随着规模化养殖业的高速发展,大量畜禽的排泄废弃物已成为影响我国环境质量的重要污染源之一[1]。我国大力发展的沼气技术是治理畜禽养殖场粪污最有效的途径之一[2]。但是,目前环境中仍然存在众多本底As含量较高、As污染较为严重、含砷饲料及添加剂使用频繁的地区,其畜禽排泄粪污中As含量都较高。以此为原料进行厌氧发酵产沼气,其中大部分As元素仍然保留在污泥中[3]。

目前在我国养殖业中,由于砷化合物(如洛克沙胂、阿散酸等)具有抗寄生虫病效果好、促进动物生长发育快、同时具有高效快速改善动物产品品质等多种优点,目前被频繁作为饲料添加剂使用。我国现行的 《中华人民共和国饲料卫生标准》中明确规定,畜禽浓缩类饲料和配合类饲料中总砷的允许添加量分别为不大于2.0和10.0 mg/kg[4],而动物并不能完全吸收,因此饲料中的大部分As元素通过畜禽粪尿排出体外。彭昌军等[5]研究发现沼液中总砷(T-As)质量浓度为84.09 μg/L,三价砷As(Ⅲ)质量浓度为37.75 μg/L,五价砷As(Ⅴ)质量浓度为46.34 μg/L。

当前环境中常见As按其形态可分为有机砷和无机砷,在空气、土壤、沉积物和水中的主要砷化物有三氧化二砷(As2O3)或As(Ⅲ)、As(Ⅴ)、一甲基胂(MMA)和二甲基胂(DMA)[6];在海产品中则主要以胂甜菜碱(AsB)和胂胆碱(AsC)的形式存在[7],主要As形态的化学结构式如图1所示。它们的毒性大小依次为:As(Ⅲ)、As(Ⅴ)、MMA、DMA、AsC、AsB。很显然无机砷的毒性较大,有机胂的毒性较小,而AsC和AsB通常被认为是无毒[8]。

  

图1 As形态的结构式Fig.1 Structures of arsenic species

在厌氧发酵过程中,由于有关微生物的作用,有机质发生吸附-解吸、分解、离子交换等反应,As的形态会相应发生改变,从而增加危害食物链和污染环境的风险。因此,在厌氧发酵条件下,探究污泥中As形态的变化具有重要意义[9]。

措施二：对基坑周边进行限载，限制基坑两侧重型运输车辆通行；加强现场施工组织管理，合理组织施工节拍，形成流水作业，在具备基坑封底条件下，及时完成底板施作，负二层侧墙、中板、负一层侧墙、顶板施工紧密衔接。

1）树立资源为先的战略，千方百计打造稳定的低硫燃油资源供应渠道。低硫燃油资源的稳定供应直接关系到船舶在港口的合规运营，随着国际海事组织2020低硫政策临近，船供油公司传统的高硫燃油资源渠道将发生根本性变化，多年合作的供应商目录将出现很大变动。船供油公司不仅需要寻找新的低硫燃油供应商，还需要在信用政策、操作流程、风险管理以及商业模式等方面进行全面调整，务必要在1年内重新打造并优化供应渠道，时间非常紧张，任务非常艰巨。

以大型沼气工程厌氧发酵池中的污泥为研究对象,通过模拟高温厌氧干发酵,利用微波消解、萃取预处理,高效液相色谱-原子荧光联用仪(HPLC-AFS)和电感耦合等离子体-发射光谱技术(ICP-OES)等分析手段,探究在发酵条件下活性污泥中As的形态转化特征,为后续污泥处理、重金属处理及环境保护方面提供重要参考价值。

1 材料与方法

1.1 实验污泥

厌氧污泥取自江苏东台某猪场大型沼气工程,含水量为85%,新鲜的污泥试样用塑料容器密封后于4 ℃冰箱中保存。污泥各项指标见表1。

 

表1 污泥基本指标Table 1 The basic indicators of the sludge

  

COD3001 62±28 40ρ(TN)/(mg·L-1)1528 14±22 57ρ(TP)/(mg·L-1)67 51±2 05ρ(NH3⁃N)/(mg·L-1)1143 83±2 70ρ(As(Ⅴ)/(μg·L-1)0 36±0 03ρ(MMA)/(μg·L-1)0 12±0 01ρ(DMA)/(μg·L-1)0 42±0 03ρ(T⁃As)/(μg·L-1)0 93±0 05pH8 64±0 12

