مدیریت پساب آبزی‌پروری برای تولید پایدار: روش‏های حذف ترکیبات نیتروژن

مقاله مروری

فصلنامه انسان و محیط زیست، شماره 59، زمستان1400، صص 89-105

مدیریت پساب آبزی­پروری برای تولید پایدار: روش‏های حذف ترکیبات نیتروژن

محمد حسین خانجانی^*[1]

m.h.khanjani@ujiroft.ac.ir

 علیرضا محمدی[2]

تاریخ دریافت: 21/12/97                                                                                   تاریخ پذیرش: 21/03/98

چکیده

زمینه و هدف: آبزی­پروری یکی از سریع­ترین بخش­های در حال رشد کشاورزی در جهان امروز می­باشد. توسعه متراکم صنعت آبزی­پروری با افزایش اثرات زیست محیطی همراه بوده است. فرآیند تولید، مقدار قابل توجهی از پساب آلوده شامل غذاهای خورده نشده و مدفوع را ایجاد می­کند. پساب آبزی­پروری شامل مواد مغذی، ترکیبات آلی و غیرآلی مثل ترکیبات نیتروژن (آمونیاک، نیتریت، نیترات)، فسفر، کربن آلی و مواد آلی که به محیط زیست آبزی وارد می­شود. آمونیاک بعنوان ماده دفعی آبزیان و از طریق تجزیه مواد آلی اضافی تولید می­شود، باکتری­های شیمواتوتروف (نیتروزموناس و نیتروباکتر) تمایل به اکسید آمونیاک به نیتریت و نیترات دارند. امروزه توجه به سیستم­های آبزی­پروری­بسته به دلیل امنیت بیشتر زیستی و مزایای زیست­محیطی در حال افزایش است. هنگامی که آب در سیستم­های پرورشی مدار بسته به­صورت چرخه­ای مورد استفاده مجدد قرار می­گیرد برخی از خطرات مانند ورود پاتوژن­ها و گونه­های بیگانه به سیستم پرورش و مشکلات مربوط به تخلیه آب زائد که باعث ایجاد آلودگی­های زیست محیطی می­گردد، کاهش می­یابد. در مطالعه حاضر روش­های حذف ترکیبات نیتروژن غیرآلی در آبزی­پروری مورد بررسی قرار گرفت.

روش بررسی: این پژوهش از نظر ماهیت مروری است که با استفاده از مرور منابع علمی به بررسی موضوع پرداخته است.

یافته ها: معمولترین روش‏های حذف مواد زائد نیتروژن‏دار در سیستم آبزی پروری، شامل تعویض آب، هوادهی، قطع غذادهی، استفاده از ماده معدنی زئولیت و کنترل زیستی است.

بحث و نتیجه گیری: مناسب‏ترین روش برای کنترل ترکیبات نیتروژن غیرآلی، مصرف و کاهش نیتروژن در همان محل پرورش توسط باکتری‏ها (روش زیستی - شیمیایی) می‏باشد.

واژگان کلیدی: آبزی­پروری، تصفیه پساب، مواد زائد نیتروژن‏دار، تعویض آب، روش زیستی- شیمیایی

Human and Environment, No. 59, Winter 2021, pp. 89-105

Wastewater Management in Aquaculture for Sustainable Production: Nitrogen Compounds Removal Methods

Mohammad Hossein Khanjani^*[3]

m.h.khanjani@ujiroft.ac.ir

Alireza Mohammadi[4]

Abstract

Background and Objectives: Aquaculture is one of the fastest growing sectors of agriculture in the world today. The intensive development of the aquaculture industry has been accompanied by an increase in environmental impacts. The production process generates substantial amounts of polluted effluent, containing uneaten feed and feces. Discharges from aquaculture into the aquatic environment contain nutrients, various organic and inorganic compounds such as nitrogenous compounds (ammonium, nitrite, and nitrate), phosphorus, dissolved organic carbon and organic matter. Ammonia (NH₃) is the product of fish respiration and decomposition of excess organic matter. Chemoautotrophic bacteria (Nitrosomonas and Nitrobacter) tend to oxidize ammonium ions to nitrite and nitrate ions. Interest in closed aquaculture systems is increasing, mostly due to biosecurity, environmental and marketing advantages over conventional extensive and semi-intensive systems. When water is reused, some risks such as pathogen introduction, escapement of exotic species and discharging of waste water (pollution) are reduced and even eliminated. In current review, we will discuss on inorganic nitrogen removal techniques in aquaculture.

Materials and Methodology: This research is in terms of the nature of the review, which has studied the subject by reviewing scientific sources.

Results: The most common way to remove nitrogenous waste material in aquaculture system, is including; water exchange, aeration, cut off feeding, use of zeolite mineral and the biological control.Discussion and Conclusion: the most suitable method for controlling inorganic nitrogen compounds is consumption and reduction of nitrogen in the same place by bacteria (biochemical method).

Keywords: Aquaculture, Wastewater treatment, Nitrogenous waste material, Water exchange, Biochemical method

مقدمه

افزایش تولید آبزی­پروری از یک میلیون تن در سال 1953 به بیش از 200 میلیون تن در سال 2050 همراه با حفاظت محیط زیست تاکید شده است (3). صنعت آبزی­پروری به علت افزایش تقاضا و همچنین کاهش منابع شیلاتی رو به توسعه و گسترش است. بسیاری از متخصصان آبزی­پروری در پی یافتن راهکارهایی برای به حداقل رسانیدن مصرف آب در فرآیند پرورش آبزیان هستند. با توجه به گرانب­ها و کمیاب شدن منابع آب شیرین، حدود 41% از جمعیت جهان امروزه در اطراف رودخانه­های تحت استرس خشکسالی زندگی می­کنند، در سال 2050، حدود 70% از جمعیت جهان با مشکل کمبود آب مواجه خواهند شد (3). مناطق ساحلی، مناطق حساس اکولوژیکی، شامل مانگروها، جزایز مرجانی و دیگر اکوسیستم­های منحصر به فرد هستند که حفاظت از این محیط­ها ضروری می­باشد. به همین منظور ساخت استخرهای ساحلی در خیلی از کشورها محدود شده و خواستار پذیرش شرایط زیست محیطی سخت شده­اند. اکوسیستم­های آبی در حال حاضر به لحاظ توسعه و استفاده بی رویه و نامناسب از زمین در طرح­های نامناسب که با افزایش نامتعادل مواد آلی و غیرآلی به طبیعت همراه است، در حال از بین رفتن بوده و حیات این اکوسیستم­ها در حال تهدید است (41). وجود مواد معدنی از قبیل آمونیوم، نیترات­ها و فسفات­ها موجبات رشد بسیاری از ماکروفیت­ها و میکروفیت­ها بخصوص میکرو­الگها را فراهم می­نمایدکه برخی از این موجودات در سیستم آبی بعنوان شاخص­های زیستی یا عوامل موثر در خودپالایی نقش­های مهمی را ایفا می­کنند(42). پرورش میگو در بسیاری از کشورها از سه دهه گذشته برای تحول در صنعت تولید به سرعت رشد یافته و فعالیت اقتصادی آن قابل توجه بوده است (26). این صنعت به دلیل بازده اقتصادی بالا نقش مهمی در توسعه اقتصادی بسیاری از کشورهای گرمسیری بازی می­کند (27). با این حال، شواهد نشان می­دهد که تولید پایدار تا حدودی با ظرفیت قابل تحمل اکوسیستم­های ساحلی (حاوی آبزی­پروری) محدود شده است (50). علاوه براین، رشد سریع این صنعت در یک مسیر نامتعارف منجر به برخی مشکلات زیست ­محیطی، فنی، اقتصادی و اجتماعی شده است که به­طور گسترده­ای در تحقیقات بین المللی گزارش شده است (45). تبدیل زمین­های حساس ساحلی، از جمله مانگروها، به استخرهای پرورش میگو در بسیاری از مکان­ها، انتقاد اصلی به صنعت در حال توسعه پرورش میگو است (50). در مزرعه­های پرورش متراکم میگو، آب تخلیه شده از یک مزرعه با آب ورودی مزرعه همسایه مخلوط شده که منجر به آلودگی مزارع و گسترش بیماری بین جمعیت میگو می­شود. سیستم­های مختلف پرورش میگو، اثرات متفاوتی بر محیط زیست می­گذارند، سیستم­های گسترده نیاز به زمین با مساحت بیشتر دارند و در نتیجه منجر به تخریب اکوسیستم­های ساحلی می­شوند اما سیستم­های متراکم بیشتر باعث مشکلات آلودگی به دلیل تراکم بالا، خوراک ورودی و مواد شیمیایی شده­اند (52). اخیرا بکارگیری فن‏آوری نوین توده زیستی [5]جهت رفع مشکلات آبزی­پروری پایدار توصیه شده است. توسعه صنعت آبزی­پروری آلودگی­های زیست محیطی را در سال­های اخیر به دنبال داشته است و در نتیجه توجه به مدیریت و نوع سیستم پرورشی که با محیط زیست سازگار باشد کاملاً ضروری است. علاوه بر این، گسترش آبزی­پروری به دلیل محدودیت اراضی مناسب و همچنین وابستگی بالا به آرد و روغن ماهی به­عنوان مواد مهم تشکیل دهنده خوراک آبزیان پرورشی، آبزی­پروری تجاری را با مشکلات زیادی مواجه کرده است(15). منابع مواد زائد در آبزی پروری شامل 1: خوراک ورودی، خوراک از عوامل مهم در تولید آبزیان است که مقدار استفاده از آن به نوع سیستم پرورشی بستگی دارد 2: مواد شیمیایی، ترکیبات مختلف شیمیایی از قبیل انواع آنتی بیوتیک­ها، قارچ کش­ها، ضد انگل­ها و ترکیبات جذاب کننده خوراک می­باشد و انواع پاتوژن­ها نیز در تراکم بالا در محیط پرورش ایجاد آلودگی می­کنند. آلودگی­های که در سیستم پرورش ایجاد می­شود شامل مواد جامد ( مواد جامد معلق و قابل ته نشین) و مواد حل شده (بیشتر ترکیبات نیتروژن و فسفر) هستند که این مواد مغذی از منابع آلوده کننده در پساب خروجی می­باشند. شناخت روش‏های حذف ترکیبات نیتروژن غیرآلی در آبزی­پروری حائز اهمیت است بطوری که به مدیریت صحیح پساب آبزی­پروری کمک خواهد نمود. روش­های تصفیه پساب آبزی­پروری در سال­های اخیر با بکارگیری فن­آوری­های جدید گسترش یافته است. انتخاب روش مناسب برای تصفیه پساب آبزی­پروری به عوامل مختلفی از قبیل نوع فاکتور آلوده کننده، شرایط اقلیمی، میزان آب در دسترس، میزان تخلیه پساب، میزان زمین در دسترس، سطح و نوع کشت پرورش آبزیان و نسبت هزینه/ سود بستگی دارد. در این مطالعه روش‏های کنترل ترکیبات نیتروژن غیرآلی تولید شده در سیستم‏های آبزی­پروری بحث خواهد شد و همچنین به بکارگیری سیستم‏های آبزی پروری سازگار با محیط زیست در جهت کاهش اثرات زیست محیطی پساب آبزی پروری اشاره می‏گردد.

