“活性污泥-生物膜”雜合ABR制氫系統的啟動與運行

鄭陽，王魯寧，張寶藝，李永峰，任南琪

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“活性污泥-生物膜”雜合ABR制氫系統的啟動與運行

鄭陽1，王魯寧1，張寶藝1，李永峰1，任南琪2

（1東北林業大學林學院，黑龍江 哈爾濱 150036；2哈爾濱工業大學市政環境工程學院，黑龍江 哈爾濱 150090）

對ABR系統進行改良，建立新型的“活性污泥-生物膜”雜合厭氧折流板生物制氫反應器（SMHABR），研究其乙醇型發酵的形成及其產氫及COD處理能力。反應器分為5個格室，有效容積43.2 L，實驗共進行180 d。系統以紅糖廢水為原料，在HRT為12 h，溫度為（35±1）℃，通過分階段提高進水COD 的方式，可使ABR系統在35 d內培育馴化形成乙醇型發酵菌群體系。進水COD在約3500 mg·L-1時產氫量最大，總產氫量可達到 44.75 L·d-1。進水COD濃度達到約7100 mg·L-1時COD去除率最大，平均總去除率可達到49.33%。COD去除率最大值并未與產氫量最大值同時出現，說明產氫最適進水濃度與COD去除最適進水濃度并非相同。

制氫；生物膜；活性污泥；厭氧；SMHABR

引 言

隨著能源危機的加劇，氫氣吸引到全世界許多學者的矚目[1-3]，特別是利用生物質進行發酵制氫研究發展迅速[4-5]。作為一種新型清潔能源，氫氣具有熱密度大、燃燒后無污染物及可再生等特點，被認為是21世紀最理想的新能源之一[6]。利用有機廢水進行厭氧生物發酵制氫已經受到社會上的廣泛重視。

有機廢水的產酸發酵有丁酸型發酵、丙酸型發酵及乙醇型發酵3種類型[7]。乙醇型發酵的主要末端發酵產物為乙醇、乙酸、氫氣、二氧化碳及少量丁酸[8]。根據任南琪等[7]的研究，乙醇型發酵的產氫能力要遠大于其他兩種發酵類型，乙醇型發酵法生物制氫系統可以獲得較高的氫氣產率。

目前研究較多的厭氧生物制氫反應器有連續流攪拌槽式反應器（CSTR）、顆粒污泥膨脹床反應器（EGSB）以及升流式厭氧污泥床（UASB）等[9-11]。但厭氧折流板反應器（ABR）研究得比較少，值得進行更深入廣泛的研究。

ABR是由多個格室串聯而成，在導流板的引導下，廢水可以通過上下折流的方式先后流經并穿過各格室的污泥床[12]。ABR作為一種生物制氫反應器，它的優勢在于能夠將微生物分解代謝作用在縱向上進行分離[13]，并且該反應器的生物固體截留能力好、抗水力及有機負荷沖擊能力強，反應器的特殊結構能使系統中的生物質停留時間延長。生物膜法的原理是，當廢水在與生物膜（附著生長于某些固體物表面的微生物）接觸時，廢水中的污染物從水中轉移到生物膜上，從而得到處理。本文對ABR系統進行了改良，將活性污泥與生物膜整合于廢水處理系統，向反應器頂部投加鵝卵石，一方面可起到截留活性污泥、減少污泥隨水流流出的作用；另一方面鵝卵石可作為載體，使反應器中的活性污泥于鵝卵石表面形成一層生物膜，以此提高廢水與微生物接觸的時間，提高污水處理效率，建立新型的“活性污泥-生物膜”雜合厭氧折流板生物制氫反應器（sluge-micobial film hybrid ABR，以下簡稱SMHABR）?；谝陨蟽瀯?，本文通過分階段提高進水COD濃度與縮短水力停留時間（HRT）相結合的方式研究了其乙醇型發酵的形成及其產氫速率和COD處理能力，以期通過調整實驗參數將該系統運用到實際應用中。

