典型污染物包覆层中氯仿的沿程生物转化机制

刘 帅,邢志林,2,李 宸,张 浩,胡文庆,张丽杰,张云茹,赵天涛,2*



典型污染物包覆层中氯仿的沿程生物转化机制

刘 帅1,邢志林1,2,李 宸1,张 浩1,胡文庆1,张丽杰1,张云茹1,赵天涛1,2*

(1.重庆理工大学化学化工学院,重庆 400054；2.重庆大学城市建设与环境工程学院,重庆 400045)

为明晰氯仿(CF)在包覆层中的降解过程,构建了模拟覆盖层系统(SLCS),并结合高通量测序技术首次系统分析了CF在SLCS中的沿程生物转化机制,结果表明,覆盖层可根据氧气含量分为有氧区(0~20cm)、缺氧区(20~40cm)和无氧区(>40cm).高通量测序分析表明,有氧区的优势菌为甲烷氧化菌,其中I型菌(甲基杆菌属)及II型菌(甲基弯菌属)居多,缺氧区甲烷氧化菌的相对丰度为13%左右,缺氧和无氧区中(厌氧粘细菌属)成为了优势CF厌氧降解菌.CF在有氧、缺氧和无氧条件下均有效降解.在缺氧和无氧区,CF经厌氧还原脱氯转化为二氯甲烷,部分二氯甲烷在(脱卤素杆菌属)作用下产生乙酸盐、H2和CO2.在有氧区,其余二氯甲烷通过甲烷氧化菌共代谢降解.改变进气口通量发现,SLCS对甲烷的去除率与通量呈负相关关系(2=0.80),但甲烷氧化速率与通量呈正相关关系(2=0.90).与甲烷类似,SLCS对CF的去除率与进气口通量呈负相关关系(2=0.86),但降解速率与进气口通量呈正相关关系(2=0.89).此外,进气口通量的增加对CF好氧共代谢降解的促进作用大于厌氧还原脱氯降解.该研究对氯代烃类污染物的降解提供了新的基础,对该类污染物的原位生物修复提供了理论依据.

垃圾填埋场覆盖层；氯仿；还原脱氯；好氧共代谢

氯仿(CF)是一种重要的有机溶剂和产品中间体,被广泛应用于机械制造、电子元件清洗和化学化工等过程.由于CF的大规模生产和不当使用,造成了地下水、土壤和大气环境的严重污染.美国环保署曾对39个小城镇地下水进行检测,CF检出率为31%,是高检出率氯代烃之一[1].德国Bitterfeld地区经过近百年的化学工业发展,高达25km2的土壤和2亿m3的地下水遭受CF等氯代烃的严重污染[2].我国 “水中优先控制污染物”中CF排名第二[3].此外,CF作为大气中浓度最高的卤代烃[4],其呼吸暴露途径带来的健康风险远大于皮肤接触途径带来的风险[5],其“三致”(致癌、致畸、致突变)效应,严重威胁人类健康[6,7].因此,如何有效控制CF类污染已引起环保领域的广泛关注.

填埋垃圾厌氧发酵产生的填埋气中除CH4和CO2外,还有超过70种的挥发性有机物(VOCs)[8-9], CF是浓度较高的VOCs[9],是大气氯代烃的重要污染源之一.填埋场覆盖层作为填埋垃圾和大气的界面,是典型的污染物包覆层,在减少填埋气向大气排放过程中扮演重要角色.如何通过深入认识氯代烃在污染场地中的生物转化机制强化原位修复能力是当前污染物降解研究中关注的重要课题.填埋场包覆层作为复杂的次生环境,微生物多样性丰富,生长底物充足,污染物种类复杂,是研究CF转化机制的典型场地[10-12].充分认识CF在填埋场包覆层中的沿程生物转化机制对其他场地中CF的原位生物修复有重要指导价值.CF可发生的生物降解途径包括好氧共代谢和厌氧还原脱氯[4],由于CH4等有机物生物氧化作用和空气扩散限制,填埋场包覆层不同梯度微环境存在明显差异[13-14],因而CF在不同梯度可能存在不同生物转化机制.然而,当前关于CF在填埋场包覆层内的降解过程及转化机制还鲜有研究.

