接种BAF处理海水养殖废水低温启动及微生物特性

卢立泉,邱立平*,刘盼盼,谢 康,程洪涛,石 亮,王 琰(.济南大学土木建筑学院,山东 济南500；.齐鲁理工学院,山东 济南 5000)

接种BAF处理海水养殖废水低温启动及微生物特性

卢立泉1,邱立平1*,刘盼盼2,谢 康1,程洪涛1,石 亮1,王 琰1(1.济南大学土木建筑学院,山东 济南250022；2.齐鲁理工学院,山东 济南 250200)

为研究低温条件下曝气生物滤池(BAF)处理高盐贫营养含氮废水的启动特性,在系统运行水力停留时间为1h,水温为12～16 ,℃气水比为2:1(溶解氧控制在3～5mg/L),进水pH值为7.38～8.23,高锰酸盐指数为5.11～9.46mg/L,氨氮为3.27～4.88mg/L的工况条件下,对比考察了接种普通活性污泥和海水底泥沸石BAF处理人工模拟海水养殖废水的低温启动规律和微生物种群特性.结果表明,接种海水底泥与普通活性污泥的BAF反应器分别于39和35d完成挂膜启动,氨氮平均去除率分别为91%、95.7%,出水氨氮平均浓度分别为 0.36、0.17mg/L;高锰酸盐指数的平均去除率分别为 31.9%、36.5%,出水平均浓度分别为 4.96、4.63mg/L.变性梯度凝胶电泳(DGGE)和16SrDNA基因测序分析发现,两座反应器微生物种群结构发生了较大变化,普通活性污泥、海水底泥及其对应接种种泥的BAF反应器运行稳定一个月后的反冲洗泥样多样性指数分别为 2.41、2.63、2.88、2.65; 随着运行时间的延长,两种接种方式 BAF的微生物种群数量及丰度差异逐渐减弱,优势种群趋于一致,表现出很强的相似性;部分耐盐的氨氧化菌成为优势菌种,稳定运行的BAF生物种群以γ-变形菌纲为主.

沸石生物滤池；接种污泥；海水养殖废水；启动特性；微生物种群

随着海水养殖产业技术的提升及市场需求的日益扩大,海水养殖业已然向集约化、高产化的模式发展[1],与此同时,大量的养殖废水排放入海给周边环境造成了巨大的影响.海水养殖废水中的污染物,尤其是氨氮,容易消耗水中氧气导致水体缺氧,出现黑臭问题,严重时会引发赤潮[2],造成生态失衡,生物多样性遭到破坏,因此,氨氮是养殖水体中主要的难去除污染物质[3].

由于海水养殖废水具有高盐度和贫营养的水质特征,处理难度较大,目前海水养殖废水处理技术尚处于探索阶段,缺乏完全行之有效的工程技术方法[4].Meske等[5]尝试通过活性污泥法处理水产养殖循环用水,结果出水 NH4+-N达不到回用要求,究其原因是没有彻底解决最小污泥龄问题.BAF可进行模块化应用,在有机物和氮的去除方面具有独特的优势[6],根据海水养殖废水的水质特点,可以考虑采用曝气生物滤池(BAF)对其进行处理,甚至回用.但是由于海水的盐度效应及养殖废水污染结构的特殊性,而且海水养殖是敞开式的外部环境,易受到温度影响,尤其在我国北方地区,低温持续时间长,BAF处理海水养殖废水可能会遇到启动困难、微生物生长缓慢、群落不完整和不稳定等诸多问题[7].通过在序批式反应器中投加循环养殖废水底泥和少许厌氧池的污泥,缩短了启动时间,证实了活性污泥在接种过程中可以弥补海水养殖废水中有机质不足的弊端[8].

生物膜是BAF的核心,生物膜的附着程度及生长情况直接影响着其处理效能和实际运行费用,因此选用合适的挂膜方法来启动BAF,具有重要的工程实践意义[9].研究表明[10-11],水温在20～24℃范围内,BAF处理海水养殖废水自然挂膜在42d左右,如果温度降低,会影响氨氧化菌的代谢生长,即在低温条件下,挂膜时间会更长.研究发现,人工接种挂膜启动BAF时间明显少于自然挂膜所需时间[12].为缩短启动时间,最大程度发挥BAF除氨氮效能,有必要进行人工接种挂膜来启动生物反应器.

