海水循环养殖系统(Recirculating Aquaculture System, RAS)被普遍认为是解决海水养殖环境污染问题、提高水产品产量和质量的有效途径(Calone et al, 2019)。曝气生物滤器(Biological Aerated Filter, BAF)是RAS水处理常用的核心单元，可以有效消减养殖水体中过多的氨氮(NH₄⁺-N)和有机物(罗荣强等, 2012)。以往的研究表明，BAF多以连续曝气的方式运行，连续曝气通过强化硝化反应将NH₄⁺-N转化为亚硝态氮(NO₂^--N)和硝酸盐氮(NO₃^--N) (张延青等, 2010)。然而，BAF中反硝化反应速率并没有相应提高，常出现NO₂^--N累积现象(杜晓娜, 2016; He et al, 2016)。余瑞兰等(1999)和Yun (2016)研究表明，养殖废水中的NH₄⁺-N和NO₂^--N对鱼类具有毒害作用。因此，如何降低养殖水体中NH₄⁺-N及NO₂^--N的累积，提高BAF系统脱氮性能，是目前RAS技术研究和应用中亟需解决的问题(Pungrasmi et al, 2016)。

Park等(2017)和徐炳阳等(2019)研究表明，增加或强化厌氧反硝化或厌氧氨氧化过程可提高污水处理系统的脱氮效率，但厌氧氨氧化存在反应底物浓度要求高、启动慢和运行不稳定等缺点，难以在海水养殖中得到应用(王震林等, 2019)。万琼等(2017)和Hu等(2019)从填料和系统运行方式改进的角度开展了研究，取得了一定的成效，但目前的研究多集中于生活污水和工业废水的处理，针对海水循环养殖系统的研究较少。也有学者从生物强化角度分析提高BAF系统脱氮性能，通过筛选出脱氮性能优异的海洋菌株，培养后接种到BAF中，取得了较好的脱氮效果(段金明等, 2019)，但生物强化法在接种菌剂的过程中细菌存活率不高，难以投入到大批量的实际生产中。

海绵铁，因其具有比表面积大、孔隙率高、还原性强等优点，已在水体修复中得到广泛应用(万琼等, 2018)。海绵铁特有的海绵状立体结构为体系中各种微生物的协同、共生提供了良好的“微环境”，可富集大量特有的微生物，如异化Fe(Ⅲ)还原菌和铁氧化菌(马宁等, 2014)。陈丹丹等(2017)研究表明，铁氧化物的存在加速了微生物膜内外物质之间的电子传递。Fe与N在好氧和厌氧交替环境下，可发生Fe-N耦合，促进Fe的循化和N的转化(Jan et al, 2000; 陶文鑫, 2018)。已有研究表明，在水处理系统中，通过Fe-N耦合来强化去除含氮污染物的效果在理论上是可行的。聚碳酸亚丙酯(PPC)凝胶亲水填料具有吸水性能的凝胶状多孔体，相较于传统的聚乙烯(PE)及海绵填料具有更好的耐磨性，遇水后易吸水膨胀，体积变大，有利于微生物附着，特有的通气性墙体结构在曝气时易于CO₂流通，避免形成死泥球，具有良好的实际应用价值。徐洋等(2010)和谢林花(2018)对竹环填料和核桃壳基填料等复合填料进行了研究，发现复合填料可以显著提高污水处理性能，尤其会显著提高含N化合物的处理效果。目前，尚未发现有关将海绵铁和PPC凝胶亲水填料作为复合填料应用在循环水海水养殖中的研究，其最佳配比和运行参数尚不清楚，导致该填料在海水养殖循环系统中未得到推广应用。

本研究将生物海绵铁引入BAF，以生物海绵铁与PPC凝胶亲水填料通过网兜包裹形成复合填料，并以间歇曝气方式运行，营造好氧-缺氧-厌氧交替环境(田兆龙等, 2013)，研究其最佳复合填料配比和最佳间歇曝气运行方式，并优化温度、水力负荷率(Hydraulic Loading Rate, HLR)、进水NH₄⁺-N负荷等系统运行参数，以期提高系统脱氮效率，降低NO₂^--N积累和减少曝气量，为铁基复合填料在RAS中的实际应用提供理论依据。

