水栽植物型人工濕地對水產養殖廢水中藻類及營養鹽的去除

張 毅，張皓馳，李先寧

(東南大學能源與環境學院，江蘇南京 210000)

近年來，我國水產養殖業發展迅速，養殖規模不斷擴大。目前，我國的水產養殖多數采用的是高密度集約化的養殖模式，苗種放養過量，大量施肥投餌，使殘留餌料、水生生物排泄物及尸體、養殖水體底部沉積物、各種有機無機肥料等富營養因子共處一個水體，產生有害物質如氨氮、亞硝酸鹽、硫化氫等，引起水產養殖動物發病甚至死亡[1]。據報道[2]，所投飼料有10%～20%并不被養殖動物所攝食，而是存留于水體環境中；被攝食的飼料中，氮元素20%～25%用于生長,75%～80%以糞便和代謝物形式排入水體，磷元素25%～40%用于生長,60%～75%排入水體。對于水產養殖廢水的處理，最常見和最簡單的方法是采用傳統的環境修復技術，如曝氣、過濾和厭氧-缺氧-好氧(AAO)系統[3-5]。但是，這些處理方法存在能耗和基建投資較高，營養物質無法得到充分利用等問題。除此之外，一些處理方法還會產生較多的二氧化碳和污泥，易造成環境的二次污染[6]。

三級生物生態耦合系統是菌藻共生單元、水生動物濾食單元以及人工濕地串聯而成的廢水處理系統。利用菌藻共生單元將廢水中高濃度的營養鹽高效吸收，轉化為生物質；利用水生動物濾食菌藻生物體，以水產品收獲的形式將生物質移出體系；利用人工濕地對水體中殘留的菌藻生物體最終去除。該系統具有經濟、安全、去除效果徹底等優勢，其中，人工濕地單元是影響系統最終處理效果的關鍵，應加以關注。

利用人工濕地除藻是一種新的生物-生態方法，對解決生態漁業水體的富營養化問題具有重要意義。目前，國內外研究認為，利用濕地植物化感作用抑制和去除富營養化水體中過量藻類的繁殖和有害藻類的生長具有廉價、生態安全等優點。楊昌鳳等[7]利用人工濕地模擬裝置處理重度富營養化的水體，2 min即時出水中藻類的平均去除率達94.8%，停留時間為24 h，出水中藻類的去除率均可超過95%，停留時間延長至5 d后，藻類幾乎全部去除。況琪軍等[8]分別利用小試系統和中試系統去除富營養化水體的藻類。結果表明：人工濕地小試系統全年除藻率有著較明顯的差異；10月—12月除藻率為95.3%～99.6%，1月除藻率較低，為64.38%，其余月份最低除藻率可達83.79%；中試系統年均除藻率略低于小試系統，但與小試系統除藻趨勢總體一致。曹謹玲等[9]利用三級垂直流人工濕地處理池塘養魚廢水，人工濕地對藍藻、綠藻、硅藻的平均去除率分別為86.53%、83.32%和87.53%。以上研究均顯示出人工濕地對藻類高效的去除效果，但是，缺乏對藻類在濕地基質內部分布規律的探究，也并未考察被截留在濕地內的藻類死亡后對水質的二次污染。本文著重探究菌藻生物體在人工濕地基質內的空間分布規律以及時間變化規律，為提升藻類去除效果、進行人工濕地結構及運行方式的改進提供依據；探究人工濕地對菌藻生物體及營養鹽去除的最佳運行參數，為該系統進一步應用提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

本試驗裝置為模擬的水耕植物型人工濕地系統，裝置主體由有機玻璃制成，如圖1所示。裝置由3部分組成，即有機玻璃框架、玻璃輕石基質以及栽種的濕地植物。有機玻璃框架分進水槽、基質槽和出水槽，3個槽的長度分別為0.1、1 m和0.1 m，框架深為0.6 m，寬為0.1 m?；|厚度為0.5 m，裝填于基質槽內，植物為菖蒲(AcoruscalamusL.)，單個裝置中種植10株。有機玻璃框架兩側分別設置進出水閥門，閥門中心線距底部高度為0.45 m，以保證常水位低于基質表面0.05 m，玻璃輕石基質中沿長度方向每0.25 m布置1根取樣管，用于取樣，取樣管為周身打孔設計，方便對不同層水樣進行抽取。此外，配水桶用于盛放人工配制的含藻廢水，蠕動泵作為進水動力源。配水桶、進水槽、3個取樣管及出水槽分別設為1～6號取樣點。

