短程硝化過程中硝化速率與N2O產(chǎn)生速率的關(guān)系

劉越，李鵬章，彭永臻

（北京工業(yè)大學(xué)北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術(shù)研究中心，北京 100124）

短程硝化過程中硝化速率與N2O產(chǎn)生速率的關(guān)系

劉越，李鵬章，彭永臻

（北京工業(yè)大學(xué)北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術(shù)研究中心，北京 100124）

N2O是3種主要的溫室氣體之一，污水的生物脫氮過程是N2O產(chǎn)生的一個(gè)主要人為來源。通過對不同條件下生活污水短程硝化過程中N2O的產(chǎn)生情況進(jìn)行研究，考察了短程硝化過程中硝化速率（AOR）與N2O產(chǎn)生速率（N2OR）之間的關(guān)系。結(jié)果表明：隨著DO水平的提高，AOR逐漸上升，N2OR則呈現(xiàn)先增加后減少的趨勢；最大N2OR出現(xiàn)在DO為0.6 mg·L-1時(shí)，為1.29 mg N2O-N·(g MLVSS)-1·h-1。低DO水平下AOR的提高會(huì)引起N2OR的增加；但高DO水平下較高的AOR不一定產(chǎn)生較多的N2O。不同條件下，N2O的產(chǎn)生途徑不同，引起N2OR的變化。在DO較低時(shí)，N2O的產(chǎn)生以NH2OH/NOH途徑為主，AOR的提高會(huì)促進(jìn)N2O產(chǎn)生；隨著DO的增加，N2O的產(chǎn)生途徑主要為AOB的有氧反硝化作用，此時(shí)較高的DO水平會(huì)對這一反應(yīng)造成抑制，雖然反應(yīng)過程中AOR較高，但N2OR處于較低水平。

短程硝化；硝化速率；N2O產(chǎn)生速率；溫室氣體；環(huán)境；數(shù)值分析

引　言

近來，N2O作為3種最主要的溫室氣體之一，其強(qiáng)大的溫室氣體效應(yīng)和對臭氧層較強(qiáng)的破壞能力使得人們對N2O的產(chǎn)生及排放情況越發(fā)關(guān)注。大量的研究表明，污水生物處理過程是N2O產(chǎn)生的一個(gè)重要的人為源，而氨氧化菌（AOB）將銨氧化成亞硝酸鹽的過程是污水生物脫氮過程中N2O的一個(gè)最主要來源[1-4]。

在銨氧化過程中，N2O的產(chǎn)生主要包括以下幾種作用[5]。

（1） AOB的反硝化作用：在此途徑中，AOB利用羥胺氧化過程中的電子為電子供體，以和 NO作為電子受體產(chǎn)生 N2O。此產(chǎn)生途徑包括一系列還原反應(yīng)，AOB將還原，生成NO及N2O[6]。

（2）NH2OH的生物氧化作用：在NH2OH的生物氧化過程中會(huì)產(chǎn)生NOH或NO等中間產(chǎn)物，其中的NOH是一種不穩(wěn)定化合物，容易化學(xué)分解，產(chǎn)生 N2O和 NO[7]。這一 N2O的產(chǎn)生途徑可能與AOB代謝不平衡有關(guān)[3]。

（3）NH2OH的化學(xué)氧化作用：NH2OH以O(shè)2及為電子受體，可以發(fā)生化學(xué)氧化反應(yīng)，生成N2O[8]。但現(xiàn)有研究表明這一途徑在污水處理過程中對N2O的貢獻(xiàn)是十分有限的。

在一些純培養(yǎng)及富集培養(yǎng) AOB的系統(tǒng)中，AOB的有氧反硝化作用被認(rèn)為是N2O產(chǎn)生的主要途徑[2,4,9]，這一作用包括一系列還原酶催化的反應(yīng)。目前，在AOB的基因組中已發(fā)現(xiàn)存在編碼亞硝酸鹽還原酶（NirK）和氧化亞氮還原酶（nor）的基因[10-14]，在歐洲亞硝化單胞菌（Nitrosomonas europaea）氧化4NH+的過程中也檢測出功能性反硝化酶的存在[15-16]。已有大量研究指出在氧氣受限及缺氧條件下AOB可以對及NO進(jìn)行還原作用。

