摘要：采用微纳米曝气和鼓风曝气对比的方式，研究了微纳米曝气再力花植物浮床水质净化效果及规律。曝气均设计相同曝气量（0.2 L/min）和曝气时间（4 h），试验共计24 d。结果表明，微纳米曝气浮床比无曝气浮床（对照组浮床） 对水体CODMn、TN、NH4+-N 和TP 去除率分别提高19.95%、13.35%、21.72%、18.20%，而鼓风曝气组则分别为8.23%、5.64%、10.61%、10.53%。但微纳米曝气形成的富氧环境不利于NO3--N 的去除，去除率低于鼓风曝气组和对照组浮床。回归分析表明，水质净化效果符合三次函数曲线方程，并分析发现试验初期植物浮床水质净化效果随时间的增加而增加，12 d 后去除效果增加不明显。
关键词：微纳米曝气；植物浮床；再力花
植物浮床是以水生植物为主体，运用无土栽培技术原理，并利用物种间共生关系、水体空间生态位和营养生态位，为削减水体污染负荷建立的高效人工生态系统。具有可直接利用河道水面面积、基建投资小、运行费用低、景观效果好的特点。但是近年来的研究和实践表明，植物浮床对水体净化效果相对较低，尤其是磷的去除效果更差。实践证明，人工曝气在增加水体溶解氧浓度和去除水体异味方面效果显著，利用人工曝气能有效提高水生植物净化水质效果。植物浮床净化水质依赖于植物根系微生物的共同作用，但传统曝气增氧效果较差，强烈的搅动作用不利于根系微生物的附着，影响植物浮床的净化效果。
微纳米曝气是一种全新的技术，相对于传统普通鼓风曝气技术其搅动强度小，且曝气时产生大量微米气泡和少量纳米气泡，这些微纳米气泡比表面积大、上升速率小、气- 液接触时间长，有利于气-液界面氧气的传质过程。
植物浮床对污染物的去除效果呈一定的变化规律，因此在目前植物浮床净水机理研究资料相对缺乏的情况下，通过数学分析手段，利用曲线拟合可以定量计算污染物在浮床中去除效果，也可以利用拟合曲线方程选择适宜的处理时间，以达到最优化的运行处理效果。
试验针对如何提高植物浮床净化水质效果，构建了微纳米曝气植物浮床，研究了微纳米曝气技术对植物浮床净化水质的增强效果，并通过分析得出最佳拟合曲线动力学方程，以期为微纳米曝气植物浮床技术的整体性能评价和工艺运行的优化提供理论依据和技术指导。
1 试验部分
1.1 浮床植物
根据植物浮床常用植物资料，选择适应能力强，根系发达，耐污性好的宜兴地区优势种属再力花（Thalia dealbata）为浮床植物。再力花为竹芋科水竹芋属，多年生挺水草本植物，根系发达，株高可达2 m 左右，环境适应性强。
1.2 曝气方式
采用北京本洲纳米科技有限公司生产的微纳米曝气机，它利用曝气机内高速旋转产生的剪切力切割进入装置内的气液混合物，曝气瞬间可产生大小为5～30 μm 的微米气泡和少量的纳米气泡，快速提高水体溶解氧浓度，增强气- 液传质。普通曝气则采用实验室常规小型鼓风曝气机。
1.3 试验方法
试验设无曝气浮床组（对照组）、鼓风曝气浮床组、微纳米曝气浮床组3 个浮床组。试验池容积均为280 L（80 cm×50 cm× 70 cm），有效容积为250 L。选择大小一致的6 株植物，植株采用泡沫板（60 cm×40 cm×5 cm）浮床栽培，孔间距为长15 cm、宽14 cm。鼓风曝气和微纳米曝气均采用相同曝气量（0.2L/min）和相同的曝气时间（每天上午8：00～10：00，下午14：00～16：00），试验共计24 d，试验装置见图1。
1.4 试验用水
