目前, 城市污水厂的大量建立和排放标准的严格执行使得工业废水和城市生活污水污染得到了有效控制.但是, 对于农村水环境污染的重视程度还远远不够^[1-2], 农村已经取代城市成为水环境污染的主要来源^[3-6].与此同时, 为改善城镇水环境质量, 2006年国家环境保护总局发布GB18918—2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》修改单, 将其中的4.1.2.2修改为:城镇污水处理厂出水排入国家和省确定的湖泊、水库等封闭、半封闭水域时, 执行一级A标准^[7-8].甚至在部分重点流域, 污水厂出水标准提高至地表水V类标准^[9], 这无疑对农村污水处理厂特别是污染严管区附近的农村污水厂提出了更高要求.

我国的农村生活污水处理设施由于经济实力薄弱, 技术管理力量缺乏以及农村污水处理厂进水水质和水量具有较大的波动性等客观因素, 致使农村污水处理厂尾水不达标排放的现象普遍存在^{[4, 10]}.因此, 对现有农村污水处理厂尾水进行深度净化就显得尤为必要和迫切.生态河岸带(Ecological riparian zone)作为河流——陆地生态系统之间进行物质、能量、信息交换的重要生态过渡区, 具有独特的生态系统结构和服务功能^[11-12].考虑到农村的污水处理厂水量小、可利用土地资源丰富等特点, 适合建设生态河岸带, 而且相比于人工湿地, 河岸带由于其自身斜坡造成的高差, 不需要水位的二次动力提升^[13], 所以可利用生态河岸带处理农村污水厂尾水.相关研究表明, 生态河岸带可通过土壤和植被等一系列的物理、化学和生物作用转化和去除地表径流污染物^[14-15], 但是采用生态河岸带对农村污水处理厂尾水进行深度净化的研究目前鲜见报道.

相关研究表明, 沸石对氨氮具有吸附作用^[16].陶粒来自于污泥与底泥的资源化利用, 腐殖土是堆肥的产品, 目前生态利用是两者的主要出路.在生态河岸带建设中, 陶粒具有除磷功能外^[17], 还有控尘、美化以及调节土壤结构的功能^[18].相比于自然土, 腐殖土不仅能给植物提供营养, 而且具有保温保湿以及调节土壤结构的功能^[19-20].因此, 本研究以某生活污水处理中试系统的尾水为试验进水, 采用上述4种填料作为河岸带的填充基质, 通过优化其组合与配比, 评价该生态河岸带系统对农村污水处理厂尾水的净化性能, 并结合植物对氮磷吸收的贡献率及微生物群落多样性解析其净化机理, 以期为该系统应用于工程实践提供科学依据.

本试验于2015年5月—2016年6月在上海市普陀区华东师范大学中北校区内的南岛水污染控制试验基地(121°24'46"E, 31°13'46"N)开展.根据填料种类与配比的不同, 本研究设置了3组平行的生态河岸带试验装置(R1、R2和R3), 其填料的种类、规格及配比详见表 1, 其中自然土、生物陶粒、斜发沸石和腐殖土的孔隙率分别为38.10%, 51.60%, 45.00%和42.20%. R1、R2和R3除填料外的其他设计参数均相同, 其结构如图 1所示, 其尺寸均为$L\times W\times H$=1.60 m$\times $1.00 m$\times $0.20 m, 表面积1.60 m$^{2}$, 进水流量0.14 m$^{3}$/d, 水力负荷率(HLR)=0.09 m$^{3}\cdot$m$^{2}\cdot$d$^{-1}$, 出水靠重力自流排出. 3组生态河岸带试验装置的进水均为南岛水污染控制试验基地中某生活污水处理中试系统的出水^[21]. 3组生态河岸带试验装置均于试验启动时分别在填料表面撒播0.25 kg黑麦草草种.

