要： 本文研究了冷水鱼循环水养殖系统生物滤池的成熟过程，同时通过对成熟生物滤料上净化微生物进行了富集，对低温条件下具有有效降解氨氮和亚硝酸氮的细菌进行了分离鉴定。研究表明，在温度17～18 ℃，pH 为7.76±0.28，盐度0的条件下，经过40d的培养，生物滤池可完全成熟。但受较高溶氧条件的限制，成熟后的生物滤池只能将养殖水中高毒害的氨氮和亚硝酸氮转化为低毒害的硝酸氮，而无法通过反硝化作用将氮和磷从系统中移除。同时根据水体中有机碳和无机碳的变化，推测生物滤料上自养菌群的产生滞后于异养菌群。经 分 离、鉴 定 得 到4株耐低温的氮降解细菌，分 别 为枯草芽孢杆菌 (Bacillussubtilis)、Velezensis芽孢杆菌 (Bacillusvelezensis)、土芽孢杆菌 (Geobacillussp.)和短小芽孢杆菌 (Bacilluspumilus )。
关键词： 冷水鱼循环水养殖系统;生物滤池;生物膜;耐低温细菌;氮降解;富集分离
循环水养殖是一种通过对系统内养殖废水进行一系列物理、化学和生物处理，经处理后的水可以被再度用于养殖活动的新型养殖模式。循环水养殖因具有污水排放少、水资源利用率高、可以降低外来疾病引入风险、能够进行精准的养殖自动化管理等优点，被广泛应用于水产 养 殖 活 动[1]。在循 环 水 养 殖 系 统 中，采 用 生物滤池实现氮 元 素 从 高 毒 害 向 低 毒 害 的 转 换，是 水 处理的核心 技 术 之 一[2]。生物 滤 池 的 有 效 运 转，需 要 在滤料表面形成 生 物 膜，建立能有效去除氨氮和亚硝酸氮等有害污染物的菌群结构[3]，而养殖活动中的温度、盐度、投喂量、水交换量以及日常管理等会直接影响硝化菌群的建立及其硝化效率[4-6]。因此，对于新建成的循环水养殖系 统 来 说，确保生物膜成熟并具有稳定净化效果是系统早期运行的重点和难点。受实验条件 的 限 制，对生物滤池的研究大部分仅限于室内的小 规 模 模 拟 实 验，少 有 从 商 业 规 模 养 殖 系统中取得研究数据[7-8]，而从商业规模养殖系统中获得的数据，可以更好得用于系统的优化和设计[9]。另外，多数研究限于20 ℃以上的常温和高 温 系 统[3，10-11]，对于低温冷水 鱼 循 环 水 养 殖 系 统 的 研 究 较 少。同 时，为维持并提高生 物 滤 池 的 水 处 理 效 率，不 少 学 者 尝 试 从不同介质上分离得到具有高效降解氨氮和亚硝酸氮功能的 细 菌[12-13]，然后 将 这 些 分 离 得 到 的 细 菌 制 成 微 生态制剂添加到 生 物 滤 料 上，发 现 可 有 效 提 高 生 物 滤 料的水处理效率[14]。
本文以新建成的商业规模的冷水鱼循环水养殖系统的生物滤池为研究对象，通过测定各类水质指标，探究生物滤池的 成 熟 过 程 和 水 处 理 效 果，旨 在 了 解 商 业规模下低温循环水养殖系统中生物膜的成熟周期和净化规律，为今后 类 似 系 统 生 物 滤 池 的 管 理 和 设 计 提 供借鉴。同时对成熟生物滤料进行了低温氮降解细菌的富集和分离，以 期 获 得 可 有 效 降 解 养 殖 废 水 中 氨 氮 和亚硝酸氮的细 菌，用于后续添加至生物滤料上以提高生物膜构建速度和水处理效率。
1 材料与方法
1.1 系统组成及运行
