ASM2d模型改良及在DE型氧化溝中的應用

郭彥雪++李偉++趙凱

摘要：對國際水質污染與控制協會（IAWQ）推出的活性污泥2d號模型（ASM2d）進行優化，使之能夠模擬含有菌膠團的污水處理工藝。使用改良后的ASM2d模型模擬并分析了有機物、氮和磷在DE型雙溝式氧化溝中的降解過程，發現優化后模型能夠較好地擬合這些物質的降解過程。依據所建立的模型計算出各組分在DE型氧化溝中1個周期4個階段的轉化速率，該結果有助于深入分析有機物、氮及磷不同形態之間的轉化規律。

關鍵詞：DE型氧化溝；污水組分；數學模型；污水處理

中圖分類號：X703.1文獻標志碼：A文章編號：16744764（2017）01012507

收稿日期：20160405

基金項目：國家自然科學基金（51308437）；西安建筑科技大學人才基金（RC1247）

作者簡介：郭彥雪（1986），女，主要從事水質模擬研究，（Email）guoyanxue1128@163.com。

李偉（通信作者），男，副教授，碩士生導師，（Email） liwei@xauat.edu.cn。

Received：20160405

Foundation item：National Natural Science Foundation of China （NSFC）（No. 51308437）；Science Foundation of Xi'an University of Architecture and Technology（No. RC1247）

Author brief：Guo Yanxue （1986）， main research interest： water quality simulation， （Email） guoyanxue1128@163.com.

Li Wei （corresponding author）， associate professor， master supervisor， （Email） liwei@xauat.edu.cn.Modified ASM2d model and application in the DEoxidation ditch

Guo Yanxue1a， Li Wei1b，Zhao Kai2

（1a. School of Management； 1b.School of Environmental and Municipal Engineering，Xi'an University

of Architecture and Technology，Xi'an 710055， P.R. China； 2. Beishiqiao Wastewater Treatment

Corporation， Xian Capital Environmental Protection Group Company Limited， Xi'an 710086， P.R. China）

Abstract：Activated sludge model 2d （ASM2d） proposed by IAWQ was modified，and it was used to simulate wastewater treatment containing biomass flocs. Combined with the operation parameters of a doublechannel DEoxidation ditch， a calculated model was built to simulate carbon，nitrogen and phosphorus degradation processes. The results showed that it could fit the experiment data well. The removal rates of pollutant in the four phases in a cycle were also calculated. And the analyses provided an insight in the nitrification，denitrification and phosphorus removal mechanisms in such operation system，which was useful for the system diagnosis and optimization.

Keywords：DEoxidation ditch；wastewater characterization；mathematical model；wastewater treatment

由于污水組分和活性污泥法的復雜性，必須開展數學模型研究，才能對其進行更加深入研究[1]。目前，常用的模型為國際水質污染與控制協會（IAWQ）推出的活性污泥2d號模型（ASM2d），各國的專家與學者將該數學模型和實際污水處理工藝相結合建立了各種計算模型，用于預測污染物降解和指導污水廠的運行[25]。根據報道，ASM2d模型能夠較好的模擬污染物在厭氧區/缺氧區/好氧區存在明顯邊界的生物反應器（如A2/O工藝）中的降解過程，而對邊界不明顯的反應器（如氧化溝）中降解過程的擬合結果往往與實測值相差較大。高揚等[4]使用ASM2d模型模擬氮在改良型A2/O工藝中降解過程，發現出水模擬值與實測值偏差僅為054%～1.24%；然而，Xie等[6]使用相同模型對氮在Carrousel氧化溝中降解過程進行模擬，發現模擬值與實測值的平均偏差達8%～28%。在實際污水處理工藝中（如DE氧化溝），細菌會與水中物質結合形成菌膠團，溶解氧濃度在菌膠團中由外而內逐漸降低，形成溶解氧濃度梯度。當外部溶解氧濃度相對較低時，菌膠團內部會形成缺氧區甚至是厭氧區，從而會發生同步硝化反硝化（SND）脫氮現象，據報道氧化溝中50%以上的氮是依靠該過程去除的[7]。然而，ASM2d模型并未包含SND過程，因此，難以準確的擬合污染物在存在SND工藝中的降解過程。

