微納米曝氣工程對東牙溪水庫水質(zhì)改善效果

黃 磊，張?zhí)柵?，蘇玉萍，*，林 佳，曾小妹，楊燕梅，廖福萍

(1.福建師范大學環(huán)境科學與工程學院，福建 福州 350007;2.福建省湖庫流域生態(tài)修復工程研究中心，福建 福州 350008)

近幾十年來，我國江河湖海及局部地下水源遭受到氮、磷污染。據(jù)1996年調(diào)查，全國329個地表水的飲用水源地，有222個水源地的質(zhì)量不符合《地面水環(huán)境質(zhì)量標準》，占調(diào)查水源的65%以上[1]。地表水的污染比較嚴重，尤其是作為飲用水源地的湖泊、水庫由于富營養(yǎng)化所產(chǎn)生的水華藻類，嚴重地威脅著城市供水安全，同時影響旅游景觀、養(yǎng)殖業(yè)等[2-4]。

目前，國內(nèi)外除藻方法主要分為物理(光控技術(shù)、打撈過濾、絮凝沉降、曝氣充氧等)、化學(化學藥劑鈍化、滅藻等)以及生物(生物濾食、化感抑藻、浮體控藻、微生物和酶技術(shù))等，各種方法均有其優(yōu)點及局限性[5]。以生態(tài)學觀點為指導，結(jié)合多學科技術(shù)的方法成為現(xiàn)今流域生態(tài)修復的主要指導思路[6]；通過恢復生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)、功能和協(xié)調(diào)的關(guān)系來重建受損生態(tài)系統(tǒng)[7]，達到有效抑制湖泊水庫水體中內(nèi)源污染物釋放的目的，從而實現(xiàn)湖庫生態(tài)的恢復和對水體水華藻類的有效控制[8]。目前，生態(tài)修復技術(shù)手段眾多，主要有人工濕地、生態(tài)浮床[9]、生物操縱及生態(tài)控制[10]、水動力學循環(huán)、深水曝氣[11]等。近年來，曝氣技術(shù)因其環(huán)保高效而被廣泛運用于生態(tài)修復領(lǐng)域。

微納米曝氣作為一種新型的人工水體曝氣技術(shù)，產(chǎn)生的微納米氣泡與普通曝氣技術(shù)相比，具有更佳的性能，且具有投資少、見效快的優(yōu)點而被廣泛地應用于水環(huán)境的治理與修復中[12-13]。微納米氣泡區(qū)別于普通氣泡在于其體積比普通氣泡小，一般將氣泡尺寸在200 nm～50 μm之間的氣泡稱為微納米氣泡。一般情況下，氣泡尺寸越小、與水體中一些分子的差異性越大，對某些粒子的分離效果就越好，從而使得水體的溶氧效率越高，當氣泡達到微米級別以上時，氣泡的整體理化性質(zhì)也發(fā)生了質(zhì)變，主要表現(xiàn)為氣泡的比表面積大、水力停留時間長、氧傳質(zhì)效率高、表面電位電勢高和產(chǎn)生羥基自由基等特性。研究發(fā)現(xiàn)，微納米曝氣技術(shù)可以改變水體中的溶解氧，恢復和增強水體中的微生物活性，從而達到凈化水質(zhì)的作用。William B等的研究認為納米氣泡具有很好的潛在應用前景[14]；其良好的吸附性能凈化水質(zhì)[15]；將微納米曝氣技術(shù)應用于湖水、城市景觀水體的修復，可提高湖體相關(guān)區(qū)域的溶解氧溶度[16]。改善溶解氧指標[17]，去除被修復水體中的化學需氧量、總磷、氨氮和總氮[18]。微納米曝氣技術(shù)的應用目前主要見于污水治理和景觀水生態(tài)修復，應用于飲用水源地及對湖庫藻類控制的較少。飲用水源地水質(zhì)安全關(guān)乎民生大計，微納米曝氣技術(shù)無二次污染、運行管理方便。本研究以福建省三明市東牙溪水庫為對象，采用在一年的監(jiān)測周期內(nèi)，將位于牛嶺庫灣的微納米曝氣區(qū)及非曝氣區(qū)進行對比，考察氮、磷營養(yǎng)鹽等水質(zhì)指標以及浮游植物等指標的變化，探討微納米曝氣對飲用水源地水庫的水質(zhì)及水生態(tài)所產(chǎn)生的影響，旨在為微納米曝氣技術(shù)的生態(tài)修復機理研究以及在飲用水湖庫的實際應用提供依據(jù)。

