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AMBBR 工艺处理城市污水 * 袁辉洲1邹原1张鹏2朱佳1 1. 深圳职业技术学院建筑与环境工程学院， 广东 深圳 518055;2. 湖南大学土木工程学院，长沙 410082 摘要 通过对厌氧移动床生物膜反应器处理南方热带亚热带地区城市生活污水的试验研究， 采用好氧 － 厌氧两个阶段 进行挂膜试验以缩短挂膜时间， 探讨了水力停留时间 HRT 、 pH 值、 填料填充率对反应器处理效果的影响。试验结果 表明 在 HRT 为 12 h， 进水ρ COD 为 300 mg/L， ρ 氨氮 为 15 mg/L， 50 的填料填充率， pH 7 的工艺条件下， 装置 对 COD 去除率为 51. 2 ， 对氨氮去除率为 40. 8 ， 对 TN 去除率为 38. 1 。 关键词 厌氧; 移动床生物膜反应器; 水力停留时间; 悬浮填料 TREATING URBAN SEWAGE WITH ANAEROBIC MBBR PROCESS Yuan Huizhou1Zou Yuan1Zhang Peng2Zhu Jia1 1. School of Building ＆ Environment Engineering，Shenzhen Polytechnic，Shenzhen 518055，China; 2. School of Civil Engineering，Hunan University，Changsha 410082，China AbstractIt is studied the treatment of urban domestic sewages in south tropical and subtropical areas with anaerobic MBBR． Aerobic and anaerobic biofilm culturings are adopted，which can reduce the biofilm culturing time． It is also studied the effects of HRT，pH and filling rate of suspended carrier on the treatment results of the reactor． The results show that the removal rate of COD can reach 51. 2 ，that of NH3-N is 40. 8 and that of TN is 38. 1 when the HRT is 12 h， the COD concentration of influent is 300 mg/L，the filling rate of suspended carrier is 50 ，the NH3-N concentration of influent is 15 mg/L， the pH is around 7． Keywordsanaerobic;MBBR;HRT;suspended carrier * 深圳市科技基金资助项目 210K162DO ;国家自然科学基金项目 50978170 ;东江高速都市化当流区水污染系统控制技术集成研究与 工 程 示 范 2008ZX07211－004 ;深 圳 市 科 技 计 划 项 目 JC200903180720A 。 移动生物膜反应器 moving bed biofilm reactor， MBBR 是 20 世纪 90 年代在生物滤池和流化床的工 艺基础上发展起来的一种水处理新技术［1］。它具有 处理能力高， 能耗低， 不发生堵塞， 不需要反冲洗， 水 头损失小， 操作维护简单等的工艺特点。MBBR 应用 范围广泛， 近年来国内外学者针对 MBBR 工艺做了 大量试验研究， 均取得了较好的成果［2- 8］， 然而这些研 究大 部 分 集中在好氧 MBBR 工艺， 较 少涉及 厌氧 MBBR 工艺。本项目通过采用厌氧 MBBR 工艺处理 南方热带亚热带地区城市生活污水的试验研究， 探讨 了该工艺对生活污水中有机物、 氨氮的处理效果及其 影响因素。 1试验材料与方法 1. 1废水水质 本试验所用废水为实验室配制的城市生活污水， 配水所采用的化学药品均为化学纯， 其组成与水质分 别见表 1 和表 2。 