陳太飛，韓 群，翟志東，吳 磊，李先寧，耿 冰

(1．東南大學能源與環(huán)境學院，江蘇南京 210096； 2．上海城市水資源開發(fā)利用國家工程中心有限公司，上海 200082)

隨著城鎮(zhèn)工業(yè)廢水和生活污水治理的不斷加強，農(nóng)村污染逐漸成為太湖流域污染的主要來源，太湖流域農(nóng)村污染帶來的總氮、總磷和COD負荷占總污染負荷的比例呈現(xiàn)逐年增加的趨勢[1]。農(nóng)村居民的不良生活方式以及化肥的大量使用使得氮磷大量隨降雨沖刷進入水體[2]。從污染來源與形成過程來看，農(nóng)村無序排放污水主要包括晴天村落隨意潑灑污水和雨天攜帶大量污染物的地表徑流，具有分散性、不易監(jiān)測性、空間異質(zhì)性、高沖擊負荷性和高污染性等特點[3]。汪楚喬等[4]研究了太湖流域宜興沿岸典型村落降雨徑流的污染物排放特征和影響因素，但是針對村落無序排放污水的治理和有效控制技術的研究還不夠。目前，普遍認為人工濕地是處理村落無序排放污水的一種可靠的處理方法。

人工濕地作為一種新型水處理技術，具有投資少、操作簡單、維護管理費用少等特點[5]。課題組研究發(fā)現(xiàn)，一種好氧/厭氧/好氧(aerobic/anaerobic/aerobic，OAO)水生蔬菜型人工濕地不僅可以解決傳統(tǒng)型人工濕地在運行過程中經(jīng)常出現(xiàn)堵塞、溶解氧不足等情況，還能對氮磷起到良好的去除效果，因此，有必要對這種新型水生蔬菜型濕地去除村落無序排放污水中氮磷的工藝特征進行研究。

本研究試驗地點位于江蘇省宜興市丁蜀鎮(zhèn)方錢村，選擇好氧/厭氧/好氧新型水生蔬菜人工濕地為研究對象，研究在不同水力負荷、不同進水濃度、不同C/N比及氮源形式下對氮磷的去除效果，以期為類似的研究提供參考，為人工濕地在工程上的廣泛應用等方面的技術研究提供依據(jù)。同時，對于太湖富營養(yǎng)化的控制具有重要意義。

1 試驗設計與方法

1.1 試驗裝置和材料

本試驗裝置位于宜興市大浦鎮(zhèn)洋渭村東南大學試驗基地，為了盡量減少試驗裝置帶來的影響，試驗在5組大小相同的人工濕地中進行(圖1)。人工濕地使用磚石混凝土的結構，長×寬×深為15 m×1 m×0.6 m，每個濕地前端設置一長×寬×深為2 m×1 m×1 m的配水池，末端設一與濕地同深度的集水槽。濕地沿水流流向分3段，每段長4 m，每段用磚混墻隔開，并在墻上下部設兩排，每排4個直徑為0.1 m的過水口來保證水流的通過。池體從下往上依次填充礫石層(Φ10～30 mm)0.15 m，粗砂層(Φ5～10 mm)0.15 m。濕地好氧段種植水生蔬菜，厭氧段不種任何植物，僅在基質(zhì)表面用PVC薄膜遮蓋嚴實，制造厭氧環(huán)境。

圖1 好氧-厭氧-好氧(OAO)人工濕地工藝流程Fig.1 Process of OAO Constructed Wetland

根據(jù)宜興當?shù)氐淖匀粴夂蛱卣?，選取本地常見的具有較好凈污能力，且具有一定經(jīng)濟價值的空心菜(夏季)和水芹(冬季)作為濕地植物，試驗期間選取長勢一致的空心菜和水芹種植于濕地中，空心菜和水芹種植密度是9棵/m2。

