城市污泥混合青霉素菌渣堆肥實(shí)驗(yàn)

溫沁雪，陳 希，張?jiān)娙A，陳志強(qiáng)

城市污泥混合青霉素菌渣堆肥實(shí)驗(yàn)

溫沁雪，陳 希，張?jiān)娙A，陳志強(qiáng)

（哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，150090哈爾濱）

為分析抗生素殘留對菌渣堆肥過程的影響，以青霉素菌渣、市政脫水污泥和木屑為原料，研究好氧堆肥過程溫度、碳素、氮素等理化參數(shù)的變化及青霉素的降解情況.首先通過0.4 m3的大堆體研究菌渣好氧堆肥的可行性，然后通過5個6 L的小堆體詳細(xì)研究菌渣污泥混合堆肥過程.結(jié)果表明：菌渣污泥混合堆肥升溫效果優(yōu)于對照的單純污泥.堆肥菌渣質(zhì)量分?jǐn)?shù)與堆肥物料總有機(jī)碳（TOC）質(zhì)量分?jǐn)?shù)成正比，堆體的TOC質(zhì)量分?jǐn)?shù)隨堆肥時間不斷下降且趨于穩(wěn)定，菌渣殘留的青霉素未影響堆肥過程TOC的變化趨勢.投加菌渣增加了堆體的水溶性有機(jī)碳（WSOC）質(zhì)量分?jǐn)?shù)，生物可利用碳源的增加促進(jìn)了堆肥過程微生物的轉(zhuǎn)化作用，有助于堆肥過程溫度的升高.添加菌渣有助于減少堆肥原料中的氮素?fù)p失，且在第5天已檢測不到菌渣中的抗生素殘留.可以通過混合堆肥實(shí)現(xiàn)菌渣的資源化利用及藥物殘留的分解.

青霉素；菌渣；城市污泥；好氧堆肥

抗生素菌渣是一種固態(tài)廢棄物，主要成分為抗生素發(fā)酵生產(chǎn)過程中的剩余培養(yǎng)基，同時殘留少量未被提取的抗生素、微生物的代謝產(chǎn)物以及發(fā)酵菌絲體［1］.因含有大量的有機(jī)質(zhì)特別是蛋白質(zhì)成分，抗生素菌渣自20世紀(jì)50年代以來廣泛用作動物飼料添加劑或蛋白飼料，其中殘余的抗生素可能會富集在動物體內(nèi)，進(jìn)而進(jìn)入肉、蛋、奶等農(nóng)產(chǎn)品中，如果食用了這一類農(nóng)產(chǎn)品可能會在體內(nèi)形成耐藥菌群［2-3］，從而威脅人體健康.目前，抗生素菌渣已被列入《國家危險廢物名錄》（HW02），但專門針對其的處理處置技術(shù)規(guī)范或控制標(biāo)準(zhǔn)還未制定，目前燃燒基本是唯一用來處理菌渣且具備相應(yīng)技術(shù)規(guī)范的無害化處理方法［1］.但由于抗生素菌渣熱值低且含水率很高［4］，焚燒處理只會消耗大量能源，不能很好利用菌渣的剩余價值，并不是一種經(jīng)濟(jì)的處置方法［5-10］.好氧堆肥法長久以來在國內(nèi)外廣泛地應(yīng)用于固體廢棄物的無害化和資源化處理［1］，抗生素菌渣經(jīng)過堆肥處理后可以有效降低抗生素殘留水平，且堆肥法成本低，堆肥成品是一種很好的有機(jī)肥料，因而利用好氧堆肥法處理抗生素菌渣具有很好的經(jīng)濟(jì)效益.