实验系 统 位 于 山 东 省 日 照 市，主要养殖硬头鳟(Oncorhynchusmykiss)、虹鳟(Oncorhynchusmykiss)等冷水性鱼类，养殖总量为35000尾，鱼规格为40g，日投喂量按鱼体 重 的1.5%。系 统由养殖单元和水处理单元两部分组成，养殖单元为26个容积16.96m3 的圆形养殖池，总 养 殖 容 积440.86m3，水处理单元包括沉淀池、微滤池、生 物 滤 池、紫 外 消 毒 池 和 曝 气 池 五 部分(见图1)，其中，生物滤池为6串联浸没式结构，总容积587.24m3，滤料为立体弹性滤料，由聚乙烯纤维丝加工而成，直径为0.5mm，比表面积约为360m2·m-3，形状类似日常 使 用 的 毛 刷。生物填料布设完成后，使 用鱼池养殖废水对生物滤池浸泡10d，后开启循环 水 养殖系统，系统运行期间日补水量10%，系统的水力停留时间约为1h，日循环20次。
1.2 实验设计
1.2.1 生物滤器成 熟 过 程 研 究 从生物填料布设完成并开始浸泡起，于第0、10、20、30、40、50、60、90和120天分别测定鱼池出水和生物滤池出水的水温、盐度、pH和溶解氧，同时测定相应水体中氨氮(NH+4 -N)、亚硝酸氮(NO-2 -N)、硝 酸 氮 (NO-3 -N)、总 氮 (TN)、活 性 磷(PO-34 -P)、总磷(TP)、总有机碳(TOC)、总碳(TC)和总无机碳(TIC)的浓度，每个水体设置3个重复。
1.2.2 低温氮降解细菌的富集和分离 在第90天取生物膜已经成熟的生物填料2g，以震荡方式将填料上的生物 膜 洗 脱 至100 mL 无菌 生 理 盐 水 中，制 得 菌 悬液。按照体积比为10∶1的接种量将菌悬液接种到不同的硝化细菌富集培养基中，置于15 ℃，160r/min的条件下持续培养7d，记为第一个富集周期，第一 个 富集周期结束后，将所得的富集菌液按相同方法接种、培养7d，记为第二个富集周期，如此持续富集7个周期，富集期间取第4、5、6和7富集周期的菌液按照1∶10的接种量，接 种 至 人 工 配 制 的 降 解 液 中，置 于 15 ℃，160r/min的条件下 连 续 测 定5天 内 富 集 菌 液 对 氨 氮和亚硝酸氮的 降 解 效 果，实 验 设 置3个 重 复。取 降 解效果好的富集菌液，涂布于相应的富集培养基平板上，置于15 ℃ 条件 下 进 行 培 养，待长出单菌落后进行分离、纯化。
1.2.3 低温氮降解细菌的降氮效果测定 将分离、纯化得到的细 菌 于 LB 液体 培 养 基 中 培 养 至 OD600值为0.5时，调整菌液浓度为106 后按照10%的接种量接种至人工配制的降解液中，置于15 ℃，160r/min的条件下测定第3和5天各株细菌对氨氮和亚硝酸氮的降解效果，再根据每 株 细 菌 的 降 解 效 果 进 一 步 选 取 降 氮 效果好的细菌进行分子生物学鉴定，实验设置3个重复。
1.3 实验用富集培养基及降解液
低温氮降解细菌的富集培养基主要参考李步先的研究[15]，以葡萄糖为碳源，并分别以氨氮和亚硝酸氮为综合氮源 以 及 氨 氮、亚硝氮为单独氮源，基 础 配 比 如下：MgSO40.1g，NaH2PO4·2H2O0.26g，K2HPO40.5g，CaCO31g，FeSO4·7H2O0.183g，葡萄糖0.3或5.0g(前3个周期所用葡萄糖添加量为0.3g，后4个周 期 葡 萄 糖 添 加 量 为 5.0 g)，酵 母 膏 0.03 g，1000mL纯水。其中，N1富集培养基以添加2g(NH4)2SO4、0.5gNH4Cl和 1gKNO2 作为氮源，N2富集培养基以添加2g(NH4)2SO4 和0.5gNH4Cl作为氮源，N3富集培养基以添加1gKNO2 作为氮源。人工降解液参考李步先的研究[15]，具体配比如下：0.2gNH4Cl，0.2gNaNO2，2g葡萄 糖，1000mL纯水。
1.4 水质指标的检测方法