表 1(Tab. 1)

表 1 3组河岸带试验装置的填料种类、规格及配比 Tab. 1 Types, specifications, and proportions of fillers used for the three riparian zones 河岸带 R1 R2 R3 填料种类 上层填充0.15 m生物陶粒, 下层填充0.05 m自然土, 撒播0.25 kg黑麦草草种 上层填充0.15 m生物陶粒, 中层填充0.04 m腐殖土, 下层填充0.01 m斜发沸石, 撒播0.25 kg黑麦草草种 上层填充0.15 m生物陶粒, 下层填充0.04 m腐殖土, 撒播0.25 kg黑麦草草种

表 1 3组河岸带试验装置的填料种类、规格及配比 Tab. 1 Types, specifications, and proportions of fillers used for the three riparian zones

图 1(Fig. 1)

图 1 河岸带装置结构图 Fig.1 Structural drawing of the riparian device

3种河岸带的进出水口各设置1个采样点, 共计6个采样点.装置运行期间(2015年5月—2016年6月), 每隔两周对各采样点进行水样采集与检测.水样检测于采集后24 h内完成, 如需隔夜放置, 则放置于4 ℃冷藏箱.水样的检测指标为: TN、NH$_{4}^{+}$-N、TP和COD$_{\rm Cr}$.其中, TN采用过硫酸钾氧化紫外分光光度法; TP采用钼酸铵分光光度法; NH$_{4}^{+}$-N采用纳氏试剂分光光度法; COD$_{\rm Cr}$采用重铬酸钾法; 具体分析方法参照《水和废水监测分析方法(第四版)》^[22].无特别说明外, 所有试剂均为分析纯, 实验用水为新鲜去离子水, 在测定过程中设置空白样与平行样, 保证实验数据的可靠性.

在试验初期(2015年5月1日)和末期(2016年6月27日), 利用"梅花形"布点法, 对3个河岸带分别进行土壤样品采集, 每个样本利用铁铲采集0$\sim $20 cm土壤新鲜样品各200 g, 5个点混一起为每个代表样本, 塑料袋封存后风干^[23].全氮采用扩散吸收法, 全磷采用HClO$_{4}$-H$_{2}$SO$_{4}$消煮钼锑抗比色法, 有机质采用K$_{2}$Cr$_{2}$O$_{7}$-H$_{2}$SO$_{4}$容量法^[24].

对3种河岸带装置中的植物分别进行采样, 每个样本利用"S"形采样法选取5株植株作为1个样本^[23], 共计3个样本.试验期间, 共对植物进行4次采样(2015年7月23日、2015年12月14日、2016年4月28日和2016年6月27日)并测量代表植株茎叶和根的氮、磷含量.植物样品用H$_{2}$SO$_{4}$-H$_{2}$O$_{2}$消煮, 氮含量采用碱解氮扩散法测定; 磷含量用钒钼黄吸光光度法测定; 植株吸收对污水氮、磷去除的贡献率计算参见文献[23].

对3种生态河岸带装置中的表层填料生物膜分别进行采样, 共计3个样本. R1、R2和R3对应的生物膜样本编号也是R1, R2和R3.上述样本的取样及预处理方法为:用无菌处理过的小铁铲采取河岸带填料并放入自封袋, 立即带回实验室冷藏; 用事先准备好的锥形瓶快速装好适量无菌水与样品, 振荡, 待填料表面附着物振荡脱落入锥形瓶后, 倒入离心管离心, 取离心管下部固体物, 冷冻.同时联系生工生物工程(上海)股份有限公司尽快取样.

该公司采用Power Soil DNA分离试剂盒提取3个样品中的DNA.采用1%的琼脂糖凝胶电泳检测提取的细菌总DNA.对16S rRNA基因的V3—V4高变区片段进行PCR扩增, 引物序列为515F(GTGCCAGCMGCCGCGGTAA)和909R(CCCCGYCAATTCMTTTRAGT).随后在该公司的Illumina MiSeq平台上进行高通量测序分析, 得到原始图像数据文件经CASAVA碱基识别分析转化为原始测序序列, 结果以FASTQ文件格式储存.

本研究采用标准差(SD)和单因素方差分析法(ANOVA)对各个样点进行水质之间的对比分析.标准差是反映一组数据离散程度最常用的一种量化形式, 本研究用其度量各观测变量的离散程度, 从而评价各单项措施出水的稳定性.单因素方差分析法(ANOVA)是用来检验多个平均数之间的差异性, 从而确定因素对试验结果有无显著性影响的一种统计方法.本研究涉及的数据和图形处理分别用SPSS 22和Origin 2016完成.

