2026, Vol. 56
2. 中国海洋大学海洋环境与生态教育部重点实验室, 山东 青岛 266100;
3. 威海汇海海洋科技有限公司, 山东 威海 264400;
4. 中国海洋大学海洋生命学院, 山东 青岛 266003
近年来，人们对海产品的需求日益增加，国内海水养殖产业迅速发展，我国已成为一个水产养殖大国。然而，规模日益增大的海水养殖产业也产生了大量的海水养殖废水。在海水养殖过程中，大量的饵料无法被完全利用，加之养殖动物的粪便排泄，导致养殖废水中含有大量的氮、磷和有机污染物。未经处理的海水养殖废水直接排放入海，不仅会导致水体富营养化并引发赤潮，对近海海域生态环境造成严重影响，同时也制约着海水养殖产业的健康可持续发展。因此，开发实用高效的海水养殖废水处理技术，具有重要的生态意义和经济价值。
然而，由于海水养殖废水盐度高、碳氮比(C/N)低的特点，使用传统的生物处理方法，如活性污泥法等处理效果往往不佳[1]。海水养殖废水的高盐度不利于处理系统中微生物的生长；低C/N则会导致碳源竞争，而外加碳源又会导致能耗增加。铁碳微电解技术作为一种电化学方法，在废水处理中具有广泛的应用前景[2]。铁碳微电解过程产生的铁离子不仅能够直接将硝酸盐还原以促进脱氮，还能与磷酸根反应形成共沉淀，从而促进除磷；同时，过程中产生的电子能够作为无机电子供体，促进自养反硝化脱氮[3]。目前，已有不少研究将铁碳微电解技术与传统的生物方法相结合，用于低C/N污水的处理，且都实现了较好的污染物去除效果。严子春和史登峰[4]研究发现，富铁填料能够显著提高A/O-曝气生物滤池的脱氮除磷效果；钟丽艳等[5]利用自制新型缓释碳源耦合海绵铁和活性炭作为填料，在较短的水力停留时间(Hydraulic residence time，HRT)下实现了85.70%和93.37%的TN和TP去除率，可见，铁碳微电解技术在低C/N废水氮、磷去除中有着巨大的应用潜力。然而，目前对于将铁碳微电解技术应用于海水养殖废水处理，以及相应的脱氮除磷微观机制的研究相对较少。
本研究构建了以铁碳为填料的曝气生物滤池系统用于处理海水养殖废水，研究了其对氮、磷的去除效能，并深入探讨了其对氮、磷的去除机理，以期为铁碳微电解技术耦合传统生物处理法在海水养殖废水处理中的应用提供理论依据和技术支撑。
1 材料与方法 1.1 实验装置铁碳(Iron-carbon，FeC)填料的曝气生物滤池(Bio-logical aerated filter，BAF)系统的实验装置如图 1所示。装置主体为圆柱体，由有机玻璃材质制成，内径16 cm，高100 cm，有效容积2.3 L。反应器采用上流式，底部设有进水口和进气口，由下到上依次为布气孔、承托层、填料层和出水口，两侧设置有不同高度的取料口和取水口。
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图 1 FeC填料的BAF实验装置示意图 Fig. 1 Schematic diagram of the FeC packing BAF experimental setup |
本研究采用人工合成的海水养殖废水作为进水[6]，配制方法如下(mg·L-1)：NH4Cl 18，NaNO2 3，NaNO3 30，KH2PO4 15，乙酸钠42，碳酸钠130；水质参数：盐度30，pH=7.0±0.5，COD 30 mg·L-1，NH4+-N 4.7 mg·L-1，NO3--N 4.9 mg·L-1，NO2--N 0.6 mg·L-1，TP 2.5 mg·L-1。
本研究采用3种填料，均购自河南许昌。填料具体信息如下：陶粒：密度1.35 g/cm3，粒径3~5 mm，空隙率41.2%，主要化学成分为SiO2、MgO、CaO；活性炭(Granular active carbon，GAC)：颗粒状活性炭，粒径2~3 mm，密度0.55 g/cm3；铁碳(FeC)的主要物理参数如表 1所示，其制备过程主要包括混合、干燥、焙烧和冷却。
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表 1 FeC填料主要物理参数 Table 1 Main physical parameters of the FeC |
反应器按照接种、驯化和刮膜的顺序启动。实验污水采用人工合成的海水养殖废水，接种污泥来自青岛市某污水处理厂；随后仅采用连续进水的方式，设置水力停留时间(HRT)为24 h，气水比5∶1，进水C/N=3∶1，pH=7.0。启动过程中对污水水质指标进行连续监测，待各项污染物指标达到稳定后，即可认为反应器挂膜成功，完成启动。
