水产养殖过程中污染物的排放危害了水域生态环境，对养殖业的健康发展造成了一定影响。因此，开展养殖水体净化研究对保证水产养殖业健康发展具有重要意义。生物浮床技术作为一种成本低廉、节约能源、简便易行的办法，被广泛运用于富营养水体净化修复^{[1, 2]}。近年来我国在浮床技术理论研究和应用方面发展迅速，并取得了良好的应用效果^{[3, 4, 5]}。目前多数生物浮床构建比较单一，净化主体仅仅通过种植在浮床上的水生植物^{[6, 7, 8, 9]}，利用其吸收氮(total nitrogen，TN)、磷(total phosphorus，TP)等营养物和有机物质，达到净化养殖水体的效果，浮床水生植物量的限制又阻碍了净化效果的进一步提高。

在传统浮床基础上通过增加人工介质(基质)单元构建组合型生态浮床，不但可以利用植物吸收，而且结合了基质吸附作用和微生物净化功能，从而使水体净化效果更好^{[10, 11, 12, 13]}。李先宁等^[10]在研究改善湖泊水源地水质时开发了由水生植物、水生动物及微生物膜构建的组合型生态浮床，但目前还没有适宜于养殖水体净化的组合型生态浮床的研究报道。大薸(Pistia stratiotes)为一种多年生漂浮植物，因其能有效去除水中TN、TP、有机物等多种物质而广泛应用于浮床构建 ^{[6, 7, 14, 15, 16, 17, 18]}。本研究通过在单一的大薸浮床的基础上增加生物陶粒单元构建组合型生态浮床，增强基质吸附和微生物净化环节，从而为构建适宜养殖水体净化的组合型生态浮床提供技术支撑。

组合型浮床实验装置由浮床植物和基质两部分组成，选用大薸为浮床植物。采用竹竿为浮床边框将其固定在塑料桶水体中，根部下方放置用塑料编织袋盛放的基质(图 1)。各实验组在70 cm×50 cm×45 cm的塑料桶中进行，实际水深为40 cm。

图 1(Fig. 1)

图 1 组合生态浮床装置示意图 Fig. 1 Schematic diagram of the combined ecological floating bed

供试的水体来自山东济宁浩洋生态科技有限公司养殖基地，随机选取3个鲤鱼(Cyprinus carpio)混养池塘进行取水，每个池塘抽取同水层的水充分混合后作为实验用水，水质指标见表 1。

大薸购自于济南园林苗木市场。基质选取挂膜效率高的生物陶粒，购自山东省济宁市通达陶粒有限公司，粒径3~5 mm，孔隙率46%。

表 1(Tab. 1)

表 1 实验用水水质指标Tab. 1 Quality of test water mg/L 水质指标water quality index TN TP NH4+-N NO2--N NO3--N COD 范围range 2.93~3.07 0.35~0.38 0.57~0.59 0.06~0.07 0.43~0.47 69~70

表 1 实验用水水质指标 Tab. 1 Quality of test water

实验系统由组合浮床(combined ecological floating bed,CEFB)、水生植物对照组(plant control group,PCG)、基质对照组(matrix control group,MCG)和空白对照组(blank control group,BCG)构成：组合浮床由植物单元(覆盖率20%，0.2 kg大薸)和生物陶粒基质单元构成；水生植物对照组仅加入同等量的大薸浮床而不添加生物陶粒；基质对照组仅加入同等量的生物陶粒而不放置大薸浮床；空白对照组只加入供试水体。每组设置3个重复。实验开始前，先将植株大小和重量相同的大薸分别放入供试水体中进行30 d的适应性培养。生物陶粒投放前先经过灭菌处理，烘干后精确称量800 g放置于塑料袋中。于2013年8月2日开始实验，期间各组水温较为稳定，于大薸及生物陶粒放置之前取一次水样作为对照(即0 d)，之后每隔4 d取1次水样做水质分析，至2013年8月18日实验结束。实验结束时将水生植物洗净擦干，称取各组植物重量。