本文依據菌膠團的結構，提出“厭氧核”概念，并以此為依據優化了ASM2d模型。使用優化后的數學模型，結合某DE型雙溝式氧化溝的實際運行特點，建立了DE型雙溝式氧化溝中碳氧化、硝化和反硝化以及磷去除的計算模型。

1材料與方法

1.1污水廠簡介

污水處理量為12萬m3/d。進水經過粗格柵、細格柵、曝氣撇油沉砂池、厭氧選擇池、DE型雙溝式氧化溝和終沉池后排放至皂河。

污泥回流比為80%，回流污泥濃度約12 000 mg/L，污泥停留時間（SRT）為18 d，平均水力停留時間（HRT）為4.75 h。DE型雙溝式氧化溝的運行方式是兩溝交替工作循環曝氣，1個周期歷時240 min，分4個階段進行。DE型氧化溝1個周期4個階段的具體運行方式見圖1。

圖1DE型氧化溝4個階段運行狀態圖

Fig.1 Operation state in DE oxidation ditch1.2測量項目與方法

由于DE型雙溝式氧化溝I溝第1、2階段與II溝3、4階段成鏡像關系，因此僅對I溝的4個階段進行了測定。

具體方式如下：在氧化溝I溝上固定取樣點（如圖1所示），以第1階段開端為始點，10 min為一時間間隔進行取樣（水力測試表明污水在氧化溝中循環1周的時間約為10 min）。取樣后立即測定混合液的溶解氧濃度（DO）和水溫（T）； 然后用中速濾紙對混合液進行過濾，在實驗室測定濾液的以下項目：pH值、化學需氧量（COD）、總氮（TN）、氨氮（NH+4±N）、硝酸鹽氮（NO-3—N）、總磷（TP）和正磷酸鹽（PO3-4—P）。此外，實驗還測定了SV30、MLSS和MLVSS以確定污泥的性質，以上各項目均按照國家標準方法進行[8]。

1.3污水特征分析

具體氧化溝的污水進水和出水水質組分分析結果見表1。

表1DE氧化溝系統進出水水質分析（其中進水取自曝氣沉砂池出口，出水取自氧化溝出水）

Table 1Analysis of influent and effluent sampled from DEoxidation ditch system符號名稱數值單位符號名稱數值單位SO2溶解氧0g O2·m-3CODtot，inf進水總COD360g COD·m-3SF易生物降解有機物79.2g COD·m-3CODf，，tot進水濾液中COD135.2g COD·m-3SA發酵產物 （醋酸）32.4g COD·m-3CODtot，eff出水濾液中COD25.2g COD·m-3SNH4氨氮38.8g N·m-3CODf，eff出水COD24.8g COD·m-3SNO3硝態氮2.6g N·m-3CODVFAsVFAs轉化的COD79.2g COD·m-3SPO4正磷酸鹽3.8g P·m-3SI不可降解有機物23.6g COD·m-3SALK堿度5mol HCO- 3·m-3續表1符號名稱數值單位符號名稱數值單位顆粒態組分SA=CODVFAsXI不可降解有機物23.6g COD·m-3Ss=CODf，tot- SIXS慢速可降解有機物156g COD·m-3SF=SS-SAXI=（1-α）CODsusp，infXH異養菌32.1g COD·m-3SA=CODVFAsXS=αCODsusp，infXPAO聚磷菌0g COD·m-3SI=0.95CODf，effα= [（BODtot/（1- YH）- SS）]/CODsusp，infXPP聚磷菌體內正磷酸0g P·m-3Ss=CODf，tot- SIBODtot = BOD5/（1- e-5k）XPHA聚磷菌體內有機物0g COD·m-3SA=CODVFAsCODsusp，inf = CODtot，inf- CODfilt，infXAUT硝化菌0g COD·m-3SI=0.95CODf，effXTSS顆粒物質211.7g TSS·m-3

2數學模型的建立

2.1模型建立的假設

在模型建立時做了如下假設：1）進水量不變；2）原污水中組分及含量恒定；3）每立方米混合液進入氧化溝后直接與一份污水完全混合；4）空間平面上為理想推流式；5）系統運行時溫度不變；6）pH值恒定；7）氧化溝內無毒害微生物的物質；8）微生物對顆粒狀有機物的捕捉是瞬時進行的；9）有機物和有機氮的水解是同時進行的，且速率相等；10）污水在氧化溝內的流動速度恒定。