反应器启动后，进行运行条件优化：分别设置HRT为6、7、8、9 h，以确定最佳运行HRT；分别设置气水比为0、1∶1、3∶1、5∶1和7∶1，以确定最佳运行气水比。每个条件运行14 d，并测定NH4+-N、NO3--N、NO2--N和TP浓度变化。
动力学方程和等温式拟合：将陶粒、GAC和FeC 3种填料放置在烘箱内，于105 ℃条件下烘干2 h，随后在250 mL锥形瓶内分别加入50 g填料和150 mL 500 mg·L-1的KH2PO4溶液，并加入0.1 mL CHCl3作为抑菌剂[7]，将锥形瓶用封口膜封口后置于恒温振荡培养箱内，温度为25 ℃，转速为180 r·min-1，测定24 h内锥形瓶内TP浓度的变化，所得数据采用准一级动力学和准二级动力学方程进行拟合；分别控制KH2PO4溶液的浓度为50、100、200、300、400和500 mg·L-1，其他条件不变，所得数据采用Freundlich吸附等温式和Langmuir吸附等温式进行拟合。
1.4 测定方法NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法测定，NO3--N采用紫外分光光度法测定，NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法测定，TP采用钼酸铵分光光度法测定。
使用X射线衍射仪(Ultima Ⅳ Protectus，Rigaku Corp，日本)对使用FeC前后的填料进行表征，以确定其晶体结构和组成。
1.5 数据处理数据结果以平均值±标准偏差表示，采用SPSS Statistics软件进行单因素方差分析(ANOVA)，显著水平P＜0.05，采用Origin软件绘图。
2 结果与讨论 2.1 FeC填料静态磷吸附特性研究 2.1.1 吸附动力学FeC、GAC和陶粒对磷酸盐的吸附量随时间变化的结果如图 2所示。由图 2可知，3种填料对磷酸盐的吸附速率以及达到平衡时的最大吸附量存在明显差异，吸附性能表现为FeC＞GAC＞陶粒。FeC的最大吸附量达到1.80 mg·g-1，是GAC(1.20 mg·g-1)的1.5倍、陶粒(0.55 mg·g-1)的3.2倍。其中，FeC对磷酸盐的吸附主要分为三个阶段：前8 h内对磷酸盐的吸附量随时间迅速增加(快速吸附阶段)，8 h后吸附开始减缓(吸附减缓阶段)，在12 h左右达到最大吸附量(吸附平衡阶段)。其原因主要是随着反应的进行，溶液中磷酸盐的浓度逐渐降低，且填料上的有效吸附位点因被占据而逐渐减少[8]，使吸附速率逐渐减缓并最终达到平衡。
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图 2 FeC、GAC和陶粒的磷酸盐吸附动力学模型拟合曲线 Fig. 2 Phosphate adsorption kinetic model fitting curve of FeC, GAC, and ceramic fillers |
分别采用准一级和准二级动力学模型对3种填料的吸附数据进行吸附动力学拟合，拟合曲线及相关参数如图 2和表 2所示。由结果可知，3种填料的准二级动力学模型拟合的相关系数(R2)均高于准一级动力学模型，且准二级动力学模型所得理论平衡吸附量(Qe)更接近实际吸附量，表明填料对磷酸盐的吸附过程以化学吸附为主[9]。
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表 2 FeC、GAC和陶粒的磷酸盐吸附动力学模型拟合参数 Table 2 Phosphate adsorption kinetic model fitting parameters of FeC, GAC, and ceramic fillers |
FeC、GAC和陶粒的磷酸盐吸附量与达到吸附平衡后的磷酸盐浓度的关系如图 3所示。从图 3可知，填料对磷酸盐的吸附容量随初始磷酸盐浓度的增加，先快速增加，后增速减缓，最终达到平衡。相比之下，FeC表现出更好的吸附性能，其最大平衡吸附容量(1.69 mg·g-1)，比GAC(1.25 mg·g-1) 高35%，比陶粒(0.55 mg·g-1)高200%。
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图 3 FeC、GAC和陶粒的磷酸盐等温吸附模型拟合曲线 Fig. 3 Phosphate isothermal adsorption model fitting curve of FeC, AC, and ceramic fillers |