1 研究對象與方法

1.1 研究區(qū)域概況

東牙溪水庫位于福建省三明市三元區(qū)東南部的中村鄉(xiāng)境內(nèi)，距三明市區(qū)約9 km，于1995年12月建成，1996年被當?shù)卣_定為三明市區(qū)飲用水源地，其總庫容約有2.263×107m3，年平均徑流量約1.36×108m3；東牙溪水庫屬山谷型月調(diào)節(jié)水庫，最大水深為63.4 m，主河道全長30 km，全流域面積188 km2，壩址上游集雨面積156 km2；東牙溪是由大田、沙縣交界的大峰、大眾山、蓮花頂?shù)确炙畮X源匯而成，屬于閩江水系沙溪河的一條支流，其主源上有三條支流，于雙溪橋、半洋匯合后由東向西注入三明城關(guān)上游的沙溪[19]。東牙溪水庫自建庫以來，隨著周邊生態(tài)環(huán)境的改變和人類活動的影響，使得水庫面臨著水體污染的問題。水庫水體TN一般在0.9 mg/L左右，TP一般在0.04 mg/L左右，屬地表水質(zhì)量標準Ⅲ類水。

2015年夏季，水庫的牛嶺庫灣爆發(fā)了藍藻水華事件，總氮和總磷濃度分別達到1.41 mg/L和0.087 mg/L，氮磷比達到17∶1，磷為富營養(yǎng)化限制因素且濃度較高，其藻類豐度高達108cells/L以上，夏季藻類以綠藻門、藍藻門為主，嚴重影響了水質(zhì)，且對當?shù)鼐用竦娘嬎盟踩斐梢欢ǖ耐{。政府高度重視此次藍藻水華事件，采取了一系列的措施對爆發(fā)的藍藻水華進行控制，微納米曝氣工程就是其中的一項措施。

1.2 微納米曝氣工程概況

1.2.1 工程裝置

本研究所用的微納米曝氣裝置采用福建省華川技術(shù)有限公司專利生產(chǎn)的湖庫流域生態(tài)基因納米調(diào)控裝置(專利號：ZL201410013804.5)。微納米曝氣裝置所用的曝氣頭為福建省華川技術(shù)有限公司與澳大利亞公司合作設(shè)計生產(chǎn)的陶瓷微納米氣泡擴散曝氣頭(專利號：ZL201110180368.7)，曝氣方式為高壓切割。

微納米曝氣工程的微納米曝氣發(fā)生裝置安置于牛嶺庫灣岸邊的工程項目建設(shè)機房內(nèi)，陣列可控溶氧盤則安置在水庫牛嶺庫灣區(qū)域的河道底部，牛嶺庫灣區(qū)域安裝深度約為20～25 m，由機房內(nèi)的曝氣裝置產(chǎn)生的氣體通過管道輸送到陣列可控溶氧盤上，再由陣列可控溶氧盤上的微納米氣泡擴散曝氣頭將微納米氣泡擴散至水體中。該微納米曝氣工程具體如圖1所示。

1.2.2 工程參數(shù)

東牙溪水庫作為一個山谷型水庫，沿岸兩邊環(huán)山，河道蜿蜒曲折，且其庫灣眾多，因庫灣內(nèi)的水體流動較為緩慢，外源營養(yǎng)物質(zhì)的輸入由于長時間的累積而逐漸增加，加之湖庫沉積物自身的內(nèi)源營養(yǎng)鹽的釋放，使得此類庫灣易爆發(fā)富營養(yǎng)化水華風險。本研究選擇在曾爆發(fā)過水華的牛嶺庫灣開展微納米曝氣修復研究。牛嶺庫灣(N 26°10′、E 117°38′)位于水庫中游偏上地區(qū)，由于該庫灣面積較大，上游往大壩的水流流經(jīng)此處流速變緩；牛嶺庫灣區(qū)域微納米曝氣工程運行時間為2016年7月至今，布設(shè)了40個陣列可控溶氧盤，曝氣區(qū)域面積約為6 hm2，非曝氣區(qū)域面積約為94 hm2。具體工程參數(shù)如表1所示。

表1 東牙溪水庫微納米曝氣工程相關(guān)參數(shù)

