ASM2d模型改良及在DE型氧化溝中的應(yīng)用

郭彥雪++李偉++趙凱

摘要：對國際水質(zhì)污染與控制協(xié)會（IAWQ）推出的活性污泥2d號模型（ASM2d）進(jìn)行優(yōu)化，使之能夠模擬含有菌膠團(tuán)的污水處理工藝。使用改良后的ASM2d模型模擬并分析了有機(jī)物、氮和磷在DE型雙溝式氧化溝中的降解過程，發(fā)現(xiàn)優(yōu)化后模型能夠較好地?cái)M合這些物質(zhì)的降解過程。依據(jù)所建立的模型計(jì)算出各組分在DE型氧化溝中1個周期4個階段的轉(zhuǎn)化速率，該結(jié)果有助于深入分析有機(jī)物、氮及磷不同形態(tài)之間的轉(zhuǎn)化規(guī)律。

關(guān)鍵詞：DE型氧化溝；污水組分；數(shù)學(xué)模型；污水處理

中圖分類號：X703.1文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A文章編號：16744764（2017）01012507

收稿日期：20160405

基金項(xiàng)目：國家自然科學(xué)基金（51308437）；西安建筑科技大學(xué)人才基金（RC1247）

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

李偉（通信作者），男，副教授，碩士生導(dǎo)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(fù)雜性，必須開展數(shù)學(xué)模型研究，才能對其進(jìn)行更加深入研究[1]。目前，常用的模型為國際水質(zhì)污染與控制協(xié)會（IAWQ）推出的活性污泥2d號模型（ASM2d），各國的專家與學(xué)者將該數(shù)學(xué)模型和實(shí)際污水處理工藝相結(jié)合建立了各種計(jì)算模型，用于預(yù)測污染物降解和指導(dǎo)污水廠的運(yùn)行[25]。根據(jù)報(bào)道，ASM2d模型能夠較好的模擬污染物在厭氧區(qū)/缺氧區(qū)/好氧區(qū)存在明顯邊界的生物反應(yīng)器（如A2/O工藝）中的降解過程，而對邊界不明顯的反應(yīng)器（如氧化溝）中降解過程的擬合結(jié)果往往與實(shí)測值相差較大。高揚(yáng)等[4]使用ASM2d模型模擬氮在改良型A2/O工藝中降解過程，發(fā)現(xiàn)出水模擬值與實(shí)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(jìn)行模擬，發(fā)現(xiàn)模擬值與實(shí)測值的平均偏差達(dá)8%～28%。在實(shí)際污水處理工藝中（如DE氧化溝），細(xì)菌會與水中物質(zhì)結(jié)合形成菌膠團(tuán)，溶解氧濃度在菌膠團(tuán)中由外而內(nèi)逐漸降低，形成溶解氧濃度梯度。當(dāng)外部溶解氧濃度相對較低時，菌膠團(tuán)內(nèi)部會形成缺氧區(qū)甚至是厭氧區(qū)，從而會發(fā)生同步硝化反硝化（SND）脫氮現(xiàn)象，據(jù)報(bào)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(zhǔn)確的擬合污染物在存在SND工藝中的降解過程。

本文依據(jù)菌膠團(tuán)的結(jié)構(gòu)，提出“厭氧核”概念，并以此為依據(jù)優(yōu)化了ASM2d模型。使用優(yōu)化后的數(shù)學(xué)模型，結(jié)合某DE型雙溝式氧化溝的實(shí)際運(yùn)行特點(diǎn)，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(jì)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(jìn)水經(jīng)過粗格柵、細(xì)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(yùn)行方式是兩溝交替工作循環(huán)曝氣，1個周期歷時240 min，分4個階段進(jìn)行。DE型氧化溝1個周期4個階段的具體運(yùn)行方式見圖1。

圖1DE型氧化溝4個階段運(yùn)行狀態(tài)圖

Fig.1 Operation state in DE oxidation ditch1.2測量項(xiàng)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(guān)系，因此僅對I溝的4個階段進(jìn)行了測定。

具體方式如下：在氧化溝I溝上固定取樣點(diǎn)（如圖1所示），以第1階段開端為始點(diǎn)，10 min為一時間間隔進(jìn)行取樣（水力測試表明污水在氧化溝中循環(huán)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(jìn)行過濾，在實(shí)驗(yàn)室測定濾液的以下項(xiàng)目：pH值、化學(xué)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(shí)驗(yàn)還測定了SV30、MLSS和MLVSS以確定污泥的性質(zhì)，以上各項(xiàng)目均按照國家標(biāo)準(zhǔn)方法進(jìn)行[8]。

