2 -丁烯醛生產廢水對厭氧生物處理的毒性

宋廣清，席宏波，孫秀梅，4，周岳溪*，宋玉棟，邢　鑫（1.北京師范大學水科學研究院，北京100875；2.中國環境科學研究院，水污染控制技術研究中心，北京 100012；3.中國環境科學研究院，環境基準與風險評估國家重點實驗室，北京 100012；4.長安大學，環境科學與工程學院，陜西 西安 710054）

2 -丁烯醛生產廢水對厭氧生物處理的毒性

宋廣清1，2，3，席宏波2，3，孫秀梅2，3，4，周岳溪2，3*，宋玉棟2，3，邢鑫2，3（1.北京師范大學水科學研究院，北京100875；2.中國環境科學研究院，水污染控制技術研究中心，北京 100012；3.中國環境科學研究院，環境基準與風險評估國家重點實驗室，北京 100012；4.長安大學，環境科學與工程學院，陜西 西安 710054）

以厭氧顆粒污泥為受試生物、乙酸鈉為底物，研究了2-丁烯醛廢水的厭氧處理毒性及污泥胞外聚合物（EPS）的組成變化.結果表明，2-丁烯醛廢水COD≤850mg/L時，厭氧顆粒污泥的比產甲烷活性（SMA）幾乎不受影響；當廢水COD從2125mg/L提高到4249mg/L時，厭氧顆粒污泥的比產甲烷活性（SMA）從 70.5mLCH4/（gVSS·d）降低至 9.4mLCH4/（gVSS·d）；COD為 8499mg/L時，厭氧顆粒污泥的 SMA僅為4.7mLCH4/（gVSS·d），且廢水中有毒物質表現為殺菌性毒素.隨著COD升高，EPS（TOC表征）、多聚糖、蛋白質含量呈現先降低后升高趨勢.三維熒光光譜結果顯示，不同COD條件下EPS熒光峰數量及位置相同，分別為類酪氨酸熒光峰peak A （λex/λem=275nm/305nm）、類色氨酸熒光峰 Peak B （λex/λem=275nm/350nm）、輔酶 F420貢獻的熒光峰 Peak C （λex/λem=415nm/470nm）及類富里酸熒光峰 Peak D （λex/λem=335nm/450nm），其中熒光峰peak A和peak B峰強度較強.

2-丁烯醛生產廢水；厭氧生物處理；比產甲烷活性；胞外聚合物

（EPS）2-丁烯醛，俗稱巴豆醛，有反式和順式兩種異構體，在工業級丁烯醛產品中主要以反式結構為主. 2-丁烯醛在工業上主要用于合成山梨酸、丁醛、丁醇、2-乙基己醇等有機化工產品［1-2］.隨著高效低毒防腐劑山梨酸［3-4］市場需求量的急劇增加，2-丁烯醛產量也不斷上升.2-丁烯醛生產廢水毒性大，有機物濃度高，組分復雜，可生化性差.因此，尋求經濟高效的 2-丁烯醛生產廢水預處理技術和工藝具有現實意義［5］.

目前，處理 2-丁烯醛廢水多采用焚燒法［5］.由于 2-丁烯醛廢水熱值低，焚燒過程需借助油或燃氣（焦爐煤氣）作為輔助燃料，提高了焚燒爐的運行成本［6］.此外，關于高濃度有機廢液焚燒標準國內外一些專家存有爭議［7］.生物處理技術具有經濟可行、無二次污染等特點被廣泛研究和應用［8-9］.在厭氧條件下，微生物具有某些脫毒和降解有毒有機物的特性，而且還具有在好氧條件下尚未發現的脫毒反應，如氯酚在厭氧條件下作為電子受體還原脫氯成為更易生物降解的苯酚或單氯酚［10］.同時，廢水的厭氧處理較好氧處理還具有節省能耗、污泥量少，且能將污染物轉化成可利用的甲烷燃料等優勢［11-12］.因此，應用厭氧生物技術處理難降解有毒有機物已引起了關注［13-14］.隨著厭氧生物處理新技術的不斷出現及厭氧生物對難降解物質分解轉化的獨特優勢，厭氧生物技術已越來越多地應用于工業廢水的處理［15-16］.2-丁烯醛生產廢水在應用厭氧生物處理技術之前，弄清該廢水對厭氧顆粒污泥的毒性機理非常重要，但目前類似研究卻鮮有報道.據此，本試驗以乙酸鈉為底物，開展了2-丁烯醛廢水對厭氧產甲烷活性抑制效應及毒害機理的研究.