因此,本文以沸石曝气生物滤池为依托,系统研究接种不同种泥(普通活性污泥和海水底泥)BAF在低温条件下处理高盐贫营养含氮废水的启动特性,研究其生物群落结构及演替变化规律,旨在为沸石BAF处理海水养殖废水启动方式和工艺设计优化提供技术参考.

1 材料与方法

1.1 材料

生物种泥采用海水底泥和普通活性污泥,分别取自威海荣成和光大水务(济南)水质净化二厂.两种泥样的污泥性能指标测定方法参照手册[13],结果如表1所示.根据文献[14-15]和实验室小试试验[16],对比分析了盐度条件下陶粒、火山岩和沸石滤料对氨氮的吸附性能和成本比较,择优选定沸石为曝气生物滤池滤料.

表1 不同接种污泥的性能比较Table 1 Performance comparison of different inoculation sludge

实验用水为人工模拟海水养殖废水,即在蒸馏水中加入 NH4Cl、NaNO2、KNO3、MgCl2、CaCl2、FeSO4·7H2O等,配置营养母液,其它微生物所需痕量元素由花园浸出液提供,盐度由海水晶调节(控制在 30‰左右),并投加葡萄糖以提供微生物生长所需的碳源(表2).

表2 模拟海水养殖废水水质Table 2 Characteristics of simulated seawater aquaculture wastewater

1.2 实验装置和方法

实验装置(图1)由2座同步运行的模型BAF组成,每座 BAF接种 1种种泥,分别记为 HSBAF(接种海水底泥)和 AS-BAF(接种普通活性污泥).模型BAF由有机玻璃制作,柱高1000mm,内径70mm,每个反应器装填高度为600mm的沸石滤料,底部装填 100mm厚的鹅卵石承托层,曝气头位于承托层上部,承托层以上每隔 15cm设一取样口,储于水箱中的模拟海水养殖废水经蠕动泵进入反应器底部,升流式运行,反冲洗水、气也由底部进入.

图1 沸石曝气生物滤池系统示意Fig.1 Schematic diagram of zeolite BAF system

考虑到实际工程应用的需要,本实验选择先将接种污泥与要处理的模拟废水混合,再注入沸石BAF中进行闷曝;24h后排空,重新注入混合液,继续闷曝 24h,随后放空滤柱;以同样的方式重复3次后,改用小流量进水,保持水力停留时间为1h.

启动期间系统运行的水力停留时间为1h,水温为 12～16℃,气水比为 2:1(溶解氧控制在 3～5mg/L),pH值为7.38～8.23,进水高锰酸盐指数为5.11～9.46mg/L,NH4+-N为3.27～4.88mg/L.定时测量反应器进、出水的高锰酸盐指数、NH4+-N、NO3--N、NO2--N、pH值和溶解氧,所有水质常规指标的测定均按国标方法进行[17].

聚合酶链式反应-变性梯度凝胶电泳(PCRDGGE)的操作根据文献[18-19]所述方法进行,并根据实际情况进行了修正:分别提取接种的普通活性污泥、海水底泥以及相对应接种种泥的BAF反应器运行稳定1个月后的反冲洗泥样品,利用FastDNATMSPIN Kit Soil提取样品基因组DNA,以样品基因组DNA为模板,采用细菌通用引物GC-338F (5’-CCTACGGGAGGCAGCAG-3’)和518R (5’ATTACCGCGGCTGCTGG-3’)扩增样品 16S rDNA高变区序列,PCR产物采用OMEGA公司DNA Gel ExtractionKit纯化回收后,取 10µL PCR的产物进行变性梯度凝胶电泳(DGGE)分析.用灭菌的手术刀切下待回收的DGGE图谱中的优势条带,将PCR产物纯化后连接到pMD18-T载体上,转化至DH5α感受态细胞中,筛选阳性克隆,进行序列测定,得到的序列信息和GenBank数据库中的信息进行相似性比对,以进一步确定相关微生物种类.

2 结果和讨论

2.1 启动运行阶段 BAF对高锰酸盐指数的去除

启动运行阶段接种2种种泥的沸石BAF进水及出水高锰酸盐指数和去除率随时间变化情况如图2、图3所示.

