张晓燕,罗专溪,王振红*
微藻及其分泌物对溶解性有机磷矿化的促进效应
张晓燕1,罗专溪2,王振红1*
(1.闽南师范大学化学化工与环境学院,福建省现代分离分析科学与技术重点实验室,污染监测与控制福建省高校重点实验室,福建 漳州 363000；
2.华侨大学化工学院,福建 厦门 361021)
为较好认识水生态环境中溶解性有机磷(DOP)的矿化过程及其影响因素,本实验选取典型的DOP类型(腺苷-5"-三磷酸二钠盐(ATP)、β-甘油磷酸钠(βP)和D-葡萄糖-6-磷酸二钠盐(GP))、温度(4,15,25℃)、铜绿微囊藻及其分泌物占比(& EPS)(0%、50%、90%)、砷酸盐(As(V))浓度(0,10,100μg/L)4种环境因素,通过L9(34)正交试验探究影响DOP矿化过程的主要影响因素、水平及矿化过程中的环境变化.结果表明:& EPS作为主要影响因素可显著促进DOP的初期(前2d)矿化,之后被温度取代,温度升高有利于DOP的矿化.典型DOP矿化过程中藻细胞增殖对最佳温度下(25℃)DOP的矿化起促进作用,并使得βP与ATP环境下的pH值和氧化还原电位(ORP)产生较大波动.含As(V)环境中DOP矿化伴随着As(V)形态的转化,GP和ATP环境中均有明显的三价砷(As(III))产生,使得砷的生态风险增强,而温度与& EPS占比增高可促进βP环境中As(V)的甲基化.单独DOP矿化可导致环境中以类蛋白质组分为主的溶解性有机质(DOM)含量显著升高,而存在& EPS时则以可溶性微生物产物类DOM为主.研究结果对认识水体中不同DOP的矿化过程及其可能导致的水华爆发和水环境变化所带来的生态风险的科学管控具有重要意义.
正交试验；
有机磷矿化；
温度；
铜绿微囊藻；
砷形态
近年来随着对水体富营养化的管控,外源性磷输入受限,内源性有机磷尤其是溶解性有机磷(DOP)在水体总磷中占比日渐突出(约占总磷的25%～ 50%)[1],使得作为水体潜在无机磷源之一的DOP矿化受到普遍关注.水体中DOP以植酸盐、磷酸酯、核酸、核苷酸、磷脂、肌醇和有机磷农药等形态存在[2-3],其中以不稳定的磷酸单酯类居多[4].DOP矿化伴随的能量转移和形态转化,不仅能提供有效的磷源,同时其释出的溶解性有机物亦可成为微生物的可利用性碳源[5],并由此可能引起藻华爆发.
水体中DOP的矿化受温度、pH值、细菌、溶解氧、磷酸酶等多种因素影响[6-7].研究表明DOP的矿化率随温度升高而增加[8-9],且在缺氧环境下被显著促进[10],偏酸或偏碱环境均有利于其矿化[11].浮游藻类因可分泌磷酸酶将DOP矿化为自身生长代谢所需的营养物质而在DOP的矿化中扮演重要角色[12-15].铜绿微囊藻()因在适宜温度下能快速增殖而成为富营养化水体中常见的蓝藻水华优势藻种之一[16],其增殖的同时可向环境中释出包括多糖、蛋白质、脂质、腐殖质及少量的碱性磷酸酶(AP)等多种胞外分泌物(EPS)[17],其中AP能水解DOP中的磷酸单酯[18],并由此增强微藻对低磷环境的适应性[13].
砷(As)作为地壳中的微量过渡金属元素在水体中普遍存在,砷酸盐(As(V))因与磷酸盐(PO43-)具有相似的化学结构,被认为可通过PO43-转运途径在藻体内累积与转化[19].研究认为EPS中的AP能诱导藻体对As(V)的转化并减少As(V)的累积[20],这使得As(V)对DOP的矿化因铜绿微囊藻及其分泌物(EPS)的制约而相互产生影响成为可能.同时不同类型DOP的矿化过程在一定程度上也存在差异[21].基于此本研究选取DOP类型、温度、铜绿微囊藻及其分泌物(EPS)、砷酸盐(As(V))浓度作为影响DOP矿化的主要影响因素,采用正交试验设计方法探讨影响DOP矿化的主要因素及相关环境的变化,以更好地理解水环境中DOP的矿化过程及该过程可能产生的水生态环境风险.