据此,本研究以垃圾填埋场覆盖层为典型污染物包覆层,CF为典型VOCs,建立模拟覆盖层系统(SLCS).其主要目的是(1)考察不同工况下填埋气的分布特性;确定SLCS中的CH4氧化能力和CF降解能力;(2)明晰CF在SLCS不同梯度的主要降解方式(厌氧还原脱氯和好氧共代谢等);(3)研究降解过程中土壤理化性质的变化及其变化的原因;(4)探究降解过程中相关微生物的群落结构、相对丰度与CH4氧化、CF降解间的关系,系统分析CF在覆盖层中的生物转化机制.本文可为如何通过污染物包覆层经济有效地减少有害物质的排放提供理论指导,并为污染物的原位生物修复提供优化策略.

1 材料与方法

1.1 垃圾填埋场覆盖土

研究采用真实生活垃圾填埋场覆盖土,取自重庆南岸区长生桥生活垃圾填埋场(29°35′N, 106°33′E),占地69.14×104m2,库容12×106m3,使用期限超过20a[15].覆盖土均采集垃圾填埋场覆盖层表面10cm以下的自然土壤,手工去除石头和植物等大颗粒后,将土壤通过4mm筛网筛分,留下粒径较小的土壤.充分混合土壤,并用去离子水调节含水率为15%.原始覆盖土初始含水率为10%, pH值为7.35,有机质含量为15.9g/kgsoil;总碳、总磷和总氮含量分别为12.9、0.542和0.7g/kgsoil;硝态氮和氨态氮含量分别为45.1和256.2g/kgsoil[16].

1.2 模拟覆盖层构建与运行

SLCS结构如图1所示.以PVC材料建立反应柱,柱高100cm,内径30cm.柱体侧方设置取样口(气体和土样),第一个取样口距离底端5cm,沿柱体向上每隔15cm设置一个取样口,共6个.反应柱上下两端通过法兰盘垫橡胶圈密封,下端设置1个开口用于填埋气(CH4、CO2和CF)进入,上端设置两个开口用于空气通入及尾气排放.反应柱底端铺设铁丝网,装填5cm高的粗砂粒,再次铺设同直径铁丝网,该层用于提供覆盖土支撑及均匀分布填埋气.覆盖土层装填高度为75cm,顶部预留20cm高的气相空间.

图1 模拟覆盖层系统示意

基于实际垃圾填埋场覆盖土构建了2组SLCS,以经叠氮化钠灭菌(0.13mg/gdried soil)[17]的覆盖土为生物介质,CH4、CO2和CF混合气为模拟填埋气的运行系统为对照组;以活性覆盖土为生物介质,CH4、CO2和CF混合气为模拟填埋气的运行系统为实验组,2个系统反应条件相同,CF浓度相同.CH4和CO2混合气(体积比1:1)携带CF由SLCS底部向上扩散,空气由顶部经去离子水加湿后通入SLCS.CF初始浓度按照填埋气中痕量气体浓度范围进行选择[18],保持CF浓度不变,增加入口流量, SLCS基本参数如表1所示.连续监测不同深度CH4、O2、CO2和CF浓度,持续51d.

表1 模拟覆盖层系统基本参数

1.3 分析检测

系统运行过程中每天对模拟覆盖层中所有梯度填埋气进行取样分析,利用微型吸气泵(DC12- 24V, 0.5L/min)将气体收集于50mL集气袋中,每个梯度每次取2个平行样,用1mL气密性进样针(安捷伦)进行实时检测.气体流量采用质量流量计(D07,上海七星华创)控制,出口流量采用皂膜流量计监测.每隔15d对各个梯度覆盖土进行取样,用于土壤理化性质和微生物多样性分析.

CH4、O2和CO2采用气相色谱(川仪SC-6000A)测定,色谱条件:不锈钢色谱柱TDX8-12-25 2m,进样口温度、柱温以及检测器(TCD)温度分别为120、90和120℃,氮气为载气,载气流速为25mL/min,进样量0.5mL.

CF采用气相色谱(川仪SC-3000B),色谱条件:不锈钢色谱柱GDX-104 2m;进样器温度、柱温和检测器(ECD)温度分别为120、80和200℃;氮气为载气,载气流速为40mL/min;尾吹气速为10mL/min;进样量:0.1mL;基流补偿0.00nA.

