高级搜索

抗生素发酵制药工程中异味的特征与关键污染物识别

,  ,  ,  ,  , 

downloadPDF

上一篇

下一篇

杨晓芳, 焦茹媛, 朱新梦, 赵秀梅, 于建伟, 王东升. 抗生素发酵制药工程中异味的特征与关键污染物识别[J]. 环境工程学报, 2020, 14(8): 2020-2029. doi: 10.12030/j.cjee.202005121
引用本文: 杨晓芳, 焦茹媛, 朱新梦, 赵秀梅, 于建伟, 王东升. 抗生素发酵制药工程中异味的特征与关键污染物识别[J]. 环境工程学报, 2020, 14(8): 2020-2029. doi: 10.12030/j.cjee.202005121
shu
YANG Xiaofang, JIAO Ruyuan, ZHU Xinmeng, ZHAO Xiumei, YU Jianwei, WANG Dongsheng. Profiling and identification of fermentation odorants from industrial production of antibiotics[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(8): 2020-2029. doi: 10.12030/j.cjee.202005121
Citation: YANG Xiaofang, JIAO Ruyuan, ZHU Xinmeng, ZHAO Xiumei, YU Jianwei, WANG Dongsheng. Profiling and identification of fermentation odorants from industrial production of antibiotics[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(8): 2020-2029. doi: 10.12030/j.cjee.202005121
shu

抗生素发酵制药工程中异味的特征与关键污染物识别

  • 1.

    中国科学院生态环境研究中心，环境水质学国家重点实验室，北京 100085

  • 2.

    中国科学院生态环境研究中心(义乌)长三角中心，义乌 322000

  • 3.

    中国科学院大学，北京 100049

  • 4.

    华北制药股份有限公司环保部，石家庄 050015

  • 5.

    中国科学院生态环境研究中心，饮用水科学与技术重点实验室，北京 100085

    • 作者简介: 杨晓芳(1981—)，女，博士，副研究员。研究方向：异味污染识别与防控技术。E-mail：xfyang@rcees.ac.cn
    通讯作者: 王东升(1970—)，男，博士，研究员。研究方向：环境水质学。E-mail：wgds@rcees.ac.cn
  • 基金项目:
    环境模拟与污染控制国家重点联合实验室(中国科学院生态环境研究中心)专项课题(19Z01ESPCR)

  • 中图分类号: X703

Profiling and identification of fermentation odorants from industrial production of antibiotics

  • 1.

    State Key Laboratory of Environmental Aquatic Chemistry, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China

  • 2.

    Yangtze River Delta Branch, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Yiwu 322000, China

  • 3.

    University of Chinese Academy of Science, Beijing 100049, China

  • 4.

    Department of Environment, North China Pharmaceutical Co. Ltd., Shijiazhuang 050015, China

  • 5.

    Key Laboratory of Drinking Water Science and Technology, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China

    • Corresponding author: WANG Dongsheng, wgds@rcees.ac.cn

摘要

  • 摘要: 抗生素原料药在生产过程中产生异味污染引发的民众投诉增多，逐渐成为发酵制药企业亟需解决的污染治理难点。以红霉素、四环素和泰乐菌素3种抗生素原料药的发酵生产过程为例，通过采用感官评价、电子鼻、气相离子迁移谱和气相质谱等多手段分析方法，解析发酵过程中产生的异味污染特征。结果表明：3种发酵尾气的气味特征、挥发性物质组分和含量差异较大；尾气中含有的挥发性物质有相同的组分，如乙醇、丙酮、2-戊酮、辛醛和苯甲醛，也各有特异性成分。未经处理的红霉素发酵尾气具有明显的土霉味，且臭气浓度值明显大于四环素和泰乐菌素发酵尾气。气味活度值(OAV)的计算结果表明：2-MIB和土臭素2种萜烯类物质是红霉素发酵最主要的异味污染物；而四环素和泰乐菌素的发酵异味是多种醛等含氧有机物和有机硫化物混合后形成的，因而气味特征较复杂。3种废气中，红霉素发酵尾气具有气量大、异味物质嗅阈值极低的特点，易造成异味污染且影响范围广，去除治理的技术难度也相对更大。本研究通过解析识别不同品种抗生素的发酵异味污染特征，以期为抗生素发酵异味污染治理和环境管理提供参考。
    Abstract: Complaints caused by odors from the fermentative production of antibiotics is challenging in China. Appropriate control of fermentation odorants has become an urgent environmental problem for the pharmaceutical factories. In this work, the characteristics of fermentation odor emitted from production of active pharmaceutical ingredients corresponding to erythromycin, tetracycline and tylosin was investigated, using different analytics including olfactory evaluation, electronic nose, gas chromatography-coupled ion mobility spectrometry (GC-IMS), and gas chromatography-mass spectrometry(GC-MS) analysis. The integrative results showed that there were significant differences in the odor characteristics and composition of volatiles among the distinct fermentation off-gas samples. The untreated off-gas derived from erythromycin fermentation had obviously musty flavor and the odor concentration was significantly higher than that of tetracycline and tylosin. Gosmin and 2-methylisoborneol (2-MIB) were identified as the key odorants during erythromycin fermentation, while the peculiar odor oriented from tetracycline and tylosin fermentation is probably owning to the mixing of oxygen-containing organic compounds such as aldehydes and organic sulfides. Among the three kinds of off-gas, the one produced from erythromycin fermentation was more likely correlated with odor pollution and having difficulty in deodorization. This could be attributed from the characteristics of large emission load and very low odor threshold of odorants. By analyzing and identifying the odor pollution characteristics of different kinds derived from fermentation production of antibiotics, the findings could provide a reference for future treatment of odor pollution and safer environmental management of fermentative antibiotics production.

  • 印制电路板行业在生产印制电路板(PCB)过程中涉及大量有机溶剂、醚类有机物以及表面活性剂等，产生的废液中包含的有机污染物组成复杂、浓度高、毒性大且难以降解[1-2]。目前，企业针对高浓度难降解PCB有机废液的处理方法主要是Fenton氧化法，但该方法存在有机物降解不彻底、Fenton试剂不能循环利用且处理费用高等问题。因此，急需寻找高效、安全且低成本的处理技术来对该类废液进行治理。

    高级氧化工艺(AOP)主要包括Fenton/photo-Fenton[3-4]、湿法氧化[5-6]、光催化氧化[7-8]以及臭氧氧化[9-10]等技术。其中，催化臭氧氧化技术克服了臭氧氧化法中存在的不足，能在常温常压下高效降解大部分有机污染物且无二次污染[11-14]，从而备受关注。大部分研究[15-17]表明，催化剂的加入会促进活性自由基的产生。其中，羟基自由基( · OH)是催化臭氧氧化过程的主要活性自由基，对有机物的降解起关键性作用。目前，使用较为广泛的是非均相催化剂，主要包括金属和金属氧化物负载、金属氧化物，活性炭以及其他多孔材料等[18-19]。金属氧化物催化剂(如MnO2[20-21]、MgO[22-24]、ZnO[25-26]、TiO2[27-28]、Al2O3[29-30]和CeO2[31]等)、金属氧化物载体的材料(如Al2O3[32]、TiO2[33]等)、多孔材料载体(如石墨烯[34]、碳纳米管[35]等)都已经用于催化臭氧氧化过程，并且已经被证明具有良好的催化活性。然而，很多催化剂在制备及应用时存在一些缺点，如制备工艺复杂、成本较高、重复利用率低等，这些因素限制了催化臭氧氧化技术在实际高浓度难降解工业废液的应用。在催化臭氧化过程中，氧化钙(CaO)很少用于催化臭氧化过程；但初步实验表明，CaO结合臭氧氧化法，在处理实际工业废液中有机污染物时具有很大的优势，并且CaO具有活性高、成本低、毒性低、pH稳定性好和环境友好的特点，因此，将其应用于催化臭氧氧化过程有良好的发展前景[36]。

    本研究探讨了PCB废液降解过程中的催化降解机理以及有机物降解途径，考察了催化剂的循环稳定性并分析催化剂失活的可能原因；通过单纯形优化实验考察了CaO在PCB废液的臭氧氧化过程中的催化性能，包括CaO质量、pH、臭氧浓度、降解时间和废液深度对废液中有机物降解率的影响；最后，将CaO催化臭氧过程应用于实际高浓度难降解废水并探讨其应用潜能，为实际工业废水的处理提供参考。