1.3 采樣方法

本研究按照《湖泊富營養(yǎng)化調(diào)查規(guī)范》進行采樣調(diào)查，采樣時間為2017年5月、8月、10月及12月，采樣地點是三明市東牙溪庫區(qū)，采集水庫上游S1(N 26°11′11″、E 117°39′2″)、非曝氣區(qū)S2(N 26°11′9″、E 117°38′42′)、牛嶺庫灣曝氣區(qū)S3(N 26°11′1″、E 117°38′29″)和大壩S4(N 26°12′6″、E 117°38′14″)四個斷面的水樣，重點采樣監(jiān)測區(qū)域為曝氣區(qū)域(設(shè)2～4個采樣點)與非曝氣區(qū)域(設(shè)2～4個采樣點)，上游(設(shè)2個采樣點)和大壩斷面(設(shè)2個采樣點位)則作為本研究的對照或者參照對象。

采樣時按照國家頒布的《水質(zhì) 湖泊和水庫采樣技術(shù)指導》(GB/T 14581—1993)進行，使用2.5 L有機玻璃深水取水器在水面下0.5 m采集水樣。進行理化指標分析的水樣使用500 mL聚乙烯采樣瓶存放；進行浮游植物分析的水樣使用1 000 mL聚乙烯采樣瓶存放，加入10～15 mL魯哥試劑進行浮游植物固定。所有樣品均在低溫(0～4℃)避光處保存。采樣現(xiàn)場記錄天氣、水溫、pH值、透明度和溶解氧等指標。

1.4 監(jiān)測方法

1.4.1 水質(zhì)指標的測定

水樣中總氮(TN)采用堿性過硫酸鉀消解分光光度法測定(GB/T 11894—1989)；總磷(TP)采用鉬酸銨分光光度法測定(GB/T 11893—1989)；葉綠素a(Chl-a)采用丙酮提取分光光度法測定(SL 88—2012)；溶解氧(DO)和水溫使用德國WTW公司的Oxi 3310 IDS便攜式溶解氧分析儀測定；pH使用pH計測定；水深使用聲納儀測定；透明度采用賽氏盤法測定。

1.4.2 浮游植物的豐度的測定

將采集回來由魯哥試劑固定的樣品靜置48 h之后，利用離心機離心的方法將固定樣品濃縮至30 mL，再將濃縮后的樣品置于0.1 mL的浮游植物計數(shù)框(20 mm×20 mm)中，在生物顯微鏡400倍數(shù)下進行樣品的觀察與計數(shù)后計算，計算公式為：

(1)

式中：N為每升水樣所有浮游植物的數(shù)量(cells/L)；A為計數(shù)框面積(mm2)；A0為視野的面積(mm2)；VS為原水樣濃縮后的計數(shù)樣品體積(mL)；V為計數(shù)框的體積(mL)；n為計數(shù)結(jié)果所得的浮游植物細胞個數(shù)。

1.5 數(shù)據(jù)分析

樣品采集時，所有斷面均采集多組平行樣，通過測定多組平行樣，采用狄克遜(Dixon)檢驗法檢驗數(shù)據(jù)，剔除離散值，從中選取較為精確的平均值進行分析。使用Origin 9.0和Excel軟件完成數(shù)據(jù)制圖工作。

2 結(jié)果與分析

2.1 現(xiàn)場實測情況

以分子形式存在的氧溶解于水中便為溶解氧(DO)，水體中的溶解氧含量和空氣中氧的分壓、水的溫度、水深、水中不同種的鹽類和藻類的含量以及光照強度等多種條件有關(guān)[12，20]。春夏季水體溶解氧較高，可達到10.0 mg/L，在秋冬季水體溶解氧則較低，在10月份和12月份，對水體底層的溶解氧的監(jiān)測可以發(fā)現(xiàn)，在水體底層，因曝氣區(qū)存在微納米曝氣，使得其溶解氧比非曝氣區(qū)域的溶解氧要高0.3～1.1 mg/L。一般來說，微納米曝氣可以提升水體中的溶解氧，對溶解氧本底值低的水體進行一定的曝氣，可使得水體中的溶解氧逐漸升高，而水體溶解氧的提升率隨著溶解氧濃度的逐漸上升而不斷下降，這是因為在正常大氣壓條件下，氧氣在水體中的溶解度是一定的，當水體中的溶解氧濃度本底值較高或接近飽和時，其溶解氧的提升率則變化不明顯[20]，因此大部分時候微納米曝氣區(qū)的溶解氧比非曝氣區(qū)的溶解氧略微高些，特別是曝氣區(qū)水體底層。

