復合強化生態浮床凈化黑臭水體實驗研究

中圖分類號：X52 文獻標志碼：A 文章編號：2095-2945（2025）14-0072-05

Abstract：Aimingatthemanagementofurban blackandsmellwater bodies，thispaperoptimizes thecombinationof biofilmmethod，solaraerationmethodandecologicalfloatingbedmethodwiththewaterdisolvedoxygenmonitoringsystemto developanautomaticon-offoxygen-richcompositeecologicalfloatingbedpurificationdevice.Experimentalresultsshowthatthe removal rates of TPby the composite device，combined device and ecological floating bed are 7 9 . 7 3 % ， 7 0 . 8 3 % and 45.95 % ，respectively，the removal rates of TN are 9 0 . 0 0 % ， 7 9 . 6 6 % and 4 8 . 3 3 % ，respectively，the removal ratesofNH -Nare 9 3 . 6 2 % （20 9 2 . 5 5 % and 4 4 . 6 8 % ，respectively，and the removal rates of COD are 7 4 . 6 % ， 6 6 . 1 3 % and 4 6 . 3 7 % ，respectively. Compared with M n the combined device，the combined device has significant removal effects of TN and COD and shows slight advantages in the removal of TP and NH -N.Theexperimental results confirm that the purification effct of the composite ecological floating bed purificatiodeviceonblackandsmellwaterbodiesisbeterimprovedthanthatofsingleandsimplecombinationpurfcation devices.Itisworthpromotingandaplyinginurbanriverwaterenvironmentmanagementandrestorationprojectstoachievethe goal of saving energy and efficiently restoring.

Keywords：compositeecologicalfloatingbed；blackandodorouswaterbody；waterqualitypurification；purificationeffect; water quality determination

隨著城鎮化進程不斷加快，大量有機污染物排入河道，水體自凈能力無法滿足污染物降解需求，導致城市水體黑臭現象頻發，對人類生活和水生生態系統造成了極大的影響。盡管出臺了一系列相關的政策與文件，并采取了各種積極治理措施，但黑臭水體依然是城市面臨的主要水環境問題。為了持續長久改善黑臭水體環境，保障水質長期清潔，構建美麗生態環境，探索更為高效的水質凈化設施十分必要。

生態浮床是當前重要的水環境修復技術之一，其可以通過植物生長、根系附著微生物及根系泌氧功能改善水環境，且具有原位修復、可移動、無動力和使用壽命長等優點。近年來，國內外研究學者為了提高生態浮床凈化能力，加強其應用與推廣，致力于生態浮床復合及強化的改良研究。生態浮床復合技術通過復合外加措施，主要為復合碳源、自然生物膜、微生物、曝氣增氧等措施，以增加或改善生態浮床本身的某些功能。其中，在富營養化黑臭水體的治理修復方面，生態浮床的改良強化通常與生物膜法和曝氣復氧法相復合，如練繼建等4開發的新型膜曝氣生物膜-生態浮床立式組合凈化裝置，苑希民等構建的MABR-生態浮床組合裝置，張福龍構建的微曝氣強化生態浮床技術，然而這些復合強化技術存在結構復雜且微曝氣設備運行維護成本高的缺陷。基于此，本文開發了一套以生態浮床懸掛碳素纖維生態草為骨架的“中空\"結構，結合太陽能曝氣技術，并輔以水體DO監測系統的自動啟閉富氧的立式復合生態浮床凈化裝置，并通過室外對比實驗對TP（總磷）TN（總氮） （氨氮）和 （化學需氧量）指標的測定與分析，驗證該復合裝置的凈化效果。

1材料與方法

1.1復合模型裝置構建

實驗設計4個獨立的 8 7 0 m m×7 6 0 m m×7 6 0 m m 的塑料水箱，有效水深 個水箱分別代表3個實驗組和1個空白對照組，依次為復合裝置組（生態浮床 ? + 碳素纖維草 + 太陽能曝氣）組合裝置組（生態浮床 碳素纖維草）生態浮床組和水體自凈組。復合裝置組的生態浮床設計為“中空”結構，浮體下懸掛2組 3 0 c m 碳素纖維生態草，“中空”位置布設太陽能曝氣設施，依附太陽能曝氣設施的進水管且在水箱有效水深三分之二處安置D0自動監測系統（圖1）。太陽能曝氣設施以太陽能板組合蓄電池供電，可保證2個連續陰雨天氣的正常供電。DO自動監測系統由溶解氧探頭和溶解氧變送器構成，實時監測水體溶解氧濃度，當水體DO低于三類水標準 5 m g / L 時，單片機自動控制水泵運行為水體增氧，待實驗水體DO濃度高于 5 m g / L 時，系統自動控制水泵停止運行，形成自動啟閉的增氧系統。組合裝置組是由生態浮床及懸掛2組 3 0 c m 碳素纖維生態草的簡單復合裝置。

