邻苯二甲酸酯的环境污染和生态行为及毒理效应研究进展

曹龙，张朝升,*，陈秋丽,2，韦伟

1. 广州大学土木工程学院， 广州 510006 2. 仲恺农业工程学院城市建设学院，广州 510230

PAEs(phthalate esters, PAEs，酞酸酯)是一类由邻苯二甲酸酐与醇在酯化作用下形成的有机物。全球每年的PAEs用量在1.8亿吨左右。由于PAEs并未聚合到高分子碳链上而是与塑料基质以氢键或范德华力结合，故PAEs容易从产品中泄露或挥发到有机相中并参与生态循环和食物链传递[1-2]。目前各主要工业国的生态环境中均普遍检出有PAEs，过去一直认为PAEs是一种无毒或低毒的化合物，但现今的研究多认为PAEs对动物的脏器功能、神经系统、遗传表达等存在稳定的干扰作用[3-5]。因此，我国把DMP、DEP、DnOP纳入环境优先控制污染物。

为更系统地认识PAEs在生态系统中的转移积累及危害水平，本次研究从PAEs的物化性质及环境污染分布、生物蓄积与代谢途径、环境降解机理及毒理效应等方面对近年来国内外相关研究文献进行总结与回顾，并也对今后减低PAEs危害提出建议和展望。

1 PAEs的物化性质及应用(Physicochemical properties and applications of PAEs)

PAEs具有亲酯性及难降解性，其化学结构是由一个刚性平面芳环及2个可塑的非线型脂肪侧链(R1、R2)组成，有邻、间、对位3种异构体。侧链结构不同的PAEs具有不同的产品用途：烷基链碳原子数不高于4的PAEs常用做染料、密封剂及粘合物质，如DMP、DEP；碳原子数高于6的PAEs主要作为塑料改性剂和增强剂，如BBP、DEHP。6种优先控制的PAEs污染物的物化特性指标如表1所示。

表1 6种优先控制PAEs污染物的物化参数Table 1 Physicochemical parameters of 6 kinds of priority control PAEs pollutants

注：PV为蒸气压；Koc为沉积物中有机碳-水中的分配系数；KB为微生物-水分配系数(μg·L-1)；KOX为自由基氧化速率常数；KHA为酸性水解常数；KHB为碱性水解常数。

Note:Pv, vapor pressure;Koc, partition coefficient in organic carbon-water in sediment;KB, microorganism-water partition coefficient (μg·L-1);KOX, free radical oxidation rate constant；KHA, acidic hydrolysis constant;KHB, basic hydrolysis constant.

2 PAEs环境污染现状(Environmental pollution of PAEs)

环境中的PAEs少部分来自于自然途径，如木质素的氧化以及微生物合成，葡萄、烟叶等植物组织也含有少量PAEs；主要来源仍然是化工合成，即通过费歇尔反应使邻苯二甲酸与特定的醇合成目标PAEs。由于PAEs在各行各业的广泛使用及不恰当的处置方式，使得PAEs在大气[6]、土壤[7]、水体[8]、沉积物[9]甚至生物体[10]中均有不同程度检出，被称为第2个全球性“PCB污染物”[11]。目前，环境介质中PAEs的分析方法主要有高效液相色谱法(HPLC)[12]、气相色谱-质谱联用法(GC-MS)[13]、液相色谱-质谱联用法(LC-MS)[14]和化学发光免疫分析法(CLIA)[15]。

2.1 大气污染

PAEs工厂废气释放、塑料膜的老化沤解以及各种化工液体的挥发均会造成PAEs外逸。大气中的PAEs含量与大气颗粒物浓度呈正相关趋势，其中，烷基链PAEs大于6个碳原子的PAEs多依附于大气颗粒及液滴表面，随着粉尘沉降进入水体和土壤[16]。

