王小平，陳曜，黃茹婷，陳眾

1.銅陵市環(huán)境保護科學研究所

2.安徽省銅陵生態(tài)環(huán)境監(jiān)測中心

3.安徽大學資源與環(huán)境工程學院

生物滯留池作為一種源頭控制的低影響開發(fā)（LID）措施，能有效緩解城市內澇和雨水徑流污染[1-2]。傳統(tǒng)生物滯留池對初期雨水中總懸浮物、重金屬等去除效果較好[3]，但對氮、磷去除效果較差，甚至出現氮磷淋失現象，導致生物滯留池出水中氮磷濃度不降反升[4]。有研究表明，填料的種類和性能決定著生物滯留池的脫氮除磷效果。目前，生物滯留池多使用土壤及砂作為滲濾填料，但傳統(tǒng)砂土填料存在生物活性弱、污染物去除能力不足等缺陷。研究人員通過在傳統(tǒng)砂土填料中添加一定的改性材料，增強系統(tǒng)的水質凈化效果。如Yan 等[5]將蒙脫石通過10%硫酸鋁溶液處理后強化了生物滯留池系統(tǒng)對磷的去除；張哲源[6]將木屑發(fā)酵后添加到沙壤土中，得出添加量為5%時生物滯留池系統(tǒng)性能最佳；朋四海等[7]在生物滯留池黏土層中摻雜未經發(fā)酵的木屑，總磷（TP）和氨氮（NH3-N）的去除率均達到80%。

固定化技術具有微生物濃度高、體系穩(wěn)定性強、污染物去除率高、外界環(huán)境影響小等優(yōu)點[8-9]，尤其與菌-藻共生技術聯合，在污水處理領域受到廣泛關注[10-11]。由于活藻的局限性，其鮮少用于生物滯留池填料的改良。因微藻廉價易得，其制成的藻粉是天然的綠色高效吸附劑，不受高濃度毒物和陽光的影響，在實際水處理中具有極強的優(yōu)勢。筆者采用藻粉與活性污泥混合制成固定化菌藻填料，通過淋洗試驗驗證其性能，將不同配比的固定化菌藻填料與沸石用于生物滯留池系統(tǒng)，分析其在不同淹沒高度和落干期下的脫氮除磷效果，以期為強化生物滯留池對雨水中污染物的去除能力提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

活性污泥取自銅陵市某污水處理廠二沉池，培養(yǎng)完成后過濾雜物，離心制得濃縮液，于4 ℃下保存?zhèn)溆?。蛋白核小球藻（Chlorella pyrenoidosa）購自中國科學院武漢水生生物研究所。將培養(yǎng)后的蛋白核小球藻在干燥箱中于60 ℃烘干，研磨后過100 目篩得到藻粉，備用。

固定化菌藻填料的制備：將50 g 海藻酸鈉和870 mL 去離子水一起放入燒杯中加熱攪拌，完全溶解后放涼，分別加入40 g 的藻粉和活性污泥濃縮液，再次攪拌均勻后制得菌藻混合液。在預冷的2%CaCl2和2% BaCl2混合溶液液面以上20 cm 處用注射器滴下，即形成直徑3 mm 左右的固定化菌藻膠球，置于0~4 ℃冰箱中固化交聯24 h 后備用。

1.2 試驗裝置

試驗裝置為由高密度聚乙烯（HDPE）材質制造的底部直徑40 cm、高100 cm 的圓柱體試驗柱（圖1）。裝置內部自上而下依次為超高層（5 cm）、蓄水層（10 cm）、覆蓋層（5 cm）、種植土層（15 cm）、填料層（50 cm）、排水層（15 cm）。覆蓋層填充粒徑為10~15 mm 的碎石，種植土層填充黏土和砂混合物，排水層填充粒徑20~30 mm 的礫石；填料層由固定化菌藻填料與沸石按一定比例組成，固定化菌藻填料占填料層的2/5 記為G1 組〔圖1（a）〕，占填料層的4/5 記為G2 組〔圖1（b）〕。在試驗柱內填料層厚度1/2 處設有取水口，以考察雨水經過種植土層和部分填料層后的處理情況；試驗柱旁設有與柱底相連通的出水柱，出水柱分別在30、60 cm 處設置取水口以控制淹沒區(qū)高度，考察雨水經過完整的好氧-缺氧-厭氧過程后的處理情況。為避免試驗柱內上層結構質量對固定化菌藻填料膠球的擠壓變形甚至破壞，在固定化菌藻填料與沸石相交界面設置多孔限位承托板。試驗柱外壁使用保溫膜覆蓋，減少外界環(huán)境溫度的影響。試驗進水為人工模擬初期雨水，COD 為150 mg/L，NH3-N 濃度為8 mg/L，總氮（TN）濃度為10 mg/L，TP 濃度為2 mg/L。