1.2供試水體與實驗植被

實驗所用水樣取自理工大學百川河中，百川河水體封閉，流動性差，生態結構簡單，且有少量附近污水流入，是較易受污染的水體。實驗用水為百川河水樣和尿素、磷酸二氫鉀與磷酸氫二鈉分析純藥品調配所得的劣V類富營養化水體。為減小蒸發對實驗結果的影響，實驗過程中每隔2＼～3d對4組水樣補充等量自來水。

復合裝置和組合裝置的生態浮床植被選取預培養后平均高為 的鳶尾，用聚苯乙烯板作浮板固定植株，浮板的規格為 ，浮床覆蓋率為4 9 . 8 % ，栽植孔間距 1 0 c m×1 0 c m ，孔徑 2 c m ，每個定植孔內插苗一棵。

1.3 實驗方法

實驗時間為2023年6月2日至2023年7月2日，總時長30d，在室外自然環境下進行實驗。6月2日至6月7日為植物的培養階段以及生態草的微生物掛膜階段。6月8日開始實驗，第1＼～5天內，每隔 2 4 h 采樣一次；第6＼～15天內，每隔 4 8 h 采樣一次；第 16＼～24天內，每隔 采樣一次。實驗采用塑料桶取樣，采樣點為每個水箱水面正中央下方的 2 0～3 0 c m 處，取樣體積為 4 0 0 m L ，取樣當天檢測各水質指標，觀察各實驗組對水質的凈化效果。

實驗對 和 指標進行檢測，對應的測定方法見表1。各項指標測定時，對同一水樣做2組平行對照實驗，取2組實驗結果的平均值以減小實驗誤差。

式中： 為去除率， 為初始時的污染指標濃度；

1 ， 2 ， 3 ， ? s ） 為采取的第 n 批水樣的污染指標濃度。

2 結果與討論

2.1對磷的凈化效果

實驗前4天，復合裝置組、組合裝置組和生態浮床組的TP顯著降低，之后TP濃度降低幅度減緩（圖2（a））。實驗前期，組合裝置組去磷效率優于復合裝置組，主要是由于復合裝置曝氣頻率高、水體擾動時間長，含磷大分子吸附、沉降效果差。實驗中后期，復合裝置曝氣頻率降低、水體擾動顯著減少，有利于含磷化合物的沉淀與吸附，以及植物/微生物對磷酸鹽的吸收，而且水中DO濃度的升高增強了微生物的活性和數量，故實驗第4天后復合裝置的TP濃度明顯低于組合裝置。

實驗結果表明：復合裝置組、組合裝置組和生態浮床組對TP的去除率分別為 7 9 . 7 3 % . 7 0 . 8 3 % 和4 5 . 9 5 % ，與生態浮床組相比，復合裝置組和組合裝置組的凈化率分別提高了33.78個百分點和24.88個百分點（圖2（b））。組合裝置組較生態浮床組的去磷效率提高近1.6倍，主要是由于懸掛填料顯著增加了生物膜的附著面積，提高了水體中微生物的數量，增強了對含磷化合物的吸附、降解和轉化。生態浮床組較水體自凈組的去磷效率提高近1.7倍，主要是由于浮床植物根系的網狀結構顯著增大了對水體中不溶性含磷膠體的吸附面積，以及植物生長發育對可溶性磷的吸收作用。水體中的磷主要以有機化合物和無機化合物2種形態存在，植物根系的生長發育，可以增加對水體中不溶性含磷膠體的吸附面積，懸掛填料可以顯著增加生物膜中聚磷微生物的數量，促進磷酸鹽的吸收作用[1]，曝氣增氧設施可以改變水體的微環境，影響生物膜的厚度和其活性，故實驗對TP的去除效果表現為復合裝置 gt; 組合裝置 gt; 生態浮床gt;水體自凈。

2.2對氮的凈化效果

實驗結果表明：實驗前4天，復合裝置組、組合裝置組和生態浮床組的TN濃度顯著下降，且3組實驗水體的TN濃度差異很小；5＼～18天時，生態浮床組的TN濃度下降幅度顯著減緩，但復合裝置組和組合裝置組的TN濃度依然保持較快的下降幅度，19＼～24天時，3組實驗的TN濃度均呈現微弱的降低趨勢（圖3（a））。實驗前期，存在上述現象的主要原因可能是植物根系及懸掛填料附著的硝化菌和反硝化菌群掛膜不充分，N的去除主要途徑為植物根系的吸收作用。實驗第4天后，隨著微生物掛膜的逐漸完善與成熟，復合裝置組和組合裝置組去氮效果優于生態浮床組。實驗前9天復合裝置組和組合裝置組的TN凈化率曲線幾乎重疊，之后兩者差異逐漸增大，表現出復合裝置組的TN凈化率大于組合裝置組。出現這一現象的主要原因可能是復合裝置組前期曝氣頻率高，水體DO處于較高濃度，反硝化作用不明顯，隨著曝氣頻率的降低，水體的耗氧速率大于增氧速率，為反硝化細菌提供了良好的生存環境，水體的反硝化作用增強。