试验用水直接取自宜兴市周墅桥河，为典型农村支浜。水质指标：pH 为7.67±1.1，DO 质量浓度为（4.06±0.34）mg/L，CODMn为（14.69±0.24）mg/L，TN、NH4+-N、NO3--N、TP 质量浓度分别为（6.22±0.15）、（3.68±0.03）、（2.17±0.11）、（0.43±0.02）mg/L。
1.5 测定项目及方法
pH 采用pH 计（梅特勒-S20K） 测定，溶解氧（DO）采用便携式溶氧仪（哈希，HQ30d53）测定；总氮采用碱性过硫酸钾- 紫外分光光度法，氨氮采用纳氏试剂分光光度法，硝态氮采用紫外分光光度法，化学需氧量采用高锰酸钾法，总磷采用钼锑抗分光光度法。
1.6 数据统计及分析
所有数据均重复3 次取其平均值，采用Origin8.0 和SPSS18.0 统计软件进行数据处理分析；并选用多种常用的数学模型对结果进行回归分析，以相关系数R2（即曲线拟合度）作为优选评估标准，并根据实际条件筛选出适宜的曲线拟合方程。
2 结果与讨论
2.1 对水体DO 的影响
如图2 所示，微纳米曝气浮床增氧效果最好，其次为鼓风曝气组，最后为对照组。非曝气时检测显示，3组浮床系统平均提高DO 质量浓度为3.1～4.5 mg/L。由于微纳米曝气产生的微纳米气泡体积小、停留时间长、氧总转移系数高，能快速、高效提高水体DO质量浓度。鼓风曝气则由于气泡体积大、停留时间短、气- 液传质效率低等，增氧效果低于微纳米曝气。试验中对照组浮床系统DO主要来源于根第泌氧和大气复氧作用，增氧效果低于微纳米曝气和鼓风曝气。
2.2 对水体CODMn的去除
如图3 所示，微纳米曝气植物浮床对水体CODMn去除效果高于普通鼓风曝气浮床和对照组植物浮床。在16 d 时，微纳米曝气浮床组CODMn从14.69 mg/L 降至5.48 mg/L，去除率达到62.62%，而鼓风曝气组和对照组CODMn由14.69 mg/L 降至6.47 mg/L和8.19 mg/L，去除率分别为55.97%和44.27%。随着试验的进行，3 组浮床CODMn去除率变化曲线趋于平缓。
曝气改变水体中O2和CO2含量，增强气质传递过程，水体中DO 质量浓度增加使得好氧微生物种群数量升高，促进微生物对污染物的降解，有效提高浮床对水体CODMn的去除效果。有研究表明，曝气可以提高浮床对CODMn的去除效果，这与本试验结果基本一致。试验同时表明，不同的曝气技术对水环境的影响存在差异，相对于普通曝气方式，微纳米气泡体积小，具有较高的气含率和气泡停留时间，能有效提高气- 液的传质过程，快速提高水体DO 质量浓度，促进系统中好氧微生物的代谢繁殖。因此，微纳米曝气浮床组CODMn去除效果要明显高于鼓风曝气浮床组和对照组。
2.3 对水体氮的去除
2.3.1 NH4+-N 的去除
如图4 所示，对照组、鼓风曝气组和微纳米曝气组浮床NH4+-N 去除率分别为59.99%、70.60%、81.71%，微纳米曝气浮床对氨氮的去除效果最显著。植物浮床主要通过微生物作用去除水体中的氨氮，植物的吸收作用则较低，试验通过提高水体中DO 质量浓度，增强了硝化细菌对氨氮的转化作用，第12天时3 组浮床NH4+-N 去除率分别为45.15%、52.83%、63.39%，微纳米曝气强化硝化作用最明显。李海英等的研究表明曝气能提高植物浮床根系硝化细菌的数量和活性，增强氨氮的去处效果，这与本试验的结果基本一致。试验初期，曝气浮床组氨氮去除效果明显，后期较为缓慢，主要是由于硝化作用的减弱。有研究表明，在氨氮氧化为硝酸盐过程中涉及氨、羟胺、亚硝酸、硝酸等多种基质和产物，曝气形成的富氧环境抑制反硝化作用的进行，造成羟胺、亚硝酸、硝酸等的过量积累从而抑制硝化细菌的生长，且这些物质共同存在时对硝化细菌的联合毒性呈相加作用。对照组浮床氨氮的去除效果则较为缓慢。
