集中連片池塘的尾水處理系統(tǒng)中氮磷的時空變化規(guī)律

徐嘉波，劉永士，施永海，袁新程，王建軍，劉建忠

(上海市水產(chǎn)研究所，上海市水產(chǎn)技術(shù)推廣站，上海 200433)

氮磷是水產(chǎn)養(yǎng)殖尾水排放的主要污染物，第一次全國污染源普查公報顯示，水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)總氮(TN)、總磷(TP)的排放分別占水環(huán)境總污染源的1.74%和3.69%，占農(nóng)業(yè)污染源的3.04%和5.48%[1]。近年來多項研究[2-4]表明，上海郊區(qū)河道、養(yǎng)殖場水源中氮磷綜合污染程度不容樂觀。與此同時，隨著綠色農(nóng)業(yè)發(fā)展理念的深入人心，越來越多的學(xué)者從水產(chǎn)養(yǎng)殖行業(yè)自身出發(fā)，認(rèn)為要確保水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)持續(xù)健康發(fā)展，必須降低養(yǎng)殖尾水對周邊環(huán)境的污染[5]，已著手開展生態(tài)養(yǎng)殖模式、養(yǎng)殖尾水處理等解決水質(zhì)污染，實現(xiàn)零污染、零排放的方案模式研究。目前，基于生態(tài)學(xué)理論的尾水處理方法和手段最為符合當(dāng)下綠色發(fā)展的要求，其主要凈化功能單元有濕地[6]、生態(tài)溝渠[7]、凈化池塘[8]的一種或多種組合。對這些凈化功能單元的研究主要有功能單元的配置，工藝流程以及各單元功能發(fā)揮主體的品種、組合，如動植物種類，品種組合等[9-10]。對凈化功能單元影響因子的研究主要包括溶氧和pH[11-12]、碳氮比[13]、水力負(fù)荷[14]、微生物群落結(jié)構(gòu)[15]和底泥[16]等。這些研究主要基于實驗室模型和小規(guī)模中試條件下開展，對基于集中連片池塘建立的尾水處理系統(tǒng)研究較少。而由集中連片池塘和尾水處理系統(tǒng)組成的水產(chǎn)養(yǎng)殖小區(qū)，涉及養(yǎng)殖池塘管理，排換水管理，尾水處理系統(tǒng)維護(hù)，同時受自然環(huán)境因素影響，情況更為錯綜復(fù)雜。有關(guān)水產(chǎn)養(yǎng)殖小區(qū)水質(zhì)時空變化規(guī)律和凈化效果尚且缺乏針對性的研究。

通過對TN和TP持續(xù)的時空監(jiān)測，分析氮磷在養(yǎng)殖小區(qū)內(nèi)的時空變化規(guī)律。目的是探明水產(chǎn)養(yǎng)殖小區(qū)排放尾水中氮磷經(jīng)各凈化功能區(qū)的削減狀況，分析尾水處理系統(tǒng)氮磷的削減機(jī)制，比較論證養(yǎng)殖尾水在處理系統(tǒng)各功能區(qū)的季節(jié)、月份變化規(guī)律，以期為構(gòu)建成熟的池塘養(yǎng)殖尾水處理系統(tǒng)，完善水產(chǎn)養(yǎng)殖小區(qū)排放水中氮磷削減技術(shù)，實現(xiàn)池塘養(yǎng)殖尾水處理達(dá)標(biāo)排放提供理論依據(jù)和數(shù)據(jù)支撐。

