飼料源Cu(Ⅱ)在生物絮團水產養殖系統中的積累及其對氨氧化的影響

徐 波,劉文暢,2,譚洪新,2,羅國芝,2,萬玉美,3,姚妙蘭

(1 上海水產養殖工程技術研究中心(上海海洋大學)，上海 201306；2 水產動物良種創制與綠色養殖協同創新中心(上海海洋大學)，上海 201306；3 河北農業大學海洋學院，河北秦皇島 066000)

生物絮團技術(Biofloc Technology,BFT)是基于活性污泥法發展而來的一種水產養殖水處理技術，該技術作為一種環境友好型養殖模式得以快速發展[1-2]。其基本原理是通過調節水體中的碳氮比(C/N)，并給予其足夠的攪拌強度，細菌主要通過同化作用等生化過程轉化水體中的氨氮等物質，控制養殖系統中的氨氮和亞硝酸鹽等有害物質[3-4]。近年，重點利用氨氧化等作用的硝化型BFT水產養殖系統逐步成為BFT的主要應用模式之一[5-6]。在BFT水產養殖系統中，溶氧、pH和溫度等因素會影響硝化細菌的氨氧化能力[7-8]。

重金屬是生態環境方面不可忽視的毒性污染物，對水產養殖環境、水產養殖對象以及水產品消費者都有著相應的影響。一方面，部分重金屬是生物體不可或缺的微量元素；另一方面，當其超過生物耐受限度時又會引起生物體中毒反應[9]。為了滿足養殖動物對礦物質的營養需求，水產飼料會添加銅(Cu)等重金屬物質，并且這些重金屬物質會在不換水和少換水的養殖系統中不斷積累[10-11]。重金屬影響著不同生態系統中硝化細菌的硝化水平[12-14]，翁永根等[15]探究了Cu(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)、Zn(Ⅱ) 3種重金屬離子對海水中氨氧化、硝化作用的影響，發現當Cu(Ⅱ)質量濃度大于100 μg/L就會顯著地抑制海水條件下硝化細菌的氨氧化功能，并且Cu(Ⅱ)對海水條件的硝化作用產生抑制后,其硝化功能很難得到恢復。而在淡水條件下，重金屬對硝化過程的影響研究主要集中在活性污泥廢水處理、脫氮除磷反應器等方面，且質量濃度一般較高[16-17]。

為了生物絮團技術更加安全、有效地應用，對生物絮團水產養殖系統中銅積累進行了探索，并研究其對氨氧化的影響。

1 材料和方法

1.1 材料

探究生物絮團水產養殖系統中Cu(Ⅱ)積累部分：所用裝置為有效工作體積為200 L的圓柱形塑料養殖桶(直徑62 cm，高83 cm)，該階段設置3個平行，3個養殖桶均由1臺功率為370 W的旋渦鼓風機提供溶氧和水體混合。試驗魚為同一批次孵化的吉富羅非魚(GIFTOreochromisniloticus)，體質量為(0.53±0.08) g，體質健康，購自廣東省廣州市猛虎水產有限公司。所用試驗飼料為廣東省中山市統一企業有限公司生產的羅非魚飼料，其產品成分為：粗蛋白≥32.0%，粗脂肪≥2.0%，粗纖維≤8.0%，粗灰分≤12.0%，鈣≥2.0%，0.6%≤總磷≤3.5%，水分≤12.0%，賴氨酸≥1.4% (數據由廠家提供)。飼料中Cu(Ⅱ)含量為19 μg/g(數據為實際檢測結果)。

探究Cu(Ⅱ)對生物絮團氨氧化影響部分：所用裝置為有效工作體積為500 mL的透明玻璃錐形瓶，置于恒溫搖床(Innova 43R)中進行反應。

1.2 試驗設計

1.3 測定指標和方法

水中溶解性Cu(Ⅱ)用原子吸收光譜儀(pinaacie 900T)測定。生物絮團中的Cu(Ⅱ)測定時將絮體收集后65℃烘箱烘干、研磨、100目篩網過篩，然后稱取0.1 g置于消解管中，并一次性加入3 mL HCl、1 mL HNO3、1 mL HF(3種酸均為優級純，質量濃度分別為：36%～38%、65%～68%、45%～48%)，再將消解管置于無線遙控智能消解儀(Labotery XJS36-42W)中按照下述消解程序消解：15 min之內升溫到120℃，保持120 min，并每30 min輕微震蕩一次，冷卻至室溫。最后將消解后的樣品稀釋一定倍數后用原子吸收光譜儀測定。絮團中Cu(Ⅱ)含量按(1)式計算：

(1)

式中：ω為絮團中Cu(Ⅱ)含量，μg/g；ρ為絮團烘干消解定容稀釋后測定質量濃度，μg/L；n為稀釋倍數；V為消解后的溶液體積，L;m為絮團消解所取質量，g。

(2)

式中:R為氨氮氧化速率，mg/(L·h)；Ai表示TAN初始質量濃度，mg/L；At表示TAN終末質量濃度，mg/L；t表示反應時間，h。

1.4 數據分析

試驗數據采用Excel軟件進行結果統計，由Origin軟件進行相關圖表的繪制。試驗數值用平均值±標準差(X±SD)形式表示，采用SPSS 19.0統計軟件對數據進行配對T檢驗或單因素方差分析顯著性，P<0.05為差異性顯著。