آبزی پروری و محیط زیست- ترکیبات نیتروژن غیرآلی

افزایش ترکیبات نیتروژن غیرآلی آب یک پروسه رایج در همه سیستم­های آبزی­پروری است. میزان آن با افزایش بیومس و تغذیه ماهی افزایش می­یابد. ترکیبات آمونیاک (NH₃) و نیتریت (NO₂) سمی هستند و ممکن است بطور چشمگیری رشد، سلامتی و زیست ماهی را تحت تاثیر قرار دهند. حذف این ترکیبات نیتروژن و یا تبدیل آنها به فرم­های غیر سمی نیتروژن در سیستم­های با تراکم بالا ضروری است (3). در استخرهای آبزی­پروری نیتروژن به فرم­های مختلف وجود دارد و هر چه تراکم ماهی بیشتر باشد، میزان تولید نیتروژن نیز بالاتر است. ماهی از خوراک­های فرموله شده و طبیعی حاوی پروتئین تغذیه می­کند، خوراک­های فرموله شده معمولا حاوی 30 تا 40% پروتئین است. در حیوانات خشکی­زی، بخش عظیمی از پروتئین­های خوراک خورده شده توسط حیوان جذب می­شوند. اما آبزیان بخشی از پروتئین را به عنوان منبع انرژی استفاده می­کنند که این عمل را با اکسید کردن آن و استفاده از انرژی ذخیره شده در پروتئین­ها انجام می­دهند (24). محصول انتهایی مهم از این مسیر متابولیک، تشکیل آمونیاک و آمونیوم و دفع آنها از آبشش­ها به محیط آب می­باشد. شکل 1 چرخه نیتروژن در استخر آبزی­پروری را نشان می­دهد.

شکل 1- چرخه نیتروژن در استخرهای آبزی­پروری: نیتروژن همراه با خوراک فرموله شده به آب وارد می­شود بخشی از آن توسط آبزی مصرف نشده و مستقیما ته نشین می­شود (20). غذای مصرف شده بخشی از آن به بیومس ماهی (رشد) تبدیل شده و بخشی نیز بصورت آمونیاک یا مدفوع خارج می­شود (29). غذای خورده نشده و مدفوع بعنوان مواد آلی به سیستم وارد می­شود. تجزیه میکروبی مواد آلی در سیستم منجر به افزایش نیتروژن آمونیاکی کل و نیتریت شده که هر دو برای ماهی حتی در غلظت­های پایین مضر می­باشند (29 و 56) نیتروژن آمونیاکی کل در سیستم پرورش تحت تاثیر فعالیت­های باکتریایی به نیتریت، نیترات (تحت تاثیر فرآیند نیتروفیکاسیون) و گاز نیتروژن (تحت تاثیر فرآیند دنیتروفیکاسیون) تبدیل می‎شود. گاز نیتروژن در استخرهای آبزی‏پروری ناچیز است (18). نیتروژن آمونیاکی کل و نیترات توسط فیتوپلانکتون­های موجود در ستون آب جذب می­شوند و همچنین فیتوپلانکتون­ها توسط آبزیان پرورشی مصرف می­شوند (57). در استخرهای آب ساکن، نیتروژن آمونیاکی کل بدلیل فعالیت­های ناچیز و ناکافی نیتروفیکاسیون افزایش می­یابد (23).

میانگین داده های بدست آمده توسط تعدادی از محققان تحت شرایط متغیر سیستم های آبزی پروری در جدول 1 ارائه شده است، اشاره می شود.

حدود 25% از نیتروژن خوراک توسط ماهی مصرف شده و بازیافت می­شود در حالی که حدود 75% از نیتروژن ( اغلب شامل نیتروژن آمونیاکی کل^[6]) به درون استخر آزاد می­شود (1). بعنوان مثال، استخر ماهی که 500 گرم ماهی به ازای هر متر مربع نگهداری می­کند، با 10 گرم خوراک (2% وزن در هر روز) حاوی 30% پروتئین (در روز در متر مربع)، یعنی 3 گرم پروتئین یا 465/0 گرم نیتروژن در هر روز تغذیه شده است. 75% از این مقدار یعنی حدود 350 میلی­گرم نیتروژن به ازای هر متر مربع دفع می­شود. برای یک متر عمق استخر این مقدار روزانه حدود 350/0 میلی‏گرم نیتروژن به ازای هر لیتر ایجاد می­کند. نیتروژن ایجاد شده برای استخرهای که 5 کیلوگرم ماهی به ازای هر مترمربع نگهداری می­کنند10 برابر بیشتر است (3).

جدول 1-میزان تخمین کربن، نیتروژن و فسفر بازیافتی در استخر ماهی و میگو، بصورت درصدی از کل منابع ورودی به استخر بیان شده است (مواد مغذی اضافه شده مثل خوراک و کودها)[7] (3).