諸多研究表明，堆肥法對于抗生素菌渣或其他堆肥基質(zhì)中的抗生素殘留具有很好的降解作用［10-18］.青霉素作為中國產(chǎn)量最高的抗生素之一，其生產(chǎn)過程中產(chǎn)生的菌渣量非常大，使用堆肥法處理青霉素菌渣，在保證無害化處理的同時實(shí)現(xiàn)資源化，是一種非常具有前景的處置手段.但青霉素菌渣是一種單一發(fā)酵剩余底物，菌群種類單一，單獨(dú)堆制菌渣可能很難達(dá)到良好的升溫效果.考慮到城市污泥也常被用作堆肥原料［19］，相比青霉素菌渣，其養(yǎng)分含量低，但微生物菌群種類比較豐富，將城市污泥與菌渣混合進(jìn)行堆肥可以有效彌補(bǔ)菌渣的不足［1］.本實(shí)驗(yàn)擬采用市政脫水污泥混合青霉素菌渣進(jìn)行混合堆肥，同時用木屑調(diào)理相關(guān)參數(shù)，全面監(jiān)測堆肥過程中主要參數(shù)的變化，同時考察殘留的抗生素對堆肥過程的影響，初步探索青霉素菌渣堆肥處理工藝，為其今后的資源化利用提供理論依據(jù).

1 實(shí) 驗(yàn)

1.1 堆肥原料來源

實(shí)驗(yàn)用污泥取自哈爾濱文昌污水處理廠脫水車間，菌渣來自哈爾濱制藥廠生產(chǎn)車間，木屑購自哈爾濱某木材加工廠.原料分析結(jié)果見表1.

表1 堆肥原料性質(zhì)

1.2 實(shí)驗(yàn)裝置及工藝流程

實(shí)驗(yàn)采用水浴保溫型好氧小型堆肥裝置，如圖1所示.堿洗瓶分別去除進(jìn)氣中和微生物活動產(chǎn)生的CO2，酸洗瓶吸收NH3；在水浴槽內(nèi)安裝微型潛水泵以保持水流流動，維持裝置內(nèi)水溫均衡.為使進(jìn)氣均勻，在罐底鋪一層浮石.使用溫控儀實(shí)時監(jiān)測槽內(nèi)水溫，并控制加熱棒對水浴溫度進(jìn)行調(diào)節(jié)，每隔12 h通過溫度計(jì)讀取堆肥罐內(nèi)的實(shí)測溫度，同時調(diào)節(jié)溫控儀的設(shè)定溫度，使得水浴槽內(nèi)水溫始終略低于堆肥罐內(nèi)溫度，保證小堆體維持自升溫狀態(tài)，且不致于散失過多熱量.

圖1 水浴保溫型強(qiáng)制通風(fēng)小型堆肥裝置示意

對照組的堆料填充在兩個1 m×0.63 m× 0.63 m的鐵皮制方形箱（簡稱大反應(yīng)器）內(nèi)，箱體外包裹上海綿層以實(shí)現(xiàn)一定的保溫效果.箱內(nèi)底部鋪設(shè)曝氣管，用鼓風(fēng)機(jī)對堆體進(jìn)行強(qiáng)制通風(fēng).

1.3 實(shí)驗(yàn)方法

根據(jù)物料配比不同共設(shè)5個處理，控制各堆體含水率在60%左右，碳氮比在25∶1左右.計(jì)算后具體物料配比如表2所示.

表2 堆肥物料配比g

堆肥周期內(nèi)始終保持堆體溫度高于水浴溫度2～3℃.曝氣模式為連續(xù)曝氣，根據(jù)CJJT52—1993《城市生活垃圾好氧靜態(tài)堆肥處理技術(shù)規(guī)程》規(guī)定，標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下每立方米垃圾的通風(fēng)量為0.05～0.2 m3／min，小堆體保溫效果較差，初始曝氣量取下限為0.4 L／（min·kg），換算后約為0.04 m3／（min·m3），即0.2 L／min.在堆肥中后段由于微生物活動減弱，需氧量降低，曝氣量改為0.1 L／min.