1.2 試驗方法

結合宜興當?shù)氐淖匀粴夂蛱卣骷爱數(shù)刈匀粭l件，以基地旁的城東港河水作為試驗用水，同時通過人工配制來模擬村落無序排放污水的水質(zhì)，采用水平潛流的方式考察人工濕地系統(tǒng)對污染物的去除效果。試驗時，首先將村落無序排放污水通過潛污泵打入到配水池中，在配水池中得到充分的混合后，再經(jīng)過潛水泵流入水生蔬菜型人工濕地中。污水分別流經(jīng)好氧段、厭氧段和好氧段，通過濕地末端的集水槽排出，待濕地穩(wěn)定產(chǎn)流后，對進出水口水樣進行采集，并于當天測定。系統(tǒng)于2015年5月～2016年3月連續(xù)運行10個月，夏季試驗期間溫度為26～37 ℃，冬季試驗期間溫度平均為9.7 ℃，考慮到低溫對植物生長的影響，冬季運行時加設溫室大棚，大棚內(nèi)平均溫度為13.5 ℃。濕地系統(tǒng)采用間歇進水，間隔1 d。運行期間，濕地pH值變化差異較小，基本維持在7.1～7.3，溶解氧濃度在1.4～2.6 mg/L，好氧段溶解氧在2～2.6 mg/L，中間厭氧段溶解氧在1.4～1.5 mg/L。

水力負荷影響試驗在2015年5月～6月進行，溫度為26～33 ℃，試驗在5組人工濕地中同時進行，最大限度排除溫度、植物長勢等因素的干擾，通過調(diào)節(jié)流量計調(diào)節(jié)進水水力負荷，待濕地穩(wěn)定產(chǎn)流后，在濕地進出水口處分別取樣，并于當天測定。試驗結束后濕地閑置3 d，待濕地穩(wěn)定之后進行下一次試驗，試驗重復進行3次，排除誤差后每組數(shù)據(jù)取平均值。

進水濃度影響試驗在2015年6月～8月進行，溫度為26～37 ℃，試驗時通過配置藥品調(diào)節(jié)每組濕地進水中氮磷濃度，在同一水力負荷下同時進行試驗，待濕地穩(wěn)定產(chǎn)流后，在濕地進出水口處進行取樣并于當天測定。試驗結束后濕地閑置3 d，待濕地穩(wěn)定之后進行下一次試驗。每組試驗重復進行3次，排除誤差后每組數(shù)據(jù)取平均值。

氮磷的去除率和去除負荷的計算如式(1)和式(2)。

(1)

(2)

其中：η—污染物的去除率；

L—以濕地床面積為基準的污染物質(zhì)量去除負荷，g/(m2·d)；

A—濕地床面積，m2；

Q—進水流量，m3/d；

Ci—進水的污染物濃度，mg/L；

Ce—出水的污染物濃度，mg/L。

1.3 進水水質(zhì)

由于降雨的隨機性，若收集降雨徑流作為試驗原水則無法根據(jù)需要來靈活地安排試驗。另外，該試驗地點為宜興市大浦鎮(zhèn)東南大學太湖水環(huán)境研究基地，旁邊有一入太湖河流——城東港，所以采用城東港河水并加入一定量的化學藥品來模擬村落無序排放污水。

試驗原水采用宜興城東港河水并添加相應的藥品配置得到，具體水質(zhì)情況如表1所示。

表1 試驗用水水質(zhì)Tab.1 Water Quality of Test Water

1.4 分析項目及測定方法

試驗常規(guī)水質(zhì)項目包括總氮、總磷、氨氮、硝氮、CODCr。測定時總氮采用過硫酸鉀消解紫外分光光度法(HJ 636—2012)，氨氮采用納氏試劑分光光度法(GB 7479—1987)，硝氮采用酚二磺酸分光光度法(GB 7480—1987)，總磷采用鉬酸銨分光光度法(GB 11893—1989)。

2 結果與分析

2.1 水力負荷對氮磷的去除效果影響

試驗期間通過添加試劑調(diào)節(jié)配水池中氮磷濃度，使得氨氮、硝氮、總氮和總磷濃度分別在5.85～6.23、2.65～3.06、8.51～9.31 mg/L和0.46～0.62 mg/L。此條件下，通過調(diào)節(jié)人工濕地前端流量計來調(diào)節(jié)進入濕地的水力負荷，考察水力負荷對氮磷去除效果的影響。

2.1.1 水力負荷對氮的去除效果影響

圖2 水力負荷對氨氮(a)、硝氮(b)、總氮(c)的去除效果Fig.2 Removal Efficiency of NH3-N (a), (b) and TN (c) under Different Hydraulic Loads