图2 启动阶段HS-BAF对高锰酸盐指数的去除效果Fig.2 Permanganate index removal from HS-BAF system during start-up phase

由图2可以看出,HS-BAF前期对高锰酸盐指数的去除效果不稳定,但总体可以保持一定的去除能力,这是因为虽然海水底泥中的微生物菌群相对较少,但沸石滤料的前期不饱和吸附特性可以弥补微生物氧化有机物能力较弱的缺陷.相对应地,图3显示,AS-BAF对高锰酸盐指数的前期去除要稳定且高效的多,这是通过沸石填料的吸附和微生物的生物氧化作用协同完成的结果.综合对比图2和图3可以发现,虽然两者去除趋势大致相同,但是AS-BAF整体对高锰酸盐的去除要比HS-BAF稳定的多,而且上升趋势没有大幅度的波动,这是因为活性污泥的异养菌种类较多,高盐环境对异养菌的活性没有完全抑制,故可以保持相对稳定的有机物去除能力.2个反应器在大约30d左右,高锰酸盐指数的出水相对稳定,分别达到2.74和2.52mg/L,此时可以认为,微生物种类大致确定,不会发生大范围的变化.

图3 启动阶段AS-BAF对高锰酸盐指数的去除效果Fig.3 Permanganate index removal from AS-BAF system during start-up phase

2.2 启动运行阶段BAF对氨氮的去除

图4 启动阶段HS-BAF氨氮的去除效果Fig.4 Ammonia nitrogen removal from HS-BAF system during the start-up phase

图5 启动阶段AS-BAF氨氮的去除效果Fig.5 Ammonia nitrogen removal from AS-BAF system during the start-up phase

启动运行阶段接种2种种泥的沸石BAF进水及出水氨氮浓度和去除率随时间变化情况如图4、图5所示.

图4显示,反应器启动的前9d,HS-BAF氨氮去除率从13%增加到34%,AS-BAF氨氮去除率从17%提高到38%,这是由于在反应器启动初期,沸石发挥着物理吸附及滤料的截留作用,这种吸附和截留性能在生物膜没有成熟之前为氨氮的去除提供了保障.HS-BAF在第 9d之后,氨氮去除率都有下降的趋势,除了滤料吸附饱和的原因之外,低温影响微生物生长速度也是一个重要的因素.氨氧化菌在低温条件下活性不高,并且废水环境高盐高氯,都会影响菌群微生物的生长.第12d之后,这种去除效果下降的趋势逐渐消失,直到第30d左右,氨氮去除率在35%的水平上下波动,且HS-BAF反应器中氨氮浓度波动范围较小,说明耐盐菌在这个阶段逐渐生长,并且这些菌种在接种海水底泥的 HS-BAF反应器中环境变化不大,氨氧化菌和有氨氮去除作用的嗜盐菌比较稳定.自第 30d之后,氨氮去除有了明显的提高,并且去除率梯度变化较大,表明氨氧化菌已经适应高盐环境,逐渐繁殖生长,成为优势种群,在第39d之后,氨氮的去除率稳定在82%.由图5可知, AS-BAF的氨氮去除趋势与HS-BAF大致相同,只有在波动的时间长短与后期达到最高稳定的时间节点有所区别.AS-BAF反应柱的波动时间在10d左右,且波动较大,在20%～40%之间,说明在这段时间优势菌群发生了明显交替,且受生长环境影响较大,使得处理效果不稳定.在第27d之后,氨氮去除率呈逐渐上升趋势,且在 3d之内升至较高水平,在第35d左右氨氮去除开始稳定,去除率达到87%.这种变化曲线表明,在接种活性污泥的海水养殖废水环境中,由于前后生长环境的差异使得微生物种类变化较大,氨氧化菌和有特殊功能的嗜盐菌在氨氮去除的过程中发挥着重要作用.综合对比图4和图5可以发现,接种海底底泥和活性污泥的BAF在启动运行阶段对氨氮的去除整体变化趋势大致相同,去除率前期波动较大,后期趋于稳定,并达到较好的处理水平,其处理出水水质中氨氮符合《中华人们共和国水产行业标准-海水养殖水排放标准(SC/T9103-2007)》[20]的出水要求.在进水负荷大体稳定之后,系统生物膜增长态势良好,氨氮去除性能逐渐提升,由此可见,稳定的进水负荷也有利于系统的启动.

