4.1 引言

         膜生物反应器（MBR）由于其生物量高、食微比（F/M）低和剩余污泥量少等优点，近些年在市政污水处理以及中水回用方面受到越来越多的关注。但由于膜生物反应器较长的污泥停留时间决定其很难达到较高的除磷效果，导致出水中溶解性磷酸盐达不到高排放标准以及再生回用的要求。另外，膜生物反应器在处理污水过程中，不可避免地会出现膜污染，这也成为制约其广泛应用的瓶颈。于是采用投加化学混凝剂同步化学除磷或在生物反应器尾水投加混凝剂的方法被运用到膜生物反应器之中，张岳通过向膜生物反应器投加活性炭及氯化铁（40 mg/L），得出此状态下可以最大限度的提高磷的去除率并可以一定程度降低膜污染因子的含量。化学强化除磷过程中 Fe3+一方面与混合液中的磷酸盐生成难溶盐类，另一方面通过溶解和吸水发生强烈水解反应，同时相关的聚合反应也会同步发生，会形成多核羟基络合物，此类物质包含有较长的线性结构。这些含铁多核羟基络合物在混合液中会发生电中和、吸附架桥和絮体卷扫等反应，会使得胶体进一步凝聚成为大粒径的胶体，再通过沉淀将磷分离除去。Park等在富含铁盐的膜生物反应器中发现某些特定铁盐沉淀物（如磷酸铁、K-黄钾铁矾）会对滤膜造成一定程度的污染。此外，需要指出的是无机混凝剂的投加会引起混合液 pH 的降低，影响混合液中微生物的活性。Zhang 等的报道，为了保证微生物的活性，pH 值应该高于 5.0，因此无机絮凝剂的投加量需要控制在一定的范围内。

          另外通过研究活性污泥反应体系内的菌群变化，侧面论证或预测体系运行参数变化，已经逐渐成为一个比较成熟可行的方法，Juile研究了与红环菌属（Rhodocyclus）有关的生物体在强化生物除磷（EBPR）中的积极作用。Gao认 为 Fe3+投加在进入活性污泥系统后在厌氧阶段会抑制 PHA 和糖原的产生以及抑制DPAO 磷的释放。之前报道所应用的检测方法大多为 DGGE、PCR 及荧光原位杂交技术（FISH）等检测手段。本文采用的基于高通量测序技术的宏基因组分析方法对比 DGGE 等研究手段具有精准度高、性价比高等诸多优点。另外，该方法得出的 Shannon 指数与膜污染具有一定的相关性，Shannon 指数越大表征其导致的膜污染越严重。且菌群的变化会在一定程度上影响活性污泥生物除磷的效果。针对此，笔者采用协同化学除磷方法，向 A/O-MBR 中投加氯化铁溶液，考察膜生物反应器投加铁盐后对反应器运行性能、活性污泥菌群变化情况及对膜污染速率的影响。

4.2 材料与方法

4.2.1 生物吸磷、释磷实验

         活性污泥比吸磷、释磷通过如图 4.1 所示实验装置测得。由磁力搅拌器、锥形瓶、取样器、烧杯等组成。分别取 500 mL 原始污泥混合液、富铁污泥混合液（铁盐协同强化除磷膜生物反应器内含铁元素比例较高的活性污泥混合液），记录初始溶解性磷酸盐浓度后于相同曝气量下曝气、相同转速下密封搅拌，每相隔 20 min通过取样器进行取样，样品离心过滤后测得其中溶解性磷酸盐浓度。再通过重量法测得对应 500 mL 活性污泥的 MLSS 及 MLVSS，通过计算得出该活性污泥的比吸磷、释磷速率。

4.2.2 微生物群落结构分析

         将活性污泥进行富集处理以满足群落分析所需要的最低浓度。样品富集完成后，将样品用 10xPBS 缓冲液震荡离心清洗后弃去上清液，使用细菌提取试剂盒（E.Z.N.A. Mag-Bind Soil DNA Kit，OMEGA）提取该样品的总 DNA。使用 1%的琼脂糖凝胶电泳检测所提取 DNA 的完整性。检测合格的 DNA 即通过 PCR 进行扩增，并用 Illumina Miseq 测序平台（Illumina，Inc.，San Diego，CA，USA）进行高通量分析，所用引物为 V3-V4 通用引物，扩增引物序列如下：