1.2 系統啟動與運行

2018年2月—2019年1月，課題組成員對江蘇省常州市太滆運河的多個水產養殖點進行了連續的水質監測，其水質結果如表1所示。根據監測結果人工配制含藻養殖廢水，模擬含藻水產養殖廢水主體為高密度的小球藻液，營養鹽及COD等指標通過化學藥劑進行調節。

圖1 試驗裝置圖Fig.1 Diagram of Test Device

運行前對濕地裝置進行微生物接種，接種污泥為南京市某污水處理廠二沉池回流污泥。網上購買菖蒲種苗，將根系用自來水洗凈后，放入植物營養液中培養，系統接種后，將預先培養的菖蒲栽種至濕地基質內，連續通入模擬水產養殖水體的人工廢水，待出水氮磷濃度穩定且植物正常生長后即視為啟動成功，系統啟動成功后即開始試驗。試驗期間平均氣溫為18～26 ℃。

表1 太滆運河水產養殖水體水質Tab.1 Aqua-Cultural Water Quality from Taige Canal

1.3 試驗設計

啟動一個半月后，各組濕地裝置出水污染物及藻密度趨于穩定，此時開始正式試驗，試驗共分為以下3個部分。

(1)分別在0.1、0.3、0.5 m3/(m2·d)的表面水力負荷(HSL)條件下，使裝置穩定運行，期間對人工濕地的進出水以及各取樣點每3 d取樣檢測，直到各裝置出水污染物濃度穩定為止，試驗周期為28 d。

(2)分別在低、中、高進水藻密度條件下，使裝置穩定運行，期間對人工濕地的進出水以及各取樣點連續取樣檢測。其中，高藻密度條件下對3～5號取樣點分上(距水面5 cm)、中(距水面25 cm)、下(距水面45 cm)層分別取樣，每3 d取1次樣，試驗周期為25 d。

(3)進行靜態試驗，在上述試驗結束后，利用1個裝置，先排出基質中原有的廢水，然后一次性通入高濃度的含藻模擬廢水，每3 d取樣檢測，至試驗結束共取樣8次。

取樣器由細乳膠管和針筒制成，于乳膠管上標記刻度，便于對不同深度水樣進行采集。

1.4 檢測指標及方法

檢測指標及檢測方法如表2所示。

表2 檢測指標及檢測方法Tab.2 Detection Indicators and Methods

2 結果與討論

2.1 菌藻生物體的空間分布規律

圖2為不同HSL下人工濕地系統中藻密度的沿程變化。由圖2可知：中高HSL下，藻密度在人工濕地起始段降低明顯，隨后降低趨勢趨于平緩；較低HSL下，藻密度在3號取樣口處已從初始的1.62×105個/mL降低至3.09×104個/mL，隨后降低趨勢趨于平緩。在3號取樣口之前，3種HSL下藻密度的降低量占最終出水藻密度降低量的比例分別為70.1%、74.4%和85.9%，表明人工濕地對菌藻生物體的去除主要發生在濕地前端。其原因主要有兩個方面，其一，在從配水桶進入進水槽的過程中，會通過一段較長的乳膠管，菌藻生物體易附著在管壁上，引起藻密度的降低；其二，玻璃輕石基質對菌藻生物體的濾除能力較強，大部分菌藻生物體在濕地基質前端即被截留。在3種不同HSL(從高到低)下，人工濕地系統對藻類的最終去除率分別為73.6%、81.5%和94.2%，說明低水力負荷下人工濕地系統對藻類有著更好的去除效果。

圖2 不同HSL下人工濕地系統中藻密度的沿程變化Fig.2 Changes of Algae Density along Constructed Wetlands under Different Hydraulic Surface Loadings

圖3為不同藻密度下人工濕地中菌藻生物體的沿程變化。由圖3可知：高藻密度進水條件下，人工濕地對菌藻共生體的去除效果顯著，藻密度從15.49×105個/mL降低至最終的6.58×104個/mL，去除率達95.8%；中低藻濃度下，菌藻生物體的去除率分別為83.7%和85.7%。3種進水藻密度下，人工濕地最終出水藻密度分別為6.58×104、2.76×104個/mL和1.05×104個/mL。進水藻密度的高低不是影響人工濕地除藻的限制性因素。

