电子束辐照对土霉素菌渣理化性质的影响

冀 东，熊 强,2，李元岗，苏晓书，宋旺旺，崔硕垚

(1.中核第四研究设计工程有限公司，河北 石家庄 050011；2.南华大学 资源环境与安全工程学院，湖南 衡阳 421001)

我国是世界上土霉素药物(属于发酵类抗生素药物)生产和出口大国，年产十余万吨，占世界产量的50%以上。土霉素菌渣是经过微生物发酵提取后剩余的固体废物，主要成分包括菌体、未利用的培养基、发酵过程的代谢产物以及残留的抗生素和抗生素抗性基因等[1]，其产生量约为土霉素产量的8～10倍。鉴于土霉素菌渣中含有残留的抗生素和抗生素抗性基因，在2008年已被列入《国家危险废物名录》，若不对其妥善处理，菌渣中残留的抗生素会造成抗菌性菌群的富集及抗性基因的演变和传播，从而导致“超级细菌”出现[2-4]。

目前抗生素菌渣的处理技术主要包括焚烧、填埋、堆肥、厌氧消化等物理化学方法[5-6]，但均存在抗生素降解不彻底、处理成本高、二次污染风险等问题。辐照技术作为国际原子能机构(IAEA)在环保领域推荐的应用技术之一，已在废水处理、固废处置领域取得了长足的进步，辐照技术相比常规处理技术具有适用性强、处理速度快、无二次污染等优势，为辐照技术在抗生素菌渣处理中的应用打开了新的技术方向。国内外学者针对红霉素、头孢菌素等菌渣[7-8]的辐照处理已开展了大量研究工作，研究表明，辐照技术可有效去除菌渣中残留的抗生素和抗生素基因，但针对辐照处理后菌渣的理化性质变化情况，以及是否满足我国现行标准要求鲜有研究。因此，选取我国生产量较大的土霉素菌渣作为研究对象，在分析辐照技术对菌渣中土霉素降解的基础上，探讨土霉素菌渣辐照前、后理化性质变化情况，并与现行标准进行对比分析，以期对抗生素菌渣的无害化处理和资源化利用提供理论支撑。

1 实验部分

1.1 材料与仪器

土霉素菌渣：河北省某制药厂；电子加速器：北京某辐照技术公司提供，加速器能量为10 MeV、电流为1.2 mA，加速器束下装置传运速度为3.3 m/min，循环辐照一圈的剂量为5 kGy；1290-6460型液相色谱质谱仪(LC-MS)、8890型气相色谱质谱仪(GC-MS)、7700型电感耦合等离子质谱仪(ICP-MS)：安捷伦科技(中国)有限公司；傅里叶变换红外光谱仪：型号FTIR650，沈阳科晶自动化设备有限公司；ICS-5000型异烟酸-巴比妥酸光谱仪、ICS-1100型离子色谱仪：美国Thermo Fisher。

1.2 辐照

土霉素菌渣样品均匀抹平铺在无盖的塑料盒(24 cm×16 cm×7.5 cm)中，厚度设置为2 cm，误差控制在1 mm。将塑料盒布放在加速器束下装置的轨道托盘(80 cm×60 cm×20 cm)中，通过输送轨道将样品传运至加速器扫描窗口下进行循环辐照，辐照剂量选取20、50、100、150、200 kGy五个梯度，待达到预定的辐照剂量时取样，每个样品设置2个平行样，取其测量结果平均值进行分析。

1.3 检测分析方法

1.3.1土霉素检测 采用液相色谱质谱仪进行测定，检测方法参照 EPA Method 1694—《Pharmaceuticals and personal care products in water, soil, sediment, and biosolids by HPLC/MS/MS》[9]。色谱条件：色谱柱为C18(150 mm×2.1 mm×5 μm)，柱温为30 ℃，流速为300 μL/min，进样量为5 μL。质谱条件：电喷雾离子源，气帘气为11 L/min，喷雾电压4 000 V，温度为350 ℃，压力为45 psi。

