基于生态沟渠的凡纳滨对虾小型温棚养殖尾水净化技术效能分析

蒋 葛，黎 慧，沈 辉，万夕和，乔 毅，成 婕，王李宝，史文军，范贤平，杨壮壮

(江苏省海洋水产研究所，江苏南通 226007)

凡纳滨对虾Litopenaeus vannamei 是中国对虾养殖的第一大品种，养殖模式主要包括露天池塘养殖、温棚养殖、工厂化循环水养殖、高位池养殖等。凡纳滨对虾小型温棚养殖模式是近十多年来在江苏如东发展起来的一种新模式。小棚池塘宽8～10 m、长40～50 m、深60～80 cm，利用毛竹或钢架支撑塑料大棚，采用盐度2～12[1-2]地下水进行养殖，全池使用纳米管进行微孔曝气，一年养殖2～3 茬。目前，该养殖模式具有明显的经济效益。然而，随着养殖面积[3-4]的不断增加，凡纳滨对虾小棚养殖模式诸如环境影响隐患等弊端逐渐显现。养殖过程产生的残饲和粪便都积累在池塘底部，但传统小棚采用上排水进行水体更新，只能去除水体表面泡沫和死藻，排污能力弱。小棚养殖中后期池塘中有机物含量较高，仅有小部分小棚集中区设置了工业污水处理设施，成本高昂，大部分小棚尾水未经处理就对外排放，对周边环境造成潜在危害[1]。一种低成本且高效的尾水处理技术是凡纳滨对虾小棚养殖实行生态化改良的关键。

生态沟渠可用来净化水质，具有湿地生态系统的功能，在维持生态系统物种多样性、促进生态系统生产力和养分循环等方面起着重要作用[2-5]。中国耐盐植物种类众多，资源量丰富，易获取、易栽种，为沿海地区生态沟渠提供了良好的应用基础[6-8]。海马齿Sesuvium portulacastrum[9]、水葱Scirpus validus[10]、美人蕉Canna indica[10]、互花米草Spartina alterniflora Loisel[10]、芦苇Phragmites australis[11-12]、水花生Alternanthera philoxeroides[13]等多种植物被用于处理含盐尾水。海马齿曾用于原位修复养殖水体，效果优良；水葱生长速率快，对氨氮和磷酸盐去除能力很强[9]；美人蕉耐受能力强，净化能力较弱[10]；芦苇在较高盐度环境下净化能力强[11-12]；水花生对淡水中氮磷元素去除率达90%以上[13]，对含盐尾水的净化报道较少[14]。

本文设计了一种基于生态沟渠的凡纳滨对虾小型温棚养殖尾水净化模式，选取江苏地区分布广泛、易获取、易栽种的芦苇、互花米草和水花生作为试验植物，通过比较3 种不同植物对氮和磷的降解效果，研究和筛选了具有较好降解效果的植物品种，并选用江苏地区广盐广温性的滤食性鱼类鲻鱼Mugil cephalus对藻类和悬浮物进一步处理，为江苏地区现有的凡纳滨对虾小型温棚养殖模式向绿色环保方向转型升级提供技术参考。

1 材料与方法

1.1 技术方案

根据水产养殖尾水排放要求，结合区域现状，设计基于生态沟渠的凡纳滨对虾小棚养殖尾水净化工艺流程(图1)。该流程设置自动排污设施，分别配备大小为3 m×8 m×2 m 的水泥沉淀池、厌氧池，厌氧池表面覆盖双层黑色地膜，将露出水面完全包裹，内置毛刷状生物填料，多次监测显示溶氧在0～0.20 mg·L-1。

图1 基于生态沟渠的凡纳滨对虾小棚养殖尾水净化系统示意图Fig.1 Schematic diagram of tailwater purification system for L.vannamei based on ecological ditch

具体处理流程如下：每日定时排出底部含残饲粪便的尾水，排放频率视投喂量适时调整，底排污可以有效地排出底部碎屑；尾水经一级沉淀与由包含微滤机的固液分离单元处理，此处可将尾水内大部分不可溶颗粒物排出，并将其外运处理；随后尾水流入厌氧池，在溶氧0～0.20 mg·L-1环境下经过生物填料粘附的自然形成的微生物群落进行厌氧处理，厌氧环境可以大幅降低尾水中氮素水平；厌氧处理后尾水分别流入布有互花米草、芦苇、水花生[6-7]以及无植物的4 种生态沟渠，在生态沟渠内进行静置处理，每7 d 取样监测水质；水质参数未达到SC/T9103-2007《海水养殖水排放要求》二级标准的尾水通过水泵引入沉淀池按流程再次处理；达标尾水引入蓄水池泼洒漂白粉进行消毒处理，消毒后备用。4 条生态沟渠长度各为150 m，横切面为梯形，上底和下底分别为3.0 m 和1.20 m，水深0.50～0.80 m。互花米草与芦苇采用沉根种植，水花生采用沉根、浮根交替种植，植物栽种面积为两边侧坡各100 m2，栽种密度为17 棵·m-2。水花生生态沟渠先存蓄部分淡水至水深0.50 m。4 种生态沟渠中各投入150 尾体长5.0～7.0 cm 左右的鲻鱼幼鱼，试验结束起捕称重[8-9]。

