超聲-紫外光協(xié)同催化體系降解水中菲

李章良，饒艷英，黃建輝，楊小強(qiáng)，孫 妮，呂培其

（1. 莆田學(xué)院 環(huán)境與生物工程學(xué)院 福建省新型污染物生態(tài)毒理效應(yīng)與控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 生態(tài)環(huán)境及其信息圖譜福建省高等學(xué)校重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，福建 莆田 351100； 2. 廈門中迅德檢測(cè)技術(shù)股份有限公司，福建 廈門 361100）

超聲-紫外光協(xié)同催化體系降解水中菲

李章良1，饒艷英1，黃建輝1，楊小強(qiáng)2，孫 妮1，呂培其2

（1. 莆田學(xué)院 環(huán)境與生物工程學(xué)院 福建省新型污染物生態(tài)毒理效應(yīng)與控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 生態(tài)環(huán)境及其信息圖譜福建省高等學(xué)校重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，福建 莆田 351100； 2. 廈門中迅德檢測(cè)技術(shù)股份有限公司，福建 廈門 361100）

以納米TiO2為催化劑，采用超聲-紫外光協(xié)同催化體系降解水中菲，并考察了菲降解率的影響因素。實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明：不同類型TiO2對(duì)菲降解率的大小順序?yàn)殇J鈦礦型TiO2＞P25型TiO2＞金紅石型TiO2；超聲-紫外光協(xié)同催化體系對(duì)菲的降解率大于單獨(dú)超聲體系或紫外光催化體系，且均遵從一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)規(guī)律；在超聲頻率為60 kHz、聲強(qiáng)為0.233 W/cm2、TiO2投加量為0.06 g/L、pH為4.0、H2O2濃度為19.59 mmol/L的條件下降解75 min后，超聲-紫外光協(xié)同催化體系對(duì)初始質(zhì)量濃度為0.96 mg/L的菲的降解率可達(dá)76.78%。

多環(huán)芳烴；菲；超聲波；紫外光；催化劑；TiO2；協(xié)同效應(yīng)；降解

多環(huán)芳烴（PAHs）是一類廣泛存在于環(huán)境介質(zhì)中的痕量有機(jī)污染物，具有強(qiáng)烈的致畸、致癌及致突變作用。美國聯(lián)邦環(huán)保署已將PAHs中的16種不帶支鏈的PAHs列為優(yōu)先控制污染物［1］。由于PAHs的難降解性，使得水中PAHs的處理已受到大家的普遍關(guān)注。目前，處理水中溶解態(tài)PAHs的傳統(tǒng)技術(shù)有生物法、物理法和化學(xué)法等，但都有一定的局限性。如生物法存在處理慢、周期長(zhǎng)及微生物受外界因素影響大等問題［2］；物理法不僅處理時(shí)間長(zhǎng)、降解效果差，而且只是實(shí)現(xiàn)物質(zhì)轉(zhuǎn)移，并不能從根本上給予去除［3］；傳統(tǒng)化學(xué)法不僅未能完全氧化分解污染物，而且在氧化分解過程中可能產(chǎn)生二次污染。

高級(jí)氧化技術(shù)（AOPs）是近年來難降解有毒有機(jī)污染物治理研究中采用較多的一種新興環(huán)境污染治理技術(shù)。超聲波、紫外光作為高級(jí)氧化技術(shù)，具有高效性、無選擇性和無二次污染等獨(dú)特優(yōu)勢(shì)，但存在超聲能耗大、紫外光直接光解量子產(chǎn)率不高等缺點(diǎn)。根據(jù)原理分析可知，超聲和紫外光的反應(yīng)區(qū)域有所不同，存在互補(bǔ)性，若將兩者耦合起來應(yīng)用到水處理中，將大大增強(qiáng)氧化分解能力，縮短反應(yīng)時(shí)間，降低能耗，提高污染物降解率和礦化率。1998年Shirgaonkar等［4］率先報(bào)道了將超聲和紫外光協(xié)同催化水中2，4 ，6-三氯酚的研究，自此采用超聲-紫外光協(xié)同催化降解有機(jī)污染物的研究結(jié)果也相繼被報(bào)道［5-10］。但目前，有關(guān)采用超聲-紫外光協(xié)同催化降解水中溶解態(tài)PAHs的研究鮮有報(bào)道。