1.3.2有机物变化 采用气相色谱质谱仪进行分析，色谱条件：色谱柱HP-AMS 30 m×0.25 mm×0.25 mm，流量为1 mL/min，分流比为5∶1，分流量为5 mL；升温过程：初始温度40 ℃保持2 min，以15 ℃/min的升温速率升至150 ℃；150 ℃保持5 min，以10 ℃/min的升温速率升至290 ℃；290 ℃保持8 min。质谱条件：离子源EI，温度230 ℃，电子能量70 eV，传输线温度280 ℃，采集模式全扫描，质量扫描范围m/z：35～450 u，扫描速度：1 562 u/s，步长：0.1。

1.3.3重金属元素 采用电感耦合等离子质谱仪进行测定。菌渣样品按照《固体废物—浸出毒性浸出方法—硫酸硝酸法》(HJ/T299-2007)[10]的方法进行消解，消解后进行重金属元素的检测。

1.3.4无机阴离子 氰根离子采用异烟酸-巴比妥酸光谱法测定，样品按照HJ/T299-2007方法进行消解；其他无机阴离子采用离子色谱法进行测定。

1.3.5pH 参照《固体废物腐蚀性测定—玻璃电极法》(GB/T 15555.12-1995)[11]。

1.3.6傅里叶红外光谱 采用傅里叶变换红外光谱仪进行检测。首先将菌渣样品放置于105 ℃的烤箱中烘干至衡重，然后按照180∶1(KBr：干燥土霉素菌渣样品)混合研磨，在压片机上加压成模，将透明薄片卡入FTIR样品槽中进行扫描，检测波数范围为400～4 000 cm-1。在傅里叶红外光谱仪中常用波数表示光谱范围，单位为cm-1，波数与波长互为倒数，波数表示在波传播方向上单位长度内的波周数目。

1.3.7工业分析 参照《煤的工业分析方法》(GB/T 212-2008)[12]进行测定，首先将菌渣鲜样和辐照后的样品在70 ℃下烘干，碾磨后过60目筛，然后进行水分、挥发分、灰分和固定碳的测定。

2 结果与讨论

2.1 菌渣中土霉素辐照降解效果

菌渣中土霉素初始浓度为2 070 mg/kg，分别经20、50、100、150、200 kGy吸收剂量辐照后，菌渣中土霉素浓度依次降低至1 250、1 150、875、620、490 mg/kg，去除率分别为39.61%、44.44%、57.73%、70.92%、76.33%。吸收剂量与土霉素的降解关系示于图1。由图1可知，随着吸收剂量增加，土霉素含量逐渐降低，但降低的速率逐渐变缓。当吸收剂量从0 kGy增长到20 kGy时，土霉素的去除率达到39.61%；而吸收剂量由150 kGy增长到200 kGy时，土霉素的去除率仅增加5.41%。从上述结果可知，辐照技术可有效降解菌渣中的土霉素，但随吸收剂量的增加土霉素的降解速率逐渐降低。

图1 吸收剂量与土霉素的降解关系Fig.1 The relationship between dose and degradation of oxytetracycline

2.2 土霉素菌渣辐照降解过程有机物变化

鉴于部分学者已对土霉素菌渣中的多环芳烃(PAHs)进行过系统分析[16-17]，其结果低于国家危险废物鉴别标准(GB 5085.6-2007)中规定的多环芳烃的物质含量，因此应用傅里叶红外光谱和气相色谱质谱对土霉素菌渣有机物辐解的过程变化进行分析。

图2 不同吸收剂量的傅里叶红外光谱图Fig.2 FTIR spectra of oxytetracycline residue at different absorbed doses

2.2.2气相色谱质谱分析 采用气相色谱质谱法对未辐照和吸收剂量为100 kGy的两组样品进行有机物变化分析，总离子流图示于图3和图4。

图3 土霉素菌渣原样的总离子流图Fig.3 Total ion current diagram of irradiated oxytetracycline residue

图4 吸收剂量100 kGy土霉素菌渣的总离子流图Fig.4 Total ion current diagram of oxytetracycline residue with absorbed dose of 100 kGy