1.2 系统运行与养殖管理

试验地点设置在南通市如东县港城水产养殖专业合作社。试验设6 个小型温棚养殖虾池，虾池长45～50 m、宽10 m、深0.80 m，池埂铺设地膜。试验虾池经过改造配置底排污和污水提升装置，每4 h 底排污1 次，污水排放量约为1 250 L·d-1，适时补水，维持养殖池水量。设6 只相同规格但仅配置上层溢出排污的传统虾池作为对照，污水排放量约为1 250 L·d-1，全程不排放底部污物，无尾水净化流程，适时补水，维持养殖池水量。2018 年8 月10 日记为1 d，开始投苗，每池放苗密度为80 尾·m-2，试验期间只补水不换水。每天早中晚各投喂1 次，投喂量在2 h 内摄食完毕，饲料粒径随对虾规格进行调整。对照虾池与试验虾池养殖同步管理。尾水经沉淀池、厌氧池和4 条生态沟渠的水力停留时间为3 d，系统始运行净化后的尾水经处理后汇入蓄水池备用，与外源水混合用作养殖补水。系统经30 d 试运行进入稳定状态，试验周期为79 d。

1.3 系统运行各环节主要水质指标评价

采用盐度10 的地下半咸水进行养殖，30 d 开始对试验虾池、对照虾池、固液分离单元出水口、厌氧池出水口和4 类生态沟渠出水口共计18 个采集点采集水质样品，每个采集点收集3 个平行样品，每7 d 取样1 次，分别测定化学需氧量(COD)、氨氮(NH4+-N)、亚硝酸盐氮(NO2--N)、硝酸盐氮(NO3--N)、总氮(TN)、活性磷酸盐(PO43--P)、总磷(TP)，测定方法按GB17378.4《海洋监测规范 第4 部分：海水分析》进行[15]。

1.4 数据处理

数据处理采用GraphPad Prism 6.0 进行统计分析。

2 结果

2.1 试验期间小棚池水主要水质因子变化

试验系统运行79 d，试验虾池与对照虾池不同时期水质参数变化见图2。从图2 中可见，运行79 d 后试验虾池COD 明显低于对照虾池，试验虾池COD 上升缓慢，79 d 达到最高值61.79 mg·L-1。对照虾池37 d后COD 稳步上升，79 d 达到123.82 mg·L-1。37 d 后试验虾NH4+-N、NO3--N 都维持较低水平，79 d 时NH4+-N 质量浓度降至0.66 mg·L-1，NO3--N 降至0.66 mg·L-1，对照虾池NH4+-N、NO3--N 质量浓度分别达到2.61 mg·L-1和2.67 mg·L-1，差异显著。随着时间的发展，试验虾池和对照虾池NO2--N 质量浓度呈现上升趋势，试验虾池最高时达到11.71 mg·L-1；TN 质量浓度在试验期一直表现为上升趋势，最高达到22.16 mg·L-1；44 d后，试验虾池和对照虾池PO43--P 和TP 都表现为较低浓度，79 d 时PO43--P 质量浓度达到0.31 mg·L-1；TP 达到2.28 mg·L-1。试验虾池和对照虾池NO2--N、TN、PO43-及TP 差异不显著。

图2 试验虾池与对照虾池水质不同时期的COD 以及氮磷水平比较Fig.2 Comparison of COD and nitrogen and phosphorus levels in different periods of water quality in experimental and control shrimp ponds

2.2 固液分离、厌氧单元的净化效果

固液分离单元COD 降幅在6.25～26.16 mg·L-1，厌氧池COD 降幅在1.57～19.67 mg·L-1。固液分离单元NH4+-N、NO2-N、TN、NO3--N 出水质量浓度为0.23～1.43 mg·L-1、0.01～4.40 mg·L-1、0～0.95 mg·L-1、0.46～10.80 mg·L-1；厌氧池NH4+-N、NO2-N、TN、NO3--N 出水质量浓度为0.11～1.38 mg·L-1、0.07～0.87 mg·L-1、0～0.67 mg·L-1、0.78～6.19 mg·L-1。固液分离单元、厌氧池PO43--P 出水质量浓度为0.34～1.36 mg·L-1、0.22～1.31 mg·L-1，TP出水质量浓度为0.50～1.35 mg·L-1、0.34～1.51 mg·L-1。

