氧化還原過程對好氧微生物產物光敏性的影響

來超超,于國熙,廖志成,郭子維,何 歡,黃 斌,潘學軍

氧化還原過程對好氧微生物產物光敏性的影響

來超超,于國熙,廖志成,郭子維,何 歡*,黃 斌,潘學軍

(昆明理工大學環境科學與工程學院,云南 昆明 650500)

從好氧活性污泥微生物和純種大腸桿菌中提取溶解性微生物產物(SMP),考察光化學和電化學氧化還原過程對SMP官能團,組分和光化學活性的影響機制.結果顯示,活性污泥微生物SMP(Ae)與大腸桿菌SMP(E)的SUVA254和E2/E3分別為4.03與0.79和1.60與3.04,表明SMP(Ae)比SMP(E)芳香性和分子量更高,光照和電化學改性過程明顯降低了蛋白類組分的熒光響應,進行改變了SMP的芳香性和腐殖化程度.兩種改性過程可以增強SMP在光照條件下活性氧化物種(3SMP*、1O2和?OH)的濃度,其中[1O2]ss由改性前的1.70mol/L提高到改性后的18.47mol/L,[?OH]ss由改性前的3.57mol/L提升到438.25mol/L.17α-乙炔基雌二醇(EE2)的光降解效率在改性SMP的介導下最高提升了近5倍.本研究完善了污水處理廠出水中SMP的環境轉化過程及其介導痕量有機污染物的自然光降解過程的科學認識.

溶解性微生物產物；氧化還原；17α-乙炔基雌二醇；光降解

溶解性有機質(DOM)是地表水中普遍存在的一類結構復雜、性質相對穩定的組分,對環境水體中污染物的遷移轉化起著十分重要的作用[1].按照來源劃分,DOM主要分為內源和外源[2]:內源DOM主要由水生動植物殘體經一系列轉化后形成的一類異質性混合物:外源DOM則指從大氣、陸地等系統進入水體的有機物,其中經生活污水處理廠排入環境水體的出水溶解性有機質(EfOM)是環境水體中DOM的重要來源[3].EfOM是經二級生物處理后出水中剩余的有機物,其主要包括天然有機物、污水生物處理工藝中微生物的代謝產物以及細胞衰亡后的部分溶解性物質(溶解性微生物產物, SMP)和人工合成的有機化合物[4].據生態環境保護部統計,2020年全國廢水排放總量高達571多億t[5],相當于每天污水排放約1.5億t.如此巨量含有SMP的污水排入自然水體將會給水生生態系統帶來巨大壓力.尤其在國內外生活污水處理廠生物處理占據著主導地位的現狀下,研究SMP進入環境水體后的環境行為具有重要意義.

考慮到環境地球化學條件的變化, SMP進入自然水體后必然經歷一系列轉化過程,其中,氧化還原過程在自然水體中起著重要作用,是水體中物質能量循環的主要驅動因素[6].微生物代謝、光化學反應以及礦物表面的能量和電子流動是水體中廣泛存在的氧化還原反應.微生物通過胞外呼吸過程將有機物氧化產生電子并與環境中的電子受體(O2、Fe、Mn及DOM)結合[7-9],此過程不僅能夠加速微生物厭氧降解污染物,還能通過轉移電子促進金屬和有機物的還原[10].在淺層水體中,光照相對充足,光轉化是普遍存在的一類化學反應.在光照條件下,廣泛存在的DOM可以產生激發態溶解性有機質將能量直接傳遞給污染物使其發生氧化或還原轉化[11].前期研究發現,光照條件下,磁鐵礦、黃鐵礦和針鐵礦可以通過光還原過程從礦物表面釋放溶解性Fe,在DOM的介導下可以有效去除水體中的EE2[12].除此之外,礦物表面電荷的積累會產生氧化還原電位(Eh).已有研究通過原位傳感監測設備測定了礦物表面的Eh,它的大小用于描述特定反應的能量有效性以及污染物降解的可能性[13].因此,環境水體中存在不同氧化還原氛圍,對于金屬離子價態的變化及有機污染物的降解起著關鍵作用.目前,鮮有關于污水出水中SMP在不同氧化還原氛圍下的轉化研究,并且對于轉化過程中SMP光化學性質變化的研究有助于明確其在水體微污染物的光降解過程的介導機制.