每次取样检测时间均为当日上午8：00，在水面下30 cm处采样5 L，采集的水样立即送实验室检测，在24 h内完成相应的分析测试。水温、pH、溶解氧(DO)均采用YSI556MPS(美国)多参数水质仪现场测定。氨氮(NH₄⁺-N)、硝态氮(NO₃^--N)、亚硝态氮(NO₂^--N)、TN、TP等用SpectroquantPharo 100(德国 MERCK)分光光度计测定，COD采用消解炉148 ℃消解2 h后，用SpectroquantPharo 100(德国 MERCK)分光光度计测定。

考虑到实验条件下水体内可能发生吸附、沉淀及降解等作用，为消除上述作用对去除效果的影响，准确评价浮床的净化效果，去除率(R)计算扣除了空白对照围隔的去除效果^[19]，其计算见公式(1)。

实验所得数据均表示为平均值，用SPSS 16.0 统计软件进行方差分析，当P<0.05 时差异显著。用Microsoft Excel 2007进行图表处理。

从实验开始至实验结束，组合浮床中的大薸及水生植物对照组中的大薸均长势良好，重量均有所增加。组合浮床中的大薸从最初的0.2 kg增加到0.27 kg，增重1.35倍；水生植物对照组中的大薸从0.2 kg增加到0.26 kg，增重1.30倍。

由图 2a可见，实验开始至结束，组合浮床池塘TN浓度从2.93 mg/L降至1.67 mg/L，减少了1.26 mg/L；植物对照组从2.93 mg/L降至2.30 mg/L，减少了0.63 mg/L；基质对照组从3.03 mg/L降至2.20 mg/L，减少了0.83 mg/L；空白对照组从3.07 mg/L 上升到3.5 mg/L，增加了0.43 mg/L。实验结果表明，组合浮床组、植物对照组及基质对照组TN水平呈下降趋势，均显著低于空白对照组(P<0.05)，同时组合浮床组TN减少量显著高于植物对照组及基质对照组(P<0.05)，植物对照组与基质对照组差异不显著。在实验后期(16 d)，各处理组TN水平均能达到淡水养殖废水排放一级标准。从图 2b可以看出，组合浮床、植物对照组及基质对照组在前8 d对TN去除速率较快，8 d之后，去除速率下降或趋于稳定。到实验结束时，组合浮床对TN的去除率为52.38%，显著高于植物对照组对TN的去除率(34.29%)，及基质对照组对TN的去除率(37.14%)。

图 2(Fig. 2)

图 2 各处理组TN浓度及去除率的变化 Fig. 2 The dynamic changes of TN and removal rate in different groups

从图 3a可以看出，组合浮床、植物对照组、基质对照组及空白对照组水体中NH₄⁺-N浓度的变化范围分别为0.12~0.58、0.29~0.57、0.26~0.58和0.54~0.59 mg/L(图 3a)。在16 d时，空白对照组池塘较实验开始NH₄⁺-N浓度下降0.05 mg/L；组合浮床、植物对照组、基质对照组较实验开始NH₄⁺-N浓度分别下降了0.46、0.28和0.32 mg/L。结果表明，与空白对照组相比，各处理组NH₄⁺-N水平显著降低(P<0.05)，同时组合浮床NH₄⁺-N减少量显著高于植物对照组及基质对照组(P<0.05)，植物对照组与基质对照组差异不显著。从图 3b可以看出，组合浮床、植物对照组及基质对照组在前8 d对NH₄⁺-N去除速率较快，8 d之后，去除速率趋于稳定。到实验结束时，组合浮床对NH₄⁺-N的去除率为77.78%，显著高于植物对照组对NH₄⁺-N的去除率(46.30%)，及基质对照组对NH₄⁺-N的去除率(51.85%)。

图 3(Fig. 3)

图 3 各处理组NH4+-N浓度及去除率的变化 Fig. 3 The dynamic changes of NH4+-N and removal rate in different groups