注：COD为化学需氧量,TN为总氮,TP为总磷,NH3-N为氨氮；表中数值为平均值±标准误差(n=3)。

1.2 实验仪器及试剂

YXQ-LS-50A型立式压力蒸汽灭菌锅,上海博讯实业有限公司医疗设备厂;GXZ-9410MBE型电热鼓风干燥箱,上海博讯实业有限公司设备厂;ZQZY-C型三层组合式振荡培养箱,上海知楚仪器设备有限公司;JJ-2组织捣碎匀浆机,常州国华电器设备有限公司;MDS-6型温压双控微波消解/萃取仪,上海新仪微波化学科技有限公司;HPLC-AFS 9600型高效液相原子荧光联用仪,北京海光仪器公司;ICAP-6300型电感耦合等离子体发射光谱仪,美国Thermo-Fisher公司。

当测定As的混合标准溶液时,4种As形态可以完全分离,如图2(a)所示。而AsB无法直接与NaBH4等发生反应生成气态As氢化物,需要通过消解的方式将其转化成易生成氢化物的无机形态,实验中使用在线紫外氧化系统和K2S2O8氧化剂对试样进行在线消解氧化,出峰情况如图2(b)所示。由图2(b)可知：AsB峰与As(Ⅲ)峰重叠,因此通过使用有无紫外氧化程序的差异来对AsB进行定量。

1.3 仪器参数与色谱条件

分别称取4份已经均匀添加了20 μg/g(以干污泥含量计)外源DMA标准溶液的100 g污泥放入各自300 mL三角瓶中,通入N2除去空气后密封置于振荡培养箱中,在高温(52±2) ℃条件下连续发酵0、1、5、10 d。待各自发酵完成后,将三角瓶中的污泥全部取出,在100 ℃条件下烘干12 h,进行粉碎至100 μm,并利用0.25 mol/L H3PO4作为萃取剂进行微波萃取,所得萃取液经过滤、定容后由HPLC-AFS测定形态As。T-As则由微波消解、定容后利用ICP-OES进行测定，结果见图4。

为了有效地将各类As形态从污泥试样中萃取出来,而又确保其在萃取液中保持较为原始的状态,萃取剂的选择至关重要。实验采用甲醇和水的混合溶液(体积比1∶1)和0.25 mol/L H3PO4作为萃取剂,利用微波萃取法萃取污泥中不同形态的As。不同萃取剂对As回收率的影响如图3所示。H3PO4作为萃取剂在对As形态的萃取中回收率明显优于水和甲醇的混合溶液,主要原因在于H3PO4的化学结构与As的化学结构较为相似,有利于As的萃取。最终实验选择0.25 mol/L H3PO4作为萃取剂。

1开放式的建筑学专业教室是通过一连串的空间作为主要个体的教学空间类型，具有通透不间断的大空间特点，为不同班级的学生进行学习交流提供了便利，是适合低年级学生学习的专业教室空间。

电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES)条件:还原剂为0.4%NaOH和1.0%KBH4的混合溶液;试样提升速率1.0 mL/min。仪器分析条件见表2。

有研究表明，消费者学习是价值共创中的重要一环而网络口碑是消费者获取品牌知识的主要途径，消费者对产品了解越多，他们参与价值共创的意愿就越高。消费者参与价值共创的前提条件是价值共创行为可以满足其自我表达的需要，而网络口碑则是消费者通过使用社交媒体和在线社区等社交技术来表达自我概念并与他人分享经验和信息，如果越多的消费者在社交网络中分享他们对品牌产品信息的了解，那么企业与顾客之间的关系质量就越好，并最终提高消费者参与价值共创的意愿。可见，网络口碑对消费者参与品牌价值共创产生正向的影响。同时，结合上述H1和H2产生以下假设，H3：网络口碑在农业品牌真实性与顾客价值共创意愿之间起到中介作用。

 

表2 ICP-OES和HPLC-AFS的操作条件Table 2 Operating conditions for ICP-OES and HPLC-AFS

  