鑒于此,本研究借助光照和電化學模擬氧化還原過程對SMP進行改性,評估其元素組成、官能團種類以及組分的變化,并在實驗室模擬自然光照條件,考察SMP進入環境水體后對有機微污染物(17α-乙炔基雌二醇)光化學轉化過程的介導機制.

1 材料與方法

1.1 材料

好氧活性污泥:取自昆明第八污水處理廠厭氧/缺氧/好氧工藝(A2/O)中的好氧段;大腸桿菌():購自于中國工業微生物菌種保藏管理中心;微生物擴大培養基:氯化鈉(1.0g/L),酵母粉(0.5g/L),蛋白胨(1.0g/L);無機鹽培養基:氯化銨(0.8g/L),氯化鈉(2.5g/L),碳酸氫鈉(2.5g/L),乙酸鈉(0.8g/L),二水合氯化鈣(0.05g/L),六水合氯化鎂(0.2g/L);自由基測定試劑:2,4,6-三甲基苯酚(TMP,97%),呋喃甲醇(FFA,>98%),對苯二甲酸(TPA, >98%),2h-羥基對苯二甲酸(2h-TPA),5,5-二甲基-1-吡咯啉-N-氧化物(DMPO,>99%),2,2,6,6-四甲基哌啶(TEMP,>99%);17α-乙炔基雌二醇(EE2,>98%).上述實驗藥品無特殊標明,均為分析純度.

1.2 SMP的提取與純化

配制兩份2L的無機鹽培養基,121℃高溫滅菌20min冷卻后,分別向其中加入5mL擴大培養好的好氧混合雜菌及大腸桿菌,并置于25℃的恒溫搖床培養15d.期間每5d更換無機鹽培養基,以保證微生物的快速生長.將培養完成的微生物4000r/min離心分離富集置250mL的錐形瓶,選用功率20KHZ超聲破碎探頭,在480W的功率下間歇超聲30min.破碎后的細胞勻漿使用0.45μm玻璃纖維濾膜過濾后通過陽離子交換樹脂(Na+型,20-50目)去除溶液中的Na+、K+、Mg2+、Ca2+等陽離子,以獲得雜質較少的SMP溶液(好氧混合雜菌SMP:Ae-0;大腸桿菌SMP:E-0).最后對純化好的SMP溶液冷凍干燥后研磨避光保存備用.

1.3 SMP光化學和電化學改性

1.3.1 光化學改性 配制兩組SMP溶液,分別進行光化學改性實驗.SMP初始濃度為20mgC/L,置于配備有290nm 濾光片的光化學反應裝置(XPA-7,南京胥江)中,溫度由循環冷卻水控制為25℃,在350W氙燈模擬光源下模擬自然光進行氧化改性48h (光改性Ae:Ae-P48;光改性E:E-P48).

1.3.2 電化學改性 配制兩組SMP溶液,分別進行電化學改性實驗.SMP初始濃度為20mgC/L,置于500mL燒杯中進行電化學改性.陰陽極電極采用石墨板,面積為14cm2,用鈦絲作為連接陰陽極的導線,外接直流點源后在恒定電流下進行氧化還原改性48h(電改性Ae:Ae-E48;電改性E:E-E48).

1.4 改性前后SMP介導EE2光降解實驗

配制含有5mgC/L光化學改性和電化學改性前后的SMP的EE2溶液40mL.EE2初始濃度為1.0mg/L,調節初始pH值(7.00±0.10).將反應液置于光化學反應儀中,在350W氙燈的照射下進行EE2的光降解實驗,每組實驗設置3個平行.

1.5 分析方法

1.5.1 元素分析 分別稱取2.00mg的Ae-0、Ae-P48、Ae-E48和E-0、E-P48、E-E48于錫箔盒中,將包好的樣品利用元素分析儀(Elementar Vario,德國)進行元素含量測定,其中氧元素的含量通過差減各元素的含量獲得.

1.5.2 總有機碳(TOC)測定 利用總有機碳分析儀(Elementar,德國)對SMP有機碳含量進行定量:在高純氧氣的氛圍下,將樣品溶液推送至燃燒管中,在燃燒管高溫條件下,樣品中的有機組分被催化氧化為二氧化碳,經二氧化碳檢測器對樣品徹底燃燒所釋放的二氧化碳的含量測定,以換算為樣品TOC濃度.改性過程中SMP濃度的變化通過公式計算:

式中:TOC0為改性前SMP樣品總有機碳濃度,TOC為SMP樣品改性時刻時的總有機碳濃度.