    1.   材料和实验方法

    1.1   材料和试剂

    氧化钙(CaO)、氢氧化钠(NaOH)、硫酸(H2SO4)、异丙醇(C3H8O)、正己烷(C6H14)、乙二醇单丁醚(C6H14O2)、吐温-80、碘化钾(KI)、硫代硫酸钠(Na2S2O3)、叔丁醇(C4H10O)和水杨酸(C7H6O3)购于中国成都科隆化学试剂厂。二乙二醇单乙醚(C6H14O3)，2,3-二羟基苯甲酸(C6H14O4)和2,5-二羟基苯甲酸(C6H14O4)购于梯希爱(上海)化成工业发展有限公司。所有试剂均为分析级，无须进一步处理，所有溶液均是由超纯水净化机(ATSro)获得的去离子水制备。

    PCB废液来源于某工厂制造PCB过程，PCB废液为黄色，略带刺激性气味，pH为10.10，COD高达20 246.4 mg·L−1，属于碱性高浓度有机废液，主要成分为异丙醇、正己烷、二乙二醇单乙醚、乙二醇单丁醚和吐温-80等。

    1.2   分析表征方法

    通过UV光谱(Shimadzu，Japan)检测水杨酸及其与 · OH的反应产物，波长扫描范围为260~400 nm。通过LC-MS(LCMS-8060)对水杨酸羟基化产物进行定量分析。PCB废液中的降解过程中的中间产物通过GC/MS(Agilent 7890A)检测。采用扫描电子显微镜(SEM)检测催化剂使用前后的形貌。通过X射线衍射分析仪(Empryean PANalytical B.V.)检测催化剂使用前后的组成，测定X射线为Cu靶Kα射线(λ=0.154 18 nm，加速电压为40 kV，发射电流为40 mA，扫描角度为10°~85°。用重铬酸钾法测量废液处理前后的COD。通过pH计(SevenEasyS20，Mettler Toledo)测定废液pH。

    1.3   PCB废液降解实验

    催化臭氧化过程在半连续反应器(内径可调，总高度25 cm)中进行，该反应器盛有250 mL PCB废液和一定量的CaO用作催化剂，在常温常压条件下进行反应。臭氧由臭氧发生器产生，并通过曝气石将O3分散到废液中，并且通过磁力搅拌使废液与O3接触更充分。在实验过程中，气体流速为4 L·min−1，臭氧浓度通过靛蓝法检测，残余臭氧用20%KI溶液吸收。

    在催化臭氧化过程中，以异丙醇(IPA)、正己烷(nHA)、二乙二醇单乙醚(DGDE)、乙二醇单丁醚(EB)和吐温-80(Tween-80)为原料，模拟PCB实际废液。将3.0 g CaO加入到含有250 mL模拟废液的反应器中，然后通入一定浓度的臭氧以降解废液中的有机污染物。在此过程中，以一定的时间间隔从反应器中取出10 mL的降解液样品，加入Na2S2O3钠溶液淬灭样品中残余臭氧。将获得的样品通过0.22 μm微孔膜过滤，并将过滤的样品用于GC/MS检测分析。叔丁醇(TBA)用作 · OH淬灭剂，水杨酸(SA)用作 · OH捕获剂，添加到催化臭氧化过程中以研究催化臭氧氧化过程的主要活性自由基。使用过后的催化剂经过过滤、洗涤、50 ℃干燥后，用于催化剂的稳定性实验。

    2.   结果与讨论

    2.1   催化臭氧氧化过程降解机理

    2.1.1   叔丁醇淬灭自由基实验

    臭氧与有机物的反应主要有2种途径，即直接反应和间接反应。直接反应是指O3直接氧化有机物，间接反应主要是通过O3分解产生的活性自由基对有机物进行氧化[37-38]。通过研究 · OH淬灭剂的影响进行对比实验，研究 · OH对有机物的降解作用。TBA是一种常见的 · OH淬灭剂，它与臭氧分子基本不反应，反应速率仅3×10-3 L·(mol·s)−1，而其与 · OH的反应速率高达6×108 L·(mol·s)−1。因此，可以通过加入TBA到臭氧或催化臭氧过程，间接检测体系中是否有 · OH的产生[39]。图1为单独臭氧氧化过程以及催化臭氧氧化过程加入TBA前后废液的COD去除率对比图。由此可知，CaO催化臭氧氧化过程和单独臭氧氧化过程加入TBA后，处理180 min后，COD去除率分别降低13.04%和5.71%，表明TBA的加入对2个过程降解率均造成负面影响，从而间接证明单独臭氧氧化过程与催化臭氧氧化过程都有 · OH产生。此外，从TBA对2个过程的影响程度上可以看出，CaO可以促进O3产生更多的 · OH，表明CaO催化臭氧氧化过程遵循羟基自由基机理。

    图 1  TBA对PCB废液降解率的影响
    Figure 1.  Effect of TBA on COD removal ratio of PCB effluents
    下载: 全尺寸图片 幻灯片
    2.1.2   水杨酸羟基化实验

    水杨酸(SA)羟基化实验是另外一种间接检测羟基自由基的方法[40]。羟基自由基具有存在时间短、不稳定的特点，但SA可以作为 · OH的捕捉剂，SA与 · OH反应后会生成较为稳定的2,3-二羟基苯甲酸(2,3-DHBA)和2,3-二羟基苯甲酸(2,5-DHBA)。本研究结合紫外-可见分光光度计跟踪SA与 · OH反应后产物，再结合液相色谱-质谱联用仪对2,3-DHBA和2,5-DHBA进行定量分析。

    图2为SA、2,3-DHBA和2,5-BHBA的紫外-可见吸收光谱图以及CaO催化臭氧氧化处理后的紫外-可见吸收光谱。可以看出，SA在302 nm处有最大吸收峰，而2,3-DHBA和2,5-DHBA分别在315 nm和330 nm处出现最大吸收峰，SA经过催化臭氧氧化处理后最大吸收峰波长向右移动，在2,3-DHBA和2,5-DHBA的大吸收峰处有一定的吸收，证明在该过程中有 · OH产生。

    图 2  SA、2,3-DHBA、2,5-DHBA以及催化臭氧氧化处理SA后混合溶液的紫外-可见吸收光谱
    Figure 2.  Absorption spectra of SA, 2,3-DHBA, 2,5-DHBA and their mixture solution after SA degradation by catalytic ozonation
    下载: 全尺寸图片 幻灯片

    从图2中可以观察到2,3-DHBA和2,5-DHBA的存在，接下来使用LC-MS联用仪对2,3-DHBA和2,5-DHBA的含量进行定量分析。图3(a)和图3(b)分别表示2,3-DHBA和2,5-DHBA的液相色谱标准曲线，根据该标准曲线求得CaO催化臭氧处理不同时间溶液中2,3-DHBA和2,5-DHBA的含量，结果如表1所示。从表1中可以看出，CaO催化臭氧处理4、8和12 min后，溶液中2,3-DHBA的含量分别为0.037 3、0.022 1和0.020 mg·L−1，2,5-DHBA的含量分别为0.015 5、0.014 4和0.013 7 mg·L−1。可以看出，随着时间的增加，2,3-DHBA和2,5-DHBA的含量都不断减少，表明催化臭氧过程中SA与羟基自由基结合的同时，羟基化产物2,3-DHBA和2,5-DHBA也被氧化降解。

    图 3  2,3-DHBA和2,5-DHBA的液相色谱标准曲线
    Figure 3.  Liquid chromatography standard curves for 2,3-DHBA and 2,5-DHBA
    下载: 全尺寸图片 幻灯片
    表 1  2,3-DHBA和2,5-DHBA不同时间的含量
    Table 1.  Contents of 2,3-DHBA and 2,5-DHBA at different times
    降解时间/min 2,3-DHBA浓度/(mg·L−1) 2,5-DHBA浓度/(mg·L−1)
    4 0.037 3 0.015 5
    8 0.022 1 0.014 4
    12 0.020 0 0.013 7
     | Show Table
    DownLoad: CSV