分别对3种填料的吸附数据进行Langmuir和Freundlich模型拟合[10]，拟合曲线及相关参数如图 3和表 3所示。其中，FeC和GAC的Langmuir模型拟合相关系数(R2)均大于Freundlich模型，表明二者对磷酸盐的吸附以单层吸附为主，而陶粒对磷酸盐的吸附则属于非均质表面的多层吸附[11]，且FeC的理论最大吸附容量Qm(2.37 mg·g-1)是GAC(1.83 mg·g-1) 的1.3倍。在Freundlich模型中，kf为容量系数，值越大表明吸附容量越大；n为强度系数，值越小表明与磷酸盐的吸附亲和性越强[12]，因此，FeC填料表现出优异的磷酸盐吸附性能。3种填料的磷酸盐吸附性能差异与其结构差异有关，FeC填料能够为磷酸盐提供更多的结合或吸附位点。
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表 3 FeC、GAC和陶粒的磷酸盐等温吸附模型拟合参数 Table 3 Phosphate isothermal adsorption model fitting parameters of FeC, AC, and ceramic fillers |
HRT作为工艺运行过程中的一项重要参数，其大小不仅决定工艺运行效率，也影响工艺的运行成本[13]。为考察HRT对系统脱氮除磷效果的影响，分别设置HRT为3、5、7和9 h，每个条件下运行14 d，测定氮、磷污染物的进出水浓度和去除率，结果如图 4和图 5所示。
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图 4 HRT对系统脱氮效果的影响 Fig. 4 The effect of HRT on system denitrification efficiency |
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图 5 HRT对系统除磷效果的影响 Fig. 5 The effect of HRT on system phosphorus removal efficiency |
HRT对系统脱氮效果的影响如图 4所示。从图 4(a)可知，随着HRT的增加，出水NH4+-N浓度逐渐降低并趋于稳定，NH4+-N平均去除率从31.75%(HRT=3 h)提升至61.83%(HRT=9 h)。其原因是随着HRT的延长，系统中的亚硝化细菌和硝化细菌能够与污染物充分接触并进行代谢活动，从而将NH4+-N转化为NO2--N和NO3--N并进一步去除[14]。相比之下，HRT的延长对NO3--N去除效果的提升不如NH4+-N明显，NO3--N平均去除率只从45.89%(HRT=3 h)提升至52.30%(HRT=9 h)，原因可能是进水有机碳源不足，无法为异养反硝化提供充足的电子供体，从而限制异养反硝化作用的进行[15]。对于NO2--N，整个实验过程中无明显积累，只有在HRT为9 h时有少量积累(0.08 mg·L-1)，这可能是亚硝化反应速率大于硝化反应速率所导致[16]。从图 4(b)可以看出，不同HRT条件下TN去除率变化趋势与NH4+-N基本一致，由41.04%(HRT=3 h)提升至58.00%(HRT=9 h)。
HRT对系统除磷效果的影响如图 5所示。随着HRT的增加，TP去除率总体呈上升趋势。HRT从3 h增加到5 h时，TP去除率从39.85%迅速提升至79.15%，随后增速减缓，最终达到93.65%(HRT=9 h)，表明该反应器能在较短的HRT条件下达到较好的除磷效果。系统中的磷主要通过两种途径去除，一是聚磷菌在好氧条件下吸收磷并储存在体内[17]，二是铁碳微电解产生的铁离子与磷酸根发生共沉淀从而去除磷[18]。HRT的增加能够使得聚磷菌充分吸磷，且FeC填料能够释放足够的铁离子与磷酸根发生化学反应，从而提高系统除磷效果[19]。
综上所述，根据在不同HRT条件下氮、磷污染物去除率变化情况，确定9 h为最佳HRT。
2.2.2 气水比对系统脱氮除磷的影响气水比能够决定生物反应器内部的溶解氧(Dissolved oxygen，DO)浓度，DO是影响反应器脱氮除磷性能重要因素之一。生物脱氮包括好氧硝化和厌氧反硝化过程，生物除磷包括聚磷菌好氧吸磷和厌氧释磷过程，系统内部的DO浓度过高或过低都会不同程度地影响微生物的代谢过程，从而影响脱氮除磷效果[20]。因此，需要维持适宜的DO浓度以确保反应器的脱氮除磷效果。为考察气水比对系统脱氮除磷效果的影响，分别设置不同的气水比，进出水氮、磷浓度和去除率结果如图 6和图 7所示。