ICP⁃OESHPLC⁃AFS参数设定值参数设定值功率/W1150光电倍增管负高压/V280辅助气流速/(L·min-1)0 5原子化器高度/mm10冲洗泵速/(r·min-1)50主电流/mA15分析泵速/(r·min-1)50载气流量/(mL·min-1)300泵延迟时间/s5屏蔽气流量/(mL·min-1)900试样冲洗时间/s30A泵转速/(r·min-1)80重复测量次数3B泵转速/(r·min-1)80

1.4 实验方法

精确称取0.2 g干污泥于聚四氟乙烯消解罐中,分别加入5 mL HNO3和2 mL H2O2并静置一段时间,随后组装放入微波消解系统中按设定程序进行微波消解,静置冷却后用10% (体积分数) HNO3溶液定容至25 mL,混匀后利用ICP-OES测定T-As含量[13]。

1.5 预处理方法

1.5.1 微波消解

分别称取4份已经均匀添加了20 μg/g(以干污泥含量计)外源DMA标准溶液的100 g污泥放入各自300 mL三角瓶中,随即通入N2以除去三角瓶中的空气并置于恒温培养箱中,连续高温(52±2) ℃发酵。待发酵0、1、5、10 d后,将三角瓶中的污泥全部取出,并置于100 ℃烘箱中烘干12 h,再粉碎至100 μm,作为试样进行后续的T-As及形态分析。

1.5.2 微波萃取

精确称取0.1 g的干污泥于聚四氟乙烯萃取罐中,加入萃取剂5 mL,盖好安全阀后将萃取罐放入微波消解/萃取系统中,按设定程序进行微波萃取,萃取完成后将萃取液以3 000 r/min离心20 min,随后取上清液过0.45 μm滤膜,利用HPLC-AFS测试分析As形态。

1.6 气态As回收实验

利用0.01 mol/L KMnO4(3% H2SO4)溶液对发酵过程中产生的气体进行气态As回收试验。待发酵实验结束后,通过滴加3 mol/L NH3OHCl直至回收液中深紫色完全消失,随即用去离子水定容到50 mL,利用ICP-OES测定其中T-As含量。

2 结果与分析

2.1 HPLC-AFS测定As形态

As(As(Ⅲ)、As(Ⅴ)、MMA、DMA和AsB)标准液,国家标准试剂中心;浓HCl、NaBH4、双氧水、无水甲醇等试剂均为分析纯。

2.2 萃取剂的选择

HPLC-AFS配备紫外氧化系统,As形态的分离发生在250 mm×4.1 mm 的Hamilton PRP-X100 色谱柱中。在紫外氧化系统中,质量分数为2%的K2S2O4溶液在流速为0.36 mL/min条件下进行砷化物的氧化。然后与还原剂(5 g/L NaOH 和10 g/L NaBH4)和载流(5% HCl)的混合溶液发生反应，产生挥发性的砷氢化物后,由原子荧光光谱仪(AFS)进行检测[11-12]。

2018年10月22-25日，习近平总书记亲临广东视察并发表重要讲话，对我省工作提出了深化改革开放、推动高质量发展、提高发展平衡性和协调性、加强党的领导和党的建设等方面工作要求。按照省委部署，省农垦集团党组把学习贯彻习近平总书记视察广东重要讲话精神作为首要政治任务，要求垦区各级深入学习贯彻，确保习近平总书记视察重要讲话精神在垦区落地生根，开花结果。

2.3 添加外源DMA进行高温厌氧干发酵

  

图2 HPLC-AFS测定As形态的出峰图Fig.2 Chromatograms of HPLC-AFS for arsenic state

  

图3 不同萃取剂对As萃取回收率的影响(n=3)Fig.3 Effects of different extraction reagents onextraction recovery of arsenic (n=3)

高效液相色谱(HPLC)条件:Hamilton PRP-X100 色谱柱(250 mm×4.1 mm,10 μm);流动相15 mmol/L(NH4)2HPO4溶液;载流为5% (体积分数) HCl;还原剂为5 g/L NaOH 和10 g/L KBH4;进样体积100 μL;流速1.0 mL/min[10]。仪器分析条件见表2。