实验BAF系统装置主要由BAF反应器、蠕动泵、配水板等组成(图 1)。单个BAF反应器为长方体(15 cm× 8 cm×12 cm)，聚碳酸酯材质，有效体积为1.44 L (其中，填料体积为0.20 L，水体体积约为1.24 L)，模拟养殖废水由潜水泵提升至高位水箱(20 cm×16 cm× 23 cm)，高位水箱有效体积为7.36 L，通过重力流进入BAF反应器底部，BAF反应器为上流式生物滤器，每个BAF反应器的进水由液体流量计控制，以满足实验所需的水力负荷。

图 1(Fig. 1)

图 1 实验BAF系统装置 Fig.1 Schematic diagram of experimental biofilter ①：生物滤器填料；②：蠕动泵；③：配水板；④：气阀；⑤：空气泵；⑥：高位水箱；⑦：出水口；⑧：进水口；⑨：曝气石；⑩：气体流量计 ①: Filler; ②: Peristaltic pump; ③: Water distribution plate; ④: Valve; ⑤: Air pump; ⑥: Water reservoir; ⑦: Outlet; ⑧: Inlet; ⑨: Aeration stone; ⑩: Gas flow meter

实验进水为人工模拟养殖废水(石芳永等, 2009)，通过在蓄水池的海水中连续投加NH₄Cl等营养物质(表 1)，使NH₄⁺-N浓度为1~1.5 mg/L，COD浓度为10~12 mg/L，NO₂^--N浓度 < 0.002 mg/L。实验进水每天16:00配制1次，并替换系统的原水样，每次加入进水后，需等待10~15 min，待营养物质在水体中完全溶解后再进行取样等操作。

表 1(Tab.1)

表 1 人工模拟养殖废水营养母液成分 Tab.1 Synthetic nutrient of marine wastewater 成分Composition 含量Content (g) 氯化铵NH4Cl 1377 碳酸氢钠NaHCO3 3500 硫酸镁MgSO4 36 磷酸氢二钠Na2HPO4 159 磷酸二氢钾KH2PO4 153 三氯化铁FeCl3 5 注：100 g上述物质混合物中含有8.64 g氨氮 Note: 100 g of the mixture of the above substances contains 8.64 g ammonia nitrogen

表 1 人工模拟养殖废水营养母液成分 Tab.1 Synthetic nutrient of marine wastewater

在水质测试实验中，除测试样品外，其余操作中所需用水均使用超纯水。

生物滤器填料采用复合填料。将海绵铁和PPC凝胶亲水填料以一定的比例混合并利用网兜固定，形成生物海绵复合填料。其中，海绵铁材料(河南希尧环保科技有限公司)物理参数见表 2。PPC凝胶亲水填料(山东邦皓环保科技有限公司)密度略大于水，具有墙体结构，有极强的吸水性及极高的亲水性，遇水后吸水，体积变大，膨胀体积比约1.7倍，比表面积达到4000 m²/m³以上。

表 2(Tab.2)

表 2 海绵铁填料主要技术指标 Tab.2 Main technical indicators of sponge iron filter materials 含铁量 Iron content (%) 含泥量 Silt content (%) 堆积密度 Bulk density (t/m3) 粒径 Particle size (mm) ≥95 ≤1 1.0~1.3 0.5~5

表 2 海绵铁填料主要技术指标 Tab.2 Main technical indicators of sponge iron filter materials

各组生物滤器PPC凝胶亲水填料与海绵铁填料配比分别为1 : 1、2 : 1、3 : 1、1 : 0 (其中，1 : 0为对照组)。各组分别设置不同的间歇曝气时长(3、6、12、24 h)，不同曝气时长由智能时间控制器(AL-06，小耳朵电子科技有限公司)来控制。系统运行温度为(25±1)℃，HLR为1.2 m³/(m²·d)，C/N为3 : 1，pH为7.5±0.5。

经复合填料配比和曝气运行条件优化后，设定单因素实验对系统其他重要运行参数进行优化。设置20℃、30℃和40℃不同温度处理组；3个不同进水NH₄⁺-N浓度处理组(1、2和4 mg/L)；通过蠕动泵控制进水流速设置3个不同HLR处理组[2.4、1.2和0.6 m³/(m²·d)]，除设置不同温度、进水NH₄⁺-N浓度和HLR条件外，其余运行条件均控制在相同水平，PPC凝胶亲水填料与海绵铁配比为3 : 1，填料总重量为180 g，间歇曝气间隔时长为12 h，水力负荷率为1.2 m³/(m²·d)。

