【正文】 青霉素菌渣能源化和肥料化的可行性分析 青霉素菌渣能源化的可行性分析華北制藥近年來通過對抗生素菌渣資源化的研究，得出抗生素菌渣發(fā)酵制沼氣這一資源化途徑。運用MatLab軟件編程建模，X取2000mg/kg，可得青霉素菌渣飼料化的成人和兒童的人體致敏量表征三維模型圖，見圖28和29。d）；——蛋、奶、水產(chǎn)品中的青霉素兒童人體暴露量（mg/kg青霉素菌渣飼料化過程大部分是經(jīng)口攝入，因此在衡量青霉素致敏量時主要參考青霉素口服藥臨床反應。表214 青霉素菌渣在成人暴露量中的貢獻值菌渣添加比例肉脂肪飲水總貢獻未處置處置80%未處置處置80%未處置處置80%未處置處置80%1%42%52%3%4%24%6%69%62%2%34%49%3%4%39%11%76%64%3%29%47%2%4%49%16%80%67%4%25%44%2%4%56%20%83%68%5%22%42%2%3%61%24%85%69%6%19%40%2%3%65%27%86%70%7%17%39%1%3%69%31%87%73%8%16%37%1%3%72%33%89%73%9%15%36%1%3%74%36%90%75%10%13%34%1%3%76%39%90%76%表215 青霉素菌渣在兒童暴露量中的貢獻值菌渣添加比例肉脂肪飲水總貢獻未處置處置80%未處置處置80%未處置處置80%未處置處置80%1%59%70%8%10%19%4%86%84%2%50%67%7%9%32%9%89%85%3%43%64%6%9%41%12%90%85%4%38%61%5%8%48%16%91%85%5%34%59%5%8%54%19%93%86%6%30%57%4%8%58%22%92%87%7%28%55%4%7%62%25%94%87%8%25%53%3%7%65%27%93%87%9%23%51%3%7%68%30%94%88%10%22%50%3%7%70%32%95%89%由圖22~圖25可知，不論菌渣是否經(jīng)過處置，肉類和脂肪中青霉素菌渣的貢獻比例均隨著菌渣添加比例的增加而減少，而飲用水中青霉素菌渣的貢獻比例則隨著菌渣添加比例的增加而增加。青霉素隨糞便施加到土壤中約有90%以上被土壤中的復雜體系降解，剩余10%會被淋洗至水體中[59]。4）奶、蛋、水產(chǎn)品中青霉素殘留量①牛奶：徐哲[55]等對106份牛奶進行檢測，；卞欣欣[56]等對新疆地區(qū)牛奶和雞蛋中抗生素殘留規(guī)律研究表明青霉素鉀在牛奶中的殘留規(guī)律為停藥1d后殘留量達到最高，；《動物性食品中獸藥最高殘留限量》中規(guī)定奶中最高允許殘留量標準4mg/kg。表26 雞肉中青霉素殘留量（mg/kg）菌渣添加比例雞肉中青霉素殘留量（未處置）雞肉中青霉素殘留量（處置80%）1%272%543%814%1085%135276%1627%1898%2169%24310%27054②豬肉中青霉素殘留量當豬飼料中青霉素菌渣添加比例為f時，每千克豬肉中的青霉素殘留量見式。d）。 暴露評價暴露評價是通過對危害因子的強度、暴露持續(xù)時間、暴露途徑、暴露人群的特征等信息進行測定、估算或預測的過程。青霉素性質不穩(wěn)定，受溫度、pH等因素影響較大，易分解成青霉噻唑酸和青霉烯酸。表22 青霉素菌渣與大豆餅常規(guī)營養(yǎng)成分及氨基酸含量對比[28],[30]營養(yǎng)成分大豆餅青霉素菌渣青霉素菌渣/大豆餅干物質DM（%）粗蛋白質CP（%）粗脂肪EE（%）粗纖維CF（%）無氮浸出物NFE（%）粗灰分Ash（%）鈣Ca（%）總磷P（%）精氨酸Arg（%）2組氨酸His（%）異亮氨酸He（%）亮氨酸Leu（%）賴氨酸Lys（%）蛋氨酸Met（%）胱氨酸Cys（%）1苯丙氨酸Phe（%）酪氨酸Tyr（%）蘇氨酸Thr（%）色氨酸Trp（%）纈氨酸Val（%）總能量（MJ/kg）（1）通過大豆餅和青霉素菌渣常規(guī)營養(yǎng)成分的對比可知青霉素菌渣的DM，CP，NFE，Ash，Ca，；青霉素菌渣的EE和CF分別占大豆餅的49%和71%，但均滿足GB/T59152008仔豬、生長肥育豬配合飼料和GB/T59162008肉用仔雞配合飼料的標準。