隨著對 N2O產(chǎn)生機(jī)理的不斷研究，一些影響N2O產(chǎn)生情況的因素得以確定，包括低溶解氧、的積累、水質(zhì)條件的波動(dòng)及反硝化過程中的電子競爭等。但是關(guān)于不同水質(zhì)條件下硝化速率與N2O產(chǎn)生速率關(guān)系的研究則較少。本研究利用實(shí)際生活污水進(jìn)行短程硝化反硝化，考察不同硝化條件下硝化速率與N2O產(chǎn)生速率之間的關(guān)系，并對N2O可能的產(chǎn)生途徑進(jìn)行分析，以期對生活污水處理過程中N2O的減排提供理論基礎(chǔ)

1　試驗(yàn)材料與方法

1.1試驗(yàn)使用污泥、水質(zhì)及反應(yīng)器啟動(dòng)運(yùn)行

試驗(yàn)用水取自北京某高校家屬區(qū)實(shí)際生活污水，其水質(zhì)情況見表 1。試驗(yàn)用活性污泥取自短程硝化反硝化母反應(yīng)器。母反應(yīng)器為SBR反應(yīng)器，有效工作容積為10 L，采用傳統(tǒng)的后置反硝化運(yùn)行方式：進(jìn)水3 min；好氧曝氣4 h；缺氧攪拌2 h；沉淀30 min；排水10 min；閑置20 min，每天3周期，好氧硝化階段曝氣量約為50 L·h-1，每周期排泥 100 ml。反應(yīng)器運(yùn)行過程中定期對母反應(yīng)器內(nèi)混合液污泥濃度（MLSS）及揮發(fā)性污泥質(zhì)量濃度（MLVSS）進(jìn)行測定，以維持污泥濃度為 2800～3000 mg·L-1，污泥齡約為15 d。反應(yīng)器運(yùn)行過程中每2～3 d對污水生物處理過程中的N2O產(chǎn)生情況進(jìn)行檢測。好氧曝氣過程中，間隔30 min取水樣氣樣對系統(tǒng)釋放的N2O及溶解態(tài)的N2O濃度進(jìn)行測定，同時(shí)測定反應(yīng)過程中等水質(zhì)指標(biāo)變化情況。系統(tǒng)運(yùn)行情況見2.1節(jié)。

表1　試驗(yàn)用實(shí)際生活污水水質(zhì)指標(biāo)Table 1　Quality of actual domestic wastewater

1.2批次試驗(yàn)裝置及條件

批次試驗(yàn)用反應(yīng)器如圖1所示。反應(yīng)器有效體積為3 L。批次試驗(yàn)時(shí)，取2 L短程硝化反硝化污水處理系統(tǒng)處理結(jié)束后的泥水混合物，對其進(jìn)行 30 min曝氣以去除其中存留的可被微生物利用的碳源，然后進(jìn)行下面6組試驗(yàn)，見表2。其中1～3組曝氣反應(yīng)時(shí)間為180 min，最初120 min內(nèi)每15 min取樣對水質(zhì)指標(biāo)進(jìn)行檢測，此后60 min每30min取樣對水質(zhì)指標(biāo)進(jìn)行檢測；4～6組曝氣反應(yīng)時(shí)間為90 min，每10 min取樣對水質(zhì)指標(biāo)進(jìn)行檢測。所有組別試驗(yàn)每30 min對系統(tǒng)中N2O的凈產(chǎn)生量進(jìn)行測定，反應(yīng)過程中利用氣體流量計(jì)對反應(yīng)過程中的DO進(jìn)行調(diào)節(jié)，使其保持穩(wěn)定。試驗(yàn)開始前，利用0.5 mol·L-1HCl及NaHCO3溶液調(diào)節(jié)pH至相應(yīng)初始條件。由于硝化反應(yīng)過程會(huì)消耗系統(tǒng)中的堿度使pH出現(xiàn)小幅度的下降，反應(yīng)過程中利用NaHCO3維持pH恒定。試驗(yàn)溫度為29℃±1℃。