本工作以納米TiO2為催化劑，PAHs代表物菲為降解對(duì)象，研究超聲-紫外光協(xié)同催化降解菲的效果，并探討不同影響因素對(duì)菲降解率的影響，旨在為建立新的去除水中PAHs的AOPs提供參考。

1 實(shí)驗(yàn)方法

1.1 材料、試劑和儀器

金紅石型TiO2、銳鈦礦型TiO2和P25型TiO2：北京德科島金科技有限公司，平均粒徑均為納米級(jí)。

菲-甲醇標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)，菲質(zhì)量濃度為100 μg/mL，德國Dr.Ehrenstorfer公司；甲醇、乙腈：德國進(jìn)口，色譜純；丙酮、過氧化氫：分析純。

1200 系列高效液相色譜儀：安捷倫公司；KQ-500VDE型三頻超聲波清洗機(jī)：昆山市超聲儀器有限公司；15 W紫外燈管：特征波長(zhǎng)為254 nm，飛利浦公司。

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

將用去離子水配制的初始質(zhì)量濃度為0.96 mg/ L的菲溶液置于反應(yīng)器中，調(diào)節(jié)pH，投入一定量TiO2和H2O2，將反應(yīng)器置于超聲波清洗機(jī)槽內(nèi)，在紫外燈照射下進(jìn)行反應(yīng)（燈管距液面8 cm），保持反應(yīng)溫度為（25.0±0.5）℃。定時(shí)從取樣口取樣離心，測(cè)定菲質(zhì)量濃度并計(jì)算菲降解率。

1.3 分析方法

菲質(zhì)量濃度采用高效液相色譜儀進(jìn)行測(cè)定，工作條件：流動(dòng)相為乙腈（w=40%）和超純水（w=60%），流量為0.6 mL/min；進(jìn)樣量為20.0 μL；C18色譜柱（Eclipse PAH型，粒徑3.5 μm，規(guī)格4.6 mm×150 mm），色譜柱柱溫30 ℃；檢測(cè)器為紫外檢測(cè)器，波長(zhǎng)為250 nm。

2 結(jié)果與討論

2.1 TiO2類型對(duì)菲降解效果的影響

在采用超聲-紫外光協(xié)同催化體系、超聲頻率為60 kHz、聲強(qiáng)為0.233 W/cm2、TiO2投加量為0.06 g/L、pH為4.0、H2O2濃度為19.59 mmol/L的條件下，不同類型TiO2對(duì)菲降解率的影響見圖1。由圖1可見，不同類型TiO2對(duì)菲降解率的大小順序?yàn)殇J鈦礦型＞P25型＞金紅石型。這是因?yàn)椋号c金紅石型TiO2相比，銳鈦礦型TiO2的禁帶寬度大，對(duì)溶液中的H2O2和有機(jī)物的吸附能力強(qiáng)，可有效抑制光生電子-空穴的復(fù)合，所以銳鈦礦型TiO2的催化效果較好［11］；另一方面，銳鈦礦型TiO2的粒徑最小，產(chǎn)生的尺寸量子效應(yīng)最明顯［12］，因此具有較高的光催化活性。故后續(xù)實(shí)驗(yàn)采用銳鈦礦型TiO2作為催化劑。

圖1 不同類型TiO2對(duì)菲降解率的影響

2.2 不同降解體系的對(duì)比

在采用銳鈦礦型TiO2作為催化劑、超聲頻率為60 kHz、聲強(qiáng)為0.233 W/cm2、TiO2投加量為0.06 g/L、pH為4.0、H2O2濃度為19.59 mmol/L的條件下，不同降解體系對(duì)菲降解率的影響見圖2。由圖2可見：在整個(gè)反應(yīng)時(shí)間內(nèi)，超聲-紫外光協(xié)同催化體系對(duì)菲的降解率始終大于另外兩種單獨(dú)降解體系之和；降解75 min后，超聲-紫外光協(xié)同催化體系、單獨(dú)超聲體系和單獨(dú)紫外光催化體系對(duì)菲的降解率分別為76.78%、18.37%和50.62%。分析其原因是：1）在紫外光催化降解污染物的同時(shí)，超聲波能夠清洗吸附在催化劑TiO2表面的有機(jī)物分子［13］，使其表面保持清潔，維持參與反應(yīng)的表面積，保持催化劑TiO2的反應(yīng)活性；2）超聲空化作用可使催化劑TiO2表面產(chǎn)生強(qiáng)烈的微射流，加快水中菲向TiO2表面以及反應(yīng)產(chǎn)物向水相的傳質(zhì)速率，縮短了反應(yīng)時(shí)間［14］，從而提高菲降解率；3）超聲空化作用產(chǎn)生的局部高溫高壓可能會(huì)直接引起菲的熱解，也可能使水分子和H2O2裂解產(chǎn)生更多·OH，·OH又參與降解菲的反應(yīng)［15］。