           名称：341 F： 序列 F：CCTACGGGNGGCWGCAG ；

          名称：805 R： 序列 R：GACTACHVGGGTATCTAATCC ；

         污泥样品由生工生物工程（上海）股份有限公司进行委托测试分析。在结果分析上，首先对测序所得的源数据进行序列优化统计，然后进行 OUT 的聚类分析，基于 OTU（Operational taxonomic unit）聚类分析的结果即是对 OUT 序列进行多种指数分析，其中，利用 RDP classifier 算法对每个 OUT 序列依次在门 (phylum)、 纲 (class)、目 (order) 、科 (family)、属 (genus)进行群落的组成统计分析。生物菌群的相似度通过丰度图分析并表征，样品共有和特有的 OTUs 使用的韦恩图展示。

       本研究主要对在 97%相似水平下的序列进行分析。

4.2.3 其他分析方法

        实验中其他分析方法（如 COD、 MLSS、 VSS、粒径分布（PSD）、污泥的过滤比阻（SRF）、胞外聚合物（EPS），参考第二章分析方法。

4.3 结果与讨论4.3.1 对剩余磷浓度、污泥比阻的影响

          铁盐作为常用的化学混凝剂，已经被大规模应用于污水处理中，进行强化除磷处理，但是过高浓度的铁盐投加对于活性污泥和污水处理构筑物都有负面影响，对膜生物反应器也不例外，所以寻找最佳投加量成为后续实验的关键问题之一。

       污泥比阻是考察活性污泥过滤性能好坏的常用指标之一，它表示了单位质量的活 性污泥在固定压力值作用下在单位过滤面积上过滤时的产生的阻力大小。污泥比阻的值越大，则表示其过滤性能越差。本实验综合混凝效果和污泥比阻结果，以得出最佳的铁盐投加比例。

         由图 4.2 可知，随着铁盐投加比例的加大，当 Fe/P 小于 1.5 时，磷的浓度下降的很快而当比例大于 1.5 时，溶液中剩余磷浓度减小的幅度明显放缓，表示过量投加铁盐磷浓度减小的幅度很有限，过量投加铁盐是不经济的。污泥比阻呈现出先减少后增加的趋势，当 Fe/P 比例达到 1.6 左右时，达到最小值。从物化角度而言，投加的铁盐会在活性污泥系统中起到电性中和与吸附架桥作用，但是过量投加可能会破坏这种作用。在本实验中当投加比例大于 2.5 时会造成活性污泥的比阻迅速增大，从而会严重加剧膜污染。综合混凝效果与污泥比阻的结果，综合本实验最佳投加量为：Fe/P（mol/mol）=1.6。

4.3.2 对 COD 去除效果的影响

        实验期间，A/O-MBR 在投加铁盐前后对反应器进水中 COD 的去除情况如图4.3 所示。在反应器第一阶段未投加铁盐稳定运行 80 的天内，反应器出水平均 COD浓度为 33.18 mg/L，其平均去除率达到 88.96 %。A/O-MBR 工艺处理市政污水能够实现快速启动，实现 COD 的高效去除。这主要归功于膜生物反应器内较高的污泥浓度以及中空纤维膜组件优良的过滤性能，膜组件可以将未能及时进行降解或难以降解的大分子物质进行截留。在 81 天时，由第三章实验得出的结论，即向反应器中投加反应器投加 Fe/P=1.6 的三氯化铁。结果表明，铁盐投加后，COD 平均去除率为 89.54%，COD 去除无明显影响，仍然可以保持很好的去除效果。这可能是由于在反应器恒定的活性污泥浓度的条件下，生物降解作用去除有机物所占比例远大于铁盐化学絮凝去除有机物的比例，铁盐化学絮凝形成的含铁羟基络合物对有机物的吸附卷扫作用在该状态下对有机物去除方面贡献较小。反应器出水满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级 A 的排放标准。