圖3 不同藻密度下人工濕地中菌藻生物體的沿程變化Fig.3 Changes of Bacterial and Algae Organisms along Constructed Wetlands under Different Algae Density Level

圖4顯示了人工濕地不同位置上中下層菌藻生物體的分布情況。由圖4可知，濕地前中后段不同層間菌藻生物體分布規律不盡相同。在濕地前段，藻密度在上中下層間依次降低；在濕地中段，上層和下層藻密度相近，均略高于中層；在濕地后段，藻密度分布情況與前段截然相反，藻密度在上中下層間依次升高。小球藻密度與水相近，通常在1 025 kg/m3[10]左右，但整體上來說，小球藻具有明顯的趨光性[11]，在光照強度梯度明顯的區域易引發小球藻的垂直遷移[12]。濕地前段的配水區域受到來自上方的人造光源照射，隨著水深變化會產生光照強度梯度，致使濕地前段小球藻有向上遷移的現象發生。小球藻在自然生長狀態下的沉降速度非常緩慢，自然狀態下的沉降速率為 0.1 m/d[13]；在穩定生長的狀態下，小球藻通常難以絮凝；但是，當藻細胞在生長過程中出現衰亡，失去細胞活性，在胞內蛋白質等有機物的作用下會出現一定程度的絮凝[14]。小球藻伴隨水流進入濕地基質內部，光照這一外界因素消失。一方面小球藻向上的垂直遷移消失，另一方面隨著小球藻活性的降低，藻細胞出現衰亡，產生絮凝現象后會加速小球藻的沉降。因此，在濕地中后段出現了藻密度下層>中層>上層的現象。

圖4 人工濕地不同位置菌藻生物體的分布Fig.4 Distribution of Bacterial and Algae Organisms at Different Locations in Constructed Wetlands

2.2 菌藻生物體的變化規律

菌藻生物體在被人工濕地基質截留后，發生死亡、裂解等一系列變化，這些變化導致氮磷的釋放。本部分以不同形態氮磷的組成情況反映菌藻生物體在人工濕地基質內轉化的不同階段。各形態氮磷計算方法如式(1)～式(2)。

C生物質氮=C過濾前總氮-C過濾后總氮，

C溶解態有機氮=C過濾后總氮-C氨氮-C硝態氮-C亞硝態氮

(1)

C生物質磷=C過濾前總磷-C過濾后總磷，

C溶解態有機磷=C過濾后總磷-C正磷酸鹽

(2)

2.2.1 氮的變化規律

靜態試驗基質內各形態氮的變化規律如圖5所示。由圖5可知，總氮在第6 d后開始出現急劇下降，且其趨勢一直維持到第15 d，隨后降低趨勢變緩，生物質氮與總氮保持相似的變化趨勢。溶解態有機氮濃度在試驗進行的前6 d占有一定的比例，在第6 d后迅速降低至低水平；氨氮在試驗開始時濃度很低，隨著試驗的進行，氨氮濃度逐漸升高且在試驗第9 d左右達到最高，最后逐漸降低；亞硝態氮在整個試驗過程中一直保持較低的濃度水平；硝態氮的變化趨勢與氨氮類似，在第6 d前逐漸升高，第6 d后逐漸降低?？傮w來看，試驗開始時，基質間污水中的氮主要以生物質氮為主，隨著試驗的進行，生物質氮迅速減少，氨氮及硝態氮逐漸增多，試驗進行到第6 d時生物質氮已經減少了近70%，總氮減少了43.9%；試驗進行至15 d時，已經完成96.5%生物質氮以及92.7%總氮的去除；試驗結束后，生物質氮的去除率達97.8%，總氮的去除率也達到96.4%。

圖5 靜態試驗條件下基質內各形態氮的變化趨勢Fig.5 Variation Trend of Different Forms of Nitrogen in the Matrix under Static Experimental Condition