圖2 不同降解體系對(duì)菲降解率的影響

2.3 動(dòng)力學(xué)分析

3種降解體系的菲降解反應(yīng)動(dòng)力學(xué)曲線見圖3。由圖3可見，在不同降解體系下，ln（ρ0/ρt）值（ρ0、ρt分別為反應(yīng)前后的菲質(zhì)量濃度）與反應(yīng)時(shí)間均呈線性關(guān)系。通過線性擬合，得3種降解體系的反應(yīng)動(dòng)力學(xué)參數(shù)，見表1。由表1可見：3種降解體系的反應(yīng)過程均遵從一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)規(guī)律（R2＞0.92）；超聲-紫外光協(xié)同催化體系的反應(yīng)速率常數(shù)k（0.020 2 min-1）明顯高于單獨(dú)超聲體系與單獨(dú)紫外光催化體系的反應(yīng)速率常數(shù)之和（0.012 5 min-1）。這也進(jìn)一步證實(shí)聲光聯(lián)合技術(shù)具有明顯協(xié)同效應(yīng)，但仍以紫外光催化降解為主。

圖3 3種降解體系的菲降解反應(yīng)動(dòng)力學(xué)曲線

2.4 超聲-紫外光協(xié)同催化體系降解菲的影響因素

2.4.1 超聲頻率的影響

超聲頻率決定聲場(chǎng)特性。在聲強(qiáng)為0.233 W/ cm2、TiO2投加量為0.06 g/L、pH為4.0、H2O2濃度為19.59 mmol/L的條件下，超聲頻率對(duì)菲降解率的影響見圖4。

圖4 超聲頻率對(duì)菲降解率的影響

由圖4可見：菲降解率隨超聲頻率的升高而增加，當(dāng)超聲頻率為60 kHz時(shí)，菲降解率最高；繼續(xù)升高超聲頻率，菲降解率反而呈下降趨勢(shì)。這是因?yàn)椋撼曨l率升高，空化泡脈動(dòng)增強(qiáng)，碰撞更加迅速，更多的自由基從空化泡內(nèi)逸出，避免了自由基的復(fù)合重組，有利于同樣體積內(nèi)自由基的擴(kuò)散［16］，從而加快有機(jī)物的氧化降解反應(yīng)速率；但由于在超高頻率超聲聲場(chǎng)中，空化泡共振半徑小，空化強(qiáng)度減弱，這反而削弱了降解反應(yīng)的發(fā)生。

2.4.2 聲強(qiáng)的影響

超聲波聲強(qiáng)是表征超聲性能的重要參數(shù)。在超聲頻率為60 kHz、TiO2投加量為0.06 g/L、pH為4.0、H2O2濃度為19.59 mmol/L的條件下，聲強(qiáng)對(duì)菲降解率的影響見圖5。由圖5可見：增大聲強(qiáng)有助于提高菲降解率。這是因?yàn)椋阂环矫骐S聲強(qiáng)增大，溶液中自由基效應(yīng)明顯增強(qiáng)，加快了菲的降解反應(yīng)速率；另一方面聲強(qiáng)的增大增強(qiáng)了超聲機(jī)械效應(yīng)，提高了液固的傳質(zhì)速率，加快了催化劑TiO2表面活性點(diǎn)位的更替速度，從而促進(jìn)了菲的降解。但聲強(qiáng)不能無限制地增大，聲強(qiáng)太大（大于0.333 W/cm2）時(shí)空化泡過大、崩潰不充分，從而使催化劑表面來不及更新而受聲強(qiáng)屏蔽，這就造成了超聲-紫外光協(xié)同催化體系對(duì)光催化降解及超聲波的利用率下降［17］，對(duì)有機(jī)物的降解減弱。因此，本實(shí)驗(yàn)選用0.233 W/cm2的聲強(qiáng)。