1 材料與方法

1.1 養(yǎng)殖小區(qū)概況

養(yǎng)殖小區(qū)位于上海市奉賢區(qū)南部某農(nóng)場內(nèi)，由集中連片池塘、生態(tài)溝渠和表面流濕地+凈化池塘組合構(gòu)成。其中，養(yǎng)殖功能單元，包含集中連片池塘17個，總計面積5.27 hm2，單個池塘面積約0.3 hm2，水深1.5 m；養(yǎng)殖尾水處理系統(tǒng)，包含生態(tài)溝渠和濕地+凈化池塘組合，總計面積為0.56 hm2。養(yǎng)殖功能單元與養(yǎng)殖尾水處理系統(tǒng)面積比為9.4∶1。所有池塘養(yǎng)殖尾水須經(jīng)養(yǎng)殖尾水處理系統(tǒng)處理后排放至自然水域。養(yǎng)殖小區(qū)構(gòu)建及尾水處理工藝流程見圖1。集中連片池塘的養(yǎng)殖尾水先進(jìn)入生態(tài)溝渠，生態(tài)溝渠為原總排水溝，將總排水溝出水口封閉，在生態(tài)溝渠水流方向末端設(shè)置4寸泵，將養(yǎng)殖尾水抽提至塑料膜包覆的引水渠(80 m × 0.3 m)，隨后水流依次流經(jīng)濕地、碎石壩(粒徑2～10 cm，上口寬1 m，下口寬0.9 m，長5 m，高0.8 m)和凈化池塘。濕地由兩條土壩分成3倉，每倉種植香蒲，凈化池塘由原養(yǎng)殖池塘改造，主要放養(yǎng)梭魚、少量放養(yǎng)青魚，并種植空心菜，凈化池塘內(nèi)養(yǎng)殖的魚類全程不投飼料。凈化池塘內(nèi)設(shè)置1.5 kW增氧機(jī)1臺。系統(tǒng)構(gòu)建參數(shù)如表1所示。

圖1 養(yǎng)殖小區(qū)構(gòu)建及尾水處理工藝流程Fig.1 Construction of aquafarm and aquaculture wastewatertreatment process

表1 養(yǎng)殖尾水處理系統(tǒng)構(gòu)建詳細(xì)參數(shù)Tab.1 Detailed construction parameters of aquaculture wastewater treatment system

1.2 養(yǎng)殖尾水處理系統(tǒng)運(yùn)行

6～10月期間，各養(yǎng)殖池塘主養(yǎng)品種分別為暗紋東方鲀當(dāng)年魚種(起始規(guī)格：7.5 g/尾；密度42 000尾/hm2)、商品魚(起始規(guī)格：150 g/尾；密度12 000尾/hm2)和羅氏沼蝦(起始規(guī)格：0.1 g/尾；密度675 000尾/hm2)，根據(jù)不同養(yǎng)殖品種的水質(zhì)管理需要，單個養(yǎng)殖池塘每10～15 d換水1次，每次換水為1/5池塘水體，養(yǎng)殖小區(qū)每次換水約持續(xù)5～7 d，養(yǎng)殖池塘通過各池塘閘門排水至生態(tài)溝渠，生態(tài)溝渠一端設(shè)置的2個4寸泵(單個流量為60 m3/h)將生態(tài)溝渠內(nèi)的水抽提至引水渠，依次流經(jīng)濕地+凈化池塘功能區(qū)。尾水排放時段集中在下午17：00至次日早上8：00期間，池塘排水即開啟生態(tài)溝渠2個4寸泵抽水，直至生態(tài)溝渠恢復(fù)池塘排水前的正常水位，排水期間開啟凈化池塘增氧機(jī)。運(yùn)行期間生態(tài)溝渠、濕地、凈化池塘水力停留時間分別為1.03 d、0.15 d和1.29 d。以15 d為一個換水周期計，尾水處理系統(tǒng)的運(yùn)行與非運(yùn)行時間比約為1∶1，在非運(yùn)行期間，凈化池塘增氧機(jī)參照養(yǎng)殖池塘管理，定期開啟。

1.3 水樣采集與水質(zhì)測定

水樣采集位點包括養(yǎng)殖池塘出水(D1)、生態(tài)溝渠出水(D2)、養(yǎng)殖小區(qū)排放水(D3)(圖1)。采集水樣測定TN和TP質(zhì)量濃度。TN質(zhì)量濃度測定采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法(HJ 636—2012)[17]，TP質(zhì)量濃度測定采用鉬酸銨比色法(GB 11893—89)[18]。