小堆體由于比表面積大，容易受外界溫度、曝氣量和堆體含水率等因素影響，甚至取樣時的擾動也會影響其升溫［1］，同時考慮到菌渣中殘留的抗生素可能會影響堆料中微生物活性，進(jìn)而導(dǎo)致堆肥無法順利升溫，為此，設(shè)置兩個大堆體作為對照組，其中一組不含菌渣，以觀察無外加熱源條件下堆體升溫情況，驗(yàn)證污泥與菌渣混合堆肥的可行性，同時進(jìn)行定性分析.對照組同樣采用上述3種堆肥原料，具體配比如表3所示.使用溫度探頭實(shí)時讀取堆體的上、中、下部溫度數(shù)據(jù).曝氣模式同樣為連續(xù)曝氣，大堆體由于自重大，物料密實(shí)程度較高，為防止堆體內(nèi)出現(xiàn)厭氧環(huán)境，實(shí)驗(yàn)設(shè)置了相對較高的起始曝氣量，為1 L／（min·kg），經(jīng)換算兩個堆體分別為3.3和2.9 m3／h，除以堆體體積后分別為0.138和0.122 m3／（min·m3），均在CJJT52—1993規(guī)定范圍內(nèi).

表3 大堆體物料配比

1.4 測試分析方法

1.4.1 常規(guī)指標(biāo)檢測

TOC采用高錳酸鉀氧化法（NY525-2011）測定，DOC按鮮樣（g）與水（mL）為1∶10的比例振蕩16 h后采用元素分析儀測定；全氮采用凱氏定氮法測定，NH4+-N采用0.04 mol／L KCl溶液按1∶10的比例浸提堆肥樣品，用0.45 μm的微孔濾膜真空抽濾浸提液，然后采用鈉氏試劑分光光度法進(jìn)行測定，NH3使用NaOH吸收后滴定.

1.4.2 青霉素檢測方法與條件

為檢測堆肥樣品中的青霉素殘留，首先需對樣品進(jìn)行預(yù)處理，方法參照GBT23385—2009《飼料中氨芐青霉素的測定》并進(jìn)行適當(dāng)調(diào)整.取陰涼處自然風(fēng)干3 d后的堆肥樣品磨碎，過40目篩，準(zhǔn)確稱取0.5 g過篩樣品，精確至0.000 1 g，置于100 mL三角瓶中，準(zhǔn)確加入10 mL 0.1%甲酸溶液，振蕩5 min，充分提取樣品中抗生素殘留，然后轉(zhuǎn)入離心管中，12 000 r／min離心10 min，用0.45 μm濾膜過濾上清液.

濾后液體采用高效液相色譜測定［1］，儀器: Waters-2695高效液相色譜儀，Waters-2489紫外檢測器；色譜柱:Waters C18柱（150 mm×4.6 mm， 5 μm）；柱溫:25℃；流動相:0.1%甲酸水溶液與乙腈比為1∶1；進(jìn)樣量10 μL；流速:1.2 mL／min；檢測波長:220 nm.

使用該方法檢測青霉素G，樣品質(zhì)量分?jǐn)?shù)在0.005～0.5 mg／mL與峰面積呈良好的線性關(guān)系，以信噪比約為3計(jì)，最低檢測限約為0.001 mg／mL；青霉素出峰時間在3 min左右.

2 結(jié)果與討論

2.1 大堆體溫度變化

圖2描述了對照組兩個大反應(yīng)器內(nèi)的溫度變化.可以看出，1#堆體在堆肥初期有一個劇烈升溫過程，堆肥中部溫度在通氣后的第2天已經(jīng)達(dá)64.3℃，1 d后堆體溫度開始下降，在實(shí)驗(yàn)進(jìn)行8 d后降至接近室溫.隨后，減小曝氣量至1 m3／h，即16.67 L／min，堆體開始二次升溫，在第14天達(dá)到接近60℃的高溫，在55℃以上維持3 d后逐漸下降.2#未加入菌渣的堆體升溫相對緩慢，堆體中部到達(dá)的最高溫度也較低，僅為55℃.減小通氣量后，二次升溫的過程同樣存在.由于青霉素菌渣中易降解有機(jī)質(zhì)非常豐富，微生物分解有機(jī)質(zhì)產(chǎn)生大量熱量，推動了堆體溫度快速升高，因而1#堆體在升溫段的升溫速度和達(dá)到的最高溫度均高于2#堆體.