2.2模型建立的方法

水力試驗發現溝內混合液平均流速約為0.5 m/s，因此在模擬中假定流速恒定為0.5 m/s。在氧化溝長度方向上以0.5 m為一個單位進行分割，每一單位的污水看成一個處理單元，袁宏林等[9]通過測定發現，從寬度和深度來看，DE氧化溝具有完全混合式反應器的特點，因此，每一單元的污水水質在空間上可以近似認為是均勻的。從整個系統長度方向上看，氧化溝系統又具有推流式反應器的特點，因此我們假定取出一單元混合液，讓其在氧化溝中循環（如圖2所示）。

2.3建立模型中使用的物料平衡模型

根據質量守恒方程可以得到式（1），由水量平衡可以得到式（2），ASM2d給出的系統反應量由化學劑量數vij和組分的過程速率ρj乘積之和表示，得到式（3）。d（V[t]·Ci[t]）dt=Qin[t]·Cini[t]-

Qout[t]·Ci[t]+ri·V[t]（1）

dV[t]dt=Qin[t]-Qout[t]（2）

ri=jvijρj（3）式中：V[t] 為 t時刻污水的體積；Ci[t]為t時刻i組分的濃度， g/ m3；Qin[t]為 t時刻進水的流量；Cini[t]為t時刻進水i組分的濃度，g/ m3；Qout[t]為 t時刻出水流量；ri為反應速率，g/（0.1 min（m3）；νij為化學計量系數；ρj為過程速率式。

圖2污水單元分割與反應速率示意圖

Fig.2Wastewater divided unit and reaction rate如圖2所示，上述方程在不同階段可進行如下簡化。

進水段：氧化溝的進水有兩種方式，一是進水口進水，二是在固定時刻由穿孔進水。此時Qout[t] =0，若t時刻進水量為Qin[t]，則方程可以簡化為dCi[t]dt=Qin[t]·Cin[t]+V[t]·Ci[t]Qin[t]+V[t]+ri

dV[t]dt=Qin[t]（4）式中：C0為曝氣沉砂池出水口處污染物濃度；Ci，II為II溝進水前1秒這份污水中污染物的濃度。

反應段：氧化溝在不進水也不出水時認為其處于反應段，此時Qout[t]=0，Qin[t]=0，方程簡化為dCi[t]dt=ri[t]dV[t]dt=0（5）出水段：該系統出水有兩種方式：一是出水口出水，二是固定時刻通過穿孔出水，此時Qin[t]=0，方程簡化為dCi[t]dt=（V[t]-Qout[t]）·Ci[t]V[t]+ri

dV[t]dt=-Qout[t]（6）2.4動力學參數的確定

有研究表明測定動力學參數并不需要逐個確定，而是選擇一些對模型影響顯著的系數，通過實驗方法或者模擬值擬合的方法進行確定[1012]。在模擬過程中，我們采用ASM2d模型中推薦的動力學參數。

3ASM2d模型優化

使用ASM2d模型模擬有機物、氮和磷在氧化溝中降解過程時，NO-3—N和PO3-4—P的模擬值與實測值具有顯著差別（見圖3），這種差異可能是由于ASM2d模型沒有考慮SND作用的影響引起的[1315]。

由于DO在菌膠團外層和內層的濃度不同，以此為依據提出“厭氧核”的概念。

如圖4所示，假定存在一個薄層將菌膠團分為兩個部分，分別為“厭氧核”和“好氧外層”，其所占菌膠團體積比例分別為α和（1-α）。其中“好氧外層”中DO濃度與菌膠團外部混合液中DO濃度相同，“厭氧核”中DO濃度采用式（7）進行計算。SO2，f=SO2kO2SO2+kO2（7）式中：SO2，f為菌膠團內部DO濃度；SO2為混合液中DO濃度；kO2為溶解氧擴散系數（本模型取0.10）。

此時，總的反應速率可以采用式（8）計算。rT=α×rSO2，f+（1-α）×rSO2（8）式中：rT為每種組分的總反應速率；rSO2，f為菌膠團內反應速率； rSO2為好氧外層和混合液中反應速率。

研究中，當α取值為0.68時，DO的模擬值與實際測量值之間的平均偏差僅為0.3%；4種污染指標COD、NH+4—N、NO-3—N和PO3-4—P的模擬值與實際測量值之間的平均偏差為2.3%、1.9%、5.1%和8.7%，表明優化后的ASM2d模型能夠較好地擬合DO和各污染物的濃度（見圖3）。4個階段各組分的變化速率見表2。圖3溶解氧與污染物在DE氧化溝

