停加红糖对凡纳滨对虾生物絮团养殖系统水质和氮收支的影响

韩天骄, 徐武杰, 徐煜, 文国樑, 胡晓娟, 苏浩昌, 曹煜成

韩天骄, 徐武杰, 徐煜, 文国樑, 胡晓娟, 苏浩昌, 曹煜成. 停加红糖对凡纳滨对虾生物絮团养殖系统水质和氮收支的影响[J]. 南方水产科学, 2020, 16(6): 81-88. DOI: 10.12131/20200052
引用本文: 韩天骄, 徐武杰, 徐煜, 文国樑, 胡晓娟, 苏浩昌, 曹煜成. 停加红糖对凡纳滨对虾生物絮团养殖系统水质和氮收支的影响[J]. 南方水产科学, 2020, 16(6): 81-88. DOI: 10.12131/20200052
HAN Tianjiao, XU Wujie, XU Yu, WEN Guoliang, HU Xiaojuan, SU Haochang, CAO Yucheng. Effect of stopping adding brown sugar on water quality and nitrogen budget in biofloc systems cultured with Litopenaeus vannamei[J]. South China Fisheries Science, 2020, 16(6): 81-88. DOI: 10.12131/20200052
Citation: HAN Tianjiao, XU Wujie, XU Yu, WEN Guoliang, HU Xiaojuan, SU Haochang, CAO Yucheng. Effect of stopping adding brown sugar on water quality and nitrogen budget in biofloc systems cultured with Litopenaeus vannamei[J]. South China Fisheries Science, 2020, 16(6): 81-88. DOI: 10.12131/20200052

停加红糖对凡纳滨对虾生物絮团养殖系统水质和氮收支的影响

基金项目: 中国水产科学研究院基本科研业务费专项资金 (2020TD54);国家重点研发计划“蓝色粮仓科技创新”专项 (2019YFD0900402);现代农业产业技术体系建设专项资金 (CARS-48);广东省促进经济发展专项 (现代渔业发展) (粤农2019B12)
详细信息
    作者简介:

    韩天骄 (1994—),女,硕士研究生,研究方向为对虾健康养殖和养殖水质调控。E-mail: htjz18095136080@163.com

    通讯作者:

    曹煜成 (1979—),男,博士,副研究员,从事水产健康养殖和养殖生态环境调控。E-mail: cyc_715@163.com

  • 中图分类号: S 968.22

Effect of stopping adding brown sugar on water quality and nitrogen budget in biofloc systems cultured with Litopenaeus vannamei

  • 摘要:

    试验以生物絮团技术 (Biofloc technology, BFT) 养殖30 d的凡纳滨对虾 (Litopenaeus vannamei) 及其池塘水体为基础,设定红糖持续添加组 (BS-组) 和不添加红糖组 (NBS-组),探究在稳定的凡纳滨对虾生物絮团 (Bioflic, BF) 养殖系统中,适时停止添加红糖对养殖水质和氮收支的影响。在28 d内监测总氨氮 (TAN)、亚硝酸盐氮 (NO2 -N) 等,并测定试验前后虾体和投喂饲料的总氮 (TN)。结果显示,BS组和NBS组的TAN、NO2 -N均处于较低水平,试验期间两组TAN质量浓度维持在0.02~0.06 mg·L−1,试验第7天后两组NO2 -N质量浓度在1.00 mg·L−1以下。研究发现:1) 氮收入主要为饲料,占比78.8%;氮输出主要为水体TN,BS组和NBS组的水体TN分别占45.06%和52.55%;2) 收获虾体的氮输出分别占21.49%和25.43%,两组的饲料氮利用效率分别为18.14%和23.14%。可见,在稳定的BF养殖系统中适时停止添加红糖,对水体微生物去除TAN和NO2 -N的效果不会产生影响。

    Abstract:

    Based on a 30-day culture of Litopenaeus vannamei and its pond water with biofloc technology (BFT), we set up brown sugar continuous addition (BS) group and non-added brown sugar (NBS) group to explore the effect of stopping adding brown sugar on the water quality and nitrogen budget in L. vannamei biofloc (BF) culture system. The total ammonia nitrogen (TAN) and nitrite nitrogen (NO2 -N) were monitored within 28 d, and the total nitrogen (TN) of shrimp body and feed were measured before and after the experiment. The results show that the concentrations of TAN and NO2 -N in water of BS and NBS groups remained low levels. During the test, the concentrations of TAN in these two groups maintained at 0.02~0.06 mg·L−1, and after the 7th day, that of  NO2 -N was lower than 1.00 mg·L−1.The results indicate that the main nitrogen income was feed, which accounted for 78.8%; the main nitrogen output was water TN, which accounted for 45.06% and 52.55% in BS and NBS groups, respectively; the nitrogen output of harvested shrimps accounted for 21.49% and 25.43%, respectively, and the nitrogen utilization efficiencies of feed in the two groups were 18.14% and 23.14%, respectively. Thus, it is concluded that the removal effects of TAN and NO2 -N by microorganisms in water body will not be affected if brown sugar is stopped in a stable BF culture system.