圖5 聲強(qiáng)對(duì)菲降解率的影響

2.4.3 催化劑TiO2投加量的影響

催化劑TiO2投加量可直接或間接地影響到·OH的產(chǎn)量，進(jìn)而影響污染物的降解效果。在超聲頻率為60 kHz、聲強(qiáng)為0.233 W/cm2、pH為4.0、H2O2濃度為19.59 mmol/L的條件下，催化劑TiO2投加量對(duì)菲降解率的影響見圖6。

圖6 催化劑TiO2投加量對(duì)菲降解率的影響

由圖6可見：隨著催化劑TiO2投加量的增加（從0.03 g/L至0.06 g/L），菲降解率也隨之增加；當(dāng)催化劑投加量進(jìn)一步增加（大于0.06 g/L）時(shí)，菲降解率反而大幅度地降低。這是因?yàn)椋捍呋瘎㏕iO2本身既吸收光又散射光，當(dāng)投加量較少時(shí)，所產(chǎn)生的光子能量不能被充分利用，因此菲降解率較低；隨著投加量的增加，溶液中的光催化活性點(diǎn)位增多，產(chǎn)生更多的·OH等強(qiáng)氧化成分，加快反應(yīng)速率；但當(dāng)催化劑TiO2投加量不斷增加時(shí)，懸濁液的濁度增加，降低紫外光的透射率而產(chǎn)生屏蔽作用，若催化劑TiO2表面的活性點(diǎn)位增加不足以彌補(bǔ)菲分子及H2O2對(duì)紫外光能的利用率，導(dǎo)致催化劑TiO2產(chǎn)生的電子-空穴對(duì)減少，進(jìn)而造成了菲降解率降低。因此，本實(shí)驗(yàn)催化劑TiO2投加量選用0.06 g/L。

2.4.4 初始溶液pH的影響

在超聲頻率為60 kHz、聲強(qiáng)為0.233 W/cm2、TiO2投加量為0.06 g/L、H2O2濃度為19.59 mmol/L的條件下，初始溶液pH對(duì)菲降解率的影響見圖7。由圖7可見：酸性條件下更有利于菲的降解。這是因?yàn)椋核嵝匀芤褐?，催化劑TiO2由于超聲作用具有良好的分散性［18］；催化劑TiO2表面電荷受溶液pH影響很大，TiO2等電位pH為6.0，當(dāng)pH小于6.0時(shí)，TiO2表面帶正電荷；反之，TiO2表面帶負(fù)電荷。溶液pH較低時(shí)，TiO2表面吸附的主要是水，水與TiO2發(fā)生作用：h++H2O→·OH+H+，這將有利于光生電子向催化劑TiO2表面遷移，與催化劑TiO2表面吸附的更優(yōu)良電子受體（H2O2）反應(yīng)，不僅抑制了電子-空穴的復(fù)合，而且光生電子與H2O2反應(yīng)可產(chǎn)生潛在的供氧源和·OH，這都有利于菲的降解；溶液pH較高時(shí)，TiO2表面因OH-而帶負(fù)電荷，致使光生電子的脫出功增加，這不利于電子到達(dá)TiO2表面，同時(shí)也增加了電子被空穴捕獲幾率［19］，因而不利于菲的降解。

圖7 初始溶液pH對(duì)菲降解率的影響

2.4.5 H2O2投加量的影響

投加H2O2可提高催化劑TiO2的光催化活性，且在超聲作用下也可激發(fā)·OH的生成。在超聲頻率為60 kHz、聲強(qiáng)為0.233 W/cm2、TiO2投加量為0.06 g/L、pH為4.0的條件下，H2O2投加量對(duì)菲降解率的影響見圖8。由圖8可見：當(dāng)H2O2濃度為0～19.59mmol/L時(shí)，菲降解率隨H2O2濃度的增加而增加；當(dāng)H2O2濃度增加到48.97 mmol/L時(shí)，菲降解率有所下降。這是因?yàn)椋阂环矫妫琀2O2作為氧化劑反應(yīng)生成·OH，但過量H2O2又是·OH的清除劑，與·OH反應(yīng)產(chǎn)生HO2·，其活性比·OH的活性要低得多，而且還相當(dāng)不穩(wěn)定，會(huì)進(jìn)一步與·OH反應(yīng)而消除·OH，降低反應(yīng)活性；另一方面，未與菲反應(yīng)的·OH通過相互碰撞而重新結(jié)合生成H2O2。