復合裝置組、組合裝置組和生態浮床組對TN的去除率分別為 9 0 . 0 0 % . 7 9 . 6 6 % 和 4 8 . 3 3 % ，與生態浮床組相比，復合裝置組和組合裝置組的凈化率分別提高了41.67個百分點和31.33個百分點（圖3（b））。微生物通過硝化和反硝化途徑將氮素轉化為氮氣是總氮去除的主要方式。發達的植物根系和懸掛填料可以為微生物生長提供載體，有助于促進微生物的生長和繁殖，從而提高總氮的去除效率[3]。水體中的可溶性有機氮在氨化菌的作用下發生氨化反應，將可溶性有機氮轉化為 -N，成為可被植物吸收的養分，也為硝化作用提供氮源，隨著有機氮逐漸轉化為 -N，氨化反應減弱，硝化作用在去氮系統中占主導地位。硝化細菌在生長過程中將 轉化為 ，轉化后的 可被植被吸收利用，并作為反硝化作用的基質，反硝化細菌最后將 還原為 和 ，以氣體形式溢出大氣，以此達到去氮的目的[14]。

實驗結果表明：實驗前5天，復合裝置組、組合裝置組和生態浮床組的 濃度顯著下降，且3組實驗水體的 濃度差異較小；之后生態浮床組的 濃度趨于穩定，但復合裝置組和組合裝置組的 濃度在6＼～13天時依然保持較快的下降幅度，在第13天之后趨于穩定（圖3（c））。存在上述現象的主要原因可能是實驗前期植物根系及懸掛填料的附著的微生物掛膜不成熟， 的去除主要為植物根系的吸收作用，隨著生物膜的掛膜完善和成熟，微生物的硝化作用增強，復合裝置組和組合裝置組均表現出較好的凈化效果。值得注意的是整個實驗過程中復合裝置組和組合裝置組 濃度差異較小，主要原因可能是復合裝置組曝氣時間較短，有限的曝氣量對水體微生物的數量和活性影響不明顯。

復合裝置組、組合裝置組和生態浮床組對?HN的去除率分別為 9 3 . 6 2 % . 9 2 . 5 5 % 和 4 4 . 6 8 % ，與生態浮床組相比，復合裝置組和組合裝置組的凈化率分別提高了48.94個百分點和47.87個百分點（圖3（d））。水體中氨氮的去除主要途徑為植物吸收、硝化反應和氨揮發，氨氮轉化為氮氣的過程中需要具有硝化和反硝化功能的微生物群落驅動[15]。生態浮床植物根系的網狀結構可以為微生物提供附著面積，加之植物的吸收作用，使其氨氮去除率較水體自凈提高近19倍。懸掛填料增加了微生物可附著的比表面積，有助于生長緩慢的微生物的富集，能夠增強復合裝置組和組合裝置組脫氮過程中的硝化效果。但實驗發現復合裝置組和組合裝置組在氨氮去除效果上僅表現出微弱的差異，這與已有研究存在較大偏差[16-17，這可能是因為安裝在太陽能曝氣設施進水管上的DO自動監測系統的監測值受其影響，曝氣設施開啟后其所在位置DO濃度迅速升高至設定的啟閉閾值，致使自動啟閉增氧系統關閉水泵停正增氧，曝氣設備的曝氣/停曝比較小，曝氣作用相對有限，硝化菌微生物數量和活性增長不顯著。

2.3對 的凈化效果

實驗結果表明：實驗前6天，復合裝置組、組合裝置組和生態浮床組的 濃度顯著下降，之后生態浮床組的 濃度以較小的趨勢逐漸下降，但復合裝置組和組合裝置組的 濃度在7＼～15天時依然保持較快的下降幅度，在第15天之后趨于穩定，整個實驗期間，實驗組 濃度表現為復合裝置組 gt; 組合裝置組 gt; 生態浮床組 gt; 水體自凈組（圖4（a））。復合裝置組、組合裝置組和生態浮床組對 的去除率分別為 7 4 . 6 0 % 、 6 6 . 1 3 % 和 4 6 . 3 7 % ，與生態浮床組相比，復合裝置組和組合裝置組的凈化率分別提高了28.23個百分點 % 和19.76個百分點（圖4（b））。 的去除途徑主要是利用微生物分泌的酶促進水體中可降解大分子污染物的降解。復合裝置組采用自動啟閉的曝氣設備，根據水體溶解氧濃度間歇式曝氣，使溶解氧能夠保持在較適宜的濃度，鳶尾根系及懸掛填料可以攔截、過濾和吸附水體大分子污染物，其上附著的微生物可將有機物降解為無機物供植物吸收，在一定程度上加速有機污染物的降解[18]。故3種裝置組對的 凈化效果為復合裝置組 gt; 組合裝置組 gt; 生態浮床組。研究發現適當的曝氣可以增強生物膜的活性，提高微生物將水體有機物轉化為無機物的效率，從而提高 的去除效率。