• کربن آلی ورودی برای تولید اولیه در اغلب بررسی­ها لحاظ نشده است
• محاسبات بر اساس مقدار محصول برداشت شده کربن، نیتروژن و فسفر است (فرض شده که ضریب تبدیل غذایی برابر 2 است)

رویکردهای مختلفی برای ارزیابی نیتروژن دفع شده وجود دارند. Boy و Tucker در سال 2009 برآورد کردند که متوسط 30 گرم آمونیاک- نیتروژن توسط ماهی به ازای هر کیلوگرم خوراک حاوی 40-25% پروتئین دفع می­شود.Timmons  و همکاران (2002) کل نیتروژن آمونیاکی (TAN) دفع شده را بصورت زیر محاسبه کردند.

092/0P_TAN= F×PC×

که P_TAN میزان تولید TAN (کیلوگرم/روز)، F میزان غذادهی (کیلوگرم/روز) و PC غلظت پروتئین در خوراک می­باشد. یک برآورد نسبی خوب می­توان از افزایش نیتروژن در استخرها بدست آورد. افزایش قابل توجهی از میزان نیتروژن آمونیاکی کل در استخر پرورش در روزهای اولیه پرورش اتفاق می­افتد. پستانداران ترکیبات ازته را در کلیه­ها به شکل اوره تبدیل کرده و آن را با فرایند ادرار[8] دفع می­کنند. ماهی­ها نیتروژن آمونیاکی کل را به طریقه انتشار به صورت آمونیاک از آبشش­ها دفع می­کنند که نقشی مشابه کلیه‏ها را انجام می­دهند. هنگامی که غلظت آمونیاک در آب بالاست، میزان انتشار به خارج از بدن آهسته و آمونیاک در ماهی تجمع می­یابد که روی سیستم عصبی مرکزی تاثیر گذاشته و سبب آسیب به اندام­های بدن می­شود. قرار گرفتن در معرض آمونیاک مزمن منجر به کاهش رشد و حساسیت بیشتر به بیماری می­شود. سطح کشنده آمونیاک غیر یونیزه برای ماهیان مختلف با اندکی اختلاف متفاوت بوده که در محدوده 1-2 میلی­گرم در لیتر است. آبزی­پروری در مکان­های نامناسب می­تواند منجر به تخریب و تغییر در زیستگاه­های اطراف شود. خروجی آبزی­پروری به داخل محیط­های آبی شامل مواد مغذی، انواع ترکیبات آلی و غیرآلی، آمونیوم، فسفر، مواد آلی و کربن آلی محلول است. ورود سطوح بالایی از این مواد مغذی سبب آلودگی و یوتریفیکاسیون در محیط آبی اطراف می­شود. به­علاوه، زهکشی آب کارگاه­ها خطر میکروارگانیسم­های بیماری­زا و ورود گونه­های پاتوژن مهاجم را افزایش می­دهد (4). استفاده از مواد شیمیایی از قبیل آنتی بیوتیک­ها بر گونه­های وحشی و محیط زیست اثر نامطلوب گذاشته و حتی منجر به مقاومت به انواع آنتی بیوتیک­ها می­شود (3). استفاده بیش از حد از منابع آبی منجر به کمبود آب، نفوذ آب شور و تغییرات هیدرولوژیکی دیگر می­شود. تکیه بر غذا­های با پروتئین بالا مبتنی بر پودر ماهی برای گونه­های گوشت­خوار، هزینه­های بالایی را در آبزی­پروری صرف می­کند. تولید یک کیلوگرم ماهی به یک تا سه کیلوگرم غذای خشک نیاز دارد (به فرض اینکه ضریب تبدیل غذایی حدود یک تا سه باشد). حدود 36% از غذا به شکل مواد زائد آلی دفع می­شود. تقریبأ 75% از نیتروژن و فسفر موجود در غذا مصرف نشده و بصورت مواد زائد در آب باقی می­ماند (3). تولید حجم زیادی از مواد زائد و استفاده از آرد و روغن ماهی به­عنوان ماده اولیه سازنده غذا از اجزای ناپایدار دیگر در آبزی­پروری است. تقریبا یک- سوم از تولید آرد ماهی جهان به خوراک آبزیان تبدیل می­شود. نسبت بکارگیری آرد ماهی در تولید ماهی از 10% در سال 1988 به 17% در سال 1994 و 33% در سال 1997 افزایش یافته است. به عنوان مثال، سیستم آبزی­پروری متراکم که تولید کننده 3 تن تیلاپیا است را می­توان به لحاظ تولید مواد زائد با یک جامعه­ دارای حدود 240 سکنه مقایسه کرد و می­توان نتیجه گرفت که تولید مواد زائد بیومس ماهی تقریبأ 5 برابر بیشتر از (مواد زائد) بیومس انسانی است (14). دلیل آن محدودیت هضم در ماهی است که بخش بزرگی از خوراک، هضم نشده و دفع می­شود. طول روده ماهی کوتاه و نسبت طول روده به طول بدن کوچک می­باشد. برای مثال، روده کپور 2 تا 5/2 برابر طویل­تر از طول بدن در حالی که گاو، گوسفند و انسان به ترتیب 20، 30 و حدود 3 تا 4 برابر طویل­تر است. در نتیجه، در ماهی ماندگاری غذا در روده فقط برای مدت زمان کوتاهی صورت می­گیرد و به­همین دلیل غذای ماهی باید قابلیت هضم بالایی را داشته باشد. به­طور مثال میزان پروتئین بدن ماهی بین 65 تا 75% است (25). به­علاوه، ماهی بیشتر پروتئین را برای تولید انرژی مصرف می­کند، بر عکس حیوانات خشکی­زی که بیشتر کربوهیدرات و چربی­ها را استفاده می­کنند. بنابراین نیاز پروتئینی ماهی، حدود 2 تا 3 برابر بیشتر از پستانداران است (24). خرید غذای فرموله برای پرورش ماهیان 50% یا بیشتر هزینه­های تولید را شامل می­شود که عمدتأ به دلیل هزینه ترکیبات پروتئینی است. تقریباً 25% از مواد مغذی موجود در غذای ورودی به تولیدات قابل برداشت تبدیل می­شود. برای افزایش تولید آبزی­پروری پایدار نیاز به منابع پروتئین ارزان و ایجاد روش­هایی برای بهبود ضریب تبدیل غذایی، احساس می­شود (53). از اهداف توسعه آبزی­پروری پایدار، توسعه سیستم­های سازگار با محیط زیست است (44). از جمله مشکلات مهم پیش­روی صنعت آبزی­پروری، انتشار پساب خروجی مزارع، وابستگی بالا به آرد ماهی برای تامین غذا و شیوع بیماری است. آمونیوم یکی از محصولات انتهایی متابولیسم پروتئین و ماده اصلی دفعی حیوانات آبزی در سیستم آبزی­پروری است (22). آمونیاک و آمونیوم هر دو برای آبزی سمی هستند اما آمونیاک غیر­یونیزه در مقایسه با یون آمونیم سمیت بیشتری دارد. آستانه سمیت به شدت، اندازه و نوع گونه، اندازه ذرات، مقاومت مواد آلی، سطح فعالیت ترکیبات، فلزات، نیترات، شوری و pH بستگی دارد (13). آمونیاک و آمونیوم بسته به درجه حرارت و pH در تعادل هستند که مجموع این دو فرم (TAN) نامیده می­شود (8). افزایش آمونیاک در استخر سمی بوده و غلظت بالای آن بر رشد، پوست­اندازی (در سخت­پوستان) و مصرف اکسیژن و حتی موجب مرگ و میر ماهی یا میگو می­شود. سطح قابل قبول آمونیاک در سیستم‏های آبزی پروری 025/0 میلی‏گرم بر لیتر می‏باشد. افزایش غلظت نیتریت محیط نیز تاثیر منفی بر عملکرد رشد و بازماندگی ماهی و میگو دارد (40) و همچنین مقاومت در برابر بیماری­ها را کاهش می­دهد (10). بسیاری از محققان در تلاش برای پیدا کردن راه­حلی برای کاهش و یا حذف آمونیاک از سیستم­های آبزی­پروری هستند.

روش‏های کنترل نیتروژن غیرآلی در سیستم‏های آبزی‏پروری

روش­های مختلفی جهت کنترل ترکیبات نیتروژن غیرآلی در آبزی پروری استفاده می­شود.