表2 監(jiān)測時段各斷面的現(xiàn)場情況

2.2 水體中總磷濃度變化

各季節(jié)總磷濃度變化情況如圖3所示。由SPSS 22.0顯著性分析可得，曝氣區(qū)域總磷濃度與非曝氣區(qū)域總磷濃度存在顯著性差異(P<0.05)。5月份，水體總磷濃度分布在0.039～0.068 mg/L之間；8月份，水體總磷濃度分布在0.035～0.057 mg/L之間；10月份，水體總磷濃度分布在0.020～0.061 mg/L之間；12月份，水體總磷濃度分布在0.030～0.094 mg/L之間；不同季節(jié)大小分布均為上游>非曝氣區(qū)>曝氣區(qū)>大壩。上游斷面的總磷濃度總是高于其他斷面，是因為上游作為水庫原水匯入點，周邊村落人類活動釋放的營養(yǎng)鹽隨著支流匯入水庫，使得其總磷濃度相比其他斷面表現(xiàn)為較高；在12月份，上游斷面的總磷平均濃度高達0.094 mg/L，比其他斷面的總磷濃度高一倍以上，原因可能是水庫上游岸邊及離庫區(qū)較近的竹林、樹林區(qū)有不少農(nóng)田果園，施用了大量的氮磷化肥和農(nóng)藥，使土壤的總氮、總磷含量偏高，而其容易隨著雨水進入河流。岸邊的公路擴建，不少棄土倒入溪河，也使水庫上游流域水體污染加重。而曝氣區(qū)與非曝氣區(qū)相比，曝氣區(qū)的總磷濃度均比非曝氣區(qū)的總磷濃度低，表明了水流經(jīng)過了曝氣區(qū)域后，總磷濃度有了一定的削減，以曝氣區(qū)和非曝氣區(qū)的差值與非曝氣區(qū)的比值作為曝氣斷面的削減率，得到實施微納米曝氣技術(shù)區(qū)域水體在不同季節(jié)的總磷平均削減率為14.0%～29.1%。

2.3 水體中總氮濃度變化

各時段總氮濃度含量情況如圖4所示。由SPSS 22.0顯著性分析可得，曝氣區(qū)域總氮濃度與非曝氣區(qū)域總氮濃度不存在顯著性差異(P>0.05)。5月份，水體總氮濃度分布在0.97～1.11 mg/L之間；8月份，水體總氮濃度分布在0.84～1.60 mg/L之間；10月份，水體總氮濃度分布在0.94～1.23 mg/L之間；12月份，水體總氮濃度分布在0.96～1.43 mg/L之間；不同季節(jié)總氮濃度大小分布均為上游>非曝氣區(qū)>曝氣區(qū)>大壩。在不同季節(jié)，水體的總氮濃度變化不大，上游、非曝氣區(qū)、曝氣區(qū)和大壩總氮濃度平均值分別為1.34、1.09、1.02和1.00 mg/L，曝氣區(qū)與非曝氣區(qū)之間相差不大。上游的水質(zhì)總氮濃度情況與總磷濃度情況一致，由于營養(yǎng)鹽的入庫，致其上游的氮磷濃度較高。通過削減率計算，可得不同季節(jié)的總氮平均削減率為1.1%～11.0%，整體的削減率較低，表明純粹地對水體進行曝氣，并不能有效降低水體中的總氮濃度。

2.4 水體中葉綠素a濃度變化

葉綠素a作為水體富營養(yǎng)化評判的重要指標之一，能夠相應地反映水體中浮游植物含量情況[21]。圖5所示為各個時段所測的葉綠素a含量變化情況。由SPSS 22.0顯著性分析可得，春夏季曝氣區(qū)域葉綠素a濃度與非曝氣區(qū)域葉綠素a濃度存在顯著性差異(P<0.05)，秋冬季則不存在顯著性差異(P>0.05)。5月份，水體葉綠素a含量分布在6.8～21.3 μg/L之間；8月份，水體葉綠素a含量分布在10.8～26.4 μg/L之間；10月份，水體葉綠素a含量分布在1.9～4.3 μg/L之間；12月份，水體葉綠素a含量分布在1.1～4.7 μg/L之間；不同季節(jié)水體中葉綠素a濃度大小分布基本為上游>非曝氣區(qū)>大壩>曝氣區(qū)。春夏季節(jié)水庫整體的葉綠素a濃度較高，是因為春夏季溫度較高，適宜浮游植物生長繁殖；而10月份和12月份整體的葉綠素a濃度較低，是因為氣溫低，浮游植物在秋冬季生長繁殖較慢。在5月份和8月份，曝氣區(qū)的葉綠素a濃度明顯比非曝氣區(qū)域更低，表明在微納米曝氣區(qū)的浮游植物得到了一定量的削減，5月份和8月份平均削減率分別為51.0%和49.2%；在10月份和12月份，其平均削減率則為33.0%和25.1%，因為10月份和12月份水體葉綠素a濃度整體較低，使得微納米曝氣的削減效果并不明顯。