2 結果與討論

2.1 生物絮團對水質的控制

生物絮團養殖系統水質情況如圖1所示。

圖1 養殖系統水質的動態變化

2.2 生物絮團水產養殖系統中Cu(Ⅱ)的積累

本試驗養殖持續91 d，養殖系統絮團中Cu(Ⅱ)含量初始值和終末值分別是(160.67±7.33) μg/g和(156.17±4.12) μg/g，采用配對樣本T檢驗對養殖前后系統中絮團的Cu(Ⅱ)含量進行分析，結果顯示養殖前后絮團中Cu(Ⅱ)含量無顯著性差異(P>0.05)。絮團中的Cu(Ⅱ)含量取決于系統中流入Cu(Ⅱ)的總量、絮團對Cu(Ⅱ)的吸收能力以及系統的總懸浮固體顆粒物(Total suspended solids,TSS)，從絮團的長期使用和重復使用考慮，隨著流入Cu(Ⅱ)的不斷增加，由于絮團對Cu(Ⅱ)吸收能力的限制，以及系統TSS水平，絮團中Cu(Ⅱ)含量未增加，但是水體中作為絮團的TSS增加了。

圖2是生物絮團養殖系統養殖期間水中溶解性Cu(Ⅱ)含量和系統TSS的變化情況。生物絮團養殖系統中水中溶解性Cu(Ⅱ)含量持續積累，在試驗結束時已經達到(18.34±0.77) μg/L，未出現峰值，TSS的變化趨勢可以看出，在生物絮團養殖系統中，通過投喂等方式流入系統的Cu(Ⅱ)主要是通過系統中溶解性Cu(Ⅱ)的積累和系統TSS的持續增長得以容納。

圖2 養殖期間溶解性Cu(Ⅱ)質量濃度和系統TSS動態變化

研究表明，水產動物呼吸作用、攝食行為以及水體的滲透交換作用都會吸收水體中的重金屬[22]。同時，在生物絮團系統中，養殖對象會直接對絮團進行攝食[23]。

而本試驗中水中溶解性Cu(Ⅱ)質量濃度在養殖第42天便高于10 μg/g，并在此后的養殖過程仍不斷積累，南旭陽[24]的研究發現，當水體中Cu(Ⅱ)質量濃度為12 μg/g及以上時，在水體中生存8 d以上鯽魚的紅細胞和血紅蛋白量均急驟下降，顯著地影響了鯽魚的代謝功能，其影響程度有較為明顯的劑量效應和時間效應。同時，GB 11607—89《漁業水質標準》[25]中要求為ρCu(Ⅱ)≤10 μg/g，水產動物長期生存在該條件的水體，有Cu(Ⅱ)在體內高度富集的風險，而Cu(Ⅱ)不僅危害水產動物自身的相關生理機能，同時從食品安全的角度出發，對人體健康也構成了相應的風險[26-27]。

2.3 Cu(Ⅱ)對生物絮團氨氧化的影響

圖3、圖4是Cu(Ⅱ)對生物絮團氨氧化影響的氮轉化情況。

圖3 氨氧化反應TAN(a)和含量變化

圖4 氨氧化反應和TAN(b)含量變化

表1是氨氧化速率和氨氮去除率。在加入反應物NH4Cl后，各組TAN均逐步降低，前4 h氨氧化速率均高于0.44 mg/(L·h)。反應20 h后，各組氨氮均降至0.2 mg/L以下，氨氮去除率均高于97%。各組在氨氧化速率和TAN轉化水平均無顯著性差異(P>0.05)。

表1 氨氧化速率和氨氮去除率

重金屬可以顯著地對細菌產生毒性作用，其毒性可以使細菌的酶蛋白活性大幅降低從而使細菌失活[28]，Cu(Ⅱ)對氨氧化的影響其實質是其對氨氧化細菌的毒性作用[29]，王瑤[30]也認為Cu(Ⅱ)會影響微生物的新陳代謝，進而對氨氮的去除率產生一定的抑制作用。本試驗中的Cu(Ⅱ)質量濃度在1 000 μg/g條件下對絮團作用了20 h，沒有顯著抑制絮團的氨氧化功能，這可能是由于作用時間較短的緣故，而利用生物絮團進行水產養殖是個長期活動，所以存在Cu(Ⅱ)對絮團氨氧化能力產生抑制的潛在風險，這樣就會在一定程度上降低BFT的優勢。

3 結論

在生物絮團水產養殖系統中，通過飼料輸入養殖系統中的Cu(Ⅱ)主要以水體中溶解性Cu(Ⅱ)的積累和TSS增長的方式所容納。溶解性Cu(Ⅱ)隨著養殖時間的延長而不斷積累，可在養殖的第42天達到10 μg/g以上，高于漁業水質標準。但是，絮團中Cu(Ⅱ)含量在短期養殖前后沒有顯著性差異。在硝化型生物絮團養殖系統中，即使系統中的Cu(Ⅱ)達到1 000 μg/g，也不會對氨氧化效果產生顯著影響。

□