  • 孔雀石绿(malachite green,MG),又名孔雀绿、品绿,碱性绿和甲醛绿等,为金属光泽的结晶体,呈弱碱性,极易溶于水和乙醇,水溶液呈蓝绿色。它可用作杀菌、驱虫剂,使药用染料中抗菌效力较强的一类,属于三苯甲烷类染料[1]。水产养殖中曾用于防治水霉病、烂鳃病以及小瓜虫病等寄生虫病等。但孔雀石绿有较大的副作用,它能溶解很多的锌,引起水生动物急性锌中毒。它还会引起鱼的消化道、鳃及皮肤轻度发炎;肾细管的腔稍扩大,核与胞质的比略增大;妨碍肠道酶,从而影响鱼的摄食及生长。更为严重的是,孔雀石绿的化学官能团三苯甲烷是一种致癌物质,具有潜在的危害性。由于加上其代谢物在动物体内有明显的残留现象,因此,美国、日本以及英国等许多国家已禁止用于水产养殖业。

    随着人们生活水平的提高,人们对食品安全也越来越重视。欧盟、美国等对进口水产品质量和卫生要求也越来越严,Council Directive 96/23/EC指出,孔雀石绿为B类禁用药物,不得检出。由于孔雀石绿见光易分解成隐色孔雀石绿(leucomalachite green,LMG),检测难度较大。目前,水产品中孔雀石绿的检测方法有高效液相色谱法[2-4]、液质联用法[5],但液相色谱法有其缺陷性,主要表现为方法的检出限高达不到欧盟规定的要求,且无法很好地定性确证。液相色谱-串联质谱检测方法比液相色谱方法更为灵敏、准确,已逐步成为一些发达国家常规的药残分析监测手段,成为定性及定量分析最得力的工具。欧盟目前认为对检出的阳性结果必须再用液相色谱-串联质谱法(high performance liquid chromatography-tandem mass spectrometry,HPLC-MS/MS法)进行确证。本研究采用先进的液相色谱-串联质谱法对水产品中的孔雀石绿残留量进行了检测,方法的检出限为0.10 μg·kg-1,完全能满足对欧盟出口的要求。

    实验材料为中华鳖(Trionyx sinensis)、鳗鲡(Anguilla japonica)、凡纳滨对虾(Penaeus vannamei),于2005年采自浙江省内水产养殖场,共30批。洗净、取肌肉、用高速万能试样粉碎机打成匀浆,备前处理用。

    液相色谱——串联四极杆质谱仪为美国应用生物系统公司API 3000型,配有Agilent 1100型液相色谱仪、自动进样器、电喷雾离子源;电子天平为德国赛多利斯公司生产的感量为0.01 mg和0.01 g电子天平各1台;高速冷冻离心机为德国Heraeus公司生产;旋涡混合仪为江苏太仓实验仪器厂生产WH-866型;固相萃取装置为美国Supelco公司生产;均质器和氮吹仪为美国Organomation公司N-EVAP系列;pH计为瑞士梅特勒公司生产;纯水器为法国Milli-Q公司生产;旋转蒸发仪为瑞士Buchi公司生产的R20S增强型;微型高速万能试样粉碎机为天津市泰斯特仪器有限公司生产。

    标准物质孔雀石绿、隐色孔雀石绿、同位素内标氘代孔雀石绿(MG-D5)和同位素内标氘代隐色孔雀石绿(LMG-D6)购自SIGAMA公司,纯度均大于98%。实验用水为Milli-Q超纯水(一级水);乙腈、甲醇均为液相色谱纯;盐酸羟铵、对甲苯磺酸、二氯甲烷、无水乙酸铵、抗坏血酸为分析纯;冰乙酸和甲酸为优质纯;中性氧化铝为100~200目;PRS阳离子交换柱(3 mL)使用前用5 mL乙腈-二氯甲烷(80+20)活化。0.1%甲酸水溶液的配制为取0.1 mL甲酸用水稀释定容至100 mL;20%盐酸羟胺溶液配制为20 g盐酸羟胺用水溶解并定容至100 mL;1.0 mol·L-1对甲苯磺酸溶液配制为称取17.2 g对甲苯磺酸用水稀释至100 mL;0.05 mol·L-1乙酸铵溶液(pH 4.5)配制为称取3.85 g无水乙酸铵溶解于水中,用冰乙酸调pH到4.5,定容至1 000 mL。

    分别用感量为十万分之一的电子天平准确称取孔雀石绿、隐色孔雀石绿、氘代隐色孔雀石绿标准品10.0 mg,用乙腈溶解并定容至100 mL,即配制成100 μg·mL-1的标准贮备液,-18℃避光保存。移取适量标准贮备液用乙腈配置100 ng·mL-1的混合标准工作溶液及100 ng·mL-1的内标工作溶液,-18℃避光保存。