1.1 正交试验设计
选取有机多聚磷—腺苷-5"-三磷酸二钠盐(ATP)和小分子单酯磷—β-甘油磷酸钠(βP)与D-葡萄糖-6-磷酸二钠盐(GP)为典型DOP类型,As(V)浓度参考《生活饮用水卫生标准(GB/5749-2006)》和《地表水环境质量标准(GB/3838-2002)》中As的规定限值并考虑无As污染作为对照设定[22-23],温度则结合DOP的保存条件与藻的实际生长环境确定,& EPS依据实际水体藻细胞状况并以无& EPS作为对照设定,具体各因素及水平如表1所示,采用L9(34)正交试验设计(表2)探讨影响DOP矿化的主要因素及相应环境条件.
表1 正交试验的环境因素与水平
表2 L9(34)正交试验设计
1.2 M. a & EPS的来源与处理
铜绿微囊藻()FACHB-905,购自中国科学院水生生物研究所,取1.5L正常培养的生长状态良好的藻液以4000r/min离心15min,弃掉上清液,加入同体积灭菌去离子水洗涤2次以除去磷酸盐.将其转移至灭菌的无磷BG11培养液中,置于培养箱中(25℃,光照强度3000lx,光暗比16h:8h)进行3d的磷饥饿培养,使藻细胞处于磷饥饿状态[24].取磷饥饿培养后的藻细胞以4000r/min离心15min,弃去离心管底部的藻体,上清液为EPS,上清液中藻细胞密度经流式细胞仪(美国BD C6Plus)测定为1.2×106cells/mL.
1.3 试验的准备与操作
考虑无机磷及总磷的实际测定及藻细胞生长的需要,设定设置GP、ATP与βP的浓度为1.0mg/L (以P计),使用Na3AsO4.12H2O配置As(V)标准储备液.根据表2中的实验条件,分别配置100mL不同DOP溶液,各试验均设置3个平行.所有玻璃仪器须在10% HNO3溶液中浸泡24h后经灭菌处理,以上实验过程均在无菌环境下完成.
1.4 最佳实验条件下DOP向无机磷的矿化过程
将GP、ATP和βP溶液分别与& EPS和灭菌超纯水按1:9的比例进行混合(总体积为100mL,& EPS占比为90%,P浓度为1.0mg/L),置于25℃培养箱中,连续观测6d,于每天取样10mL,测定其溶解性无机磷、pH值和氧化还原电位(ORP)的变化.
1.5 测定方法
采用流式细胞仪测定藻细胞密度,同时用雷磁pH计和ORP测量仪(上海康仪)分别测定溶液的pH值和ORP.将上清液经0.22μm纤维素针式过滤器过滤,参照先前文献中的方法采用高效液相色谱-等离子体质谱联用仪(HPLC-ICP-MS,美国 Agilent 1200)测定砷形态,流动相为10mmol/L硝酸铵与10mmol/L磷酸氢二胺,并用优级纯硝酸调节pH至6.2,流速为1mL/min[25-26].采用钼酸铵分光光度法测定溶解性无机磷和总磷的浓度.
DOP矿化率的计算公式为:
式中:为DOP矿化率,%;表示总磷浓度,mg/L;X为时刻的溶解性无机磷浓度,mg/L.
1.6 三维荧光光谱测定
将第0d和第6d含藻试验组溶液进行离心分离,取上清液并经0.45µm纤维素针式过滤器过滤后,采用荧光分光光度计(瓦里安Cary Eclipse)测定的三维荧光光谱,同时测定超纯水.扫描条件:激发波长(Ex)为200～450nm,扫描间距为10nm;发射波长(Em)为250～550nm,扫描间距为2nm;狭缝宽度为20nm,扫描速度为1200nm/min.使用MATLAB软件中的DOMFluor工具箱处理三维荧光数据并进行平行因子(PARAFAC)分析,三维荧光光谱测定结果扣除超纯水数据以去除拉曼散射的影响,结果表明3个组分模型能很好地通过残差分析、拆半检验、随机初始化分析和 Tucker’s congruence coefficient(TCC)检验,说明结果具有可靠性[27-28].