1.3污水特征分析

具體氧化溝的污水進(jìn)水和出水水質(zhì)組分分析結(jié)果見表1。

表1DE氧化溝系統(tǒng)進(jìn)出水水質(zhì)分析（其中進(jìn)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(shù)值單位符號名稱數(shù)值單位SO2溶解氧0g O2·m-3CODtot，inf進(jìn)水總COD360g COD·m-3SF易生物降解有機(jī)物79.2g COD·m-3CODf，，tot進(jìn)水濾液中COD135.2g COD·m-3SA發(fā)酵產(chǎn)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(tài)氮2.6g N·m-3CODVFAsVFAs轉(zhuǎn)化的COD79.2g COD·m-3SPO4正磷酸鹽3.8g P·m-3SI不可降解有機(jī)物23.6g COD·m-3SALK堿度5mol HCO- 3·m-3續(xù)表1符號名稱數(shù)值單位符號名稱數(shù)值單位顆粒態(tài)組分SA=CODVFAsXI不可降解有機(jī)物23.6g COD·m-3Ss=CODf，tot- SIXS慢速可降解有機(jī)物156g COD·m-3SF=SS-SAXI=（1-α）CODsusp，infXH異養(yǎng)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(nèi)正磷酸0g P·m-3Ss=CODf，tot- SIBODtot = BOD5/（1- e-5k）XPHA聚磷菌體內(nèi)有機(jī)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(zhì)211.7g TSS·m-3

2數(shù)學(xué)模型的建立

2.1模型建立的假設(shè)

在模型建立時做了如下假設(shè)：1）進(jìn)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(jìn)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(tǒng)運(yùn)行時溫度不變；6）pH值恒定；7）氧化溝內(nèi)無毒害微生物的物質(zhì)；8）微生物對顆粒狀有機(jī)物的捕捉是瞬時進(jìn)行的；9）有機(jī)物和有機(jī)氮的水解是同時進(jìn)行的，且速率相等；10）污水在氧化溝內(nèi)的流動速度恒定。

2.2模型建立的方法

水力試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)溝內(nèi)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(jìn)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(fā)現(xiàn)，從寬度和深度來看，DE氧化溝具有完全混合式反應(yīng)器的特點(diǎn)，因此，每一單元的污水水質(zhì)在空間上可以近似認(rèn)為是均勻的。從整個系統(tǒng)長度方向上看，氧化溝系統(tǒng)又具有推流式反應(yīng)器的特點(diǎn)，因此我們假定取出一單元混合液，讓其在氧化溝中循環(huán)（如圖2所示）。

2.3建立模型中使用的物料平衡模型

根據(jù)質(zhì)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(tǒng)反應(yīng)量由化學(xué)劑量數(shù)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(jìn)水的流量；Cini[t]為t時刻進(jìn)水i組分的濃度，g/ m3；Qout[t]為 t時刻出水流量；ri為反應(yīng)速率，g/（0.1 min（m3）；νij為化學(xué)計(jì)量系數(shù)；ρj為過程速率式。

圖2污水單元分割與反應(yīng)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(jìn)行如下簡化。

進(jìn)水段：氧化溝的進(jìn)水有兩種方式，一是進(jìn)水口進(jìn)水，二是在固定時刻由穿孔進(jìn)水。此時Qout[t] =0，若t時刻進(jìn)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(jìn)水前1秒這份污水中污染物的濃度。

反應(yīng)段：氧化溝在不進(jìn)水也不出水時認(rèn)為其處于反應(yīng)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(tǒng)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(xué)參數(shù)的確定

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

3ASM2d模型優(yōu)化

使用ASM2d模型模擬有機(jī)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(shí)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(tuán)外層和內(nèi)層的濃度不同，以此為依據(jù)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(tuán)分為兩個部分，分別為“厭氧核”和“好氧外層”，其所占菌膠團(tuán)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(tuán)外部混合液中DO濃度相同，“厭氧核”中DO濃度采用式（7）進(jìn)行計(jì)算。SO2，f=SO2kO2SO2+kO2（7）式中：SO2，f為菌膠團(tuán)內(nèi)部DO濃度；SO2為混合液中DO濃度；kO2為溶解氧擴(kuò)散系數(shù)（本模型取0.10）。