    称取已均质的样品5 g(精确到0.01 g),置于100 mL具塞离心管中,加入200 μL混合内标工作溶液,然后依次加1.5 mL盐酸羟胺溶液、2.5 mL对甲苯磺酸溶液和5 mL乙酸铵溶液,10 000 r·min-1均质30 s,振荡2 min。然后取另一具塞离心管加入20 mL乙腈,清洗均质器刀头后合并到样品提取离心管中,再加入10 g中性氧化铝,涡旋混匀30 s,振荡15 min后,以4 000 r·min-1离心10 min,将上清液转移至盛有100 mL水和2 mL一缩二乙二醇的250 mL分液漏斗中。向离心管的残渣中加入20 mL乙腈,涡旋混匀30 s,以4 000 r·min-1离心10 min,上清液合并于同一分液漏斗中。然后加入25 mL二氯甲烷,充分振摇,静置分层,下层溶液收集于100 mL离心管中,4 000 r·min-1离心5 min,收集有机层于250 mL旋转蒸发瓶中。再用20 mL二氯甲烷重复提取1次,合并收集液,在40℃水浴中旋转浓缩至体积小于1.0 mL。转移至10 mL刻度离心管中,用2 mL乙腈洗涤旋转蒸发瓶2次,合并至刻度离心管中,然后上样于已活化的阳离子交换柱,弃滤液。先后用5mL乙腈二氯甲烷混合液(80+20)和5 mL甲醇洗涤,弃去流出液。用10 mL洗脱液(含1.25%氨水,5 mg抗坏血酸与95 mL甲醇临用前混合配制而成)洗脱,收集于刻度试管中,于40℃用氮气吹干。然后用2.0 mL乙腈+50 mmol·L-1乙酸铵溶液(85+15)溶解残渣,经0.2 μm滤膜过滤,供液相色谱-串联质谱仪测定。

    (1) 色谱条件。色谱柱为Zorbax XDB C8,2.1 mm×150 mm×5 μm;柱温30℃;流动相A相为含0.1%甲酸的乙腈,B相为50 mmol·L-1乙酸铵+0.1%甲酸水溶液,A:B=85:15,流速250 μL·min-1,保持7 min。进样量为20 μL。(2)质谱条件。离子化模式为电喷雾离子源正离子模式;质谱分辨率为单位分辨率;电喷雾电压+5 500 V,辅助气流速为7 L·min-1,离子源温度500℃,去簇电压60 V,聚焦电压400 V,雾化气8,气帘气10,碰撞气7,其它条件见表 1。孔雀石绿的定量离子为329/313;隐色孔雀石绿的定量离子为331/239。

    表  1  MG和LMG优化后的质谱条件
    Table  1  The optimized parameters of MRM of MG and LMG
    名称
    name
    定量离子对/m/z
    quantitative ion
    非定量离子对/m/z
    non-quantitative ion
    相对丰度比*/%
    relative intensity ratio
    碰撞能量/V
    collision energy
    碰撞出口能量/V
    collision cell exit potential
    保留时间/min
    retention time
    孔雀石绿
    MG
    329/313 329/208 26 45;45 22 1.64
    隐色孔雀石绿
    LMG
    331/239 331/315 21 42;42 22 4.70
    同位素内标氘代孔雀石绿
    MG-D5
    334/318 - - 52 22 1.55
    同位素内标氘代隐色孔雀石绿
    LMG-D6
    337/240 - - 42 16 4.65
    注:*. 相对丰度比指非定量离子对的峰面积与定量离子对的峰面积之比
    Note:*. Relative intensity ratio means the ratio of the intensity of non-quantitation quantitative ion to the intensity of one of quantitation quantitative ion.
    下载: 导出CSV 
    | 显示表格

    在上述测定条件下,水产品(以鳗鲡为例)中孔雀石绿、代谢物隐色孔雀石绿残留及相应的内标标准品的典型色谱图见图 1

    图  1  空白样品添加孔雀石绿和隐色孔雀石绿的多反应监测图
    Fig. 1  MRM chromatograms of the spikes of MG and LMG

    在相同试验条件下,样品中待测物与同时检测的标准物质具有相同的保留时间,并且非定量离子对与定量离子对色谱峰面积的比值相对偏差小于20%,则可判定为样品中存在该残留。采用内标法对定量离子对进行定量计算,以MG-D5(m/z 334/318)计算MG(m/z 329/313)的浓度,以LMG-D6(m/z 337/240)计算LMG(m/z 331/239)的浓度。在0、0.1、0.5、1、2、4 μg·kg-1的标准浓度下,以待测物浓度与内标物浓度的比值为横坐标,以待测物峰面积与内标物峰面积的比值为纵坐标,建立线性关系(图 2)。

    图  2  孔雀石绿(MG)和隐色孔雀石绿(LMG)的线性关系图
    Fig. 2  The linear curves of MG and LMG

    在0.10~4.00 μg·kg-1的浓度范围内,孔雀石绿和其代谢物隐色孔雀石绿都呈良好的线性关系,回归系数都在0.999以上。

    以鳗鲡、中华鳖和对虾空白样品为实验材料,向空白样品中添加标准品,添加浓度水平为0.10、0.50、1.00、2.00和4.00 μg·kg-1,然后按照上述方法进行提取、净化、测定,以内标法计算来验证方法的回收率。方法的回收率和精密度列于表 2表 3表 4