    2.2   有机物降解路径

    为了研究废液的降解路径，以废液主要成分异丙醇和乙二醇单丁醚为例进行探讨，对2种物质进行降解并对降解产物用GC/MS进行检测。

    异丙醇降解30 min和60 min的GC/MS结果如图4所示，对应的中间产物信息如表2所示。异丙醇溶液经催化臭氧氧化降解30~60 min后，检测到的中间产物有羟基丙酮、1,2-羟基丙二醇以及乙酸，由此推测出异丙醇的可能降解路径为：异丙醇与 · OH结合形成了1,2-羟基丙二醇，1,2-羟基丙二醇再被氧化为羟基丙酮，然后再进一步被氧化为小分子酸乙酸，结果如图5所示。

    图 4  异丙醇降解30 min和60 min总离子流色谱图
    Figure 4.  GC chromatograms of isopropanol effluents at 30 min and 60 min degradation
    下载: 全尺寸图片 幻灯片
    表 2  异丙醇降解30 min和60 min的降解产物
    Table 2.  Products of IPA at 30 min and 60 min degradation
    异丙醇降解30 min质谱结果 异丙醇降解60 min质谱结果
    保留时间/min 分子式 相对分子质量 相对峰面积/% 保留时间/min 分子式 相对分子质量 相对峰面积/%
    2.385 C2H4O2 60.05 46.014 2.278 C2H4O2 60.05 68.57
    2.775 C2H8O2Si 92.169 9.246 2.769 C2H8O2Si 92.169 2 11.175
    2.865 C3H6O2 74.08 22.436 3.170 C3H8O2 76.09 20.255
    3.257 C3H8O2 76.09 22.304
     | Show Table
    DownLoad: CSV
    图 5  异丙醇降解路径
    Figure 5.  Probable degradation pathway of isopropanol
    下载: 全尺寸图片 幻灯片

    乙二醇单丁醚降解30 min和60 min后的总离子流色谱图如图6所示，对应的中间产物信息如表3所示。乙二醇单丁醚的降解中间产物主要有1-丁醇、乙二醇、4-羟基-2-丁酮、丁内酯和乙酸。由此可以推测乙二醇单丁醚的可能降解路径如图7所示，乙二醇单丁醚的降解一部分是被氧化断链形成乙二醇，然后再接着被氧化为乙酸。另外有一部分乙二醇单丁醚被氧化断链形成1-丁醇，1-丁醇与 · OH结合，结合产物再被氧化形成酮或酸，最后再被氧化形成小分子酸乙酸，最后形成CO2和H2O。

    图 6  乙二醇单丁醚降解液总离子流色谱图
    Figure 6.  GC chromatograms of 2-butoxyethanol effluents at 30 min and 60 min degradation
    下载: 全尺寸图片 幻灯片
    表 3  乙二醇单丁醚降解30 min和60 min的降解产物
    Table 3.  Products of EB at 30 min and 60 min degradation
    乙二醇丁醚降解30 min质谱结果 乙二醇丁醚降解60 min质谱结果
    保留时间/min 分子式 相对分子质量 相对峰面积/% 保留时间/min 分子式 相对分子质量 相对峰面积/%
    2.184 C4H10O 74.12 7.624 2.329 C2H4O2 60.05 42.980
    2.384 C2H4O2 60.05 19.742 2.793 C2H8O2Si 92.169 7.158
    2.831 C2H8O2Si 92.169 2 1.453 2.859 (CH2OH)2 62.068 29.959
    2.898 (CH2OH)2 62.068 12.649 3.642 C4H8O2 88.105 3.316
    3.660 C4H8O2 88.105 1 2.856 4.692 C6H14O2 118.17 12.300
    4.605 C6H14O2 118.17 28.126 4.843 C6H14O2 118.17 4.287
    4.680 C6H14O2 118.17 25.537
    4.854 C4H6O2 86.09 2.013
     | Show Table
    DownLoad: CSV
    图 7  乙二醇单丁醚降解路径
    Figure 7.  Probable degradation pathway of 2-butoxyethanol
    下载: 全尺寸图片 幻灯片

    2.3   催化剂的循环稳定性测试

    在实际应用中，催化剂的稳定性十分重要。催化剂的多次循环使用可以节约催化剂成本，并且减少固废。本实验对催化剂进行了5次循环，每次使用后对催化剂进行过滤、洗涤、干燥后进行循环使用。如图8所示，催化剂在每一次使用时的催化效率分别是92.78%、90.67%、88.98%、86.94%和84.04%。经过多次循环，催化剂活性下降，但每次循环均没有显著下降，表明该催化剂具有良好的循环性能。

    图 8  催化剂循环稳定性
    Figure 8.  Stability test of catalyst
    下载: 全尺寸图片 幻灯片

    为了探讨催化剂失活原因以及催化剂活化的方式，对使用前后的催化剂进行了表征，研究催化剂使用前后的形貌、组成以及比表面积变化。图9(a)显示的是催化剂使用前的形貌，图9(b)和图9(c)表示催化剂使用1次和3次后的形貌。可以看出，使用后的催化剂较使用前的催化剂不易分散，产生的团聚现象更为严重，从而导致催化剂的性能降低。

    图 9  催化剂使用前后SEM形貌图
    Figure 9.  SEM images of fresh catalyst and used catalyst
    下载: 全尺寸图片 幻灯片

    图10显示的是催化剂使用前后的XRD谱图。图10(a)得到的XRD谱图与标准JCPDS对照可知，2θ为32.3°、37.4°、53.9°对应的是CaO的特征吸收峰，2θ为18°、28.7°、34.1°、47.1°和50.9°对应的是Ca(OH)2的特征峰，表明在使用前的催化剂中Ca(OH)2的特征峰也有一定的吸收强度。使用前的催化剂中CaO的特征峰十分清晰且强度较大，表明其主要成分是CaO，但也含有少量的Ca(OH)2，说明催化剂在存放过程中或者样品测试时受到空气中水分的影响。

    图 10  催化剂使用前和使用后XRD模型
    Figure 10.  XRD patterns of fresh catalyst and used catalyst
    下载: 全尺寸图片 幻灯片

    图10(b)为催化剂使用1次和使用3次后的XRD图。催化剂使用1次后的XRD谱图在2θ为18°、28.7°、34.1°、47.1°和50.9°处存在较强的峰，这些峰与Ca(OH)2的特征峰一致，表明其主要成分是Ca(OH)2。而使用3次的催化剂测出的2θ为23°、29.4°、39.4°、43.2°和47.1°对应的峰是CaCO3的特征峰，说明催化剂的失活过程主要是：经过多次循环后的催化剂与水结合变成了Ca(OH)2，形成的Ca(OH)2与矿化产物CO2结合从而变为CaCO3，最终由于多次反应后CaCO3含量不断增加从而导致催化剂催化效率逐渐降低。

    2.4   PCB废液处理应用

    2.4.1   单纯形优化实验

    有研究[41-42]表明，pH变化对催化效率有很大影响，这可能会影响催化剂的表面性质和活性自由基的产生。废液深度的变化会影响O3分子与废液的接触时间，从而影响废液的降解率。O3在催化臭氧氧化过程起氧化作用。臭氧用量的增加，可以促进活性自由基的产生并且可以增加臭氧与废液的接触面积，从而促进废液中有机物的降解[43]。因此，废液pH、CaO质量(m)、废液深度(h)、降解时间(t)、臭氧用量等工艺条件的优化就显得尤为重要。考虑到CaO会造成固废以及时间成本，因此，综合考虑了CaO质量、降解时间和COD去除率(η)三者的关系，以0.7η+0.1/t+0.2/m为考察指标进行单纯形优化实验。表4显示各因素的初点和步长，即各个因素的初始值以及变化值。表5为根据均匀设计表U6(65)得到的初始实验条件，经过优化之后得到的优化结果如表6所示。可以看出，pH为12.6~13.2，降解时间为150~180 min以及臭氧量为120 ~200 mg·min−1时会取得较好的催化降解率。综合考虑固废以及时间成本，pH为12.97、CaO质量为1.0 g、废液深度为11 cm、降解时间为150 min、臭氧用量为120 mg·min−1时，COD去除率可达到90.045%，并且0.7η+0.1/t+0.2/m综合效率为0.870 3，能够满足在较短时间、较少催化剂用量下取得较高的降解率，可以应用于高浓度难降解有机废水的处理。