氨氮、亚硝酸 氮、总 氮、活性磷和总磷的测定主要参考《养殖水环境化学实验》[16]，氨氮采用靛酚蓝法，亚硝酸氮采用重氮-偶氮比色法，总氮和总磷采用消解法，活性磷采用磷钼蓝法，硝酸氮采用紫外分光光度法;总有机碳、总碳和总无机碳使用德国耶拿公司的总有机碳分析仪(2100S)测定，温度和溶解氧使用手持溶氧仪AZ8403测定，pH 使用笔试酸度计测定，盐度使用手持式盐度计测定，OD600值使用酶标仪SYnergy2 测定。
1.5 单株细菌对氨氮和亚硝酸氮的降解效率
单株细菌对氨氮和亚硝酸氮降解率(n)计算公式：n= (C0-Cn)/C0×100%。式中：n为降解率 (%);C0 为降解液中初始氨氮或亚硝酸氮浓度 (mg/L);Cn 为降解液中氨氮或亚硝酸氮的终浓度 (mg/L)。
1.6 细菌的分子生物学鉴定方法
用水煮法 提 取 细 菌 的 DNA，采 用 细 菌 16SrDNA的通用引物27F和1472R进行 PCR扩增，扩增产物经琼脂糖凝胶电泳检测合格后送至青岛擎科天成生物技术有限公司进行测序。
1.7 数据处理
实验所得数据使用SPSS22.0.0.0统计软件中的ANOVA 进行显著性差异及均值多重比较(Duncan)，以P<0.05为差异显著水平。细菌测 得 的16SrDNA 序列 与 NCBI数据 库 进 行比对后，下 载 相 似 性 大 于 97% 的相 关 细 菌 序 列，使 用MEGA7.0采用邻接法构建系统发育树。
2 结果与分析
2.1 生物滤池成熟过程中水质变动情况
2.1.1 系统内水质基本情况 在生物膜的培养和成熟过程中，生物滤池和鱼池的水温一直维持在18 ℃左右，pH 稳定在7.5～8.0，溶解氧的浓度维持在5mg/L以上，盐度均为(见表1)。
2.1.2 系统内氮的变化 实验过程中，氨氮、亚硝酸氮、硝酸 氮 和 总 氮 浓 度 变 化 见 图 2，前 20d 内 (见 图2(a))，生物滤池出水和鱼池出水的氨氮浓度显著下降(P < 0.05)，说明生物滤料上附着的硝化细菌数量逐渐增加，40d以后，氨 氮 浓 度 基 本 稳 定 在0.05 mg/L以下。生物滤池出水和鱼池出水的亚硝酸氮浓度在前40d内均呈现先升高再降低的变动特点(见图2(b))，40d后系统的亚硝酸氮的浓度也都稳定在0.05mg/L以下生物滤池出水和鱼池出水的硝酸氮和总氮浓度在整个实验周期内均显著上升 (P <0.05)(见图2(c)和2(d))。说明生物滤池中的生物膜主要进行的是将高毒的氨氮转化为低毒的硝酸氮的硝化反应，对于将硝酸氮转化为 NO或 N2 排出系统的反硝化作用则很少或没有发生。综合比较，40d后，系统内氨氮和亚硝酸氮的浓度基本保持稳定，说明滤料上的生物膜已经完全成熟。
2.1.3 系统内磷的变化 实验过程中，生物滤池出水和鱼池出水的活性磷与总磷浓度的变化与硝酸氮和总氮的表现相似，均呈现显著升高的趋势 (P<0.05)(见图3(a)和3(b))，说明生物滤池对活性磷和总磷的降解作用不显著。
2.1.4 系统内碳的变化 实验前60d，生物滤池出水和鱼池出水的总碳和无机碳浓度呈稳步下降态势，60d后趋于稳定(见图4(c)和4(b))，说明在生物膜成熟过程中也需要利 用 无 机 碳 作 为 碳 源，但总碳和无机碳在生物滤池出水 中 浓 度 的 降 低 相 对 滞 后，说 明 利 用 无 机碳为碳源的菌群的形成滞后于利用氮、磷 的 菌 群。相应的，与总碳和无机碳相比，从生物布设完成并开始浸泡，生物滤池对有机碳有显著降解作用(见图4(a))。实验第0天，鱼池出水中有机碳浓度为13mg/L，经过生物滤池的降解后，同期内生物滤池出水中的有机碳浓度降低至4mg/L。实验10d后，系统开启循环运行，由于生物滤池的降解作用，2个测试点水体中的有机碳浓度始终稳定在7mg/L以下。说明生物滤料上最初形成的群落主要利用有机碳为碳源，并且在以后群落演替的过程中，利用有机碳为碳源的群落也不会消失。