    表  2  鳗鲡空白样品中孔雀石绿的加标回收测定结果
    Table  2  Recoveries of spiked MG and LMG in blank fish samples
    名称
    name
    添加水平/μg·kg-1
    added level
    回收率/%
    recovery
    均值/%
    average
    相对标准偏差/%
    RSD
    孔雀石绿
    MG
    0.10 83.3、83.3、98.0 88.2 9.6
    0.50 87.5、105.0、91.2 94.6 9.8
    1.00 91.0、75.2、88.6 84.9 10.0
    2.00 90.5、84.6、72.2 82.4 11.3
    4.00 83.0、75.8、71.6 76.8 7.5
    隐色孔雀石绿
    LMG
    0.10 94.5、98.0、96.5 96.3 1.8
    0.50 91.2、104.0、108.0 101.0 8.7
    1.00 96.2、101.0、107.0 101.0 5.3
    2.00 98.3、109.0、101.0 103.0 5.4
    4.00 85.6、77.5、82.1 81.7 5.0
    下载: 导出CSV 
    | 显示表格
    表  3  中华鳖空白样品中孔雀石绿的加标回收测定结果
    Table  3  Recoveries of spiked MG and LMG in blank turtle samples
    名称
    name
    添加水平/μg·kg-1
    added level
    回收率/%
    recovery
    均值/%
    average
    相对标准偏差/%
    RSD
    孔雀石绿
    MG
    0.10 96.0、81.0、79.0 85.3 10.9
    0.50 104.0、79.2、85.5 89.6 14.4
    1.00 74.7、81.8、93.6 83.4 11.5
    2.00 81.0、83.6、70.6 78.4 8.8
    4.00 79.2、72.2、75.0 75.5 4.7
    隐色孔雀石绿LMG 0.10 92.0、109.0、88.0 96.3 11.6
    0.50 94.2、95.7、100.0 96.6 3.1
    1.00 90.4、102.0、88.8 93.7 7.7
    2.00 99.0、87.4、109.0 98.5 11.0
    4.00 92.0、110、85.0 95.7 13.5
    下载: 导出CSV 
    | 显示表格
    表  4  对虾空白样品中孔雀石绿的加标回收测定结果
    Table  4  Recoveries of spiked MG and LMG in blank shrimp samples
    名称
    name
    添加水平/μg·kg-1
    added level
    回收率/%
    recovery
    均值/%
    average
    相对标准偏差/%
    RSD
    孔雀石绿
    MG
    0.10 83.3、70.3、91.5 81.7 13.1
    0.50 84.6、95.2、76.1 85.3 11.2
    1.00 76.6、83.0、100.0 86.5 14.0
    2.00 92.7、81.0、71.2 81.6 13.2
    4.00 85.2、70.8、76.5 77.5 9.4
    隐色孔雀石绿
    LMG
    0.10 95.6、115.0、88.0 99.5 14.0
    0.50 91.2、85.4、94.0 90.3 5.0
    1.00 92.8、88.8、79.0 86.9 8.2
    2.00 72.2、88.5、92.6 84.4 12.8
    4.00 90.2、116.0、92.0 99.4 14.5
    下载: 导出CSV 
    | 显示表格

    从上述结果可以看出,不同基质下MG和LMG的回收率差别不大,鳗鲡空白样品添加MG和LMG的平均回收率分别为85.4%和96.6%;中华鳖空白样品添加MG和LMG的平均回收率分别为82.4%和96.2%;对虾空白样品添加MG和LMG的平均回收率分别为82.5%和92.1%,这说明基质效应对本实验的测定结果影响不大。在不同添加水平下,MG和LMG的平均回收率均分别为83.4%和95.0%,RSD分别为6.23%和6.74%。

    对上述0.10 μg·kg-1的添加浓度回收率结果进行分析,孔雀石绿和隐色孔雀石绿的平均回收率分别为85.1%和97.4%,相对标准偏差分别为10.3%和9.35%。在0.10 μg·kg-1的添加浓度下,孔雀石绿和隐色孔雀石绿的信噪比均大于10。以10倍信噪比规定方法的检测限,因此,本方法规定检测限为0.10 μg·kg-1。该浓度且远低于欧盟规定的1.0 μg·kg-1,完全能满足日常检测需要。

    仪器的状态会影响到测定结果的可靠性。一般情况先采用厂商提供的PPG校准试剂按照特定的方法进行液相色谱-串联质谱仪的校准。在每次实验前采用2.5 μg·L-1的标准溶液对液相色谱-串联质谱仪进行自校准,以了解其状态是否处于正常。

    由于被测物进入质谱检测器时,首先需要离子化,离子化的程度直接影响到分析结果的灵敏度和准确度,因此,必须先对每一种被测物的质谱条件进行全面优化。先分别用高浓度(100 μg·mL-1)的MG、LMG和内标MG-D5、LMG-D6的标准溶液氮气吹干后,用样品溶剂溶解残留物。接着以流动注射的方式在正离子模式下对4种物质进行母离子全扫描,确定MG、LMG和内标MG-D5、LMG-D6的m+1离子分别为m/z 329、m/z 331、m/z 334和m/z 337。然后,分别以所得的m/z数为母离子,对其子离子进行全扫描(图 3图 4)。

    图  3  MG及LMG子离子扫描图
    Fig. 3  Product ion scaning chromatograms for MG and LMG
    图  4  内标MG-D5及LMG-D6子离子扫描图
    Fig. 4  Product ion scaning chromatograms for MG-D5 and LMG-D6

    从MG及LMG子离子扫描图中选取2个子离子,从内标MG-D5及LMG-D6子离子扫描图中选取1个子离子,进行多反应监测(MRM),优化去簇电压(DP)、聚焦电压(FP)、碰撞气(CAD)、碰撞能量(CE)等质谱参数,其中以CE对离子对的丰度影响最大(图 5)。接着用FIA方式优化雾化气(NEB)、气帘气(CUR)、电喷雾电压(IS)、辅助气温度(TEM)等参数,从而获得上述测定条件。