1.4 統(tǒng)計分析

數(shù)據(jù)歸納和圖表采用Excel 2010，數(shù)據(jù)分析采用SPSS 19.0軟件。TN和TP質(zhì)量濃度數(shù)據(jù)以平均數(shù)±標(biāo)準(zhǔn)差的形式表示。共檢測各位點TN和TP數(shù)據(jù)32批次，其中池塘出水為當(dāng)批次排水的各池塘出水均值。對整個研究周期內(nèi)，養(yǎng)殖池塘出水和養(yǎng)殖小區(qū)排放水的TN、TP，采用配對樣本T檢驗。根據(jù)立秋節(jié)氣，定義6月5日至8月13日為夏季水樣采集時段(23℃升溫至29℃)，8月22日至10月26日為秋季水樣采集時段(29℃降溫至20℃)。夏秋季養(yǎng)殖小區(qū)沿程：池塘出水、生態(tài)溝渠出水和養(yǎng)殖小區(qū)排放水的TN、TP，采用雙因素重復(fù)方差分析(P=0.05)，分析夏秋季與養(yǎng)殖小區(qū)沿程對TN、TP的交互作用，通過對學(xué)生化殘差的分析，經(jīng)Shapiro-Wilk檢驗，各組數(shù)據(jù)服從正態(tài)分布(P>0.05)；通過學(xué)生化殘差是否超過±3倍的標(biāo)準(zhǔn)差判斷，各組數(shù)據(jù)無異常值，再行Mauchly’s球形假設(shè)檢驗，使用Greenhouse & Geisser方法校正系數(shù)。月份對池塘出水、生態(tài)溝渠出水和養(yǎng)殖小區(qū)排放水的TN、TP影響，采用單因素方差分析(P=0.05)。

2 結(jié)果

2.1 養(yǎng)殖小區(qū)TN時空變化

2.1.1 養(yǎng)殖小區(qū)不同功能區(qū)TN的變化

試驗期間，養(yǎng)殖小區(qū)養(yǎng)殖尾水總氮(TN)空間變化如表2所示，經(jīng)生態(tài)溝渠凈化，TN顯著降低(P<0.05)，削減率為22.22%；養(yǎng)殖尾水自生態(tài)溝渠經(jīng)濕地+凈化池塘組合凈化，TN顯著降低(P<0.05)，削減率為26.74%；養(yǎng)殖尾水經(jīng)生態(tài)溝渠和濕地+凈化池塘組合凈化處理后，養(yǎng)殖小區(qū)排放水TN(1.318±0.408 mg/L)顯著降低(P<0.05)，削減率為43.02%。

表2 養(yǎng)殖尾水TN的空間變化Tab.2 TN space variation of aquaculture wastewater

2.1.2 養(yǎng)殖小區(qū)夏秋季TN變化

養(yǎng)殖尾水處理系統(tǒng)沿程與季節(jié)的TN質(zhì)量濃度變化見表3。

表3 養(yǎng)殖尾水處理系統(tǒng)沿程與季節(jié)的TN質(zhì)量濃度變化Tab.3 Variation of TN concentration along the way and seasonin the aquaculture treatment system

整體分析(雙因素重復(fù)測量方差分析)發(fā)現(xiàn)沿程比較、沿程與季節(jié)交互作用均有顯著性差異(P<0.05)。再使用Bonferroni校正法精細(xì)比較：夏季和秋季的池塘出水與生態(tài)溝渠出水、生態(tài)溝渠出水與養(yǎng)殖小區(qū)排放水以及池塘出水與養(yǎng)殖小區(qū)排放水均有極顯著性差異(P<0.01)。夏季、秋季的各級沿程間均有極顯著差異(P<0.01)。

2.1.3 養(yǎng)殖小區(qū)各月份TN變化

養(yǎng)殖小區(qū)池塘出水TN逐月遞增，8～10月顯著增加(P<0.05)；生態(tài)溝渠出水TN逐月增加，7～10月顯著增加(P<0.05)；養(yǎng)殖小區(qū)排放水TN分6～7月和8～10月兩個階段，階段間顯著增加(P<0.05)，階段內(nèi)差異不顯著(P>0.05)(圖2)。

圖2 養(yǎng)殖小區(qū)6～10月TN各沿程質(zhì)量濃度變化Fig.2 Aquafarm TN changes along the wayfrom June to October

養(yǎng)殖小區(qū)對TN的削減主要發(fā)生在生態(tài)溝渠和濕地+凈化池塘組合功能單元，生態(tài)溝渠對TN的削減，除6月TN削減率較低外，7～10月TN削減率穩(wěn)定在19%～29%之間，且逐月遞增。濕地+凈化池塘組合對TN的削減，6、8月的TN削減率較低外，7、9、10月的TN削減率在30%～40%間。試驗期間，養(yǎng)殖小區(qū)6月TN削減率最低，為13.83%；10月TN削減率最高，達(dá)57.26%(圖3)。