1　材料與方法

1.1廢水來源及水質

本試驗用水取自我國北方某石化廠 2-丁烯醛生產裝置脫水塔，其水質指標及主要特征污染物如表1所示.

表1　2-丁烯醛廢水水質及主要特征污染物Table 1　Quality and primary typical pollutants of crotonaldehyde wastewater

1.2試驗裝置

圖1　試驗裝置示意Fig.1　Schematic diagram of experimental device

靜態產甲烷試驗在250mL磨口錐形瓶中進行，膠塞密封，置于智能控溫數顯水浴槽中，水浴槽內溫度維持在（36±1）℃.產生的氣體導入裝有3mol/LNaOH溶液的史氏發酵管以提純甲烷氣體，甲烷產量由50mL的史氏發酵管收集并計量.試驗裝置如圖1所示.

1.3厭氧顆粒污泥

以某工廠處理檸檬酸廢水的厭氧顆粒污泥為接種污泥，其懸浮物（SS）濃度為83.9g/L，揮發性懸浮物（VSS）濃度為 65.8g/L.污泥未經馴化直接進行試驗.

1.4試驗方法

1.4.1厭氧毒性試驗采用不同濃度2-丁烯醛生產廢水作為受試物，在每個受試樣反應瓶中接種 40mL厭氧顆粒污泥和 210mL試液，試液由50mL不同濃度的2-丁烯醛廢水、10mLCOD為60g/L乙酸鈉溶液及 150mL營養鹽［17］組成，用2mol/LNaOH溶液調pH值至6.8～7.2，然后將錐形瓶置于水浴槽.不同系列廢水 COD列于表 2，其中不含廢水系列作為空白樣，不同濃度廢水作為受試樣，每個系列做2個平行樣.搖勻后試驗開始啟動，每次讀數前搖勻錐形瓶 30s并記錄不同時間累積產氣量，直至基本不產氣為止.

表2　各系列編號及對應廢水COD （mg/L）Table 2　Number and COD of different series （mg/L）

1.4.2產甲烷毒性恢復試驗在產甲烷毒性試驗完成后，待各體系中污泥完全沉淀，棄去上清液，用無氧蒸餾水置換殘余發酵液3次，然后在各體系中加入與產甲烷毒性測定試驗中空白樣完全相同濃度和體積的營養鹽和乙酸鈉，充氮脫氧后密封搖勻開始啟動試驗，記錄各體系不同時間的累積產氣量.

1.5測定方法

胞外聚合物提取，采用熱提取法［18］；胞外聚合物多聚糖采用苯酚硫酸法［19］；蛋白質采用考瑪斯亮藍G-250法［19］；EPS的總量用TOC表征；胞外聚合物熒光組分測定，采用Hitachi F-7000熒光光譜儀（日本 Hitachi公司）；熒光光譜掃描條件：PMT電壓700V；激發和發射狹縫均為5nm；激發波長范圍為 250～450nm；發射波長范圍為300～550nm；發射波長間隔均為5nm；響應時間為自動；掃描速度為1200nm/min.

2　結果與討論

2.1厭氧毒性試驗結果與分析

為研究不同濃度2-丁烯醛生產廢水對厭氧顆粒污泥產甲烷活性的影響，間歇性測定了乙酸鈉與不同濃度廢水共基質作用下各反應瓶內累積產甲烷量，試驗結果如圖2所示.由圖2可以看出，隨著廢水濃度的不斷增加，其產甲烷累計量逐漸降低，且曲線中最大活性區間斜率也越來越小.1#受試樣累積產氣量與0#對照組產氣量基本相同，其余受試樣累積甲烷產氣量均低于對照組，這表明2-丁烯醛生產廢水中特征污染物對產甲烷菌具有較強的抑制作用，以至活性最后完全被抑制.