    图  5  不同碰撞能量对离子强度的影响(以LMG为例)
    Fig. 5  The effects of collision energy on the intensity of product ions

    目前报道的水产品中孔雀石绿提取溶剂是单一乙腈溶液、乙腈-乙酸铵混合溶液等。笔者比较了乙腈-乙酸铵混合溶液和单一乙腈溶液的提取效率,发现单一乙腈溶液提取方法操作简便,但提取效率十分低,仅为20%~50%。而乙腈-乙酸铵混合溶液的提取效率在70%以上, 因此选用乙腈-乙酸铵混合溶液作为提取溶剂。此外,通过在空白中华鳖样品中添加了2.00 μg·kg-1的目标化合物来比较不同提取次数对回收率的影响。分别比较了1次提取、2次提取和3次提取,测定结果见表 5。我们发现3次提取效果最好,2次提取效果其次,1次提取效率最低。比较3次提取和2次提取的数值,两者差别不大,考虑检测成本和时效性,我们选用2次提取方式。

    表  5  不同提取次数对孔雀石绿和隐色孔雀石绿回收率的影响
    Table  5  Effects of different extracting numbers times on recoveries of MG and LMG
    化合物 compond 1次提取 once 2次提取 twice 3次提取 thice
    孔雀石绿  MG 70.8% 79.5% 80.1%
    隐色孔雀石绿  LMG 85.0% 90.3% 91.6%
    下载: 导出CSV 
    | 显示表格

    由于孔雀石绿容易分解,因此,样品的储存条件对检测结果有一定的影响。比较了添加浓度为4.00 μg·kg-1的鳗鲡样品在4℃和-18℃ 2种不同保存温度条件下,不同保存天数对孔雀石绿和隐色孔雀石绿回收率的影响效果。测定结果见表 6

    表  6  不同样品保存条件下孔雀石绿和隐色孔雀石绿的回收率(n=3)
    Table  6  Effects of different sample preserving methods of samples on recoveries of MG and LMG
    温度
    temperature
    天数
    days
    回收率/%  recovery
    孔雀石绿  MG 隐色孔雀石绿  LMG
    +4℃ 1 78.6±5.0 95.6±6.4
    2 70.2±4.8 80.8±5.7
    4 60.2±2.4 63.2±5.8
    -18℃ 1 81.8±4.3 95.0±5.7
    15 78.5±5.6 94.1±2.0
    30 79.1±2.8 94.6±4.5
    下载: 导出CSV 
    | 显示表格

    表 6中可以看出,在不同保存温度下,不同的保存天数对孔雀石绿和隐色孔雀石绿的回收率影响非常大。在4℃保存条件下,孔雀石绿和隐色孔雀石绿的回收率随着保存天数的延长而显著下降;而在-18℃保存条件下,孔雀石绿和隐色孔雀石绿的回收率随着保存天数的延长并未呈现出显著下降现象。这说明了孔雀石绿和隐色孔雀石绿在4℃下是非常不稳定的。因此,样品应保存在-18℃以下。

    鉴于孔雀石绿是禁用药物,为不得检出,因此,仪器和方法的灵敏度影响其检测结果的评判。目前, 我国现行有效的测定方法有SC/T3021-2004的液相色谱法以及GB/T19857-2005的液相色谱法和液质联用法。SC/T3021-2004规定方法的检出限为孔雀石绿2 μg·kg-1,隐色孔雀石绿4 μg·kg-1,均达不到欧盟规定的要求,且无法很好地定性确证。GB/T19857-2005规定方法的检出限为孔雀石绿0.5 μg·kg-1,隐色孔雀石绿0.5 μg·kg-1,虽能满足目前的检测要求,但有一定的局限性,如处理鲜活对虾样品时,乙腈提取液的色素含量高,仅采用中性氧化铝柱无法很好的去除杂质,从而影响到色谱柱和质谱检测器的污染程度和寿命。本研究以3种不同的鲜活水产品为研究对象,采用氧化铝吸附杂质,采用阳离子交换柱来净化,取得良好的检测结果。本方法无论在样品处理方面还是在检测限方面均优于现行标准方法。

    运用本实验建立的方法,我们参加了由国家认监委和福建出入境检验检疫技术中心共同组织的鳗鲡样品中孔雀石绿残留量的实验室能力验证考核,结果完全符合要求。

    液相色谱-串联质谱是痕量分析中分离鉴定热不稳定化合物的强有力工具。本实验建立的方法中,采用阳离子交换柱和同位素内标法定量,有效消除了基质效应带来的影响。所建立的方法能同时分离鉴定水产品中孔雀石绿及其代谢物隐色孔雀石绿残留,且重复性和准确性好,检出限为0.10 μg·kg-1,优于现行有效的方法检出限,因此,该法完全满足欧盟对水产品中孔雀石绿残留不得检出的要求。

  • 图  1   养殖水体中总氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮、总无机氮的质量浓度变化

    Figure  1.   Concentration changes of TAN, NO2 -N, NO3 -N and TIN in water

    图  2   养殖水体中生物絮团沉降量、总碱度和pH的变化

    Figure  2.   Variation of biofloc volume, total alkalinity and pH in water

    表  1   养殖系统中氮收支状况

    Table  1   Nitrogen budget of aquaculture system g (%)