2.2 低温氮降解富集菌液的降氮效果测定
经过4个周期的富集后(见 图5(a))，不同 培 养 基富集的菌液对氨氮和亚硝酸氮均有较好的降解效果，特别是 N3组的富集菌液，经过5天的降解实验可以将降解液中 的 氨 氮 由 最 初 的 (36±3.21)mg/L 降 解 至(20±7.13)mg/L (P <0.05)，将亚硝酸氮由最初 的(44±0.79)mg/L显著降解至(2±0.75)mg/L (P<0.05)，说明之前采集到的生物滤料上确实已经形成可以降解氨氮和 亚 硝 酸 氮 的 种 群，并且在不断的富集过程中，这类种群已经逐渐成为优势种群。经 过5个 周期的富集后(见图5(b))，N3组的富集菌液经过5d的降解实验可以将降解液中的氨氮由最初的(36±3.21)mg/L降解 为(0.9±0.44)mg/L (P<0.05)，将亚 硝酸氮由 最 初 的 (44±0.79)mg/L 降 解 至 (0.076± 0.01)mg/L (P < 0.05);N1和 N2组的富集菌液经过5d 的降 解 实 验 可 以 将 亚 硝 酸 氮 降 解 至 (0.034± 0.01)和(0.046±0.01)mg/L (P<0.05)。经过6个周期的富集后(见图5c)，N3组的富集菌液在第4天已经能将降解液中的氨氮和亚硝酸氮分别降解至(0.035± 0.01)和(0.3±0.17)mg/L(P <0.05)，N1和 N2组的富集菌液也可以在第4天将降解液中的亚硝酸氮显著降解 至(0.25±0.02)和(0.63±0.24)mg/L (P<0.05)。经过7个周期的富集后(见图5(d))，N3组的富集菌液在第5天能将降解液中的氨氮和亚硝酸氮分别降解至(1.68±0.86)和(0.056±0.01)mg/L (P<0.05)，N1和 N2组的 富 集 菌 液 可 以 在 第4天 将 降 解液中的亚 硝 酸 氮 分 别 降 解 至 (0.25±0.03)和 (0.2± 0.02)mg/L (P <0.05)。将第7周期各组富集菌液的降解效果与第6周期相比，到第5天，各组在2个周期间没有显著差 异 (P>0.05)，说明 经 过6个 周 期 富 集的菌液即达到富集要求。
2.3 低温氮降解细菌的降氮效果测定
实验分离得到14株耐低温 的 细 菌(见 表2)，其中有4株细菌 (LB1-4、LB3-J、LB3-1和 LB2-6)经过5d的降解实验，可以将降解液中的氨氮由最初的36mg/L分别 降 解 至 1.3、4.7、4.6 和 5.1 mg/L，降 解 率 达96.39%、86.94%、87.22% 和 85.83%;有 5 株 细 菌(LB1-4、LB3-J、LB3-1、LB3-3和 LB2-6)经过5d的降解实验，可以将降解液中的亚硝酸氮由最初的40mg/L分别降解至0.22、0.02、0.03、0.03和0.01mg/L，降解率达99.45%、99.95%、99.93%、99.93%和99.98%。
2.4 低温氮降解细菌的鉴定
将分离得到的 LB1-4、LB3-J、LB3-1和 LB2-6这4株细菌的16SrDNA 进行 PCR 扩增后，将所得序列在NCBI数据库进行 BLAST 比对后，选取相似性达97%以上的细菌构建系统发育树，结果显示(见图6)，LB1-4为 枯 草 芽 孢 杆 菌 (Bacillussubtilis)，LB3-J 为Velezensis芽 孢 杆 菌 (BacillusvelezensisstrainSQ-5)，LB3-1 为 土 芽 孢 杆 菌 (Geobacillus sp.strainSA2)，LB2-6 为 短 小 芽 孢 杆 菌 (BacilluspumilusstrainAB25A-SW1)。