圖3 養(yǎng)殖小區(qū)6～10月TN各沿程削減率Fig.3 Reduction rate of TN in the aquafarm along the wayfrom June to October

2.2 養(yǎng)殖小區(qū)TP時空變化

2.2.1 養(yǎng)殖小區(qū)不同功能區(qū)TP的變化

試驗期間，養(yǎng)殖小區(qū)養(yǎng)殖尾水TP空間變化如表4所示，經(jīng)生態(tài)溝渠凈化，TP顯著降低(P<0.05)，削減率為36.29%；養(yǎng)殖尾水自生態(tài)溝渠經(jīng)濕地+凈化池塘組合凈化，TP略有升高(P>0.05)，削減率為-9.26%；盡管如此，養(yǎng)殖尾水經(jīng)生態(tài)溝渠和濕地+凈化池塘組合凈化處理后，養(yǎng)殖小區(qū)排放水TP (0.325±0.160 mg/L)顯著降低(P<0.05)，削減率為30.39%。

表4 養(yǎng)殖尾水TP的空間變化Tab.4 TP space variation of aquaculture wastewater

2.2.2 養(yǎng)殖小區(qū)夏秋季TP變化

采用雙因素重復(fù)測量方差分析方法，判斷夏秋季不同沿程對TP質(zhì)量濃度的影響。季節(jié)與沿程無交互作用。夏秋季對TP的主效應(yīng)不具有統(tǒng)計學(xué)意義(P>0.05)。池塘出水TP(0.467±0.272 mg/L)與生態(tài)溝渠出水TP(0.297±0.125 mg/L)具有顯著性差異(P=0.006，<0.05)，生態(tài)溝渠出水TP(0.297±0.125 mg/L)與養(yǎng)殖小區(qū)排放水TP(0.325±0.160 mg/L)差異不顯著(P>0.05)，池塘出水TP與養(yǎng)殖小區(qū)排放水TP具有顯著性差異(P=0.008，<0.05)。分析結(jié)果與養(yǎng)殖尾水TP的空間變化的配對樣本T檢驗結(jié)果一致。

2.2.3 養(yǎng)殖小區(qū)不同月份TP變化

養(yǎng)殖小區(qū)池塘出水TP變化呈峰谷狀，6月為谷底，9月為峰頂，至10月回落至6月水平；生態(tài)溝渠出水與養(yǎng)殖小區(qū)排放水TP隨月份的變化趨勢與池塘出水相似(圖4)。

圖4 養(yǎng)殖小區(qū)6～10月TP各沿程質(zhì)量濃度變化Fig.4 Aquafarm TP changes along the wayfrom June to October

生態(tài)溝渠為養(yǎng)殖小區(qū)TP削減的主要功能單元，其對池塘出水TP的削減表現(xiàn)為，6月最低為25.16%，7、8、10月在35%上下，9月高達(dá)46.47%。但在6、8、9月，養(yǎng)殖小區(qū)排放水TP分別高于同期生態(tài)溝渠出水TP，濕地+凈化池塘組合對TP的削減為負(fù)值，且7、10月濕地+凈化池塘組合對TP的削減表現(xiàn)并不顯著，分別為11.89%和1.57%(圖5)。

圖5 養(yǎng)殖小區(qū)6～10月TP各沿程削減率Fig.5 Reduction rate of TP in the aquafarm along theway from June to October