水力負荷對人工濕地脫氮有重要影響，一般水力負荷越低，氮的去除率越高[8]。由圖2可知：隨著水力負荷的增加，氨氮、硝氮和總氮的去除率總體呈下降趨勢；同時，在一定范圍內(nèi)，隨著水力負荷的提高，去除負荷反而提高，但提高的程度是有限的。這是因為隨著水力負荷的增加，濕地內(nèi)的水流速度提高，減少了水力停留時間,細小的顆粒態(tài)氮不容易被植物的根系截留下來，且污水與人工濕地的接觸時間變短，沒有足夠的時間通過植物根系和基質(zhì)的吸附吸收和硝化反硝化作用來去除氮，導致氮的去除效果下降，因此氮的出水濃度有所上升，去除率下降[9]。當水力負荷超過0.3 m3/(m2·d)后，由于接觸反應的時間變短，基質(zhì)和植物的吸收效果受影響，過大的流速和剪切力沖刷植物根系與基質(zhì)表面的微生物，隨著出水被帶出濕地系統(tǒng)，此時出水濃度的升高對去除負荷的提高導致的負效應已經(jīng)大于流量的增加對去除負荷的提高導致的正效應，這與謝靜[10]的研究結果一致。

從削減水體污染負荷及資源化利用的角度考慮，在選擇工況時應選擇在最少的時間內(nèi)達到更多的污染物去除總量，以實現(xiàn)營養(yǎng)鹽的充分利用。所以，可確定該水生蔬菜型人工濕地去除氮營養(yǎng)鹽的最佳水力負荷為0.3 m3/(m2·d)。在此水力負荷條件下，對氨氮、硝氮和總氮的去除率分別為70.17%、88.48%和69.13%，相應的去除負荷分別為1.22、0.52 g/(m2·d)和1.5 g/(m2·d)。

2.1.2 水力負荷對總磷的去除效果的影響

圖3 水力負荷對總磷的去除效果的影響Fig.3 Removal Efficiency of TP under Different Hydraulic Loads

由圖3可知，當水力負荷由0.1 m3/(m2·d)提高到0.5 m3/(m2·d)時，總磷的去除率由86.29%下降至48.18%，總磷的去除負荷由0.04 g/(m2·d)先升高到0.098 g/(m2·d)，然后降低到0.095 g/(m2·d)?？偭椎娜コ孰S著水力負荷的增加而減小，水力負荷的增加會降低磷往基質(zhì)表面和吸附點位擴散和接觸的機會，同時污水在濕地中的停留時間減少，因此,增加水力負荷不利于總磷的去除[11]。從對總磷總量的去除角度考慮，在水力負荷為0.3 m3/(m2·d)時,總磷的去除負荷最高，這時其對應的去除率也較高為75.33%，可以保證出水水質(zhì)。因此，選取0.3 m3/(m2·d)為“OAO水生蔬菜濕地”對總磷去除的最佳水力負荷。

2.2 進水濃度對氮磷去除效果的影響

圖4進水濃度對氨氮 (a)、硝氮 (b)和總氮 (c)的去除效果Fig.4 Removal Efficiency of NH3-N (a) , (b) and TN (c) under Different Influent Concentration

在進水水力負荷為0.3 m3/(m2·d)的情況下，調(diào)節(jié)各配水池中氮磷濃度，研究不同進水濃度對氮磷去除效果的影響。

2.2.1 進水濃度對氮去除效果的影響

由圖4可知：氨氮進水濃度在1.75～6.53 mg/L時，去除率在53.61%～85.25%。濃度低于4 mg/L時去除率在60%左右；濃度高于4 mg/L之后，去除率上升，最高達到85.25%；然后再隨著氨氮濃度的上升，去除率有所下降。

硝氮進水濃度在0.68～4.26 mg/L時，去除率在71.7%～97.4%。低濃度時(0.5～1.5 mg/L)去除率相對較低，低于80%；濃度達到2 mg/L之后，去除率相對較穩(wěn)定，在90%上下波動。