2.5 水體中藻類含量變化

水體中藻類含量情況如圖7所示。由SPSS 22.0相關(guān)性分析可得，藻類細胞豐度與葉綠素a呈極顯著相關(guān)(P<0.01)，相關(guān)系數(shù)為0.850。不同季節(jié)水體中的藻類主要包含藍藻、綠藻、硅藻、隱藻、裸藻和甲藻，且主要以為藍藻、綠藻和硅藻為主，隱藻、裸藻和甲藻則占比較少，在秋冬季的時候更為明顯。藻類各季節(jié)曝氣區(qū)與非曝氣區(qū)的規(guī)律與葉綠素a規(guī)律呈現(xiàn)一致。春夏季節(jié)，水體中藻類含量較多，8月份達到107cells/L，而10月份和12月份，水體藻類較少，密度在105～106cells/L之間。其原因是春夏季氣溫較高，藻類生長較為旺盛，而秋冬季溫度逐漸下降，水溫分層現(xiàn)象逐漸減弱，上下層水體做垂直交換，P分散于水體上下層，部分被底泥吸附，使水體上層總磷濃度降低，從而使得藻類含量降低。曝氣區(qū)域的藻類含量低于非曝氣區(qū)域，削減率分布在16.9%～37.9%之間，表明曝氣的作用對藻類有一定量的削減，且5月和8月削減率高，說明在藻類生物量高的時候，微納米曝氣對于藻類生長控制效果較為明顯。在不同季節(jié)，藻類含量與葉綠素a含量的變化規(guī)律一致，從8月份可以看出，曝氣區(qū)域的藻類含量明顯低于非曝氣區(qū)域，這與8月份曝氣區(qū)葉綠素a含量呈現(xiàn)一致的規(guī)律，表明曝氣作用能夠抑制浮游植物的生長，8月份藻類密度根據(jù)曝氣區(qū)相比非曝氣區(qū)，其削減率為37.9%。在不同月份或季節(jié)之間，藻類結(jié)構(gòu)存在著一定的差異，曝氣區(qū)與非曝氣區(qū)的藻中類占比均有一定的差異。

東牙溪2016—2017年水體藻類含量情況表明，水庫內(nèi)水體中的藻類群落存在一定的季節(jié)性演替。從空間上來看，相同季節(jié)下曝氣區(qū)域與非曝氣區(qū)域水體中藻類結(jié)構(gòu)相近，水體中藻類主要由甲藻、硅藻、綠藻、藍藻、隱藻和裸藻組成，其中夏季以藍藻和綠藻占比居多為主，藍藻約占30%～50%，豐度分布在4.0×105cells/L～4.5×106cells/L之間，綠藻約占30%～40%，豐度分布在3.0×105cells/L～4.0×106cells/L之間；而秋冬季則以藍藻、綠藻、硅藻占比居多為主，藍藻約占約15%～30%，綠藻約占20%～35%，硅藻約占20%～35%，其豐度則因秋季與冬季藻類總豐度不同而分布得較為廣泛。夏季時藍藻門又以平裂藻和微囊藻為主，秋冬季時藍藻門則以微囊藻為主。綠藻門主要以衣藻為主，硅藻門主要以直鏈藻為主。實施微納米曝氣工程以來，曝氣區(qū)與非曝氣區(qū)相比較，藻類細胞豐度的削減率為16.9%～37.9%，藍藻的削減率為14%～26%，綠藻的削減率為19%～51%，硅藻削減率為20%～36%。大壩區(qū)域水體藻類豐度比曝氣區(qū)也有所減少，是四個點位最低，可能是曝氣區(qū)下游溶解氧提高、總磷濃度降低帶來的效應。綜上所述，微納米曝氣能在一定程度上抑制浮游植物的生長。