有学者检测了巴黎[17]、瑞典[18]、荷兰[19]等地大气区域中的PAEs含量，分析显示，各地均有不同程度的PAEs检出且夏季污染浓度高于冬季。在国内，有学者调查了鞍山[20]、上海[21]、天津[22]的大气及PM10中PAEs的季节含量动态，在各试样中检出的酞酸酯种类包括DMP、DEP、DBP、DEHP，污染程度同样受到季节温度的显著影响，即夏季浓度高于冬季浓度，这是由于PAEs的热稳性差，温度较高时，PAEs从产品中挥发出来的速率更快。米立杰等[23]调查了太平洋西部边缘海域大气中的PAEs水平，发现PAEs的总浓度范围为75～311 ng·m-3，以DiBP污染最为严重，DEHP及DnBP的浓度高于美国大湖及墨西哥湾的污染水平，但相比于汉密尔顿及爱内塔克环礁又是偏低的，这是由于城市地区大气的PAEs含量高于海洋及临海大气；工业区大气的PAEs浓度高于非工业区。

2.2 水体污染

水体中PAEs主要来源于各种含有PAEs的工商业污废水、塑料垃圾的浸润、大气颗粒沉降及雨水循环。由于大多数PAEs的正辛醇-水分配系数(Kow)较高而蒸气压较低，故进入水环境的PAEs挥发性极低且容易通过各种水体途径迁移转化。

据报道，我国七大水系及华北、东南沿海地区的部分水源地都不同程度地受到了EDCs污染。李婷[24]研究了珠江河口PAEs含量的四季变化，发现夏季污染水平最高，这与夏季雨水冲刷物排入水体较多且当季的农业药剂使用量大有关。张英等[25]在对东莞市的地下水样及地表水样的PAEs测定结果显示，地下水中PAEs检出率为39.0%，6种PAEs的浓度为0～6.70 μg·L-1；地表水中PAEs的分布特征与地下水类似，均以DEHP及DnBP的污染较为突出。Zhang等[26]研究发现，长江流域的阳澄湖西部及太湖一带为主要PAEs污染区，其浓度范围为0.061～28.55 μg·L-1。在一些邻海区域的沉积物中也发现有PAEs，张泽明等[27]测定出长江流域沉积物的PAEs种类多为DMP、DBP、DCHP和DPHP，总含量约为0.79～34.8 μg·kg-1。国外学者在加利福尼亚自来水[28]、荷兰地表水体[29]、西班牙地表水[30]，加拿大 False Creek 港沉积物[31]中均部分检测出DEP、DBP和DEHP。有文献指出，国内外淡水水体中的PAEs污染水平多在μg·L-1级别，而由于海水等苦咸水所含盐分太高，故PAEs在这些环境中的含量及种类分布不均匀[32]。

2.3 土壤和沉积物污染

土壤及沉积质中的PAEs主要是来自于农业污废水灌溉、塑料薄膜的使用、工业烟尘的沉降。20世纪末，中国的农用薄膜超过150万公顷，此类薄膜的稳定性较差，基质中的PAEs极易在自然力的作用下溶入土壤。我国各地区土壤中的DEHP含量与农膜使用量有良好的相关性(r=0.58，P<0.004)[33]。Zhu等[34]研究发现土壤中PAEs浓度与大气PAEs含量的Pearson相关系数为0.825(双尾检验，P<0.01)，这说明大气沉降也是土壤的PAEs污染源。2005年以来，环境累积毒性较强的PAEs一直被列为我国土壤污染现状调查专项的必检指标，美国环保署将上述6种PAEs的土壤环境标准分别控制在0.020、0.071、0.081、1.125、4.350 mg·kg-1。

粗放式生产在我国的耕地种植面积中占比大，这造成土壤中PAEs的种类与含量具有很大的地区差异性。杨彦等[35]抽检了太湖流域苏南农业区土壤中的15种PAEs，发现PAEs总浓度为44.56 mg·kg-1，以DCHP及DNHP含量最高，当地的小麦、水稻及数10种蔬菜均检出有PAEs。人口经济发达的广州和深圳地区，其农业土壤中6种PAEs物质的平均浓度为21.03 mg·kg-1，而中东部省份的部分农业土壤中PAEs分别只有0.07 mg·kg-1和0.16 mg·kg-1[36-37]。在对襄阳23块农业土壤的分析中，同样检测出超标的DEHP含量[38]。沉积在土壤中的PAEs会造成农产品失绿，辣椒素及花青素含量减少，其果蔬品质及安全性缺乏保障。国外调查显示，英国[39]、荷兰[40]、丹麦[41]等地区的土壤总体PAEs浓度集中在1 μg·L-1附近。现有研究表明，我国部分土壤的PAEs污染程度高于欧美国家的PAEs治理标准，土壤生态功能健康值降低。