進水總氮濃度在2.94～13.68 mg/L時，總氮的去除率隨進水濃度的升高而有所上升。當總氮濃度達到6～7 mg/L時，總氮去除率達到最高為75.92%；當濃度大于8 mg/L之后，總氮去除率稍微有所降低?！癘AO水生蔬菜濕地”的水生植物和基質(zhì)中的微生物豐富，該濕地的特殊結構營造了好氧/厭氧交替式環(huán)境，使得硝化細菌和反硝化細菌能夠在適合它們生存的環(huán)境中充分地進行反應，硝化和反硝化作用增強，因而進水增加的總氮濃度能夠更好地為微生物提供生化反應的原料，提高了微生物對總氮的利用率，從而表現(xiàn)為濕地對總氮去除率的提高[12]。同時，增加的總氮也會有利于濕地中水生蔬菜的生長，從而水生蔬菜對總氮的吸收和轉(zhuǎn)化作用會增強，對總氮的去除效果就會得到相應地提高。但是，人工濕地中各生物要素對污染物的去除能力有一定的限制，總氮濃度增加到一定值后，去除率就很難提高，甚至在超過一定濃度后還會對濕地中某些生物的生存構成威脅，不利于總氮的去除，從而使總氮的去除率降低，這與趙麗娜[13]的研究結果一致。

2.2.2 進水濃度對總磷的去除效果的影響

由圖5可知，進水總磷濃度由0.16 mg/L逐漸上升到1.00 mg/L，總磷去除率由58.22%上升至83.81%，提高幅度達到25.59%?？梢?，隨著總磷濃度的增加，去除率會有一定的提高，表明在一定范圍內(nèi)，總磷濃度的增加是有利于水生蔬菜型人工濕地對總磷去除的。

圖5 進水濃度對總磷的去除效果的影響Fig.5 Removal Efficiency of TP under Different Influent Concentration

在總磷濃度增加的過程中，總磷的去除率總體上隨著其進水濃度的增加而呈升高的趨勢。當進水總磷濃度從0.16 mg/L增加到0.38 mg/L時，出水總磷的濃度并沒有出現(xiàn)升高的現(xiàn)象，總磷的去除率逐漸升高。但是“OAO水生蔬菜濕地”對總磷的去除能力也是有一定限制的，當總磷進水濃度從0.38 mg/L繼續(xù)增加時，出水中總磷的濃度也隨之增加，去除率沒有出現(xiàn)明顯的提升現(xiàn)象，而是在一定范圍內(nèi)波動。李偉等[14]研究發(fā)現(xiàn)，當進水總磷濃度過度提升時，會超過濕地系統(tǒng)的最大凈化能力，濕地的基質(zhì)會達到吸附飽和的狀態(tài)，出水總磷的濃度也會隨之升高。所以，進水中總磷濃度較低時總磷的去除率隨著濃度的增加而提高的程度較大，而高濃度時總磷的去除率并沒有得到明顯的提高。

2.3 C/N及氮源形式對總氮去除效果的影響

在進水水力負荷為0.3 m3/(m2·d)情況下，保持進水中氮的濃度不變，通過調(diào)節(jié)有機物的濃度來控制不同的C/N，在不同的進水C/N條件下，“OAO水生蔬菜濕地”對總氮的去除效果如圖6所示。

圖6 不同的C/N對總氮去除效果的影響Fig.6 Removal Efficiency of TN under Different C/N Ratio

由圖6可知，隨著進水C/N的增加，“OAO水生蔬菜濕地”對總氮的去除率總體呈上升趨勢。當進水中的C/N由2增加到8時，人工濕地對總氮的去除率由35%升高到65%；但是當C/N由8增加到20時，人工濕地對總氮的去除率由65%提高到80%，提高的程度相對較小。分析其原因，氮的去除主要是靠濕地系統(tǒng)中的微生物反硝化作用將其轉(zhuǎn)化為氮氣而去除的[15]。反硝化菌屬于兼性異養(yǎng)菌，如果進水中的碳源不足會降低反硝化速率，在進水總氮濃度相同的情況下，增加進水中有機物的濃度會促進反硝化作用的進行[16]。因此，在人工濕地脫氮時，可以考慮采取多點進水，在濕地后端補充碳源來提高氮的去除效果。

隨著C/N的進一步提高，當進水中有機物的濃度超過了反硝化菌所需要的碳源時，有機碳源不再是反硝化作用的限制因素，此時反硝化作用僅僅受到硝態(tài)氮濃度的影響，而且由于有機物濃度過高，其降解過程會迅速降低濕地中的溶解氧，使得硝化反應受到抑制，從而影響反硝化反應的進行[17]。此時總氮的去除率不會隨著有機物濃度的增加而大幅度地提高。