圖1　批次試驗(yàn)SBR反應(yīng)器Fig.1　Schematic diagram of SBR for batch tests

表2　批次試驗(yàn)條件Table 2　Experimental conditions applied in batch tests

1.3水質(zhì)指標(biāo)測定及N2O濃度計(jì)算方法

1.3.2N2O測定方法批次試驗(yàn)在密封性良好的SBR反應(yīng)器中運(yùn)行。好氧硝化過程中，每 30 min取氣體收集袋中收集的氣體測定N2O濃度，同時(shí)每30 min測定溶解于水中的N2O濃度[24]。

（1）氣態(tài)N2O質(zhì)量濃度的測定試驗(yàn)過程中收集到的氣體利用Agilent 公司6890N型氣相色譜儀測定，測樣過程中選用 HP-Plot/分子篩（長度×內(nèi)徑×膜厚為30 m×0.53 mm×25 μm）毛細(xì)管色譜柱。氣態(tài)N2O測定條件為：進(jìn)樣口溫度110℃，爐溫180℃，ECD檢測器溫度300℃。

（2）溶解態(tài)N2O質(zhì)量濃度的測定溶解在泥水混合物中的N2O，其濃度采用頂部空間法測定。首先利用20 ml注射器取過濾后的上清液5 ml，然后向注射器中加入0.5 ml質(zhì)量濃度為1000 mg·L-1的HgCl2溶液以抑制殘余的少量活性污泥活性，再向注射器中加入5 ml氮?dú)?，最后將混合體系在30℃恒溫振蕩器中振蕩30 min。此后取注射器中上部氣體，以氣相色譜測定N2O，根據(jù)亨利定律計(jì)算得出溶解態(tài)N2O的質(zhì)量濃度，計(jì)算時(shí)所用溫度與試驗(yàn)溫度一致。

1.3.3計(jì)算方法30 min內(nèi)N2O的凈產(chǎn)量根據(jù)式（1）計(jì)算[24]

2　結(jié)果與討論

2.1反應(yīng)器運(yùn)行及N2O產(chǎn)生情況

母反應(yīng)器經(jīng)過近兩個(gè)月的運(yùn)行后，獲得穩(wěn)定的短程硝化反硝化過程。每周期好氧硝化階段結(jié)束后，體系內(nèi)積累率超過90%，產(chǎn)生量低于2 mg·L-1。曝氣階段結(jié)束后，投加1 ml無水乙醇作為外加碳源進(jìn)行反硝化反應(yīng)。反應(yīng)結(jié)束后，系統(tǒng)出水中濃度均低于1 mg·L-1。檢測表明短程脫氮反應(yīng)中N2O產(chǎn)生量約為進(jìn)水氨氮的4%～8%。

圖2（a）為短程生物脫氮某一典型周期內(nèi)水質(zhì)變化情況。從圖中可以看到，雖然在好氧曝氣過程中出現(xiàn)了微量的過曝氣現(xiàn)象，系統(tǒng)中的積累率仍舊很高，并沒有出現(xiàn)過高的積累現(xiàn)象，這表明經(jīng)過45 d的淘洗過程后反應(yīng)體系內(nèi)的微生物以AOB為主，短程硝化效果較為穩(wěn)定。

圖2（b）為短程硝化某一典型周期內(nèi)N2O的凈產(chǎn)量變化情況。從圖中可以看到，在硝化反應(yīng)剛開始的最初0.5 h內(nèi)幾乎沒有N2O產(chǎn)生；同時(shí)反應(yīng)系統(tǒng)中的濃度變化幅度也很小，這主要是由于此時(shí)系統(tǒng)主要進(jìn)行有機(jī)物的吸附與去除。此后隨著的持續(xù)氧化，不斷積累，N2O產(chǎn)量快速增長。在短程硝化反應(yīng)進(jìn)行1.5 h后，30 min 內(nèi)N2O凈產(chǎn)量達(dá)到最大值，為1.28 mg·L-1。此后隨著濃度降低，N2O產(chǎn)量快速下降，當(dāng)短程硝化過程完成后，盡管系統(tǒng)仍處在曝氣階段，曝氣體系中幾乎不再有N2O產(chǎn)生。此后的反硝化階段，加入1ml的無水乙醇作為外加碳源以保證反硝化反應(yīng)進(jìn)行，在此過程中沒有N2O的凈產(chǎn)生，這主要是由于外加碳源的投加量比較充足，使得反硝化反應(yīng)可以迅速有效地進(jìn)行，將反硝化產(chǎn)生的N2O進(jìn)一步快速還原為N2。