2.3.2 NO3--N 的去除
如图5 所示，微纳米曝气组硝氮在第8天达到最大去除率74.54%，鼓风曝气组在第12天达到最大去除率81.48%，对照组在第12 天时去除率为67.32%，试验结束时去除率分别为66.64%、61.29%、43.30%。微纳米曝气和鼓风曝气浮床硝氮前期去除效果明显，后期表现为下降的趋势，对照组浮床表现为初期去除效果明显，后期去除效果增加不明显。主要是因为长期曝气形成的富氧环境抑制反硝化作用，造成硝态氮的积累。
由于植物吸收作用较低，植物浮床去除水体中NO3--N主要依赖于微生物的反硝化过程。一般来说，反硝化细菌为兼性厌氧微生物，DO能抑制反硝化还原酶，不利于反硝化菌的生长。因此，采用间隙曝气方式，夜晚不曝气，水体静止时大气中氧通过扩散溶于水中作用的降低以及生物的呼吸作用等使得水中DO质量浓度降低，并可能导致局部缺氧环境的形成和兼性厌氧微生物反硝化作用的发生。近年来大量研究证实，在有氧条件下好氧反硝化细菌的存在，这种细菌可以在有氧条件下进行反硝化作用；同时研究表明，环境中DO质量浓度度需控制在一定范围内，当环境中DO质量浓度超过一定值时也将抑制好氧反硝化过程的进行。试验初期，随DO 质量浓度的增加，好氧反硝化细菌作用的增强，硝态氮去除效果明显，8d后浮床系统中DO质量浓度继续升高，硝氮的去除开始下降，甚至出现积累，表明好氧反硝化过程也受到了抑制。同时试验后期植物根系生物膜的脱落和部分微生物的死亡，使得有机氮和磷等重新释放到水中，也是造成后期水体NO3—N去除率降低的原因之一。
2.3.3 TN 的去除
植物浮床对氮的去除，除直接同化吸收外，主要是通过系统环境条件的改变来加强氮转化过程，不同曝气条件影响植物浮床对铵态氮和硝态氮的去除效果。试验初期，硝态氮和铵态氮有明显的去除效果，TN 的去除效果也表现为较明显；试验后期，由于硝态氮的积累，TN 的去除效果表现为缓慢下降的趋势；试验结束时，微纳米曝气浮床组浮床TN 去除率为63.25%，去除效果高于鼓风曝气组的55.54%和对照组的49.90%，微纳米曝气浮床组TN 去除效果最好（见图6）
2.4 对TP 的去除效果
如图7 所示，试验初期（<12 d）微纳米曝气浮和鼓风曝气组浮床TP 去除率效果明显，在12 d 时分别已达到54.64%和46.76%，16 d 时达到最大去除率57.21%和53.67%，试验结束时去除率分别为56.50%和48.83%，鼓风曝气浮床组磷去除率出现下降。对照组浮床为静态条件，试验初期水中颗粒性物质发生沉降，TP 去除速率较快，12 d 时TP 去除率为32.93%，试验后期沉淀物中以颗粒态存在P 不断以溶解态释放到水中，使水中TP 去除率出现波动性下降，试验结束时去除率为38.30%。
浮床系中磷的去除，主要通过沉淀作用、吸附作用以及植物的吸收和有机物质的积累等来实现，且磷易被富含Fe、Al 及Ca 等的矿物质吸附。植物和大多数微生物均无法直接吸收和利用有机磷及溶解性较差的磷酸盐，只有通过微生物转化为溶解态磷酸盐才能被植物和微生物吸收。而通常植物对磷的吸收作用较低，且在封闭环境内微生物吸附磷无法排出，除磷作用亦不明显。试验通过微纳米曝气技术有效改善水环境，促进微生物对磷的分解和转化，在一定程度上提高植物和微生物对磷的吸收效果。同时曝气植物浮床磷去除过程具有复杂性，曝气可能对TP 通过沉淀、吸附和粘附等作用的去除产生有利的影响，从而促进了TP 的去除效果，其作用机理有待进一步研究。