    项目
    Item
    BS组氮输入
    N input of BS
    NBS组氮输入
    N input of NBS
    BS组氮输出
    N output of BS
    NBS组氮输出
    N output of NBS
    水体 Water 13.97±0.37 (14.00) 13.97±0.37 (14.00) 44.96±3.46a (45.06) 52.43±0.53b (52.55)
    虾体 Shrimp 7.18±0.00 (7.20) 7.18±0.00 (7.20) 21.44±4.74a (21.49) 25.37±0.72a (25.43)
    饲料 Feed 78.62±0.00 (78.80) 78.62±0.00 (78.80)
    其他 Other 33.37±3.43a (33.44) 21.97±1.23b (22.02)
    合计 Total 99.77±0.37 (100.00) 99.77±0.37 (100.00) 99.77±0.00a (100.00) 99.77±0.00a (100.00)
    注:数据以氮的质量 (g) 平均值±标准差或氮质量分数 (%) 表示,n=3,同行不同字母的两项间差异显著 (P<0.05),下同 Note: The data are presented as $ \overline X \pm {\rm{SD}} $ of nitrogen mass (g) or its mass percentage of nitrogen (%); number of samples is three; the values within the same row with different superscripts are significant (P<0.05); the same below
    下载: 导出CSV

    表  2   养殖水体中氮输出状况

    Table  2   Nitrogen output in water g (%)

    项目
    Item
    BS组水体氮输出
    TN output of water in BS
    NBS组水体氮输出
    TN output of water in NBS
    总氮 TN
     悬浮颗粒物氮 SSN 3.28±0.43a (3.29) 2.53±0.48a (2.54)
     可溶性总氮 TDN 41.68±3.19a (41.78) 49.89±0.59a (50.01)
    可溶性总氮 TDN
     总氨氮 TAN 0.04±0.01a (0.04) 0.03±0.00b (0.03)
     亚硝酸盐氮 NO2 -N 0.28±0.02a (0.28) 0.16±0.02b (0.16)
     硝酸盐氮 NO3 -N 28.15±0.66a (28.22) 38.17±1.48b (38.26)
     其他 Others 13.23±1.46a (11.26) 11.43±1.19a (11.45)
    下载: 导出CSV

    表  3   凡纳滨对虾生长性能及饲料利用

    Table  3   Growth performance and feed utilization of L. vannamei

    指标
    Index
    BS组
    BS group
    NBS组
    NBS group
    成活率 Survival rate/% 43.43±12.93a 47.62±0.66a
    终末体质量 Final body mass/g 9.86±0.48a 10.60±0.49a
    增重率 Weight gain/% 8.43±0.78a 9.17±0.49a
    饲料系数 Feed conversion ratio 1.68±0.39a 1.36±0.05a
    饲料氮利用效率 Feed N utilization efficiency/% 18.14±7.39a 23.14±1.12a
    下载: 导出CSV
  • [1]

    CRAB R, DEFOIRDT T, BOSSIER P, et al. Biofloc technology in aquaculture: beneficial effects and future challenges[J]. Aquaculture, 2012, 356: 351-356.

    [2]

    RAY A J, LEWIS B L, BROWDY C L, et al. Suspended solids removal to improve shrimp (Litopenaeus vannamei) production and an evaluation of a plant-based feed in minimal-exchange, superintensive culture systems[J]. Aquaculture, 2010, 299(1/2/3/4): 89-98.

    [3]

    BRIGGS M R P, FVNGE-SMITH S J. A nutrient budget of some intensive marine shrimp ponds in Thailand[J]. Aquacult Res, 1994, 25(8): 789-811. doi: 10.1111/j.1365-2109.1994.tb00744.x

    [4]

    BOYD C E. Better management practices for marine shrimp aquaculture[M]. New Jersey: Wiley-Blackwell 2008: 227-259.

    [5]

    READ P, FERNANDES T. Management of environmental impacts of marine aquaculture in Europe[J]. Aquaculture, 2003, 226(1): 139-163.

    [6]

    FUNGE-SMITH S J, BRIGGS M R P. Nutrient budgets in intensive shrimp ponds: implications for sustainability[J]. Aquaculture, 1998, 164(1): 117-133.

    [7] 邓吉朋, 黄建华, 江世贵, 等. 生物絮团在斑节对虾养殖系统中的形成条件及作用效果[J]. 南方水产科学, 2014, 10(3): 29-37. doi: 10.3969/j.issn.2095-0780.2014.03.005
    [8] 田道贺, 桂福坤, 李华, 等. 硝化型生物絮团的驯化培养[J]. 南方水产科学, 2019, 15(4): 39-45.
    [9]

    AVNIMELECH Y. Carbon/nitrogen ratio as a control element in aquaculture systems[J]. Aquaculture, 1999, 176(3): 227-235.

    [10]

    XU W J, MORRIS T C, SAMOCHA T M. Effects of two commercial feeds for semi-intensive and hyper-intensive culture and four C/N ratios on water quality and performance of Litopenaeus vannamei juveniles at high density in biofloc-based, zero-exchange outdoor tanks[J]. Aquaculture, 2018, 490: 194-202. doi: 10.1016/j.aquaculture.2018.02.028

    [11]

    WEI Y F, WANG A L, LIAO S A. Effect of different carbon sources on microbial community structure and composition of ex-situ biofloc formation[J]. Aquaculture, 2020. DOI: https://doi.org/10.1016/j.aquaculture.2019.734492.