3 討論

3.1 養(yǎng)殖小區(qū)TN夏秋季與沿程時空交互作用

夏秋季池塘出水與養(yǎng)殖小區(qū)排放水均有顯著差異(P<0.05)，分別下降34.7%和47.2%，說明夏秋季的季節(jié)因素對尾水處理的顯著效果影響微弱。整個試驗期、夏、秋季，濕地+凈化池塘組合對TN的削減率為26.74%、22.4%和29.2%，對應(yīng)的生態(tài)溝渠對TN的削減率為22.22%、15.9%和25.4%，說明濕地+凈化池塘組合對TN的凈化效果完全優(yōu)于生態(tài)溝渠。生態(tài)溝渠對氮的削減包括固體懸浮顆粒的沉降、底泥截留吸附、植物攔截吸收和微生物反硝化作用等[7,19-20]。其中懸浮顆粒的沉降、底泥截留吸附作用滯留的有機(jī)氮，最終仍在生態(tài)溝渠中，在微生物作用下，礦化為無機(jī)氮，脫氮主要依靠：一是植物攔截吸收，根據(jù)植物生長特性，隨著生物量的增長而呈正相關(guān)；二是反硝化作用，上述作用在養(yǎng)殖小區(qū)內(nèi)完成氮素的物質(zhì)形態(tài)轉(zhuǎn)化，分別以植物蛋白與核酸，以及氮氣的形式脫氮。而濕地+凈化池塘組合除生態(tài)溝渠具有的脫氮機(jī)制外，還具有動物生態(tài)位脫氮功能，梭魚攝食含氮有機(jī)碎屑，將有機(jī)氮轉(zhuǎn)化為動物蛋白。

池塘出水TN在夏秋季差異顯著(表2)，其差異性主要由養(yǎng)殖中后期(8～10月)池塘出水TN顯著升高造成(圖2)。這與孫振中等[4]的研究結(jié)果一致。TN持續(xù)升高主要有3個原因：主因為TN來源大幅增加，飼料占養(yǎng)殖池塘氮總輸入的68%～92%[5]，6～10月養(yǎng)殖飼料的投入不斷增加和積累；其次，還包括養(yǎng)殖對象集群擾動以及增氧機(jī)開啟擾動造成的底泥釋放，高強(qiáng)度擾動時，底泥釋氮強(qiáng)度是靜置條件下的2.1倍[21]，還有隨著水溫升高而導(dǎo)致的低飽和溶氧條件，低溶氧或缺氧狀態(tài)下底泥釋放氮強(qiáng)度大[21]；此外，反硝化作用受到活性磷升高的抑制，脫氮效果降低[22]，本研究雖未測定有效磷，但TP在6～9月不斷上升，TP可能與有效磷呈正相關(guān)。

生態(tài)溝渠夏秋季削減效果差異，主要與生態(tài)溝渠內(nèi)碳氮比有關(guān)，夏季水生植物生長對碳的需求量遠(yuǎn)大于氮，導(dǎo)致水體碳氮比下降，低碳氮比造成生態(tài)溝渠中碳源缺乏，抑制了微生物的反硝化反應(yīng)，降低脫氮效果[23]；進(jìn)入秋季，隨著養(yǎng)殖飼料投入量逐漸增加，大量有機(jī)物排放進(jìn)入生態(tài)溝渠，碳氮比的升高有利于脫氮作用降低水體無機(jī)氮[24]，此外，池塘排水中以殘飼、糞便、碎屑為有機(jī)氮載體的大顆粒物或大分子在生態(tài)溝渠物理沉降，使得有機(jī)氮含量明顯下降。這兩個因素致使生態(tài)溝渠秋季TN削減效果顯著。

TN在6月的削減率明顯低于其他月份，一是該階段池塘出水TN本底值偏低，研究表明各種細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)分布、豐度與TN中各形態(tài)的氮均有正相關(guān)性[15]，二是水生植物處于生長期，生物量不足，根系不夠發(fā)達(dá)，生物同化作用在整個養(yǎng)殖期內(nèi)最弱。7～10月隨著生態(tài)溝渠水生植物生物量的增加，對氮的積累增加[25]，以及生物同化作用的增強(qiáng)，TN削減率呈線性增加。8月濕地+凈化池塘組合內(nèi)削減率明顯較低，這與高水溫影響梭魚攝食有關(guān)。總體而言，由圖2各月各位點的顯著性差異可知，從池塘出水各月的顯著性增加至養(yǎng)殖小區(qū)排放水僅分為6～7月與8～10月的階段差異，說明養(yǎng)殖小區(qū)排放水經(jīng)凈化處理后TN穩(wěn)定維持在較低質(zhì)量濃度區(qū)間。8～10月TN削減率反而呈增長勢，這與吳華山等[26]研究結(jié)果不同，通常水生植物主導(dǎo)的處理系統(tǒng)，隨著溫度的降低，系統(tǒng)對TN的削減呈下降勢，這與所選水生植物的生長受環(huán)境因素影響有關(guān)，本研究所選水生動植物組合的尾水處理系統(tǒng)有較長的功能發(fā)揮期，不僅彌補(bǔ)水生植物受環(huán)境影響較大的缺點，且以生長特性與食性符合生物位脫氮要求的水生動物作為凈化功能區(qū)養(yǎng)殖品種，其脫氮功能可最大程度地與池塘主養(yǎng)對象在養(yǎng)殖周期上保持同步性。