1. تعویض و جایگزین کردن آب

مؤثرترین و سریعترین روش برای کاهش غلظت آمونیاک در مواقع اضطراری، تعویض آب می­باشد. خصوصاً تخلیه آب از کف استخرها و وارد کردن آب تازه عاری از آمونیاک (متلاطم کردن آب استخر با وارد کردن آب تازه) به استخر پرورش می­باشد (4). این راه حل در حال حاضر به علت کمبود آب و مقررات زیست محیطی مورد محدودیت قرار گرفته است.

2. تنظیم تراکم پرورش، کاهش تراکم ذخیره­سازی

تنظیم تراکم آبزیان مورد پرورش، با توجه به سیستم و امکانات موجود از مواردی است که در کیفی­سازی آب می­تواند، بسیار مؤثر باشد. تراکم بالای ذخیره­سازی علاوه بر مصرف زیاد مواد غذائی، سبب افزایش تولید مواد دفعی و در نتیجه تولید آمونیاک می­گردد.

3. کنترل آب ورودی

خاک­های با بار مواد آلی، همچنین مواد گیاهی و جانوری در حال تجزیه و فاضلاب­های مناطق مسکونی و صنعتی حاوی بار بالائی از مواد مضر نظیر آمونیاک می­باشد. احداث مراکز تکثیر و پرورش در مناطق عاری از این مواد می­تواند در کنترل مشکلات ناشی از آمونیاک مؤثر باشد (57).

4. هوادهی استخر در مواقع اضطراری

در مواقعی که غلظت آمونیاک بالا باشد و بخصوص در شب­ها و اوایل صبح که میزان اکسیژن محلول در استخر به حداقل می­رسد، هوادهی استخر امری مفید خواهد بود (6). هوادهی با در اختیار قرار دادن اکسیژن برای اکسید کردن آمونیاک به نیتریت و نیترات می­تواند مفید واقع شود. به ازاء تبدیل هر گرم آمونیاک کل به نیترات، ۵۷/۴ گرم اکسیژن محلول مصرف می­شود (6).

5. کاهش یا متوقف کردن غذادهی

هنگام افزایش آمونیاک، غذادهی ماهی را کاهش یا متوقف کرده چون غذا حاوی پروتئین بوده و مصرف آن سبب تشدید دفع آمونیاک توسط ماهی گردیده و منجر به افزایش آمونیاک آب می­شود (4). غذای مناسب در رشد آبزیان و بهبود کیفی محیط پرورشی کاملاً مؤثر می‏باشد. توزیع غذا بیش از اندازه برای آبزیان با توجه به عدم مصرف آن، یکی از منابع تولید آمونیاک در آب می‏باشد. بنابراین در محاسبه میزان غذای مصرفی و دقت در نیازسنجی صحیح درصد پروتئین در جیره غذائی می­تواند از بروز مشکل تولید آمونیاک در استخرها جلوگیری نماید.

6. استفاده از کربن فعال

کربن فعال حاصل تولید زغال سنگ یا چوب و حرارت دادن آنها در ۹۰۰ درجه سانتی‏گراد خلاء و سپس قرار دادن آنها در معرض یک گاز اکسیدکننده در دمای بالا می­باشد که حالت مشبکی را ایجاد نموده به طوری که مساحت سطح جذب ماده در حدود یک میلیون مترمربع در کیلوگرم برآورد می­شود. کربن فعال برای گرفتن مواد آلی فرار، رنگ، بو، تیرگی و موادی همچون آمونیاک کاربرد دارد، این صافی­ها در بارهای کم مواد آلی بسیار مؤثر می­باشد. بالا بودن غلظت باعث کاهش ظرفیت جذب کربن فعال می­گردد (59).

7. استفاده از زئولیت

زئولیت ماده‏ای معدنی بوده که خاصیت بالائی در تبادل یونی از خود نشان می­دهد. زئولیت به دو شکل طبیعی (کلینوپتیلولیت( و مصنوعی وجود دارد. برای حذف یون آمونیوم از محیط­های پرورشی از این رزین تبادل یون استفاده می­شود. کارآئی این مواد در سیستم­های تکثیر و پرورش آبزیان مورد تأیید قرار گرفته به طوری که مشاهده شده کلینوپتیلولیت تا ۱۰ برابر وزن خود قادر به جذب آمونیوم از محیط است. اما در آب­های شور با توجه به غلظت بالای کلراید به دلیل اینکه به طور مستمر یون­های گرفته شده را از دانه­های رزین جدا می­کند، چندان مورد مصرف قرار نمی گیرد (12و 41). در جنوب شرق آسیا، زئولیت در استخرهای پرورش میگو به میزان ۲۰۰ کیلوگرم بر هکتار در ماه بر روی سطح استخر استفاده می‏گردد. در تایلند، زئولیت را همراه با غذا پخش می‏کنند چرا که در محل­هائی که احتمال تشکیل یون آمونیوم و آمونیاک وجود دارد وجود زئولیت می­تواند سبب جذب این مواد شود. مطالعاتی در زمینه استفاده از ترکیبات معدنی در حذف ترکیبات نیتروژن­دار از قبیل آمونیوم از مزارع پرورش ماهی صورت پذیرفته است. که نتایج نشان می­دهد ترکیبات معدنی (زئولیت) دارای قابلیت مناسبی برای حذف آلاینده­ها از آب و پساب هستند (51).

8. استفاده از فرمالین

در برخی مواقع، به منظور حذف آمونیاک از استخرهای پرورش میگو، در جنوب شرق آسیا از فرمالین استفاده می­شود. ثابت گردیده که فرمالین در سیستم آزمایشگاهی در استخرها به میزان 5 تا 10 میلی­گرم در لیتر می­تواند ۵۰ درصد یا بیشتر آمونیاک را کاهش دهد. البته فرمالین ماده­ای سمی است و می­تواند، سبب مرگ فیتوپلانکتون­ها و وضعیت نامطلوب اکسیژنی شود. در مناطقی مانند تایلند، فرمالین را پس از خشک کردن استخرها بر روی بستر می­پاشند (12).

9. استفاده از عصاره یوکا

عصاره گیاه یوکا حاوی ترکیبات گلیکو بوده که می­تواند ضمن ترکیب با آمونیوم واکنش نشان دهد. تحت شرایط آزمایشگاهی ۱میلی­گرم بر لیتر از عصاره یوکا، غلظت آمونیاک غیریونیزه را به 1/0 تا 2/0 میلی­گرم در لیتر کاهش می­دهد (59)

10. بهبود و اصلاح خاک استخرها

رسوبات کف استخرها، حاوی مواد دفعی آبزیان، غذاهای مصرف نشده، اجساد آبزیان و پلانکتون­ها و سایر مواد رسوبی بوده که با توجه به درصد بالای مواد آلی موجود در آن به عنوان یکی از منابع مهم آمونیاک در استخرها مطرح می­باشند. بنابراین در اینگونه استخرها با تخلیه خاک­های حاوی مواد آلی فراوان، خشک­کردن و

در معرض نور خورشید و هوا قرار دادن و شخم­زنی و آهک پاشی کف استخر می­توان به بهبود خاک کف و دیواره استخرها کمک نمود (8).

11. کنترل تراکم فیتوپلانکتونی (جلبکی)

کنترل جلبکی نیتروژن یک مکانیسم متداول برای مدیریت نیتروژن غیرآلی ایجاد شده در استخر (به ویژه سیستم­های گسترده آبزی­پروری) هستند. جلبک، دی­اکسید کربن و آب را برای تولید قندهای ساده جذب می­کند و بعنوان منبع انرژی شیمیایی برای تولید سلول­های جدید استفاده می­شود. با این حال، یک جزء اساسی سلول­های جلبک پروتئین (به طور متوسط، 12% از ماده خشک جلبک، 6/18 میلی­گرم نیتروژن/گرم) می­باشد. برای ساخت پروتئین، جلبک به یک منبع نیتروژن قابل دسترس نیاز دارد. تولید سلول­های جلبکی جدید با جذب فرم­های نیتروژن غیرآلی محلول (بویژه TAN) از آب همراه است. بنابراین نیتروژن غیرآلی آب به نیتروژن آلی ایجاد شده در سلول­های جلبکی تبدیل می­شود (3).