    表 4  因素的初始值和变化值
    Table 4.  Initial and change values of factors
    初始值与变化值 pH CaO质量/g 废液深度/cm 降解时间/min 臭氧用量/(mg·min−1)
    初始值 12.0 0 7 60 80
    变化值 0.2 1.0 2 20 20
     | Show Table
    DownLoad: CSV
    表 5  初始实验条件
    Table 5.  Initial experimental conditions
    实验序号 pH CaO质量/g 废液深度/cm 降解时间/min 臭氧用量/(mg·min−1)
    1 12.2 2.0 11 140 200
    2 12.4 4.0 13 80 180
    3 12.6 6.0 9 160 160
    4 12.8 1.0 13 100 140
    5 13.0 3.0 9 180 120
    6 13.2 5.0 11 120 100
     | Show Table
    DownLoad: CSV
    表 6  单纯形优化结果
    Table 6.  Result of simplex optimization
    实验序号 pH CaO质量/g 废液深度/cm 降解时间/min 臭氧用量/(mg·min−1) COD去除率/% 标准差 0.7η+0.1/t+0.2/m
    1 12.2 2.0 11 140 200 66.31 0.987 6 0.607 1
    2 12.4 4.0 13 80 180 66.97 0.120 2 0.552 1
    3 12.6 6.0 9 160 160 83.21 0.720 8 0.653 3
    4 12.8 1.0 13 100 140 64.26 2.716 2 0.709 7
    5 13.0 3.0 9 180 120 83.4 1.419 3 0.683 8
    6 13.2 5.0 11 120 100 62.36 1.007 0 0.526 5
    7 12.2 1.4 11 144 200 67.97 1.689 9 0.660 3
    8 12.7 1.36 9 180 150 87.24 1.225 3 0.791 1
    9 13.2 3.38 9 172 100 91.81 1.565 4 0.736 7
    10 12.9 1.0 11 150 120 90.04 0.431 3 0.870 3
    11 13.2 2.77 9 175 100 86.8 0.671 7 0.714 3
    12 13.2 1.0 11 130 120 75.72 2.517 3 0.776 2
    13 13.2 2.804 9 180 100 88.51 2.026 4 0.724 2
     | Show Table
    DownLoad: CSV
    2.4.2   实际PCB废液处理效果

    图11显示了CaO催化臭氧氧化处理工厂的实际PCB清槽剂废液的处理效果，其工艺条件如下：pH为13.0、CaO质量为2.0 g、废液深度为11 cm、降解时间为180 min、臭氧用量为180 mg·min−1。可以看出，处理180 min后，废液COD去除率达到了94.67%，比单独臭氧氧化过程COD去除率高26.92%，CaO作为催化剂加入到臭氧氧化过程大幅度提高了有机物的降解率。上述结果表明CaO催化臭氧氧化处理实际高浓度难降解废液具有可行性，并且对有机物的降解效果显著，具有广阔的应用前景。

    图 11  CaO在实际PCB废液中的催化降解率
    Figure 11.  Catalytic degradation efficiency in actual PCB effluents by CaO
    下载: 全尺寸图片 幻灯片

    3.   结论

    1)自由基淬灭实验和水杨酸羟基化实验结果表明，CaO催化臭氧氧化体系中存在 · OH，主要是遵循羟基自由基机理。

    2)通过GCMS检测，废液降解后检测出了中间体，如羟基丙酮、乙二醇、正丁醇、乙酸等。因此，有机物可能降解途径是：有机物主要是先与 · OH结合，再进一步被氧化形成酮，然后被氧化为乙酸，最后形成CO2和H2O。

    3)催化剂稳定性测试表明，CaO具有优良的循环稳定性，经过5次循环后，催化剂的催化效率可以达到84.04%。SEM、XRD测试结果表明，使用后的催化剂团聚现象明显增大，其主要成分由CaO变为了Ca(OH)2和CaCO3，从而导致催化效率降低。

    4)单纯形优化实验表明，在优化条件下可以满足在较短时间，使用较少催化剂情况下，催化效率达到90.04%。最后，将CaO催化臭氧氧化技术应用到实际PCB废液中，废液COD去除率可以达到94.67%，表明CaO催化臭氧氧化技术可应用于实际高浓度难降解废液。

  • 图 1  抗生素发酵制药简化流程及各环节气态污染的释放

    Figure 1.  Simplified flow chart of fermentation production of antibiotics and release of gas pollutants

    下载: 全尺寸图片 幻灯片

    图 2  电子鼻10个传感器对3种发酵尾气的响应输出轮廓图

    Figure 2.  Electronic nose 10 sensors output of three fermentation off-gas

    下载: 全尺寸图片 幻灯片

    图 3  3种抗生素发酵尾气的气相离子迁移谱二维成像图及指纹对比图

    Figure 3.  GC-IMS two-dimensional images of erythromycin, tetracycline, tylosin off-gas and fingerprint plot

    下载: 全尺寸图片 幻灯片

    图 4  3种抗生素发酵液的气相离子迁移谱二维成像图及不同发酵时间样品的指纹对比图

    Figure 4.  GC-IMS two-dimensional images of erythromycin, tetracycline, tylosin broth and fingerprint plot of fermentation broth at different time

    下载: 全尺寸图片 幻灯片

    图 5  3种发酵尾气中GC/MS定性检出VOCs浓度

    Figure 5.  VOCs concentration detected in fermentation off-gas by GC/MS

    下载: 全尺寸图片 幻灯片

    图 6  在发酵周期内不同时间点采集的发酵液中GC/MS检出VOCs浓度

    Figure 6.  VOCs concentration detected by GC/MS from different broths during a full fermentation cycle

    下载: 全尺寸图片 幻灯片

    表 1  3种抗生素原料药的发酵工艺信息

    Table 1.  Fermentation process information of three antibiotics

    产品名称发酵菌种单罐通风量/(m3·h−1)发酵周期/d
    红霉素红色糖多孢菌8 000~10 0007
    四环素金色链霉菌4 500~7 0007
    泰乐菌素费氏链霉菌5 000~6 00014
    产品名称发酵菌种单罐通风量/(m3·h−1)发酵周期/d
    红霉素红色糖多孢菌8 000~10 0007
    四环素金色链霉菌4 500~7 0007
    泰乐菌素费氏链霉菌5 000~6 00014
    下载: 导出CSV

    表 2  3种发酵尾气的气味特征、臭气浓度及无机组分浓度

    Table 2.  Odor characteristics, odor concentration and inorganic component concentration of fermentation off-gas

    发酵产品样品数量/个气味特征臭气浓度1)CO2/(mg·m−3)H2S/(mg·m−3)NH3/(mg·m−3)相对湿度/%
    最小值最大值几何平均值
    红霉素26土霉味，药味4 121231 73924 023>1 3000.52±0.361.000±0.430>85
    四环素20不愉快气味，酸味30923 1743 382>1 300<0.051.000±0.500>85
    泰乐菌素12不愉快气味，油脂味3 0909 7725 114>1 3000.18±0.020.068±0.014>85
    　　注：1)臭气浓度使用国标三点比较式臭袋法(GB/T 14675-1993)测定。
    发酵产品样品数量/个气味特征臭气浓度1)CO2/(mg·m−3)H2S/(mg·m−3)NH3/(mg·m−3)相对湿度/%
    最小值最大值几何平均值
    红霉素26土霉味，药味4 121231 73924 023>1 3000.52±0.361.000±0.430>85
    四环素20不愉快气味，酸味30923 1743 382>1 300<0.051.000±0.500>85
    泰乐菌素12不愉快气味，油脂味3 0909 7725 114>1 3000.18±0.020.068±0.014>85
    　　注：1)臭气浓度使用国标三点比较式臭袋法(GB/T 14675-1993)测定。
    下载: 导出CSV