圖3是不同pH、不同DO條件下氨氧化速率（AOR）和 N2O產(chǎn)生速率(N2OR)的變化情況。初始濃度：圖3（a）、（b）為15 mg·L-1，圖3（c）、（d）為30 mg·L-1。從圖3（a）、（c）可以看出，在DO=0.2 mg·L-1時(shí)，不同pH條件下的AOR均處在較低水平；此后隨著DO的不斷提高，AOR均出現(xiàn)了較大幅度的增長；當(dāng) DO=0.6 mg·L-1時(shí)，AOR水平較DO=0.2 mg·L-1時(shí)提升了近1倍。但也可以看出，當(dāng)DO上升至0.6 mg· L-1后，繼續(xù)提高DO水平，AOR的變化幅度有了明顯的減少，尤其是在起始濃度為 15 mg·L-1時(shí)，DO的繼續(xù)上升對AOR的影響很小。而在DO相同時(shí)，不同的pH對AOR的影響始終不大。這主要是因?yàn)樵贒O較低的條件下氨氮的氧化受到了較低的DO的限制，使得在DO=0.2 mg·L-1時(shí)硝化速率較低，而且在各批次試驗(yàn)過程中存在一定量的氨氮未完全氧化的情況；而在 DO=0.6～1.8 mg· L-1時(shí)硝化速率則有了較大的增加，這主要是由于DO濃度不再限制氨氮的氧化，使得短程硝化過程可以較快較好地完成。本試驗(yàn)為了最大限度地模擬實(shí)際生活污水的處理過程，將pH設(shè)定為中性或堿性條件，研究表明亞硝酸菌（AOB）的最適宜生長pH為7.0～8.0，本試驗(yàn)的pH范圍比較有利于短程硝化反應(yīng)的進(jìn)行，因而反應(yīng)過程中pH對硝化速率的影響較小。

圖3　不同條件下硝化速率及N2O產(chǎn)生速率情況Fig.3　Variations ofconversion rate and N2O production rate at different pH and DO level

圖 3（b）、（d）為不同 DO、不同 pH條件下N2O產(chǎn)生速率（N2OR）的變化情況。從圖中可以看到，相同pH條件下，當(dāng)DO=0.2 mg· L-1時(shí)，N2OR的水平明顯低于其他3組DO的水平，最小值僅為0.0084 mg N2O-N·(g MLVSS)-1· h-1；而在DO= 0.6 mg·L-1時(shí)，N2OR的水平均有很大提升，最大N2OR達(dá)到了1.29 mg N2O·(g MLVSS)-1·h-1。此后，DO繼續(xù)升高，N2OR出現(xiàn)降低趨勢；DO升高越多，N2OR減少越多。而當(dāng)DO相同、pH不同時(shí)，中性條件比堿性條件N2OR的水平高出較多。

上述現(xiàn)象表明，DO及pH的變化均會(huì)對短程硝化過程中N2O的產(chǎn)生造成影響，其中DO是一個(gè)更為重要的因素，不同DO條件下短程硝化反應(yīng)過程中的N2OR變化較大。當(dāng)DO維持在0.6 mg·L-1時(shí)，不同pH情況下N2OR均處在較高水平。劉秀紅等[25]研究表明：當(dāng)硝化過程中 DO濃度低于 0.9 mg·L-1時(shí)， N2O的產(chǎn)生量迅速升高。這與本試驗(yàn)的部分現(xiàn)象一致。在或NH2OH氧化過程中，由于受到低DO的限制，為了避免在系統(tǒng)內(nèi)過多積累，減少其對細(xì)菌造成的傷害，細(xì)菌以為電子受體，利用氧化過程中的電子將還原為N2O，這使得在DO=0.6 mg·L-1時(shí)出現(xiàn)N2O的較大積累。其他組別的試驗(yàn)中，DO濃度較高，AOB利用進(jìn)行的好氧反硝化作用減弱，因此N2OR迅速下降。但當(dāng)污水生物處理系統(tǒng)中的DO過低（本試驗(yàn)中為0.2 mg·L-1）時(shí)，N2O的產(chǎn)生也受到了較大的抑制，這與此前的研究存在較大的不同。分析其原因，主要是因?yàn)樵谳^低的 DO條件下或 NH2OH的氧化過程受到了很大抑制，系統(tǒng)的產(chǎn)量較低，這使得 AOB利用其作為電子受體進(jìn)行有氧反硝化過程減少，產(chǎn)生N2O的途徑受到較大影響。同時(shí)，不同的pH也會(huì)對短程硝化過程中N2O的產(chǎn)生造成一定的影響，但對短程硝化作用的影響有限。

