下，NO2–-N 氧化菌受到低溫的抑制影響較大，造成了NO2–-N 積累。從除氮綜合能力來看，在30℃條件下，反應器能表現(xiàn)出更好的性能。

3.2.2 水力負荷率(HLR)的影響 水力負荷率也是影響反應器脫氮性能的重要參數之一。水力負荷高、水流剪切力大等現(xiàn)象會直接改變生物膜微生態(tài)環(huán)境和生物膜結構，甚至可以將硝化細菌沖出系統(tǒng)，在不曝氣時段，水力負荷高，水體自身的DO 會破壞厭氧或缺氧環(huán)境，降低反應器脫氮效率；水力負荷低會使傳質效率降低導致系統(tǒng)中營養(yǎng)物質缺乏，微生物為了維持自身的基本生命活動會降低其活性，使生物膜微生物生長速度減慢，生物膜老化甚至脫落(張忠華等, 2012; 陸偉強等, 2018)，所以，確定系統(tǒng)更優(yōu)的水力負荷率在實際生產中意義重大。

系統(tǒng)運行初期，2.4 m3/(m2·d)組的NH4+-N 去除率高于1.2 m3/(m2·d)組(圖6)，可能是由于反應器內部的碳源比較匱乏，這時的高水力負荷可以帶來更豐富的碳源，刺激硝化細菌的生長。但隨著每天配水的進行，每個組反應器內部的碳源都得到了補充，這種優(yōu)勢逐漸消除。當HLR 減小時，微生物與底物接觸時間增長，水力剪切力減小，NH4+-N 的去除率會逐步上升，2.4 和1.2 m3/(m2·d)處理組的結果證明了這一結論。本研究中，0.6 m3/(m2·d)處理組NH4+-N 的去除率略低于其他處理組，推測是由于鐵基填料的引入且采用了間歇曝氣的運行方式，當水力負荷率為0.6 m3/(m2·d)時，反應器內部的“微環(huán)境”中，整個脫氮效果已經達到了“飽和”，降低了整個生物濾器的脫氮效果。綜上所述，1.2 m3/(m2·d)為系統(tǒng)最佳運行條件。

3.2.3 進水氨氮負荷的影響 NH4+-N 是硝化反應的底物，底物濃度是硝化反應的關鍵因素之一。當進水NH4+-N 濃度過高會影響生物膜硝化細菌的生長和繁殖能力，以及代謝活性和生物濾器系統(tǒng)Fe-N 耦合過程。徐建平(2018)研究表明，游離氨對NO2–-N 氧化菌和氨氧化細菌的抑制濃度分別為0.1～10 mg/L 和10～100 mg/L。在本研究中，系統(tǒng)NH4+-N 濃度對3 組處理組的NO2–-N 氧化菌都有一定的抑制作用，3 個處理組均出現(xiàn)不同程度的NO2–-N 累積，且在一定范圍內，隨著進水NH4+-N 負荷增加，NO2–-N 積累越多，但2 和4 mg/L 處理組無論是NH4+-N 去除能力還是NO2–-N 的累積水平都十分接近，可能是因為在2 和4 mg/L 的進水NH4+-N 濃度條件下，游離氨對NO2–-N氧化菌的抑制作用無明顯差距導致。綜合3 個處理組的NO2–-N 數據，只有1 mg/L 處理組積累最低，并且可穩(wěn)定在0.1 mg/L 水平(圖7)，進水NH4+-N 濃度為1 mg/L 是更優(yōu)運行條件。

4 結論

在生物濾器中引入鐵基填料，利用鐵–氮耦合機理，可以加強生物濾器在養(yǎng)殖廢水中的NH4+-N 去除效果，降低NO2–-N 積累，并節(jié)約曝氣時間，節(jié)省生產成本。同時，對生物海綿鐵間歇式海水曝氣生物濾器的運行參數進行了優(yōu)化，在間歇曝氣時長為12 h時，PPC 凝膠親水填料與海綿鐵復合比例為3∶1、運行溫度為30℃、水力負荷率為1.2 m3/(m2·d)、進水NH4+-N 負荷1 mg/L 的條件下，生物海綿鐵間歇式海水曝氣生物濾器有更優(yōu)的去除效果。研究表明，海綿鐵與PPC 凝膠親水填料有潛力可應用于提高生物濾器脫氮性能和節(jié)省生產成本，本研究也為鐵基填料在生產實踐和工業(yè)化中的應用提供了理論依據和參考。