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图 6 气水比对系统脱氮效果的影响 Fig. 6 The effect of gas-water ratio on system denitrification efficiency |
由图 6(a)可知，随着气水比的增加，出水NH4+-N浓度逐渐降低并趋于稳定，NH4+-N去除率从39.81%(气水比0)提升至62.85%(气水比7∶1)。而NO3--N则相反，随着气水比的增加，出水NO3--N浓度从1.61 mg·L-1(气水比0)增加至3.06 mg·L-1(气水比7∶ 1)，增加近一倍。硝化细菌能够在好氧条件下将NH4+-N转化为NO3--N，当气水比较低时，反应器内部DO含量较低，硝化作用受到抑制；气水比较高时，反应器内部有充足的DO，硝化作用能够充分进行。而反硝化作用则是在厌氧条件下进行，因此气水比高时反硝化受到抑制；且气水比较高时，水中的有机物被大量消耗，从而无法为异养反硝化提供充足的电子供体；此外，气水比越高会导致大量气体冲刷填料表面的生物膜，破坏生物膜内部的厌氧环境，从而影响反硝化的进行。对于NO2--N，不同气水比条件下均未出现明显的积累。从图 6(b)可知，TN去除率在气水比为5∶1时最大，达到60.43%，当气水比继续增加时，TN去除率出现下降。
气水比对系统除磷效果的影响如图 7所示。气水比从0增加至3∶1，TP去除率从87.73%提升至93.64%，随后保持稳定。分析其原因，气水比增加，水中DO浓度增加，有利于聚磷菌好氧吸磷，从而提高除磷效果；但去除效果提升有限，可能是因为反应器中TP的去除主要是依靠铁离子的化学作用去除，而生物除磷仅贡献一小部分，因此当气水比继续增加时，TP去除率不再增加。
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图 7 气水比对系统除磷效果的影响 Fig. 7 The effect of gas-water ratio on system phosphorus removal efficiency |
根据以上结果，确定反应器运行最佳气水比为5∶1。
2.3 材料表征为了探究FeC填料的污染物去除机理，分别对使用前后的FeC填料进行X射线衍射(X-ray diffraction，XRD)表征，以确定其晶体结构。图 8和图 9分别为使用前后的FeC填料XRD图。分析使用前FeC填料XRD图，未使用的FeC填料2θ在44.3、64.5和81.6处有强衍射峰，对比标准卡片确定是属于Fe0(PDF#85-1410)的特征峰，因此确定未使用的FeC填料主要成分是Fe0[21]。同时还检测到Fe2O3(PDF#24-0081)和Fe3O4(PDF#79-0416)的特征峰，铁的氧化物可能是在填料制备过程中铁被氧化而形成，Fe2O3的存在能够促进TP的去除。此外，在未使用的FeC填料中还发现了其他金属阳离子(如Mg2+和Ca2+)的存在，同样也提供了TP去除的途径[22]。
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图 8 使用前FeC的XRD谱图 Fig. 8 XRD image of unreacted FeC filler |
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图 9 使用后FeC的XRD谱图 Fig. 9 XRD of used FeC filler |
对比使用后FeC的XRD图可以发现，使用后的FeC填料中仍存在Fe0，但其衍射峰强度较使用前低，说明铁碳的微电解消耗了Fe0，同时剩余的Fe0表明填料仍有继续反应去除污染物的潜力。此外，反应后的填料中发现有FePO4、Fe(PO3)2和MgHPO4·3H2O相的存在，这一结果也证实了铁离子和其他金属离子与PO43-之间发生共沉淀的污染物去除途径。
2.4 微生物群落分析在实验结束时通过振荡分离获得生物膜样品，使用微生物DNA提取试剂盒(MP Biomedicals，Solon，OH，美国)提取DNA。用引物338F(5′-ACTCCTACGGGAGGCAGCAG-3′)和806R(5′-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3′) 扩增16S rRNA基因的V3—V4区域。扩增后，使用Majorbio Technologies(中国上海)提供的Illumina HiSeq测序平台对PCR产物进行测序[23]。