圖2 青霉素G對大堆體溫度影響

在對堆體進(jìn)行強(qiáng)制通風(fēng)后，堆料中的好氧微生物很快開始活動并產(chǎn)生熱量，但是由于初期曝氣量設(shè)置過高，過剩的空氣也會帶走大量的熱，當(dāng)熱量散失速度大于產(chǎn)生速度時，堆體溫度開始下降.減小曝氣量后，此時熱量產(chǎn)生速度高于散失速度，從而造成了兩個堆體的二次升溫現(xiàn)象.該現(xiàn)象也說明減小后的曝氣量足以維持微生物活動，這為后期研究提供了一個重要參數(shù).

由于底部物料產(chǎn)生的熱量被上升空氣帶走，堆肥前期堆體下部溫度明顯較低；減小曝氣量后，堆體底部熱量得到一定保持，在堆肥后期1#堆體下部溫度與上部持平，2#堆體下部溫度超過上部.因?yàn)橹苯咏佑|外部空氣，堆體上部熱量隨水汽的蒸發(fā)被帶出，故其溫度始終低于堆體中部.

溫玉麟［20］發(fā)現(xiàn)，37℃下，10萬單位／mL（約60 mg／mL）青霉素G-鉀溶液中青霉素的半衰期為84 h，而溫度每升高10℃青霉素的降解速率便提高2～3倍，因而大堆體達(dá)到的堆肥溫度理論上可以保證青霉素的全部降解.

2.2 小堆體堆肥過程中參數(shù)變化

2.2.1 物料外觀與氣味變化

新鮮的青霉素菌渣呈乳白稍帶黃色，放置后逐漸轉(zhuǎn)為深黃色，脫水污泥呈黑色.1#堆料為污泥與木屑混合，呈深黑色；2、3、4#堆料含有不同比例的菌渣和脫水污泥，外觀均呈深褐色；5#堆料由于不含污泥且木屑添加量最高，密度輕，呈深黃色；2、3、4、5#堆料均有青霉素特有的刺鼻氣味.堆肥結(jié)束后，5個堆體基本都不再有刺鼻氣味；3#堆體木屑粒徑減小較為顯著，證明其微生物活動比較劇烈，2、3、4#堆體外觀變化不大，這與木屑本身較難腐熟的性質(zhì)有關(guān)［19］，其在這次堆肥實(shí)驗(yàn)中主要起到了提高物料通透性的作用；5#堆體轉(zhuǎn)為黃褐色.5種堆料均得到了一定程度的干燥，但由于堆肥過程所達(dá)到的最高溫度不高，干燥程度并不明顯.

2.2.2 溫度、含水率變化

圖3、4分別描述了1～5#堆體溫度與含水率的變化.可以看出，2～5#堆體在堆肥起始階段均有較明顯的升溫現(xiàn)象，在48 h時達(dá)到各自的最高溫度，其中菌渣與污泥配比分別為1∶1和2∶1的3、4#堆體溫度最高，分別達(dá)42和42.5℃，比當(dāng)時的水浴溫度（36℃）分別高6和6.5℃，自發(fā)熱效應(yīng)明顯.2#和5#也可觀察到自發(fā)熱現(xiàn)象，而1#堆體溫度低于水浴溫度，沒有自熱現(xiàn)象產(chǎn)生.由于堆肥初期升溫快，堆料水分在高溫下蒸發(fā)被曝氣帶出，在堆肥罐出氣口可以觀察到大量水汽凝結(jié)，同時考慮到冬季北方室內(nèi)非常干燥，為了維持堆料適宜的含水率，分別在24和48 h加水50和100 mL.但這一操作對堆料的透氣性影響較大，含水率升高后，氧氣在堆料中的傳質(zhì)效率下降，微生物活動在缺氧狀態(tài)下逐漸減弱，明顯影響了堆肥的升溫過程.48 h后，2～5#堆肥罐中溫度與水浴溫度的差值逐漸減小，堆肥開始6 d后水浴溫度已經(jīng)高于1～5#罐內(nèi)溫度，表明高溫菌的活動已基本停止.隨后，為了模擬自然堆肥過程的溫度變化，逐漸調(diào)低水浴溫度，在堆肥第17天回到室溫狀態(tài)，罐中溫度也隨之下降.