HS-BAF和AS-BAF分别运行39d和35d后,高锰酸盐指数的去除率超过 45%, NH4+-N去除率达到 80%以上,且保持相对稳定;用肉眼可以观察到滤料表面上附着明显的淡黄色生物膜,还有丝状絮体,用显微镜可以观察到浅色菌胶团、丝状菌和固着型纤毛虫;此时HS-BAF和AS-BAF处理出水清澈,出水水质符合《中华人们共和国水产行业标准-海水养殖水排放标准(SC/T9103-2007)》[20]的要求,至此标志反应器启动成功.

结合文献[21-26]和本试验结果,不同温度条件下自然挂膜与接种挂膜BAF启动时间如图6所示.

一般处理生活污水的BAF常温接种挂膜可在20d左右完成启动[21],但杨婧雯等[22]在8～16℃的温度条件下处理生活污水接种启动BAF的时间为 27d, 与自然挂膜时间相差无几,说明低温抑制氨氧化菌的代谢,致使优势菌种演替缓慢;相比生活污水处理,宋协法等[23]在处理循环养殖水时,常温条件用活性污泥接种BAF的启动时间为 30d, 海水养殖废水的高盐度、贫营养特点,是其启动时间延长的主要原因, 也有研究表明[27-28],海水养殖废水中高浓度的氯能够抑制氨氧化,进而大大延长了建立完整硝化系统的时间.由于低温对氨氧化菌的活性抑制效应,在低温条件下BAF处理海水养殖废水的挂膜启动更为困难,王博[24]在低温下进行了生物滤器自然挂膜处理海水养殖废水的试验,其启动时间长达 71d.本研究中2座沸石BAF的低温挂膜启动时间分别为35和39d,可见人工接种挂膜可以有效促进低温高盐条件下BAF的启动.

图6 不同温度及接种条件下的BAF启动时间Fig.6 Start-up time of BAF in different conditions of temperature and inoculation

2.3 稳定运行阶段 BAF对高锰酸盐和氨氮的去除

在反应器启动成功之后,进入稳定运行阶段,期间高锰酸盐指数和氨氮浓度的去除变化如图7、图8所示.

由图 7可以看出,在进水条件相同的前提下,HS-BAF和AS-BAF反应器在稳定运行阶段的高锰酸盐指数的去除没有大幅度的波动,去除率保持在 50%左右,说明系统生物膜中的异养菌种群已稳定形成,并发挥着生物氧化作用.功能稳定的生物膜不仅强化了滤料层的截留作用, 其部分代谢产物如胞外聚合物(EPS)及溶解性微生物产物(SMP),还可以起到生物絮凝的作用[29-30],进一步把滤床中悬浮性有机物凝聚沉降下来,使部分大分子有机物在生物反应器中被生物膜吸附,提高了生物膜系统的综合去除能力.综合两者的变化曲线,AS-BAF较HS-BAF的有机物去除能力稍强,说明AS-BAF中的异养菌数量比HSBAF要多,丰度可能也较好.

图7 稳定运行阶段HS-BAF、AS-BAF高锰酸盐指数的去除效果Fig.7 Permanganate index removal in the HS-BAF and AS-BAF system at the stable running stage

图8 稳定运行阶段HS-BAF、AS-BAF氨氮的去除效果Fig.8 Ammonia nitrogen removal in the HS-BAF and AS-BAF system at the stable running stage

图8表明,在稳定运行阶段,虽然进水负荷波动较大,但出水氨氮稳定保持在较低水平,HS-BAF和AS-BAF的出水氨氮浓度都能保持在 0.30mg/L左右,去除率也在 90%以上,系统的除氮效能都较为稳定,说明在稳定运行阶段,2种接种方式BAF的处理效果无明显差别.原因是经过前期微生物驯化培养,反应器内的菌种对水质的适应性增强,最终两种接种方式BAF的优势种群都能有效降解氨氮.

2.4 微生物种群结构分析

2座沸石BAF启动成功并稳定运行1个月后,对滤池反冲洗生物膜和接种污泥进行了分子生物学分析,以期考察高盐度条件下滤池微生物种群的结构特征及演替变化规律. 16S rDNA PCR产物的变性梯度凝胶电泳(DGGE)分析结果见图9.