2.3 不同类型生态沟渠的净化效果

4 类不同类型生态沟渠对于COD 的去除具有显著差异(P＜0.05)30 d 后，除无植物型外，其他各型生态沟渠COD 出水质量浓度都低于20 mg·L-1，分别为无植物型13.97～24.43 mg·L-1，互花米草型13.83～18.39 mg·L-1，芦苇型13.89～17.56 mg·L-1，水花生型8.75～12.68 mg·L-1。4 类生态沟渠NH4+-N 出水质量浓度差异不显著，水花生型、芦苇型、互花米草型、无植物型生态沟渠NH4+-N 出水质量浓度为0.05～0.30 mg·L-1、0.05～0.40 mg·L-1、0.05～0.40 mg·L-1、0.10～0.45 mg·L-1。4 类生态沟渠NO2--N 出水浓度差异显著(P＜0.05)，水花生型、芦苇型、互花米草型、无植物型生态沟渠NO2--N 出水质量浓度为0～0.13 mg·L-1、0.10～0.44 mg·L-1、0.10～0.57 mg·L-1、为0.10～0.85 mg·L-1。44 d，无植物型出水质量浓度为0.79 mg·L-1，51 d 出水质量浓度为0.85 mg·L-1。水花生型与芦苇型NO2--N 出水质量浓度始终低于0.50 mg·L-1。

图3 各生态沟渠对于各污染物的去除效果Fig.3 Removal of pollutants by each ecological ditch

试验虾池内NO3--N 质量浓度呈现较低水平，不同生态沟渠NO3--N 出水质量浓度也保持在0.20 mg·L-1以下，仅58 d，无植物型NO3--N 出水质量浓度大于0.20 mg·L-1。自37 d，试验虾池TN 浓度范围为16.25～22.63 mg·L-1，4 类生态沟渠出水浓度为(水花生型、芦苇型、互花米草型、无植物型)为2.00～3.00 mg·L-1、3.00～4.00 mg·L-1、3.00～4.50 mg·L-1、3.50～5.00 mg·L-1，水花生型去除TN 效果最优。

4 类生态沟渠PO43-出水质量浓度为(水花生型、芦苇型、互花米草型、无植物型)为0.20～1.06 mg·L-1、0.11～0.93 mg·L-1、0.04～0.77 mg·L-1、0.00～0.60 mg·L-1。4 类生态沟渠PO43-出水质量浓度有一定差异，由高到低依次是水花生型、芦苇型、互花米草型、无植物型。不同类型生态沟渠对于TP 去除能力与PO43-去除能力相一致，由高到低依次是水花生型、芦苇型、互花米草型、无植物型。

2.4 养殖尾水净化技术效果评价

采用所研发的小棚养殖尾水处理技术进行处理后，4 种不同类型的生态沟渠系统出水水质各项指标比对照池水有较大幅度的降低，具体水质指标见表1。从表1 中可见，水花生、芦苇和互花米草型生态沟渠的出水水质COD 都达到SC/T9103-2007《海水养殖水排放要求》二级标准；水花生、芦苇型生态沟渠的出水水质活性磷酸盐达到一级标准。

表1 84 d 后4 种类型生态沟渠的出水水质(mg·L-1)Tab.1 Effluent quality of the four types of ecological ditch on 84 d

3 讨论

3.1 固液分离及厌氧池的效果分析

近年来，水产养殖正朝着绿色生态方向发展，养殖尾水达标排放是生态发展的必然要求；江苏省更是出台了池塘养殖水排放强制要求。传统高产的凡纳滨对虾小型温棚养殖模式存在一定的生态损害，可持续发展受到影响。因此，研究养殖尾水的净化技术是该模式发展的必然趋势。

生态沟渠是一种有效、低成本的水产养殖尾水净化技术[17-19]。本研究利用集成了固液分离(过滤和沉淀)、厌氧处理工艺和耐盐植物的生态沟渠技术净化养殖尾水。因为成本和早期设计的缺陷，如东早期凡纳滨对虾小型温棚养殖模式本身并没有底排污系统，残饲和粪便沉积于池底，水体的COD 处于较高水平。固液分离、厌氧池处理单元有明显去除COD 的作用。本试验通过底排污和固液分离处理单元，将水体中的残饲和粪便等固态有机物分离出来，尾水COD 从173.28 mg·L-1降至20 mg·L-1以内，得到大幅度下降，这说明物理分离对尾水处理具有直接作用。利用厌氧池微生物群落，将水体中大分子的有机物降解成小分子的有机物或者无机物的过程，可产生一定量的无机氮和无机磷，因此，该环节COD 显现下降趋势，NH4+-N、NO2--N、NO3--N、PO43-下降趋势并不明显，有的呈上升趋势，这应属于正常现象[20]。