表 1配水各药品用量g/100 L 成分 C6H12O6H2O 氯化铵磷酸二氢钾碳酸钠 含量30. 95. 731. 052 ～ 4 表 2实际城市生活污水水质情况mg/L pH 除外 ρ CODρ NH3-N ρ TNρ TP pH 100 ～ 3702. 69 ～ 26. 93. 76 ～ 32. 510. 16 ～ 3. 176. 3 ～ 7. 6 1. 2试验装置 MBBR 试验装置如图 1 所示， 反应器由有机玻璃 加工而成， 主体外形为圆桶形， 底部为半球形， 高 110 cm， 直径 20 cm， 总有效容积为 30 L， 反应器的顶部安 装有电动机， 带动叶片转动， 在出水管下方设置滤网 03 环境工程 2012 年 2 月第 30 卷第 1 期 以防止填料和水中较大悬浮污泥堵塞出水管。 1进水池; 2水泵; 3玻璃转子流量计; 4pH 调节池; 5出水管; 6通气管; 7溢流管; 8电动机; 9搅拌器; 10排泥管; 11滤网; 12气泵 图 1MBBR 反应器装置示意 1. 3悬浮填料 本试验填料采用以聚丙烯为主要材料的多面空 心球， 其结构为空心球状， 内有 24 片球瓣翼片。这种 结构有利于微生物的附着生长， 且拥有较大的空隙 率， 使得填料在使用时具有良好的过水、 通气性能， 不 易发生堵塞， 动力消耗也随之降低。填料物理参数见 表 3。 表 3填料的技术参数 直径 高度 壁厚 比表面积 / m2m － 3 空隙率 / 堆积密度 / kg m － 3 密度 / kg m － 3 25 mm 25 mm 1 mm46090960. 91 ～ 0. 94 1. 4启动与挂膜 本试验挂膜分两个阶段， 第 1 阶段是好氧挂膜试 验， 采用“快速挂膜法” 进行挂膜试验， 加入 9 L 的多 面空心球填料， 即 30 的填充率， 控制反应器进水 ρ COD 为 300 mg/L， ρ NH3-N 为 15 mg/L， pH 7， 将从污水处理厂取来的污泥和污水混合后倒入反应 器中， 静置 24 h， 使填料和污泥充分接触， 之后每隔 8 h， 将水排出 10 L 即反应器有效容积的 1 /3 ， 再进水 10 L， 如此持续 24 h 后， 曝气 在挂膜试验初期曝气 强度不宜过大， 以免影响初期生物膜在填料上的生 长， 后期再逐渐提高 并且连续加入不含污泥的污 水， 控制水力停留时间为 12 h。挂膜试验阶段反应器 的运行参数如表 4 所示， 对 COD 和氨氮的去除效果 分别见图 2、 图 3。 从图 2、 图 3 可以看出 随着运行天数的增加， 反 应器对 COD 和氨氮的去除率也随之提高。第 2 天后 表 4MBBR 反应器好氧挂膜试验的运行参数 运行天数 / d 进水量 / m3h － 1 气水比 溶解氧 / mg L － 1 水温 / ℃ 1 ～ 72. 5 1 ～ 2 ∶ 14 ～ 526 ～ 29 8 ～ 142. 5 2 ～ 3 ∶ 13 ～ 426 ～ 29 15 ～ 212. 5 3 ～ 4 ∶ 13 ～ 426 ～ 29 图 2好氧挂膜试验对 COD 去除效果 图 3好氧挂膜试验对氨氮去除效果 填料表面长出部分白色絮状物， 从第 2 ～ 7 天， 出水的 COD 和氨氮去除率逐渐提高， 但是提高的速度相对 缓慢， 出水 ρ COD 在 200 mg/L以上， ρ NH3-N 在 14 mg/L以上。第 7 天后絮状物增多并且逐渐由白色 变为黄棕色， 反应器对 COD 去除率增加到 30 左 右， 对氨氮去除率达 18 。第 11 天后， 部分填料表 面已经形成生物膜。随后， COD 和氨氮的去除率提 高速度明显加快。第 21 天后生物膜呈黄褐色， 反应 器对 COD 去除率稳定在 80 以上， 对氨氮去除率也 达 60 以上， 标志着好氧挂膜试验已经成功。 当反应器运行稳定之后， 进入第 2 阶段， 厌氧挂 膜试验。停止曝气， 控制反应器进水 ρ COD 为 300 mg/L， ρ NH3-N 为 15 mg/L， pH 为 7， HRT 为 12 h 即进水量为 2. 5 m3/L ， 水温为 26 ～ 29 ℃ ， 启动电 动机， 调节搅拌器的转速为 20 ～ 30 r/min。运行 1 周 后， 开始记录进出水水质指标， 反应器对 COD 和氨氮 的去除效果分别如图 4、 图 5 所示。 13 环境工程 2012 年 2 月第 30 卷第 1 期 图 4厌氧挂膜试验对 COD 去除效果 图 5厌氧挂膜试验对氨氮去除效果 由图 4 和图 5 可以看出 在停止曝气以厌氧方式 反应器中 DO ＜ 0. 