1 實驗材料和方法

1.1 實驗裝置

實驗裝置如圖1所示。SMHABR反應器分為5個格室，每個格室的下部邊緣設置導流板將格室分為下流區和上流區。這種設計能夠替代攪拌裝置，使廢水與活性污泥得到充分的混合接觸。每個格室的上部都設置了10 cm厚的礫石填料層。反應器總容積為80 L，有效容積為43.2 L，第5格室有效容積為14.4 L，該格室中不投放污泥，其主要作用為截留實驗運行過程中前4格室流失的污泥，因此實驗有效格室為前4格室。反應器運行過程溫度始終保持在35℃±1℃。前4格室的每個格室的上流區均設有取樣口[14]。反應器頂部設有排氣孔，排氣孔與液封相連，產生的氣體體積由濕式氣體流量計測定[15]。進水由恒流泵泵入。

圖1 SMHABR反應器結構示意圖

1.2 實驗用廢水

實驗采用紅糖配制成糖蜜有機廢水，并向配制的廢水中添加N、P等元素，保持COD、N、P的質量比在（200～500）:5:1，為微生物提供生長繁殖所需的營養物質[16]。

1.3 接種活性污泥

本實驗采用哈爾濱文昌污水處理廠的剩余污泥作為接種污泥。取回的污泥經過濾后加入曝氣裝置進行曝氣處理。馴養污泥的過程中每天停止曝氣2～3 h，去除漂浮在污泥頂層形成泡沫狀的污泥聚集物，然后補充氮、磷等營養物質。間歇曝氣培養20～30 d后，污泥顏色由黑色逐漸變為棕黃色，沉淀后上清液清澈，SV30達到20%。揮發性懸浮固體（VSS）/總懸浮固體（SS）為69.88%，此時可將污泥接入反應器中，平均加入各格室的上流室中[14]。

1.4 分析方法及儀器

pH采用PHS-25型酸度計測定。COD采用雷磁COD-450化學需氧量測定儀測定。產氣量由LML-2型濕式氣體流量計測定。氣體產物及組分采用SC-Ⅱ型氣相色譜儀測定。液相末端發酵產物（VFAs）組分及含量采用GC-122型氣相色譜儀測定[14]。

1.5 實驗方法

本次實驗采用增大進水COD濃度與縮短HRT相結合的方式啟動，即HRT遞減與進水COD濃度遞增交叉進行的啟動方式。

實驗共進行180 d，分為4個階段，啟動期（1～34 d）、穩定期（35～77 d）、試探期（78～126 d）和檢驗期（127～180 d）。啟動期1～15 d將HRT由24 h逐漸縮短至12 h，之后的運行保持HRT為12 h不變，通過分階段逐步提高進水COD濃度來提升有機負荷[17]，初始 COD 約為 1300 mg·L-1。檢驗期通過逐步降低進水COD濃度來降低有機負荷，以此來對實驗進行檢驗。

2 實驗結果與討論

2.1 SMHABR系統的產氫速率

接種污泥采取曝氣預處理方式，使產甲烷菌受到抑制，同時反應器運行過程中的pH基本在5 以下，在此pH下產甲烷菌停止產甲烷活動，所以本文不考慮反應器產生甲烷的情況。

圖2顯示了反應器各格室及反應器總體的產氫速率。從圖2中可以看出，反應器的產氣速率與進水濃度有直接關系。

圖2 各格室產氫速率

在反應器運行初期，連接在反應器上的濕式氣體流量計一直未顯示出讀數的變化，隨著反應的進行，實驗進水濃度不斷增加，在35 d時發現連接在反應器出氣口的液封有氣泡出現，實驗開始產氣，這說明實驗啟動成功。但由于產氣量過小，產氣的前幾天氣體流量計始終未產生明顯示數變化。經過波動期34 d的馴化，反應器內的活性污泥適應了系統內的環境，當實驗進入穩定期后，隨著進水濃度的進一步增加，總產氣速率開始迅速攀升。在76～80 d時出現了實驗期間總產氫速率最大值44.75 L·d-1，此時的進水COD濃度約為5300 mg·L-1。之后隨著進水COD濃度進一步上升，反應器總產氣速率出現了迅速下降的趨勢。各格室的產氣量變化規律與反應器總產氣量變化規律相似。這說明當進水COD濃度達到約5300 mg·L-1時即達到了系統產氫的最適宜濃度，反應器的產氫能力已經達到最高點，當進水濃度繼續增加時，產氫能力會隨之大幅下降。在之后的檢驗期，即使進水COD濃度再次降回到5300 mg·L-1，反應器的產氫量也仍然很小沒有回升到最大值，分析原因可能是由于進水COD過高使系統內部發生了酸化，產氫細菌活動在過酸的環境下受到抑制，并且這種變化是不可逆的。反應器產氣量最大值和COD去除率最大值（見下述）不在同一時間出現，與韓偉等[18]所述的產氫量最大值與COD去除率最大值出現在不同進水濃度的報道一致。