对比图3和图4可知，未辐照样品中色谱峰位置主要出现在保留时间为3～12 min和19～21 min的范围内；经过100 kGy吸收剂量辐照后的样品在3～12 min范围内出现的色谱峰略微减少，但在15～30 min的范围内出现了大量新的色谱峰。由此可知，在经过辐照处理后，土霉素菌渣中有大量新的有机物生成，主要由含有不饱和键的有机物与电子束产生的活性粒子反应所致。

鉴于本次实验过程中选用的GC-MS谱库数据有限，按照离子流图仅匹配几种高丰度色谱峰所对应的有机物，其中未辐照样品中4.956 min处出现的高丰度响应色谱峰确定为4-羟基-4-甲基-2-戊酮；100 kGy吸收剂量的辐照样品中4.956 min、19.792 min和20.967 min处出现的色谱峰分别对应4-羟基-4-甲基-2-戊酮、十五烷酸和十六烷酸。辐照前、后高丰度色谱峰对应的有机物列于表1。由表1可知，辐照后样品中新的有机酸生成，主要是由于土霉素菌渣中有机物与产生的活性粒子发生反应产生羧基所致。另外对照《危险废物鉴别标准—浸出毒性鉴别》(GB 5085.3-2007)和《危险废物鉴别标准—毒性物质含量鉴别》(GB 5085.6-2007)，上述物质均未列出。

2.3 辐照对理化性质影响

2.3.1化学特性 抗生素菌渣的化学特性分析对其资源化利用有重要意义，菌渣的化学特性和pH辐照前、后的变化情况列于表2。从测定结果可知，土霉素菌渣原样中挥发分较高(75.41%)，水分和灰分均较低，分别为3.02%和9.58%，其中挥发分含量高表示菌渣中有机物含量高，这与菌渣中主要由剩余培养基、菌丝体和有机代谢产物组成有关；灰分含量少，表明土霉素菌渣经过热处理后可达到很好的减容效果。经过辐照后，土霉素菌渣中的挥发分有所下降，水分和灰分有所升高，这主要是由于土霉素菌渣中部分有机物经辐照后发生降解，部分有机物发生矿化生成少量的CO2和H2O，但整体变化幅度较小。

表1 有机物定性测量Table 1 Qualitative results of organic matter

表2 辐照前和辐照后土霉素菌渣的工业分析和pHTable 2 Industrial analysis and pH value of oxytetracycline residue before and after irradiation

土霉素菌渣的初始pH为4.38，经辐照后pH有下降的趋势，主要是由于土霉素菌渣中部分有机物与产生的活性粒子发生反应，形成一定的有机酸所致，与表1给出的结论一致。对比《国家危险废物鉴别标准—腐蚀性鉴别》(GB 5085.1-2007)中规定限值(pH<2)，表明辐照后的菌渣未在腐蚀性物质鉴别范畴内。

表3 辐照前、后土霉素菌渣中重金属含量Table 3 Content of heavy metals in soil residue before and after irradiation

表4 辐照前后无机阴离子的含量Table 4 Content of inorganic anions before and after irradiation

在《危险废物鉴别标准—浸出毒性鉴别》(GB 5085.3-2007)中列出无机氟化物和氰化物两类物质控制限值，标准中规定浸出液中无机氟化物的浓度限值为100 mg/L，而检测出的氟离子浓度仅在5.66～6.43 mg/L之间；氰化物(以CN-计)的浓度限值为5 mg/L，在辐照过程中已完全降解，可判断土霉素菌渣在辐照后不具有氟化物和氰化物超标的危险特征。

3 结论与展望

鉴于抗生素菌渣的安全处置尚未有明确的标准规范，尽管电子束辐照土霉素菌渣在腐蚀性、浸出毒性方面均未超过现行标准，但其抗生素残留成分控制要求并未明确，因此未来需要推进抗生素残留的安全控制标准建设，才能判别辐照处理后是否能够达到无害化。经上述研究可发现，电子束辐照处理土霉素菌渣后仍含有大量有机物，资源化利用具有较大的潜力，但需与其他技术联合应用，发挥不同技术的优势，从而实现抗生素菌渣的无害化处理和资源化利用。