表2 不同国家环境介质中的PAEs污染水平Table 2 Pollution levels of phthalate in environmental media from different countries

3 PAEs的生态行为(Ecological behavior of PAEs)

3.1 生物蓄积与代谢行为

人和动物的PAEs暴露途径主要包括：皮肤接触和食物摄入。护肤品、油漆等产品中的PAEs成分容易挥发，PAEs通过呼吸或直接与皮肤接触而进入生物体。另一方面，由于PAEs的稳定性及亲酯性良好，一旦生态系统中的低级动植物蓄积该类物质，则容易通过食物网传递给更高一级的生物体，处于食物链顶端的人类将面临高风险的PAEs摄入。

3.1.1 人体积蓄与代谢

人体的血液、羊水、精液及尿液中均已检测到PAEs类及其代谢产物[52]。鲍佳沁[53]调查了护理产品中的PAEs含量水平，发现BEP、DPP、DEHP在护发素、指甲油、面霜中均有检出，该研究中DEP的人群最大每日暴露量为3.2 μg·(kg·d)-1低于加拿大报道的78 μg·(kg·d)-1，而高于美国报道的0.99 μg·(kg·d)-1，这与地区人口使用习惯及调查设计有关[54-55]。Buckley等[56]发现，使用过眼影的成年女性尿液中，短时间内的MBP和MIBP(分别为DBP和DIBP的代谢产物)浓度是未使用过眼影的2倍。Park等[57]通过对6 000名韩国成人的调查，发现成人血液中的T3和T4含量与其尿液中的PAEs类代谢产物呈负相关性。有文献显示，不同年龄阶段的婴幼儿、青年、成年人的尿液及血液中均检出有DINP及其代谢产物，而DINP在部分抓食PVC塑料玩具的幼婴儿皮肤中的渗透率是成人的2倍且容易扩散到皮下组织参与血液循环[58]。目前，DBP、DEHP、DMEP、DPP及BBzP在欧盟及中国已经限制使用。

人体内PAEs的代谢途径一般分为2步：第1阶段为形成邻苯二甲酸单酯的生物转化，即小分子PAEs在肾脏中代谢形成单酯经尿液排出；第2阶段主要是亲脂性的MBP、MEHP、MBzP与葡萄糖醛酸反应，产物为各自的葡糖醛酸结合物，该阶段主要是降低PAEs的疏水性及生物活性，使PAEs随尿液及粪便排出体外，部分经过皮肤接触及呼吸道吸入的PAEs，可以在肝脏、肺通道和血清中得到水解[59-62]。郭佳林等[63]在母体和胎儿体外灌流液及新生儿粪便中检出了PAEs代谢产物，这说明PAEs可以通过组织和血液途径释放外排。PAEs的体内和体外研究指出，当PAEs以第1阶段的单酯形式存在时，生物活性高，毒性也更大。

3.1.2 动植物蓄积与代谢

有学者调查了江苏省部分蔬菜样品的PAEs富集情况，以DEP为例，蔬菜对DEP的富集优先次序为根菜类>果菜类>花菜类>叶菜类和茎菜类，6种PAEs的浓度范围为42.26～276.76 μg·kg-1，检出率达到100%[64]，这与吴山等[65]研究的汕头市蔬菜产区的结果类似。在水生生物方面，已有研究发现，PAEs 及其代谢产物能够在鱼体、藻类蓄积，浮游生物和甲壳类动物体内富集单个 PAEs的量低于100～900 ng·g-1，白鲸肝脏内富集的 DEHP 含量高达 4.15 μg·g-1[66-67]。一项针对PAEs小球藻-真鲷鱼苗二级食物链中的酞酸酯转移调查[68]显示，PAEs含量大小为DEHP>DNOP>DBP>BBP>DEP，其在小球藻和真鲷鱼的富集放大具有明显的浓度效应，另一方面，由于分子量较大的PAEs结构复杂，不易被代谢分解，因而DEHP相较于DEP表现出更强的生物富集性[69]。