4.3.3 对氨氮去除效果的影响

         NH4+-N 的去除效果如图 4.4 所示，未投加铁盐阶段的进水平均 NH4+-N 浓度为 18.94 mg/L，出水平均 NH4+-N 浓度为 1.87 mg/L，平均去除率为 89.96%。开始投加三价铁盐后，为了确保进入反应器内的三氯化铁为（Fe3+（aq））的形式，需将三氯化铁溶解于 pH 值范围为 1.5-1.6 的酸性环境中再由加药泵单独投加，由图 4.4可知，投加后第三天，反应器对于氨氮的去除率变差，去除率下降至 33.49%，分析其主要原因为酸性三氯化铁溶液的投加导致反应器 pH 值迅速降低，难以提供硝化所需要的碱度。第三天取样时氨氮已经基本不去除。此时投加适量 NaOH 平衡反应器 pH 值至 7-8 范围之内，第五天氨氮去除率有所升高，达到 48.7%，第七天时，氨氮去除率达到 95.2%，后续氨氮去除率均可以保持在较高水平，平均去除率为：94.16%。结果表明，该浓度铁盐的投加对于膜生物反应器氨氮的去除无明显影响，不会对硝化作用产生明显抑制性影响，反应器仍然对氨氮有较高的去除效果。

4.3.4 对磷的去除效果的影响

         膜生物反应器正常运行期间定期从好氧池排出一定量的剩余污泥以保持反应器的污泥龄为 30 d，污泥浓度维持 6000 mg/L 左右。反应器进水、膜出水的溶解性磷酸盐浓度以及去除率的变化如图 4.5 所示。在无铁盐投加的情况下，磷的去除效果较差，在投加三氯化铁后，系统对于磷的去除效果变化明显，反应器投加前后磷的平均去除率由 52.34%上升至 89.66%，出水磷的浓度从 2 mg/L 左右迅速降低并基本稳定在 0.4 mg/L 以下。这主要归功于铁盐较强的化学絮凝作用，铁盐进入膜生物反应器内，除了形成 FePO4 之外，还会产生水合氧化铁（HFO）、水铁矿（am- FeOOH）、无定型氢氧化铁（AFO）等，在这些产物的综合作用下，使得反应器对于磷拥有很好的去除效果。反应器出水满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级 A 的排放标准（≤0.5 mg/L）。

4.3.5 对 EPS 组成及浓度变化的影响

         胞外聚合物（EPS）浓度及组成作为活性污泥的重要指标之一，可以反映活性污泥絮体的脱水性、絮凝和沉降性能，并直接影响活性污泥的沉降性及脱水性。有研究显示，EPS 对于污水处理中磷的去除也有参与，EPS 作为细胞与环境之间传递的媒介之一也参与生物除磷的相关反应，EPS 在除磷过程中的贡献率占系统总除磷的 60-62%，充当了磷存储库的作用，除磷贡献率高于细菌细胞的贡献率（30-38%）。实验提取了铁盐投加前（1-4 周）、投加后（5-9 周）活性污泥中的 EPS，EPS 含量的多少和各成分所占比例直接影响污泥处理污染物的能力及膜污染的速率和程度，EPS 的主要成分为：蛋白质、多糖、核酸、腐殖酸和脂类等，其中蛋白质、多糖占 80%左右。测得 EPS 中多糖及蛋白的浓度，EPS 含量取蛋白和多糖含量之和，结果见图 4.6。

          由图 4.6 可知，随着铁盐投加进入反应器，活性污泥的 EPS 浓度及各成分浓 度发生一定程度的变化。投加前 EPS 浓度波动较大，铁盐投加后活性污泥 EPS 浓 度波动较小、蛋白浓度变化不明显，但多糖浓度呈现一个缓慢下降的趋势，由投加前的 2.92 mg/g VSS 降低至投加后的 1.46 mg/g VSS。多数学者认为活性污泥中多糖成分对于膜污染的增加有着较大的相关性，多糖浓度的降低一定程度上有助于降低膜污染速率。由此可知，该浓度铁盐投加有助于降低系统的活性污泥 EPS 中多糖浓度，从而延缓膜污染速率。由于 EPS 作为磷储存库的作用而 EPS 浓度投加后较投加前有下降趋势，可以推测出该浓度铁盐投加可能会一定程度上降低活性污泥生物除磷的效果。此外，有研究发现，活性污泥体系内微生物细胞可以分泌带有结构复杂的活性官能团的有机高分子物质，可以与氢氧化铁絮体优先结合，因此可以有效地降低膜污染速率。