取适量海绵铁和PPC填料样品进行微生物样品实验，将样品放置在2.5%戊二醛-磷酸缓冲液中浸泡12 h，随后用中性磷酸缓冲液(甲溶液500 ml：NaH₂PO₄·2H₂O 31.21 g/L，乙溶液500 ml：Na₂HPO₄ 28.392 g/L，取甲溶液195 ml和乙溶液305 ml混合)清洗5次，再将生物样品依次在60%、70%、80%、90%和100%无水乙醇中分别浸泡1 h；最后将生物样品置于真空干燥箱中，常温干燥备用。填料表征采用扫描电子显微镜(Scanning Electron Microscope, SEM)(Nova Nano SEM 450，FEI公司，美国)进行分析。

进出水水样采用50 ml离心管取样，每隔24 h取样1次，在每天16:00配制进水前，对出水水样进行取样(第1天除外)，待配水结束后，再取样1次(即当日进水水样)，NH₄⁺-N、NO₂^--N使用流动分析仪(SEAL AutoAnalyzer 3，德国SEAL公司)进行测试。整个实验在挂膜成熟后开始，当NH₄⁺-N的去除率达到65%以上时，即认定挂膜成熟，稳定运行7 d后开始实验，NH₄⁺-N去除率计算公式如下：

式中，η为NH₄⁺-N的去除率，C₁为生物滤器中进水NH₄⁺-N浓度(mg/L)，C₂为生物滤器中出水NH₄⁺-N浓度(mg/L)。

SEM表征结果能直观地显示海绵铁表面微观结构的孔隙和立体形态特征。挂膜前的生物海绵铁孔隙较小，表面较平整(图 2A)，挂膜后的生物海绵铁由于Fe的溶出，孔隙结构变大，其中，出现了微生物附着(图 2B)，PPC填料表面亦有微生物附着(图 2C)。从图 2可以看出，海绵铁和PPC填料结构及比表面积均利于微生物附着和生物膜形成。

图 1(Fig. 1)

图 2 海绵铁填料及PPC凝胶亲水填料SEM表征 Fig.2 SEM diagram of sponge iron filler and PPC gel hydrophilic filler (2 μm)

在系统运行期间，24 h曝气处理组与12 h间歇曝气处理组对NH₄⁺-N的去除率均在90%以上，6 h和3 h间歇曝气处理组对NH₄⁺-N的去除率相对较低(图 3A)，随着运行时间延长，NH₄⁺-N去除率有逐渐降低的趋势。所有处理组的NO₂^--N含量呈先上升后下降最终趋于稳定的趋势(图 3B)。在运行过程中，12 h间歇曝气处理组中的NO₂^--N含量始终最低，最低值为0.1 mg/L。综上可以看出，12 h间歇曝气是系统更优运行条件。

图 1(Fig. 1)

图 3 不同间歇曝气时间条件下NH4+-N去除率和NO2--N浓度 Fig.3 NH4+-N removal rate and concentration of NO2--N under different intermittent aeration time

系统运行期间，填料配比为1:0对照组NH₄⁺-N的去除率最低(图 4A)，其他处理组呈PPC填料比例越高，NH₄⁺-N去除率越高的趋势，填料配比3:1组在整个实验期间的平均NH₄⁺-N去除率最高，达到了94%，填料配比3:1处理组对NO₂^--N的积累低于其他各处理组(图 4B)。

图 1(Fig. 1)

图 4 不同填料比例条件下NH4+-N去除率和NO2--N浓度 Fig.4 NH4+-N removal rate and concentration of NO2--N under different proportion of filling

从图 5A可以看出，20℃和40℃处理组对NH₄⁺-N的去除率接近，均低于30℃处理组，在30℃条件下，脱氮效果最好，NH₄⁺-N去除率最高可达92%。30℃处理组的NO₂^--N积累水平最低，NO₂^--N的含量基本维持在0.2 mg/L以下，其余2个组的NO₂^--N呈先升高后下降的趋势，但总体水平较高，最高值均接近0.5 mg/L。研究表明，30℃处理组的脱氮性能最优(图 5B)。

图 1(Fig. 1)

图 5 不同温度条件下NH4+-N去除率和NO2--N浓度 Fig.5 NH4+-N removal rate and concentration of NO2--N at different temperature

系统运行期间，HLR为1.2 m³/(m²·d)处理组的NH₄⁺-N去除率整体高于其他各处理组(图 6A)。且NO₂^--N积累最低，最低值为0.1 mg/L (图 6B)。

图 1(Fig. 1)

图 6 不同水力负荷率条件下NH4+-N去除率和NO2--N浓度 Fig.6 NH4+-N removal rate and concentration of NO2--N under different hydraulic loading rate