    [12]

    AZIM M, LITTLE D, BRON J E. Microbial protein production in activated suspension tanks manipulating C: N ratio in feed and the implications for fish culture[J]. Bioresour Technol, 2008, 99(9): 3590-3599. doi: 10.1016/j.biortech.2007.07.063

    [13]

    SEARS K, ALLEMAN J, BARNARD J, et al. Density and activity characterization of activated sludge flocs[J]. J Environ Eng-ASCE, 2006, 132(10): 1235-1242. doi: 10.1061/(ASCE)0733-9372(2006)132:10(1235)

    [14]

    AVNIMELECH Y. Feeding with microbial flocs by tilapia in minimal discharge bio-flocs technology ponds[J]. Aquaculture, 2007, 264(1): 140-147.

    [15]

    NOOTONG K, PRASERT P, POWTONGSOOK S. Effects of organic carbon addition in controlling inorganic nitrogen concentrations in a biofloc system[J]. J World Aquacult Soc, 2011, 42(3): 339-346. doi: 10.1111/j.1749-7345.2011.00472.x

    [16]

    CRAB R, AVNIMELECH Y, DEFOIRDT T, et al. Nitrogen removal techniques in aquaculture for a sustainable production[J]. Aquaculture, 2007, 270(1): 1-14.

    [17]

    EBELING J M, TIMMONS M B, BISOGNI J J. Engineering analysis of the stoichiometry of photoautotrophic, autotrophic, and heterotrophic removal of ammonia-nitrogen in aquaculture systems[J]. Aquaculture, 2006, 257(1): 346-358.

    [18]

    HARGREAVES J A. Photosynthetic suspended-growth systems in aquaculture[J]. Aquacult Eng, 2006, 34(3): 344-363. doi: 10.1016/j.aquaeng.2005.08.009

    [19]

    YORAM A, KOCHBA M. Evaluation of nitrogen uptake and excretion by tilapia in bio floc tanks, using 1N tracing[J]. Aquaculture, 2009, 287(1/2): 163-168.

    [20] 张哲, 杨章武, 葛辉, 等. 不同碳源对凡纳滨对虾育苗标粗水体生物絮团的结构、营养成分、细菌群落及其水质的影响[J]. 水产学报, 2019, 43(3): 639-649.
    [21] 刘克明, 尤宏争, 马林, 等. 不同碳源培养生物絮团对南美白对虾养殖影响试验[J]. 河北渔业, 2019(4): 32-34.
    [22]

    GHYOOT W, VANDAELE S, VERSTRAETE W. Nitrogen removal from sludge reject water with a membrane-assisted bioreactor[J]. Water Res, 1999, 33(1): 23-32. doi: 10.1016/S0043-1354(98)00190-0

    [23]

    XU W J, MORRIS T C, SAMOCHA T M. Effects of C/N ratio on biofloc development, water quality, and performance of Litopenaeus vannamei juveniles in a biofloc-based, high-density, zero-exchange, outdoor tank system[J]. Aquaculture, 2016, 453: 169-175. doi: 10.1016/j.aquaculture.2015.11.021

    [24]

    XU W J, PAN L Q. Enhancement of immune response and antioxidant status of Litopenaeus vannamei juvenile in biofloc-based culture tanks manipulating high C/N ratio of feed input[J]. Aquaculture, 2013, 412: 117-124.

    [25]

    KUYPERS M M M, MARCHANT H K, KARTAL B. The microbial nitrogen-cycling network[J]. Nat Rev Microbiol, 2018, 16(5): 263-276. doi: 10.1038/nrmicro.2018.9

    [26]

    XU W J, XU Y, SU H C, et al. Effects of feeding frequency on growth, feed utilization, digestive enzyme activity and body composition of Litopenaeus vannamei in biofloc-based zero-exchange intensive systems[J]. Aquaculture, 2020. DOI: https://doi.org/10.1016/j.aquaculture.2020.735079.

    [27]

    FRíAS-ESPERICUETA M G, HARFUSH-MELENDEZ M, OSUNA-LÓPEZ J I, et al. Acute toxicity of ammonia to juvenile shrimp Penaeus vannamei Boone[J]. Bull Environ Contam Toxicol, 1999, 62(5): 646-652. doi: 10.1007/s001289900923

    [28]

    LIN Y C, CHEN J C. Acute toxicity of nitrite on Litopenaeus vannamei (Boone) juveniles at different salinity levels[J]. Aquaculture, 2003, 224(1/2/3/4): 193-201.

    [29] 孙舰军, 丁美丽. 氨氮对中国对虾抗病力的影响[J]. 海洋与湖沼, 1999, 30(3): 267-272. doi: 10.3321/j.issn:0029-814X.1999.03.007
    [30]

    VALENCIA-CASTAÑEDA G, FRÍAS-ESPERICUETA M G, VANEGAS-PÉREZ R C, et al. Toxicity of ammonia, nitrite and nitrate to Litopenaeus vannamei juveniles in low-salinity water in single and ternary exposure experiments and their environmental implications[J]. Environ Toxicol Pharmacol, 2019, 70: 103193. doi: 10.1016/j.etap.2019.05.002

    [31]

    HARGREAVES J A. Biofloc production systems for aquacul-ture[M]. Mississippi: Southern Regional Aquacultue Center, 2013: 1-11.