从图 4a可以看出，组合浮床、植物对照组、基质对照组及空白对照组水体中NO₂^--N浓度的变化范围分别为0.01~0.06、0.03~0.06、0.03~0.07和0.06~0.07 mg/L。至实验结束时，组合浮床、植物对照组、基质对照组、空白对照组较实验开始NO₂^--N浓度分别下降0.05、0.03、0.04和0.01 mg/L。结果表明，与空白对照组相比，各处理组NO₂^--N水平显著降低(P<0.05)，同时组合浮床NO₂^--N减少量显著高于植物对照组及基质对照组(P<0.05)，基质对照组减少量显著高于植物对照组(P<0.05)。从图 4b可以看出，组合浮床、植物对照组及基质对照组在前8 d对NO₂^--N去除速率较快，8 d之后，去除速率趋于稳定。到实验结束时，组合浮床对NO₂^--N的去除率为81.97%，显著高于植物对照组对NO₂^--N的去除率(55.74%)，及基质对照组对NO₂^--N的去除率(57.38%)。

图 4(Fig. 4)

图 4 各处理组NO2--N浓度及去除率的变化 Fig. 4 The dynamic changes of NO2--N and removal rate in different groups

图 5反映了实验期间各池塘养殖水体中NO₃^--N随时间的变化情况。对照组中NO₃^--N的浓度变化范围为0.43~0.57 mg/L，在16 d时NO₃^--N浓度为0.53 mg/L，较实验初期(0 天)增加0.10 mg/L；组合浮床组NO₃^--N浓度变化范围为0.47~1.00 mg/L，在16 d时为0.77 mg/L，较实验初期增加0.30 mg/L，与空白对照组差异显著(P<0.05)；植物对照组NO₃^--N浓度变化范围为0.43~0.67 mg/L，在16 d时为0.67 mg/L，较实验初期增加0.24 mg/L，与空白对照组差异不显著；基质对照组NO₃^--N浓度变化范围为0.47~1.10 mg/L，在16 d时较实验初期增加0.63 mg/L，与空白对照组差异显著(P<0.05)。

图 5(Fig. 5)

图 5 各处理组NO3--N浓度的变化 Fig. 5 The dynamic changes of NO3--N in different groups

组合浮床、植物对照组、基质对照组及空白对照组水体中TP浓度由开始的0.35 mg/L、0.37 mg/L、0.36 mg/L、0.38 mg/L分别降至0.12 mg/L、0.28 mg/L、0.21 mg/L、0.37 mg/L(图 6a)。与空白对照组相比，各处理组TP水平显著降低(P<0.05)，同时组合浮床TP减少量显著高于植物对照组及基质对照组(P<0.05)，基质对照组减少量显著高于植物对照组(P<0.05)。在实验后期(16 d)，各处理组TN水平均能达到淡水养殖废水排放一级标准。从图 6b可以看出，同其他3种形态氮去除效果一样，各处理组在前8 d对TP去除速率较快，8 d之后，去除速率趋于稳定。到实验结束时，组合浮床对TP的去除率为67.57%，显著高于植物对照组对TP的去除率为24.32%，及基质对照组对TP的去除率43.24%。

图 6(Fig. 6)

图 6 各处理组TP浓度及去除率的变化 Fig. 6 The dynamic changes of TP and removal rate in different groups

图 7a可以看出，组合浮床、植物对照组、基质对照组及空白对照组水体中COD的变化范围分别为40.33~69、57~69、49~69和71~73 mg/L。至实验结束时，空白对照组池塘较实验开始COD上升2 mg/L；而组合浮床、植物对照组、基质对照组较实验开始COD分别下降了28.67、11和20 mg/L。结果表明，与空白对照组相比，各处理组COD水平显著降低(P<0.05)，同时组合浮床COD减少量显著高于植物对照组及基质对照组(P<0.05)，基质对照组减少量显著高于植物对照组(P<0.05)。从图 7b可以看出，各处理组对COD去除率分别为43.98%，显著高于植物对照组对COD的去除率(19.44%)，及基质对照组对COD的去除率(31.94%)。

图 7(Fig. 7)

图 7 各处理组COD值及去除率的变化 Fig. 7 The dynamic changes of COD and removal rate in different groups

研究结果显示，组合浮床对TN、TP、NH₄⁺-N、NO₂^--N的去除效果较为明显，去除率均显著高于植物对照组及基质对照组，且经组合浮床净化后的养殖水体中，TN、TP水平分别达到淡水池塘养殖排放水一级标准，NH₄⁺-N水平降至0.15 mg/L 以下，NO₂^--N水平降至0.02 mg/L 以下，均显著低于植物对照组、基质对照组及空白对照组，说明构建的组合浮床在植物吸收、基质吸附和微生物的共同作用下能有效控制养殖排放水中的TN、TP、NH₄⁺-N、NO₂^--N水平。