3.2 養(yǎng)殖小區(qū)TP夏秋季與沿程交互作用

池塘中磷的輸入主要是飼料，占97%～98%，磷的輸出中沉積于底泥的磷占72%～89%[5,27]，因此底泥磷的釋放是養(yǎng)殖池塘TP變化的主要因素。隨著養(yǎng)殖月份的增加，投入飼料累計量增加，產(chǎn)生的殘飼、糞便增加，這些含磷物質(zhì)沉積于底泥，其分解會向上覆水釋放大量的磷[28]，且厭氧環(huán)境會促使底泥釋放[29]，6～8月隨水溫升高，水體氧飽和度逐漸下降，溶氧降低，底泥水界面易呈厭氧環(huán)境而促使底泥釋放磷，導(dǎo)致TP升高，至9～10月，隨著水溫回落，水體氧飽和度上升，溶氧升高，底泥磷釋放減弱。

生態(tài)溝渠對TP的削減作用顯著，這一研究結(jié)果與張樹楠等[30]、朱金格等[31]一致。對TP的削減依靠生態(tài)溝渠中顆粒態(tài)磷的沉淀、底泥吸附作用和水生植物的吸收同化作用。其中，沉淀吸附作用在本養(yǎng)殖小區(qū)生態(tài)溝渠中具有特異性，表現(xiàn)為在生態(tài)溝渠內(nèi)各沿程間隔一定距離有池塘排水口，底泥在沿程呈峰谷狀，尾水排放時對底泥沖擊大，使得底泥沉積的磷呈現(xiàn)沉淀吸附—沖擊釋放—沉淀吸附的動態(tài)性，對TP的削減具有動態(tài)的影響，盡管如此，水生植物的吸收同化作用在生態(tài)溝渠中隨生物量的增加對TP的削減增加[20]，如圖5所示，生態(tài)溝渠削減率表現(xiàn)為25.16%～46.47%間波動。

濕地+凈化池塘組合對TP的削減在6、8、9月出現(xiàn)負(fù)值，與凈化池塘內(nèi)養(yǎng)殖梭魚有關(guān)，梭魚有啃底泥的食性，因其啃食底泥導(dǎo)致底泥磷釋放，由于尾水截至流經(jīng)濕地對TP的削減尚處于正向通道，因此TP在濕地+凈化池塘組合的不顯著升高(削減率-9.26%)，主要由凈化池塘底泥釋放造成，后期采用梭魚網(wǎng)箱養(yǎng)殖的方式，可解決這一負(fù)面影響。盡管如此，養(yǎng)殖小區(qū)排放水TP較池塘出水仍可顯著削減30.39%。

4 結(jié)論

生態(tài)溝渠和濕地+凈化池塘組合構(gòu)成的養(yǎng)殖尾水處理系統(tǒng)，6～10月間，對養(yǎng)殖尾水TN顯著削減43.02%，TP顯著削減30.39%。養(yǎng)殖小區(qū)排放水TN、TP符合SC/T 9101—2007《淡水池塘養(yǎng)殖水排放要求》一級排放標(biāo)準(zhǔn)。夏秋季與沿程的時空交互作用對TN有顯著影響，秋季對TN的削減優(yōu)于夏季，濕地+凈化池塘組合對TN的凈化效果優(yōu)于生態(tài)溝渠。夏秋季與沿程的時空對TP不存在交互效應(yīng)，夏秋季對TP的主效應(yīng)不具有統(tǒng)計學(xué)意義，生態(tài)溝渠是TP的主要凈化功能單元。建議優(yōu)化凈化池塘水生動植物組合，減少水生動物對氮磷去除的負(fù)面影響。建議優(yōu)化濕地構(gòu)造與水生植物組合，提高氮磷凈化效果，使其成為一個獨立的凈化功能區(qū)，進(jìn)而提高養(yǎng)殖尾水處理系統(tǒng)凈化效能。

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