圖1 試驗柱結構示意Fig.1 Structure of experimental columns

1.3 試驗內容

1.3.1 固定化菌藻填料淋洗試驗

2022 年5 月10—22 日，開展固定化菌藻填料淋洗試驗，評價固定化菌藻填料在去離子水連續(xù)淋洗條件下營養(yǎng)物的釋放特征。稱取10 顆固定化菌藻填料（含6.22 mg 蛋白核小球藻粉）加入到40 mL 去離子水中，在100 r/min 下振蕩24 h 后以500 r/min高速離心15 min，取上清液經0.45 μm 孔徑濾紙過濾后測定TN 和TP 濃度，計算固定化菌藻填料TP 和TN 累計淋失量（以每g 藻粉計，全文同）。取出固定化菌藻填料清洗后再次加入到40 mL 去離子水中，重復上述試驗，如此往復，12 次后結束試驗。作為對照，稱取6.22 mg 蛋白核小球藻粉在同一試驗條件下進行淋洗試驗。所有試驗均設置3 組平行。

1.3.2 淹沒高度影響試驗

2022 年5 月25 日—6 月11 日，開展淹沒高度對固定化菌藻生物滯留池氮磷去除效果影響試驗。分別設置試驗柱淹沒高度為0、30 和60 cm（記為G1-0、G1-30、G1-60 和G2-0、G2-30、G2-60），設計進水量18 L，連續(xù)進水2 h，水力負荷為1.72 m3/（m2·d）；間隔22 h 后再次進水，重復上述試驗，如此往復，12 次后結束試驗。每次進水結束時測定出口處的COD、NH3-N、TN、TP 濃度，每2 次進水結束時測定填料層1/2 處的溶解氧（DO）、NH3-N、TN、TP 濃度與COD。

1.3.3 落干期影響試驗

2022 年6 月14—24 日，開展不同落干期對固定化菌藻填料生物滯留池氮磷去除效果影響試驗。在試驗柱淹沒高度為30 cm 下進行，設計進水量18 L，連續(xù)進水2 h，水力負荷為1.72 m3/（m2·d），分別間隔2、3、4、5、6、7 和8 d 后再次進水，進水結束時測定出水中的NH3-N、TN、TP 濃度。

1.4 指標分析與數據處理方法

DO 濃度采用熒光法（便攜式溶氧儀，S4-Meter，METTLER）測定，COD 采用重鉻酸鹽法測定，NH3-N和TN 濃度采用HJ/T 199—2005 氣相分子吸收光譜法（氣相分子吸收光譜儀，GMA3510，森普）測定，TP 濃度采用GB 11 893—1989 鉬酸銨分光光度法（紫外可見分光光度計，UV1200，MAPADA）測定。

采用Excel 2003 軟件對數據進行處理和分析，采用Origin 2018 軟件進行圖表繪制。

2 結果與分析

2.1 固定化菌藻填料的TP 和TN 淋失量

固定化菌藻填料TP 和TN 累計淋失量如圖2所示。由圖2 可知，在去離子水淋洗條件下，隨著淋洗次數增加，2 個處理組的TP 和TN 淋失量也隨之增長，且蛋白核小球藻中TP、TN 累計淋失量遠高于固定化菌藻填料。第12 次淋洗后，蛋白核小球藻TP、TN 累計淋失量分別為81.98 和230.12 mg/g。同樣條件下，固定化菌藻在前8 次淋洗中，未檢測出淋失的TP、TN；從第9 次淋洗開始，TP、TN 濃度逐漸緩慢增長；第12 次淋洗后，TP、TN 累計淋失量分別為9.21 和29.61 mg/g，只有蛋白核小球藻淋失量的1/11 和1/13。固定化菌藻填料淋洗試驗在前8 次淋洗中膠球均未破裂，而在第9 次淋洗時由于過高的振蕩速度導致膠球破裂從而檢測出營養(yǎng)物，因此在實際應用中做好膠球保護，可避免固定化菌藻填料中營養(yǎng)物淋出現象?？梢?，菌藻經過固定化后可以作為生物滯留池填料。