圖2　毒性試驗階段累積產甲烷曲線Fig.2　Accumulative methane production curves for methanogenic toxicity test

為進一步研究 2-丁烯醛生產廢水毒性與COD關系，考察了不同COD廢水對厭氧顆粒污泥比產甲烷活性（SMA）的影響［20-21］，以SMA抑制分數表示 2-丁烯醛生產廢水對厭氧顆粒污泥的抑制程度.SMA及抑制分數的計算公式如下：

式中：λ為厭氧顆粒污泥的比產甲烷活性，mLCH4/（gVSS·d）；R為產甲烷速率（曲線中最大活性區間的平均斜率），mLCH4/h；V為反應器中液體體積，L；VSS為反應器中污泥濃度，gVSS/L；I為SMA抑制率，%；λ0和λ1分別為對照實驗和受2-丁烯醛生產廢水中有毒物質作用后顆粒污泥比產甲烷活性，mLCH4/（gVSS·d）.

從圖3可以看出，2-丁烯醛生產廢水對厭氧顆粒污泥產甲烷菌具有較強的毒性.隨著 COD的增加，污泥的比產甲烷活性逐漸減低.2-丁烯醛廢水COD為212，425，850mg/L時，對應的SMA分別為 115.3，102.7，96.1mLCH4/（gVSS·d），抑制分數分別為10.2%、20.0%和25.2%.當廢水 COD 從2125mg/L提高到4249mg/L時，厭氧顆粒污泥的比產甲烷活性從 70.5mLCH4/（gVSS·d）降低至9.4mLCH4/（gVSS·d），抑制率從 45.1%提高至92.6%.廢水COD為8499mg/L，厭氧顆粒污泥的SMA僅為4.7mLCH4/（gVSS·d），產甲烷菌基本得到了完全抑制.試驗結果表明：2-丁烯醛廢水中有機物對污泥中產甲烷菌有抑制作用，而且隨著廢水COD的增加，抑制作用越來越強.

圖3　廢水COD含量對厭氧顆粒污泥SMA的影響Fig.3　Effect of different COD content on SMA

2.2產甲烷毒性恢復試驗結果與分析

2-丁烯醛生產廢水不同投加量條件下，廢水中有毒物質可能表現為代謝毒素、生理毒素和殺菌毒素3類.代謝毒素不會引起產甲烷菌細胞的死亡，僅通過干涉代謝而產生抑制，一旦解除毒素，細胞活性即能得到恢復；生理毒素能引起細胞與代謝組織損傷或改變酶的活性，對細胞的活性產生抑制，但未直接殺死細胞；殺菌性毒素造成產甲烷菌細胞的死亡，其活性很難得到恢復［20］.圖4顯示了厭氧顆粒污泥經 60h 2-丁烯醛廢水毒性試驗后活性恢復過程中累積產甲烷量的變化曲線.從圖4可以看出，1#、2#、3#、4#、5#反應器中厭氧活性污泥在接觸毒性后在 36h內均基本得到相應的恢復，但累積產氣量均略低于空白對照組.而6#、7#反應器中受試污泥在反應前8h仍處于被抑制不產甲烷階段，在此之后6#反應器中活性污泥僅有部分恢復活性.從恢復試驗還可以看出，7#反應器中厭氧顆粒污泥已完全喪失生物活性，無法恢復.上述分析和試驗結果說明，2-丁烯醛廢水COD≤3400mg/L時，2-丁烯醛廢水中有毒物質表現為代謝毒素，而當 COD≥8499mg/L時，廢水中有毒物質表現為殺菌性毒素.

圖4　毒性恢復試驗階段累積產甲烷產量隨時間的變化Fig.4　Accumulative methane production curves for methanogenic active resuming test

2.3厭氧顆粒污泥中EPS成分分析

胞外聚合物（EPS）對顆粒污泥結構和穩定性方面發揮著重要的作用.EPS主要含有多聚糖、蛋白質、核酸、類腐殖質、脂類等，其中蛋白質和多聚糖是EPS中的主要物質［22］.外部環境存在有機物或重金屬等有毒物質時，微生物會分泌更多的EPS來抵抗外部惡劣環境［23］.