本研究中组合生态浮床对TN去除率为52.38%，低于李威等^[11]采用美人蕉与生物陶粒构建的组合生态浮床对TN的去除率(64.03%)，推测是与选取的水生植物有关，金树权等^[9]在研究水生植物水质净化能力比较研究时表明，美人蕉对水中氮去除率高于大薸；与张亚娟等^[20]采用蕹菜-聚苯乙烯纤维绳组合对TN去除率49.46%相近，但高于王国芳等^[12]构建的组合型生态浮床对TN的去除率(45.7%)，推测是构建组合浮床模式不同造成。本文中大薸对TN去除率为34.29%，低于李猛等^[21]采用大薸对网箱养殖长吻氮回收率(47.80%)及金树权等^[9]研究大薸对水质TN去除率(74.9%)，远低于李淑英等^[22]研究水生植物净化污水效果时大薸对TN去除率(96%)。推测是实验时温度差异、大薸移植密度等实验条件差异造成。本研究中生物陶粒组对TN去除率为37.14%，对TP去除率43.24%，高于李威等^[11]研究中生物陶粒组对TN去除率(28.86%)，但略低于其对TP去除率(45.91%)，推测是与实验选取的不同参数的生物陶粒有关。

同时研究表明，在实验后期(16 d)，组合生态浮床对TP去除率为67.57%，低于李威等^[11]采用美人蕉与陶粒构建的组合浮床对TP去除率(95.82%)，可能是与选取的水生植物不同造成，金树权等^[9]在研究几种植物净化能力比较时发现美人蕉除磷效果优于大薸；与张亚娟等^[20]采用蕹菜-麻绳组合对TP去除率(71.70%)相近，高于其采用蕹菜-聚苯乙烯纤维绳组合对TP去除率(54.72%)，推测是与选取的水生植物及人工介质不同造成。但与李威等^[11]、张亚娟等^[20]研究结果一致的是，本实验中组合生态浮床对TP去除率显著高于水生植物对照组、基质对照组和空白对照组，推测原因除了生物陶粒吸附和大薸吸收两种途径外，还与两者之间的协同作用有关。生物陶粒可以通过离子交换的方式与接触的可溶性磷发生吸附反应，在吸附接触的同时伴随着解吸的过程^[23]。并且在吸附和解吸过程中产生的吸附态磷及未吸附的可溶性磷可以很快变成Ca₂-P，Ca₂-P呈微沉淀状态，是一种最易被水生植物吸收的磷酸盐种类^[24]。

本研究中各实验组水体的NO₃^--N浓度均有不同程度的升高，推测是因为养殖水体中的微生物通过硝化反应将水体中的NH₄⁺-N转化为了NO₃^--N。基质对照组在运行16 d后，NH₄⁺-N浓度低于空白对照组，而NO₃^--N浓度高于空白对照组，推测可能是因为基质的吸附、解吸作用及和微生物共同作用造成的。组合浮床组中NO₃^--N浓度呈先上升、后下降的趋势，且NO₃^--N浓度的上升速率高于植物对照组、基质对照组和空白对照组，说明组合浮床组中的硝化反应进行得最迅速，这与李威等^[11]的研究结果一致。推测是因为大薸发达的根系扩大了细菌的附着面积，为好氧的硝化细菌生长、繁殖提供了良好的环境^[25]，再与基质和微生物协同作用造成的。但随着水体中NO₃^--N浓度的升高，大薸对NO₃^--N的吸收速率也会随之加快，由此推断实验后期NO₃^--N浓度下降可能是因为大薸的吸收作用^[26]。本研究结果还显示，基质对照组对NO₂^--N、TP、COD去除率显著高于植物对照组，说明在去除NO₂^--N、TP及COD中基质起重要作用。这与王国芳等^[12]的研究结果一致，在组合浮床中基质富集的微生物是TN、TP去除的主要机制。但在本研究中组合浮床中水生植物及基质对水体污染物去除的贡献率分别为多少还需要深入研究。