葛建等[70]观察了PAEs在草鱼体内的代谢规律，发现BBP及DEHP在血清、肝胰脏匀液及小肠匀液中均出现了不同程度的代谢，而在肝细胞未见明显的代谢行为，上述PAEs物质的代谢产物分别为单酯类的MBzP及MEHP，并指出PAEs主要是被组织水解酶消化，小肠和血清是该类物质的第一代谢场所，这与人类不同。李明揆等[71]将DEP以20 mg·kg-1喂饲罗非鱼，测定不同时间里血浆和组织中的DEP含量，发现DEP在肌肉和脑中的半衰期分别为111.77 h和99.00 h，认为DEP在罗非鱼体内消化属于有吸收二房室动力学模型，其代谢动力学实验及残留研究表明DEP在可食性组织的吸收传递较快，但代谢较缓。李文兰等[72]运用HPLC-MSn法研究了邻苯二甲酸丁基苄酯在小鼠尿液中的代谢产物，实验检测出6种邻苯二甲酸单酯及葡萄糖醛酸结合物，推测邻苯二甲酸丁基苄酯的代谢途径是先水解成各种单酯类化合物，部分单酯之间脱羧生成的苯甲酸与内源性甘氨酸结合生成马脲酸，而内源性β-D-葡萄糖醛酸则和另外的单酯，结合生成水溶性更大的葡萄糖醛酸结合物。

3.2 PAEs环境降解行为

3.2.1 PAEs的光化学降解

光解主要有敏化、氧化及直接光解3种形式。水体中PAEs的光解主要是吸收290～400 nm的入射紫外光反应，使 2 个全酯基团同时断裂，留下完整的联羧基酸结构,然后是连接2个羧基的芳环上的 C—C 键断裂，降解产物有邻苯二甲酸、邻苯二甲酸酐、苯甲酸酯、三烷基氧基苯肽等[73-75]。由于紫外光穿透液相时会使能量大大衰弱，对PAEs的完全矿化程度较低，因而PAEs光解更容易发生在气相环境。

Norrish和Poter在1948年创立了闪光光解技术，即把一定强度脉冲光入射到样品，利用检测系统记录样品随入射时间的变化数据[76]。有学者运用该方法研究了DMP和DEP的脉冲辐解反应，发现DMP和DEP与羟基自由基的瞬态吸收值仅为氧化亚氮体系的50%，且在480 nm时，出现了一个小的吸收峰，这说明DMP和DEP与·OH的反应产物进一步被氧化成其他过氧自由基。Xu等[77]在强氧化剂的作用下，利用UV/H2O2提高PAEs光解速度，结果表明，98%的DEP可以在60 min 内分解完成。在紫外光助芬顿深度降解垃圾渗滤液中的难降解有机物实验中，多环芳烃、苯系物、PAEs类均能在该过程中得到良好降解。Matteo[79]指出Fe(Ⅲ)经过太阳光照射产生部分活性基团如单氧或氢氧自由基，这些自由基团会先破坏PAEs的苯环，DEP及其光解产物最终将被完全矿化。

3.2.2 PAEs的水解

自然条件下烷基链越长的PAEs水解越缓慢，但在呈弱酸或弱碱性的水环境中有助于PAEs的水解，由于反应速率受到醇的空间阻隔影响，因而水解过程不能完全进行。

在国内，高旭等[80]考察了长江万州段泥沙对PAEs的静态吸附效果，经双氧水处理后，3种PAEs在12 h内达到吸附平衡，泥沙对PAEs的吸附符合Freundlich及Langmuir等温吸附模型，随着PAEs浓度升高，分配作用也逐渐增强，说明泥沙对PAEs主要起到表面吸附作用。Turner等[81]国外学者模拟了颗粒物对河口地区DEHP的吸附动力学行为的影响，发现颗粒物含量越多，沉积物-水分配系数越小，在研究水-底泥体系中DEP、DBP、DEHP的迁移情况时，发现3种PAEs的水-底泥分配系数分别为1、22和1 400。这说明烷基链长的DEHP被强烈吸附，转移效果弱化。

3.2.3 PAEs的生物降解

自然条件下，微生物对有机物的降解方式有2种：一种是将被分解的有机物做为微生物的生长原料；另一种是功能代谢。通常认为生物降解PAEs会生成单酯、醇、双酚化合物等中间产物，最终在三羧酸循环的作用下，进一步降解成CO2和H2O。