圖5為厭氧顆粒污泥中EPS（TOC表征）、多聚糖、蛋白質含量隨2-丁烯醛廢水COD變化情況，即在產甲烷毒性試驗完成后測定污泥中的EPS.從總體來看，厭氧顆粒污泥中EPS含量表現出先降低后升高的趨勢.廢水 COD從 212mg/L提高至2125mg/L時，EPS、多聚糖、蛋白質含量分別從 31.4，14.1，5.6mg/gVSS降低為 25.7，13.1，4.8mg/gVSS，EPS總量下降了18.1%；而COD從3400mg/L提高至8499mg/L時，EPS、多聚糖、蛋白質含量分別從31.0，14.0，4.2mg/gVSS升高43.1，17.6，6.7mg/gVSS，EPS總量升高了28.1%，多聚糖和蛋白質含量分別增加了 25.7%，59.5%.這表明，隨著廢水 COD的升高，其廢水毒性對厭氧顆粒污泥的抑制作用越來越大，導致EPS含量的降低；而當廢水COD增加3400mg/L時，廢水毒性激發了厭氧顆粒污泥中微生物分泌更多的EPS以形成保護層來抵御有毒物質［23］，導致EPS含量有所升高.試驗發現，EPS中蛋白質分泌相對含量高于多聚糖，這可能由于蛋白質在限制有毒物質擴散及通過化學反應來延緩或防止毒物進入微生物方面發揮著更多優勢［24］.

圖5　厭氧顆粒污泥中EPS含量隨廢水COD的變化Fig.5　Effect of different COD on EPS concentration of anaerobic granular sludge

2.4厭氧顆粒污泥中EPS熒光物質分析

EPS中含有芳香結構及不飽和脂肪酸鏈等多種不同熒光基團，這些熒光基團的熒光特性能表達EPS的結構及官能團等信息［25-27］，本研究在產甲烷毒性試驗完成后，對不同系列顆粒污泥胞外聚合物進行了提取和熒光分析.圖6所示為胞外聚合物的三維熒光光譜，不同COD條件下EPS都具有4個位置相同明顯的特征峰，熒光峰Peak A（λex/λem=275nm/305nm）和 熒 光峰Peak B（λex/λem=275nm/350nm）為類蛋白熒光，其中熒光峰PeakA為類酪氨酸熒光，而熒光峰PeakB為類色氨酸熒光，其與胞外聚合物中的芳環氨基酸結構有關［28］；熒光峰PeakC（λex/λem=415nm/ 470nm）與輔酶 F420的貢獻有關［29］；熒光峰PeakD（λex/λem=335nm/450nm）為可見區類富里酸熒光，與胞外聚合物中的羧基和羰基結構有關［30］.熒光峰PeakA和PeakB的熒光強度較強，而熒光峰PeakC和PeakD的熒光強度相對較弱.

圖6　厭氧顆粒污泥EPS三維熒光光譜Fig.6　Three-dimensional fluorescence spectra ofanaerobic granular sludge on EPS

圖7　熒光峰豐度隨COD的變化趨勢Fig.7　Effect of different COD concentration on the fluorescence peak intensity of EPS

試驗研究了4種熒光峰豐度隨廢水COD變化趨勢，結果如圖 7所示.從圖 7可以看出隨著COD升高厭氧顆粒污泥EPS各熒光峰豐度均降低；當濃度增加到一定范圍時，各熒光峰豐度又表現出升高趨勢.這主要是由于當廢水 COD較低時，廢水中有毒有機物對厭氧顆粒污泥微生物的EPS分泌有抑制作用，導致了各峰強度均有所降低；當濃度增加到一定范圍，較強的毒性作用促使了微生物開啟自我保護機制，激發更多細胞參與代謝活動進而分泌更多EPS來抵抗外部惡劣環境［23］，從而導致了 EPS分泌增加，故熒光峰豐度升高.此外，類蛋白熒光峰（peak A和peak B）峰強度變化同上述EPS成分含量變化趨勢相一致.

3　結論

3.1廢水 COD≤850mg/L，2-丁烯醛廢水中有毒物質對厭氧顆粒污泥的產甲烷抑制低于 30%；廢水COD從2125mg/L提高到4249mg/L時抑制分數從45.1%提高至92.6%；廢水COD為8499mg/L，產甲烷菌基本受到完全抑制.

3.2廢水 COD≤3400mg/L，2-丁烯醛廢水有毒物質表現為代謝毒素；而 COD≥8499mg/L時，廢水中有毒物質造成產甲烷菌細胞的死亡，其活性很難得到恢復，廢水表現為殺菌性毒素.

3.3隨著COD的增大，污泥中EPS（TOC表征）、多聚糖、蛋白質含量呈現出先降低后升高趨勢.不同COD條件下，EPS均具有4個位置相同的熒光峰，其中類蛋白熒光峰（peak A和peak B）峰強度變化同EPS成分含量變化相一致.