氯离子通过抽提液抽提离子色谱分析(色谱条件:色谱柱Dionex AG9-HC 2mm保护柱,Dionex AS9-HC 2m分离柱),详细方法参见文献[19].有机质采用元素分析仪(开元仪器5E-CHN2200)进行分析;覆盖土含水率通过土样烘干(105℃)前后质量差进行衡算.

1.4 DNA提取与高通量测序

用Mobio PowerSoil® DNA Isolation Kit提取土壤样品中微生物总基因组DNA,并利用Mobio PowerClean® DNA Clean-Up Kit完成对DNA的纯化.纯化后的DNA产物经1%琼脂糖凝胶电泳进行检测.

对16S DNA高变区序列进行测序,测序区域为V3+V4.使用Trimmomatic、FLASH软件对Miseq测序数据进行处理获得干净数据:1)过滤read尾部质量值20以下的碱基.设置50bp的窗口,如果窗口内的平均值低于20bp.从窗口开始截去后端碱基,过滤质控后50bp以下的read;2)根据PE reads之间的overlap关系,将成对reads拼接(merge)成一条序列,最小overlap长度为10bp;3)拼接序列的overlap区允许的最大错配比率为0.2,筛选不符合序列;4)检测序列末端box序列,最小错配数为0将起始端包括box的序列进行反向互补,并去除box;5)检测序列上的barcode并区分样品,barcode错配数为0,最大引物错配数为2.

数据误差和相关性采用SPSS Statistics 21 软件分析,多样性数据采用i-sanger平台(http://www. i-sanger.com/)分析.

2 结果与讨论

2.1 模拟覆盖层的稳态运行及填埋气的梯度分布

实际填埋场关于甲烷氧化的研究中发现填埋气在覆盖层不同深度的浓度差异很大,生物降解和对流扩散是影响气体分布的主要原因[20],系统运行期间,实验组SLCS显示出稳定的活性.

实验组生物气浓度随时间变化的梯度分布如图2所示,每一层气体梯度变化明显且保持稳定,说明SLCS稳定运行,每一层的CO2浓度高于CH4浓度,表明有CO2的产生.O2浓度随深度的增加而下降,15cm处有少量O2检出,30cm处偶有微量O2检出(图2C), SLCS可按此分为有氧区(0~20cm)、缺氧区(20~40cm)和无氧区(>40cm),与文献报道中覆盖层分区相符[9].CH4、O2、CO2和N2浓度随深度变化的代表性分布如图3所示.图3B为对照组CH4、O2、CO2和N2浓度分布,O2和N2浓度分布表明空气贯穿整个SLCS,CH4和CO2的浓度分布几乎相同.实验组(图3A)CH4向上扩散时浓度明显减小,与CH4相比,CO2向上扩散时浓度减小的趋势并不明显,印证了有CO2产生. SLCS中O2的去除,CH4的减小和CO2的增加进一步证明了SLCS中的CH4氧化.通过比较实验组和对照组的气体分布图,可知CH4氧化过程对覆盖层内气体分布影响显著,CH4氧化使得SLCS产生无氧区,O2消耗使覆盖层无氧区上移.

图2 实验组生物气浓度随时间变化的梯度分布

图3 CH4、O2、CO2和N2浓度随深度变化的代表性分布(气体通量0.306m3/(m2·d))

实验过程中,同时检测了CF及其脱氯产物相对浓度的梯度分布.在SLCS下部出现低浓度的二氯甲烷(DCM,6.6~57.5mg/L),表明CF部分厌氧还原脱氯,从而导致DCM累积.SLCS中CF和DCM的梯度变化如图4所示.从DCM的浓度曲线可知,在SLCS表面下方30~45cm处,DCM浓度最大,累积的DCM最多,15~30cm处DCM浓度迅速下降,表明在SLCS上部DCM迅速氧化.此外,已有研究表明,低氯取代的氯代烃难以进行厌氧还原脱氯降解,易以好氧共代谢或直接氧化的方式降解[21],所以DCM在无氧区和缺氧区累积,并在有氧区迅速降解.因此,高氯取代烃在无氧和缺氧条件下还原脱氯降解产生低氯取代烃,所产生的低氯取代烃在有氧条件下迅速降解,是高氯取代烃降解的良好途径.