国内外学者对PAEs的生物降解进行了许多研究，报道过可以降解PAEs的细菌包括：Enterobactersp.[82]、Gordoniasp.[83]、Arthrobactersp.[84]、Variovoraxsp.[85]、Bacillussp.[86]。高静静等[87]在二沉池活性污泥中分离出一株以DEHP为唯一碳源的革兰氏阴性菌(XB)，不同初始浓度下 DEHP 的降解动力学实验表明：XB对 DEHP 的降解符合一级动力学模型，且检测出MEHP和2-乙基己基醇等代谢产物。类似的，Zeng等[88]也发现DEP、DMP、DNBP及DIBP在特定菌株的降解作用下，3 h内几乎能达到全部去除，其降解同样符合一级动力学模型。在河流底泥与石化污泥中，Chang等[89]从河流底泥与石化污泥中分离出了DK4和O18，这些菌株对5种短链酞酸酯类物质包括DEP、DPrP、DBP、BBP、DPP快速降解，而对长链的DCP、DHP和DEHP等的降解效果较差，其降解同样符合一级动力学模型，这可能是由于单个菌种只能将PAEs转化成单酯或邻苯二甲酸，而在不同菌株的协同作用下才有可能实现PAEs的完全矿化。进化分析显示，在具备PAEs分解能力的细菌中，多数能把PAEs做为唯一碳源和能源物质进行生命活动，且近一半细菌能降解多种PAEs[90]。

4 PAEs的毒理效应(The toxicological effects of PAEs)

4.1 环境激素效应

环境激素的作用机理主要是由于该类物质的结构性质与生物体的内源性激素有一定的相似性，进入生物体内的环境激素能调控相应的激素受体，从而影响了人体的正常激素分泌，过多的PAEs摄入将引起人格及生物属性混乱，使人体趋向于暴力和非理性状态。

马萍等[91]提出的“三阶段四通路”解释了“氧化应激—TSLP/TRPV1—I型超敏反应分子通路”假说，一定程度上揭示了PAEs作为Allergic March环境诱导剂的免疫毒理特性。纪红蕊等[92]发现较高染毒剂量的DBP能穿透小鼠血-睾屏障，使精子数量显著减少且活动率下降，而使孕期小鼠暴露于PAEs环境，同样会导致老鼠精子减少且发生精子DNA甲基化，进而影响基因的相关表达。Power等[93]用PAEs化合物喂养大鼠，发现脑部的杏仁基地外侧核上的胆碱能被抑制，鼠体的可逆记忆功能受损。部分PAEs神经干扰文献指出，DEHP能改变神经元内的钙离子浓度，并通过抑制钙通道振幅的峰值进而影响钙通道行为，使投射前神经元突触前传递发生改变[94]。在对鲦鱼、斑马鱼胚胎的酞酸酯染毒研究中也观察到受试生物的内分泌系统和生殖力出现紊乱下降的现象[95-96]。

4.2 三致毒性效应

PAEs被认为是对动物体具有致癌、致畸、致突变效应的干扰素[97]。目前，国内外对PAEs“三致”效应的研究多以动物实验为认识途径。Voss等[98]分别以不同剂量的DEHP喂食鼠体，发现300 mg·kg-1的DEHP暴露剂量可明显增加老鼠肝脏肿瘤生长率，进一步研究认为这是由于DEHP作为一种过氧化酶体增殖剂(PP)能有效激活肝脏受体α(PPA-Rα)而导致病变。有学者对咽、鼻的乳膜细胞和外周淋巴细胞进行体外DBP染毒，并用单细胞碱性凝胶电泳方法检测细胞DNA单链断裂情况，发现3种细胞的DNA均受到损伤[99]。在一项小鼠DEHP灌胃染毒实验中，同样发现DEHP能导致细胞蛋白质—DNA过度交联，影响DNA的构象及功能(转录、翻译等)，使某些重要基因(如抑癌基因)缺失。秦洁芳[100]观察了紫红笛鲷及翡翠贻贝在DBP长期胁迫下的生长表现，发现紫红笛鲷肝脏细胞质出现空泡，少数细胞核变形且大量脂肪粒在细胞内沉积，鱼鳃片出现明显的卷曲肿胀和坏死脱落；翡翠贻贝的SOD及CAT活性受到显著抑制，内脏团和外套膜中的MDA升高明显，部分残留氧自由基对贝体产生不可逆损害。Oehlmann等[101]国外学者也观察到PAEs对斑马鱼、纺锤水蚤、非洲爪蛙等水生生物的毒性作用主要表现为机体死亡、尾曲、水肿等，并造成内分泌系统的功能性紊乱。