圖2 固定化菌藻填料TP 和TN 累計淋失量（以每g 藻粉計）Fig.2 Cumulative TN and TP leaching amount from immobilized bacteria and algae filler (calculated per gram of algae powder)

2.2 不同淹沒高度對污染物去除效果的影響

2.2.1 對COD 去除效果的影響

不同淹沒高度下2 種配比填料的生物滯留池在填料層1/2 處對COD 的去除效果如圖3 所示。由圖3 可知，試驗結束時，淹沒高度為0 cm 時，G1、G2組對COD 的平均去除率分別為37.40%和42.50%；淹沒高度為30 cm 時，G1、G2 組對COD 的平均去除率分別為44.20%和51.50%；淹沒高度為60 cm時，G1、G2 組對COD 的平均去除率分別為47.50%和53.30%。

圖3 各處理組在填料層1/2 處的COD 變化和去除率Fig.3 Concentration changes and removal rates of COD at 1/2 of the filler layer of each treatment group

不同淹沒高度下2 種配比填料的生物滯留池在出水口處對COD 的去除效果如圖4 所示。由圖4可知，G1、G2 組分別在第9 和8 天開始穩(wěn)定出水，且隨著淹沒高度的增加，G1、G2 組出水COD 不斷下降，對COD 的去除率不斷提高，G2 對COD 的去除效果大于G1。淹沒高度為0 cm 時，G1、G2 組對COD 的平均去除率分別為39.03%和50.99%；淹沒高度為30 cm 時，G1 組、G2 組對COD 的平均去除率分別為41.62%和56.36%；淹沒高度為60 cm 時，G1、G2 組對COD 的平均去除率分別為44.35%和60.28%，G2 組的出水COD 達到GB 18918—2002《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》一級B 標準（小于60 mg/L）。不同淹沒高度下2 種配比填料的生物滯留池對COD 的去除效果從大到小依次為G2-60、G2-30、G2-0、G1-60、G1-30、G1-0。

圖4 各處理組在出水口處的COD 變化和去除率Fig.4 Concentration changes and removal rates of COD at the outlet of each treatment group

2.2.2 對NH3-N、TN 去除效果的影響

不同淹沒高度下2 種配比填料的生物滯留池在填料層1/2 處對NH3-N、TN 去除效果如圖5 所示。由圖5 可知，隨著淹沒高度的增加，G1、G2 組填料層1/2 處的NH3-N、TN 濃度不斷下降，對NH3-N、TN 的去除率不斷提高，對NH3-N、TN 的去除效果為G2 高于G1。試驗結束時，淹沒高度為0 cm 時，G1、G2 組對NH3-N 的平均去除率分別為51.38%和54.00%，對TN 的平均去除率分別為42.10%和44.40%；淹沒高度為30 cm 時，G1、G2 組對NH3-N的平均去除率分別為59.75%和66.13%，對TN 的平均去除率分別為49.20%和55.50%；淹沒高度為60 cm 時，G1、G2 組對NH3-N 的平均去除率分別為64.25%和67.88%，對TN 的平均去除率分別為53.30%和56.40%。

圖5 各處理組在填料層1/2 處的NH3-N、TN 濃度變化和去除率Fig.5 Concentration changes and removal rates of NH3-N and TN at 1/2 of the filler layer of each treatment group