2.5 CODMn、TN、TP 去除效果回归分析
针对系统水质动态变化趋势，以CODMn、TN、TP浓度与时间的变化作散点图，选用对数模型、指数模型、幂函数模型、一次线性方程、二次方程、三次方程等分别进行回归分析。结果表明，不同曝气条件下CODMn、TN、TP 的拟合方程均符合三次函数模型，拟合曲线方程相关系数（R2）及回归方程的显著性检验（F 值）均较为理想，其中Y（单位：mg/L）代表不同曝气条件下CODMn、TN、TP 质量浓度，x（单位：d）代表时间，结果如表1、表2、表3 所示。
如表1 所示，微纳米曝气曲线和原始数据点偏差最小，其相关系数R2 均高于对照组和鼓风曝气组，曲线方程系数以对照组、鼓风曝气组、微纳米曝气组依次降低。曲线方程表明，CODMn去除效果表现为先升高后降低的趋势，并在试验进行到12d 时达到最大值。不同曝气组对水体净化效果不同，微纳米曝气组曲线斜率高于鼓风曝气组和对照组，因此微纳米浮床CODMn去除效果表现为高于鼓风曝气组和对照组。
TN的拟合曲线方程分析发现，相同试验环境下不同浮床虽具有相同的拟合方程，但曝气条件的不同使得浮床拟合曲线方程系数呈现差异，具体表现为微纳米曝气浮床TN 去除速率最快、效果最明显，试验初期微纳米曝气TN 去除拟合曲线方程斜率最高（见表2）。有关研究同样表明，浮床类型、浮床植物种类、水质条件等实验条件的不同是造成拟合曲线类型、曲线方程参数不同的重要原因。
由表3 可知，微纳米曝气组常数项和三次项系数高于鼓风曝气组和对照组，一次项系数和二次项系数则表现为，微纳米曝气最小，其次鼓风曝气组，对照组最大。TP拟合曲线方程中对照组函数拟合度R2为0.834，低于鼓风曝气组和微纳米曝气组0.975和0.992，原因为对照组浮床TP去除率曲线在14d时出现急剧下降。葛铜岗对TP去除效果分析同样发现三次函数具有较好拟合效果，但各项系数明显不同于本试验，这可能与浮床植物的选取及其运行条件不同所造成。分析发现，试验初期微纳米曝气组曲线斜率最大TP去除效果明显，但随试验进行去除效果增加不明显，综合表现为微纳米曝气浮床效果最好，其次为鼓风曝气浮床，对照组浮床去除率最低。
试验表明，微纳米曝气技术增强浮床对水体净化效果最好，CODMn、TN、TP 质量浓度随时间变化呈三次函数变化规律，表现为先升高后降低的特点。回归分析显示，在系统运行12d 时微纳米曝气植物浮床具有较高的去除效果，之后去除率上升不明显甚至有下降趋势，因此宜选择12d 作为微纳米曝气技术强化再力花植物浮床净化水体的最佳处理时间。
3 结论
微纳米曝气植物浮床净化水质效果优于鼓风曝气浮床和普通浮床。与对照组浮床相比，微纳米曝气组CODMn、TN、NH4+-N、TP去除率分别提高了19.95%、13.35%、21.72%、18.20%，而鼓风曝气组则分别为8.23%、5.64%、10.61%、10.53%。但是微纳米曝气形成的富氧环境不利于硝态氮的去除，12d达到NO3--N最大去除率后开始明显降低。
污染物去除效果与时间的变化规律符合三次函数模型，其拟合曲线方程相关系数R2较高、方差分析显著性检验F值较为理想，因此，三次函数拟合曲线能较精确反应植物浮床系统对水质的净化效果随时间变化规律性。分析表明，试验初期植物浮床水质净化效果随时间的增加而提高，12d后随试验进行去除效果增加不明显，因此宜选择12d作为微纳米曝气植物浮床净化水体的最佳处理时间。
来源：《水处理技术》