图9 DGGE图谱Fig.9 Atlas of Denaturing Gradient Gel Electrophoresis

如DGGE图谱所示,两种接种方式BAF启动成功后,微生物种群较为丰富,随着反应器的稳定运行,沸石滤料中的优势菌种发生了更迭演替.其中,条带20、23、25在4个泥样中均存在,说明这些菌种能适应养殖废水的水质条件,具有比较宽的生态幅;活性污泥种泥中,条带15、16、18、22、27、34、37均为优势菌种,但随着反应器的运行,由于不适应高盐环境而逐渐被淘汰;而条带2、5、7、8、9、10、11、13、14、17、21、28、33、36、38在活性污泥种泥中并未检出,随着反应器运行时间的延长,菌群得到了富集和增殖,说明这些菌种适应高盐低温环境并可以发挥其生态功能;条带30和40所代表的菌种在活性污泥驯化过程中保留了下来,说明该菌种适应性较强,既能处理生活污水,又能在海水养殖废水的处理过程中发挥作用.类似的,条带 17、20、23、25、28在海水底泥接种启动BAF后得以保留,条带3、5、6、9、10、11、12、25、32、38、40、42、 47可以认为是海水底泥驯化得到的新菌种,而海水底泥样品中条带1、7、15、19、24、33、36、37、41、43逐渐消失.

为了了解反应器在启动过程中优势菌种的变化情况,将 DGGE凝胶条带回收,克隆、测序,在NCBI中比对,结果见表3.

表3 序列对比分析结果Table 3 The results of sequence analysis

由分析结果得到,所有条带分属于 6个门类,其中 Proteobacteria在数量上占有绝对优势.由此可以看出,BAF在低温条件下经过长期的驯化,微生物种群结构表现出了较高的丰度.其中,条带 9、13、14、17属于 γ-变形菌纲(Gammaproteobacteria),条带 10属于梭菌纲(Clostridia),条带36、38属于拟杆菌门中的黄杆菌目(Flavobacteriales),这些为高盐环境下活性污泥驯化出来的优势菌种,其中,所属黄杆菌目的菌种为兼性厌氧菌,能够利用NO3--N或NO2--N为电子受体在低溶氧条件下进行无氧呼吸代谢,将NO3--N和NO2--N彻底还原为N2,在处理模拟海水养殖废水的过程中起着重要作用[31].条带 9、17属于 γ-变形菌纲中所属的海洋螺菌目,条带42为厚壁菌门中所属的芽孢杆菌目(Bacillales),在其它的泥样样品中均未检出,这与厚壁菌门细菌对有机物分解力强,在能量和物质代谢中发挥着重要作用且耐低温高盐密不可分[32-33],条带47最相似菌种为 Iamiamajanohamensis(90%),属于放线菌门微酸菌属,该菌可以利用多种碳化合物作为碳源,参与氮元素的转化,故这几种菌可以利用水中的有机物分解为小分子,并利用这些小分子物质生长繁殖,成为优势菌[34].条带19(Nitrobacter winogradskyi)为硝化菌属,条带43(Nitrosospira multiformis)属于亚硝化单胞菌,这两种菌属在活性污泥中是优势菌,但在驯化过程中逐渐淘汰,说明有些氨氧化菌对盐度和温度变化比较敏感,低温或者高盐影响了生物活性.但有些氨氧化菌也能够适应海水养殖废水的水质条件而生存下来成为优势菌种,其中条带20、23和25在接种过程中保留下来,是氨氮氧化过程中起主要作用的菌属.

为了对比不同条带强度及迁移率,考察群落物种数和个体数,以下对污泥样品的条带图谱进行细菌群落相似性和多样性分析.

菌群多样性可以用香农指数来分析,该指标是将DGGE图谱采用Quantity one软件对每个样品的电泳条带数目、条带密度进行数字化的一种形式.其算法如下所示:

式中:pi为样品中单一条带的强度在该样品所有条带总强度中所占的比率,%;N为DGGE图谱单一泳道上所有条带的丰度, %;Ni为第i条带的丰度,%[35].

普通活性污泥、海水底泥、HS-BAF和AS-BAF的反冲洗生物膜计算得到的多样性指数结果分别为2.41、2.63、2.65、2.88,从这个结果可以看出,普通活性污泥样品中生物并不丰富,经过盐度条件启动 BAF,生物多样性得到了大幅的提升,这也可能是接种活性污泥启动BAF时间较短的原因之一.对比海水底泥和HS-BAF泥样,香农指数相差不大,说明生物多样性程度相似,菌种数量和种类在驯化过程中变化较小,原因是两者的存在环境比较相似.经过驯化之后的 HSBAF和AS-BAF的多样性指数差异很小,说明在稳定运行后两者微生物种群趋于一致.