不同淹沒高度下2 種配比填料的生物滯留池在出水口處對NH3-N、TN 的去除效果如圖6 所示。由圖6 可知，淹沒高度為0、30 和60 cm 時，生物滯留池分別在第9、8 和8 天開始穩(wěn)定出水，且隨著淹沒高度的增加，G1、G2 組對NH3-N、TN 的去除率不斷提高，對NH3-N、TN 的去除效果為G2 優(yōu)于G1。淹沒高度為0 cm 時，G1、G2 組對NH3-N 的平均去除率分別為55.88%和61.13%，對TN 的平均去除率分別為56.40%和59.20%，G1、G2 組的出水NH3-N 濃度均優(yōu)于GB 18918—2002 一級A 標準（小于5 mg/L）。當淹沒高度升至30 和60 cm 時，水封環(huán)境加快厭氧菌生長，G1、G2 組的出水NH3-N、TN 濃度提前1 d穩(wěn)定。淹沒高度為30 cm 時，G1、G2 組對NH3-N 的平均去除率分別為64.25%和70.25%，對TN 的平均去除率分別為62.30%和67.60%，G1、G2 組出水NH3-N 濃度均優(yōu)于一級A 標準（小于5 mg/L）；淹沒高度為60 cm 時，G1、G2 組對NH3-N 的平均去除率分別為68.25%和72.00%，對TN 的平均去除率分別為64.20%和68.70%，G1、G2 組出水NH3-N 濃度均優(yōu)于一級A 標準（小于5 mg/L），且G2 組出水NH3-N濃度接近GB 3838—2002《地表水環(huán)境質量標準》Ⅴ類水質標準（小于2 mg/L）。不同淹沒高度下2 種配比填料的生物滯留池對NH3-N、TN 的去除效果從大到小依次為G2-60、G2-30、G1-60、G1-30、G2-0、G1-0。

圖6 各處理組在出水口處的NH3-N、TN 濃度變化和去除率Fig.6 Concentration changes and removal rates of NH3-N and TN at the outlet of each treatment group

2.2.3 對TP 去除效果的影響

不同淹沒高度下2 種配比填料的生物滯留池在填料層1/2 處對TP 去除效果如圖7 所示。由圖7可知，試驗結束時，淹沒高度為0 cm 時，G1、G2 組對TP 的平均去除率分別為66.00%和71.00%；淹沒高度為30 cm 時，G1、G2 組對TP 的平均去除率分別為68.00%和76.00%；淹沒高度為60 cm 時，G1、G2 組對TP 的平均去除率分別為64.00%和65.00%。

圖7 各處理組在填料層1/2 處的TP 濃度變化和去除率Fig.7 Concentration changes and removal rates of TP at 1/2 of the filler layer of each treatment group

不同淹沒高度下2 種配比填料的生物滯留池在出水口處對TP 的去除效果如圖8 所示。由圖8 可知，淹沒高度為0 和30 cm 時，G1、G2 組分別在第6 和8 天開始穩(wěn)定出水；淹沒高度為60 cm 時，G1、G2 組均在第7 天開始穩(wěn)定出水。當淹沒高度為0 cm 時，G1 組出水TP 濃度穩(wěn)定時間早于G2 組，但最終出水TP 濃度二者差異不明顯，G1、G2 組對TP 的平均去除率分別為79.50%和78.00%，G1、G2 組的出水TP 濃度均優(yōu)于一級A 標準（小于0.5 mg/L），且G1 的出水TP 濃度接近Ⅴ類水質標準（小于0.4 mg/L）。當淹沒高度為30 cm 時，G1 組出水TP 濃度穩(wěn)定時間早于G2 組，但G2 組出水TP 濃度遠低于G1 組，G1、G2 組對TP 的平均去除率分別為74.50%和86.00%，G1 組的出水TP 濃度接近一級A 標準（小于0.5 mg/L），G2 組的出水TP 濃度優(yōu)于Ⅳ類水質標準（小于0.3 mg/L）；當淹沒高度為60 cm 時，G1、G2 組出水TP 濃度穩(wěn)定時間大致相當，二者對TP 的平均去除率分別為70.05%和71.00%，G1、G2 組的出水TP 濃度均劣于一級A 標準（小于0.5 mg/L）。不同淹沒高度下2 種配比填料的生物滯留池對TP 的去除效果從大到小依次為G2-30、G1-0、G2-0、G1-30、G2-60、G1-60。

圖8 各處理組在出口處的TP 濃度變化和TP 去除率Fig.8 Concentration changes and removal rates of TP at the outlet of each treatment group