5 کربن + ₄NH               پروتئین جلبکی

این مکانیسم با میزان جذب کربن توسط جلبک محدود می­شود. روزانه جذب کربن جلبکی به طور معمول در محدوده 2 تا 5 گرم کربن به ازای هر مترمربع است. برای جلبک در حال رشد نسبت کربن به نیتروژن 5 می­باشد، این ظرفیت برای کنترل نیتروژن ایجاد شده در استخرهای که بین 5/0 تا 2/1 کیلوگرم ماهی به ازای هر مترمربع نگهداری می­کنند، کافی است (3) در استخرهای که تراکم بیشتری نگهداری می­کنند این مکانیسم کارایی چندانی ندارد. از محدودیت­های دیگر کنترل جلبکی، بی‏ثباتی فعالیت جلبکی است. جذب کربن جلبکی به نور وابسته بوده، در نتیجه TAN در استخرها در طول شب افزایش می­یابد. علاوه بر این، کنترل نیتروژن جلبکی در طول روزهای ابری ناکارامد می­شود، هنگامی که تابش خورشیدی محدود است منجر به استرس در ماهی و درنتیجه نیاز به متوقف کردن غذادهی است (11). ضریب حذف و ضریب حذف ویژه نیتروژن کل تحت تاثیر حضور جلبک‏های مختلف در پساب در جدول 2 ارائه گردیده است (60).

جدول 2- ضریب حذف نیتروژن کل تحت تاثیر گونه‏های جلبکی مختلف (60)

12. استفاده از بیوفیلتراسیون در سیستم­های مداربسته به کمک باکتری­های شوره­ساز (نیتروزوموناس و نیتروباکتر) با فرآیند نیتروفیکاسیون

امروزه توجه به سیستم­های آبزی­پروری مدار­بسته [9]به دلیل امنیت بیشتر زیستی و مزایای زیست­محیطی در حال افزایش است. هنگامی که آب در سیستم­های پرورشی مدار بسته به­صورت چرخه­ای مورد استفاده مجدد قرار می­گیرد برخی از خطرات مانند ورود پاتوژن­ها و گونه­های بیگانه به سیستم پرورش و مشکلات مربوط به تخلیه آب زائد که باعث ایجاد آلودگی­های زیست محیطی می­ گردد، کاهش می­یابد (48). استفاده از سیستم مدار­بسته قابلیت حفظ سطوح آمونیاک و نیتریت را به­وسیله فرایند نیتریفیکاسیون دارد (58). نیتروژن آمونیاکی کل دستخوش یک سری مراحل اکسیداسیون بیولوژیکی تحت عنوان نیتریفیکاسیون قرار می­گیرد، که در دو مرحله اتفاق می­افتد، ابتدا به نیتریت (در حضور باکتری Nitrosomonas) و سپس به نیترات (در حضور باکتری Nitrobacter) تبدیل می­شود. از 3 فرم نیتروژن غیرآلی، آمونیاک و نیتریت درجه سمیت بالاتری برای آبزی دارند، نیترات سمی نمی­باشد مگر اینکه غلظت بسیار بالا ( بیش از 100 میلی­گرم/ لیتر) در محیط وجود داشته باشد (3). شکل 2 چرخه نیتروژن در سیستم مداربسته و گردشی را نشان می‏دهد. نیتریفیکاسیون عملیات بسیار مهمی برای کنترل غلظت‏های نیتروژن در سیستم­های آبزی پروری مداربسته می­باشد (55). سیستم­های مداربسته مجهز به واحدهای تیمار (دارای ناحیه سطحی بالا که بیوفیلتر نامیده می­شوند)، که از شن، ماسه، دانه­های پلاستیکی و یا ورق­های پلاستیکی از ساختار­های مختلف ساخته شده­اند، هستند. باکتری­ها به این سطوح چسبیده که در تماس با محلول حاویTAN  و نیتریت جمعیت آنها افزایش می­یابد، طی چند هفته تطابق (باکتری با محیط) صورت می­گیرد. ظرفیت نیتروفیکاسیون بیوفیلترها بخاطر ناحیه سطحی بالا و تعداد زیاد باکتری­ها چسبیده به سطح، بالاست. علاوه بر این، شرایط بهینه برای نیتریفیکاسیون: حفظ اکسیژن در سطح بالا به اندازه کافی، به حداقل رساندن فاصله انتشار، به حداقل رساندن مواد آلی موجود در آب ورودی فیلتر­های زیستی (با رسوبگذاری و یا الک ایجاد گردد و در صورت نیاز نیز پارامترهای pH و قلیائیت نیز کنترل شود). در برخی موارد این سیستم همچنین دارای سلول­های بی هوازی است که نیترات را با فرایند دنیتروفیکاسیون به شکل گاز نیتروژن (₂N) و ترکیبات N2O و NO خارج می­کند، که این فرآیند معمولا توسط باکتری‏های Bacillus،Enterobacter، Micrococcus، Pseudomonas وSpirilium  انجام می‏گیرد. با این­حال، نیتریفیکاسیون به عنوان وسیله­ای برای کنترل TAN و سطح نیتریت نسبتا پیچیده است (14). نیتریفیکاسیون یک فرایند آهسته است و تقریبا چند هفته طول می­کشد تا به طور کامل جامعه میکروبی شوره­ساز توسعه یابد. علاوه بر این، نیتریفیکاسیون پاسخ نسبتا آرامی به تغییرات سریع در غلظت TAN یا نیتریت می­دهد. در آب­های راکد به دلیل لایه­های ساکن آب نیتریفیکاسیون معمولا به طور کامل توسعه نمی­یاید. در استخرهای همراه با هوادهی به دلیل شرایط مناسب، نیتریفیکاسیون توسعه می­یاید. اما به هوادهی و تعویض آب نامناسب نیز حساس می­باشد، اگر میزان تعویض آب بالا باشد ( بالاتر از 30% در هر روز) باکتری­های شوره ساز شسته شده که زمان کافی برای جبران و بهبودی ندارند (16). مشخص شده که زمان اقامت حداقل حدود 24 ساعت، امکان یک فرآیند نیتروفیکاسیون پایدار را می­دهد. با این حال، استفاده از این سیستم نسبتا گران بوده و در طی اختلال در این فرایند، ممکن است سطوح نیتریت در آب افزایش یابد (28). این روش­ها پرهزینه و در برخی مواقع پر­زحمت بوده و به لحاظ اقتصادی امکان پذیر نیست یا سبب آسیب به آبزیان پرورشی می­شود (54). در حال حاضر فن‏آوری نوین توده ساز زیستی به عنوان فن‏آوری کارآمد برای کنترل ترکیبات غیرآلی نیتروژن پیشنهاد می‏شود.

شکل 2 -چرخه نیتروژن در سیستم­های آبزی­پروری (تجهیز شده با بیوفیلتر خارجی). چرخه نیتروژن در این سیستم، آب حاوی ترکیبات نیتروژن غیرآلی به سمت بیوفیلتر خارجی فرستاده می­شود که در این بیوفیلتر عمل نیتروفیکاسیون اتفاق افتاده و نیتروژن آمونیاکی کل به نیتریت و سپس نیترات تبدیل می­شود. نیترات برای ماهی سمیت کمتری نسبت به نیتریت و آمونیاک دارد (39). بیوفیلتر در این سیستم شرایط مناسبی را برای رشد باکتری­های شوره ساز فراهم می­کند.