图4 氯仿和二氯甲烷浓度随深度变化(气体通量0.306m3/(m2·d))

2.2 不同通量条件下甲烷和氯仿降解情况

系统运行期间,SLCS对CH4的去除率为24.3%~88.7%,氧化速率为48.9g/(m2·d)~161.7g/ (m2·d),这与已报道CF在SLCS中的CH4去除率56~64%及氧化速率146g/(m2·d)相当[22]. SLCS对CH4的去除率和氧化速率随进气口通量的变化关系如图5所示.在实验设置的进气口通量条件下(0.306~1.529g/(m2·d)),SLCS对CH4的去除率与通量呈负相关关系(2=0.80),但CH4氧化速率与通量呈正相关关系(2=0.90).这是因为随着通量的增加,填埋气在SLCS中的停留时间逐渐减小,导致CH4去除效率逐渐减小.但同时,进气口通量的增大导致单位时间内SLCS的CH4氧化总量逐渐增大,从而CH4氧化速率增大.整个实验运行期间,SLCS对CF的去除率为11.5%~83.6%,降解速率为0.168~0.486g/ (m2·d).SLCS对CF的去除率和降解速率随进气口通量的变化关系如图6所示.在实验设置的进气口通量条件下,SLCS对CF的去除率与进气口通量呈负相关关系(2=0.86),但降解速率与进气口通量呈正相关关系(2=0.89).由以上分析可知,实验条件下,CH4去除率、氧化速率和CF去除率、降解速率随进气口通量变化的正负相关性一致,原因是CH4氧化过程产生的单加氧酶可共代谢降解CF,且在SLCS中CF的好氧共代谢降解占主要部分.随着进气口通量的增加,好氧甲烷氧化总量增大,厌氧区增加,对CF好氧共代谢和厌氧还原脱氯降解均有促进作用.

甲烷生物氧化过程产生生物质,CO2和水,CF降解最终产物为无机氯,通过监测生物氧化过程覆盖土理化性质时空变化可进一步评估覆盖土的生物氧化能力.覆盖土pH值、有机质、含水率和Cl-含量随深度的变化如图7所示.模拟覆盖层中pH值变化范围为6.86~7.60,整体呈弱碱性,SLCS表层pH值较低,SLCS表面30cm以下pH值基本保持不变(图7A),其原因是SLCS表层CH4氧化产生CO2,而CO2为酸性气体.随着系统的连续运行,SLCS各梯度有机质含量均有所增加,SLCS表面下方15cm左右有机质增长最快且含量最高(图7B).生物质是CH4生物氧化的产物,有机质的积累证明了微生物的活性,SLCS表面下方15cm左右有机质增长最快且含量最高表明此处CH4氧化活性最高,因此共代谢降解CF产生的Cl-含量最高(图7D).水也是CH4生物氧化的产物,但含水率最高处为SLCS表面下方30cm处而非CH4氧化速率最快的15cm处(图7C),其原因是顶部空气的通入带走了SLCS中的大量水分.从Cl-含量随深度的变化(图7D)中可看出无氧区Cl-含量随时间增加和通量增大缓慢上升,有氧区Cl-含量随时间增加和通量增大迅速上升,其原因是SLCS中好氧共代谢降解活性远大于厌氧还原脱氯降解活性.因此实验设置条件下,随着进气口通量的增加对CF好氧共代谢降解的促进作用大于厌氧还原脱氯降解.

图6 氯仿的去除率和降解速率随进气口通量的变化

图7 覆盖土pH值、有机质、含水率和Cl-含量随深度变化

2.3 微生物群落结构变化

有氧条件下,CF可通过甲烷氧化菌共代谢降解.SLCS中不同梯度甲烷氧化菌的相对丰度如图8所示,总土样中共检测到9种属水平的甲烷氧化菌,分别为(甲基杆菌属)、(甲基弯菌属)、(甲基暖菌属)、unclassified_o__(甲基球菌目)、norank_f__(甲基杆菌科)、norank_f__(嗜甲基菌科)、(甲基微菌属)、(甲基孢囊菌属)和(甲基盐单胞菌属),其中优势甲烷氧化菌为、和.有氧区甲烷氧化菌的相对丰度高达22%,缺氧区甲烷氧化菌的相对丰度为13%左右,无氧区甲烷氧化菌的相对丰度为4%左右,甲烷氧化菌在有氧区和缺氧区的相对丰度显著高于无氧区.SLCS表面下方15cm处甲烷氧化菌的相对丰度最高,从微生物的角度说明此处甲烷氧化速率最快.是属于(甲基球菌科)的Ⅰ型甲烷氧化菌[23],的相对丰度随SLCS运行时间的推移逐渐降低,而SLCS下方30cm处的相对丰度基本保持不变(10%左右),说明更适合在缺氧区生长.是属于(甲基孢囊菌科)的Ⅱ型甲烷氧化菌[23],SLCS表面下方0~15cm处的相对丰度随SLCS运行时间的推移逐渐增加,说明更适合在有氧区生长.氧气浓度是影响甲烷生物氧化的重要因素,Ⅰ型甲烷氧化菌适合在CH4/O2比较高的缺氧区生长,Ⅱ型甲烷氧化菌适合在CH4/O2比较低的有氧区生长,认清适合不同情况的甲烷氧化菌,对减少CH4和CF等有害物质的排放意义重大.