    表 3  3种发酵液中检出关键异味物质

    Table 3.  Key odorants detected in the fermentation broth

    发酵液物质名称气味特征嗅阈值/(μg·L−1)气味活度值(OAV)
    最小值最大值
    红霉素2-MIB霉味0.012 97115 412
    土臭素土味0.0046 22713 882
    2,6-壬二烯醛黄瓜味0.018188324
    辛醛尖刺的脂肪气息和果香0.0152198
    二甲基二硫醚烂菜味0.03715
    二甲基三硫醚洋葱味0.01011
    甲基萘果香味0.129
    2-乙基己醇蘑菇味0.349
    苯甲醛杏仁味4.50.65.5
    庚醛鱼腥味335
    辛酮果香味0.114
    壬醛青草味0.3402.7
    己醛青草味4.50.61.4
    四环素2,6-壬二烯醛黄瓜味0.01832100
    萘果香0.13390
    二甲基二硫醚烂菜味0.032239
    壬醛青草味0.341330
    苯甲醛杏仁味4.51625
    二甲基三硫醚洋葱味0.01618
    庚醛鱼腥味3417
    2-乙基己醇蘑菇味0.33.55.5
    四甲基吡嗪坚果味2.61.73.7
    己醛青草味4.511.2
    泰乐菌素辛醛尖刺的脂肪气息和果香0.0184249
    二甲基三硫醚洋葱味0.011440
    二甲基二硫醚烂菜味0.031736.6
    辛酮果香味0.148.6
    甲苯芳香味333.86.5
    庚醛鱼腥味31.22.8
    己醛青草味4.512
    发酵液物质名称气味特征嗅阈值/(μg·L−1)气味活度值(OAV)
    最小值最大值
    红霉素2-MIB霉味0.012 97115 412
    土臭素土味0.0046 22713 882
    2,6-壬二烯醛黄瓜味0.018188324
    辛醛尖刺的脂肪气息和果香0.0152198
    二甲基二硫醚烂菜味0.03715
    二甲基三硫醚洋葱味0.01011
    甲基萘果香味0.129
    2-乙基己醇蘑菇味0.349
    苯甲醛杏仁味4.50.65.5
    庚醛鱼腥味335
    辛酮果香味0.114
    壬醛青草味0.3402.7
    己醛青草味4.50.61.4
    四环素2,6-壬二烯醛黄瓜味0.01832100
    萘果香0.13390
    二甲基二硫醚烂菜味0.032239
    壬醛青草味0.341330
    苯甲醛杏仁味4.51625
    二甲基三硫醚洋葱味0.01618
    庚醛鱼腥味3417
    2-乙基己醇蘑菇味0.33.55.5
    四甲基吡嗪坚果味2.61.73.7
    己醛青草味4.511.2
    泰乐菌素辛醛尖刺的脂肪气息和果香0.0184249
    二甲基三硫醚洋葱味0.011440
    二甲基二硫醚烂菜味0.031736.6
    辛酮果香味0.148.6
    甲苯芳香味333.86.5
    庚醛鱼腥味31.22.8
    己醛青草味4.512
    下载: 导出CSV
  • [1] 宋玉. 青霉素生产过程中挥发性有机物和恶臭排放标准研究[D]. 石家庄: 河北科技大学, 2014.
    [2] 张涛. 石家庄制药行业VOCs及恶臭排放特征及其数据库的建立研究[D]. 石家庄: 河北科技大学, 2014.
    [3] 上海市环境保护局, 上海市质量技术监督局. 上海市地方标准 恶臭(异味)污染物排放标准: DB 31/1025-2016[S]. 上海, 2017.
    [4] 周静博, 李亚卿, 洪纲, 等. 石家庄市制药行业VOCs排放特征分析及健康风险评价[J]. 生态毒理学报, 2015, 10(4): 177-186.
    [5] 徐志荣, 王浙明, 许明珠, 等. 浙江省制药行业典型挥发性有机物臭氧产生潜力分析及健康风险评价[J]. 环境科学, 2013, 34(5): 1864-1870.
    [6] 翟增秀, 张君, 闫凤越, 等. 生物制药企业恶臭污染物的排放特征[J]. 城市环境与城市生态, 2013(3): 19-21.
    [7] 许明珠, 王浙明, 赵多, 等. 浙江发酵制药大气污染物排放标准制订研究[J]. 环境科学与技术, 2013, 36(4): 195-199. doi: 10.3969/j.issn.1003-6504.2013.04.041
    [8] 樊晓宇, 红霉素发酵尾气苦涩气味消除方法[J]. 医药工程设计, 2013, 34(4): 32-34.
    [9] 王东升, 朱新梦, 杨晓芳, 等. 生物发酵制药VOCs与嗅味治理技术研究与发展[J]. 环境科学, 2019, 40(4): 1990-1998.
    [10] FRANKE W, FRECHEN F B, GIEBEL S. H2S, VOC, TOC, electronic noses and odour concentration: Use and comparison of different parameters for emission measurement on air treatment systems[J]. Water Science and Technology, 2009, 59(9): 1721-1726. doi: 10.2166/wst.2009.127
    [11] YANG X F, JIAO R Y, ZHU X M, et al. Profiling and characterization of odorous volatile compounds from the industrial fermentation of erythromycin[J]. Environmental Pollution, 2019, 255: 113130. doi: 10.1016/j.envpol.2019.113130
    [12] GARRIDO-DELGADO R, DEL MAR DOBAO-PRIETO M, ARCE L, et al. Determination of volatile compounds by GC-IMS to assign the quality of virgin olive oil[J]. Food Chemistry, 2015, 187: 572-579. doi: 10.1016/j.foodchem.2015.04.082
    [13] GERHARDT N, BIRKENMEIER M, SANDERS D, et al. Resolution-optimized headspace gas chromatography-ion mobility spectrometry (HS-GC-IMS) for non-targeted olive oil profiling[J]. Analytical and Bioanalytical Chemistry, 2017, 409(16): 3933-3942. doi: 10.1007/s00216-017-0338-2
    [14] GALLEGOS J, ARCE C, JOURDANO R, et al. Target identification of volatile metabolites to allow the differentiation of lactic acid bacteria by gas chromatography-ion mobility spectrometry[J]. Food Chemistry, 2017, 220: 362-370. doi: 10.1016/j.foodchem.2016.10.022
    [15] 卢学强, 韩萌, 冉靓, 等. 天津中心城区夏季非甲烷有机化合物组成特征及其臭氧产生潜力分析[J]. 环境科学学报, 2011, 31(2): 373-380.
    [16] 宋荣娜, 杨晓芳, 吕明晗, 等. HS-SPME-GC/MS同时测定污废水中多种VOCs异味物质[J]. 环境化学, 2019, 38(5): 1-9.
    [17] LEBRERO R, BOUCHY L, STUETZ R, et al. Odor assessment and management in wastewater treatment plants: A review[J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2011, 41(10): 915-950. doi: 10.1080/10643380903300000
    [18] FISHER R M, LE-MINH N, ALVAREZ-GAITAN J P, et al. Emissions of volatile sulfur compounds (VSCs) throughout wastewater biosolids processing[J]. Science of the Total Environment, 2018, 616: 622-631.
    [19] 国家环境保护总局, 国家技术监督局. 恶臭污染物排放标准: GB 14554-1993[S]. 北京: 中国标准出版社, 1993.
    [20] 生态环境部, 国家市场监督管理总局. 制药工业大气污染物排放标准: GB 37823-2019[S]. 北京: 中国环境出版集团, 2019.
    [21] NAGATA Y, TAKEUCHI N. Measurement of odor threshold by triangle odor bag method[J]. Bulletin of Japan Environmental Sanitation Center, 1990, 17: 13.
    [22] PERSSON P E. Sensory properties and analysis of two muddy odour compounds, geosmin and 2-methylisoborneol, in water and fish[J]. Water Research, 1980, 14(8): 1113-1118. doi: 10.1016/0043-1354(80)90161-X
    [23] PERSSON P E. On the odor of 2-methylisoborneol[J]. Journal of Agricultural and Food Chemistry, 1980, 28(6): 1344-1344. doi: 10.1021/jf60232a027
    [24] REZANKA T, VOTRUBA J. Fermentation odor and bioprocess scale-up[J]. Bioprocess Engineering, 1998, 19(2): 159-160. doi: 10.1007/s004490050498
    [25] LIATO V A M. Geosmin as a source of the earthy-musty smell in fruits, vegetables and water: Origins, impact on foods and water, and review of the removing techniques[J]. Chemosphere, 2017, 181: 9-18. doi: 10.1016/j.chemosphere.2017.04.039
    [26] SCHOLLER C E G, GURTLER H, PEDERSEN R, et al. Volatile metabolites from actinomycetes[J]. Journal of Agricultural and Food Chemistry, 2002, 50(9): 2615-2621. doi: 10.1021/jf0116754
    [27] ZAITLIN B, WATSON S B. Actinomycetes in relation to taste and odour in drinking water: Myths, tenets and truths[J]. Water Research, 2006, 40(9): 1741-1753. doi: 10.1016/j.watres.2006.02.024
  • 加载中
    Created with Highcharts 5.0.7访问量Chart context menu近一年内文章摘要浏览量、全文浏览量、PDF下载量统计信息摘要浏览量全文浏览量PDF下载量2024-052024-062024-072024-082024-092024-102024-112024-122025-012025-022025-032025-040Highcharts.com
    Created with Highcharts 5.0.7Chart context menu访问类别分布DOWNLOAD: 2.2 %DOWNLOAD: 2.2 %HTML全文: 89.6 %HTML全文: 89.6 %摘要: 8.1 %摘要: 8.1 %DOWNLOADHTML全文摘要Highcharts.com
    Created with Highcharts 5.0.7Chart context menu访问地区分布其他: 93.7 %其他: 93.7 %XX: 2.7 %XX: 2.7 %东莞: 0.1 %东莞: 0.1 %保定: 0.0 %保定: 0.0 %六安: 0.0 %六安: 0.0 %兴安盟: 0.0 %兴安盟: 0.0 %内网IP: 0.0 %内网IP: 0.0 %包头: 0.0 %包头: 0.0 %北京: 1.5 %北京: 1.5 %南京: 0.1 %南京: 0.1 %厦门: 0.0 %厦门: 0.0 %咸宁: 0.0 %咸宁: 0.0 %唐山: 0.0 %唐山: 0.0 %大连: 0.0 %大连: 0.0 %天津: 0.1 %天津: 0.1 %宜宾: 0.0 %宜宾: 0.0 %宣城: 0.0 %宣城: 0.0 %广州: 0.1 %广州: 0.1 %昆明: 0.0 %昆明: 0.0 %沈阳: 0.0 %沈阳: 0.0 %河池: 0.0 %河池: 0.0 %深圳: 0.4 %深圳: 0.4 %温州: 0.0 %温州: 0.0 %盐城: 0.0 %盐城: 0.0 %绥化: 0.0 %绥化: 0.0 %芜湖: 0.0 %芜湖: 0.0 %葫芦岛: 0.0 %葫芦岛: 0.0 %西宁: 0.0 %西宁: 0.0 %西安: 0.1 %西安: 0.1 %贵阳: 0.0 %贵阳: 0.0 %运城: 0.0 %运城: 0.0 %郑州: 0.1 %郑州: 0.1 %重庆: 0.0 %重庆: 0.0 %银川: 0.1 %银川: 0.1 %长春: 0.1 %长春: 0.1 %长沙: 0.0 %长沙: 0.0 %阳泉: 0.0 %阳泉: 0.0 %驻马店: 0.0 %驻马店: 0.0 %龙岩: 0.0 %龙岩: 0.0 %其他XX东莞保定六安兴安盟内网IP包头北京南京厦门咸宁唐山大连天津宜宾宣城广州昆明沈阳河池深圳温州盐城绥化芜湖葫芦岛西宁西安贵阳运城郑州重庆银川长春长沙阳泉驻马店龙岩Highcharts.com
WeChat 点击查看大图
图( 6) 表( 3)
计量
  • 文章访问数:  8221
  • HTML全文浏览数:  8221
  • PDF下载数:  94
  • 施引文献:  0
出版历程
  • 收稿日期:  2020-05-20
  • 录用日期:  2020-06-08
  • 刊出日期:  2020-08-10
杨晓芳, 焦茹媛, 朱新梦, 赵秀梅, 于建伟, 王东升. 抗生素发酵制药工程中异味的特征与关键污染物识别[J]. 环境工程学报, 2020, 14(8): 2020-2029. doi: 10.12030/j.cjee.202005121
引用本文: 杨晓芳, 焦茹媛, 朱新梦, 赵秀梅, 于建伟, 王东升. 抗生素发酵制药工程中异味的特征与关键污染物识别[J]. 环境工程学报, 2020, 14(8): 2020-2029. doi: 10.12030/j.cjee.202005121
shu
YANG Xiaofang, JIAO Ruyuan, ZHU Xinmeng, ZHAO Xiumei, YU Jianwei, WANG Dongsheng. Profiling and identification of fermentation odorants from industrial production of antibiotics[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(8): 2020-2029. doi: 10.12030/j.cjee.202005121
Citation: YANG Xiaofang, JIAO Ruyuan, ZHU Xinmeng, ZHAO Xiumei, YU Jianwei, WANG Dongsheng. Profiling and identification of fermentation odorants from industrial production of antibiotics[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(8): 2020-2029. doi: 10.12030/j.cjee.202005121
shu