安阳等[21]通过在虾池内设置生物挂膜和斜管沉降等处理单元原位处理凡纳滨对虾养殖水体，改善水质效果明显，但由于凡纳滨对虾小型温棚内水体空间有限，不具备开展原位净化养殖水体的基础，因此只能选择异位处理养殖尾水。试验期间养殖池中NH4+-N 等指标明显比对照虾池低。在碱性环境下，NH4+-N、NO2--N 在水体环境对养殖虾类具有较强的毒性，同时也会诱导白斑综合征等多种疾病的发生[22-24]。试验结果表明研发的净化技术对于预防虾类疾病的发生具有较好的促进作用。试验期间养殖池中PO43-、TP 等指标与对照池差异并不显著，这是养殖过程每天产生的残饵和粪便都会在原位降解形成无机物所致，虽然每天都有尾水排放及净化后的尾水循环流入，但流入量十分有限，所以试验池与对照池的差异不显著。有机物降解形成的NH4+-N、NO2--N 对养殖虾类具有一定的毒性，为了保障养殖虾类的健康，有必要适当降低养殖密度，以降低每日的投饲量，减少残饲和粪便[25]。

3.2 生态沟渠的应用效果

在生态沟渠内N、P 的降解主要通过基质吸附、微生物群落降解和植物根系吸收。本文研究重点在于筛选一种净化含盐尾水的植物。目前，用于净化含盐尾水的植物报道很多。程果锋等[26]构建了排水沟沉淀及海藻吸附、贝藻净化和人工红树林湿地深度净化养殖海水，红树林处理养殖不同盐度海水效果都很明显，窦碧霞等[9]运用海马齿净化盐度15 尾水中的N、P 元素效果优良，张力等[10]使用水葱和美人蕉等对养殖海水进行净化处理研究，但红树林、海马齿、水葱和美人蕉等植物的地理分布限制了其在浙江以北的凡纳滨对虾养殖区推广的潜力。本研究选取水花生、芦苇、互花米草3 种植物对凡纳滨对虾养殖的低盐度尾水进行处理。研究发现，3 种植物的净化效果从强至弱依次为水花生、芦苇、互花米草。水花生表现出了很好的尾水净化作用，能够有效去除水体中的N、P 营养元素，降低水体中的COD。经水花生型生态沟渠处理后的养殖尾水主要指标能够达到SC/T9103-2007《海水养殖水排放要求》二级标准。ZUO,et al[27]研究表明水花生在超富营养化水体中能够很好地生长，并且能够去除超富营养化水体中TN、TP，相对去除率能达到91.6%和95.1%，并可减少水体中COD，与本研究的结果相一致。张海耿等[11]通过营造人工芦苇湿地净化养殖海水，但随着盐度升高，芦苇净化能力减弱。此外，MOZDZER,et al[28]比较了芦苇、互花米草两种盐生植物对不溶性有机氮(DON) 的吸收净化效果，芦苇优于互花米草，与本研究结果接近。

水花生常用于净化淡水养殖尾水，关于净化含盐尾水的报道较少。本研究对于水花生处理养殖半咸水具有示范作用。高建明等[29]发现，水花生具有较强的耐盐能力(400 mmol·L-1)，远超一般陆生植物。实验布组时，在水花生沟渠内蓄积深10 cm 的淡水，将盐度10 的养殖尾水缓慢流入，3 d 后水花生沟渠内盐度升至10，水花生生长良好。另一方面，水花生对铜、铅等重金属元素和铯、铀等核素也有很好的富集作用，试验过程中其生长速度较芦苇、互花米草较快，在沿海地区低盐度水产养殖尾水生态修复应用中具有较好的应用潜力[29]。

3.3 滤食性鱼类与养殖对虾的产出

试验中投放于4 类生态沟渠内的鲻鱼可以通过滤食藻类进一步降低水体中的N、P 元素[30-31]，将富营养元素转化为动物蛋白质，还可以增加养殖收入。选取鲻鱼作为试验用鱼，鲻鱼可以在淡水、半咸水、咸水中进行人工养殖，可以适应沿海所有养殖水域[32]。

研究发现，通过研发的凡纳滨对虾小棚养殖尾水净化技术，经过84 d 的养殖试验，6 个试验虾池的对虾平均产量达到535 kg，比对照虾池高于11.69%。同时，试验池塘养殖过程中未发现对虾发病死亡现象，而对照虾池4 号虾池却发生一次急性肝胰腺坏死综合症，死亡部分对虾。底排污装置的设置显著改善了试验虾池养殖水质。试验虾池养殖水体中的COD 值低于传统虾池，后期仅为传统虾池的一半，N、P 含量也低于传统虾池。相对优良的养殖水质有利于提高养殖产量[33-35]。综上所述，基于生态沟渠的凡纳滨对虾小棚养殖尾水净化技术的应用可以较好净化养殖尾水，提高凡纳滨对虾养殖产量，是一种可推广应用的健康养殖模式。