4.3.6 对污泥粒径分布的影响

          本实验对稳定运行期间的污泥和投加之后稳定运行的活性污泥的粒径分布进行了分析。如图 4.7 所示，结果发现投加前后污泥粒径发生较明显变化，三氯化铁常被作为无机絮凝剂加入活性污泥体系中，因为其吸附架桥和电荷中和作用能够增加污泥粒径。对于膜生物反应器而言，电荷中和后的污泥絮体和胶体更难粘附在膜的表面。然而实验发现随着铁盐的投加并没有使污泥粒径增加，如表 4.1 所示，反而在稳定阶段有所减小。造成这一现象的原因可能有以下：一、吸附架桥使得絮体污泥粒径变大，但这些较大的絮体并不能保持稳定，较大的曝气量以及较高的循环流量产生较大的水力剪切力，从而造成了污泥絮体的解体；二、取反应器内污泥进行镜检时发现一定数量的游泳型原生动物，如轮虫、线虫等。此类原生动物以絮体污泥为食物，数量过多可能导致污泥絮体粒径减小；三、双电层作用会压缩聚合物，将水从中剥离导致污泥絮体粒径减小。此外，无机絮凝剂还会向污泥内核压缩生物聚合物，最终形成致密的结构。有研究指出，在膜生物反应器中污泥絮体粒径越小对膜组件产生的污染越严重。从图 4.7 可以看出，铁盐投加后絮体污泥粒径有所减小，理论上可能会加剧膜污染。然而通过 TMP 的监测发现，粒径分布对膜污染的影响在本实验中并不明显。但是对于脱氮过程而言，污泥絮体粒径更小则决定了其拥有更大的周长/面积比，在氧气的径向传质过程中更具优势，从而可以一定程度上增加硝化细菌对溶解氧的利用效率，进一步提高污泥混合液的总体硝化反应的速率与程度。

4.3.7 对菌群多样性的影响

         选择不同运行时期的活性污泥样品进行高通量测序，样品序列数、多样性指数如表 4.2 所示，其中样品 1~ 2 为未投加铁盐反应器启动至稳定运行时期，样品 3~4 为铁盐投加初期（3 d）及稳定期（40 d）。

反应器活性污泥样品检测得到的有效序列数分别为 40889、40947、45712、41407，经修剪、去杂处理后，各样品分别获得 32520、34794、37660、34102 条优化序列。对所有序列进行 OTU 划分，然后进行多样性指数分析和群落结构的分类学分析。在 97%的相似水平上对活性污泥样品的有效序列进行了多样性分析，以便解析样品中细菌群落结构的丰富度。所取的 4 个污泥样品的覆盖率均在 90%以 上，这也表明绝大部分的细菌种群都被检测出来，从而保证了检测结果的准确性。

       将这些序列进行归类操作，得到各样品的 OTUs 数分别为 4089、3503、3340、3675。

投加铁盐的 3、4 号样品的 Shannon 指数明显小于未投加运行的 1、2 号样品，且3、4 号活性污泥样品的 Simpson 指数大于 1、2 号样品。其中，Shannon 指数和Simpson 指数是用来衡量一个区域内微生物多样性的常用参数，Shannon 指数的数值越大、Simpson 指数的数值越小，则说明所测样品的微生物多样性越高[74] 。由此可见，铁盐投加前的活性污泥多样性高于投加后，该浓度的铁盐投加会改变细菌多样性结构，一定程度上降低反应器内活性污泥菌群的生物多样性。ACE 指数和 Chao1 指数是用来估计样品中物种总数，可以看出反应器铁盐投加前后活性污泥内的物种总数发生了波动。另外，在膜污染方面，3、4 号样品的 Shannon 指数小于未投加铁盐的 1、2 号样品，从该方面考虑投加 Fe/P=1.6 的铁盐后一定程度上减 缓了膜污染进程。

4.3.8 对体系菌群分布的影响

        反应器运行工况变化会改变体系微生物群落的种类及相对丰度，进而可能影响反应器的相关功能。取反应器不同运行时期的活性污泥进行微生物群落结构分析，在 97%的相似度下对所有测试序列进行 OTU 分类并进行生物信息统计分析，从而统计出各个水平（门、纲、目、科、属）下活性污泥样品内的群落组成结构。 