圖8 H2O2投加量對(duì)菲降解率的影響

因此，對(duì)于特定的反應(yīng)體系，H2O2濃度存在一個(gè)優(yōu)化值，超過不但無益于菲的降解，而且還浪費(fèi)了H2O2［20］。本實(shí)驗(yàn)選用的H2O2濃度為19.59 mmol/L。

2.4.6 小結(jié)

在本實(shí)驗(yàn)選用的超聲頻率為60 kHz、聲強(qiáng)為0.233 W/cm2、TiO2投加量為0.06 g/L、pH為4.0、H2O2濃度為19.59 mmol/L的條件下，采用超聲-紫外光協(xié)同催化體系對(duì)初始質(zhì)量濃度為0.96 mg/L的菲溶液降解75 min后，菲的降解率可達(dá)76.78%。

3 結(jié)論

a）不同類型TiO2對(duì)超聲-紫外光協(xié)同催化體系降解菲的效果大小順序?yàn)椋轰J鈦礦型TiO2＞P25型TiO2＞金紅石型TiO2。

b）超聲-紫外光協(xié)同催化體系對(duì)菲的降解率大于單獨(dú)超聲體系或紫外光催化體系，且3種降解體系均遵從一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)規(guī)律。

c）在本實(shí)驗(yàn)選用的超聲頻率為60 kHz、聲強(qiáng)為0.233 W/cm2、TiO2投加量0.06 g/L、pH為4.0、H2O2濃度為19.59 mmol/L的條件下降解75 min后，超聲-紫外光協(xié)同催化體系對(duì)初始質(zhì)量濃度為0.96 mg/L的菲的降解率可達(dá)76.78%。

［1］孫玉川，沈立誠，袁道先. 表層巖溶泉水中多環(huán)芳烴污染特征及來源 解析［J］. 環(huán)境科學(xué)，2014，35（6）：2091 - 2098.

［2］高闖，張全，王繼鋒. 萘降解菌的篩選及其對(duì)多環(huán)芳烴的降解［J］. 化工環(huán)保，2015，35（1）：17 - 20.

［3］李貞燕，陳冰，平靜. 紫外光（UV）光解油田采出水中多環(huán)芳烴［J］. 環(huán)境工程學(xué)報(bào)，2014，8（6）：2267 -2270.

［4］Shirgaonkar I Z，Pandit A B. Sonophotochemical destruction of aqueous solution of 2，4，6-trichlorophenol［J］. Ultrason Sonochem，1998，5（2）：53 - 61.

［5］Cheng Zhiliang，Quan Xuejun，Xiong Yanqi，et al. Synergistic degradation of methyl orange in an ultrasound intensified photocatalytic reactor［J］. Ultrason Sonochem，2012，19（5）：1027 - 1032.

［6］Madhavan J，Kumar P S，Anandan S，et al. Ultrasound assisted photocatalytic degradation of diclofenac in an aqueous environment［J］. Chemosphere，2010，80（7）：747 - 752.

［7］Wang Rong-chi，Yu Chih-wen. Phenol degradation under visible light irradiation in the continuous system of photocatalysis and sonolysis［J］. Ultrason Sonochem，2013，20（1）：553 - 564.

［8］Yang Shewei，Sun Jian，Hu Yongyou，et al．Effect of vacuum ultraviolet on ultrasonic def l uorination of aqueous perf l uorooctanesulfonate［J］. Chem Eng J，2013，234：106 - 114.

［9］李文杰，洪添，胡勇有，等. VUV/US耦合深度處理印染廢水尾水的研究［J］. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2014，34（7）：1689 - 1695.

［10］程治良，全學(xué)軍，熊彥淇，等. 循環(huán)式超聲強(qiáng)化光催化降解雙酚A［J］. 化工環(huán)保，2013，33（2）：93 - 97.

［11］崔星，石建穩(wěn)，陳少華. TiO2光催化降解氣態(tài)污染物的影響因素研究進(jìn)展［J］. 化工進(jìn)展，2013，32（10）：2377 - 2386.