因此有必要建立一套科學的風險評價以及風險管理體系，將各種處理處置工藝對人體和環(huán)境的風險影響明確化、定量化，通過全過程管理，降低抗生素殘留的環(huán)境風險，使抗生素菌渣能夠被有效的資源化利用，減輕企業(yè)的負擔，積極響應國家十二五規(guī)劃中“綠色發(fā)展，建設資源節(jié)約型、環(huán)境友好型社會”的倡導。（5）其他處理處置技術抗生素菌渣含有大量蛋白質、糖類、生長因子、粗纖維、維生素等營養(yǎng)物質，處理后可回收制備抗生素菌體發(fā)酵培養(yǎng)基循環(huán)利用[12][14]。但 直接進行安全填埋，會 造成資源浪費，且存在選址困難，運輸費用增加以及滲出液可能污染地下水、菌渣發(fā)酵產(chǎn)生的沼氣存在火災和爆炸隱患等問題。青霉素的結構見圖12?？股鼐看?，產(chǎn)量多，且含有大量的營養(yǎng)物質，脫水后具有很高的熱值，可資源化性強。目前抗生素菌渣的處理處置方式主要采用焚燒和填埋，這樣不僅造成了菌渣中大量營養(yǎng)物質的浪費，同時也大大增加了抗生素生產(chǎn)廠家的經(jīng)濟成本。據(jù)化學制藥工業(yè)協(xié)會統(tǒng)計，我國青霉素工業(yè)鹽產(chǎn)量10年間增長了475%；阿莫西林產(chǎn)量10年間增長了614%。⑤抗假單胞菌青霉素：如哌拉西林、羧芐西林、替卡西林等。同時，焚燒方法無法徹底去除菌渣中的重金屬。河北科技大學劉波文[19]利用青霉素菌渣為原料制備活性炭，活性炭的產(chǎn)率為15%~25%之間。（3）構建抗生素菌渣環(huán)境風險管理體系結合國家相關政策及抗生素菌渣的危害特性，利用軟件開發(fā)技術（Linux+Tomcat+Oracle+Java），構建出適于我國抗生素菌渣環(huán)境污染與健康管理的環(huán)境風險管理信息系統(tǒng)框架，為抗生素制藥菌渣的全過程管理和安全處置提供網(wǎng)絡信息平臺。 代謝利用分析飼料在動物體內(nèi)的代謝利用能力也是考察飼料可行性的重要指標。 劑量反應評估青霉素及其降解產(chǎn)物無致癌性，為有閾化合物，參考劑量按式計算[45]。圖21青霉素菌渣飼料化的人體暴露途徑 暴露量的計算方法（1）攝食途徑青霉素菌渣飼料化后，經(jīng)攝食進入人體的途徑有飲食攝入、土壤無意攝入和飲水攝入。d）肌肉50肝50腎50脂肪50奶4青霉素菌渣在畜禽飼料中添加比例的不同會導致人體的青霉素暴露量有所差異。表27 豬肉中青霉素殘留量（mg/kg）菌渣添加比例豬肉中青霉素殘留量（未處置）豬肉中青霉素殘留量（處置80%）1%432%863%1294%1725%215436%2587%3018%3449%38710%430862）脂肪中青霉素殘留量關于青霉素在動物脂肪中殘留的相關研究較少，本文在計算脂肪中青霉素殘留量時根據(jù)《動物性食品中獸藥最高殘留限量》中規(guī)定的動物脂肪中的青霉素殘留量（PDE3）50μg/kg體重由土壤肥料學通論可知，每畝耕層土地重150000kg。青霉素在水中經(jīng)吸附、光化學降解、生物降解以及其他非生物降解，在飲用水中無法檢出，很多學者認為如此低濃度的抗生素藥物不會危害人體健康[63]。d）；RfD——青霉素菌渣參考劑量（mg/kg楊志廣[72]觀察到一名19歲患者，連續(xù)服用3天青霉素V鉀片，每天三次，每次500mg，第三天出現(xiàn)過敏性休克。因此在進行菌渣添加比例和處置率的相關研究時，以兒童可承受的最大值作為人體健康風險的安全界限。 本章小結本章通過對青霉素菌渣在吸入、接觸、吸收等途徑中的人體暴露量進行分析，結合青霉素菌渣毒性和穩(wěn)定性特征等多重因素，對青霉素菌渣飼料化的人體健康風險進行了系統(tǒng)研究，研究結果表明：（1）當菌渣添加量由1%增加至10%時，青霉素菌渣未處置和處置80%后飼料化的成人健康風險值和兒童健康風險值均小于10－6，風險可忽略。Kumar等人[87]研究了青霉素在高等植物中的作用，結果發(fā)現(xiàn)500ppm青霉素可誘導水稻種子α淀粉酶等水解酶的形成，有助于菊花、水稻、大豆、向日葵等植物葉綠體色素的合成并抑制其降解，從而延長植物光合作用，提高作物產(chǎn)量；用1000ppm的青霉素處理綠豆莖插條可促進其莖葉的生長。