8 mg/L 运行的初期， 由于微生物 不适应厌氧环境， 反应器对 COD 和氨氮的去除率较 低， 其中对 COD 去除率为 23 ， 对氨氮去除率不足 10 ， 随着运行天数的增加， 填料表面的生物膜逐渐 由好氧阶段的黄褐色变成黑色， 表明生物膜中的好氧 型微生物数量逐渐减少， 厌氧型微生物数量逐渐增 多， 对 COD 的去除率也逐渐增加。第 24 天后， 反应 器对 COD 的去除率逐渐稳定在 40 左右， 对氨氮去 除率稳定在 23 左右， 表明在厌氧状态下， 反应器已 经运行稳定。 2结果与讨论 2. 1有机物的去除 2. 1. 1水力停留时间 HRT 对有机物去除的影响 挂膜试验完成后， 保持反应器在挂模试验阶段各 项运行条件， 连续进水并改变反应器进水量以考察在 不同水力停留时间下的出水水质， 每次改变进水量后 稳定运行 14 d， 测定各项出水水质指标取其平均值 每天取样 2 次 ， 其中 COD 去除率的变化曲线如图 6 所示。 从图 6 可以看出 随着水力停留时间的增加， COD 去除率在 2 ～ 12 h 迅速上升， 而当水力停留时间 大于 12 h 后， 去除率达 40 且去除率趋于平稳。当 图 6水力停留时间对 COD 去除率的影响 水力停留时间从 2 h 增加到 12 h 这个阶段， 由于反应 器是连续进水， 较短的水力停留时间意味着反应器内 较快的水流速度， 导致流化作用过于强烈， 不利于填 料表面微生物的附着生长， 另外此时水中营养物质丰 富， 且大部分微生物处于对数生长期， 其细胞表面的 黏液层和荚膜尚未形成， 运动很活跃， 不易自行凝聚 成菌胶团， 因而反应器对污水的处理效果不够理想， 此时出水带有异味并含有少量肉眼可见悬浮物。当 水力停留时间大于 12 h 后， 出水水质有所改善且出 水 COD 逐渐稳定， 这是因为随着水力停留时间上升 后， 反应器内的水流速度逐渐下降， 有利于微生物附 着生长在填料表面， 而同时营养物质相对减少也使得 微生物活性降低， 大部分微生物由对数生长期变为静 止生长期， 此时微生物的生物吸附能力， 自我絮凝、 聚 合能力都强于对数生长期的微生物， 所以对于污水的 处理效果有所提高且稳定。然而由于反应器里的微 生物的总量受到营养物质等因素的限制， 其处理污水 的能力也有限， 因而当水力停留时间达到 12 h 后并 继续增加时， COD 去除率上升趋势逐渐平缓， 出水 COD 也趋于稳定。 2. 1. 2pH 对有机物去除的影响 为考察 pH 对有机物的去除效果， 控制反应器进 水量为 2. 5 L/h， 即 HRT 12 h， 保持进水的各项水质 指标不变， 填料填充比为 30 ， 调节进水 pH 值分别 为 5、 6、 7、 8、 9， 测定出水 COD， 其结果如图 7 所示。 从图 7 可以看出 pH 值在 6 ～ 8 变化时， COD 去 除率的变化不明显， 且都大于 40 ， 当 pH 值 ＜ 5 或 ＞ 9 时， COD 去除率明显下降， 且降到 40 以下。可 见微生物能适应在一定范围内的 pH 的变化， 且 pH 在 6 ～ 8 达到最佳的 COD 处理效果。这是因为过高 的 pH 会使原生动物呆滞， 菌胶团解体， 影响去除效 果， 而过低的 pH 不利于细菌和原生动物生长， 而对 霉菌及酵母菌生长有利， 由于多数霉菌不像细菌那样 23 环境工程 2012 年 2 月第 30 卷第 1 期 图 7pH 值对 COD 去除率的影响 分泌黏性物质于细胞外， 因此大量霉菌繁殖就会降低 生物膜在填料表面的附着能力， 导致微生物的数量不 足， 处理效果下降。 2. 1. 3填料填充率对有机物去除的影响 控制 反 应 器 的 进 水 ρ COD 在 300 mg/L， ρ NH3-N 在 15 mg/L， pH 值为 7， 改变水力停留时间 HRT 分别为 2， 4， 8， 12， 18， 24 h， 考察填料填充比在 30 、 40 及 50 时， 反应器对 COD 去除效果， 其试 验结果如图 8 所示。 图 8填料填充率对 COD 去除率的影响 由图 8 可知 随着填料填充率的增加， COD 去除 率也随之提高， 但是填料的增加对于 COD 去除率提 高的影响并不大。当填料填充率从 30 增加到 50 时， COD 去除率的增加不到 10 。