利用好氧堆肥法協(xié)同處理多種酒業(yè)固廢的原料配比

白酒固態(tài)釀造是酒行業(yè)的重要工藝,其生產(chǎn)過程中會產(chǎn)生大量的固體廢棄物,主要包括白酒丟糟、吹糠灰和廢水污泥等[1-2]。白酒丟糟中含有豐富的有機質和多種促進生長的營養(yǎng)物質[1],用來制作有機肥具有多重較高的效益[2]。但若直接施用未腐熟的白酒丟糟,會嚴重污染環(huán)境或者滋生病蟲害[1]。吹糠灰富含纖維素、木質素以及少量的脂肪和蛋白質等,目前多采用外運填埋或鍋爐燃燒等方式處理,資源化利用程度差[2]。果酒釀造同樣也是酒行業(yè)的重要支撐,其生產(chǎn)過程中會產(chǎn)生大量富含有機物和果酸類刺激物質[3]的固體廢棄物(例如果酒糟),但目前資源化利用程度同樣較差[4-5]。

好氧堆肥法作為處理有機固體廢棄物的有效技術之一,改善環(huán)境的同時將不穩(wěn)定有機物轉換為穩(wěn)定的腐殖質,最終產(chǎn)生適合用作農(nóng)業(yè)肥料或土壤改良劑的堆肥產(chǎn)品[6-7]。當前,大多數(shù)研究仍然集中在白酒固態(tài)釀造固體廢棄物肥料化利用方面[2,8],使用好氧堆肥法處理果酒釀造固體廢棄物的報道相對較少,其所使用的輔料大多是畜禽糞污[9]。現(xiàn)有研究發(fā)現(xiàn),白酒丟糟和吹糠灰協(xié)同好氧堆肥能夠有效地提升堆肥的速率和品質[2]。添加適量的果酒釀造固體廢棄物也可有效改善堆肥微環(huán)境,提升堆肥效果[3,9]。因此使用好氧堆肥法可以有效協(xié)同處理酒業(yè)固體廢棄物,將多種固體廢棄物轉化成為穩(wěn)定的腐殖質,這不僅實現(xiàn)了固體廢棄物的循環(huán)利用,而且進一步對腐殖質進行加工可形成有機肥或土壤改良劑,能有效改善環(huán)境,變廢為寶。

然而利用好氧堆肥法協(xié)同處理酒業(yè)固體廢棄物(白酒丟糟、吹糠灰和果酒糟)生產(chǎn)有機肥的研究尚未見報道。因此,本文以桑葚酒糟、白酒丟糟和吹糠灰為原料,設計2個不同的物料比例,對其堆肥進程中參數(shù)變化進行監(jiān)測,初步探尋其適宜配比,以期為進一步的研究提供參考。

1 材料與方法

1.1 好氧堆肥發(fā)酵裝置

實驗所用自制好氧堆肥發(fā)酵裝置如圖1所示。裝置的物料體積容量約為32 L,底部裝有多孔透氣的物料墊層、通氣管道和曝氣系統(tǒng),外接充氣裝置,提供物料支撐和系統(tǒng)通風；裝置主體由內(nèi)筒和外筒2部分組成,二者間填充保溫材料,達到保溫效果；裝置頂部的尾氣管道,可保證發(fā)酵廢氣的無害化排放；溫度傳感器、氧氣泵連接plc控制器和監(jiān)控計算機,實現(xiàn)發(fā)酵系統(tǒng)溫度的自動監(jiān)測和風量調節(jié)。

1-氧氣泵；2-plc控制器；3-計算機；4-轉子流量計；5-廢氣處理；6-保溫材料隔層；7-堆肥物料；8-溫度傳感器；9-物料墊層；10-通氣管道；11-曝氣裝置；12-內(nèi)壁；13-外壁

圖1 好氧堆肥發(fā)酵裝置示意圖

Fig.1 Schematic diagram of aerobic composting fermentation device

1.2 材料

白酒丟糟和吹糠灰,四川某酒廠；桑葚酒糟為實驗室發(fā)酵桑葚果酒后的壓榨剩余殘渣；復合發(fā)酵菌劑,山東綠隴生物科技有限公司,有效菌種主要為枯草芽胞桿菌、地衣芽胞桿菌、綠色木霉和釀酒酵母等,有效活菌數(shù)≥200 億個/g。表1顯示了堆肥原料的物化性質。