中降解過程的實測值與模擬值變化

Fig. 3The variation of measured value and simulation

of DO and pollutants in a cycle of DE oxidant ditch圖4菌膠團分層示意圖

Fig. 4Proposed configuration of biomass flocs表2物質SF， SA， NOx-N， NH+4—N和PO3-4—P在不同階段的平均降解速率

Table 2Average reaction rates of SF， SA， NOx-N， NH+4—N and PO3-4—P in each phaseg/（h·m3）階段SFSASNH4SNO3SPO412341234123412341234141.2 364.5 301.1 218.2 0.4 3.6 3.0 2.2 2402.0 178.1 230.6 305.9 4.0 1.8 2.3 3.1 367.1 79.7 23.2 26.0 0.7 0.8 0.2 0.3 4-145.6 -412.2 -439.0 -648.4 -2.0 -5.7 -6.0 -8.9 -0.4 -1.0 -1.1 -1.6 5-30.4 -48.1 -7.0 -95.1 -1.3 -2.1 -0.3 -4.2 -0.4 -0.6 -0.1 -1.2 6-497.2 -178.6 -70.1 -169.1 -6.8 -2.5 -1.0 -2.3 -65.2 -23.4 -9.2 -22.2 -1.2 -0.4 -0.2 -0.4 7-106.5 -45.5 -1.1 -24.7 -4.7 -2.0 0.0 -1.1 -14.0 -6.0 -0.1 -3.2 -1.3 -0.6 0.0 -0.3 8-255.5 -108.2 -37.7 -91.4 255.5 108.2 37.7 91.4 7.7 3.2 1.1 2.7 2.6 1.1 0.4 0.9 910.6 10.6 10.6 10.6 3.3 3.3 3.3 3.3 10-379.2 -87.3 -32.5 -240.7 151.7 34.9 13.0 96.3 11-38.1 -143.7 -61.5 -111.4 12-9.3 -3.6 -2.5 -6.5 -133.1 -51.7 -35.1 -93.2 13-1.2 -9.9 -8.0 -6.4 -0.4 -2.8 -2.3 -1.8 14-4.4 -3.6 -4.4 -4.9 -13.1 -10.7 -13.2 -14.7 -1.2 -1.0 -1.3 -1.4 152.9 2.9 2.9 2.9 0.9 0.9 0.9 0.9 1685.9 86.1 86.3 86.2 175.7 6.0 3.6 3.8 18-8.9 -89.6 -66.3 -53.0 8.8 88.1 65.2 52.1 0.0 -0.4 -0.3 -0.3 190.4 0.4 0.4 0.4 0.1 0.1 0.1 0.1 Tot-388.0 -76.78.2-358.8-246.1-66.70.7-265.4-2.7 -92.0 -65.5 -58.7 -92.8 44.5 40.3 5.568.3 -75.9 2.1 -23.9 注：1.好氧水解過程； 2.缺氧水解過程； 3.厭氧水解過程； 4. 異養菌利用SF生長； 5.異養菌利用SA生長； 6.利用SF反硝化； 7.利用SA反硝化； 8.SF發酵； 9.異養菌衰亡； 10.聚磷菌儲存PHA； 11.聚磷菌好氧儲存正磷酸鹽； 12.聚磷菌缺氧儲存正磷酸鹽； 13. 聚磷菌好氧生長； 14.聚磷菌缺氧生長； 15.聚磷菌衰亡；16.正磷酸鹽釋放； 17.胞內有機物釋放； 18.好氧菌生長； 19.好氧菌衰亡。4模擬結果與分析

4.1第1階段

此階段轉刷停止，混合液中DO濃度較低（0.2～0.3 mg/L，圖3（a）），是典型的缺氧狀態。在該條件下，硝化細菌生長速率緩慢，由表2可知，NH+4—N的平均去除效率僅為2.7 g/（h·m3），而進水中帶入了較高濃度的NH+4—N，致使其在氧化溝內積累，濃度不斷升高。進水中含有的大量易生物降解的有機物SF和SA，為反硝化反應提供了足夠能量，缺氧條件為反硝化細菌提供了合適的生存環境，因而反硝化速率高達92.8 g/（h·m3），其結果是混合液中NO-3—N濃度大幅下降。