菌渣處置率大于72%時，菌渣的最大添加比例可達到100%，此時的人體健康風險值小于106，風險可忽略。圖26 青霉素菌渣飼料化的成人健康風險評價模型圖27 青霉素菌渣飼料化的兒童健康風險評價模型由圖26和27可知成人和兒童風險值在不同菌渣處置率和添加比例下變化的趨勢，菌渣處置率越小，飼料中菌渣添加比例越大，兒童和成人風險值越大，相同條件下兒童風險值明顯高于成人風險值。因此，在菌渣添加比例為1%~10%，未處置和處置率為80%的青霉素菌渣飼料化導致的人體過敏風險均可忽略。 式中 K——風險比值；R0——青霉素菌渣處置率為0時的風險值（a1）；R80%——青霉素菌渣處置率為80%時的風險值（a1）。d)Ev11ΗTSP(mg/m3)Rv(m3/d)2010RBoBi91274EFO9191EFI274274（2）暴露量根據(jù)上述所取參數(shù)可計算出青霉素菌渣飼料化過程中不同添加比例時成人和兒童的暴露量，具體結果見表212，213。張麗君[52]研究表明1mg/g的青霉素在土壤中的降解速率約為7d，且降解大致符合線性規(guī)律。表28 青霉素在豬糞尿中的殘留量（mg/kg）菌渣添加比例豬糞尿中青霉素殘留量(未處置)豬糞尿中青霉素殘留量(處置80%)1%2%3%4%5%6%7%8%9%10%表28為青霉素菌渣不同添加比例時，青霉素在豬糞尿中的殘留量。1）肉類中青霉素殘留量青霉素菌渣飼料化過程中，青霉素在肉類中的殘留量以雞肉和豬肉為例進行計算，取二者計算結果中最大的殘留量為后續(xù)模型計算的基準。但對于青霉素菌渣而言，直接接觸途徑主要是通過土壤與皮膚接觸進入人體。FAO/ 危害識別危害識別主要是確定對人群產(chǎn)生有害效應的環(huán)境因素并估計其強度。將青霉素菌渣中重金屬含量與GB130782001中規(guī)定的重金屬最大允許量對比，具體見表21。 抗生素菌渣處理處置難點通過對抗生素菌渣各種處置技術的綜合比較可知，所有處置技術的難點都與菌渣中抗生素殘留有關?？股責o害化處理后按適當比例作為動物飼料添加劑可增加禽畜抗病能力，提高禽畜產(chǎn)品產(chǎn)量。青霉素鉀或鈉極易溶于水，水解率隨溫度的升高而加速，最終水解產(chǎn)物為無抗菌活性的青霉烯酸和青霉素噻唑酸，兩者可使溶液的pH值降低，促進青霉素的進一步水解。圖11 青霉素菌渣生產(chǎn)工藝流程圖 青霉素菌渣的性質青霉素菌渣是青霉素發(fā)酵的副產(chǎn)物，含水率高、成分復 雜，由少量青霉素、重金屬、發(fā)酵菌菌 體、多環(huán)芳烴等有機物組成。所構建的水生生態(tài)風險評價模型可通過菌渣中青霉素殘留量、青霉素在水中的停留時間和廢水中青霉素的處置率計算出青霉素菌渣能源化和肥料化過程的水生生態(tài)風險表征值。評價結果表明青霉素菌渣在能源化和肥料化過程中對陸生生態(tài)和水生生態(tài)的風險均很小，可忽略。 青霉素菌渣的產(chǎn)生及性質 青霉素菌渣的產(chǎn)生青霉素產(chǎn)生于菌種發(fā)酵工藝后期，發(fā)酵液過濾后，青霉素由后續(xù)工藝結晶提純，而過濾所得的濾渣即為青霉素菌渣，具體的產(chǎn)生流程見圖11。青霉素鈉在pH為6~7時穩(wěn)定性最好，脫離此pH范圍均會使β內(nèi)酰胺環(huán)斷裂，最終導致青霉素鈉分解[3]。吳萍等[10]以廢菌渣為主要原料，利用釀酒酵母和黑曲霉兩菌株進行混合固態(tài)發(fā)酵，%的粗蛋白質。上述技術對抗生素菌渣中的可利用資源進行了提取和循環(huán)利用，但由于受工藝條件、提取率較低、二次污染等原因的限制，使得這些技術目前還難以實現(xiàn)工業(yè)化。 衛(wèi)生安全性分析青霉素菌渣中不含有惡唑烷硫酮、氰化物、異硫氰酸酯、游離棉酚等其他有害物質，可能含有的有害物質只有重金屬，因此，在對其進行衛(wèi)生安全性分析時，主要側重于重金屬含量是否在安全范圍內(nèi)。 青霉素菌渣飼料化的人體健康風險評價本文在對青霉素菌渣飼料化進行人體健康風險評價時主要通過對青霉素菌渣飼料化過程進行危害識別，結合青霉素毒理性實驗成果進行劑量反應評估，然后對經(jīng)口攝入、皮膚接觸（土壤）、吸入土壤顆粒物等暴露途徑中涉及的人體暴露量