表1 堆肥原料的物化性質

Table 1 Physio chemical properties of composting materials

注：有機質和總氮含量均以絕干質量計

1.3 實驗方法

利用自制堆肥裝置(圖1),將實驗設計成2組不同原料絕干質量配比但堆體總質量(含水分)均為5 kg的好氧堆肥發(fā)酵系統(tǒng)[桑葚酒糟∶白酒丟糟∶吹糠灰=1∶2∶2(T1)和桑葚酒糟∶白酒丟糟∶吹糠灰=2∶9∶9(T2),初始碳氮比均為25左右],每組重復3 次,進行為期30 d的實驗。為快速啟動發(fā)酵,進一步加快堆肥速率,降低堆肥耗時,實驗組均在堆肥初始以堆體物料絕干質量的0.1%添加復合發(fā)酵菌劑,同時調節(jié)堆體初始含水率約為55%。2個實驗組均在整個堆肥發(fā)酵過程中進行連續(xù)式通風,通風量為1.5 L/min。

分別在堆肥第0、5、10、15、20、25、30天對堆體進行人工翻堆,同時從堆體上部、中部和下部均勻混合采集新鮮樣品,將其分成2份,1份鮮樣放置在4 ℃處保存,進行pH、電導率、氨態(tài)氮、硝態(tài)氮和種子萌發(fā)指數(shù)的測定；1份風干樣粉碎過0.25 mm篩網(wǎng),用于有機質和總氮等指標的分析。

1.4 測定指標與方法

利用溫度傳感器實時監(jiān)測堆體的溫度。將堆肥鮮樣與去離子水在料液比1∶10(g∶mL),30 ℃和200 r/min條件下振蕩1 h,得到樣品懸浮液。將懸浮液在10 000 r/min下離心30 min,過0.45 μm水系濾膜,即得到堆肥浸提液[8,10]。

pH和電導率分別采用雷磁PHS-3C型酸度計和雷磁DDS-307A電導率儀測定；總氮按照NY/T 2542—2014的標準進行測定；氨態(tài)氮和硝態(tài)氮按照NY/T 1116—2014的標準進行測定；105 ℃干燥24 h測定含水率[8]；用550 ℃馬弗爐保溫24 h測定灰分[8]；有機質是樣品干重和灰分的差值,根據(jù)公式(1)計算有機碳含量[7],有機質降解率計算如公式(2)所示,碳氮比(C/N)計算如公式(3)所示,T值計算如公式(4)所示,采用帥文亮等[11]的方法測定種子萌發(fā)指數(shù)。

有機碳含量=有機質含量/1.8

(1)

有機質降解率

(2)

碳氮比(C/N)=有機碳/總氮

(3)

T=終點碳氮比/初始碳氮比

(4)

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析

采用Origin 8.5進行圖形繪制。使用Excel 2010、IBM SPSS 20統(tǒng)計軟件對好氧堆肥發(fā)酵過程數(shù)據(jù)進行分析。采用ANOVA法檢驗數(shù)據(jù)的統(tǒng)計差異(P<0.05,n=3)。

2 結果與討論

2.1 溫度和含水率的變化

好氧堆肥過程中溫度的變化既反映了堆肥體系內(nèi)微生物的活性,又是判斷堆肥無害化和腐熟的重要依據(jù)之一[8]。圖2是好氧堆肥發(fā)酵過程中溫度的變化。在整個堆肥過程中環(huán)境溫度的變化范圍為25.1～28.8 ℃。隨著發(fā)酵過程的開始,有機物的生物降解會產(chǎn)生大量熱量,2個實驗組堆體的溫度均迅速升高。T1(53.9 ℃)和T2(54.5 ℃)組均在堆肥第4天達到整個堆肥過程中的最高溫。T1和T2組的高溫期(50 ℃以上)累計分別達到6和7 d,均已符合高溫好氧堆肥無害化處理的衛(wèi)生標準[11]。在堆肥中后期,隨著有機物的消耗,2個實驗組的溫度均緩慢下降至室溫左右,堆體進入后腐熟時期。