比較各格室的變化趨勢，第2格室最先產氣，且產氫速率始終最高，之后產氫速率由高到低依次為第3格室、第1格室、第4格室，產氣速率最低的為第5格室。分析原因是由于，在實驗初期，接種污泥所處環境由好氧轉變成厭氧，環境的劇烈變化對第1格室的影響最大。第1格室為后面格室起到了一定的緩沖作用，這可能是第2格室要先于第1格室產氣的主要原因。第4格室產氣量始終小于前3格室，分析認為，廢水依次經過反應器的各格室，其中的大部分有機物已經被前3個格室內的微生物發酵降解，進入第4格室的有機物濃度相對較低，不足以為第4格室中的微生物提供充足的養分，這是導致第4格室產氣最晚且產氣速率較小的主要原因。第5格室內并未投放活性污泥，但在實驗進行過程中，少量污泥隨著水流流入到第5格室，并被截留在該格室內，因此第5格室有少量氫氣產生，但由于泥量很少，產氣速率很小。

反應器在76～80 d階段產氣量最高，此時的進水COD濃度在5300 mg·L-1左右，平均總產氣量為44.75 L·d-1。第1格室平均產氣量為8.84 L·d-1，氫氣含量51%，產氫量為4.51 L·d-1；第2格室平均產氣量為20.00 L·d-1，氫氣含量62%，產氫量為12.40 L·d-1；第3格室平均產氣量為 11.10 L·d-1，氫氣含量56%，產氫量為6.22 L·d-1；第4格室平均產氣量為3.91 L·d-1，氫氣含量47%，產氫量為1.84 L·d-1；第5格室平均產氣量為0.90 L·d-1，氫氣含量39%，產氫量為0.35 L·d-1。

在李建政等[12]所做的對ABR生物制氫系統的研究中，反應器有效格室為4格室，底物為糖蜜廢水，反應器中未投加填料，當進水COD濃度約為7000 mg·L-1時，反應器最大單位體積日產氫量為0.48 L。與李建政等所做的研究相比，本實驗中在填料上產生的活性污泥生物膜使得系統單位體積日產氫量有較大提升，顯示出了SMHABR系統在產氫方面的優勢。

2.2 SMHABR系統的COD去除效果

COD去除率是厭氧發酵制氫過程中反應器運行效率的重要指標。傳統的厭氧處理系統通過產甲烷菌群的作用來實現廢水中有機物質的去除[19]，ABR系統與其原理不同，對廢水COD的去除主要是通過微生物細胞合成以及二氧化碳和氫氣的釋放實現的，系統以產酸發酵菌群代謝為主，發酵代謝產物仍然停留在ABR系統中，所以COD去除率相對較低[20]。

圖3為反應器各格室及反應器總體COD去除率變化情況。圖3反映出，實驗的啟動期（1～34 d），在剛開始啟動實驗時，第1格室COD去除率非常不穩定，上下波動很大甚至會出現負值，且這個階段的出水渾濁，肉眼可見懸浮物較多。其主要原因是接種的好氧活性污泥所處環境由好氧轉變成厭氧，這使得污泥中的好氧微生物的活性迅速降低甚至死亡。殘留在格室內的已經死亡的好氧微生物會影響COD的去除率。隨著實驗時間的推進和進水COD的不斷增大，到達啟動期（1～34 d）末期時，第1格室的COD去除率趨于穩定，波動幅度變小，停留在10%～20%之間。污泥洗出現象減少，出水也變得較為清澈，肉眼可見懸浮物消失。此時的進水COD已經達到2500 mg·L-1，HRT也到達預定值12 h。這種情況說明啟動期各項指標的波動已經結束，實驗開始進入穩定期（35～77 d）。進入穩定期以后，隨著進水COD濃度的不斷增加，第1格室的COD去除率仍未發生較大變化，基本穩定在10%～15%之間。當實驗進入試探期（78～126 d），進水COD上升到5300 mg·L-1以上，第1格室的COD去除率達到了15%以上，并且隨著進水COD的進一步增加而不斷上升，但穩定期COD去除率的增幅比啟動期明顯減小，直至進水COD達到7100 mg·L-1（實驗最高值）時，第1格室的COD去除率也達到了最高值，穩定在20%左右。進入檢驗期（127～180 d）以后，為防止反應器內發生過酸化，實驗逐漸降低進水COD濃度，第1格室的COD去除率又隨之緩慢減小，這也證明當進水COD濃度上升到7100 mg·L-1時，反應器內并沒有發生過酸化，其可承受的進水COD濃度還有一定提升空間。這說明當進水COD濃度上升到一定范圍時會對格室的COD去除率產生較大影響，只要不使反應器呈過酸狀態，格室的COD去除率會隨著進水COD濃度的增加而升高。