从图 7A可以看出，进水NH₄⁺-N浓度为1 mg/L处理组的NH₄⁺-N去除率高于其余2个处理组，最高值为97%，且整体趋势较稳定。3个处理组的NO₂^--N在前3 d有积累现象，随后呈先降低再逐渐趋于稳定趋势。其中，进水NH₄⁺-N浓度为4 mg/L处理组的NO₂^--N浓度从0.6 mg/L降低到0.4 mg/L；进水NH₄⁺-N浓度为2 mg/L的NO₂^--N浓度处理组从0.5 mg/L降低到0.4 mg/L；进水NH₄⁺-N浓度为1 mg/L处理组，NO₂^--N积累较低，稳定在0.1 mg/L左右(图 7B)。

图 1(Fig. 1)

图 7 不同进水氨氮负荷条件下NH4+-N去除率和NO2--N浓度 Fig.7 NH4+-N removal rate and concentration of NO2--N under different inlet NH4+-N loading

研究表明，12 h间歇曝气处理组的NH₄⁺-N去除率高于24 h连续曝气处理组，蒋轶锋等(2009)研究发现，间歇曝气硝化系统中氨氧化细菌(AOB)可以通过提高产率系数(Y_AOB)增加生物量来提高氨氧化效率，所以，间歇曝气硝化系统在前期的NH₄⁺-N去除效率会接近连续曝气系统，在后期通过生物量的优势，逐渐超过连续曝气系统，这与本研究结果相一致。但24 h连续曝气处理组对NH₄⁺-N的去除率却明显高于6 h和3 h间歇曝气处理组(图 3)，出现这种情况的原因可能是由于间歇曝气的间隔过短，好氧环境和缺氧环境的交替比较频繁，硝化作用进行不完全，过于频繁的外界条件变化刺激对好氧和厌氧反硝化细菌的生长不利，且不利于铁氧化菌和Fe还原菌生长，不利于进行Fe-N耦合。故推测12 h间歇曝气处理组更有利于NH₄⁺-N去除和减少NO₂^--N积累。

实验结果显示，PPC填料比例越高，NH₄⁺-N去除率越高，推测可能是由于相同重量下，PPC填料能附着的微生物数量要高于海绵铁(图 2)，填料配比3:1处理组微生物数量高于其他2个处理组，整体的NH₄⁺-N去除效果最好。PPC凝胶亲水填料作为复合填料，具有很强的物理吸附作用，在增加生物膜数量的同时，能吸附海绵铁被腐蚀溶出的铁离子，有效防止溶出铁堵塞出水系统。对照组中，PPC填料含量高于3个实验组，可供微生物富集的面积最大，但NH₄⁺-N的去除率最低，NO₂^--N的积累量最高，分析其原因是对照组没有添加海绵铁填料，缺少铁还原菌和铁氧化菌的参与，难以形成Fe-N循环，表明Fe对N的转化存在明显的促进作用。在系统运行后期，4个组NH₄⁺-N的去除率不稳定，在对照组中更为明显(图 4A)，推测可能是由于反应器长时间持续运行，海绵铁表面容易出现钝化现象，即形成的铁氧化物覆盖在海绵铁表面形成钝化膜，使海绵铁与水体的实际接触面积变小，同时，也降低了微生物在海绵铁上的附着空间，影响了NH₄⁺-N的去除。

另外，在实际操作中，继续提高PPC填料和海绵铁的配比值，如质量比为4:1时，海绵铁的重量比例太小，很难将PPC填料和海绵铁按比例混合均匀，继续提高其比例失去了其复合填料的意义。综上所述，PPC填料与海绵铁质量比为3:1是更优的复合填料配比。

温度是影响系统生物膜微生物生长、代谢及生物酶活性的重要环境因素之一，温度过高或过低都会影响生物酶活性，进而影响硝化功能。在一定适宜温度范围内，随着温度升高，生物酶活性增加，硝化反应速率增强(徐建平, 2018)。已有研究表明，在10℃~25℃时，生物滤器对NH₄⁺-N的去除率随温度的上升而增大，25℃~30℃去除效率维持在峰值左右，在30℃时，去除效率开始下降。在本研究中，30℃处理组的NH₄⁺-N去除效果要明显高于20℃和40℃处理组，也证明了这一结论(图 5A)。本研究表明，20℃处理组的NO₂^--N积累量与40℃处理组接近，但均高于30℃处理组(图 5B)，当温度高于30℃时，氨氧化细菌生长速率要高于NO₂^--N氧化菌(徐建平, 2018)，所以，40℃处理组内氨氧化细菌的生长速率要远高于NO₂^--N氧化菌，导致40℃处理组中，氨氧化细菌的增长速度高于NO₂^--N氧化菌，更易出现NO₂^--N积累。20℃处理组的NO₂^--N积累量高于30℃处理组的原因，可能是因为氨氧化细菌对低温的耐受范围要高于NO₂^--N氧化菌，在20℃条件下，NO₂^--N氧化菌受到低温的抑制影响较大，造成了NO₂^--N积累。从除氮综合能力来看，在30℃条件下，反应器能表现出更好的性能。