圖2 堆肥發(fā)酵過程中溫度的變化

Fig.2 Changes in temperature during compost fermentation

由圖3可知,在整個堆肥發(fā)酵過程中2個實驗組的含水率均不斷下降,在堆肥發(fā)酵結束時分別達到最低值52.57%和52.60%。含水率的下降主要是2方面的原因,一方面微生物的生命代謝活動會消耗一部分堆體水分,另一方面由于堆肥的高溫與定期翻堆以及連續(xù)通風工藝的協(xié)同作用,又使部分水分散失[8]。

圖3 堆肥發(fā)酵過程中含水率的變化

Fig.3 Changes of moisture content during compost fermentation

2.2 pH和電導率的變化

pH 值和電導率是判斷堆肥過程好壞和腐熟度的重要參數(shù)之一。由圖4可知,2個實驗組的pH值變化趨勢基本一致,均是先快速升高,而后略有降低。在堆肥早期微生物將部分含氮物質降解,導致氨類物質在發(fā)酵過程中積累和釋放,使得堆體pH值迅速升高[12]。隨后,由于有機物的進一步降解而產(chǎn)生多種酸以及堆肥中后期硝化作用的形成,pH值會略有下降[8]。到堆肥后期,2個實驗組的pH值逐步穩(wěn)定。而pH值的穩(wěn)定表明堆肥發(fā)酵過程的基本結束[13]。到堆肥結束時,2個實驗組的pH值均在NY/T 525—2021《有機肥料》規(guī)定的范圍內(nèi)(5.5<ph<8.5)。< p="">

圖4 堆肥發(fā)酵過程中pH和電導率的變化

Fig.4 Changes of pH and electrical conductivity during compost fermentation

T1和T2組的電導率變化趨勢也基本一致。堆肥發(fā)酵開始后,實驗組的電導率均快速下降,可能是由于堆肥早期發(fā)酵過程中水溶性物質(如氨基酸)的降解所致[14]。隨后,由于大分子有機物降解過程中釋放出的礦物鹽導致實驗組的電導率均略有升高[8]。此后,由于氨的揮發(fā)和礦鹽沉淀[15],實驗組的電導率均逐步降低。到堆肥后期,實驗組的電導率均開始增加,可能是堆體干質量的凈損失導致的結果[8]。有研究者建議,電導率需低于農(nóng)業(yè)堆肥應用中的鹽分閾值(4 000 μS/cm)[16]。到堆肥結束時,T1(1 240 μS/cm)和T2(1 155 μS/cm)組的電導率均遠低于此閾值,對作物的生長基本無毒害作用。但2個實驗組相比較,T2組的電導率顯著低于T1組(P<0.05),毒害作用更低,對作物生長應更為有利。

2.3 總氮的變化

好氧堆肥發(fā)酵過程中總氮的變化如圖5所示。2個實驗組總氮變化趨勢保持一致,均在堆肥初中期先升高后下降。隨后,到堆肥后期又迅速升高,T1和T2組最高分別為23.34和24.38 g/kg。堆肥初期,好氧堆肥發(fā)酵系統(tǒng)處于中高溫階段,雖然氨化作用劇烈,大量有機氮被轉換為氨態(tài)氮[8],但由于實驗組的好氧堆肥發(fā)酵系統(tǒng)主要為酒糟(丟糟和桑葚酒糟),酸度大(圖4),達不到氮以氨氣形式揮發(fā)的條件[17]。同時,又由于有機物的劇烈降解不斷釋放CO2和水,CO2和水的揮發(fā)會導致系統(tǒng)總質量(干重)的不斷減少,產(chǎn)生“濃縮效應”[8],故實驗組的總氮均不斷升高。之后,隨著實驗組的好氧堆肥發(fā)酵系統(tǒng)呈現(xiàn)微堿性環(huán)境,氮元素以氨氣的形式大量損失,此時有機物降解帶來的“濃縮效應”作用小于氨氮的揮發(fā)作用[1],故造成了總氮的急劇降低。到堆肥后期,實驗組的好氧堆肥發(fā)酵系統(tǒng)生化反應逐漸平緩,氨氮的揮發(fā)作用逐漸減弱,再加上硝化作用和生物固氮作用[8]的不斷增強以及“濃縮效應”的協(xié)同作用,實驗組的總氮不斷升高。相比較傳統(tǒng)堆肥氮損失巨大的情況,本工藝下的2個實驗組均起到了很好的保氮效果,這可能是堆肥原料的果渣[3](桑葚酒糟)與高木質纖維素化合物[7](丟糟和吹糠灰)協(xié)作的結果。到堆肥后期,T2組的總氮含量顯著高于T1組(P<0.05),表明T2組可能具有更高的養(yǎng)分價值。