1.7 数据分析及处理
采用 GraphPad Prism 8、Origin2019、MATLAB绘图,正交实验结果用Minitab18进行单因素方差分析(ANOVA),并用以下公式计算每个因素的贡献百分比(PC)[29]:
式中:SST为总平方和;SSF为阶乘平方和;Er为误差的方差;DOF为自由度.
2.1 影响DOP矿化的主要因素
表3 不同时间下各因素对矿化率的影响主效应
由正交试验得出6d内各因素对DOP矿化率影响的主效应结果如表3所示,可以看出不同时间下影响因素的排秩具有差异性,& EPS占比为DOP矿化第1d时的主要影响因素,之后则被温度取代,温度升高可促进DOP的矿化,表现为25℃> 15℃>4℃.& EPS的存在有利于DOP矿化,而As(V)则对DOP矿化具有抑制效应.前3d内ATP较GP和βP表现出更佳的矿化效果,之后则以GP的矿化效果更好.综合得出25℃时& EPS占比为90%的无As(V)环境更有利于DOP的矿化.从不同DOP矿化率的均值主效应图(图1)可以看出,影响DOP矿化的因素主次排秩为:T>& EPS>As (V)>DOP类型,温度升高可促进DOP的矿化,且25℃较15℃时DOP矿化率显著增高.总体来看除温度外其余3种因素对DOP矿化的影响均相对较小,且表现为随& EPS占比增高矿化率增加的趋势,表现为微量藻的存在有利于DOP的矿化,这可能受藻细胞能分泌AP进而对DOP矿化起促进作用[30]. As(V)对DOP矿化的抑制效应与其浓度呈正相关,ATP表现出较GP和βP更易被矿化的趋势. DOP最佳矿化条件为:25℃时& EPS占比为90%不含As(V)的ATP环境,其矿化率于第5d达到100%.
图1 不同DOP的矿化率的均值主效应
由单因素方差分析得出不同时间下各因素对DOP矿化率的影响在不同水平间均具有显著性差异(< 0.05),其贡献占比如图2所示,可以看出& EPS在转化前2d作为主要影响因素影响DOP的矿化,第1d其占4个因素总贡献的51.5%,是温度贡献的3倍,第2d则与温度影响接近,占总贡献的36.0%,之后则以温度影响占绝对优势,占总贡献的90.5%以上,且随时间趋于稳定.& EPS在矿化第1d表现出随其占比增高DOP矿化率显著增加的趋势,其对DOP矿化率的促进是其他因子的2倍,第2d对矿化率的促进作用与温度基本一致,且表现为其占比为50%和90%时无显著差异,均较占比为0%时的显著增高.
图2 不同时间下各影响因素对DOP矿化率的贡献占比
图3 不同温度下不同类型DOP矿化率随时间的变化特征
3种类型DOP在不同温度下矿化率随时间变化如图3所示, 25℃时除GP环境中的T5试验组前2d矿化率相对较低,且低于T4(15℃)和T6(4℃)试验组,其余两种DOP环境下均显著高于15和4℃试验组,且DOP矿化率随时间呈显著增高趋势,该温度下第5d时T5(GP)试验组矿化率达到88.1%之后趋于平稳,T3(βP)和T7(ATP)试验组则分别于第6d时矿化率达到100%.15℃时T9(ATP)试验组几乎没发生矿化,说明该温度下As(V)的存在不会影响ATP的矿化,而T2(βP)与T4(GP)试验组均分别高于4℃时的T1和T6试验组,第6d时矿化率分别达到14.4%和28.4%说明即使EPS占比增加但该温度下DOP的矿化率并不高,这可能与该温度下藻的生长相对缓慢有关[31].4℃时,T1试验组的βP几乎没有矿化,T6(GP)和T8(ATP)试验组因EPS的存在其矿化率在第1d时略有升高,之后则保持平稳态势,GP和ATP的平均矿化率分别为(6.0%±1.7%)和(10.5%±1.8%),这可能是由于初始时EPS中携带的AP对DOP的矿化作用所致,之后则由于低温环境藻的生长与生物化学反应停止,使其矿化率保持稳定.