图 10为陶粒和铁碳BAF样品门水平上的微生物群落结构图。由图 10可知，在陶粒BAF系统中，门水平上的优势物种主要是变形菌门(Proteobacteria)、放线菌门(Actinobacteria)、浮霉菌门(Planctomycetes)、拟杆菌门(Bacteroidetes)、绿弯菌门(Chloroflexi)和酸杆菌门(Acidobacteria)；在铁碳BAF系统中，占据优势地位的主要是变形菌门、放线菌门、浮霉菌门和拟杆菌门。变形菌门大多是兼性或专性厌氧细菌，其在废水脱氮过程中发挥着重要的作用，大多数反硝化功能细菌都属于变形菌门[24]；对比陶粒BAF和铁碳BAF可以发现，陶粒BAF中变形菌门丰度最高可达51.00%，而在铁碳BAF中最高可到71.85%，由此可见FeC填料能够促进变形菌的优势生长。放线菌门多为异养细菌，在污水处理中参与降解有机污染物，且放线菌门中还包含多种参与脱氮除磷的功能细菌，在陶粒BAF和铁碳BAF系统中，放线菌门都呈现出优势生长的状态，但铁碳BAF中放线菌门的丰度略低于陶粒BAF中的放线菌门丰度。浮霉菌门中的部分菌属能在缺氧条件下参与脱氮，铁碳BAF对浮霉菌门存在一定的抑制作用[25]。拟杆菌门能够在缺氧或者厌氧条件下利用无机电子供体进行自养反硝化[26]，其在陶粒BAF和铁碳BAF中的丰度相近。绿弯菌门在自然界中分布广泛，且具有多种营养方式，能够参与反硝化作用。酸杆菌门是一类嗜酸菌，能够参与铁元素循环。综合对比陶粒BAF和铁碳BAF样品门水平上的微生物群落结构发现，相较于陶粒BAF，铁碳BAF系统中的微生物更为单一，但铁碳BAF能够有效促进脱氮相关功能细菌的富集。
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图 10 陶粒BAF和铁碳BAF门水平微生物群落分布 Fig. 10 Percent of community abundance on phylum level in ceramic BAF and iron-carbon BAF systems |
通过静态磷吸附实验，对比研究了FeC、GAC和陶粒3种填料的磷吸附特性，结果表明，3种填料的磷吸附性能排序为FeC>GAC>陶粒。对FeC填料磷酸盐吸附量数据分别进行吸附动力学和吸附等温模型拟合，得到的磷酸盐理论最大吸附容量和理论最大平衡吸附容量分别为1.80和1.69 mg·g-1，与实际测量值相符。
运行条件优化实验结果表明，随着HRT的增加，系统脱氮除磷效果均有不同程度的提升，综合考虑系统脱氮除磷效果和运行能耗，确定最优HRT为9 h，此时对应的TN和TP去除率分别为58.00%和93.65%；随着气水比的提高，系统TN去除率先升高后降低，TP去除率先增加后稳定，综合考虑确定最佳气水比为5∶1，此时对应的TN和TP去除率分别为60.43%和93.64%。
对比使用前后FeC填料的XRD表征结果发现，使用后填料中存在FePO4、Fe(PO3)2和MgHPO4·3H2O等物相，同时Fe0含量减少，这表明填料中通过Fe0氧化生成的铁离子及自身含有的其他金属离子(如Mg2+、Ca2+)与PO43-形成共沉淀，从而实现废水中磷的去除，同时，填料中存在剩余的Fe0，表明填料具有持续除磷的潜力。
微生物群落结构分析结果表明，虽然铁碳BAF系统内微生物群落丰富度和多样性略低，但与脱氮除磷相关的功能细菌得到了富集，如变形菌门、放线菌门、浮霉菌门和拟杆菌门等门类的细菌。
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2. Key Laboratory of Marine Environment and Ecology, Ministry of Education, Ocean University of China, Qingdao 266100, China;
3. Weihai Huihai Marine Science and Technology Company Limited, Weihai 264400, China;
4. College of Marine Life Sciences, Ocean University of China, Qingdao 266003, China