圖5 堆肥發(fā)酵過程中總氮的變化

Fig.5 Changes of total nitrogen during compost fermentation

2.4 氨氮和硝氮的變化

如圖6所示,在整個好氧堆肥發(fā)酵過程中實驗組的氨氮含量變化趨勢基本保持一致,均為先不斷升高后迅速降低直至平緩,這與通常的研究是一致的[1,3,8,17]。堆肥初期,好氧堆肥發(fā)酵系統(tǒng)中微生物生長迅速,代謝旺盛,強烈的氨化作用使含氮有機物分解,釋放出大量氨氮[18]。堆肥中后期,由于好氧堆肥發(fā)酵系統(tǒng)中的高溫和微堿性環(huán)境以及連續(xù)通風條件,氨氮以氨氣的形式大量揮發(fā)損失[6,17]。同時,隨著堆肥高溫期的結束,好氧堆肥發(fā)酵系統(tǒng)中硝化作用的產(chǎn)生與逐步加強也進一步造成了氨氮逐漸降低直至平緩穩(wěn)定的結果[8]。

圖6 堆肥發(fā)酵過程中氨氮和硝氮的變化

Fig.6 Changes of ammonia nitrogen and nitrate nitrogen during compost fermentation

在整個好氧堆肥發(fā)酵過程中實驗組的硝氮含量變化與氨氮恰好相反(圖6)。堆肥早中期,在好氧堆肥發(fā)酵系統(tǒng)中微生物自身的生命活動不斷消耗硝氮[8]以及堆肥中高溫期[19]和劇烈產(chǎn)氨代謝反應[1,19]對硝化作用的共同抑制作用下,實驗組的硝氮含量均不斷下降。堆肥中后期,隨著堆體溫度逐漸降低,硝化細菌大量生長,硝化作用逐漸增強[8,17],2個實驗組的硝氮含量均又不斷升高。

2.5 有機質及其降解率的變化

有機質作為微生物開展生命活動的物質基礎,其含量的變化可以反映出好氧堆肥發(fā)酵的進程,根據(jù)其降解程度能夠判斷好氧堆肥發(fā)酵的腐熟情況。圖7是好氧堆肥發(fā)酵過程中有機質及其降解率的變化。實驗組的有機質含量變化趨勢相似,均在整個好氧堆肥發(fā)酵過程中逐漸降低,T1和T2組最低分別為713.24和687.78 g/kg,但2個實驗組的有機質降解率卻有著顯著的差異(P<0.05)。在整個好氧堆肥發(fā)酵過程中,T2組的有機質降解率均顯著高于T1組(P<0.05),表明T2組的好氧堆肥發(fā)酵過程比T1組更為劇烈,T2實驗組更有利于堆肥有機質的降解,這可能是由于T1組中果酸(桑葚酒糟)比例過多,不能夠被完全利用,進而阻礙了堆肥有機質的降解,這與陶勇等[3]的研究結果相同。由圖7可知,2個實驗組的有機質降解程度在不同堆肥時期亦有所不同,更多的降解發(fā)生在堆肥前期,這可能就是適宜的高溫條件引起的[8,20]。有學者發(fā)現(xiàn)堆肥早期pH值的迅速升高會伴隨著有機質的劇烈分解,堆肥后期pH值的平緩與穩(wěn)定同樣表明有機質降解的逐漸放緩[21],這與本研究一致(圖4)。

圖7 堆肥發(fā)酵過程中有機質及其降解率的變化

Fig.7 Changes of organic matter and its degradation rate during compost fermentation