抗生素发酵制药工程中异味的特征与关键污染物识别

    通讯作者: 王东升(1970—)，男，博士，研究员。研究方向：环境水质学。E-mail：wgds@rcees.ac.cn
    作者简介: 杨晓芳(1981—)，女，博士，副研究员。研究方向：异味污染识别与防控技术。E-mail：xfyang@rcees.ac.cn
  • 1. 中国科学院生态环境研究中心，环境水质学国家重点实验室，北京 100085
  • 2. 中国科学院生态环境研究中心(义乌)长三角中心，义乌 322000
  • 3. 中国科学院大学，北京 100049
  • 4. 华北制药股份有限公司环保部，石家庄 050015
  • 5. 中国科学院生态环境研究中心，饮用水科学与技术重点实验室，北京 100085
  • 收稿日期:  2020-05-20
  • 录用日期:  2020-06-08
  • 网络出版日期:  2020-08-12
基金项目:
环境模拟与污染控制国家重点联合实验室(中国科学院生态环境研究中心)专项课题(19Z01ESPCR)

摘要: 抗生素原料药在生产过程中产生异味污染引发的民众投诉增多，逐渐成为发酵制药企业亟需解决的污染治理难点。以红霉素、四环素和泰乐菌素3种抗生素原料药的发酵生产过程为例，通过采用感官评价、电子鼻、气相离子迁移谱和气相质谱等多手段分析方法，解析发酵过程中产生的异味污染特征。结果表明：3种发酵尾气的气味特征、挥发性物质组分和含量差异较大；尾气中含有的挥发性物质有相同的组分，如乙醇、丙酮、2-戊酮、辛醛和苯甲醛，也各有特异性成分。未经处理的红霉素发酵尾气具有明显的土霉味，且臭气浓度值明显大于四环素和泰乐菌素发酵尾气。气味活度值(OAV)的计算结果表明：2-MIB和土臭素2种萜烯类物质是红霉素发酵最主要的异味污染物；而四环素和泰乐菌素的发酵异味是多种醛等含氧有机物和有机硫化物混合后形成的，因而气味特征较复杂。3种废气中，红霉素发酵尾气具有气量大、异味物质嗅阈值极低的特点，易造成异味污染且影响范围广，去除治理的技术难度也相对更大。本研究通过解析识别不同品种抗生素的发酵异味污染特征，以期为抗生素发酵异味污染治理和环境管理提供参考。

English Abstract

    全文HTML

  • 中国是抗生素原料药的生产大国。近年来，抗生素原料药生产过程中产生的异味污染引发的民众投诉增多、环保问题日益突出[1-2]，成为继废水处理之后制药企业必须解决的污染治理难点。制药产业中，大部分抗生素原料药采用发酵工艺生产，并存在工艺技术含量相对较低、环境污染重的普遍问题[1]。工信部等6部门在2016年联合发布了《医药工业发展规划指南》，将提高发酵类大宗原料药的清洁生产和污染治理水平作为医药行业实现绿色发展的重点内容之一。