3.创新力不足，科研水平低。在科研方面，除对枸杞和甘草投入大量经费开展较为系统研究外，对其他药材的研究开展较少，且仅停留在种植养护方面。现有省份虽建立了“当归”等种植炮制等规范标准，但大多数药材目前还没有开展此类工作；除陕西外，其他省份的《中药材标准》和《中药饮片标准》还停留在上世纪70-80年代水平，《中药饮片炮制规范》至今普遍缺乏。成药研发工作几乎未开展，其他相关产品的研发工作也乏力，具有独特的民族药（蒙药、藏药）的研究工作更是举步不前。

  

图4 添加外源DMA发酵后As形态转化Fig.4 The transformation of arsenic in sludge with DMA addition

由图4可知:随着发酵时间延长,污泥中的T-As和外源DMA含量都逐渐减少,经10 d发酵后,T-As质量分数下降了25.7%;As(Ⅴ)在发酵过程中含量增加,在发酵前5 d增加量较小,而在5 d之后增加较快;但MMA含量在1天内明显减少,之后基本保持平稳;AsB含量在第1天内迅速增长,但之后持续减少,在第10天时接近于零。

通过以上结果可以发现,在发酵初期,DMA在微生物作用下部分转化为As(Ⅴ)、MMA和AsB,但发酵1 d之后AsB含量快速减少。由此可以推断出在厌氧发酵过程中,由于厌氧微生物的代谢或解毒作用可能将DMA转化为AsB,进一步甲基化生成三甲基胂,由于三甲基胂的沸点为52 ℃,因此会随沼气逸出，如图5所示,这也是造成T-As下降的原因[14]。

  

图5 厌氧发酵中DMA的胂形态转化Fig.5 The transformation of DMA in anaerobic fermentation

2.4 T-As减少的实验验证

实验中采用0.01 mol/L KMnO4(3% H2SO4)溶液对高温厌氧干发酵过程中产生的沼气中的气态胂进行回收,待各自发酵实验结束后通过滴加3 mol/L NH3OHCl直至吸收液中深紫色完全消失,随后将溶液定容至50 mL,利用ICP-OES测定其中T-As含量，结果见表3。

(3)Fenton氧化+Ca(OH)2预处理有助于提高纳滤膜通量，改善产水品质，延长纳滤膜的使用寿命。

由表3可知:在高温厌氧发酵过程中,添加外源DMA后污泥中T-As含量随发酵时间不断减少(从19.8到14.7 μg/g)的同时,KMnO4吸收液中T-As含量逐渐增多,由发酵1 d时的6.8 ng/g增大到10 d时的1 029 ng/g。从吸收液中T-As含量的不断增加可知:在添加外源DMA的厌氧发酵实验中T-As含量的减少,是由于在高温发酵条件下,一部分的气态胂随厌氧发酵产生的沼气排出,而气态胂则是沸点为52 ℃的三甲基胂。同时,KMnO4吸收液中T-As含量小于发酵过程中T-As的损失量,原因在于发酵过程中高温水蒸气随沼气排出时遇到低温收集管道冷凝成水珠、而水珠中溶解了部分气态胂;另外,气态胂随沼气气泡排出时没有与KMnO4吸收液充分接触、从而并没有被完全吸收。

 

表3 T-As含量减少随发酵时间的变化Table 3 The content of T-As change with the fermentation time

  

发酵天数/d污泥中T⁃As含量/(μg·g-1)发酵中损失T⁃As含量/(ng·g-1)吸收液中T⁃As含量/(ng·g-1)019 8——119 53006 8(2 3%)515 54300771(17 9%)1014 751001029(20 1%)

注：()内的数值为吸收液中T-As对发酵过程中损失T-As质量比。

Bissen等[15]研究发现在厌氧的条件下,微生物通过甲基化的作用形成有机胂化物,从而转移到大气中。Meyer等[16]研究表明:在中温或高温的条件下,最易产生气态的甲基胂,同时高温条件也最适合甲基砷的挥发。这与本文中气态胂吸收验证实验所得结论吻合。

3 结论

通过典型外源DMA的添加,以及不同厌氧发酵时间下As的形态测定,考察了DMA形态的转化途径。实验结果说明,在厌氧发酵条件下,由于微生物的作用,DMA与As(Ⅴ)可以相互转化,并且在发酵过程中少许MMA也可以转化成As(Ⅴ);实验中由于气态胂化物的产生从而造成T-As含量的降低。说明在微生物的作用下,气态胂挥发是降低发酵残留物中As浓度的一个重要途径。

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