在較低DO條件下，聚磷菌（PAOs）開始分解體內的PHB。由表2可知，本階段釋放PO3-4—P的速率高達68.3 g/（h·m3）。同時，氧化溝進水中也帶來了較高濃度的PO3-4—P（見表2），致使本階段PO3-4—P濃度大幅升高。

盡管進水中帶入了大量有機物，但濾液中COD濃度基本保持不變，其原因是反硝化脫氮（過程6，見表2）和聚磷菌分解體內PHA（過程10）需要消耗大量的溶解態有機物SF和SA（其去除速率分別達到497.2和379.2 g/（h·m3）），將進水中帶入的和顆粒態有機物分解生成的溶解態有機物快速消耗，致使氧化溝混合液中溶解態COD基本保持不變。

4.2第2階段

本階段開始曝氣，DO濃度不斷升高。同時，由表2可知大量顆粒狀可降解有機物質被水解為SF（好氧水解和缺氧水解速率達364.5和178.1 g/（h·m3）），為硝化細菌的生長提供了足夠的能量。在硝化細菌的快速生長過程中，NH+4—N被快速消耗，本階段平均硝化速率為92 g/（h·m3），高于其余3個階段，且沒有NH+4—N的額外補充，其結果是NH+4—N濃度直線下降。然而，本階段的NO-3—N濃度并沒有相應的大幅升高。由表2可知，盡管混合液中DO濃度較高，但本階段反硝化速率依然可達23.4 g/（h·m3）（過程6）。這是由于混合液中的DO沒有穿透菌膠團，即在菌膠團內部依然處于厭氧或缺氧狀態，出現了同步硝化反硝化脫氮現象[16]。

在好氧條件下，PAOs會過量吸收正磷酸鹽，以胞內聚合物的形式儲存。由表2可知，本階段好氧存儲PP和缺氧儲存PP的速率高達143.7和51.7 g/（h·m3），致使混合液中正磷酸鹽濃度快速下降。

4.3第3階段

DO處于較高水平，保持在1.5 mg/L左右，處于好氧狀態。本階段含有大量顆粒狀有機物、少量溶解態有機物的污水從II溝通過穿孔進入I溝，因此，溶解態COD濃度基本沒有變化。由表2可知，本階段異養細菌快速生長所需的有機物來自顆粒狀有機物的好氧水解和缺氧水解，其速率分別為3011和230.6 g/（h·m3）。

由II溝進入的混合液中含有大量氨氮，硝化細菌在好氧、能量充足的條件下進行快速硝化作用，將其帶入的NH+4—N去除，因此本階段NH+4—N濃度維持在較低水平。與第2階段相似，在同步硝化反硝化的作用下，NO-3—N濃度僅有小幅升高。

由II溝流入I溝的混合液中含有較高的磷酸鹽濃度，但I溝處于好氧狀態，PAOs在這種條件下將磷酸鹽合成PHA儲存[17]，因此正磷酸鹽在第3階段維持在較低濃度。

4.4第4階段

含有高濃度有機物、NH+4—N和正磷酸鹽的污水重新進入I溝，同時DO依然維持在較高的水平。由表2可知，SF和SA降解速率高于水解速率，然而進水中含有較高濃度的SF和SA，因此溶解態COD濃度有小幅度升高。

由表2可知，本階段硝化速率低于第2、3階段，不足以將進水中高濃度的NH+4—N完全氧化，因此會有小幅度的積累。在同步硝化反硝化的作用下，硝酸鹽氮濃度基本維持不變。

與第2、3階段類似，在好氧、有機物充足的條件下，PAOs依然能夠將混合液中正磷酸鹽合成PHA儲存體內，因此正磷酸鹽濃度依然維持在較低水平。

5結論

根據菌膠團的結構，提出“厭氧核”概念，并以此為基礎優化了ASM2d模型，使之能夠應用于模擬含有菌膠團的污水處理工藝。將優化的ASM2d模型結合某DE型雙溝式氧化溝的實際運行特點，建立了其計算模型，該模型可以很好的對氧化溝內COD、NH+4—N、硝酸鹽氮和正磷酸鹽濃度的變化進行模擬。根據計算結果深度分析并總結了DE氧化溝1個周期4個階段在處理污染物所起的作用，該結果對于氧化溝工藝改良具有一定意義。

參考文獻：

[1] HENZE M. Activated sludge models ASM1， ASM2， ASM2d and ASM3. Vol. 9 [M].IWA publishing， 2000.