3 讨论
3.1 通过水质变动探究生物滤器成熟过程
生物滤池是循环水养殖系统中的核心单元，主 要功能是通过硝化作用将养殖废水中有毒有害的氨氮和亚硝酸氮转化为低毒害的硝酸氮。在生物滤池成熟过程中，可以根据 生 物 滤 料 上 生 物 膜 的 质 量 以 及 氨 氮 的去除效果划 分 为 潜 伏 期、增 长 期、稳 定 期 和 脱 落 期[3];也可以根据生物滤料上的细菌数量将其成熟过程划分为适应期、潜伏期、快速增长期和稳定期[11]。但不管以怎样的方式对 生 物 滤 池 的 成 熟 过 程 进 行 界 定，生 物 滤池成熟时最显 著 的 特 征 为 具 有 稳 定 的 硝 化 作 用，可 以达到水质净 化 效 果[3，11，17-18]。本研 究 中，经 过40d的培养后，生物滤池和养殖鱼池出水中的氨氮和亚硝酸氮浓度均基本稳定，因此可以认为本系统经过40d培养，生物滤池已经达到成熟状态。在此之前，许多研究指出温度对硝化细菌的代谢影响显著，在20 ℃以上水温条件下，生物滤池成熟一般都需要30～40d[3，18]，在25 ℃的条件 下，生物滤池有较好的氨氮去除效率[19]。而本 次 研 究 结 果 表 明：在 较 低 的 水 温 条 件 下 (17～18 ℃)，生物滤池40d左右成熟，并在低 温 下 对 氨 氮、亚硝酸盐实现有效去除。
生物膜是 一 个 以 硝 化 细 菌 为 主 的 生 物 絮 团，同 时还包括一些藻类、真 菌 和 原 生 动 物[20]。硝化 作 用 主 要分为两个步骤，第一步为氨氮氧化为亚硝酸氮，第二步为亚硝酸 氮 进 一 步 氧 化 为 硝 酸 氮[6]。其中，第 一 步 主要由氨氧化细菌和氨氧化古 生 菌 完 成[21]，第二 步 主 要由硝化菌属和硝化螺旋菌属细菌完成。本研究中，2个测试点的氨氮 浓 度 在 系 统 启 动 后 表 现 为 持 续 下 降，而亚硝酸盐浓度 则 表 现 为 先 升 后 降，硝酸盐浓度持续上升，说明氨氧化细菌和氨氧化古生菌的生长要优于硝化菌属和硝化螺旋菌属细菌的生长，氨氮、亚硝酸盐和硝酸盐的变化规律与许多学者的研究结果相似[18，22]。硝化作用 主 要 是 将 高 毒 害 的 氨 氮 氧 化 为 低 毒 的 硝 酸氮，而硝 酸 盐 从 系 统 的 移 除 则 主 要 依 赖 于 反 硝 化 反应[23]，可以进行反硝化反应的细菌群落主要为厌氧细菌，较高 的 溶 氧 条 件 会 阻 碍 反 硝 化 菌 群 的 附 着 和 繁殖[24]，在本实验中硝酸氮浓度和总氮浓度的不断升高，说明在高溶氧 的 循 环 水 养 殖 系 统 中，生 物 滤 器 可 以 实现高毒氨氮向 低 毒 硝 酸 氮 的 转 变，但却不能实现氮营养盐的移除。饵料中磷的溶失是水体中磷含量升高的主要原因[25]。水体中磷的去除，通 常 需 要 一 个 厌 氧 的 条 件 才能实现[26]。聚磷菌虽是 好 氧 细 菌，但其释磷功能在厌氧条件下才能充分发挥[27]。而本实验系统溶解氧一直维持在6mg/L以上，较高的溶氧抑制了聚磷菌释磷功能的发挥，饵料中磷的不断溶失，加之生物膜对磷较低的去除效率，最 终 导 致 水 体 中 的 活 性 磷 和 总 磷 浓 度 不断升高，这一现象在其他相关研究中也有发现[25]。水体中有机碳的浓度可以表征水体中有机物的含量，同时，有机碳源的添加可以改变一些人工基质表面菌群结构的组成，促进异养菌的生长[28]。本研究中，实验初期生物滤池出水中总有机碳的浓度就出现显著下降，说明以有机碳为碳源的异养菌形成;20d以后2个测试点的无机 碳 才 开 始 出 现 显 著 下 降，说 明 以 无 机 碳为碳源的自养菌形成[29]，因此，推测本系统中最早出现并稳定发挥功 能 的 是 异 养 菌 群 落，而自养菌群落的出现则相对滞后。