王國芳[15]的研究表明，藻類的死亡裂解伴隨著藻細胞內大量的營養鹽的釋放，對水體中有機物及營養鹽濃度指標有重要的影響。本試驗為靜態試驗，試驗期間沒有外部污染物的進入，因此，總氮自始至終均呈降低趨勢，但可以明顯看出，試驗的前6 d生物質氮減少，非生物質氮增加，這說明生物質氮正在向非生物質氮轉化。氨氮在試驗的第9 d前一直保持增加的趨勢，在第9 d達到最大值，這與王國芳[15]的研究結果一致。與此同時，試驗的前6 d，系統內硝態氮持續升高，在第6 d達到最大值，隨后硝態氮濃度逐漸降低。Zhuang等[16]指出，總氮的去除過程主要有常規順序硝化-反硝化、同步硝化反硝化、短程硝化反硝化以及厭氧氨氧化，而后3種脫氮過程需要嚴苛的外部環境條件，同步硝化反硝化需要形成較厚生物膜，且具有從外到內的好氧至缺氧的微環境梯度；短程硝化反硝化需保證溶解氧維持在特定的范圍內，當DO低于1.5～2 mg/L時，亞硝酸鹽的氧化才會被抑制[16]。厭氧氨氧化菌生存條件嚴苛，倍增時間長，且只有在高細胞濃度時才能表現出脫氮活性[17]。本試驗的基質為玻璃輕石，為多孔材質，易附著較厚的生物膜，但不易形成均勻的溶解氧濃度梯度，較短的靜態試驗周期內厭氧氨氧化菌也沒有大量繁殖的條件，因此，推測系統內部總氮的去除僅為常規硝化反硝化反應的作用。

2.2.2 磷的變化規律

系統中各形態磷的變化情況如圖6所示。由圖6可知，總磷在試驗過程中由0.49 mg/L降低至0.41 mg/L，總體來說變化不大。但是，不同形態的磷所占比例有著較為顯著的變化。在試驗初期，系統中的磷主要以生物質磷的形式存在，其濃度占總磷濃度的比例為79.3%；隨著試驗的進行，生物質磷逐漸降低，溶解態有機磷顯著升高，伴隨著溶解態有機磷的升高，正磷酸鹽濃度也相應升高；在試驗進行到第9 d后，溶解態有機磷濃度開始降低，而正磷酸鹽則繼續維持升高趨勢，直至試驗結束；試驗結束時，系統內的磷絕大部分已經轉化為正磷酸鹽，生物質磷微乎其微，此時正磷酸鹽濃度占總磷濃度的比例升至92.8%。

圖6 靜態試驗條件下基質內各形態磷的變化趨勢Fig.6 Variation Trend of Different Forms of Phosphorus in the Matrix under Static Experimental Condition

很多利用微藻進行脫氮除磷的研究均表明，小球藻對磷有著高效的吸收去除能力。Xu等[18]在研究基于藻類的膜生物反應器除磷的研究中發現，系統對總磷的吸收去除效率可以達到66%；Huang等[19]的研究表明，在2 g/L NaNO3的條件下，微藻對磷的最大去除率達到45.16 g/(L·d)。因此，小球藻在進入基質內部死亡后，將導致磷的大量釋放，即生物質磷大量轉化為溶解態的有機磷以及正磷酸鹽?，F有的除磷方法主要分為化學除磷和生物除磷?；瘜W除磷主要是利用金屬鹽沉淀的方式，有鐵磷沉淀、鋁磷沉淀及鈣磷沉淀等[20]；生物除磷則一般指利用聚磷菌一類的微生物(包括Acinetobacter、Pseudomonas、Aerobacter、Moraxella、E.coli、Mycobacterium和Beggiatoa等)過量地從外部環境攝取磷，并將磷以聚合的形態貯藏在菌體內，形成高磷污泥，排出系統外，達到從污水中除磷的效果。利用人工濕地除磷也是一種行之有效的方式，人工濕地主要是通過基質的吸附和濕地植物的吸收來對磷進行去除。Korner等[21]的研究表明，利用植物及微生物組成的人工濕地系統，可以實現75%的營養鹽的去除，其中，植物依靠自身的吸收去除了52%的磷，其余部分的磷則由微生物去除。除非使用具有高吸附能力的特殊基質，否則磷的去除率通常較低[22]。本試驗中，總磷并未得到很好的去除。原因主要是人工濕地系統并非初次運行，在系統穩定階段，基質對磷已經有了一定的吸附，因此，靜態試驗階段對磷的作用減弱；其次，在試驗過程中，隨著系統中水分的蒸發以及植物對水分的吸收，磷濃度升高。因此，系統對磷的實際去除效果要好于以濃度表示的去除率。植物通過自身吸收來除磷主要是通過組織的額外生長來實現的，而不是通過增加組織的磷含量來實現的[21]，而植物在吸收磷酸鹽的同時也會吸收大量的水，植物對磷濃度的影響從而被弱化。