2.3短程硝化速率與N2O產(chǎn)生速率的關(guān)系

關(guān)于短程硝化過程中N2O產(chǎn)生速率與氧化速率關(guān)系的研究較少，此前的研究也是利用配水而非實(shí)際生活污水進(jìn)行的試驗(yàn)。由于實(shí)際生活污水與實(shí)驗(yàn)室配水之間存在著一定差異，配水想要完全模擬生活污水中的所有成分是比較困難的，因此本試驗(yàn)以實(shí)際生活水作為試驗(yàn)對象，研究氧化速率與N2O產(chǎn)生速率之間的關(guān)系。

短程硝化過程中出現(xiàn)N2OR隨AOR增加而先增加后減少的趨勢，主要是由于在不同的條件下N2O的產(chǎn)生途徑會(huì)出現(xiàn)差異。目前，研究表明N2O產(chǎn)生途徑主要包括 AOB的有氧反硝化作用和NH2OH/NOH途徑。在本試驗(yàn)中，當(dāng)DO處于較低水平時(shí)，N2O的產(chǎn)生速率隨AOR增加而增加，當(dāng)DO=0.6 mg·L-1時(shí)N2OR達(dá)到最大值。這主要是由于在低DO水平下N2O的產(chǎn)生以NH2OH/NOH途徑為主，過低的 DO水平造成 AOR下降，使NH2OH/NOH產(chǎn)生途徑受到影響，進(jìn)而導(dǎo)致 N2OR處于較低水平；而此后隨DO水平的提高AOR恢復(fù)到較高水平，NH2OH/NOH產(chǎn)生速率得到恢復(fù)，此時(shí)的AOR與N2OR均得到了提高。Hynes等[27]對純培養(yǎng)歐洲亞硝化單胞菌的研究表明，在pH為 8.5的有氧條件下AOB達(dá)到最大的及N2O產(chǎn)生活性，此時(shí)N2O產(chǎn)生的最主要來源是NOH的分解作用。這與本試驗(yàn)所得的結(jié)論一致。

當(dāng)短程硝化過程中DO處于較高水平時(shí)，AOR的變化較為平緩，而N2OR則隨DO提高出現(xiàn)了不同程度的下降。在眾多關(guān)于AOB的混合培養(yǎng)、富集培養(yǎng)及純培養(yǎng)研究中，AOB的有氧反硝化作用被認(rèn)為是硝化過程中N2O產(chǎn)生的一個(gè)主要途徑[14,28-29]。Ostrom等[30]利用同位素標(biāo)記法發(fā)現(xiàn)NH2OH氧化過程產(chǎn)生的N2O只是硝化過程中相對較小的一部分，這表明AOB的反硝化途徑是N2O產(chǎn)生的主要途徑。在本試驗(yàn)中，當(dāng)DO的水平較低時(shí)AOR的水平也較低，短程硝化反應(yīng)受到較大抑制，積累量較低，此時(shí)AOB的有氧反硝化作用因?yàn)殡娮邮荏w較少而不能順利進(jìn)行，N2O的產(chǎn)生以NH2OH氧化過程為主。當(dāng)DO提高至0.6 mg·L-1時(shí)，短程硝化過程中AOR有了較大的提升，此時(shí)無論是NH2OH氧化、NOH分解還是AOB的還原作用均對N2O的產(chǎn)生做出貢獻(xiàn)，使得此時(shí)的N2OR較大；當(dāng)DO繼續(xù)提高時(shí)，過高的DO對AOB的異構(gòu)還原酶產(chǎn)生抑制作用，影響了AOB對的利用，減弱了AOB的有氧反硝化作用，使得N2O的產(chǎn)生量減少，而此時(shí)的AOR仍處于較高水平。此外，的存在對 N2O的產(chǎn)生有重要作用，當(dāng)反應(yīng)體系中濃度逐漸趨于0時(shí)短程硝化過程近于完成，N2O的產(chǎn)生速率急劇下降，這與2.1節(jié)中對短程硝化反硝化長期監(jiān)測過程中N2O產(chǎn)生的情況一致。