2.3 不同落干期對氮磷去除效果的影響

不同落干期2 種配比填料的生物滯留池對污染物的去除效果如圖9 所示。由圖9 可知，隨著落干期的延長，整個生物滯留系統(tǒng)中DO 濃度逐步降低，淹沒高度以下的填料更是形成局部的水封環(huán)境，創(chuàng)造了更加嚴格的厭氧環(huán)境，有利于聚磷菌和反硝化菌的生長繁殖，G1、G2 組的出水NH3-N 和TN 濃度均增加，而出水TP 濃度逐漸下降，即落干期時間越長越有利于TP 的去除，但不利于NH3-N 和TN 的去除。同一落干期下，G2 組對污染物的去除效果均優(yōu)于G1 組。落干期為2 d 時，NH3-N 和TN 的去除率最高，TP 去除率最低，G1、G2 組對NH3-N 的去除率分別為63.50%和69.38%，對TN 的去除率分別為62.00%和67.10%，對TP 的去除率分別為75.50%和86.00%。當落干期提高到8 d 時，NH3-N 和TN 的去除率最低，TP 去除率最高，G1、G2 組對NH3-N的去除率分別55.13%和64.88%，對TN 的去除率分別為57.70%和65.70%，對TP 的去除率分別為80.50%和90.00%，此時G1 組的出水TP 濃度達到Ⅴ類水質標準（小于0.4 mg/L），G2 組的出水TP 濃度更是達到Ⅲ類水質標準（小于0.2 mg/L）。落干期時間較短時，生物滯留池TN 去除率低于NH3-N 去除率；落干期時間較長時，TN 去除率接近甚至超過NH3-N 去除率。這是因為在較充足的落干時間下，填料吸附的氮磷等營養(yǎng)物逐步轉化為穩(wěn)結態(tài)腐殖質、緊結態(tài)腐殖質，不易被淋洗，若落干時間不足，大量不穩(wěn)定的松結態(tài)腐殖質被淋洗出來，從而影響TN 的去除率。

圖9 不同落干期下各處理組對氮磷的去除效果Fig.9 Removal of nitrogen and phosphorus by each treatment group at different durations of drying periods

3 討論

3.1 氮去除機理探討

由于本研究溶液初始pH 為6.5，通過氨揮發(fā)去除氮的可能性較小，氮的去除主要取決于微生物作用和填料吸收。本試驗TN 主要成分是NH3-N，而NH3-N 在生物滯留池中主要受彌散、吸附-解吸等[12]作用影響，其中土壤對NH3-N 有較好的去除效果[13]，且以不均勻吸附為主，而對NO3-N 基本沒有吸附作用，本試驗填料層1/2 處水體NH3-N 去除率與出水口處僅相差5%以內，說明雨水中的NH3-N 在進入填料層之前已經被種植土層中的土壤大量去除。在實際降雨過程中，由于下滲較快，雨水在生物滯留池內停留時間較短，導致生物滯留池反硝化效率很低。Grebel 等[14]將出流管提升一定高度使滯留池內部形成一段淹沒區(qū)，延長的水力停留時間和營造的厭氧環(huán)境促進了微生物反硝化作用，出水中的TN 濃度明顯降低。在淹沒高度相同時，G1 組出水NH3-N濃度始終高于G2 組，說明僅靠沸石填料去除NH3-N效果有限。隨著淹沒高度的增加，雨水在生物滯留池內部的水力停留時間不斷延長，保證了污染物與土壤、填料、植物以及微生物充分接觸，NH3-N、TN 去除率均不斷升高。與淹沒高度為30 cm 時的NH3-N 去除率相比，G1、G2 組在淹沒高度為60 cm時的NH3-N 去除率分別僅提高了3.62%和2.00%，這可能與淹沒位置過高，硝化反應所需的好氧空間不足，導致部分NH3-N 不能及時得到處理有關。Davis 等[15-16]研究均已證實過高的淹沒高度導致水力停留時間過長，容易出現水溫升高、pH 變化、填料解吸附等現象，也會導致去除率降低。G2 組在淹沒高度為30 cm 時NH3-N 去除率與G1 組在淹沒高度為60 cm 時的NH3-N 去除率相當，一方面，這可能與G2 組中帶負電荷的土壤顆粒[12,17]和藻粉[18]易吸附帶正電荷的NH3-N 有關；另一方面，G2 組中固定化菌藻填料一部分在淹沒高度以內，一部分處于淹沒高度以上，膠球內部濃縮的高活性微生物菌團分別快速向厭氧菌和好氧菌轉變[19]，硝化反應、反硝化反應得到強化，NH3-N 和TN 的去除率大幅提高。