[2] YANG S， GUO W， CHEN Y， et al. Simultaneous insitu sludge reduction and nutrient removal in an A2 MOM system： Performances， mechanisms， and modeling with an extended ASM2d model [J].Water Research， 2016， 88：524537.

[3] MOHAMMED R N， LU X W. Modeling of nitritation and denitritation in a novel PITSFSEU process using an extension of ASM2d model [J]. Desalination and Water Treatment， 2015， 53（7）：18621880.

[4] 高揚，邵青. 基于ASM2D模型對龍王嘴污水處理廠的工藝模擬[J]. 給水排水，2014，40（2）：117121.

GAO Y， SHAO Q. Simulation of the process in Longwangzui wastewater treatment plant using ASM2D model [J]. Water & Wastewater Engineering， 2014， 40（2）：117121. （in Chinese）

[5] 陳文亮，呂錫武，姚重華，等. 基于 ASM2d 的數學模型在六箱一體化工藝分析中的應用[J]. 環境科學研究，2014，27（8）：929935.

CHEN W L， LYU X W， YAO H H， et al. Application of mathematical model for analysis of sixtank integrative activated sludge process [J]. Research of Environmental Sciences， 2014， 27（8）：929935. （in Chinese）

[6] XIE W M， ZHANG R， LI W W， et al. Simulation and optimization of a fullscale carrousel oxidation ditch plant for municipal wastewater treatment [J]. Biochemical Engineering Journal， 2011， 56（1）： 916.

[7] LIU Y， SHI H， XIA L， et al. Study of operational conditions of simultaneous nitrification and denitrification in a carrousel oxidation ditch for domestic wastewater treatment [J]. Bioresource Technology， 2010， 101（3）：901906.

[8] 國家環境保護局編委會.水與廢水監測分析方法[M].4版. 北京：中國環境科學出版社，2002.

Environmental protection administration editorial board. Methods for the examination of water and wastewater[M].4th Edition.Beijing：China Environmental Science Press，2002.（in Chinese）

[9] 袁宏林，王曉昌，李志華，等. DE型氧化溝系統處理城市污水的效果[J]. 給水排水，2000，26（4）：68.

YUAN H L， WANG X C， LI Z H， et al. DE oxidation ditch treating urban wastewater [J]. Water & Wastewater Engineering， 2000， 26（4）：68. （in Chinese）

[10] GIWA A， HASAN S W. Numerical modeling of an electrically enhanced membrane bioreactor （MBER） treating mediumstrength wastewater [J]. Journal of Environmental Management， 2015， 164：19.

[11] BRUN R， KHNI M， SIEGRIST H， et al. Practical identifiability of ASM2d parameterssystematic selection and tuning of parameter subsets [J]. Water Research， 2002， 36（16）： 41134127.

[12] MIKOSZ J. Determination of permissible industrial pollution load at a municipal wastewater treatment plant [J]. International Journal of Environmental Science and Technology， 2015， 12（3）： 827836.

[13] ZHOU X， HAN Y， GUO X. Identification and evaluation of SND in a fullscale multichannel oxidation ditch system under different aeration modes [J]. Chemical Engineering Journal， 2015， 259：715723.

[14] HE Q， PENG X， LI Z. The treatment of animal manure wastewater by coupled simultaneous methanogenesis and denitrification （SMD） and shortcut nitrificationdenitrification （SND） [J]. Journal of Chemical Technology and Biotechnology， 2014， 89（11）：16971704.

[15] LUO W， JIN X， YU Y， et al. Efficient nitrogen removal via simultaneous nitrification and denitrification in a penicillin wastewater biological treatment plant [J]. Environmental Technology， 2014， 35（22）：28852893.

[16] LI Y， ZOU J， ZHANG L， et al. Aerobic granular sludge for simultaneous accumulation of mineral phosphorus and removal of nitrogen via nitrite in wastewater [J]. Bioresource Technology， 2014， 154：178184.

[17] MIELCZAREK A T， NGUYEN H T T， NIELSEN J L， et al. Population dynamics of bacteria involved in enhanced biological phosphorus removal in Danish wastewater treatment plants [J]. Water Research， 2013， 47（4）：15291544.