图8 模拟覆盖层系统中不同梯度甲烷氧化菌的相对丰度

Day_0, Day_15和Day_45分别表示初始,第15和45d覆盖土的微生物群落结构

表2 氯仿厌氧降解菌属

无氧条件下,CF主要通过产甲烷菌、硫酸盐还原菌、发酵菌和脱卤呼吸菌降解[24-28].已报道的可厌氧降解氯代烃的菌属如表2所示,分别属于(厚壁菌门)、(变形菌门)、(绿弯菌门)和(酸杆菌门),最主要的为和,其中(脱卤拟球菌属)、(脱卤素杆菌属)和(脱卤菌属)被认为是对有机卤化物呼吸至关重要且功能多样的菌属[29]. SLCS中不同梯度厌氧降解菌的相对丰度如图9所示,SLCS中共检测到5个属,相对丰度从大到小依次为(厌氧粘细菌属)、、(梭菌属)、(脱硫杆菌属)和(地杆菌属).优势厌氧降解菌为,其相对丰度在SLCS表面以下30cm处最大且持续增加,30cm以下其相对丰度也较高,表明更适合在缺氧区生长,且对CF厌氧降解贡献率最大.是SLCS中增长幅度最大的菌属,且是3种重要的有机卤化物呼吸菌之一,随着时间的推移其相对丰度可能持续增加.SLCS表面30cm处,相对丰度最大,且显著高于其他区域,表明更适合在缺氧区生长.因此,是SLCS中的优势CF降解菌属,是SLCS中最具CF厌氧降解潜力的菌属,且这2种菌属都适合在缺氧区生长.

图9 模拟覆盖层系统中不同深度厌氧降解菌的相对丰度

Day_0, Day_15和Day_45分别表示初始,第15和45d覆盖土的微生物群落结构

2.4 典型污染物包覆层中氯仿的生物转化机制分析

CF在有氧、缺氧和无氧条件下均能被降解,相应产生CO2和低氯取代物[4].填埋气至下而上迁移的过程中,依次经过覆盖层的无氧区(>40cm)、缺氧区(40~20cm)和有氧区(20~0cm),CF在覆盖层中的沿程生物降解机制如图10所示.填埋气中的CF由填埋垃圾产生,经过覆盖层的无氧区,在和等脱氯细菌的作用下,还原脱氯产生DCM,DCM可在的作用下进一步降解,产生乙酸盐、H2和CO2[36].CF在有氧区主要通过、和等甲烷氧化菌产生的甲烷单加氧酶(MMO)催化降解,形成三氯甲醇和碳酰氯等中间产物,并最终产生CO2和HCl[4].未经过降解的DCM,在有氧区通过甲烷氧化菌共代谢进一步降解,最终产生CO2和HCl[37].甲烷氧化菌在覆盖层表面下方15cm左右相对丰度最大(图8),表明此处产生的甲烷单加氧酶(MMO)最多,降解产生的Cl-含量最高(图7),对CF的降解贡献率最大.从覆盖层中的甲烷氧化菌和厌氧降解菌的相对丰度图(图8和图9)可知,CF在缺氧区中可同时发生有氧区和无氧区的反应,且和等脱氯细菌更适合在缺氧区生长.