13. استفاده از فن­آوری تولید توده زیستی (biofloc) برای کنترل نیتروژن غیرآلی

باکتری­های هتروتروف، مواد آلی کربن­دار و نیتروژن زائد را از آب گرفته و از آنها برای تولید پروتئین میکروبی استفاده می­کنند، با انجام این کار، باکتری­ها غلظت نیتروژن غیرآلی (بخصوص TAN) را در آب کاهش می­دهند. در این سیستم اضافه کردن مواد آلی کربن‏دار به استخر در مقادیر مناسب، قادر به کنترل دقیق نیتروژن غیرآلی در آب و کاهش خطر فرم­های سمی نیتروژن (آمونیاک و نیتریت) می­شود. شکل 3 چرخه نیتروژن در سیستم توده ساز زیستی را نشان می­دهد. فناوری بیوفلوک از سیستم­های آبزی­پروری سازگار با محیط زیست است که از مواد مغذی و آلی بازیافت شده، به­منظور تولید، استفاده مجدد می­نماید. این فناوری مزیت­های مهمی از جمله به حداقل رساندن مصرف آب و بازیافت مواد مغذی و مواد آلی را دارد و علاوه بر این، ورود عوامل بیماری­زا به سیستم پرورش را کاهش داده و منجر به بهبود امنیت زیستی در مزرعه می­گردد (2). همچنین، تولید در این سیستم در مقیاس بزرگ آبزی­پروری می­تواند مزایای زیست محیطی در اکوسیستم­های دریایی و ساحلی داشته و با جایگزین شدن سویا یا آرد ماهی با ترکیبات بیوفلوک در تغذیه آبزی، می­توان پساب آبزی­پروری و اثرات زیست­محیطی آن را کنترل نمود. از طرف دیگر، با استفاده از این سیستم، سطوح مایکوتوکسین­ها و فاکتورهای ضد­تغذیه­ای در خوراک آبزی محدود می­شود و میزان استفاده و نیاز به تأمین خوراک که هزینه­های زیادی را در بردارد به­طور کلی کاهش می­یابد (35).

در تعداد زیادی از مطالعات کاهش موفقیت­آمیز آمونیاک در سیستم­های بدون تعویض آب گزارش شده است که با دستکاری نسبت کربن به نیتروژن، نیتروژن غیرآلی توسط باکتری­های هتروتروف جذب شده و تولید بیومس میکروبی می­کند (3، 17،22 و 30). در مطالعه Khanjani و همکاران در سال (2016) در مقادیر آمونیاک و نیتریت در سیستم بدون تعویض آب کاهش مشاهده شد. کاهش غلظت را می­توان به­خاطر حضور باکتری­های هتروتروفیک در مخازن پرورش بیوفلوک نسبت داد که در نتیجه نیتروژن غیرآلی توسط باکتری­های هتروتروف و شوره­ساز[10] جذب می­شود. آمونیاک، توسط باکتری­های اکسید کننده آمونیاک تبدیل به نیتریت می‏گردد که پروسه میانی از فرآیند نیتریفیکاسیون است (3) و به­دنبال افزایش میزان نیتریت باکتری­های اکسید کننده نیتریت، نیتریت را به نیترات تبدیل می­کنند و منجر به افزایش نیترات در سیستم می­شود (30).

شکل 3- چرخه نیتروژن در استخرهای حاوی توده زیستی. این سیستم برای تولید متراکم کاربرد دارد. نیتروژن زائد تولید شده در سیستم همراه با اضافه کردن مواد آلی کربن‏دار سبب فعال شدن جوامع میکروبی گردیده که در نهایت تولید توده میکروبی را تحریک می‏کند. توده زیستی تولید شده توسط آبزی پرورش یافته مصرف می‏شود. این سیستم یک منبع پروتئین ارزان با کارایی بالا را در اختیار آبزی قرار می‏دهد (14).

در سیستم توده ساز زیستی فرایند بیولوژیکی نیتریفیکاسیون در سه مرحله اتفاق می­افتد. در مرحله اول باکتری­های جنس Nitrosomonas و Nitrosococcus روی آمونیاک (تولید شده از خوراک باقی مانده و دفعیات میگو) فعال می­شوند. ترکیبات زائد نیتروژن به نیتریت اکسید می­شود. در مرحله دوم نیتریت توسط باکتری­های جنس Nitrobacter و Nitrospira تبدیل به نیترات می­شود. در مرحله سوم نیترات با فرایند دنیتریفیکاسیون[11] بوسیله باکتری­های Achromobacter و Pseudomonas تبدیل به گاز نیتروژن می­شود و از سیستم خارج می­شود (19). در این سیستم باکتری­های شوره ساز هوازی، منابع کربن آلی را برای رشد خود تحت شرایط هوازی مصرف می­کنند و نیتروژن مولکولی (N₂) را از نیتریت و نیترات موجود در آب پرورش با فرایند دنیتروفیکاسیون [12]تولید می­کنند. این فرایند، دلیل کاهش شدید میزان نیتریت در تانک­های پرورشی است که به آن نشاسته اضافه شده است (38). این فن‏آوری بعنوان سیستم کارا و سازگار با محیط زیست جهت پرورش آبزیانی که توانایی تحمل مواد جامد معلق، تراکم پذیری، تغذیه فیلترفیدری و تحمل سطوح متوسط اکسیژن (3 تا 6 میلی‏گرم در لیتر) را دارند، پیشنهاد می‏شود (4 و 31).

نتیجه‏گیری

با افزایش جمعیت، توسعه صنعت آبزی پروری بعنوان یکی از منابع تولید کننده پروتئین حیوانی ضروری است. توسعه صنعت آبزی­پروری آلودگی­های زیست محیطی را در سال­های اخیر به دنبال داشته است و در نتیجه توجه به مدیریت و نوع سیستم پرورشی که با محیط زیست سازگار باشد کاملاً ضروری است. مدیریت و تحقیق توسعه پایدار محیط زیست علاوه بر علوم زیست شناسی در برگیرنده اطلاعات اجتماعی، اقتصادی و زیست محیطی است. به عنوان مثال استفاده از تخم ماهی مناسب (با هزینه کمتر) و تغذیه خوب در دوره لاروی، ماهی با کیفیت بهتر تولید خواهد شد و در نتیجه آثار زیست محیطی کمتر به همراه خواهد داشت. برنامه توسعه همه جانبه جهانی برای فن­آوری تصفیه پساب در صنعت آبزی­پروری مورد نیاز است. برخی از کشورها برنامه های برای مدیریت پساب آبزی پروری جهت حفاظت از محیط زیست و منابع طبیعی را توسعه داده­اند.

• فن‏آوری تصفیه پساب آبزی پروری فقط برای رشد صنعت نیاز نیست همچنین برای دستیابی به محیط زیست پایدار دارای اهمیت می­باشد.
• مکان­یابی مناسب برای توسعه آبزی­پروری با توجه به راه اندازی و عملیاتی کردن موثر طرح‏های تصفیه پساب
• در صنعت آبزی­پروری بررسی‏های مناسب بایستی از مراحل اولیه مورد توجه قرار گیرد، از انتخاب مکان و طراحی مزرعه تا مرحله عملیاتی تصفیه پساب
• در صنعت آبزی­پروری در قفس توجه به مواد جامد حل شده و کاهش آنها در جهت حفظ کیفیت طبیعی آب دریا

انتخاب سازگارترین سیستم و گونه با محیط زیست محلی تضمین کننده توسعه پایدار است. کاربرد تکنیک­های پایدار افزایش ذخیره آبزیان، برنامه­های پرورش،استفاده از گیاهان و جانوران آبزی جهت تغذیه، اجرای سیستم­های تلفیقی درمحیط زیست از قبیل سیستم­های چرخشی، استفاده تلفیقی از آب و مدیریت شبکه غذایی اکوسیستم­ها در حفظ محیط زیست بسیار مهم است.