可以看出填料增 加对提高去除率的影响是有限的， 这是因为尽管填料 的增加为微生物提供了更多的生长场所和繁衍所需 的环境， 但是微生物的生长还同时受到反应器内污水 营养物质数量的限制， 微生物数量增长是有限的， 同 时填料数量的增加会减缓填料的移动速度， 从而引起 填料表面生物膜与水中的物质传输效率的降低， 微生 物的活性反而受到抑制， 对 COD 去除效率有所下降。 2. 2NH3-N 和 TN 的去除 2. 2. 1水力停留时间对 NH3-N 和 TN 去除的影响 由试验中城市污水的组成可知， 污水中的 N 基 本都是以 NH3-N 存在， 有机氮、 NO － 2 -N 以及 NO － 3 -N 的含量很低， 可以忽略不计， 因此可以认为进水的 NH3-N 含量等于 TN 的含量， 经过 MBBR 反应器处理 后， 污水中的 N 分别是以 NH3-N、 NO － 2 -N 以及 NO － 3 - N 的形式存在， TN 的含量为三者含量之和。为考察 水力停留时间对 MBBR 反应器去除 NH3-N 以及 TN 效果的影响， 控制 HRT 为 6 h， 进水 ρ COD 为 300 mg/L， ρ NH3-N 为 15 mg/L， 填料填充比为 30 ， pH 值为 7。经过一段时间的运行， NH3-N 和 TN 随水力 停留时间的变化曲线如图 9 所示。 图 9水力停留时间对氨氮和 TN 去除率的影响 从图 9 可知 随着污水水力停留时间的增加， 出 水 NH3-N 和 TN 的去除率逐渐增加， 在 HRT 为 2 ～ 12 h阶段出水 NH3-N 和 TN 的含量下降较慢。这是 因为 一方面在较短的 HRT 条件下， 反应器内的水流 速度较快， 过快的水流速度会影响到微生物与水中的 物质交换， 从而不利于降解污水中的 NH3-N 和 TN; 另一方面在这个阶段污水中的营养物质丰富， 有机物 负荷较高， 微生物中能降解 COD 的细菌和原生动物 占优势， 硝化和反硝化细菌的数量相对较少， 对于 N 的处理效率不高， 当 HRT 逐渐增加后， 有机负荷下 降， 降解 COD 的细菌和原生动物数量减少， 而硝化和 反硝化细菌的数量增加， 反应器对 NH3-N 和 TN 的去 除率也随之提高。 2. 2. 2pH 对 NH3-N 和 TN 去除的影响 图 10 为 pH 对 NH3-N、 TN 去除的影响。从图 10 可以看出 pH 值在 6 ～ 8 变化时， NH3-N 和 TN 去除 率的变化随 pH 的变化不大， 且在 pH 8 时效果最 好， 这是因为硝化细菌生长的最佳 pH 是 7. 4 ～ 8. 3， 反硝化细菌生长的最佳 pH 值高于 8， 此时细菌去除 NH3-N 和 TN 的效率最高。当 pH 值 ＜ 5 时， NH3-N 和 TN 的去除率有明显的下降， 这是因为过低的 pH 值使得这两种细菌的活性都会受到抑制， 此时出水氨 33 环境工程 2012 年 2 月第 30 卷第 1 期 氮和 TN 含量偏高。而当 pH 值 ＞ 9 时， NH3-N 和 TN 的去除率也在下降， 但下降趋势不及 pH ＜ 5 时明显， 一方面可能是因为硝化细菌和反硝化细菌生长的最 佳 pH 值都偏碱性， pH 升高对其影响要弱于 pH 降低 的影响; 另一方面 pH 的升高也会导致水中 NH 4 水 解成 NH3进入空气， 水中剩下的 NH3-N 和 TN 随之 减少。 图 10pH 值对氨氮和 TN 去除率的影响 2. 2. 3填料填充率对 NH3-N 和 TN 去除的影响 在考察填料填充率对 COD 去除影响的试验中， 同时也测定了出水 NH3-N 和 TN 的去除率， 其结果见 图 11 和图 12。 图 11填料填充比对氨氮去除率的影响 图 12填料填充比对 TN 去除率的影响 从图 11 和图 12 可以看出 随着填料的增加， 反 应器对 NH3-N 和 TN 的去除效果也逐渐提高， 填料填 充率由 30 增加到 50 后， 去除率上升小于 6 ， 可 见填料的增加对去除效果的提高是有限的， 因为营养 物质数量的限制， 填料表面微生物数量增加也是有 限， 出水水质的提高趋于缓慢。 2. 3反应器特点与存在的问题 2. 3. 1厌氧 MBBR 的特点 1 反应器挂膜阶段分为好氧和厌氧两个阶段， 若完全采用厌氧工艺进行挂膜试验， 在挂膜初期微生 物生长较慢， 细胞活性不足以使其粘附于填料表面生 长， 从而导致挂膜周期过长。 