3种生态河岸带试验装置从2015年5月运行至2016年6月, 现根据黑麦草生长及收割情况将整个运行过程划分为5个阶段(2015年5月—7月、2015年8月—12月、2016年1月、2016年3月—4月、2016年5月—6月).阶段1为该系统的适应阶段, 阶段2—5是黑麦草生长阶段, 阶段3是黑麦草在冬季生长停滞阶段.试验期间, 不同装置(R1、R2、R3)出水水质理化参数和去除率以及植物指标在不同阶段变化与分析如下.

图 2(Fig. 2)

图 2 R1, R2和R3对生活污水NH$_{4}^{+}$-N的去除 Fig.2 NH$_{4}^{+}$-N removal performance of R1, R2, and R3 from domestic sewage

图 3(Fig. 3)

图 3 R1、R2和R3对生活污水TN的去除 Fig.3 TN removal performance of R1, R2, and R3 from domestic sewage

图 4(Fig. 4)

图 4 R1, R2和R3对生活污水TP的去除 Fig.4 TP removal performance of R1, R2, and R3 from domestic sewage

图 5(Fig. 5)

图 5 R1, R2和R3对生活污水COD$_{\rm Cr}$的去除 Fig.5 COD$_{\rm Cr}$ removal performance of R1, R2, and R3 from domestic sewage

阶段1至阶段5, 即使进水NH$_{4}^{+}$-N浓度范围波动较大(SD=6.01), 特别是阶段3、4和5, 进水NH$_{4}^{+}$-N未满足城镇污水处理厂污染物排放标准(GB18918—2002)一级B标准(8 mg/L), 但是河岸带的出水相对稳定(SD=3.06), 除阶段5外, 出水NH$_{4}^{+}$-N均达到一级B标准, 其中阶段1和阶段2可达到一级A标准(5 mg/L).表明河岸带对NH$_{4}^{+}$-N的去除效果良好(41.3%$\sim $52.4%), 且去除率呈R2$>$R1$>$R3的趋势.可以看出, 4种填料对NH$_{4}^{+}$-N均有去除效果, 但是含有斜发沸石的R2去除效果最为突出, 这可能是由于沸石对尾水中的NH$_{4}^{+}$-N具有较好的吸附作用.沸石是一族架状结构的多孔性含水铝硅酸盐矿物, 构成其骨架的最基本结构是硅氧四面体, 沸石的特殊结构使得其极易与周围水溶液中阳离子发生交换作用, 因而沸石具有良好的离子交换选择性能^{[16, 25]}.而且沸石构架中有大量的孔穴、孔道并具有色散力和静电力两种作用力, 故具有较强的吸附性^[26].

研究表明, 通常情况下生态河岸带对TN的去除主要依靠土壤的渗滤截留、植物吸收同化以及微生物等作用^[27].系统运行期间, 只有前3个阶段的进水TN满足城镇污水处理厂污染物排放标准(GB18918—2002)中的一级B标准(20 mg/L), R1出水TN全部达到一级B标准, 进一步地, R1前4个阶段TN均达到一级A标准(15 mg/L).前3个阶段R3对TN的去除率均为负值, 且阶段4中R2对TN的去除率大于前3个阶段, 表明R2和R3高氮含量的腐殖土在初期成为了氮的释放源, 增大了水体的TN浓度, 严重削弱了对污水TN的去除效果, 这与表 2中腐殖土中全氮含量下降是一致的.运行期间, R2对TN的去除效果均优于R3, 推测原因是填充的沸石粉增强了对污水NH$_{4}^{+}$-N的吸附, 进而增加了TN的去除效果. R1对TN的去除优于R2和R3, 平均去除率为24.2%$\sim $35.2%.阶段3中3个装置对TN的去除率明显低于阶段2, 一方面可能是由于冬季温度较低使微生物活性降低, 另一方面可能是由于黑麦草茎叶被收割减弱了植物对氮的吸收.阶段5中河岸带的3个装置对TN的去除率较阶段4均有下降趋势, 一方面可能是由于多年生黑麦草较前期生长相对变弱, 另一方面可能是随着运行时间推移, 系统可能发生堵塞而且被吸附截留在填料中的氮素也会达到饱和.综上, R1对TN的去除效果最好, 其原因可能是R1采用的陶粒和自然土填料更有利于水体中的含氮污染物的截留吸附, 从而促进了其对TN的去除.