［1］ 陳德寧.丁烯醛的生產工藝及應用 ［J］. 廣西化工，1997，26（2）：6-14.

［2］ 王懷利.2-丁烯醛生產工藝改進研究 ［J］. 山東化工，2009，38（11）：34-36.

［3］ 薛蘇生.山梨酸的生產應用及發展前景 ［J］. 江蘇化工，1998，26（1）：51-54.

［4］ Ohtsuki T，Sato K，Sugimoto N，et al. Absolute quantitative analysis for sorbic acid in processed foods using proton nuclear magnetic resonance spectroscopy ［J］. Analytica Chimica Acta，2012，734：54-61.

［5］ 宋明川，王家彩，王秋慧，等.焚燒法處理巴豆醛廢水 ［J］. 環境科技，2010，23（5）：48-50.

［6］ 呂宏俊，李曉東，嚴建華，等.有機廢液焚燒處理的幾個關鍵問題研究 ［J］. 電站系統工程，2004，20（4）：9-12.

［7］ 別如山，楊勵丹，李季，等.國內外有機廢液的焚燒處理技術［J］. 化工環保，1999，19（3）：148-154.

［8］ 曹微寰，周琪.糖精酯化廢水生物處理的試驗研究 ［J］. 中國環境科學，2000，20（3）：263-267.

［9］ Petre E，Selisteanu D，Sendrescu D. Adaptive and robust-adaptive control strategies for anaerobic wastewater treatment bioprocesses ［J］. Chemical Engineering Journal，2013，217：363-378.

［10］ Bajaj M，Gallert C，Winter J. Anaerobic biodegradation of high strength 2-chlorophenol-containing synthetic wastewater in a fixed bed reactor ［J］. Chemosphere，2008，73（5）：705-710.

［11］ Fang H H P，Chan O C. Toxicity of Phenol towards Anaerobic Biogranules ［J］. Water Research，1997，31（9）：2229-2242.

［12］ Chan Y J，Chong M F，Law C L，et al. A review on anaerobicaerobic treatment of industrial and municipal wastewater ［J］. Chemical Engineering Journal，2009，155（1/2）：1-18.

［13］ 周洪波，邱冠周.應用 EGSB反應器處理五氯苯酚廢水 ［J］. 中國環境科學，2006，26（2）：141-144.

［14］ 陳婷婷，唐崇儉，鄭平.制藥廢水厭氧氨氧化脫氮性能與毒性機理的研究 ［J］. 中國環境科學，2010，30（4）：504-509.

［15］ Veeresh G S，Kumar P，Mehrotra I. Treatment of phenol and cresols in upflow anaerobic sludge blanket （UASB） process： a review ［J］. Water Research，2005，39（1）：154-170.

［16］ 陳皓，陳玲，黃愛群，等.降解 2-氯酚的厭氧污泥訓話及降解性能評價 ［J］. 中國環境科學，2007，27（6）：773-776.

［17］ Owen W F，Stuckey D C，Jr J B H，et al. Bioassay for Monitoring Biochemical Methane Potential and Anaerobic Toxicity ［J］. Water Research，1979，13（6）：485-492.

［18］ Kim J S，Lee C H，Chun H D. Comparison of Ultrafiltration Characteristics Between Activated Sludge and BAC Sludge ［J］. Water Research，1998，32（11）：3443-3451.

［19］ 寧正祥.食品成分分析手冊 ［M］. 北京：中國輕工業出版社，1998：9-10.

［20］ 賀延齡.廢水的厭氧生物處理 ［M］. 北京：中國輕工業出版社，1998：542-543.

［21］ 馬小云，萬金泉.苯酚對厭氧顆粒污泥的毒性研究 ［J］. 環境科學，2011，32（5）：1402-1406.

［22］ Ismail S B，Parra C J d L，Temmink H，et al. Extracellular polymeric substances （EPS） in upflow anaerobic sludge blanket （UASB） reactors operated under high salinity conditions ［J］. Water Research，2010，44（6）：1907-1917.

［23］ Aquino S F，Stuckey D C. Soluble microbial products formation in anaerobic chemostats in the presence of toxic compounds ［J］. Water Research，2004，38（2）：255-266.