2.3 營養鹽的最終去除效果

2.3.1 水力負荷的影響

圖7(a)～圖7(d)分別表示不同HSL下人工濕地系統總氮、氨氮、總磷以及COD的進出水濃度和相應的去除效率。由圖7可知：隨著HSL的增大，濕地系統出水總氮濃度隨之增大，去除率由79.3%降至41.6%。氨氮的變化趨勢與總氮類似，在0.1 m3/(m2·d)的HSL下，人工濕地系統對氨氮的去除率可以達到78.9%；當HSL升高時，人工濕地對氨氮的去除效率開始降低，0.3 m3/(m2·d)和0.5 m3/(m2·d)的HSL下，氨氮的去除率分別降低至46.7%和42.6%。總磷去除規律與總氮及氨氮類似，去除率同樣隨人工濕地HSL的增大而減小，但是可以看出，低HSL下的總磷去除率不高，僅為21.7%；隨著水力負荷增大至0.3 m3/(m2·d)時，去除效率開始趨于0，僅有0.9%左右；當濕地HSL進一步增至0.5 m3/(m2·d)時，總磷的去除效率出現負值，為-12.1%，這意味著高HSL下，人工濕地出水總磷不降反增。對于COD，總體來說人工濕地對其去除效果較好，最不利情況下的去除率也可達到67.6%，而最高的去除率出現在HSL為0.1 m3/(m2·d)下，為85.2%。

在研究人工濕地系統脫氮除磷的過程中，HSL一直是一個重要參數[23]。一方面會影響濕地系統對水體中固體懸浮物的濾除效果；另一方面也影響著基質中微生物的生存狀態。因此，其對人工濕地系統的處理效果有著重要影響。當人工濕地的HSL較小時，濕地基質內水流速度較小，水中的菌藻生物體等固體懸浮物易被截留在基質內，且較小的流速對應著較小的剪切力，使附著在基質表面的生物膜不易脫落，從而有效維持人工濕地系統的脫氮效率[24]。此外，人工濕地對總氮的去除主要通過硝化/反硝化的生物反應來完成[25]，而硝化/反硝化生物反應的環境要求比較嚴苛，本試驗過程中，小球藻的存在使進水中溶解氧的濃度增高，且菌藻生物體可以為反硝化提供較為充足的碳源。因此，與傳統的人工濕地相比，其處理效果總體較好，最高的總氮去除率可以達到79.3%。氨氮主要通過硝化反應和植物的吸收作用去除，研究表明，有植物存在時氨氮的去除率是沒有植物時的3.5倍[26]。本試驗中氨氮的去除率隨著濕地HSL的增大而降低。原因主要為較低HSL下，水力停留時間較長，基質內的氨氮有足夠的時間進行硝化反應；其次，較長的水力停留時間使濕地植物對氨氮的吸收更為充分。當HSL升高時，植物的吸收作用被削弱，且菌藻生物體在較快的水流帶動下可以抵達濕地后端，導致菌藻生物體釋放出氨氮后未及進行下一步反應即隨水流流出系統。對于總磷，其去除方式主要是基質的吸附以及植物的吸收。在低HSL下，植物吸收和基質吸附作用都能得到較好的發揮，而隨著HSL的增加，這兩種作用均會減弱，當HSL上升到一定程度、基質內部截留的菌藻生物體向外釋放的磷高于植物吸收以及基質吸附的磷時，會出現出水總磷高于進水的情況。最后，對于COD，其去除率受HSL的影響總體較小，高水力負荷下的COD去除率也可達到67.7%，而去除率隨HSL的增大而減小也主要是因為出水中藻密度的升高。