    异味污染也称恶臭污染，是由刺激嗅觉器官引起人们不愉快感觉及损害生活环境的异味气体引发的污染[3]。抗生素发酵制药产生的异味不同于垃圾填埋场等市政设施产生的典型恶臭，是一种特殊的异味。抗生素发酵制药工艺指的是利用微生物的特定功能合成目标抗生素活性成分，然后再进行提取合成的过程[4]，工艺流程及各环节气态污染释放情况如图1所示。在发酵过程中需向发酵罐中不断注入大量空气进行好氧发酵，因而会产生连续排放的发酵废气。在后续提取和精制环节中，因使用大量有机溶剂，又会产生含有机溶剂的废气。国内学者研究表明：发酵制药工艺产生的特殊异味主要来自发酵废气；提取精制等环节是挥发性有机物(volatile organic compounds，VOCs)污染的主要释放源；而废水处理和菌渣处理环节则兼有恶臭和VOCs污染问题[3, 5-7]。

    然而，造成发酵异味污染的关键物质成分仍不是很明确。业内普遍认为，发酵尾气的主要成分为空气和CO2，同时含有少量培养基物质，即发酵后期细菌开始产生抗生素时菌丝的气味[1, 8]。学者们对苯系物等VOCs污染物的研究大都聚焦于其参与大气光化学效应引发的污染和环境健康问题，而对于异味污染应重点关注这类气态污染物对人群嗅觉感知的影响。因此，异味污染研究在污染特征、评价方法和控制目标等方面应区别于传统意义上的VOCs污染[9]。由于异味污染以人的感官感受为主要评价依据，故科学合理地制定污染控制目标需以对关键污染物和污染特征进行清晰地辨识为前提。然而，目前对发酵废气中异味物质成分的认识仍较笼统。

    发酵尾气普遍具有连续排放、气量大、湿度高、污染物浓度低且成分复杂的特点，并且尾气中异味物质组分和含量随工业菌种、原料配比和生产工艺参数的变化而发生改变。在异味污染控制方面，由于对关键异味组分和污染特征缺乏足够认识，导致废气除臭措施的处理效果常不理想，企业在选择发酵废气处理技术时仍处于“无的放矢”的局面。此外，工业发酵广泛用于食品、能源和医药及健康用品的生产，其产品种类繁多、生产菌种和工艺多样，发酵异味污染的问题也比较普遍。因此，亟需发展环境异味污染分析方法，建立发酵异味的识别解析和溯源分析方法，以更深刻认识发酵异味污染特征，指导制药行业和其他发酵企业的异味污染治理，从而提高企业污染治理和绿色生产水平。

    尽管发酵制药废气排放造成的异味污染问题已在国内受到关注，然而由于抗生素原料药的产能主要集中在中国和印度等发展中国家，有关发酵异味污染特征和关键污染物的识别解析在国内外均鲜有深入报道。本研究以3个抗生素原料药发酵品种为例，通过采用感官评价-轮廓分析-物质识别的多手段分析方法，解析识别不同品种抗生素的发酵异味污染特征，以期为抗生素发酵异味污染治理和环境管理提供参考。

1.   材料及方法

    1.1.   样品采集

  • 抗生素原料药的发酵尾气和发酵液样品分别采集自我国北方某市化工园区内的2家企业。原料药品种和通风量信息如表1所示。一般情况下，每种产品线同时运行的发酵罐数量均在10个以上。连续3 d在发酵罐尾气出口采集未经处理的发酵尾气样品，采用真空负压方式将废气采集到8 L聚酯样品袋中(迪兰奥特，天津)，使用手持式多参数气体分析仪(Eranntex，深圳)测定尾气的温度、湿度及CO2、H2S、NH3的浓度等基本参数(表2)。在整个发酵周期的不同时间间隔采集发酵液样品，装于棕色玻璃瓶不留顶空并冷藏保存。

    • 1.2.   异味感官评价和轮廓分析

  • 使用国标方法《空气质量 恶臭的测定 三点比较式臭袋法》(GB/T 14675-1993)测定发酵尾气的臭气浓度。使用电子鼻分析仪(AIRSENSE PEN3，Airsense Analytics，德国)在采集发酵尾气样品时进行现场分析，每次测量重复3次。电子鼻配置10个金属氧化物半导体传感器阵列，传感器分别对不同种类的物质有响应[10]。使用气相离子迁移谱分析仪(GC-IMS或FlavourSpec，G.A.S，德国)分别测定发酵尾气和发酵液中的挥发性物质[11-14]。尾气样品的进样量为1 mL，经过内置的Tenax组件热脱附浓缩后分析；液体样品使用静态顶空方法分析；离子迁移谱(IMS)分析参数的设定参照文献中的方法[11]。离子迁移谱采用正离子模式，定性分析使用癸醛、2-壬酮、2-辛酮、2-庚酮、2-己酮、2-戊酮和2-丁酮作为外标。对物质的离子迁移时间进行反应离子峰(RIP)归一化处理，以消除仪器背景对样品谱图比较分析的干扰。根据物质的保留时间和离子迁移时间绘制样品轮廓指纹图谱，利用内置NIST数据库和IMS数据库进行定性分析。

    • 1.3.   GC-MS分析

  • 发酵尾气中的物质成分使用气袋采样-低温冷阱浓缩(Entech 7100)-气相色谱质谱法(GC 7890-5975C MS，Angilent)进行测定。色谱条件：DB-5MS色谱柱(60 m×0.32 mm×1.0 μm)，高纯He流速1 mL·min−1，不分流进样，升温程序为保持35 ℃的温度5 min后，以5 ℃·min−1的升温速率将温度升至150 ℃，再以15 ℃·min−1的升温速率将温度升至220 ℃后保持7 min。质谱条件为：离子源温度230 ℃、EI离子源70 eV、扫描质量15~300 amu。使用含有102种非甲烷有机物的混合标准气体做标准曲线[15]。发酵液中的物质成分使用顶空固相微萃取-气相色谱质谱法(HS-SPME-GC/MS)(GC-MS-QP2010，Shimadzu)进行测定，色谱条件和质谱参数的设定参照文献中的方法[16]。在20 mL样品瓶中加入10 mL待测发酵液和2 g NaCl，使用DVB/CAR/PDMS (50/30 μm) SPME萃取头在65 ℃孵化条件下萃取30 min，解吸180 s。通过保留时间和标准质谱图检索进行样品定性，根据定性结果使用异味标准物质混标作为外标、采用最小偏二乘法绘制标准曲线进行定量。根据检出的挥发性物质的浓度和嗅阈值，用气味活度值法(odor activity value, OAV)计算该物质的气味活度值，从而表征气味物质对样品整体气味的贡献程度，并筛选关键异味物质[17]。通常，OAV值大于1则表示物质可以被嗅觉感知[18]。

2.   结果与讨论

    2.1.   感官评价

  • 由于发酵尾气中物质成分组成复杂，发酵异味常较难以确切描述。本研究涉及的3种抗生素发酵尾气呈现出明显不同的气味特征。红霉素有明显的土霉味和樟脑样药味，也有报道称为“苦涩味”[8]；与红霉素相比，四环素和泰乐菌素发酵尾气的气味特征明显不同，但均较难确切描述。未经处理的红霉素发酵尾气的臭气浓度值明显大于四环素和泰乐菌素(见表2)，亦高于已有研究报道的青霉素等发酵尾气臭气浓度(5 000~8 000)[1, 7]，超过国家现行恶臭污染物排放标准限值[19]。此外，现场使用手持式设备测定的结果表明，尾气中H2S和NH3的浓度很低，并非主要异味物质。这与尾气中没有H2S和NH3的气味特征相符。