1.5.3 紫外-可見吸收光譜(UV-Vis)測定 以超純水稀釋配制10mgC/L的SMP溶液,利用紫外-可見分光光度計(Shimadzu UV-1900,日本)進行全波譜掃描,掃描范圍設定為200～400nm,掃描間隔1nm.測試前進行空白掃描與背景扣除,每個樣品重復測定3次,取其均值進行圖譜繪制.

1.5.4 三維熒光光譜(3DEEM)測定 用超純水將各組SMP樣品稀釋至10mgC/L,將pH值調節至(7.0 ±0.1),取3mL樣品置于三維熒光光譜儀(HITACHI F-7000,日本)上進行熒光測定.測試參數為:激發波長200～600nm,發射波長200～600nm,掃描間隔5nm,掃描速度12000nm/min.

1.5.5 傅里葉變換紅外光譜(FTIR)測定 將12mg各組SMP樣品與200mg溴化鉀研磨均勻,置于模具中,用油壓機壓成透明薄片測定.

1.5.6 X射線光電子能譜(XPS)分析 將改性前后的SMP溶液冷凍干燥成固體粉末,以Al Kα射線(0.6eV)為激發源,首先在通能為100eV,步長為1eV的條件下進行全譜掃描,然后再在通能為50eV,步長為0.05eV的條件下進行C、N、O單元素掃描.

1.5.7 電子順磁共振光譜(EPR)測定 在開展定量分析工作分析SMP的光生ROS之前,可借助電子順磁共振光譜儀(Bruker X-band A300-6/1,德國)進行初步定性分析,因而選擇EPR對初始和不同改性后的SMP在自然光照下誘導產生的ROS(×OH和1O2)進行測定,其原理是利用特定自由基的捕獲劑可與自由基相結合,從而生成可穩定存在的氧化產物,通過對氧化物響應信號的測定,即可對不同體系中的ROS進行定性分析.其中,1O2與TEMP反應產生的氧化產物所對應的EPR信號響應表現為1:1:1型的相同強度比三重峰;而×OH氧化DMPO的氧化產物所呈現EPR信號則是強度比不同的四重峰信號(1:2:2:1).自由基捕獲劑TEMP和DMPO初始濃度為0.6mol/L.

1.5.8 二維熒光光譜(2D-FS)測定×OH的產量通過TPA來捕獲進行定量檢測,TPA與×OH會生成穩定的2h-TPA,其濃度可以利用二維熒光光譜法進行檢測,激發器波長設為315nm,發射波長為426nm.

1.5.9 高效液相色譜(HPLC)分析 TMP、FFA和EE2的濃度利用高效液相色譜儀(Agilent 1260,美國)進行測定[14].采用C18反相分離色譜柱(4.6×250mm, 5.0μm)在25℃下對樣品進行分離,而后通過紫外檢測器測定TMP和FFA(UV=279nm和UV=218nm),熒光探測器檢測EE2(x/m=236/310).

2 結果與討論

2.1 SMP改性前后的表征與分析

2.1.1 TOC變化及元素分析 SMP由自然光改性和氧化還原改性48h內的TOC變化如圖1所示,電化學對SMP的TOC濃度影響很小,而光化學可以輕微地礦化部分SMP.

圖1 改性過程對SMP總有機碳含量的影響

P:光改性;E:電化學改性

表1 SMP元素分析

注:Ae:活性污泥SMP, E:大腸桿菌SMP;P48:光改性48h;E48:電改性48h.

隨后對原始和改性后的SMP進行元素分析,結果如表1所示,由于微生物各種屬分泌的SMP存在較大差異,對于SMP的元素組成具有重要影響.本研究發現純種大腸桿菌相較于混合好氧微生物各種元素的占比較高,可以說明純種微生物的SMP成分較為均一,雜質較少.經過光改性和電改性后,SMP中O元素變化較為明顯,這主要是在氧化或還原條件下O是發生變化的關鍵元素.H/C值與芳香性存在良好的相關性,其值越低,表明DOM的芳香化程度較高,標準富里酸與胡敏酸H/C為0.75～1.31[15].由表1可知,不同微生物源SMP的H/C(1.3～2.4)值存在明顯不同,整體而言SMP的腐殖化程度較低,主要是因為SMP含有較多的蛋白類、糖類、有機酸等物質[16].同樣地,高的N含量、O/C值和(O+N)/C值也反映了較高親水性.SMP經改性后O/C和(N+O)/C的值都略有提升(E-E48除外,由于純種微生物SMP組分單一,電化學改性較高的氧化還原電位易于使得SMP分解),說明光化學和電化學作用可以提升SMP在水體中濃度,從而促進SMP的遷移.