表 2(Tab. 2)

表 2 3种河岸带土壤的全氮、全磷和有机质的含量变化 Tab. 2 Variation in TN, TP and OM content in soils along three riparian zones g/kg 指标 全氮 全磷 有机质 2015年05月01日 自然土 0.49$\pm $0.13 0.28$\pm $0.12 17.07$\pm $1.85 腐殖土 10.61$\pm $0.12 0.75$\pm $0.25 233.26$\pm $10.32 2016年06月27日 R1 2.42$\pm $0.12 0.46$\pm $0.11 13.45$\pm $1.76 R2 10.12$\pm $1.03 0.17$\pm $0.05 96.49$\pm $5.97 R3 7.05$\pm $1.35 0.15$\pm $0.05 60.67$\pm $5.78

表 2 3种河岸带土壤的全氮、全磷和有机质的含量变化 Tab. 2 Variation in TN, TP and OM content in soils along three riparian zones

运行期间, 进水TP均不满足城镇污水处理厂污染物排放标准(GB18918—2002)一级B标准(1 mg/L), R1部分阶段(阶段1, 2, 4)出水TP达到一级B标准, R2和R3出水TP均未达到一级B标准.阶段1和阶段2中, R2和R3对TP的去除率均为负值, 这可能是由于R2和R3的腐殖土含有的大量磷素在初期成为了磷的释放源, 造成磷的释放现象, 这与表 2中腐殖土中全磷含量下降是一致的.阶段3和阶段5中, R2和R3对TP的平均去除率分别为12.9%和6.3%, 可能是由于腐殖土中的磷素已经流失了很多, 同时腐殖土中大量的铝、铁、钙等离子形成了土壤胶体颗粒和填充的陶粒对磷有一定的吸附^[20], 且填料表面和根际的微生物也具有除磷作用^[28-29].综上, 试验全程中R1对TP的去除效果优于R2和R3, 平均去除率为23.4%$\sim $44.5%, 其原因可能是R1采用的陶粒和自然土填料比R2和R3采用的填料更有利于水体中磷素的截留和吸附.

运行期间, 进水COD$_{\rm Cr}$基本满足城镇污水处理厂污染物排放标准(GB18918—2002)一级B标准(60 mg/L), R1出水COD$_{\rm Cr}$基本满足一级A标准(50 mg/L).河岸带对COD$_{\rm Cr}$的去除一般认为是土壤过滤、填料吸附和微生物分解等共同作用的结果^[30].与前文类似, 阶段1和阶段2, R2和R3对COD$_{\rm Cr}$的去除率均为负值, 主要是由于R2和R3中的腐殖土高有机质在初期成为了碳释放源, 这与表 2中腐殖土中有机质含量下降是一致的.阶段3至阶段5, R2和R3逐渐表现出对COD$_{\rm Cr}$的去除, 可能是由于腐殖土中的有机质含量由于淋溶而降低, 并且黑麦草根系的泌氧作用促进了好氧微生物的生长繁殖而消耗了大量有机物^[31].综上, 试验全程中R1对COD$_{\rm Cr}$的去除效果明显优于R2和R3, 去除率稳定在20.9%$\sim $31.2%, 这与表 2中3种河岸带有机质均有下降但是R1的降幅最小(R1$ < $R2$ < $R3)是一致的.

从以上结果与分析可以看出, 运行期间, R1对污染物(不包括NH$_{4}^{+}$-N)的去除率普遍高于R2和R3, R1与R2具有显著性差异($p < $0.05), R1与R3具有极显著性差异($p < $0.01), 且R1的去除率在各个阶段最为稳定($SD_{\rm R1}$=12.44), 优于R2($SD_{\rm R2}$=40.88)和R3($SD_{\rm R3}$=40.05), 该现象结果主要由其填料、植物以及微生物共同作用成而导致.为解析生态河岸带对水体中污染物的去除机理, 以下将根据植物的贡献率以及微生物群落解析对此做出进一步说明.

黑麦草在整个试验期间收割了4次(2015年7月23日, 2015年12月24日, 2016年4月28日和2016年6月27日).表 3可以看出, R2中黑麦草的吸收对污水N、P去除的平均贡献率分别可以达到23.5%和22.6%, 明显大于R1 (N、P去除的平均贡献率分别为13.5%和12.7%), 这间接说明填充自然土和陶粒的R1对污水N、P的去除过程中, 相对于植物作用, 自然土的截留吸附和陶粒吸附占主导作用.