圖3 各格室及反應器總體COD去除率

第2～4格室出水COD去除率的變化及反應器出水COD去除率和反應器COD總去除率的變化均與第1格室呈相同趨勢。

橫向對比各格室的COD去除率，發現去除率呈逐格降低的態勢，后一格室的平均去除率小于前一格室。各格室的平均去除率分別為：第1格室15.67%，第2格室11.25%，第3格室9.10%，第4格室3.79%，出水2.9%。反應器的總去除率為35.93%。分析其原因，是由于第1格室最先接觸進水，進水為第1格室內的厭氧微生物提供了充足的養料，因此第1格室的COD去除率最高。進水經過第1格室時，格室內的微生物消耗了部分養料，到達第2格室時所能提供的養料不及第1格室充足，污泥由于得不到充足的養料而活性較低，因此第2格室的COD去除率小于第1格室。第3、4格室的COD去除率依次減小的原因與前述相同。第5格室內并未投放活性污泥，但在實驗進行過程中，少量污泥隨著水流流入到第5格室，并被截留在該格室內，這些污泥也起到了一定的去除COD的作用，但由于泥量很少，去除率很小。

在任南琪等[21]所做的對CSTR生物制氫系統的研究中，底物亦為糖蜜廢水，當進水COD濃度約為7000 mg·L-1時，COD去除率維持在22%～26%之間。與任南琪等所做的研究相比較，本實驗所研究ABR系統具有多個格室，在COD處理效果方面有較為明顯的優勢，在其他運行條件相似的情況下，ABR系統的COD處理率可達CSTR系統COD處理率的2倍。在李建政等[12]所做的研究中，進水COD范圍為500～8000 mg·L-1，系統最大COD總去除率為37.6%。與李建政等所做的研究相比，本實驗中在填料上產生的活性污泥生物膜使得SMHABR系統COD去除率有較大提升，顯示出了SMHABR系統在COD去除效果方面的優勢。

2.3 SMHABR系統液相末端產物

有機廢水的產酸發酵有丁酸型發酵、丙酸型發酵及乙醇型發酵3種類型，其中乙醇型發酵類型的產氫能力最強[22-23]。

圖4～圖8為反應器各格室的液相末端產物變化情況。從圖4～圖8中可以看出，在啟動初期（1～30 d），各格室液相末端產物總量及其組分都表現出較大波動，隨后逐漸趨于穩定，乙醇含量很少，各類有機酸含量相近，呈現混合酸發酵類型。在啟動后期（31～35 d），第1格室中的主要液相發酵產物為乙酸和丁酸，其含量之和達到總液相中間產物的72.58%，這表明第1格室形成了丁酸型發酵。第2～4格室以及出水仍呈現混合酸發酵類型。

圖4 第1格室液相末端產物濃度

圖5 第2格室液相末端產物濃度

圖6 第3格室液相末端產物濃度

圖7 第4格室液相末端產物濃度

圖8 出水（第5格室）液相末端產物濃度

進入穩定期（35～77 d）后，反應器各格室及出水的液相末端產物總量開始迅速增加，液相末端發酵產物各組分含量也發生了顯著的變化。

第1格室中，穩定期初期乙醇、乙酸和丙酸的含量逐漸上升，丁酸的含量逐漸下降，穩定期中期丙酸含量開始下降，乙醇和乙酸含量逐漸上升，第1格室液相發酵產物轉變為以乙醇和乙酸為主，在穩定期后期，乙醇和乙酸的含量之和占到總量的74.11%，表現為乙醇型發酵。