2 相对于好氧工艺， 厌氧 MBBR 装置增加了一 套填料搅拌设备， 在运行时无需曝气充氧， 也无需定 期对曝气头进行清理以防止其被水中微生物堵塞。 3 同时采用比表面积很大的多面空心球填料， 使得微生物在反应器内有了良好的外部环境， 填料表 面生物种类以厌氧和兼氧型微生物为主， 浓度较高， 填料在反应器中一直处于流化状态， 其表面的生物膜 也能与水充分进行物质交换， 而水对填料的冲刷摩擦 作用使得生物膜不断脱落， 较快的更新速度对于微生 物保持活性有着积极意义。 4 该反应器在运行时排泥量很少， 因此其泥龄 较长， 微生物种类多样化， 能存活部分世代较长的硝 化菌、 亚硝化菌和一些特殊菌种如好氧反硝化菌等。 2. 3. 2该反应器存在的问题 1 由于采用厌氧工艺， 因而反应器对 COD、 NH3-N 和 TN 的去除率一直不高， 其原因可能是反应器内微生 物的数量有限， 而增加反应器内填料数量可以增加微 生物数量， 但是较高的填料填充率减缓水与生物膜的 接触和影响它们之间的物质交换， 同时又会增加搅拌 器的阻力和反应器的动力费用。 2 微生物在厌氧条件下分解有机物会产生大量 酸性物质 如 乙 酸 等 ， 这类酸性物 质不利于降解 NH3-N 和 TN 的硝化与反硝化细菌的生长繁衍， 因而 必须在反应器运行过程中加入一定的缓冲剂 试验 中采用 Na2CO3作为缓冲剂 ， 然而缓冲剂不能一次 性加入进水中， 一方面在试验中所配置的原水中含有 NH 4 ， 过多的缓冲剂会使得 NH 4 水解; 另一方面， 过 多的缓冲剂使得水中 pH 过高， 不利于微生物的生长 繁衍， 故缓冲剂的投加方式必须采用多次投加， 每次 投加量不能过多。 下转第 82 页 43 环境工程 2012 年 2 月第 30 卷第 1 期 水率的降低而缓慢升高。污泥含水率从 65 降低到 5 时， 干燥冷凝液的 COD 含量从 176 mg/L 升高至 190 mg/L， NH3-N 含量从 85 mg/L 升高到105 mg/L。 3 干燥温度比干燥程度更能影响印染污泥干燥 过程中污染物的产生。对印染污泥干燥冷凝液的研 究基本涵盖了印染污泥干燥过程中所产生的污染物， 但某些低沸点物质如硫化氢会有逸出， 进一步研究需 对干燥过程中的挥发性污染物直接进行测定。 参考文献 ［1］Dos Santos A B，Cervantes F J，van Lier J B． Review paper on current technologiesfordecolourisationoftextilewastewater perspectivesforanaerobicbiotechnology ［J］．Bioresearches Technology，2007，98 12 2369- 2385． ［2］陈勇． 印染污泥处理技术分析［J］． 染整技术，2009，31 8 26- 28． ［3］王兴润，金宜英，聂永丰． 国内外污泥热干燥工艺的应用进展 及技术要点［J］． 中国给水排水，2007，23 8 5- 8． ［4］Gruter H，Matter M，Oehlmann K，et al． Drying of sewage sludge An important step in waste disposal［J］．Water Science and Technology，1990，22 12 57- 63． ［5］刘瓒． 污泥干燥处理中典型恶臭的释放特点［D］． 杭州浙江 大学，200724- 25． ［6］尹军，谭学军，任南琪． 污水污泥处理与处置［J］． 中国给水 排水，2003 8 15- 22． ［7］王兴润，金宜英，王志玉，等． 污水污泥间壁热干燥实验研究 ［J］． 环境科学，2007，28 2 407- 410． ［8］Shanaldeh A，Jomaa S． Production and transation of volatile fatty acids from sludge subjected to hydrothermal treatment［J］． Water Science and Technology，2001，44 10 129- 135． ［9］Vesilind P Aarne， Ramsey Thomas B． Effect of drying temperature on the fuel value of wastewater sludge［J］． Waste Management ＆ Research，1996，14 189- 196． ［ 10］Ferrasse J H，Chavez S，Arlabosse P，et al． Chemometrics as a tool for the analysis of evolved gas during the thermal treatment of sevage sludge using coupled TG-FTIR［J］． Thermochimica Acta， 2003，40 4 97- 108． 