استفاده از تکنولوژی­های نوین و سازگار با محیط زیست جهت آبزی­پروری از جمله آکواپونیک، سیستم مداربسته و سیستم بدون تعویض آب امری مهم می­باشد. استخرهای خاکی در آبزی­پروری گسترده و نیمه متراکم استفاده می­شود، بطوری که تخلیه پساب این استخرها با تعویض آب صورت می­گیرد، که با توجه به تراکم پایین پرورش و مواد زائد تولیدی کم می­توان از پساب خروجی در کشت سبزیجات و گیاهان استفاده کرد. در آبزی­پروری متراکم که در سیستم­های مداربسته صورت می­گیرد می­توان با بکارگیری فیلترهای بیولوژیک پساب خروجی را تصفیه نمود ولی این روش نسبتا گران و پرهزینه است. استفاده از سیستم­های بدون تعویض آب/ تعویض آب محدود بر پایه فعالیت باکتری­های هتروتروف امروزه به عنوان سیستم سازگار با محیط زیست شناخته می­شود که اهداف آبزی پروری پایدار را دنبال می­کند. در فن­آوری توده ساز زیستی با مدیریت صحیح، از جمعیت باکتری­ها در آب بطور موثر استفاده می­شود. در این سیستم تعویض حداقل، در جهت به حداکثر رساندن امنیت زیستی و به حداقل رساندن اثرات زیست محیطی مزرعه می­باشد. با توجه به موارد فوق بکارگیری سیستم تولید توده زیستی در آبزی پروری علاوه بر کاهش اثرات زیست محیطی منجر به بهبود امنیت زیستی و کاهش هزینه‏های تولید می‏گردد. مطالعات نشان داده استفاده از این روش در پرورش میگوی سفید غربی منجر به بهبود کیفیت آب، کاهش تعویض آب و در نهایت بهبود تولید و کاهش هزینه‏ها می‏گردد (33 و 34). بکارگیری این فن­آوری در آبزی­پروری کشور برای گونه‏های تیلاپیا و میگوی سفید غربی بسیار مناسب است. از موارد ذکر شده برای کاهش میزان ترکیبات نیتروژن غیرآلی در سیستم‏های آبزی پروری، بکارگیری سیستم بدون تعویض آب در حضور توده‏های زیستی و اضافه کردن مواد آلی کربن‏دار در جهت تحریک و توسعه باکتری‏های هتروتروف موثر و کاراتر می‏باشد، از طرفی این سیستم سازگاری بهتری نیز با محیط زیست دارد.