第2格室中，原本呈混合型發酵特征，其發酵類型轉變的特點與第1格室類似，隨著丁酸和丙酸含量分別先上升后下降，丁酸和乙酸的含量之和由穩定期初期的72.78%下降到穩定期后期的63.22%，乙醇和乙酸的含量之和由穩定期初期的37.62%上升到穩定期后期的67.43%，表明第2格室在穩定期完成了由丁酸型發酵到乙醇型發酵的轉變。

第3格室中發酵類型轉變的特點與第2格室類似，丁酸和乙酸的含量之和由穩定期初期的74.88%下降到穩定期后期的73.06%，乙醇和乙酸的含量之和由穩定期初期的41.22%上升到穩定期后期的78.03%，表明第3格室在穩定期完成了由丁酸型發酵到乙醇型發酵的轉變。

第4格室中發酵類型轉變的特點也與第2格室類似，丁酸和乙酸的含量之和由穩定期初期的70.43%下降到穩定期后期的69.08%，乙醇和乙酸的含量之和由穩定期初期的34.55%上升到穩定期后期的73.98%，表明第4格室在穩定期完成了由丁酸型發酵到乙醇型發酵的轉變。

出水中發酵類型轉變的特點與第2格室類似，乙醇和乙酸的含量之和由穩定期初期的51.01%上升到穩定期后期的99.56%，表明第5格室在穩定期完成了由丁酸型發酵到乙醇型發酵的轉變。至此，到穩定期結束時，各格室均呈現乙醇型發酵特征[24]。

進入試探期后（78～126 d），各格室及出水的液相末端產物總量隨進水COD濃度的升高而繼續增加，在進水COD達到最大值時，第1～4格室及出水中乙醇和乙酸的含量之和的質量分數分別提高到了77.57%，81.95%，81.92%，84.14%和90.73%，各格室的乙醇型發酵得到鞏固。

在檢驗期（127～180 d），隨著有機負荷的減小，乙醇含量所占比例有所下降，但各格室仍呈現乙醇型發酵特征，這說明實驗最高進水COD濃度仍在反應器承受范圍內，沒有引起反應器內部的酸化崩潰，整體上沒有影響反應器各格室的發酵類型。

在任南琪等[21]所做的對CSTR生物制氫系統的研究中發現，乙醇型發酵要比丁酸型發酵更有利于系統的后續運行及處理效果，因此生物制氫系統能否在啟動階段快速形成乙醇型發酵類型十分重要。在李建政等[12]所做的研究中，當實驗進行至108 d時該系統表現出乙醇型發酵特征。與李建政等所做的研究相比，本實驗中SMHABR系統能在較短時間（35 d）內形成乙醇型發酵特征。本實驗中在填料上產生的活性污泥生物膜使得系統形成乙醇型發酵的時間大幅度縮短，顯示出了SMHABR系統在形成優勢產氫發酵類型方面的優勢。

2.4 SMHABR系統pH

pH是反應器內產氫發酵菌群的重要生態影響因子。圖9顯示了反應器進、出水及各格室內pH的變化情況。從圖9中可以看出，進水的pH始終在6～7之間，但反應器內各格室的pH卻在反應初期發生了較大變化。

圖9 反應器各格室pH變化

第1～4格室的pH表現出相同的變化趨勢。4個格室的pH在實驗的啟動期（1～34 d）有較大的波動，波動范圍在4～5之間。這種大幅度的波動一直持續到35 d。4個格室的pH都在35 d前后達到了這一階段的最低值，分析這種情況的原因，在實驗啟動初期，接種的污泥仍然呈現好氧狀態，污泥中的微生物對進水中的有機物進行產酸發酵作用，所產生有機揮發酸使得反應器內的pH降低。也就是在同一天，氣體流量計檢測到反應器開始產氣，這表明啟動成功[25]。隨著實驗的進行，4個格室的pH呈現出了規律性的變化。這說明在實驗的1～35 d，4個格室均處于適應期，各格室中的微生物在逐漸適應廢水，并產生了相應的微生物菌群。

在穩定期（35～77 d）中，4個格室的pH波動較小，變化較平穩，保持在4.0～5.0之間。在這一階段，反應器各格室開始產氣，各格室的產氣量和VFAs濃度迅速增加導致了反應器內pH的降低。