2.1.2 UV-Vis光譜分析 紫外可見吸收光譜可以對有機質中的生色基團進行性質表征,廣泛應用于DOM的結構組成分析.SUVA254,Δlg,2/3,275～295,350～400和R是常用來指示DOM吸光特性及物質變化的關鍵指標[17].對改性前后SMP進行UV-Vis光譜掃描并計算相關指數后結果如圖2和表2所示.由光譜圖可知,各微生物源SMP的UV-Vis吸光度均隨波長減小而增大,符合典型DOM的吸收光譜特征.在模擬自然光照條件下,由于光漂白作用,SMP的整體吸光度隨光照時間的延長而減小.而Ae-P的光漂白作用相較于E-P更明顯,主要由于純種微生物產生的SMP組分較為單一,而混合微生物對營養物質可以多級利用,產生的SMP組分更為豐富,具有更多的有色發色基團.然而,經過電化學改性后SMP的紫外吸光強度隨著時間逐漸增強,這與前期研究結果一致[18],紫外吸收光譜會隨著氧化還原狀態變化,DOM的還原態比氧化態具有更高的紫外可見吸收強度.

圖2 光化學改性和電化學改性前后Ae-P、E-P、Ae-E和E-E的紫外-可見光譜

SUVA254和Δlgk通常與DOM的芳香度有較強的正相關性,E2/E3, S275-295, S350-400和SR可以表示DOM的分子量變化[1,11].由表2可知,本研究提取的SMP具有較低的SUVA254和Δlg值和較高的2/3,275～295,350～400和R,說明SMP是一類分子量較小腐殖化程度較低的生物源有機質.相較而言,混合微生物會產生分子量更大,芳香性更高的胞外有機質.改性過程對SMP的芳香化程度具有重要影響,光改性降低了SMP的芳香度,而電化學改性提升了SMP的芳香度.芳香度高的DOM會在光照條件下產生更多的活性物質,對于水體中污染物的轉化具有重要影響.因此,經電化學作用的污水進入自然水體后會有更好的光化學性質.

表2 SMP的紫外-可見和3D-EEM光譜參數

注:Ae:活性污泥SMP, E:大腸桿菌SMP;P48:光改性48h;E48:電改性48h.

圖3 SMP光化學改性和電化學改性前后3D-EEM光譜圖

2.1.3 3D-EEM光譜分析 3D-EEM可以為SMP改性過程中組分的變化提供更加直觀的證據.由圖3所示,不同微生物源SMP組分組成存在較大差異,其組分在改性前后也出現了不同程度的變化.一共存在4個不同的熒光組分,分別是x/m 220～250/280～330nm(A)、250～300/320～370nm (B)、210～260/370～480nm(C)和300～380/400～450nm(D).其中A和B通常均屬于生物源蛋白類物質[19],A具有更高的芳香結構,而B則是一類分子量較小的氨基酸類微生物產物.C和D屬于類腐殖酸組分[20],C通常被歸類于類富里酸,D則屬于類胡敏酸物質.由圖3可知,混合微生物產生了較多的類腐殖酸組分,而大腸桿菌的SMP更多屬于類蛋白組分.經過48h的光化學改性,4種SMP中各組分的熒光強度均有所減弱.尤其是類蛋白組分在光照條件下,熒光強度降低明顯.前期研究[21]表明多糖和蛋白質是SMP中的主要組成成分,這兩種物質是生物體產生的主要光化學活性分子,對SMP在光照條件下的去除具有重要貢獻.電化學改性對SMP的影響也主要在于類蛋白組分,大腸桿菌SMP中的類蛋白組分急劇減少,可能是電化學的氧化還原破壞了SMP中的熒光基團所致.通過對熒光指數(FI)和腐殖化指數(HIX)進行計算可知,光改性過程SMP的芳香性和腐殖化程度略有降低,而氧化還原改性則對其有所提高,這與紫外-可見光譜分析結果一致.