2.3.2 藻密度的影響

圖8(a)～圖8(d)分別表示不同進水藻密度下人工濕地系統總氮、氨氮、總磷以及COD的進出水濃度和相應的去除效率。由圖8可知，進水中高密度的藻類對應著高濃度的總氮，低進水藻密度條件下人工濕地系統對總氮的去除率相對較高，為85.8%，而高進水藻密度條件下只有57.4%。進水氨氮也隨著進水藻密度的增大而相應增大。由圖8(b)可知，隨著進水藻密度的增大，人工濕地系統對氨氮的去除率急劇下降，從72.1%下降至11.8%。圖8(c)反映了總磷在不同進水藻密度條件下的去除效果，從進水總磷濃度來看，總磷與藻密度有著較高的相關性，相關系數達到0.998，而總磷的去除效果也隨著進水藻密度的增大而急劇惡化，在高進水藻密度條件下，出水總磷不降反增，由進水的5.126 mg/L升高至6.148 mg/L。COD的變化規律比較特殊，其去除率隨著藻密度的增高先降低后增高，總體維持在較高的水平，低中高藻密度進水條件下的去除率分別為70.8%、59.3%和68.5%。

圖8 不同藻密度水平下人工濕地系統對各污染物的去除效果Fig.8 Removal Efficiency of Various Pollutants in Constructed Wetland Systems under Different Algae Density Level

在探究藻密度對人工濕地處理效果影響的試驗中，進水藻密度直接影響進水污染物濃度，較高的藻密度對應著較高的總氮、氨氮、總磷和COD進水濃度。這是因為小球藻細胞內的蛋白質含量可達55%～65%[27]，多糖在小球藻中的含量僅次于蛋白質，約為細胞干重的25%～35%[28-29]，小球藻在高光、缺氮等條件下會積累大量的脂肪酸[30]。由圖8(a)～圖8(c)可知，總氮、氨氮以及總磷的去除率變化趨勢均為隨著進水藻密度的增大而減小，這是因為高進水藻密度條件下，大量的菌藻生物體截留在濕地基質內部，在經過逐步的累積、死亡、分解等一系列變化過程后，氮磷元素大量溶出，污染負荷增加，從而影響人工濕地的處理效率。同時，圖8(d)的結果也表明，總磷去除率的變化趨勢較為極端，低進水藻密度條件下可以維持40%左右的去除率，而中高進水藻密度條件下的去除率急劇降低，高進水藻密度條件下出現出水總磷濃度高于進水的現象，說明此系統對高濃度磷的去除效果有限。COD的變化與氮磷不同，高進水藻密度條件下的去除率比中進水藻密度條件下的去除率有所增高，推測是由于大量的菌藻生物體在基質內累積，減緩了其分解溶出速度，表現出的去除率水平仍是物理截留的作用。

3 結論與展望

3.1 結論

(1)水耕植物型人工濕地對菌藻生物體的去除主要發生在濕地前端，低水力負荷及高進水藻密度條件下，人工濕地系統對藻類有著更好的去除效果，藻密度的高低不是影響人工濕地除藻的限制性因素。

(2)菌藻生物體在基質內各個位置的分布不盡相同，濕地前段不同層藻密度分布的規律為上層>中層>下層，而濕地后段則剛好相反，上層藻密度最低，下層最高。

(3)在靜態試驗中，菌藻生物體在基質內部逐漸死亡并溶出氮磷等污染物，試驗進行至15 d時，已完成96.5%生物質氮以及92.7%總氮的去除。試驗結束時，生物質氮磷的去除率分別為97.8%和98%，總氮的去除比較明顯，達96.4%，而總磷的去除效果較差，僅為16.3%。

(4)水耕植物型人工濕地在中等水平進水藻密度條件下對氮磷等污染物的最佳去除條件為HSL在0.1 m3/(m2·d)時，其總氮、氨氮、總磷、COD的去除率分別為79.2%、78.9%、21.7%、85.2%；在HSL為0.3 m3/(m2·d)時，對氮磷等污染物的最佳去除條件為低進水藻密度，其總氮、氨氮、總磷、COD的去除率分別為85.8%、72.1%、40.2%、70.8%。

3.2 展望

根據菌藻生物體在人工濕地基質內的空間分布規律及時間變化規律，可以進一步探究人工濕地除藻更適宜的基質類型及顆粒級配方式，探究更優的人工濕地運行方式，以期更大程度地發揮人工濕地系統的除藻效能，為此技術在實際工程中的應用提供更大的可能。