    [32]

    BOYD C E, TUCKER C S. Handbook for aquaculture water quality[M]. Auburn: Craftmaster Printers, 2014: 439.

    [33]

    BOYD C E, TUCKER C S, SOMRIDHIVEJ B. Alkalinity and hardness: critical but elusive concepts in aquaculture[J]. J World Aquacult Soc, 2016, 47(1): 6-41. doi: 10.1111/jwas.12241

    [34]

    SCHVEITZER R, ARANTES R, COSTODIO P F S, et al. Effect of different biofloc levels on microbial activity, water quality and performance of Litopenaeus vannamei in a tank system operated with no water exchange[J]. Aquacult Eng, 2013, 56: 59-70. doi: 10.1016/j.aquaeng.2013.04.006

    [35]

    XU W J, PAN L Q. Effects of bioflocs on growth performance, digestive enzyme activity and body composition of juvenile Litopenaeus vannamei in zero-water exchange tanks manipulating C/N ratio in feed[J]. Aquaculture, 2012, 356/357: 147-152. doi: 10.1016/j.aquaculture.2012.05.022

    [36] 臧维玲, 杨明, 戴习林, 等. 凡纳滨对虾室内封闭式养殖水质变化与氮收支的试验研究[J]. 农业环境科学学报, 2009, 28(5): 1019-1024. doi: 10.3321/j.issn:1672-2043.2009.05.028
    [37] 游奎. 对虾工程化养殖系统重要元素及能量收支[D]. 青岛: 中国科学院研究生院 (海洋研究所), 2005: 75-87.
    [38]

    MICHAUD L, BLANCHETON J P, BRUNI V, et al. Effect of particulate organic carbon on heterotrophic bacterial populations and nitrification efficiency in biological filters[J]. Aquacult Eng, 2006, 34(3): 224-233. doi: 10.1016/j.aquaeng.2005.07.005

    [39]

    BURFORD M A, THOMPSON P J, MCINTOSH R P, et al. Nutrient and microbial dynamics in high-intensity, zero-exchange shrimp ponds in Belize[J]. Aquaculture, 2003, 219(1): 393-411.

    [40]

    BURFORD M A, THOMPSON P J, MCINTOSH R P, et al. The contribution of flocculated material to shrimp (Litopenaeus vannamei) nutrition in a high-intensity, zero-exchange system[J]. Aquaculture, 2004, 232(1): 525-537.

    [41]

    LUO G Z, AVNIMELECH Y, PAN Y F, et al. Inorganic nitrogen dynamics in sequencing batch reactors using biofloc technology to treat aquaculture sludge[J]. Aquacult Eng, 2013, 52: 73-79. doi: 10.1016/j.aquaeng.2012.09.003

    [42]

    LUO G Z, XU J X, MENG H Y. Nitrate accumulation in biofloc aquaculture systems[J]. Aquaculture, 2020. DOI: https: //doi.org/ 10.1016/ j. aquaculture. 2019. 734675.

    [43]

    WUCHTER C, ABBAS B, COOLEN M J, et al. Archaeal nitrification in the ocean[J]. Proc Natl Acad Sci USA, 2006, 103(33): 12317-12322. doi: 10.1073/pnas.0600756103

推荐阅读
Hydrodynamic performance of a square-type submersible net cage under combined wind, wave and current conditions
WANG Shaomin et al., SOUTH CHINA FISHERIES SCIENCE, 2025
Progress in study and application of fish bioenergetics models
ZHANG Xianbing et al., SOUTH CHINA FISHERIES SCIENCE, 2024
Research on fish feeding intensity classification model based on axial feature calibration and temporal segment network
XU Bo et al., SOUTH CHINA FISHERIES SCIENCE, 2024
Parametric modeling and application of gravity deepwater cage system
WAN Chengyu et al., SOUTH CHINA FISHERIES SCIENCE, 2024
Phytoplankton community structure and its relationship with environmental factors in an urban artificial lake-meixi lake in changsha city, china
JOURNAL OF HYDROECOLOGY, 2024
Effect of wall conditions on swimming ability of fish
XIA Mingyao et al., FISHERY MODERNIZATION, 2025
Individual and combined impact of microplastics and lead acetate on the freshwater shrimp (caridina fossarum): biochemical effects and physiological responses
Gholamhosseini, Amin et al., JOURNAL OF CONTAMINANT HYDROLOGY, 2024
A comparative analysis of methods and tools for low impact development (lid) site selection
Gulshad, Khansa et al., JOURNAL OF ENVIRONMENTAL MANAGEMENT, 2024
Experimental research on the seismic performance of precast concrete frame with replaceable artificial controllable plastic hinges
JOURNAL OF STRUCTURAL ENGINEERING
Experimental study on wind-induced fatigue performance of standing seam metal cladding systems with anti-wind clips
THIN-WALLED STRUCTURES, 2025
Powered by
图(2)  /  表(3)
计量
  • 文章访问数:  2438
  • HTML全文浏览量:  1092
  • PDF下载量:  108
  • 被引次数: 0
出版历程
  • 收稿日期:  2020-03-20
  • 修回日期:  2020-05-26
  • 录用日期:  2020-06-23
  • 网络出版日期:  2020-09-28
  • 刊出日期:  2020-12-03

目录

/

返回文章
返回