根據(jù)堆肥過程溫度變化可以判斷，菌渣混合污泥堆肥可以實(shí)現(xiàn)自升溫，相同水浴條件下，5個堆體的溫度變化有較明顯的差異.將1#堆體與2～5#堆體對比，添加菌渣作為堆肥底物提高了堆肥升溫速度和堆肥達(dá)到的最高溫度，由于污泥的有機(jī)質(zhì)含量較低，單純使用污泥堆肥起溫慢甚至不升溫；3#、4#堆體的最高溫度分別比5#堆體高5%和6.25%，說明污泥的加入有效增加了原菌渣中微生物的數(shù)量與種類.菌渣和污泥的配合使用彌補(bǔ)了各自不足，取得了良好的效果.

圖3 堆肥過程中溫度變化

圖4 堆肥過程中含水率變化

綜合含水率與溫度的變化分析，含水率高于60%之后，升溫過程減緩甚至停止，說明堆體透氣性變差，在缺氧環(huán)境中微生物的活動基本停止.同時，由于堆體規(guī)模小而比表面積大，在升溫段取樣的擾動也可能造成熱量散失.結(jié)合對照組的實(shí)驗(yàn)結(jié)果分析，小堆體采用的曝氣量略高，堆體熱量的產(chǎn)生速度可能小于散失速度.以上都可能是造成堆肥最高溫度不夠高的原因.

2.2.3 總有機(jī)碳（TOC）、水溶性有機(jī)碳（WSOC）變化

圖5描述了1～5#堆體總有機(jī)碳和水溶性有機(jī)碳的變化.各堆體TOC的初始質(zhì)量分?jǐn)?shù)由于原料配比不一差異較大，但基本與堆料中菌渣的質(zhì)量分?jǐn)?shù)成正比.各堆體的TOC質(zhì)量分?jǐn)?shù)在堆肥開始后均呈下降趨勢，其中3、4#堆體下降最明顯，分別從最初的29.87%和37.71%下降到第5天的22.78%和26.17%，分別下降23.74%和30.60%.堆肥進(jìn)行5 d后，TOC變化趨勢漸緩，剩余部分的有機(jī)質(zhì)較難降解，其中5#堆體從第5天到堆肥結(jié)束基本無變化，1、3#堆體各自下降了14.98%和11.35%，而2、4#堆體略有上升，但不顯著，這可能與取樣的均勻度有關(guān).堆肥結(jié)束后，1～5#堆體的TOC質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為15.585%、26.075%、20.195%、30.295%和36.21%，均趨于穩(wěn)定.