图 4.8、图 4.9 分别显示了在序列聚类分析的基础上目（order）、属（genus）水平上微生物菌群的相对丰度变化，由于污泥中细菌种类繁多，根据相对丰度将污泥中细菌分为优势细菌（相对丰度≥1.0%）和稀有细菌（相对丰度＜1.0%），将稀有细菌归类于其他。结果表明铁盐投加后（S3-S4）的细菌菌落结构较铁盐投加前（S1-S2）发生一定程度的变化。

         由图 4.8 可见，在目水平上，红环菌目（Rhodocyclales）、鞘脂杆菌目（Sphingobacteriales）、浮霉菌目（Planctomycetales）和伯克氏菌目（Burkholderiales）等在反应器各个阶段均占较大比例，属于优势菌目。

其中，红环菌目（Rhodocyclales）与目前确定的一种聚磷菌 Candidatus Accumulibacter phosphaits 密切相关，在活性污泥系统中，Rhodocyclales 为主要的反硝化除磷菌。另据报道，红环菌目（Rhodocyclales）附属的有机体在有氧、有机负荷较大时可以合成胞外聚合物（EPS）、储存 PHA 且将磷元素聚集到 EPS 中， 在除磷系统中属于优势种[79]。由图 4.8 可知，该菌目所占比例变化较为明显，所占比例由投加前的 26.2%下降至投加后的 13.3%，由此可知，铁盐投加使该菌目的相对丰度产生较大的幅度的下降。

伯克霍尔德氏菌目（Burkholderiales）投加后所占比例比投加前增加 4.6%，该菌目被报道具有生物去除芳香族污染物的微生物生态学修复的主要功能[80]。硫发菌目（Thiotrichales）在 S3-S4 阶段明显较 S1-S2 阶段降低，该菌目主要在 γ-变形菌门下，参与硫化物的发酵与氧化。

          菌群分析、鉴定的级别越高，越更加清晰的显示出铁盐投加过程中的系统活性污泥微生物菌群群落的变化。图 4.9 显示了从属（genus）的水平上进行的分析结果。其中，固氮螺菌属（Azospira）、馥兰属（Phreatobacter）、动胶菌属（Zoogloea）、脱氯单胞菌属（Dechloromonas）等在反应器各个阶段均占较大比例，属于优势菌属。其中，脱氯单胞菌属（Dechloromonas）和动胶菌属（Zoogloea）作为聚磷菌（PAOs）的重要组成部分在 S3-S4 阶段较 S1-S2 阶段分别降低 6.24%、19.16%，其中 BetaProteobacteria 纲中的脱氯单胞菌属（Dechloromonas）被报道参与缺氧反硝化过程，可以吸收乙酸盐并作为脱氮剂进行反硝化，在反硝化过程中，这些物种以硝酸盐作为电子受体摄取磷，在微生物除磷中发挥重要作用[81]。不动杆菌属（Acinetobacter）是发现较早的一类具有除磷能力的聚磷菌，此类菌属铁盐投加后所占比例增加了 3.08%。因此，综合以上分析结果可知该浓度铁盐的投加会降低部分聚磷菌的相对丰度。

4.3.9 对生物除磷效果的影响

        活性污泥的生物除磷过程主要依赖一类统称为聚磷菌的微生物来完成，起主要作用的是聚磷菌和产酸发酵菌。以活性污泥对水中溶解性磷酸盐的好氧吸磷、厌氧释磷速率来衡量活性污泥的生物除磷能力。如图 4.10 所示，原始污泥初始磷酸盐浓度为 0.32 mg/L，富铁污泥初始磷酸盐浓度为 2.51 mg/L，厌氧段初期释磷速率较大，随着反应时间的进行，释磷速率逐渐减小，在 120 min 后磷的释放接近饱和，厌氧末端磷酸盐浓度分别为 1.81、3.31 mg/L，原始污泥和富铁污泥平均释磷速率分别为：0.745、0.4 mg/(L·h), 原始污泥和富铁污泥比释磷速率分别为 1.06、0.36mg/(g VSS·h)。图 4.10 为好氧吸磷特征曲线，初期原始污泥样品中的磷酸盐快速减少，随着反应时间的进行，速率放缓，原始污泥初始磷酸盐浓度为 8.57 mg/L，富铁污泥初始磷酸盐浓度为 3.11 mg/L，在 120 min 后好氧末端取样，磷酸盐浓度分别为 0.825、2.09 mg/L。原始污泥和富铁污泥平均吸磷速率分别为：3.87、0.51mg/(L·h), 原始污泥和富铁污泥比吸磷速率分别为 3.51、0.72 mg/(g VSS·h)，原始污泥在厌氧释磷以及好氧吸磷方面均显著优于富铁污泥，与除磷菌群多样性以及相对丰度减少导致生物除磷效率的下降的结果具有一致性。这也与高颖的研究结果具有一致性。