圖4 光化學改性和電化學改性前后SMP的紅外光譜圖

2.1.4 FTIR光譜及XPS能譜分析 為了進一步表明光化學改性和電化學改性對SMP結構的影響,FTIR光譜和XPS能譜可以很好地從官能團層面驗證.從FTIR光譜圖(圖4)可以看出,位于3439、1715、1626、1460、1449和1021cm?1處的波數均有明顯的振動拉伸,這些振動變化所表示的官能團分別為-OH/N-H、C=O(主要為羧酸結構)、C=C(主要為芳香環)、-CH3、-CH2和C?O?C(多糖類化合物)[22].同樣地,XPS C1s圖譜(圖5)可以被分為4種碳峰,其中(284.8±0.2) eV和(288.5±0.2) eV對應的C-C/C-H結構與O=C-O羧酸結構[23]同FTIR光譜中的部分官能團重合,在一定程度上印證了SMP中羧基、羰基以及酚羥基等官能團的存在.隨著光化學改性的進行,光氧化作用逐漸導致類蛋白物質分解,從而使得-OH的吸收帶略有拓寬,氧化還原改性后不僅-OH的吸收帶略有拓寬,鄰近1600cm-1處代表芳香環的峰值響應亦有明顯增加.該結果表明氧化還原改性過程不僅能使蛋白類物質分解轉化,同時能增加SMP的芳香性,促進SMP向腐殖化程度更高的DOM轉化.

2.2 SMP介導EE2光化學降解過程

2.2.1 光降解動力學 為了評估光化學改性和電化學改性過程對SMP光化學活性的影響,開展了一系列EE2的光降解實驗.由圖6可以看出,在光照條件下發生了輕微的光化學轉化,說明EE2對自然光并不敏感.SMP的存在極大地促進了EE2的光化學轉化,降解過程符合偽一級動力學.Ae-0(=0.0638h-1)相比E-0(=0.0269h-1)對EE2的光降解促進作用更加明顯,表明混合微生物可以產生更多的光活性組分.經過光改性后,SMP的光化學活性有稍許提升,這可能是部分蛋白類組分轉化為光敏性組分的結果.而電化學改性比光化學改性的作用更加明顯,尤其是E-E48(=0.0940)對EE2的光降解速率的促進效率提升了近5倍.由圖7可知,EE2與SUVA254和HIX具有很強的相關性,這表明大腸桿菌產生的類蛋白組分經過氧化還原后可以產生更多的光活性組分,這部分活性物質很大程度上屬于腐殖化程度較高的芳香性組分.

圖6 SMP在介導EE2的自然光降解及活性物種的定量

圖7 不同因子的相關性分析熱圖

2.2.2 活性物種分析 為了明確SMP在光照條件下對EE2降解起作用的活性物種,利用EPR光譜對自由基進行定性分析,結果見圖8.EPR圖譜中清晰地檢測到了1:2:2:1型和1:1:1型兩種自由基信號,證明SMP溶液在自然光照下會產生×OH和1O2[24].×OH和1O2的產生主要是通過激發三線態SMP (3SMP*)與水體中的氧氣和水反應.由于SMP成分復雜,目前難以直接通過實驗對3SMP*進行精準定量.通過對降解速率EE2與3種活性物質的穩態濃度進行相關性分析同樣發現,這3種活性物質對于EE2的光降解起著關鍵作用.

式中:obs為TMP的直接光降解速率;SMP為TMP在不同種SMP溶液中的表觀降解速率;a為反應體系光吸收率常數,取值為2.205×10-3Einstein (L×h)-1;k為三線態猝滅常數,取值為3.13×105s-1;T,TMP為TMP的二階速率常數,取值為1.0×109L/(mol×S).

而后,1O2的穩態濃度利用FFA來定量,具體計算公式如下[26]:

式中:d,obs為FFA在超純水中的直接光降解速率;d為FFA在SMP溶液中的直接光降解速率;FFA,1O2為FFA與1O2的雙分子反應速率常數(1.2×108L/ (mol×s)).

圖8 SMP光化學改性和電化學改性前后1O2和?OH的EPR光譜

表3 SMP光生ROS產量

注:Ae:活性污泥SMP, E:大腸桿菌SMP;P48:光改性48h;E48:電改性48h.