圖5 堆肥過程中總有機(jī)碳和水溶性有機(jī)碳的變化

1～5#堆體水溶性有機(jī)碳（WSOC）與總有機(jī)碳的質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化基本類似.堆肥開始后，2～5#堆體的WSOC質(zhì)量分?jǐn)?shù)迅速提高，這是由于在微生物分解與菌渣自身水解的共同作用下，有機(jī)質(zhì)被分解成水溶性的小分子物質(zhì)［1］；堆肥第1天各堆體WSOC質(zhì)量分?jǐn)?shù)升高最為迅速，隨后逐漸變緩，在第5天達(dá)峰值，隨后均開始下降；堆肥第17天，1～5#堆體的WSOC質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為19.9，41.55，68.55，47.6和45.55 g·kg-1；1～4#堆體的初始WSOC質(zhì)量分?jǐn)?shù)差異較大，但在堆肥期末均呈下降趨勢，且質(zhì)量分?jǐn)?shù)逐漸趨于一致.由于堆肥周期較短，5個堆體在堆肥第17天都沒有達(dá)到w（WSOC）＜17 g·kg-1的堆肥腐熟標(biāo)準(zhǔn)［19］.整個堆肥過程中，含菌渣的堆體WSOC質(zhì)量分?jǐn)?shù)的變化相對顯著，而5#堆體變化程度很小，說明5#堆體的微生物活動較弱.結(jié)合堆體的溫度變化分析，生物可利用碳源的增加促進(jìn)了微生物對于堆料的轉(zhuǎn)化作用，有助于堆體溫度的升高.

2.2.4 全氮（TN）、氨氮（NH4+-N）、氨氣（NH3）變化

圖6為1～5#堆體全氮、氨氮及氨氣的變化. 5個堆體的TN質(zhì)量分?jǐn)?shù)在堆肥開始后的第1天就分別下降了7.52%、7.27%、15.80%、12.12%和30.37%，到第5天下降了18.94%、37.50%、44.81%、39.20%和45.09%；堆肥前5 d含有菌渣堆體的TN減少率明顯高于未添加菌渣的1#堆體.堆肥結(jié)束時，1～5#堆體的TN質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為1.265%、1.925%、1.775%、2.06%和2.175%，較最初下降了29.53%、12.50%、23.16%、21.97%和49.18%，堆肥后期，菌渣與污泥混合堆體的TN值有不同程度的回升，說明利用菌渣與污泥混合堆肥對于堆肥原料中氮素的保留有一定的效果.

圖6 堆肥過程中全氮、氨氮和氨氣的變化

堆肥初期，1～5#堆體的氨氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加明顯，在第2天達(dá)最大值，分別比初始增加114.22%、57.51%、121.86%、187.09%和106.38%；堆肥結(jié)束時5個堆體的氨氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為0.81，2.79，2.99，4.47和6.81 mg·g-1，其中2、3、4#堆體較初始分別下降了38.96%、29.58%和4.96%，1、5#堆體比初始略微升高.堆肥初期，有機(jī)物在微生物分解下發(fā)生礦化作用，有機(jī)氮被分解，-N質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加.對比2、3、4#反應(yīng)器可知，氨氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)與菌渣的質(zhì)量分?jǐn)?shù)成正比，這是因?yàn)榛旌隙蚜现械挠袡C(jī)氮成分主要來自青霉素菌渣.5#堆體盡管菌渣質(zhì)量分?jǐn)?shù)最高，但因?yàn)榫形⑸锓N類單一，礦化作用較弱，在堆肥前5 d其氨氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)反而低于菌渣質(zhì)量分?jǐn)?shù)較低的3、4#反應(yīng)器；后期微生物礦化作用減弱，菌渣自身的水解作用占主導(dǎo)［1］，因而5#堆料中氨氮的質(zhì)量分?jǐn)?shù)逐漸升至最高.

堆肥初期，氨氣產(chǎn)生量很少，隨著堆體自升溫過程的結(jié)束，氨氣產(chǎn)生速率提高，氨氣量在第13天左右基本達(dá)最大值，隨后趨于穩(wěn)定，這可能是堆體的pH發(fā)生變化，部分氨氮轉(zhuǎn)化為氨氣釋放造成的.堆肥前7 d，3#堆體的氨氣產(chǎn)量和速度最高，7 d之后5#堆體的氨氣產(chǎn)生速度陡然提高，氨氣產(chǎn)量也逐漸升至最高，這與氨氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化基本一致.