在不同的進水氨氮/總氮和硝氮/總氮條件下，“OAO水生蔬菜濕地”對總氮去除率的影響如圖7所示。

圖7 氨氮/總氮 (a)和硝氮/總氮 (b) 對總氮的去除效果Fig.7 Removal Efficiency of TN under Different

由圖7可知，“OAO水生蔬菜濕地”對總氮的去除率會隨著氨氮/總氮的增加而減小，而隨著硝氮/總氮的增加而增加。由圖7(a)可知：如果進水總氮中不含氨氮，即氨氮/總氮為0，該人工濕地對總氮的去除率約為90%；若氮源全部為氨氮，即氨氮/總氮為1，總氮的去除率約為40%。由圖7(b)可知：當進水的總氮中沒有硝氮，即硝氮/總氮為0時，總氮的去除率約為35%；當總氮全部為硝態(tài)氮時，即硝氮/總氮為1，該人工濕地對總氮的去除率可以達到100%。

由此可見，進水中的氮源形式對人工濕地的總氮去除率有較大的影響。當進水中的硝氮濃度較低時，氮源主要是以氨氮和有機氮的形式存在，總氮的去除率較低，而當進水中的氮源主要以硝態(tài)氮的形式存在時，總氮的去除率就比較高。造成這種現(xiàn)象的原因是當進水中的氮以硝態(tài)氮為主時，總氮的去除主要是靠硝態(tài)氮直接反硝化成氮氣逸出[18-19]，而不需要經(jīng)過一系列的反應先將氮源轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮，碳源充足的話就可以直接進行反硝化作用達到脫氮效果；但是，如果進水中的氮源是以有機氮或氨氮為主，由于反硝化作用所需的氮源不足，反硝化作用受到限制，總氮的去除率會降低，且氨氮形態(tài)上的轉(zhuǎn)化也是關鍵因素[19-20]。該試驗進水氮源中氨氮比例較高，因此可以考慮加強氨氮的硝化作用，由于硝化菌是自養(yǎng)好氧菌，可以通過加強好氧段的通風、減少好氧段的碳源供給(多點進水)使硝化菌成為優(yōu)勢菌，從而提高氨氮的轉(zhuǎn)化。

綜上所述，可以通過改變OAO濕地中C/N以及增強O段的硝化作用，提高濕地的脫氮效率。

2.4 冬季低溫條件對氮磷的去除效果影響

2.4.1 冬季對氮的去除效果

圖8 冬季大棚內(nèi)外人工濕地對氨氮(a)、硝氮(b)和總氮(c)的去除效果Fig.8 Removal Efficiency of NH3-N (a) ， (b) and TN (c) from Artificial Wetlands Inside and Outside the Green house in Winter

由圖8(a)可知，冬季試驗期間，“OAO水生蔬菜濕地”對氨氮的平均去除率為34.05%，大棚內(nèi)的人工濕地對氨氮的平均去除率為47.76%。隨著溫度的升高，氨氮的去除率相應升高，最高的去除率可以達到62.48%。氨氮主要是通過氨的揮發(fā)、植物和基質(zhì)的吸收以及硝化作用去除[21]，可以看出，溫度對氨氮的去除率影響較大，主要是因為冬季低溫條件下，直接揮發(fā)的氨氮的量大大減少，氨氮的去除率降低。另外，溫度降低也會影響植物的生長狀況，從而影響植物對氨氮的吸收以及根系對人工濕地內(nèi)部的供氧，多方面的因素導致了氨氮的去除率隨著溫度的降低而大幅度下降[22]。

由圖8(b)可知，冬季試驗期間，人工濕地對硝氮的平均去除率為42.31%，大棚內(nèi)的平均去除率為55.43%。比較圖中大棚內(nèi)外的硝態(tài)氮去除率可知，大棚內(nèi)的去除率普遍高于大棚外的去除率，通過搭建大棚，溫度得到一定的提升，可以提高反硝化菌的活性，促進反硝化作用的進行，從而提高硝態(tài)氮的去除率[22]。