表 3(Tab. 3)

表 3 R1、R2和R3的黑麦草对污水N、P去除的贡献率估算值 Tab. 3 Estimated contribution of ryegrass in N and P removal in R1, R2, and R3 采样时间 N贡献率/% P贡献率/% R1 R2 R3 R1 R2 R3 2015.07.23 8.8 12.6 11.6 7.0 13.8 12.9 2015.12.14 13.5 23.5 20.7 12.7 22.6 21.5 2016.04.28 6.7 11.0 9.8 6.0 12.4 10.7 2016.06.27 4.8 6.8 6.2 5.9 8.5 7.7

表 3 R1、R2和R3的黑麦草对污水N、P去除的贡献率估算值 Tab. 3 Estimated contribution of ryegrass in N and P removal in R1, R2, and R3

通过以上结果可知, 黑麦草对尾水中N、P去除的贡献率相当可观, 其易种植(只需撒播), 价格低廉, 易收割并可以作为动物饲料, 具有一定的经济价值^[32], 这为收割管理黑麦草以将营养盐从水体中转移提供了较好的理论基础.同时, 选择合适的草种、合理的收割方式及收割时间, 可以更好地发挥黑麦草对水质的净化作用.

为探究生态河岸带降解污染物的微生物作用机制, 本研究通过对R1、R2和R3中填料生物膜样本进行高通量测序, 共得到18 756条优质序列, 平均读长为422.56 bp.以97%相似度划分, 共得到25 112个OTUs.由表 4可知, R1、R2和R3中的Good's coverage分别为92.40%、92.10%和92.60%, 说明测序结果能够较准确地反映样品生物特性. 3个样本的OTUs个数分别为9 197、7 907和8 008, 所测样品的OTU数量大说明河岸带的微生物菌群类型多.

表 4(Tab. 4)

表 4 样本的OTUs数量、Good's coverage、Shannon、Chao1、ACE和Simpson指数 Tab. 4 Number of OTUs, Good's coverage, and the Shannon, Chao1, ACE, and Simpson indices of the samples 样品 OTUs Shannon ACE Chao1 Good's coverage/% Simpson R1 9 197 7.14 45 121 28 070 92.40 0.003 1 R2 7 907 7.02 35 178 22 052 92.10 0.004 3 R3 8 008 7.20 29 692 21 064 92.60 0.003 5

表 4 样本的OTUs数量、Good's coverage、Shannon、Chao1、ACE和Simpson指数 Tab. 4 Number of OTUs, Good's coverage, and the Shannon, Chao1, ACE, and Simpson indices of the samples

Shannon和Simpson指数用来反应物种的多样性, Shannon指数越高, Simpson指数越小表示其物种越丰富, Chao1和ACE指数用来反应物种丰度, 也是用来估计OTUs数目的指数^[33].可以看出, R1的Shannon, ACE和Chao1指数最大, Simpson指数最小, 说明填充自然土和陶粒的河岸带R1的微生物丰度和多样性相对大于R2和R3的微生物丰度和多样性, 这可能是由于腐殖土的复氧能力较好, 使填料所处环境相对单一, 致使其填料的微生物丰度和多样性低于自然土河岸带的填料微生物丰度和多样性.

通过图 6可以知道3个样本共列出了44个属类, 包括柠檬酸杆菌属(Citrobacter)、Gp6、鞘氨醇单胞菌属(Sphingomonas)、甾类杆菌属(Steroidobacter)、Ohtaekwangia、Luteolibacter、浮霉状菌属(Planctomyces)、小梨形菌属(Pirellula)、Spartobacteria_genera_incertae_sedis、申氏杆菌属(Shinella)、产黄菌属(Flavobacterium)、绿脓杆菌(Pseudomonas)和Terrimonas等优势属类.