［12］張景臣. 納米二氧化鈦光催化劑［J］. 合成技術(shù)及應(yīng)用，2003，18（3）：32 - 36.

［13］Psillakis E，Goula G，Kalogerakis N，et al. Degradation of polycyclic aromatic hydrocarbons in aqueous solutions by ultrasonic irradiation［J］. J Hazard Mater，2004，108（S1/2）：95 - 102.

［14］Torres R A，Nieto J I，Combet E，et al. Inf l uence of TiO2concentration the synergistic effect between photocatalysis and high-frequency ultrasound for organicpollutant mineralization in water［J］. Appl Catal，B，2008，80（1/2）：168 - 175.

［15］張凌，楚紅英，常志顯，等. 超聲波光催化協(xié)同降解對(duì)甲基苯磺酸水溶液的機(jī)理研究［J］. 環(huán)境工程學(xué)報(bào)，2011，5（4）：819 - 824.

［16］Fujita M，Lévêque J M，Komatsu N，et al. Sonobromination of aromatic compounds based on the ultrasonic advanced oxidation processes［J］. Ultrason Sonochem，2015，27（1）：247 - 251.

［17］趙德明，史惠祥，雷樂成，等. US/UV協(xié)同催化氧化降解對(duì)氯苯酚的研究［J］. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2003，23（5）：588 - 592.

［18］吳鳳清，阮圣平，李曉平，等. 納米TiO2的制備，表征及光催化性能的研究［J］. 功能材料，2001，32（1）：69 - 71.

［19］劉新勇，林逢凱，胥崢. 紫外光-超聲波耦合降解鄰硝基苯酚水溶液的研究［J］. 安全與環(huán)境學(xué)報(bào)，2008，8（2）：61 - 64.

［20］李貞燕，陳冰. 納米二氧化鈦光催化氧化油田采出水中萘和芴的影響因素分析［J］. 環(huán)境工程學(xué)報(bào)，2015，9（5）：2106 - 2112.

（編輯 葉晶菁）

Degradation of phenanthrene in water by US-UV synergetic catalytic system

Li Zhangliang1，Rao Yanying1，Huang Jianhui1，Yang Xiaoqiang2，Sun Ni1，Lü Peiqi2
（1. Fujian University Key Laboratory of Ecological Environment and Information Atlas， Fujian Provincial Key Laboratory of Ecology-toxicological Effects and Control for Emerging Contaminants，College of Environmental and Biological Engineering，Putian
University，Putian Fujian 351100，China；2. Xiamen Sino-Tech Testing Technology Co. Ltd.，Xiamen Fujian 361100，China）

Phenanthrene in water was degraded by ultrasonic wave （US）-ultraviolet light （UV） synergetic catalytic system with TiO2nanoparticles as catalyst. The factors affecting phenanthrene degradation were investigated. The order of degradation rate on different kinds of TiO2was as follows：anatase TiO2＞ P25 TiO2＞ rutile TiO2. The phenanthrene degradation rate on US-UV synergetic catalytic system was greater than that of single US or UV photocatalytic system，their degradation processes all followed the pseudo-first order kinetics. Under the conditions of ultrasonic frequency 60 kHz，sound intensity 0.233 W/cm2，TiO2amount 0.06 g/L，pH 4.0，H2O2concentration 19.59 mmol/L，initial phenanthrene mass concentration 0.96 mg/L and reaction time 75 min，the degradation rate of phenanthrene reached 76.78%.

polycyclic aromatic hydrocarbon （PAHs）；phenanthrene；ultrasonic wave；ultraviolet light；catalyst；TiO2；synergetic effect；degradation

X703.1

A

1006-1878（2017）04-0409-06

10.3969/j.issn.1006-1878.2017.04.007

2016 - 10 - 22；

2017 - 04 - 04。

李章良（1975—），男，福建省仙游縣人，碩士，副教授，電話 13515926755，電郵 lizhangliang@sohu.com。

福建省自然科學(xué)基金面上項(xiàng)目（2016J01068）；福建省教育廳科技重點(diǎn)項(xiàng)目（JA14273）；國家級(jí)大學(xué)生創(chuàng)新創(chuàng)業(yè)訓(xùn)練計(jì)劃項(xiàng)目（201511498003）。