3.2 低温氮降解细菌富集后的降氮效果
自然条件下具有氮降解功能的细菌数量非常有限，而可被人工分离得到的细菌数量更是仅占全部细菌的1%，因此要得到具有某 种 特 定 功 能 的 细 菌，需 要先进行选择富 集，使具有该功能细菌的数量增长到足够多时，才有可能将该功能细菌分离出来。当前，针对氮降解细菌的 富 集，主要通过提供不同的氮源来实现对不同功能氮降解细菌的富集，其中，有的以氨氮为氮源富集可以降 解 氨 氮 的 亚 硝 化 细 菌，有 以 亚 硝 酸 氮 为氮源 富 集 可 以 降 解 亚 硝 酸 氮 的 硝 化 细 菌[30-31]，也有 的以添加氨氮为氮源进行硝化细菌的富集[32]。在富集周期上，从7～20天不 等，由 于 硝 化 细 菌 生 长 较 慢，所 以需要富集 几 个 周 期 才 可 以 完 成[12-13]。在本 研 究 中，通过对比几个周 期 富 集 菌 液 的 降 氮 效 果，发 现 对 降 氮 细菌进行周期式 的 富 集 会 提 高 富 集 和 降 氮 效 果，但 由 于生活环境的限 制，富集到一定周期后降氮细菌数量会达到顶峰，即 使 增 加 富 集 周 期 也 不 会 提 高 富 集 效 果。其中，富集培养基以添加亚硝酸氮为氮源时，富集到的菌液的降氮效果较好。
3.3 低温氮降解细菌的分离和鉴定
循环水养殖系统中的生物滤料需要形成成熟的生物膜后 才 能 稳 定 发 挥 净 水 功 能。生 物 滤 料 挂 膜 过 程中，可通过添加微生态制剂辅助进行挂膜[17]，或接种加入功能稳 定 的 生 物 滤 料 以 帮 助 系 统 加 速 建 立 硝 化 作用[33]，但实际生产中还需要避免引入外来病原微生物，因此最稳妥的方法是对循环水养殖系统生物滤料上自身附着的土著菌进行培养[34]，后 期添加至生物滤料上以帮助稳定水处理效果。本实验通过对前期富集得到的混合菌液进行分离、纯化后，最终得到4株对氨氮和亚硝酸氮降解 效 果 好 的 菌 株，这4株细菌对氨氮的降解率可达85%以上，对亚硝酸氮达99%以上，可用于后期添加至生物 滤 料 上，既可以降低引入外来病原微生物的风险，还以帮助提高生物滤料的水处理效率。
4 结语
本研究通过对新建成的商业规模的冷水鱼循环水养殖系统的生 物 滤 池 的 成 熟 过 程 进 行 研 究，发 现 即 使在17～18 ℃的低水温条件下 ，生物滤池经过40d的培养也可以 完 成 成 熟 过 程。受较高溶氧条件的限制，成熟后的生物滤池只能将养殖水中高毒害的氨氮和亚硝酸氮转化为 低 毒 害 的 硝 酸 氮，而 无 法 通 过 反 硝 化 作用，将氮和磷从系统中移除。同时，根据水体中有机碳和无机碳的变 化，推测生物滤料上自养菌群的产生滞后于异养菌群。采集成熟生物滤料上的生物膜进行富集培养后，发现 在15 ℃，160r/min的条 件 下，通 过 添加以亚硝 酸 氮 为 氮 源 的 富 集 培 养 基，以7d为1个周期，富集6个周期可以得到降氮效果最好的富集菌液。对富集得 到 的 菌 液 进 行 分 离、纯 化 和 鉴 定 后，共 得 到4株可在低温条件下有效降解氨氮和亚硝酸氮的细菌，分别 为 枯 草 芽 孢 杆 菌 (Bacillussubtilis)、Velezensis芽孢杆菌 (BacillusvelezensisstrainSQ-5)、土芽孢杆菌 (Geobacillussp.strainSA2)和短小芽孢杆菌 (Ba-cilluspumilusstrainAB25A-SW1)。
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