2.2 最佳条件下DOP的矿化率
根据正交试验确定的DOP矿化的最佳条件:25℃时& EPS占比为90%的不含As(V)环境,得到的该环境下ATP、GP和βP的实际矿化率随时间变化如图4所示.可以看出ATP、GP和βP 3种DOP的矿化率均随时间呈增高趋势,在第6d时矿化率分别达到86.9%、87.3%和90.0%,较该环境下的预测值100%均相对偏低,其中ATP矿化率在第4d达到83.7%,分别高出βP和GP的29.8%和35.4%.与前期研究相比较得出& EPS对βP和GP在前4d的矿化率与单独水环境的空白组相比无显著差异,从第5d起则显著高于空白组,而ATP则表现为& EPS的添加与空白组随时间均无显著差异[32].较单独EPS环境相比较& EPS的添加均显著促进了DOP的矿化,与前期研究得到的EPS在一定程度会抑制DOP的矿化结果不同[32],说明藻细胞的存在对DOP的矿化具有驱动作用.
图4 最佳条件下不同类型DOP矿化率随时间的变化特征
2.3 DOP矿化过程中主要的环境变化
2.3.1 含& EPS试验组中的藻细胞密度变化 含& EPS试验组中微藻细胞密度在矿化前后变化如图5所示,& EPS占比为50%(T2、T6和T7试验组)和90%(T3、T4和T8试验组)对应的藻细胞密度分别为6.00×105cells/mL和1.08×106cells/ mL.可以看出第6d时T3和T7试验组的藻细胞密度较初始相比均相对增高,显著大于其余试验组(<0.05),分别达到5.29×106cells/mL和1.03× 106cells/mL,是第0d的4.90倍和1.72倍,而其他试验组则显著降低.由先前研究可知铜绿微囊藻能以βP、ATP和GP分别作为单一磷源进行增殖,且对藻的生长无显著差异[19],因此适宜微藻增殖的温度下(25℃),T3较T7试验组的& EPS占比高,使得T3试验组藻细胞显著高于T7试验组,该温度下微藻细胞增殖驱动了DOP的高矿化率,这与Bai等研究得出铜绿微囊藻可促进磷酸单酯(Mono-P)的转化相一致[6,8].15℃(T2和T4试验组)和4℃(T4和T8试验组)环境下藻细胞增殖受到抑制,不同试验组间无显著差异(>0.05),这与Yang等研究发现低温抑制微囊藻的生长一致[33].
图5 DOP矿化过程中含M. a & EPS组的藻细胞密度
2.3.2 含As(V)试验组中的砷形态转化 各DOP经6d矿化后其含As(V)试验组中的砷形态变化如图6所示,可以看出DOP矿化同时伴随As(V)形态的转化,T2(βP,15℃,& EPS占比50%)和T3(βP, 25℃,& EPS占比90%)试验组均有二甲基砷(DMA)检出,且T3试验组发现有单甲基砷(MMA),说明& EPS促进βP矿化的同时也促进介质中As(V)的甲基化.T5、T6、T8和T9试验组中均有亚砷酸盐As(III)检出,其中T5试验组(GP,25℃,& EPS占比0%)中As(III)占总砷(TAs)的83.9%,说明该环境有利于As(V)的还原,究其原因可能是GP矿化生成还原性有机物而导致[34].T6(GP,4℃,& EPS占比50%)较T5试验组As(III)占比减少,占TAs的11.5%,说明尽管低温抑制了GP的矿化,但& EPS的存在一定程度上也能引起As(V)的还原,这与Wang等研究发现GP可促进As(V)的还原相一致[19]. T8(ATP,4℃,& EPS占比90%)和T9(ATP,15℃,& EPS占比0%)试验组中As(III)占比接近,分别为12.4%、14.0%,说明尽管ATP矿化率低,但温度增高引起的As(V)的还原比& EPS占比为90%所导致的As(V)的还原相对要高,反映出温度增高更有利于该环境中As(V)的还原.T5和T9试验组中As(III)的检出表明DOP环境下温度升高会增加水中As的生态风险.
图6 DOP矿化过程中含As(V)环境中的砷形态变化
2.3.3 环境中的pH值变化 不同试验组DOP矿化过程中水体pH值的变化如图7所示,可以看出不含& EPS试验组中的pH值均相对较低,T1(βP)和T5(GP)试验组中的pH值在(6.62±0.17)范围内波动,而T9(ATP)试验组的pH值随时间变化呈下降趋势;其余各试验组在第1d时pH值均显著降低,说明环境中的DOP对& EPS引起pH值的增高具有缓冲效应.& EPS占比为50%时,除第0d外,T2(βP)和T6(GP)试验组pH值为(7.22±0.05),但T7(ATP)试验组中的pH值波动较大,第3d其pH值升高至7.91..& EPS占比为90%时,T3(βP)试验组pH值呈先上升后下降的趋势;T4(GP)和T8(ATP)试验组的pH值为(7.52±0.22).T3(βP)和T7(ATP)试验组较大的pH值波动可能是由于在适宜微藻生长的温度下,较高的& EPS占比提升了环境的碱度[35],使DOP处于碱性矿化环境.