［24］ Sheng G P，Yu H Q，Yue Z B. Production of extracellular polymeric substances from Rhodopseudomonas acidophila in the presence of toxic substances ［J］. Applied Microbiology and Biotechnology，2005，69（2）：216-222.

［25］ Wilén B M，Jin B，Lant P. The influence of key chemical constituents in activated sludge on surface and flocculating properties ［J］. Water Research，2003，37（9）：2127-2139.

［26］ Li X Y，Yang S F. Influence of loosely bound extracellular polymeric substances （EPS） on the flocculation，sedimentation and dewaterability of activated sludge ［J］. Water Research，2007，41（5）：1022-1030.

［27］ Sheng G P，Yu H Q. Characterization of extracellular polymeric substances of aerobic and anaerobic sludge using threedimensional excitation and emission matrix fluorescence ［J］. Water Research，2006，40（6）：1233-1239.

［28］ 傅平青，劉叢強，吳豐昌.溶解有機質的三維熒光光譜特征研究［J］. 光譜學與光譜分析，2005，25（12）：2024-2028.

［29］ 李衛華，盛國平，陸銳，等.厭氧產甲烷受抑制過程的三維熒光光譜解析 ［J］. 光譜學與光譜分析，2011，31（8）：2131-2135.

［30］ Droussi Z，D’Orazio V，Hafidi M，et al. Elemental and spectroscopic characterization of humic-acid-like compounds during composting of olive mill by-products ［J］. Journal of Hazardous Materials，2009，163（2/3）：1289-1297.

Toxicity of crotonaldehyde wastewater to anaerobic biological treatment.

SONG Guang-qing1，2，3，XI Hong-bo2，3，SUN Xiu-mei2，3，4，ZHOU Yue-xi2，3*，SONG Yu-dong2，3，XING Xin2，3（1.College of Water Sciences，Beijing Normal University，Beijing 100875，China；2.Research Center of Water Pollution Control Technology，Chinese Research Academy of Environment Sciences，Beijing 100012，China；3.State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment，Chinese Research Academy of Environment Sciences，Beijing 100012，China；4.College of Environmental Science and Engineering，Chang’an University，Xi’an 710054，China）.

China Environmental Science，2015，35（7）：2021～2026

With anaerobic granular sludge as the test organisms and sodium acetate as substrate，the toxicity of crotonaldehyde wastewater to anaerobic treatment was studied and the influences on the composition of extracellular polymeric substance （EPS） of the granular sludge were investigated. The results showed that when COD of the crotonaldehyde wastewater was less than 850mg/L，it had little effect on the specific methanogenic activity （SMA）. However，the inhibitory impact was serious when COD increased from 2125mg/L to 4249mg/L，with SMA decreasing from 70.5mLCH4/（gVSS·d） to 9.4mLCH4/（gVSS·d）. Futhermore，when COD was as high as 8499mg/L，SMA was merely 4.7mLCH4/（gVSS·d），which proved crotonaldehyde wastewater manifesting bactericidal toxin. Meanwhile，the changes of EPS of anaerobic granular sludge under different concentratios of crotonaldehyde wastewater were studied. It displayed that with COD increasing，the amount （represented by TOC），polysaccharides content and protein content of ESP all exhibited a treand of decrease first and then increase. Moreover，the spectral information about the chemical compositions of EPS was presented by the three-dimensional emission and excitation matrixes （EEMs）. Although similar patterns with peaks numbers and locations were found under various COD conditions，the fluorescence intensities were quite different among the matrixes. Four distinct fluorescence peaks were respectively identified as tyrosine-like peak A （λex/λem=275nm/305nm）、tryptophan-like peak B （λex/λem=275nm/350nm）、peak C （λex/λem=415nm/470nm） contributed by F420and fulvic-acid-like peak D （λex/λem=335nm/450nm），in which the peak intensities of peak A and peak B were stronger than the others.

crotonaldehyde wastewater；anaerobic bio-treatment；specific methanogenic activity；extracellular polymeric substance （EPS）

X703

A

1000-6923（2015）07-2021-06

2014-11-29

國家水體污染控制與治理科技重大專項（2012ZX07201-005）

* 責任作者，研究員，zhouyuexi@263.net

宋廣清（1985-），男，河北衡水人，北京師范大學水科學研究院博士研究生，主要從事方向為水污染控制技術研究.發表論文5篇.