实际污染场地的修复往往非常复杂,氯代烃等VOCs污染场地的原位生物修复可基于CF在覆盖层中的生物转化机制进行.原位生物修复可分为生物强化和生物刺激,进行生物强化时可将等脱氯细菌投加到更适宜其生长的缺氧区,进行生物刺激时可将生长底物加入到更适合相应微生物生长的区域以充分利用生长底物.本研究可为如何通过污染物包覆层经济有效地减少有害物质的排放提供理论指导,并为污染物的原位生物修复提供优化策略.未来需进一步认识此类污染物包覆层中的功能微生物,探究其他种类VOCs在污染物包覆层中的生物降解机制,并研究多种VOCs共存对微生物群落、CH4氧化及其他有害物质降解的影响.

3 结论

3.1 CH4氧化过程对SLCS内气体分布影响显著, SLCS中最大CH4氧化发生在覆盖层表面下方15cm左右,此处甲烷氧化菌相对丰度最高(>20%),产生MMO最多,共代谢降解CF活性最强,产生的Cl-含量最高,为293ug/kgsoil,好氧共代谢是CF降解主要机制.

3.2 填埋气向上迁移过程中,经过无氧区(>40cm)、缺氧区(40~20cm)和有氧区(20~0cm).无氧区中CF还原脱氯产生DCM,DCM在的作用下进一步降解,产生乙酸盐、H2和CO2,有氧区中CF和DCM通过甲烷氧化菌共代谢降解,缺氧区中可同时发生还原脱氯和共代谢作用.

3.3 SLCS的有氧区中优势菌为甲烷氧化菌,其中I型菌及II型菌为优势菌属,对CF好氧共代谢降解起重要作用;是缺氧区和无氧区中优势菌属,对CF厌氧还原脱氯降解起重要作用.

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The biotransformation mechanism of chloroform in landfill cover.

LIU Shuai1, XING Zhi-lin1,2, LI Chen1, ZHANG Hao1, HU Wen-qing1, ZHANG Li-jie1, ZHANG Yun-ru1, ZHAO Tian-tao1,2*

(1.College of Chemistry and Chemical Engineering, Chongqing University of Technology, Chongqing 400050, China；2.College of Urban Construction and Environmental Engineering, Chongqing University, Chongqing 400045, China)., 2018,38(12)：4581~4590

It is important to deeply understanding thedegradation mechanism of chloroform (CF) along the depth of a soil layer. In this study, the simulated landfill cover system (SLCS) was set up and biotransformation mechanism of CF was firstly investigated by the method of diversity sequencing. The results showed that the landfill cover was divided into three zones along the depth, aerobic zone (0~20cm), anoxic zone (20~40cm) and anaerobic zone (>40cm), based on the oxygen content. The analysis of diversity sequencing revealed that methanotrophs were dominant bacteria in aerobic zone, including type I methanotrophsand type II methanotrophs. Whilewas the dominant bacteria for CF biodegradation by reductive dechlorination in anoxic and anaerobic zone. In addition, the relative abundance of methanotrophs in the anoxic zone was about 13%. These results suggested that CF was firstly degraded effectively in aerobic, anoxic and anoxic zone. Previous studies reported that CF can be degraded into dichloromethane reductive dechlorination in the anoxic and anaerobic zone, and part of dichloromethane would be transformed into acetate, H2and CO2due to the activity of, which agreed with this study. The metabolic product dichloromethane was then completely degraded by through co-metabolism by methanotrophs in aerobic and anoxic zone. Moreover, the relationship between biodegradation capacity and gas flux was also studied. With the change of inlet flux, there was a negative correlation between methane removal efficiency and flux (2=0.80), while the positive correlation was found between methane biodegradation rate and flux (2=0.86). Similarly, CF biodegradation efficiency decreased with increase of inlet gas flux (2=0.86), while biodegradation rate increased with increase of inlet gas flux (2=0.89). Therefore, aerobic co-metabolism contributed more in in removal of CF than reductive dichlorination. These results provided theoretical basis for in situ bioremediation of chlorinated aliphatic hydrocarbons pollutants.

landfill cover；chloroform；reductive dechlorination；aerobic cometabolism

X701

A

1000-6923(2018)12-4581-10

刘 帅(1993-),男,重庆合川人,硕士,主要从事环境微生物多样性分析及污染控制研究.发表论文4篇.

2018-05-10

国家自然科学基金资助项目(41502328);重庆市科技项目(cstc2015jcyjB0015,cstc2015shmszx80006)

* 责任作者, 副教授, zhaott@cqut.edu.cn