图 6(Fig. 6)

图 6 R1、R2和R3中3个样本在属层面上的群落组成 Fig.6 Bacterial community composition at the genus level of four samples of R1, R2, and R3

在R1、R2和R3中, 柠檬酸杆菌属(Citrobacter)在R1中的比例达到1.32%.该菌属是异养反硝化菌属的代表, 其可利用水体中的有机物为电子供体将硝酸盐氮转换为气态氮^[34].鞘氨醇单胞菌属(Sphingomonas)相对丰度分别为4.53%、5.19%和2.25%, 甾类杆菌属(Steroidobacter)相对丰度分别为1.44%、2.20%和1.10%, Ohtaekwangia菌属相对丰度分别为1.85%、2.39%和1.69%, Luteolibacter菌属相对丰度分别为1.44%、1.67%和1.16%, 它们广泛存在于土壤中, 主要对有机物进行降解^[35-37]. R1中相关菌属丰度小于R2, 但是其对COD$_{\rm Cr}$的去除率却大于R2, 主要是R2中腐殖土对有机物有释放效果造成.

相关研究表明, 水体中硝化作用相关菌属主要包括:硝化杆菌属(Nitrobacter)、亚硝化单胞菌属(Nitrosomonas)及亚硝化螺旋菌属(Nitrosospira)^[38].其中硝化杆菌属(Nitrobacter)仅以0.02%的相对丰度存在于R1和R3中, 含量极低.亚硝化单胞菌属(Nitrosomonas)仅以0.01%的相对丰度存在于R1中.亚硝化螺旋菌属(Nitrosospira)在R1, R2和R3中的占比分别为0.34%、0.21%和0.12%.反硝化作用相关的菌属主要包括Denitratisoma菌属, Dechloromonas菌属, 陶厄氏菌属(Thauera), 柠檬酸杆菌属(Citrobacter), Haliangium菌属, Comamonadaceae菌属和Chloroflexi菌属^[33].在R1、R2和R3中Denitratisoma菌属相对丰度分别为0%、0.02%和0.04%, Dechloromonas菌属相对丰度分别为0%、0.05%和0.01%, Thauera菌属在R1、R2和R3中相对丰度分别为0.06%、0.06%和0.09%, 而柠檬酸杆菌属(Citrobacter)仅在R1中检出(1.32%). R1、R2、R3中脱氮(包括硝化和反硝化)相关菌属的比例合计分别为1.44%、0.24%和0.24%.莫拉氏菌属、红环菌属、Accumulibater菌属、菌胶团、丙酸杆菌属和Tetrasphaera菌属等聚磷菌属有在河岸带填料和根系中未检测到, 只检测到不动杆菌属(Acinetobacter), 但其相对丰度较低, 在R1、R2和R3中相对丰度分别为0.67%、0.56%和0.40%.

综上, 降解有机物相关菌属在R1、R2和R3中比例均大于10%, 但是硝化相关菌属、反硝化相关菌属以及聚磷相关菌属却均小于2%.由此初步推测, 生态河岸带对尾水中有机物的去除主要依靠其填料中的微生物降解和转化作用, 而对氮磷污染物的去除则主要依靠填料的截留吸附和植物的吸收作用.

(1) 在HLR=0.09 m$^{3}\cdot$m$^{-2}\cdot$d$^{-1}$的水力负荷率条件下, 采用不同填料种类和配比的生态河岸带对污水厂尾水的净化效果具有差异, 其中以自然土和陶粒分层填充的生态河岸带对污染物(不包括NH$_{4}^{+}$-N)的去除率显著优于其他生态河岸带, 且出水水质更稳定, 其对TN、NH$_{4}^{+}$-N、TP和COD$_{\rm Cr}$的平均去除率能够分别达到23.0%、49.5%、36.3%和25.6%.

(2) 黑麦草通过吸收作用对尾水中N、P去除的平均贡献率最高分别可以达到23.5%和22.6%, 可见黑麦草对尾水中N、P去除的贡献率相当可观.

(3) 实验结果表明, 含有沸石的生态河岸带对水中NH$_{4}^{+}$-N的去除效果最佳(58.2%), 且该生态河岸带中黑麦草的吸收对污水N、P去除贡献率最高, 所以后续研究中可以尝试将沸石粉加入采用陶粒和自然土的生态河岸带中, 从而在强化NH$_{4}^{+}$-N去除效果的同时促进黑麦草对N、P的吸收.

(4) 生态河岸带的填料生物膜中去除有机物的菌属为优势菌种(如鞘氨醇单胞菌属), 而脱氮除磷相关菌属的占比则较小(脱氮与除磷相关菌属的占比均不足2%), 因此, 生态河岸带对尾水中有机物的去除主要依靠其填料中的微生物降解和转化作用, 对N、P的去除则主要依靠填料吸附和植物吸收作用.