2.3.4 环境中的ORP变化 不同试验组DOP矿化过程中水体ORP随时间变化如图8所示,各DOP环境中不含& EPS的T1、T5和T9试验组与其余试验组相比ORP均相对偏高,T1(βP)和T5(GP)环境中第0d的ORP分别为207mV和211mV,从第1d显著升高随后变化不大;T9(ATP)试验组ORP前3d相对稳定,为(299±8)mV,第4d显著增高至428mV,之后趋于稳定.& EPS占比为50%时,T2、T6和T7试验组中ORP除第1d显著增高外,其余时间相对稳定,分别为(212±23)mV、(247±14)mV和(238±16)mV.当& EPS占比增高为90%时,T3试验组中ORP从第2d起呈缓慢降低至第6d时为181mV,T4试验组除第1d显著增高外其余时间保持稳定为(247±13)mV,T8试验组中ORP随时间变化略有升高,至第4d时最高为317mV之后又趋于降低.T3试验组ORP有所减小,可能是由于在适宜微藻生长的温度下使得环境的还原性增强,更有利于DOP矿化.
图7 不同类型DOP矿化过程中水环境pH值随时间变化
由各试验组中得到pH值、ORP、DOP矿化率与各影响因子间的相关分析可知:ORP与pH值、& EPS占比和DOP矿化率均显著负相关,相关系数分别为-0.667、-0.453和-0.223(<0.05),与As(V)浓度呈显著正相关,相关系数为0.206(<0.01);说明水体pH值升高和& EPS占比增加与DOP矿化率增高可导致水体ORP降低,同时As(V)浓度增高会引起水体ORP上升.& EPS占比与pH值显著正相关,与ORP显著负相关,表明& EPS占比增加可引起水体pH值升高与ORP显著降低;DOP矿化率与温度和pH值均显著正相关,相关系数分别为0.670和0.307(<0.01),与ORP显著负相关,相关系数为-0.223(<0.01),说明温度升高和水体pH值升高均会促进DOP矿化并引起水体ORP降低.总体得出环境温度升高与& EPS介导的水体pH值升高能促进DOP矿化.
图8 不同类型DOP矿化过程中水环境中的ORP随时间变化
2.4 三维荧光光谱分析
各试验组溶解性有机质(DOM)的三维荧光光谱结果通过PARAFAC模型共解析出3个主要化学组分,模型可靠性通过拆半检验和残差分析得到充分验证,各组分的三维荧光光谱及载荷如图9所示,C1在x/m=280/334nm处有单一激发和发射峰,归类为可溶性微生物产物组分,C2在x/m= 220/334nm处有单一激发和发射峰,归类为类蛋白质组分,C3在x/m=340/436nm处有激发和发射主峰,x/m= 260/436nm处有二级峰,归类为类腐殖酸组分[17,36].
图9 不同试验组DOM中3个组分荧光光谱及载荷
用平行因子分析得到不同试验组DOM的最大荧光强度值(Fmax)表示各样品中不同组分的含量[37].不同试验组DOP矿化前后各组分的Fmax及其相对占比如图10所示,由图可知,DOP经6d矿化后其Fmax值均相对增高,矿化后的含& EPS试验组中DOM主要为C1组分(可溶性微生物产物),不同试验组矿化前后其在3个组分中的占比分别为(64.2%±6.4%)和(71.9%±6.8%);而无& EPS试验组中DOM主要为C2组分(类蛋白质),矿化前后其占比分别为(90.4%±1.9%)和(78.6%±3.8%),主要是由于选取的这3种DOP均与类蛋白质的合成有关[38].T3与T7试验组矿化后C1组分的Fmax值显著增高,这主要是由于该试验组适宜的环境温度(25℃)促进了& EPS中藻细胞的增殖,进而向环境分泌较多的可溶性微生物产物.T2和T4试验组矿化后C1组分的Fmax值及其占比都有所增加,可能是15℃下藻细胞分泌了少量的可溶性微生物产物.T6和T8试验组矿化后3个组分的Fmax值均无明显变化,可能是低温(4℃)抑制了藻细胞的代谢以及DOP的矿化.在& EPS占比为0%时,T1、T5和T9试验组中3个组分的Fmax值均相对增大,其中C1组分占比增加,而C2组分有所降低,C3组分占比无明显变化,说明DOP矿化产生了一些可以发荧光的官能团,C2组分代表生物降解来源的类色氨酸物质,与微生物降解产生的芳香性蛋白类结构有关[35],说明βP、ATP和GP 3种DOP矿化后使得其相应的蛋白类组分出现分解.