منابع

• Avinmelech, Y., Ritvo, G., 2003. Shrimp and fish pond soils: processes and management. Aquaculture, Vol. 220, pp. 549-567.
• Avnimelech, Y., 2007. Feeding with microbial flocs by tilapia in minimal discharge bio-flocs technology ponds. Aquaculture, 264, pp. 140-147.
• Avnimelech, Y., 2009. Biofloc Technology: A Practical Guide Book. World Aquaculture Society, Baton Rouge, Louisiana, USA. 182 p.
• Avnimelech, Y., 2012. Biofloc Technology: A Practical Guide Book, 2nd Edition. The World Aquaculture Society, Baton Rouge, Louisiana, United States.
• Boyd, C.E., 1985. Chemical budget for channel cat fish ponds. Trans. Amer. Fisheries Society, Vol. 114, pp. 291-298.
• Boyd, C.E., 1998. Pond water aeration systems. Aquacultural Engineering. 18, 9–40.
• Boyd, C.E., Teichert-Coddington, D., 1995. Dry matter, ash and elemental composition of pond cultured Penaeus vannamei and Penaeus stylirostris. Journal of the World Aquaculture Society, Vol. 26, pp. 88-92.
• Boyd, C.E., Tucker, C.S., 2009. Pond aquaculture water quality management, Springer international editor, 700 pp.
• Boyd, C.E., Zimmermann, S., 2000. Grow out systems - Water quality and soil management. In: Freshwater Prawn Culture (The farming of Macrobrachium rosenbergii, (Eds. New, M. B. and Valenti, W. C). pp. 221-238.
• Brock, J.A., Main, K.L., 1994. A guide to the common problems and disease of cultured Penaeus vannamei. The World Aquaculture Society, Baton Rouge. 242pp.
• Brune, D.E., Schwartz, G., Eversole, A.G., Collier, J.A., Schwedler, T.E. 2003. Intensification of pond aquaculture and high rate photosynthetic systems. Aquacultural Engineering, Vol. 28, pp. 65-86.
• Chiayvareesajja, S. and Boyd, C.E. 1993. Effects of Zeolite, formalin, bacterial augmentation, and areation on total amonia nitrogen concentration. Aquaculture, Vol. 116, pp. 33-45.
• Colt, J., 2006. Water quality requirements for reuse systems. Aquacultural Engineering. Vol. 34, pp. 143–156.
• Crab, R., Avnimelech, Y., Defoirdt, T., Bossier, P., Verstraete, W., 2007. Nitrogen removal techniques in aquaculture for a sustainable production. Aquaculture, Vol. 270, pp. 1–14.
• De Schryver, P., Crab R., Defoirdt T., Boon N. and Verstraete W., 2008. The basics of bio-flocs technology: the added value for aquaculture. Aquaculture, Vol. 277, pp. 125–137.
• Diab, S., Cochaba, M., Mires, D., Avnimelech, Y., 1992. Combined intensive–extensive (CIE) pond system, A: inorganic nitrogen transformations. Aquaculture, Vol. 101, pp. 33–39.
• Ebeling, J.M., Timmons, M.B., Bisogni, J. J., 2006. Engineering analysis of the stoichiometry of photoautotrophic, autotrophic, and heterotrophic control of ammonia-nitrogen in aquaculture production systems. Aquaculture, Vol. 257, pp. 346–358.
• El Samra, M.I., Olàh, J., 1979. Significance of nitrogen fixation in fish ponds. Aquaculture, Vol. 18, pp. 367–372.
• Ferrer, J., Seco, A., 2007. Tratamientos biológicos de aguas residuales. Editorial UPV. Valencia, Spain, PP.184.
• Franco-Nava, M.A., Blancheton, J.P., Deviller, G., Charrier, A., Le-Gall, J.Y., 2004. Effect of fish size and hydraulic regime on particulate organic matter dynamics in a recirculating aquaculture system: elemental carbon and nitrogen approach. Aquaculture, Vol. 239, pp. 179–198.
• Funge- Smith, S.J., Briggs, M.R.P. 1998. Nutrient budgets in intensive shrimp ponds, implications for sustainability. Aquaculture, Vol. 164, pp.117-133.
• Gao L., Shan, H.W., Zhang, T.W., Bao, W.Z., Ma, S.J., 2012. Effects of carbohydrate addition on Litopenaeus vannamei intensive culture in a zero-water exchange system. Aquaculture, 342, pp. 89–96.
• Grommen, R., Van Hauteghem, I., Van Wambeke, M., Verstraete, W., 2002. An improved nitrifying enrichment to remove ammonium and nitrite from freshwater aquaria systems. Aquaculture, 211, 115–124.
• Hepher, B., 1985. Aquaculture intensification under land and water limitations. Geo Journal, 10(3), 253-259.
• Hertrampf, J.W., Piedad-Pascual, F., 2000. Handbook on Ingredients for Aquaculture Feeds. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, The Netherlands. 624 pp.
• Islam, M. and Braden, J.B., 2006. “Bio-Economic Development of Floodplains: Farming versus Fishing in Bangladesh,” Environment and Development Economics, Vol. 11, No. 1, pp. 95-126. http://dx.doi.org/10.1017/S1355770X0500269X.
• Islam, M.S., 2008. “From Pond to Plate: Towards a Twin- Driven Commodity Chain in Bangladesh Shrimp Aqua- culture,” Food Policy, Vol. 33, No. 3, pp. 209-223. http://dx.doi.org/10.1016/j.foodpol.2007.10.002.
• Jensen, F.B., 2003. Nitrite disrupts multiple physiological functions in aquatic animals. Comparative Biochemistry and Physiology, Vol. 135, pp. 9-24.
• Jiménez-Montealegre, R.,Verdegem, M.C.J., van Dam,A.,Verreth, J.A.J., 2002. Conceptualization and validation of a dynamic model for the simulation of nitrogen transformations and fluxes in fish ponds. Ecological Modelling, Vol. 147, pp. 123–152.
• Krummenauer, D., Samocha, T., Poersch, L., Lara, G., Wasielesky, W.Jr., 2014. The reuse of water on the culture of pacific white shrimp, Litopenaeus vannamei, in BFT system. Journal of the World Aquaculture Society, Vol. 45, pp. 3-14.
• Khanjani, M.H., Sajjadi, M.M., Alizadeh, M. and Sourinejad, I., 2017. Nursery performance of Pacific white shrimp (Litopenaeus vannamei Boone, 1931) cultivated in a biofloc system: the effect of adding different carbon sources. Aquaculture Research, 48, pp. 1491-1501.
• Khanjani, M.H., Sajjadi, M.M., Alizadeh, M., Sourinejad, I., 2016. Study on nursery growth performance of Pacific white shrimp (Litopenaeus vannamei Boone, 1931) under different feeding levels in zero water exchange system. Iranian Journal of Fisheries Sciences, Vol. 15, pp. 1465-1484.
• Khanjani, M.H., Sajjadi, M.M., Alizadeh, M., Sourinejad, I., 2015. Effect of different feeding levels on water quality, growth performance and survival of western white shrimp (Litopenaeus vannamei boone, 1931) post larvae with application of biofloc technology. Iranian Scientific Fisheries Journal, Vol. 24, pp. 13-28. (In Persian).
• Khanjani, M.H., Sajjadi, M.M., Alizadeh, M., Sourinejad, I., 2016. Production and evaluation of biofloc for use in zero- water exchange rearing system, Journal of Aquaculture Development, Vol. 10, pp. 33-40. (In Persian).
• Kuhn, D.D., Lawrence, A.L., Boardman, G.D., Patnaik, S., Marsh, L., Flick, G.J., 2010. Evaluation of two types of biofloc derived from biological treatment of fish effluent as feed ingredients for Pacific white shrimp, Litopenaeus vannamei. Aquaculture, Vol. 303, pp. 28–33.
• Lemonnier, H., Brizard, R., 1998. Effect of water exchange on pond ecosystem in shrimp semi- intensive rearing in New Caledonia during cold season, Ifremer, Noumea, New Caledonia, 49pp.
• Lin, C.K., Nash, G.L. 1996. Asian shrimp news collected columns, 1989-1995, Asian shrimp culture council, Bangkok, Thailand.
• Liu, L., Hu, Z., Dai, X., Avnimelech, Y., 2014. Effects of addition of maize starch on the yield, water quality and formation of bioflocs in an integrated shrimp culture system. Aquaculture, Vol. 418–419, pp. 79–86.
• Lyssenko, C., Wheaton, F., 2006. Impact of positive ramp short-term operating disturbances on ammonia removal by trickling and submerged- upflow biofilters for intensive recirculating aquaculture. Aquacultural Engineering, Vol. 35, pp. 26–37.
• Mallasen, M. and Valenti, W.C., 2006. Effect of nitrite on larval development of the giant river prawn, Macrobrachium rosenbergii. Aquaculture, Vol. 261, pp. 1292-1298.
• Marking, L.L. and Bills, T.D. 1982. Factors affecting the efficiency of clinoptilolite for removing ammonia from water. Progressive fish- culture. Vol. 44, pp. 187- 189.
• Mohan, B. S. & Hosetti, B. B. (1999) Aquatic Plants for Toxicity Assessment. Environmental Research, 81, pp. 259-274.
• Muthuwani, V., Lin, C.K., 1995. Water quality and nutrient budget in intensive shrimp culture ponds. Wold Aquaculture 96, Book of abstracts, Word Aquaculture Society, Banton Rouge, LA. USA 270pp.
• Naylor, R.L., Goldburg, R.J., Primavera, J.H., Kautsky, N., Beveridge, M.C.M., Clay, J., Folke, C., Lubchenco, J., Mooney, H. and Troell, M., 2000. Effect of aquaculture on world fish supplies. Nature, Vol. 405, pp. 1017 -1024.
• Neiland, A.E., Soley, N. Varley, J.B., Whitmarsh, D.J., 2001. “Shrimp Aquaculture: Economic Perspectives for Policy Development,” Marine Policy, Vol. 25, No. 4, pp. 265-279. http://dx.doi.org/10.1016/S0308-597X(01)00017-3.
• Paez-Osuna, F., Guerro- Galvan, S.R., Ruiz- Fernandes, A.C., 1999. Discharge of nutrients from shrimp farming to coastal waters of the Gulf of California. Marine Pollution Bulletin, Vol. 38, pp. 585-592.
• Paez-Osuna, F., Guerro- Galvan, S.R., Ruiz- Fernandes, A.C., Espioza- Angulo, R.E., 1997. Fluxes and mass balances of nutrients in semi- intensive shrimp fram in north- western Mexico. Marine Pollution Bulletin, Vol. 34, pp. 290-297.
• Ray, A., 2012. Biofloc technology for super-intensive shrimp culture. In: Avnimelech, Y, Biofloc Technology - a practical guide book, 2nd ed., The World Aquaculture Society, Baton Rouge, Louisiana, USA. pp. 167-188.
• Ritvo, G., Dixon, J. B., Lawrence, A. L., Neill, W.H., Speed, M.F., 1998. Accumulation of chemical elements in Texas shrimp pond soils. Journal of the world Aquaculture Society, Vol. 29, pp. 422-431.
• Sa, D.T., Sousa, R.R.De., Rocha, I.R.C.B., Lima, G.C.De. and Costa, F.H.F., 2013. Brackish shrimp farming in northeastern brazil: the environmental and socio-economic impacts and sustainability, Natural Resources, Vol. 4, pp. 538-550.
• Soleimani, M., Ansari, A., Haj Abbassi, M.A., Abedi, J., 2008. “Investigation of nitrate and ammonium removal from groundwater by mineral filters.” Journal of Water and Wastewater, 67, pp. 18-26. (In Persian)
• Sousa, O. V., Macrae, A., Menezes, F. G. R., Go- mes, N. C. M., Vieira, R. H. S. F., Mendonça-Hagler, L. C. S. 2006. “The Impact of Shrimp Farming Effluent on Bacterial Communities in Mangrove Waters, Ceará, Brazil,” Marine Pollution Bulletin, Vol. 52, No. 12, pp. 1725- 1734.http://dx.doi.org/10.1016/j.marpolbul.2006.07.006.
• Tacon, A.G.J. and Forster, I.P., 2003. Aqua feed and the environment: policy implications. Aquaculture, Vol. 226, pp. 181-189.
• Thompson, F.L., Abreu, P.C., Wasielesky, W., 2002. Importance of biofilm for water quality and nourishment in intensive shrimp culture. Aquaculture, Vol. 203, pp. 263–278.
• Timmons, M.B., Ebeling, J.M., Wheaton, F.W., Summerfelt, S.T. and Vinci, B.J., 2002. Recirculating Aquaculture Systems. 2nd ed. Cayuga Aqua Ventures, New York, USA.
• Torres-Beristain, B., Verdegem, M., Kerepeczki, E., Verreth, J., 2006. Decomposition of high protein aquaculture feed under variable oxic conditions. Water Research, Vol. 40, pp. 1341–1350.
• Turker, H., Eversole, A.G., Brune, D., 2003. Comparative Nile tilapia and silver carp filtration rates of Partitioned Aquaculture System phytoplankton. Aquaculture, Vol. 220, pp. 449–457.
• Valenti, W.C. and Daniels, W.H., 2000. Recirculation hatchery systems and management. In: New, M.B., Valenti, W.C. (Eds), Freshwater Prawn Culture. Blackwell, Oxford. pp. 69- 90.
• Wheaton, F.W, 1977. Aquacultural engineering, John Wiley & Sons, New York, 708p.
• Zhou,G. J., Ying, G. G., Liu, S., Zhou, L.J., Chen, Z.F. and Peng, F.Q., 2014. Simultaneous removal of inorganic and organic compounds in wastewater by freshwater green microalgae. Environmental Science Processes & Impacts, 16, pp. 2018–2027.

[1]- گروه علوم و مهندسی شیلات، دانشکده منابع طبیعی، دانشگاه جیرفت، جیرفت، کرمان، ایران(مسئول مکاتبات)

[2] - گروه علوم و مهندسی محیط زیست، دانشکده منابع طبیعی، دانشگاه جیرفت، جیرفت، کرمان، ایران

[3]- Department of Fisheries Sciences and Engineering, Faculty of Natural Resources, University of Jiroft, Jiroft, Kerman, Iran.(Corresponding author)

[4]- Department of Enviromental Sciences and Engineering, Faculty of Natural Resources, University of Jiroft, Jiroft, Kerman, Iran.

[5]- Biofloc technology

[7]- Total ammonium nitrogen

[8]- Urination

[9]- Recirculatoty Aquaculture System (RAS)

[10]- Denitrifying

[11]- Anoxic denitrification

[12]- Denitrification