由圖8(c)可知：“OAO水生蔬菜濕地”對總氮的去除率在24.58%～43.99%，平均去除率為34.46%；大棚內(nèi)的人工濕地對總氮的去除率在29.24%～52.41%，平均去除率為42.87%?？傮w而言，該人工濕地對總氮的去除率隨著溫度的上升而增加。這主要是因為總氮的去除在很大程度上是依靠微生物，硝化菌的適宜生長溫度在20～30 ℃。當溫度低于15 ℃時，硝化反應的速度下降；溫度低于5 ℃時，硝化反應完全停止。反硝化作用的適宜溫度在15～35 ℃。當溫度低于10 ℃或者高于30 ℃時，反硝化反應速度下降；溫度低于3 ℃時，反硝化作用接近停止[23]。另外，溫度較低時，微生物數(shù)量減少、活性降低，對氮的去除作用也降低，同時低溫時植物的生長受到抑制，總氮的去除率下降。

2.4.2 冬季對總磷的去除效果

由圖9可知：冬季試驗期間，“OAO水生蔬菜濕地”對總磷的去除率在58.01%～78.4%，平均去除率為68.68%，總磷的平均出水濃度為0.05 mg/L；大棚內(nèi)人工濕地對總磷的去除率在69.13%～92.94%，平均去除率為73.8%，平均出水濃度為0.039 mg/L。比較圖中各溫度下總磷的去除率可知，大棚內(nèi)人工濕地對總磷的去除率稍高于大棚外的去除率，但是并不明顯，試驗期間總磷去除率較穩(wěn)定，波動較小。溫度會影響植物的生長狀況，因此加設大棚對總磷的去除率也會相應提高，但是提高程度有限。

圖9 冬季大棚內(nèi)外人工濕地對總磷去除效果的對比Fig.9 Comparison of Removal Efficiency of TP from Artificial Wetlands Inside and Outside the Greenhouse in Winter

2.4.3 冬夏季處理效果比較

比較冬季和夏季“OAO水生蔬菜濕地”對氮磷的處理效果，具體如表2所示。

表2 “OAO水生蔬菜濕地”冬夏季處理效果比較Tab.2 Comparison of Removal Efficiency from “OAO Aquatic Vegetable Constructed Wetland” in Winter and Summer

由表2可知，相對于夏季對各污染物的去除效果，冬季低溫下各污染物的去除率都會有所降低。濕地中總磷的去除受溫度的影響最小，平均去除率只降低了7.4%，受影響較大的是各類氮的去除，均下降了30%以上。夏季和冬季人工濕地對總磷的去除沒有顯著的差異，說明該人工濕地中的磷主要是通過植物和基質(zhì)的吸附去除的[14]。雖然冬季低溫下濕地內(nèi)的微生物特別是硝化菌和反硝化菌的活性受到一定的抑制[23]，但是人工濕地系統(tǒng)仍然具有一定的硝化和反硝化作用。這主要是因為“OAO水生蔬菜濕地”的特殊結構，形成了較好的好氧和厭氧交替環(huán)境，使?jié)竦乇３州^好的硝化與反硝化能力。這也說明溫度是人工濕地對氮磷去除效果的一個重要的影響因素。

3 結論

(1)水力負荷越大，“OAO水生蔬菜濕地”對氮磷的去除率越小，去除負荷隨著水力負荷的增加先上升后下降。以氮磷的去除負荷為優(yōu)先考慮的因素，最佳的水力負荷為0.3 m3/(m2·d)。在該水力負荷下， 氨氮、硝氮、總氮、總磷的去除負荷分別為1.22、0.52、1.5 g/(m2·d)和0.098 g/(m2·d)，去除率分別為70.17%、88.48%、69.13%和75.33%。

(2)在一定的濃度范圍內(nèi)，氨氮、硝氮、總氮、總磷的去除率隨著進水濃度的增加而有所增加，超過一定的濃度后，去除率會趨于穩(wěn)定甚至有所下降。

(3)“OAO水生蔬菜濕地”對總氮的去除率隨著進水C/N的增加而增加。進水中氮源的形式對總氮的去除率有很大的影響，該人工濕地對總氮的去除率隨著氨氮/總氮的增加而降低，而隨著硝氮/總氮的增加而增加。因此，針對該人工濕地，可以通過提高氨氮的轉(zhuǎn)化來增強脫氮的效果。

(4)冬季低溫條件下，“OAO水生蔬菜濕地”對氮磷的去除率均有所降低，對氮的去除影響比較大，對磷的去除影響比較小。冬季加設溫室大棚可以提高對氮的去除效果，但仍比夏季降低了30%左右。