3結論

為治理修復城鎮水體黑臭問題，本實驗構建了包含生態浮床、懸掛填料、太陽能曝氣和DO自動監測技術的復合強化生態浮床凈化裝置，通過對比實驗研究了復合裝置、組合裝置和單一生態浮床裝置對劣V類水體的凈化效果。實驗結果表明：

1）復合裝置、組合裝置和生態浮床對TP的去除率分別為 7 9 . 7 3 % . 7 0 . 8 3 % 和 4 5 . 9 5 % ，復合裝置效果最佳，相較于生態浮床凈化效果提高了33.78個百分點，但與組合裝置相比僅表現出微弱的優勢。

2）復合裝置、組合裝置和生態浮床對TN的去除率分別為 9 0 . 0 0 % . 7 9 . 6 6 % 和 4 8 . 3 3 % ，相較于生態浮床和組合裝置，復合裝置表現出顯著優勢。

3）復合裝置、組合裝置和生態浮床對 的去除率分別為 9 3 . 6 2 % . 9 2 . 5 5 % 和 4 4 . 6 8 % ，復合裝置和組合裝置均具有顯著的凈化效果。

4）復合裝置、組合裝置和生態浮床對 的去除率分別為 7 4 . 6 % . 6 6 . 1 3 % 和 4 6 . 3 7 % ，相較于生態浮床和組合裝置，復合裝置表現出較顯著優勢。

參考文獻：

[1]王睿，譚映宇，王震，等.水生態修復技術在城市河道污染治理工程中的應用[J].環境與可持續發展，2020，45（3）：125-129.

[2]成鈺，陳永成，于鵬.不同生態浮床對水體氮磷的凈化效果及機理探討[J].農業科學，2024，52（13）：45-50.

[3]辛在軍，魏國汶，姚忠，等.國內生態浮床原位修復復合強化技術研究進展[J].北方園藝，2019（3）：155-161.

[4]練繼建，孫亞楠，馬超，等.膜曝氣生物膜-生態浮床組合裝置開發及其水體凈化效果研究[J].水利水電技術，2019，50（6）：142-149.

[5]苑希民，張紫暢，馬超，等.動水中MABR-生態浮床組合裝置

凈化效果試驗研究[J].水力發電學報，2020，39（6）：62-71.

[6]張福龍.微曝氣強化生態浮巧生物膜特性研究[D].成都：西南交通大學，2015.

[7]水質總氮的測定堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法：HJ636—2012[S].北京：中國環境科學出版社，2012.

[8]水質總磷的測定鉬酸銨分光光度法：GB/T11893—89[S].1989.

[9]水質 氨氮的測定．納氏試劑分光光度法：HJ 535—2009[S].北京：中國環境科學出版社，2009.

[10]水質高錳酸鹽指數的測定.酸性高錳酸鹽法：GB/T11892—1989[S].1989.

[11]吳湘，葉金云，楊肖娥，等.生態浮島植物在富營養化養殖水體中去磷途徑的初步分析[J].水產學報，2011，35（6）：905—910.

[12]吳根，宋存義，郭湛.懸浮填料生物膜床反應器處理高校生活污水[J].環境污染治理技術與設備，2005（1）：87-89.

[13] YAMAGIWA K，YOSHIDA M， ITO A，et al. A newoxygen supply method for simultaneous organic carbon re-moval and nitrification by a one-stage biofilm process[J].WaterScience and Technology，1998，37（5）：117-124.

[14]范潔群，鄒國燕，宋祥甫，等.不同類型生態浮床對富營養河水脫氮效果及微生物菌群的影響[J].環境科學研究，2011，24（8） ：850-856.

[15]李海燕，韓佳越，劉兆瀛，等.雨水生物滯留設施脫氮途徑及效能研究進展[J].環境科學學報，2023，43（12）：76-92.

[16]葉春，張保君，李春華，等.微納米曝氣對植物浮床處理支浜水脫氮效果的影響[J].環境科學研究，2012，25（10）：1173-1179.

[17]WANG W，WANGY，SUN L，et al.Research and ap-plication statusofecological floatingbed ineutrophiclandscape water restoration[J].The Science of the Total En-vironment，2020（704） ： 17.

[18]夏會龍，吳良歡，陶勤南.鳳眼蓮植物修復水溶液中甲基對硫磷的效果與機理研究[J].環境科學學報，2002（3）：329-332