3.2 磷去除機理探討

生物滯留池系統(tǒng)對TP 去除途徑包括填料吸附和聚磷菌的好氧吸收[6]。本試驗中的菌取自二沉池活性污泥，對磷具有一定去除效果。在淹沒高度為0 cm 時，G1 組填料層沸石占比高，沸石表面主要帶正電荷，易于吸附帶有負電的磷酸鹽，同時沸石含有大量金屬氧化物，易與磷酸鹽形成絡合物或形成化學鍵；而G2 組固定化菌藻填料（微生物）占比高，由于填料層所處位置相對厭氧，聚磷菌吸收磷效果較差，因此G1 組對TP 的去除率高于G2 組。由于聚磷菌厭氧釋磷的特性，微生物對磷的吸收效果主要受滯留池系統(tǒng)DO 濃度分布的影響，根據本試驗進水口、1/2 填料層取水口和出水口水體DO 濃度測定值，DO 濃度隨填料深度增大而逐漸遞減，從進水口處的4.3~5.1 mg/L 最低下降到出水口處的0.25~0.40 mg/L，試驗結束時，填料層1/2 處TP 去除率最低的G1-60 組達到了64.00%，說明大部分的TP 已在填料層1/2 及其以上部分被吸收去除，也從側面驗證了生物滯留池填料對磷的截留量隨填料深度增大而逐漸遞減[20]。研究表明，設置淹沒區(qū)產生的厭氧環(huán)境會導致聚磷菌大量釋放磷，致使濾料中離子鍵磷的脫附[21-22]和吸附在表面的溶解磷的淋出[23-24]。因此，隨著淹沒高度的增加，G1 組出水口處的DO 濃度從0.61~0.83 mg/L 逐漸下降至0.47~0.66 mg/L，出水TP 濃度也不斷升高，對TP 的去除率不斷降低，這與冉陽[17]的研究結果一致。隨著淹沒高度的增加，G2 組出水口處的DO 濃度從0.68~0.84 mg/L 降至0.25~0.40 mg/L，再升至0.36~0.54 mg/L，在淹沒高度為30 cm 時，G2 組1/2 以上的固定化菌藻填料位于淹沒高度以上，高活性的固定化菌藻填料好氧吸收大量磷，同時淹沒高度的設置延長了水力停留時間，雨水中的磷充分與填料、微生物接觸，對TP 的去除率達到試驗最高，由于大量消耗氧氣，解釋了G2 組出水DO 濃度最低的原因。

3.3 固定化菌藻作填料的優(yōu)越性

固定化菌藻填料凝膠球較大的比表面積和空隙率[25]為微生物的生長提供了更多的空間，保護微生物的同時加速微生物的生長，其外部好氧、內部缺氧的特性[26]強化了同步硝化反硝化反應，提高了生物滯留池對氮磷的處理效果；藻粉破碎的細胞壁和失去選擇透過性的細胞膜提供了更多的功能團和吸附位點[27]，有利于吸附。另外，當雨水中氮磷等營養(yǎng)物濃度較低時，反硝化反應易出現碳源不足的情況，此時藻粉及其吸附的有機物亦可作為臨時碳源，保證脫氮反應的穩(wěn)定進行，所以G2 組脫氮除磷效率高于G1 組。

4 結論

（1）固定化菌藻填料在前8 次淋洗中，未檢測出淋洗的TP、TN，第9 次開始至試驗結束，過高的振速導致膠球破裂，固定化菌藻填料TP、TN 累計淋失量分別為9.21 和29.61 mg/g，分別只有蛋白核小球藻淋失量的1/11 和1/13。

（2）隨著淹沒高度的增加，生物滯留池對NH3-N、TN 的去除率不斷提高，淹沒高度為60 cm 時，G1、G2 組對NH3-N 的平均去除率分別為68.25%和72.00%，對TN 的平均去除率分別為64.20%和68.70%。當淹沒高度分別為0 和60 cm 時，G1、G2組對TP 的去除率大致相當，而淹沒高度為30 cm時，G2 組對TP 的去除率達最高值（86.00%）。

（3）不同落干期下G2 組對污染物的去除效果均優(yōu)于G1 組，且落干期時間越長越有利于TP 的去除，但不利于NH3-N 和TN 的去除。