水力负荷率也是影响反应器脱氮性能的重要参数之一。水力负荷高、水流剪切力大等现象会直接改变生物膜微生态环境和生物膜结构，甚至可以将硝化细菌冲出系统，在不曝气时段，水力负荷高，水体自身的DO会破坏厌氧或缺氧环境，降低反应器脱氮效率；水力负荷低会使传质效率降低导致系统中营养物质缺乏，微生物为了维持自身的基本生命活动会降低其活性，使生物膜微生物生长速度减慢，生物膜老化甚至脱落(张忠华等, 2012; 陆伟强等, 2018)，所以，确定系统更优的水力负荷率在实际生产中意义重大。

系统运行初期，2.4 m³/(m²·d)组的NH₄⁺-N去除率高于1.2 m³/(m²·d)组(图 6)，可能是由于反应器内部的碳源比较匮乏，这时的高水力负荷可以带来更丰富的碳源，刺激硝化细菌的生长。但随着每天配水的进行，每个组反应器内部的碳源都得到了补充，这种优势逐渐消除。当HLR减小时，微生物与底物接触时间增长，水力剪切力减小，NH₄⁺-N的去除率会逐步上升，2.4和1.2 m³/(m²·d)处理组的结果证明了这一结论。本研究中，0.6 m³/(m²·d)处理组NH₄⁺-N的去除率略低于其他处理组，推测是由于铁基填料的引入且采用了间歇曝气的运行方式，当水力负荷率为0.6 m³/(m²·d)时，反应器内部的“微环境”中，整个脱氮效果已经达到了“饱和”，降低了整个生物滤器的脱氮效果。综上所述，1.2 m³/(m²·d)为系统最佳运行条件。

NH₄⁺-N是硝化反应的底物，底物浓度是硝化反应的关键因素之一。当进水NH₄⁺-N浓度过高会影响生物膜硝化细菌的生长和繁殖能力，以及代谢活性和生物滤器系统Fe-N耦合过程。徐建平(2018)研究表明，游离氨对NO₂^--N氧化菌和氨氧化细菌的抑制浓度分别为0.1~10 mg/L和10~100 mg/L。在本研究中，系统NH₄⁺-N浓度对3组处理组的NO₂^--N氧化菌都有一定的抑制作用，3个处理组均出现不同程度的NO₂^--N累积，且在一定范围内，随着进水NH₄⁺-N负荷增加，NO₂^--N积累越多，但2和4 mg/L处理组无论是NH₄⁺-N去除能力还是NO₂^--N的累积水平都十分接近，可能是因为在2和4 mg/L的进水NH₄⁺-N浓度条件下，游离氨对NO₂^--N氧化菌的抑制作用无明显差距导致。综合3个处理组的NO₂^--N数据，只有1 mg/L处理组积累最低，并且可稳定在0.1 mg/L水平(图 7)，进水NH₄⁺-N浓度为1 mg/L是更优运行条件。

在生物滤器中引入铁基填料，利用铁-氮耦合机理，可以加强生物滤器在养殖废水中的NH₄⁺-N去除效果，降低NO₂^--N积累，并节约曝气时间，节省生产成本。同时，对生物海绵铁间歇式海水曝气生物滤器的运行参数进行了优化，在间歇曝气时长为12 h时，PPC凝胶亲水填料与海绵铁复合比例为3:1、运行温度为30℃、水力负荷率为1.2 m³/(m²·d)、进水NH₄⁺-N负荷1 mg/L的条件下，生物海绵铁间歇式海水曝气生物滤器有更优的去除效果。研究表明，海绵铁与PPC凝胶亲水填料有潜力可应用于提高生物滤器脱氮性能和节省生产成本，本研究也为铁基填料在生产实践和工业化中的应用提供了理论依据和参考。