作者通信处黄黎明510006广州大学城华南理工大学 C14- 324 E- mailhuangliming87 163． com 2011 － 06 － 10 櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅櫅 收稿 上接第 34 页 3结论与建议 1 厌氧 MBBR 在 HRT 为 12 h， 进水 ρ COD 为 300 mg/L， ρ 氨氮 为 15 mg/L， 50 的填料填充率， pH 7， 对 COD 去除率为 51. 2 ， 对氨氮去除率为 40. 8 ， 对 TN 去除率为 38. 1 。 2 利用污水厂的接种污泥以及采用好氧-厌氧两 阶段挂膜可以缩短厌氧工艺填料挂膜时间， 在挂膜初 期应该保持较低的曝气强度以利于填料表面的生物 膜生长， 生物膜生长有利于硝化细菌的生长。 3 在厌氧条件下， 虽然 MBBR 对氨氮的处理效 果一般， 但与其他工艺联用， 可提高出水水质。 参考文献 ［1］Bjom Rusten， Chandler H J， Steve D， et al． Biological pretreatment of a chemical plant wastewater in high-rate moving bed biofilm reactors［J］． Wat Sci Tech， 1999， 39 10 /11 257- 264． ［2］Chistensson，Magnus，Welander，et al． Treatment of municipal wastewater in a hybrid process using a new suspended carrier with large surface area［J］． Water Sci Tech， 2004， 49 11 /12 207- 214． ［3］Rusten B， Hellstrm B G， Hellstrm F， et al． Pilot and preliminary design of moving bed biofilm reactors nitrogen removal at the FREVAR wastewater treatment［J ］． Wat Sci Tech， 2000， 41 4 / 5 13- 20． ［4］Loulidou M X， Zouboulis A I．Comparison of two biological treatment processes using attached-growth biomass for sanitary landfill leachate treatment［J］． Envirnmental Pollution， 2001， 111 273- 281． ［5］徐斌， 夏四清， 胡晨燕， 等． MBBR 工艺预处理黄浦江微污染原 水［J］． 中国给水排水， 2004，20 8 5- 9． ［6］贾磊， 陈洪斌， 王建翔， 等． 低浓度污水条件下 MBBR 启动及处 理效果的中试［J］． 水处理技术， 2007， 33 7 57- 60． ［7］王学江， 夏四清， 陈玲， 等． DO 对 MBBR 同步硝化反硝化生物 脱氮影响研究［J］． 同济大学学报， 2006， 34 4 514- 518． ［8］Riemer M， Harremoes P． Multi-component diffusion in denitrifying biofilms［J］． Prog Wat Tech， 1978， 10 5 /6 149- 165． 作者通信处袁辉洲518055深圳市西丽湖深圳职业技术学院建 筑与环境工程学院 E- mailyuanhzh szpt． edu． cn 2011 － 04 － 12 收稿 28 环境工程 2012 年 2 月第 30 卷第 1 期