3 討論

2017年5月—12月，對面積為6 hm2的牛嶺庫灣微納米曝氣工程生態(tài)修復效果監(jiān)測表明，微納米曝氣能夠使得水體的總磷濃度有一定的削減，在不同季節(jié)的微納米曝氣技術(shù)對總磷平均削減率為14.0%～29.1%，而對水體總氮的削減效率則表現(xiàn)為不顯著。曝氣對總磷去除過程較為復雜，可能是通過微納米氣泡吸附、粘附、沉淀等作用對水體顆粒物質(zhì)的去除產(chǎn)生影響，且磷易被富含F(xiàn)e、Al及Ca等的礦物質(zhì)吸附[21]。微納米曝氣對總氮的去除效果不明顯，可能因為不同曝氣條件影響銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的去除效果。陸暉等[18]將微納米曝氣技術(shù)用于城市景觀水體修復，微納米曝氣對校園景觀水體中總磷的化學需氧量、總磷、氨氮和總磷的去除率分別為67.59%、17.30%、70.20%和66.75%；而本研究中微納米曝氣對總磷的削減比較顯著，表明在不同污染狀況下的水體中總磷去除效果存在差異，這與原污染水體中的磷的本底值有一定的關(guān)系。

微納米曝氣能夠使水體中的浮游植物有一定量的削減，5月份和8月份葉綠素a平均削減率分別為51%和49%，10月份和12月份，其平均削減率則為33%和25%。8月份，曝氣區(qū)域的藻類含量明顯低于非曝氣區(qū)域，藻類總密度的削減率為37.9%。王云中等研究發(fā)現(xiàn)微納米曝氣對藻類的生長抑制作用可能是因為底泥微生物對磷的釋放有抑制作用從而導致藻類急劇消亡[22]。微納米曝氣技術(shù)不僅增強了底泥好氧聚磷微生物的活性，而且還可以通過氣泡粘附沉淀作用使得吸附磷的礦物質(zhì)得到去除，從而使水體的總磷濃度降低。微納米曝氣的增氧作用和氣泡吸附作用都對藻類的生長有明顯的抑制效果。

監(jiān)測結(jié)果表明，春夏季節(jié)相較于秋冬季節(jié)在微納米曝氣工程實施后對葉綠素a和藻類的生長抑制效果較好，曝氣區(qū)域的藻類含量明顯低于非曝氣區(qū)域，水體富營養(yǎng)化易于在春夏季節(jié)爆發(fā)，當氣溫開始逐漸上升的時候，微納米曝氣工程可在春夏季節(jié)運行，以達到抑制藻類生長的目的，而在秋冬季節(jié)則可適當減少曝氣，以達到效益最優(yōu)化。

微納米曝氣生態(tài)修復技術(shù)的運行費用方面，由于設(shè)備質(zhì)量穩(wěn)定，經(jīng)濟分析只計算設(shè)備運行的能耗，運行能耗主要是電能的消耗，設(shè)備運行總功率20 kW，電費按單價0.6元/(kW/h)計算，東牙溪水庫供水2.8×104m3/d，則噸水處理費用為(20×0.6×24)/(2.8×104)=0.01元/m3。

4 結(jié)論

在東牙溪水庫實施微納米曝氣工程后，2017年的四個季節(jié)對其進行了采樣監(jiān)測，發(fā)現(xiàn)工程對庫區(qū)水體的物理、化學和生物指標均有明顯的影響，對水質(zhì)有一定的改善。

1)微納米曝氣區(qū)域的透明度比非曝氣區(qū)域高。春夏季節(jié)，水體溶解氧較高，可達到10 mg/L；秋冬季節(jié)，水溫分層現(xiàn)象逐漸減弱，上下層水體混合均勻。在水體底層，曝氣區(qū)的溶解氧比非曝氣區(qū)域高，并通過上下層水體垂直交換將底層溶解氧較高的水體帶到表層。

2)不同季節(jié)，東牙溪水庫水體總磷濃度分布在0.020～0.094 mg/L之間，水體總氮濃度分布在0.84～1.60 mg/L之間。微納米曝氣技術(shù)對總磷平均削減率為14.0%～29.1%，對水體總氮的削減效率則表現(xiàn)為不顯著。

3)水體中的葉綠素a和藻類的削減呈一致性，從8月份可以看出，曝氣區(qū)域的藻類含量明顯低于非曝氣區(qū)域，藻類總密度的削減率為37.9%，與8月份曝氣區(qū)葉綠素a含量明顯低于非曝氣區(qū)呈現(xiàn)一致的規(guī)律，表明曝氣可在一定程度上削減控制浮游植物的生長，尤其是在春夏季節(jié)?？紤]到噸水處理成本的因素，微納米曝氣工程可在春夏季節(jié)全部運行，達到抑制藻類生長的目的，而在秋冬季節(jié)可適當減少曝氣，以降低運營成本，達到效益最優(yōu)化。