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

研究中，當(dāng)α取值為0.68時，DO的模擬值與實(shí)際測量值之間的平均偏差僅為0.3%；4種污染指標(biāo)COD、NH+4—N、NO-3—N和PO3-4—P的模擬值與實(shí)際測量值之間的平均偏差為2.3%、1.9%、5.1%和8.7%，表明優(yōu)化后的ASM2d模型能夠較好地?cái)M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(shí)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(tuán)分層示意圖

Fig. 4Proposed configuration of biomass flocs表2物質(zhì)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(yǎng)菌利用SF生長； 5.異養(yǎng)菌利用SA生長； 6.利用SF反硝化； 7.利用SA反硝化； 8.SF發(fā)酵； 9.異養(yǎng)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(nèi)有機(jī)物釋放； 18.好氧菌生長； 19.好氧菌衰亡。4模擬結(jié)果與分析

4.1第1階段

此階段轉(zhuǎn)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(tài)。在該條件下，硝化細(xì)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(jìn)水中帶入了較高濃度的NH+4—N，致使其在氧化溝內(nèi)積累，濃度不斷升高。進(jìn)水中含有的大量易生物降解的有機(jī)物SF和SA，為反硝化反應(yīng)提供了足夠能量，缺氧條件為反硝化細(xì)菌提供了合適的生存環(huán)境，因而反硝化速率高達(dá)92.8 g/（h·m3），其結(jié)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(nèi)的PHB。由表2可知，本階段釋放PO3-4—P的速率高達(dá)68.3 g/（h·m3）。同時，氧化溝進(jìn)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(jìn)水中帶入了大量有機(jī)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(nèi)PHA（過程10）需要消耗大量的溶解態(tài)有機(jī)物SF和SA（其去除速率分別達(dá)到497.2和379.2 g/（h·m3）），將進(jìn)水中帶入的和顆粒態(tài)有機(jī)物分解生成的溶解態(tài)有機(jī)物快速消耗，致使氧化溝混合液中溶解態(tài)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(jī)物質(zhì)被水解為SF（好氧水解和缺氧水解速率達(dá)364.5和178.1 g/（h·m3）），為硝化細(xì)菌的生長提供了足夠的能量。在硝化細(xì)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(bǔ)充，其結(jié)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(yīng)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(dá)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(tuán)，即在菌膠團(tuán)內(nèi)部依然處于厭氧或缺氧狀態(tài)，出現(xiàn)了同步硝化反硝化脫氮現(xiàn)象[16]。

在好氧條件下，PAOs會過量吸收正磷酸鹽，以胞內(nèi)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(dá)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(tài)。本階段含有大量顆粒狀有機(jī)物、少量溶解態(tài)有機(jī)物的污水從II溝通過穿孔進(jìn)入I溝，因此，溶解態(tài)COD濃度基本沒有變化。由表2可知，本階段異養(yǎng)細(xì)菌快速生長所需的有機(jī)物來自顆粒狀有機(jī)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(jìn)入的混合液中含有大量氨氮，硝化細(xì)菌在好氧、能量充足的條件下進(jìn)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(xiàn)溝處于好氧狀態(tài)，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(jī)物、NH+4—N和正磷酸鹽的污水重新進(jìn)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(jìn)水中含有較高濃度的SF和SA，因此溶解態(tài)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(jìn)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(jī)物充足的條件下，PAOs依然能夠?qū)⒒旌弦褐姓姿猁}合成PHA儲存體內(nèi)，因此正磷酸鹽濃度依然維持在較低水平。

5結(jié)論

根據(jù)菌膠團(tuán)的結(jié)構(gòu)，提出“厭氧核”概念，并以此為基礎(chǔ)優(yōu)化了ASM2d模型，使之能夠應(yīng)用于模擬含有菌膠團(tuán)的污水處理工藝。將優(yōu)化的ASM2d模型結(jié)合某DE型雙溝式氧化溝的實(shí)際運(yùn)行特點(diǎn)，建立了其計(jì)算模型，該模型可以很好的對氧化溝內(nèi)COD、NH+4—N、硝酸鹽氮和正磷酸鹽濃度的變化進(jìn)行模擬。根據(jù)計(jì)算結(jié)果深度分析并總結(jié)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(jié)果對于氧化溝工藝改良具有一定意義。

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