表4 戴斯系数比较PCR-DGGE图谱的相似性(%)Table 4 The similarity of comparative PCR-DGGE atlas using Deiss coefficient

由表中数据可以看出,活性污泥和 AS-BAF相似性只有18%,相对于海水底泥和HS-BAF的36.4%的相似性相差甚远,表明盐度条件对于活性污泥中的微生物生长影响较大,很多优势菌种不能适应高盐环境而被逐渐淘汰.HS-BAF和AS-BAF菌群的相似性最高,达到64.5%,即随着时间的延长,种群数量及丰富程度差异逐渐减弱,表现出很强的相似性,说明经过较长时间的运行,2种接种方法对低温条件下启动BAF的微生物种群影响不大.

3 结论

3.1 人工接种挂膜可以有效促进低温高盐条件下BAF的启动.

3.2 接种普通活性污泥比接种海水底泥更有利于BAF低温启动,且启动阶段处理效果也较好. 3.3 稳定运行阶段,2种接种方式BAF的处理效果无明显差别,微生物优势种群基本一致,即接种普通活性污泥和海水底泥对低温启动后的 BAF运行效果无显著影响.

3.4 分子生物学分析结果表明,接种普通活性污泥BAF的种群结构变化较大,多样性指数最高.随着运行时间的延长,2种接种方式BAF种群数量及丰富程度差异逐渐减弱,优势种群趋于一致,表现出很强的相似性.

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Low temperature start-up characteristics and microbial population of BAFs for marine aquaculture wastewater treatment inoculated with two kinds of sludge.

LU Li-quan1, QIU Li-ping1*, LIU Pan-pan2, XIE Kang1, CHENG Hong-tao1, SHI Liang1, WANG Yan1(1.School of Civil Engineering and Architecture, University of Jinan, Jinan 250022, China；2.Qilu Institute of Technology, Jinan 250200, China). China Environmental Science, 2017,37(7)：2574～2582

In order to investigate the low temperature start-up characteristics of biological aerated filter (BAF) for simulated marine seawater aquaculture wastewater treatment, two zeolite media BAFs, which inoculated with marine sediment and activated sludge respectively, were operated under the conditions of hydraulic retention time 1h, water temperature 12～16℃, the ratio of gas to water 2 : 1 (dissolved oxygen in 3～5mg/L), as well as the influent pH value of 7.38～8.23, permanganate index of 5.11～9.46mg/L, ammonia nitrogen 3.27～4.88mg/L. The results showed that the start-up time, average concentration of effluent ammonia nitrogen, removal rate of average ammonia nitrogen, average concentration of effluent permanganate index and removal rate of permanganate index of BAF inoculated with marine sediment were 39d, 0.36mg/L, 91%, 4.96mg/L,31.9%, respectively, while the BAF inoculated with activated sludge were 35d, 0.17mg/L, 95.7%,4.63mg/L, 36.5%, respectively. It was observed by DGGE and 16SrDNA gene sequencing analysis that the microbial population structure of two reactors had gone through a tremendous change. The Shannon index of original activated sludge, the marine sediment and the corresponding backwashing sludge the reactor stable operation after one month was 2.41, 2.63, 2.88 and 2.65, respectively. With the increase of running time, the deference of quantity and abundance microbial population in two BAFs decreased gradually, and the dominant population became more and more similar and consistent. Several salt-tolerant ammonia-oxidizing bacteria became dominant species, and the mainly population in stable operated BAF belonged to γ-proteobacteria class.

zeolite biological filter；inoculation sludge；marine aquaculture wastewater；characteristics of start-up；microbial population

X703

A

1000-6923(2017)07-2574-09

卢立泉(1992-),男,山东滨州人,硕士研究生,主要从事废水处理理论与工艺研究.发表论文2篇.

2016-11-09

国家自然科学基金资助项目(51278225, 51678276);山东省重点研发计划(2016GSF117012, 2016CYJS07A03-3)

* 责任作者, 教授, lipingqiu@163.com