2.6 C/N和T值的變化

碳氮比(C/N)是評價好氧堆肥發(fā)酵過程中的重要參數(shù)之一[1]。如圖8所示,2個實驗組的C/N變化趨勢相似,均是除在堆肥中期略有升高外,整體上呈現(xiàn)逐漸下降的趨勢。堆肥中期,實驗組的C/N上升主要是因為好氧堆肥發(fā)酵系統(tǒng)的氮損失作用大于碳損失作用(圖5和圖7)。到堆肥后期,T2組的C/N顯著低于T1組(P<0.05),這表明T2組的發(fā)酵效果比T1組可能更好。一般認為C/N<20為堆肥的腐熟標準[22],但本研究以此為標準判斷腐熟情況顯然是不合適的(圖8)。同時,將C/N作為好氧堆肥發(fā)酵進程與腐熟的標準爭議一直存在,有研究者認為C/N與堆肥原材料相關,提出采用堆肥終點C/N與初始C/N的比值,即T值來評價好氧堆肥發(fā)酵進程和腐熟情況[23]。在好氧堆肥發(fā)酵的中后期,T2組的T值均顯著低于T1組(P<0.05),進一步表明了T2組發(fā)酵效果比T1組好。也有研究者提出了堆肥的T值<0.72為腐熟標準的建議[24]。根據(jù)此建議,T1組和T2組達到腐熟標準的時間分別為25和20 d左右,T2組的腐熟時間相較于T1組有著明顯的提前。

圖8 堆肥發(fā)酵過程中碳氮比(C/N)和T值的變化

Fig.8 Changes of carbon-nitrogen ratio(C/N)and T value during compost fermentation

2.7 種子萌發(fā)指數(shù)的變化

種子萌發(fā)指數(shù)是一種最有效且廣泛應用的堆肥腐熟度指標[1],它是衡量堆肥產(chǎn)品對種子生長的植物毒性最為直接的參數(shù)。如圖9所示,在整個好氧堆肥發(fā)酵過程中,2個實驗組的種子萌發(fā)指數(shù)變化趨勢基本保持一致,均先迅速下降后逐漸上升,且均在堆肥第10天后開始上升,這與劉陽等[1]報道的結果類似?？赡苁怯捎谠诙逊是捌?有機質降解劇烈,造成大量的氨類物質和不穩(wěn)定小分子類物質累積,造成植物毒性迅速升高[19]。在堆肥第10天后,氨類物質不斷減少,不穩(wěn)定小分子類物質不斷降解趨于穩(wěn)定[1],養(yǎng)分類物質受“濃縮效應”影響不斷富集[2],造成植物毒性不斷降低。堆肥中后期,T2組的種子萌發(fā)指數(shù)顯著高于T1組(P<0.05),這表明T2組降解植物毒性的效果比T1組好。一般來說,當種子萌發(fā)指數(shù)>80%即表示堆肥對植物沒有毒性,堆肥已完全腐熟[2,19]。根據(jù)此標準,T1組和T2組達到腐熟標準的時間分別為25 d和小于25 d左右,T2組相較于T1組,無論是腐熟時間還是植物毒性大小都有著明顯的提升。也有研究者提出只有當種子萌發(fā)指數(shù)>101%時,才可在農(nóng)業(yè)中作為肥料使用[25]。堆肥結束時,T1和T2組的種子萌發(fā)指數(shù)分別為87.31%和103.93%,僅有T2組的種子萌發(fā)指數(shù)符合要求。

圖9 堆肥發(fā)酵過程中種子萌發(fā)指數(shù)的變化

Fig.9 Changes of seed germination index during compost fermentation

3 結論

利用酒業(yè)(白酒和果酒)多種釀造固體廢棄物進行協(xié)同好氧堆肥,既能實現(xiàn)酒業(yè)釀造固體廢棄物的“零排放”,又為日益惡化的土壤化肥污染提供一種可代替的有機肥源。本研究以桑葚果酒釀造固體廢棄物中的桑葚酒糟和白酒釀造固體廢棄物中的白酒丟糟與吹糠灰為原料,設計了它們?nèi)唛g不同的物料比例,初步探尋其適宜配比。結果表明,桑葚酒糟、白酒丟糟和吹糠灰的絕干質量比為2∶9∶9的效果較好,其在好氧堆肥發(fā)酵過程中溫度、pH、電導率、含水率、總氮、氨態(tài)氮、硝態(tài)氮、有機質及其降解率、碳氮比等多項指標均處于相對較優(yōu)水平,其腐熟時間大約為20～25 d,最終的T值為0.62,種子萌發(fā)指數(shù)達到了103.93%。

本研究利用自制堆肥裝置,首次使用好氧堆肥法協(xié)同處理酒業(yè)多種釀造固體廢棄物以生產(chǎn)有機肥,重點研究出了各原料間的適宜比例,為酒業(yè)的固廢資源化處理提供了新的參考。