3.1& EPS在前2d对DOP的矿化影响显著,之后则被温度取代.温度升高和& EPS占比增高可促进DOP的矿化;同时ATP表现出较GP和βP更易矿化.25℃时& EPS占比为90%不含As(V)的最佳矿化条件下,3种DOP第6d时的矿化率均达到86.0%以上.
3.2 DOP矿化过程中适宜的温度能促进藻细胞增殖,使得βP与ATP环境中pH值增高、ORP降低.含As(V)环境中DOP矿化可引起As(V)形态转化;βP环境中& EPS占比和温度增高所导致的DOP矿化能促进As的甲基化,而GP和ATP的矿化则伴随着还原性As(III)的产生,使得As的水生态风险增加.
3.3 DOP矿化会引起水中DOM含量显著增高,仅DOP时水体DOM以类蛋白质组分为主,而& EPS存在时则以可溶性微生物产物组分为主.
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Promoting effect of microalgaend its secretions on dissolved organophosphate mineralization.
ZHANG Xiao-yan1, LUO Zhuan-xi2, WANG Zhen-hong1*
(1.School of Chemistry, Chemical Engineering and Environment, Minnan Normal University, Fujian Provincial Key Laboratory of Modern Separation and Analysis Science and Technology, Fujian Provincial Key Laboratory of Pollution Monitoring and Control, Zhangzhou 363000, China；
2.School of Chemical Engineering, Huaqiao University, Xiamen 361021, China)., 2023,43(1)：341～350
In order to better understand the mineralization process of dissolved organic phosphorus (DOP) and its related influencing factors in the aquatic ecological environment, the typical DOP types (adenosine-5"-triphosphate disodium salt (ATP), sodium β-glycerophosphoric and D-glucose-6-phosphate disodium salt (GP)), temperatures (4, 15 and 25℃), proportions ofand its secretions (& EPS) (0%, 50% and 90%), arsenate (As(V)) concentration (0, 10 and 100μg/L) were selected as the main four environmental factors(three levels for each). The L9(34) orthogonal test was then used to explore the main influencing factors and levels of DOP mineralization process and the main environmental changes during the mineralization process. Results showed that& EPS, as the main influencing factor, could significantly promote the mineralization of DOP at the initial stage (the first 2days), and then was replaced by temperature. Herein the increase of temperature was beneficial to the mineralization of DOP. During the typical DOP mineralization process, the proliferation of algal cells promoted the mineralization of DOP at the optimal temperature(25℃), and caused large fluctuations in pH and ORP in the environment of βP and ATP. The mineralization of DOP in the As(V)-containing environment was accompanied by the transformation of As(V) species. In particular, the production of arsenite (As(III)) was significant in both GP and ATP environments, which could enhance the ecological risk of arsenic. The increased proportion of& EPS promoted the methylation of As(V) in the βP environment. Additionally, the mineralization of individual DOP led to a significant increase in the content of soluble organic matter (DOM) in the environment, which mainly accounted to protein-like components. Meanwhile, the mineralization of DOP combined with& EPS also increased the DOM but with soluble microbial products.The obtain results are of great significance for the comprehensive understanding of the mineralization process of different DOPs in water bodies and the scientific management and control of the ecological risks caused by the outbreak of algal blooms and changes in the water environment.
orthogonal test；
organophosphorus mineralization；
temperature；
；
arsenic species
X172
A
1000-6923(2023)01-0341-10
张晓燕(1996-),女,闽南师范大学硕士研究生,研究方向为水环境化学.发表论文1篇.
2011-06-07
国家自然科学基金项目(42177384);福建省自然科学基金资助项目(2020J01804);福建省高校产学合作项目(2022N5002)
* 责任作者, 教授, zhhwang1979@163.com
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