2.2.5 青霉素殘留的降解情況

青霉素標(biāo)準(zhǔn)品的出峰位置如圖7（a）所示.取堆肥前5 d 1～4#堆體樣品分別進(jìn)行測定，以3#堆體的初始樣和堆肥5 d后的樣品檢測結(jié)果為例，如圖7（b）、7（c）所示.可以看出，堆肥原料可檢出成分復(fù)雜，但在該方法下分離良好，于3 min處可觀察到明顯出峰，經(jīng)計(jì)算，青霉素在新鮮菌渣中的殘留質(zhì)量分?jǐn)?shù)約為1.45 mg／g，即2 433 U／g.堆肥第5天的樣品可檢出成分明顯減少，且未在3 min處出峰，這表明此時青霉素質(zhì)量分?jǐn)?shù)已低于該方法檢測限，經(jīng)換算，青霉素殘留質(zhì)量分?jǐn)?shù)低于0.016 2 mg／g，降解率達(dá)98.9%以上，該結(jié)果證明堆肥過程有效削減了堆肥原料中的青霉素殘留水平.其他幾個堆體第5天的樣品同樣未檢出青霉素殘留.

圖7 青霉素標(biāo)準(zhǔn)品及堆肥樣品高效液相色譜圖

3 結(jié) 論

1）除3#堆體外，其余4個堆體中的木屑形態(tài)未見明顯變化，推斷實(shí)驗(yàn)中木屑只是改善了物料通透性，基本沒有參與微生物作用，這可能和堆料中缺少纖維素降解菌有關(guān)，也可能是堆肥周期過短造成的.

2）青霉素菌渣與污泥混合好氧堆肥可以達(dá)到64℃的高溫且在高溫段維持一定時間，而青霉素在最高溫度僅為42.5℃的堆肥過程中即可實(shí)現(xiàn)高于98.9%的降解，證明堆肥法可以有效實(shí)現(xiàn)青霉素菌渣的無害化處理，菌渣中青霉素的殘留沒有影響正常堆肥過程.

3）含有菌渣的堆體可以達(dá)到更高的堆肥溫度，同時可以在一定程度上保留堆肥原料中的氮素，菌渣與污泥配比在1∶1～2∶1效果最佳.污泥與菌渣混合堆肥很好地彌補(bǔ)了兩種原料本身的不足.

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（編輯 劉 彤）

Experimental study on co-composting of municipal sewage sludge and penicillin fermentation dregs

WEN Qinxue，CHEN Xi，ZHANG Shihua，CHEN Zhiqiang
（State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment，Harbin Institute of Technology，150090 Harbin，China）

Penicillin fermentation dregs，municipal sludge and saw dust were used as composting raw material to analyze the effect of antibiotic residue on aerobic composting process in this paper.The variation of such physicochemical parameters as temperature，carbon and nitrogen and the degradation of penicillin were analyzed during the aerobic compost process.The feasibility of composting with fermentation dregs was analyzed using 0.4 m3volume reactors and the detail compost process were analyzed using five 6 L volume reactor.Results show that the temperature rise rate of co-compost process has an advantage over municipal sludge compost process.The content of total organic carbon（TOC）in mixed material is directly proportional to fermentation dregs，which also decreases with compost time and tends to stable finally.Results also show that the penicillin residue doesn’t affect the TOC varation trend.The water soluble organic carbon（WSOC）and microbial utilization carbon increases with the adding fermentation dregs，which is helpful to microbial transformation and contribute to increase the compost temperature.Adding fermentation dregs is also helpful to reduce the loss of nitrogen and no penicillin residue can be detected on the 5th day of composting process，which shows the resource utilization of fermentation dregs and the degradation of antibiotic residue can be achieved by co-compost process.

penicillin；fermentation dregs；municipal sludge；aerobic composting

X787

A

0367-6234（2014）04-0043-07

2013-04-10.

環(huán)保部公益項(xiàng)目（201209024）.

溫沁雪（1977—），女，副教授，博士生導(dǎo)師；陳志強(qiáng)（1974—），男，教授，博士生導(dǎo)師.

陳志強(qiáng)，czqhit＠163.com.