根據FFA在SMP溶液中的光降解速率和公式(4)可計算得到1O2的穩態濃度約為1.70×10-14～ 18.5×10-14mol/L.除了Ae-0,光化學改性和電化學改性作用對1O2的穩態濃度變化的影響與三線激發態的變化趨勢接近,說明1O2是3SMP*進一步反應產生的.Ae-0產生的1O2濃度較低,主要是因為SMP中物質種類繁多,其3SMP*所具有的較寬泛的能量范圍,而能量較低的三線態無法與溶解氧反應產生1O2.

最后,利用TPA對體系中×OH的產量進行定量分析,TPA與×OH反應產生2h-TPA,其具有較強的熒光響應,可以通過熒光檢測其產生濃度.反應過程和計算公式如下[22]:

TPA+×OH?2h-TPA (5)

式中:2h-TPA為2h-TPA的生成速率;TPA,·OH為TPA與×OH的雙分子反應速率常數(4.4×109L/(mol×s)).

3 結論

3.1 不同來源SMP中物質組成均主要是類蛋白和類腐殖酸兩種物質,但兩類物質所含比例有所差異,這也是其性質差異較大的主要原因.大腸桿菌產生的SMP物質單一,具有較高的碳氧含量,其中C含量為9.75%,O含量為23.21%.而好氧微生物中H/C較大腸桿菌低,且小于2.0,含有更多的腐殖質物質.

3.2 光化學改性的光漂白作用會破壞SMP中的部分發色基團,而電化學改性則會提高SMP的吸光特性,經電化學改性后的SMP紫外-可見吸收強度明顯增強,產生了更多的-OH和-COOH等發色基團.兩種改性過程對SMP芳香性和腐殖化程度的影響趨勢亦是如此,其中大腸桿菌SMP腐殖化程度變化最為顯著,其SUVA254值由0.79增加到3.81,芳香化水平顯著提升.

3.3 SMP介導EE2光轉化的實驗結果表明,兩種微生物源SMP對EE2光轉化具有促進作用.而改性過程可以明顯提升SMP在光照條件下3SMP*、1O2和×OH等活性物種的濃度水平,其中E-E48中的[×OH]ss變化最明顯,由改性前的3.57mol/L增加到438.25mol/L,極大地強化了EE2光化學轉化過程.

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Effect on photosensitization activities of soluble microbial products by redox processes.

LAI Chao-chao, YU Guo-xi, LIAO Zhi-cheng, GUO Zi-wei, HE Huan*, HUANG Bin, PAN Xue-jun

(Faculty of Environmental Science and Engineering, Kunming University of Science and Technology, Kunming 650500, China)., 2023,43(1)：206～216

In this study, the microorganisms in aerobic activated sludge (Ae) and pure microbial(E) were used as the main sources of soluble microbial products (SMP) to investigate the influence of photochemical and electric potential redox processes on the changes in functional groups, components and photochemical activity of SMP. The results showed that the SUVA254and E2/E3 of Ae and E were 4.03/0.79 and 1.60/3.04, respectively, indicating that Ae has the higher molecular weight and aromaticity than E. Besides, illumination and electrochemistry significantly decreased the fluorescence intensity and changed the aromaticity and humification degree of SMP. And these two processes can increase the concentration of active oxidation species (3SMP*,1O2and?OH) of SMP under illumination conditions. The [1O2]ssand [?OH]ssincreased from 1.70mol/L and 3.57mol/L to 18.47mol/L and 438.25mol/L, respectively. In addition, the photodegradation kinetic of 17α-ethinylestradiol (EE2) mediated by SMP improved by almost 5 folds after being modified. This study improved the scientific understanding of the natural transformation processes of SMP in wastewater treatment plant effluent and the natural photodegradation of trace pollutants mediated by SMP.

soluble microbial products；oxidation and reduction；17α-ethinylestradiol；photodegradation

X703

A

1000-6923(2023)01-0206-11

來超超(1991-),男,河南濟源人,昆明理工大學博士研究生,主要從事天然有機質介導內分泌干擾物遷移轉化機制研究.發表論文2篇.

2022-06-14

國家自然科學基金資助項目(21866017,42067056);云南省基礎研究計劃項目(202101BE070001-013)

* 責任作者,講師, huanhe08@kust.edu.cn