4.3 对酶与激素的影响

PAEs主要是影响体内甲状腺素、类固醇激素及雄性激素的正常机能。一项流行病研究显示，血清中游离甲状腺素(T4)、碘甲腺氨酸(T3)浓度水平与DEHP代谢产物MEHP浓度存在关联[102]。Huang等[103]研究了孕妇甲状腺激素与PAEs暴露环境的相关性，统计学分析表明，FT4和MBP，T4和MBP存在负相关影响(r=-0.248，P<0.05；r=-0.368，P<0.05)，这可能会使孕妇妊娠期间甲状腺机能衰退。体外试验表明，DEHP代谢物可抑制FSH刺激的cAMP积累，改变类固醇合成通路中芳香化酶的数量和活力表现，进而阻碍睾酮对雌二醇(E2)的转化。吴红松[104]将鲤鱼放入梯度浓度的DEHP溶液中，暴露时间为20 d，与水和土温-80对照组相比发现，染毒组鱼体的肾脏中超氧化物歧化酶(SOD)、过氧化氢酶(CAT)活性和抗羟自由基、抗超氧阴离子的活力均显著降低(P< 0.05 或P< 0.01)。有学者以赤子爱胜蚓为受试生物，运用自然土壤法探究DMP、DEP、DBP对蚯蚓SOD、CAT和AChE的活性影响，结果表明，3种PAEs对3种酶的影响呈现一定的时间-效应关系，PAEs对CAT的 活性影响最大，SOD 和 AChE 次之，整体来看，DBP对蚯蚓表现出的毒性小于 DMP 和 DEP[105]。盆栽试验表明，PAEs能有效减低设施土壤生物含炭量，低量PAEs浸渍下，设施土壤和大田土壤的脱氢酶活性均有提高，这主要是由于土壤微生物对PAEs的应激表达是通过分泌脱氢酶中和毒素抑或是PAEs浓度并未达到酶活性的浓度，而作为碳源被微生物吸收，刺激了土壤微生物分泌脱氢酶[106]。

5 建议与展望 (Suggestions and prospects)

综上所述，PAEs作为一种高脂溶性和环境稳定性的新型内分泌干扰物越来越受到大众关注，虽然PAEs对气体、水体、土壤等环境要素造成确定性的污染，其对生态和健康的危害性也得到多方面的研究实证，但由于PAEs在生产和改性上的难以替代性，现阶段只对部分PAEs做了限制使用的处理。从维护环境安全与人类健康的角度出发，PAEs研究的以下方面仍待完善：

(1)目前，对PAEs的毒害作用多集中在单一酞酸酯种类对小鼠、斑马鱼等模型动物的染毒以及在二级食物链中的传递研究，对人体影响的实测调查及复杂食物网中的积累放大检测仍然较少。可对不同职业人群开展PAEs联合毒性试验研究，考察多级食物链中PAEs在高低营养级间的传递行为，统计分析剂量-效应及时间-效应关系，系统研究PAEs的人体代谢途径，关键酶及DNA的表达与调控，确定人群的健康基准值。

(2)生物降解技术是处理PAEs的主要途径，由于目前关于PAEs生物降解的文献多集中在微生物降解条件、降解效率等前期研究上，在对具有协同降解PAEs作用的混合菌群进行基因和酶的筛选及分子生物学机制研究方面仍有待加强，以构建特异高效基因工程菌群与高级氧化法等处理工艺组合的工程应用体系，实现集成系统对PAEs的高效专性降解。

(3)我国各区域PAEs暴露情况的检测与统计仍不全面，导致现行的地表水及大气环境质量标准缺乏对部分PAEs(如DEHP)的环境标准限值。因此，需系统全面地调查不同环境介质中的PAEs暴露水平、分布特征及相关毒理学参数并制定科学的PAEs环境标准限值；另一方面，虽然对内分泌干扰效应的评价是环境法规的重要依据，但起步研究仍然较晚，且世界上各国家或联合体对于内分泌干扰物的监管数据要求和管理决策思路仍存在显著差异。因此，建立科学可行，符合国情的内分泌干扰效应评估机制和环境标准具有现实意义。

通讯作者简介：张朝升(1953-)，男，教授，博士生导师，研究方向为污水处理理论与技术研究。

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