在試探期（78～126 d），進一步提高進水COD濃度，當進水COD濃度達到約5300 mg·L-1時，各格室pH在隨后的幾天里相繼迅速平穩下降至4.0以下，穩定在3.0～4.0之間。這是由于隨著進水COD的不斷增加，反應器產生的CO2也隨之增加，導致反應器內的pH進一步降低。當122 d時，進水COD濃度達到7100 mg·L-1（實驗最大值），當天各格室pH均降到最低值，接近3.0。為避免反應器內發生過酸反應，決定此后再將進水COD濃度進行階段性降低。

在檢驗期（127～180 d），不斷降低進水COD濃度，各格室的pH又呈現出回升態勢。這說明當進水COD濃度上升到一定范圍時會對格室的pH產生較大影響，但只要不使反應器呈過酸狀態，在酸度承受范圍內，這種變化是可逆的。

4個格室與出水的pH進行橫向比較可以發現，第1格室pH的平均值最大，在4.0以上，第2～4格室的pH平均值非常接近，可近似相等。出水pH的平均值最小。

3 結 論

（1）本實驗SMHABR系統以紅糖廢水為原料，在HRT為12 h，進水COD約3500 mg·L-1時產氫速率最大，平均總產氫速率可達到44.75 L·d-1，反應器單位體積日產氫量可達到1.55 L，在整個實驗過程中，第2格室對產氫量的貢獻最大，其產氫量大于其他各格室。

（2）本實驗在進水COD濃度達到約7100 mg·L-1（實驗設計最大值）時，COD去除率最大，平均總去除率可達到49.33%。

本實驗中COD去除率最大值（進水COD濃度7100 mg·L-1）與產氫速率最大值（進水COD濃度3500 mg·L-1）出現在不同進水濃度，實驗者在追求產氫速率和COD去除率效果兩方面需要加以 權衡。

（3）本實驗以紅糖廢水為底物，通過分階段提高進水COD的方式，可使ABR系統在35 d的啟動期內培育馴化形成乙醇型發酵菌群體系。第1格室最先形成乙醇型發酵。

（4）試探期進水COD濃度過高使反應器內有機酸積累過多，導致反應器內pH降至3.0，pH過低影響了系統的產氫效能，不利于系統產氫。雖然系統內形成了乙醇型發酵，但其產氫能力較低。

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Start-up and operation of “sluge-micobial film” hybrid ABR used as hydrogen production system

ZHENG Yang1, WANG Luning1, ZHANG Baoyi1, LI Yongfeng1, REN Nanqi2

(1School of Forestry, Northeast Forestry University, Harbin 150036, Heilongjiang, China;2School of Municipal and Environmental Engineering, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, Heilongjiang, China)

The new sluge-micobial film hybrid anaerobic baffled reactor (SMHABR) was obtained by the improvement of the original ABR with five compartments and effective volume of 43.2 L. The experimentation studied on the formation of ethanol type fermentation, the hydrogen production capacity and the COD removal capacity. The result of 180 days experiment showed that using brown sugar wastewater as raw material with hydraulic retention time of 12 h, temperature of 35℃±1℃, the system of ethanol type fermentation bacteria could be formatted in 35 days through increasing the influent COD in a phased operation mode. When the influent COD was about 3500 mg·L-1, the maximum hydrogen production was achieved with the total hydrogen production of 44.75 L·d-1. The hydrogen production of the second compartment was larger than that of the other compartments. When the influent COD was about 7100 mg·L-1, the maximum COD removal capacity was achieved with the average total COD removal rate of 49.33%. The maximum hydrogen production and the maximum COD removal rate did not appear at the same time. When the influent COD concentration was too high, the organic acid accumulation in the reactor was too much, resulting in the reactor pH down to 3. Low pH affected the hydrogen production efficiency of the system. Although ethanol fermentation was formed in the system, the hydrogen production capacity was low.

hydrogen production; biofilm; activated sludge; anaerobic; SMHABR

supported by the Natural Science Foundation of Heilongjiang Province (2013E54).

date: 2016-01-25.

Prof. LI Yongfeng, dr_lyf@163.com; Prof. REN Nanqi,rnq@hit.edu.cn

X 703

A

0438—1157（2016）09—3861—11

10.11949/j.issn.0438-1157.20160112

黑龍江省自然科學基金項目（2013E54）。

2016-01-25收到初稿，2016-05-20收到修改稿。

聯系人：李永峰，任南琪。第一作者：鄭陽（1989—），女，碩士研究生。