4.3.10 对跨膜压差的影响

        投加三价铁盐前后对膜污染的影响情况如图 4.11 所示。一个运行周期为 40 天左右，在系统运行周期内，随着运行时间的增长，跨膜压差逐渐升高。当 TMP 达 到 50 kPa 时则需要进行物理或累积多次后进行化学清洗，清洗后的膜通量可以恢复 90%左右。在未投加铁盐运行两个周期和投加铁盐后运行一个周期内，两个阶段系统从膜滤开始阶段至 TMP 达到极限值（50 kPa）分别历时 42 d、37 d、45 d。TMP 随时间变化呈现出两个阶段特征，即第一阶段的缓慢上升期和第二阶段的快速上升期，将 TMP 随时间的变化曲线分为两个阶段，分别计算两阶段的斜率，则该段斜率大小即可衡量 TMP 增加速率，其中三个周期中的第一阶段的斜率 K1、K3、K5 的值依次为：0.58、0.61、0.36 kPa/d，第二阶段的斜率依次为：1.49、2.13、1.82 kPa/d，第一阶段和第二阶段的斜率值变化不明显，说明本实验中该浓度铁盐的投加并没有加剧膜污染速率。铁盐进入反应体系后会发生水解形成多核羟基络合物，这些络合物携带正电荷并发生电荷中和反应，理论上对于缓解膜污染有一定的正面作用。本实验在投加三氯化铁期间，膜组件的 TMP 增幅较未投加期间有一定程度的降低，但是降低幅度有限，即利用该浓度铁盐强化除磷的同时在膜污染控制方面具有可行性。

4.4 本章小结

   （1）本研究通过将铁盐投加进入 A/O-MBR 反应器，其中 Fe/P（mol/mol）比 例大于 1.6 时，溶液剩余磷浓度减缓较慢。污泥比阻呈现出先减少后增加的趋势，当 Fe/P 比例达到 1.6 左右时，达到最小值。故最佳投加比例为 Fe/P=1.6。 

   （2）投加比例为 Fe/P=1.6，观察该反应器仍然可以稳定运行并高效的去除进水中的 COD 和 NH4+-N，投加前后磷酸盐的平均去除率由 52.34%上升至 89.66%，出水浓度保持在 0.4 mg/L 以下，尾水出水满足一级 A 的排放标准（＜0.5mg/L）。

   （3）在该浓度铁盐投加后，反应器活性污泥 EPS 中多糖浓度呈现下降趋势，有助于减缓膜污染进程。投加后活性污泥粒径变小可能与较高的曝气强度有关。

   （4）三价铁盐投加化学除磷对活性污泥菌群分析及生物除磷的影响研究表明：铁盐投加前的活性污泥菌群多样性高于投加后，表明该浓度的铁盐投加会降低反应器内活性污泥的生物多样性。微生物群落结构分析表明铁盐的投加会使活性污泥细菌群落结构发生变化，其中红环菌目（Rhodocyclales）、脱氯单胞菌属（Dechloromonas）和动胶菌属（Zoogloea）等聚磷菌的相对丰度在投加后均一定程度低于投加前，即部分聚磷菌的相对丰度降低。

  （5）活性污泥的生物吸、释磷实验结果与微生物群落分析结果体现出一定的一致性，原始污泥和富铁污泥的比释、吸磷速率分别为 1.06、0.36 mg /(g VSS·h)，3.51、0.72 mg /(g VSS·h)，原始污泥在厌氧释磷以及好氧吸磷方面均优于富铁污泥，即该浓度铁盐的投加一定程度上降低了活性污泥生物除磷效能。

  （6）在膜污染方面，通过跨膜压差记录分析此浓度的铁盐对本实验中膜组件的膜污染速率产生减缓作用

 

 

原标题：铁盐强化除磷膜生物反应器运行与膜污染控制研究

原作者：刘 盼