    • 2.2.   异味轮廓分析

  • 本研究使用传感器阵列电子鼻和气相离子迁移谱2种方法对异味污染的组分进行轮廓分析。图2为电子鼻分析仪10个传感器的响应信号结果，传感器响应值的单位为G/G0(或倒数)，其中G0为初始电阻，G为测定电阻。3种发酵尾气呈现出明显不同的响应组合。2#、6#、7#、8#、9#传感器均对红霉素发酵尾气给出强响应；泰乐菌素尾气在2#、7#和9#传感器有较强响应；四环素发酵尾气在2#、6#、7#、8#、9#传感器均有响应但信号较低。2#传感器为广谱性传感器，对3种尾气均具有响应；7#和9#传感器为硫化物型；6#传感器对短链烷烃类物质有响应；8#传感器对醇酮醛等含氧有机物有响应。采用重复测量的多元方差分析(MANOVA)对3种尾气样品的电子鼻数据进行统计分析。多变量检验结果表明，样品与传感器信号间的交互效应P<0.05，不同样品的电子鼻响应数据间存在显著差异、不具有轮廓相似性。此外，电子鼻给出的样品响应信号强弱差异与嗅辩感官评价得到的臭气浓度结果一致，即红霉素>>泰乐菌素>四环素。因此，使用电子鼻虽然不能给出异味物质化学组分的确切定性结果，但可以对样品中的物质种类进行大致的轮廓描述，是一种可以用于辅助快速判定样品间差异性或相似性的现场分析手段。

    使用气相离子迁移谱对样品中挥发性物质的成分进行测定，尾气样品结果见图3，发酵液样品结果见图4。纵坐标为气相色谱保留时间；横坐标为相对反应离子峰(RIP)的离子漂移时间；谱图中的样品点强度是离子流的信号强度(见图3)。由于气相保留指数和离子迁移速率的差异，尾气样品中的挥发性组分分布在气相离子迁移谱二维成像图中的不同位置。小分子量或高蒸气压化合物的保留指数较小，如乙醇和丙酮，出现在谱图的左下方；随着化合物保留指数和离子迁移速率增大，如辛醛和苯甲醛，在谱图中出现的位置向右上角偏移。由图3可见，3种发酵尾气的谱图有较大差异，可分别定性检出16、17和13种有机物。样品的对比指纹图(见图3(d))指示每种尾气中均有特异物质存在，也含有相同的组分，如乙醇、丙酮、正丁醇、辛醛、壬醛、苯甲醛和乙酸丁酯。其中，丙酮、丁醇和乙酸丁酯是提取工序常用的有机溶剂，在发酵尾气中检出不能排除发酵进气中混入了提取车间排放的废气所致。由于气体样品中异味物质的化学浓度可能较低，在分析过程中易受空气背景和热脱附前处理的影响，故本研究采用静态顶空采样的方法对发酵液中的挥发性组分进行分析。与发酵尾气的结果一致，3种发酵液中的挥发性物质组成也表现出显著差异(见图4)。虽然不能定性识别出全部物质，但IMS定性筛查的结果表明：3种发酵液中均含有乙醇、丙酮、2-戊酮、辛醛和苯甲醛等物质；仅在红霉素发酵液中含有土臭素(geosmin)和二甲基异崁醇(2-MIB)；仅泰乐菌素发酵液中检出甲基异丁酮和1-辛烯-3-醇；而在四环素发酵液中检出更多醛类物质。目前，将气相离子迁移谱应用于食品风味分析方面的研究较多，而在环境异味污染方面的应用还相对较少。受限于数据库规模，其物质定性能力有待于进一步扩展。然而，鉴于其在分析灵敏度和检测效率上的优势，气相离子迁移谱可以提供样品中挥发性物质组成的轮廓信息并可视化呈现样品间的差异，故与气相质谱技术一起使用可构成互为补充的分析手段。

    • 2.3.   异味物质识别

  • 采用三级冷阱浓缩-GC/MS方法在3种发酵尾气中检出的异味物质种类组成和浓度差异较大(见图5)，定量检出的VOCs总浓度为泰乐菌素(19.72 mg·m−3)>红霉素(14.92 mg·m−3)>四环素(1.03 mg·m−3)。从VOCs排放量来看，3种废气均不超过国家现行排放标准限值[20]，故臭气浓度仍是主要的污染指标。使用三级冷阱浓缩-GC/MS分析，在红霉素发酵尾气中未检出土臭素和2-MIB。这可能是由于这2种物质在尾气中的浓度低于仪器方法的检测限，但由于这2种物质的嗅阈值非常低(约50 ng·m−3)[21-22]，故仍可以被人鼻感知。采用顶空固相微萃取-GC/MS方法分析红霉素发酵液，成功检出了相当高含量的土臭素和2-MIB，并且在一个完整发酵周期不同阶段采集的样品中均检出这2种物质。发酵液中检出的2-MIB浓度为30~150 μg·L−1，土臭素的浓度为20~55 μg·L−1。此外，3种抗生素发酵液中均检出芳香族化合物、醇、醛、酮和硫化物5大类挥发性物质。其中，红霉素发酵液中独有土臭素和2-MIB，四环素发酵液中独有吡嗪类物质(见图6)。红霉素发酵液中2-MIB、土臭素和醛类物质的浓度较高，四环素发酵液中醛类物质的浓度最高，而泰乐菌素发酵液中则以芳香族烃类化合物为主。

    表3列出了根据检出物质浓度及其嗅阈值计算得到的气味活度值(odor activity value, OAV)，由此可确认2-MIB和土臭素是导致红霉素发酵异味最为关键的气味物质。2-MIB在低浓度时为霉味，在高浓度时则表现为类似樟脑的气味[23]，与红霉素发酵异味特征高度吻合。由于没有突出的OAV物质主导，四环素和泰乐菌素的发酵异味是多种气味物质混合后共同作用于嗅觉感知细胞的结果。这是由于气味物质不仅具有气味变异性，还具有独特复杂的气味掩蔽、叠加和协同等效应。这些气味物质混合后使得整体气味发生变化，导致发酵尾气的气味非常特殊。泰乐菌素尾气和发酵液中虽然检出相对较高浓度的烃类和苯系物，但这类物质的嗅阈值通常较高[21]，故对整体气味的贡献可能不大。此外，值得指出的是，四环素发酵尾气中略带有酸味，但受限于检测方法，本实验中未检出挥发性脂肪酸。是否存在挥发性脂肪酸以及其可能的异味贡献，值得进一步研究确认。

    本研究涉及的3种发酵产品均以玉米、葡萄糖和豆油等作为主要原料，但仅红霉素发酵液中存在高浓度的2-MIB和土臭素，这应当与红霉素发酵使用的菌种有关。有研究发现，使用阿维链霉菌发酵合成阿维菌素时产生的严重异味也是由于产生土臭素导致[24]。本研究提及的3种抗生素的发酵菌株及阿维链霉菌均为放线菌属，而多种放线菌属，尤其是链霉菌属的微生物均可代谢产生2-MIB和土臭素这2种嗅阈值极低的萜烯类物质[25-26]。实际上，放线菌属微生物产生异味的现象非常普遍，例如湿润泥土散发的泥土气味，以及水体和水产品中带有的土霉味都与放线菌属微生物的代谢活动有关[22, 25, 27]。由于红霉素发酵过程产生2-MIB和土臭素这2种异味物质，因此，红霉素发酵尾气异味污染强度大，其异味控制技术难度也更大，需要从源头削减到末端处理全面考虑，才可能得到较理想的异味控制效果。四环素和泰乐菌素发酵尾气的臭气浓度值相对较小，但由于关键异味物质具有水溶性差、嗅阈值低的特点，使用常规的水洗喷淋或是氧化处理的氧化程度不足，均不能达到理想的除味效果。

3.   结论

  • 1)研究涉及的3种抗生素发酵尾气呈现出明显不同的气味特征。红霉素发酵尾气具有明显的土霉味，且臭气浓度值明显大于四环素和泰乐菌素的臭气浓度值。采用传感器阵列电子鼻和气相离子迁移谱2种分析方法，均证实3种发酵尾气中挥发性物质组分存在显著差异。

    2)采集到的3种发酵尾气中可检出挥发性物质的总浓度均低于20 mg·m−3，异味是主要的污染问题。红霉素发酵异味是由2-MIB和土臭素2种物质造成的土霉味；而四环素和泰乐菌素的发酵异味是由多种醛等含氧有机物和有机硫化物混合后形成的。其中，红霉素发酵尾气气量大、异味物质嗅阈值极低，具有异味污染影响范围广、治理难度大的特点。

参考文献 (27)

返回顶部

目录

/

返回文章
返回

Copyright © 2019 中国科学院生态环境研究中心