3　結(jié)　論

圖 4　不同條件下氧化及N2O產(chǎn)生速率Fig.4　Variations ofcoversion rate and N2O production rate at different conditions

（1）短程硝化過程中，當(dāng)pH相同時(shí)，硝化速率（AOR）隨DO增加而增加，N2O的產(chǎn)生速率（N2OR）則隨DO提高出現(xiàn)先增加后減少的趨勢；當(dāng)DO相同而pH不同時(shí)，N2OR在中性條件下明顯高于堿性條件。

（2）不同pH、不同DO條件下，短程硝化過程中，AOR與N2OR存在一定的關(guān)系，但并不是單純的正相關(guān)；AOR的提升會(huì)引起N2OR的增大，但較高的AOR水平不一定對應(yīng)較高的N2O產(chǎn)生量。

（3）N2OR的變化主要是由于N2O產(chǎn)生途徑不同造成的。在 DO濃度較低時(shí)，N2O的產(chǎn)生以NH2OH/NOH途徑為主，AOR提高會(huì)增加N2OR；當(dāng)DO處于高水平時(shí)，N2O的產(chǎn)生途徑以AOB的有氧反硝化為主，此時(shí)的AOR雖較高，但由于DO 對AOB還原作用的抑制，N2O產(chǎn)量減少。

（4）在實(shí)際污水處理過程中，在維持硝化速率處于高水平時(shí)，應(yīng)注意對DO和pH的適當(dāng)調(diào)節(jié)，以達(dá)到減少N2O產(chǎn)生的目的。在短程硝化反應(yīng)啟動(dòng)及恢復(fù)過程中，應(yīng)注意硝化速率與N2O產(chǎn)生速率的變化，及時(shí)調(diào)整運(yùn)行條件，減少溫室氣體的產(chǎn)生。

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Relationship between N2O production rate and ammonia oxidation rate during nitritation process

LIU Yue, LI Pengzhang, PENG Yongzhen
(Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Engineering Research Center of Beijing, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)

Nitrous oxide (N2O) is one of the three main greenhouse gases (CO2, CH4, N2O), about 265 times more effective than carbon dioxide (CO2), and it may also destruct the ozone layer. In wastewater biological nitrogen removal process, autotrophic nitrification has been thought to be the major source of N2O production. In this study, by testing the production of N2O under different conditions, the relationship between N2O production rate and ammonia oxidation rate during nitritation process was investigated in a laboratory batch-scale system with activated sludge for treating domestic wastewater. The experimental data indicated that the ammonia oxidation rate (AOR) increased with higher DO while N2O production rate (N2OR) increased first then decreased. Besides the AOR and N2OR were by varying the initial ammoniumconcentration in batch experiments. The max N2OR was 1.29 mg N2O·(g MLVSS)-1·h-1when DO was 0.6 mg·L-1. At low DO level, the increase of AOR would promote the N2OR. On the other hand, higher AOR might not produce more N2O when DO was high. There were different pathways of N2O production under various conditions which led to the change of N2OR.When DO was low, N2O was mainly produced by nitrosyl radical (NOH), while increasing AOR promoted the N2OR formation. However, nitrifier denitrification by AOB was the main way of producing N2O at high DO level. This pathway might be inhibited by high DO, and thus even there was high AOR, the net production of N2O was still less. In addition, the existence ofwas very important to N2O production too.

date: 2015-04-10.

Prof. PENG Yongzhen, pyz@bjut.edu.cn

supported by the National Natural Science Foundation of China (51478013).

nitritation process; ammonia oxidation rate; N2O production rate; greenhouse gas; environment; numerical analysis

10.11949/j.issn.0438-1157.20150443

X 703

A

0438—1157（2015）11—4652—09

2015-04-10收到初稿，2015-07-25收到修改稿。

聯(lián)系人：彭永臻。第一作者：劉越（1990—），女，碩士研究生。

國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（51478013）；北京市委資助項(xiàng)目。