利用好氧堆肥法协同处理多种酒业固废的原料配比

白酒固态酿造是酒行业的重要工艺,其生产过程中会产生大量的固体废弃物,主要包括白酒丢糟、吹糠灰和废水污泥等[1-2]。白酒丢糟中含有丰富的有机质和多种促进生长的营养物质[1],用来制作有机肥具有多重较高的效益[2]。但若直接施用未腐熟的白酒丢糟,会严重污染环境或者滋生病虫害[1]。吹糠灰富含纤维素、木质素以及少量的脂肪和蛋白质等,目前多采用外运填埋或锅炉燃烧等方式处理,资源化利用程度差[2]。果酒酿造同样也是酒行业的重要支撑,其生产过程中会产生大量富含有机物和果酸类刺激物质[3]的固体废弃物(例如果酒糟),但目前资源化利用程度同样较差[4-5]。

好氧堆肥法作为处理有机固体废弃物的有效技术之一,改善环境的同时将不稳定有机物转换为稳定的腐殖质,最终产生适合用作农业肥料或土壤改良剂的堆肥产品[6-7]。当前,大多数研究仍然集中在白酒固态酿造固体废弃物肥料化利用方面[2,8],使用好氧堆肥法处理果酒酿造固体废弃物的报道相对较少,其所使用的辅料大多是畜禽粪污[9]。现有研究发现,白酒丢糟和吹糠灰协同好氧堆肥能够有效地提升堆肥的速率和品质[2]。添加适量的果酒酿造固体废弃物也可有效改善堆肥微环境,提升堆肥效果[3,9]。因此使用好氧堆肥法可以有效协同处理酒业固体废弃物,将多种固体废弃物转化成为稳定的腐殖质,这不仅实现了固体废弃物的循环利用,而且进一步对腐殖质进行加工可形成有机肥或土壤改良剂,能有效改善环境,变废为宝。

然而利用好氧堆肥法协同处理酒业固体废弃物(白酒丢糟、吹糠灰和果酒糟)生产有机肥的研究尚未见报道。因此,本文以桑葚酒糟、白酒丢糟和吹糠灰为原料,设计2个不同的物料比例,对其堆肥进程中参数变化进行监测,初步探寻其适宜配比,以期为进一步的研究提供参考。

1 材料与方法

1.1 好氧堆肥发酵装置

实验所用自制好氧堆肥发酵装置如图1所示。装置的物料体积容量约为32 L,底部装有多孔透气的物料垫层、通气管道和曝气系统,外接充气装置,提供物料支撑和系统通风；装置主体由内筒和外筒2部分组成,二者间填充保温材料,达到保温效果；装置顶部的尾气管道,可保证发酵废气的无害化排放；温度传感器、氧气泵连接plc控制器和监控计算机,实现发酵系统温度的自动监测和风量调节。

1-氧气泵；2-plc控制器；3-计算机；4-转子流量计；5-废气处理；6-保温材料隔层；7-堆肥物料；8-温度传感器；9-物料垫层；10-通气管道；11-曝气装置；12-内壁；13-外壁

图1 好氧堆肥发酵装置示意图

Fig.1 Schematic diagram of aerobic composting fermentation device

1.2 材料

白酒丢糟和吹糠灰,四川某酒厂；桑葚酒糟为实验室发酵桑葚果酒后的压榨剩余残渣；复合发酵菌剂,山东绿陇生物科技有限公司,有效菌种主要为枯草芽胞杆菌、地衣芽胞杆菌、绿色木霉和酿酒酵母等,有效活菌数≥200 亿个/g。表1显示了堆肥原料的物化性质。

表1 堆肥原料的物化性质

Table 1 Physio chemical properties of composting materials

注：有机质和总氮含量均以绝干质量计

1.3 实验方法

利用自制堆肥装置(图1),将实验设计成2组不同原料绝干质量配比但堆体总质量(含水分)均为5 kg的好氧堆肥发酵系统[桑葚酒糟∶白酒丢糟∶吹糠灰=1∶2∶2(T1)和桑葚酒糟∶白酒丢糟∶吹糠灰=2∶9∶9(T2),初始碳氮比均为25左右],每组重复3 次,进行为期30 d的实验。为快速启动发酵,进一步加快堆肥速率,降低堆肥耗时,实验组均在堆肥初始以堆体物料绝干质量的0.1%添加复合发酵菌剂,同时调节堆体初始含水率约为55%。2个实验组均在整个堆肥发酵过程中进行连续式通风,通风量为1.5 L/min。

分别在堆肥第0、5、10、15、20、25、30天对堆体进行人工翻堆,同时从堆体上部、中部和下部均匀混合采集新鲜样品,将其分成2份,1份鲜样放置在4 ℃处保存,进行pH、电导率、氨态氮、硝态氮和种子萌发指数的测定；1份风干样粉碎过0.25 mm筛网,用于有机质和总氮等指标的分析。

1.4 测定指标与方法

利用温度传感器实时监测堆体的温度。将堆肥鲜样与去离子水在料液比1∶10(g∶mL),30 ℃和200 r/min条件下振荡1 h,得到样品悬浮液。将悬浮液在10 000 r/min下离心30 min,过0.45 μm水系滤膜,即得到堆肥浸提液[8,10]。

pH和电导率分别采用雷磁PHS-3C型酸度计和雷磁DDS-307A电导率仪测定；总氮按照NY/T 2542—2014的标准进行测定；氨态氮和硝态氮按照NY/T 1116—2014的标准进行测定；105 ℃干燥24 h测定含水率[8]；用550 ℃马弗炉保温24 h测定灰分[8]；有机质是样品干重和灰分的差值,根据公式(1)计算有机碳含量[7],有机质降解率计算如公式(2)所示,碳氮比(C/N)计算如公式(3)所示,T值计算如公式(4)所示,采用帅文亮等[11]的方法测定种子萌发指数。

有机碳含量=有机质含量/1.8

(1)

有机质降解率

(2)

碳氮比(C/N)=有机碳/总氮

(3)

T=终点碳氮比/初始碳氮比

(4)

1.5 数据处理与分析

采用Origin 8.5进行图形绘制。使用Excel 2010、IBM SPSS 20统计软件对好氧堆肥发酵过程数据进行分析。采用ANOVA法检验数据的统计差异(P<0.05,n=3)。

2 结果与讨论

2.1 温度和含水率的变化

好氧堆肥过程中温度的变化既反映了堆肥体系内微生物的活性,又是判断堆肥无害化和腐熟的重要依据之一[8]。图2是好氧堆肥发酵过程中温度的变化。在整个堆肥过程中环境温度的变化范围为25.1～28.8 ℃。随着发酵过程的开始,有机物的生物降解会产生大量热量,2个实验组堆体的温度均迅速升高。T1(53.9 ℃)和T2(54.5 ℃)组均在堆肥第4天达到整个堆肥过程中的最高温。T1和T2组的高温期(50 ℃以上)累计分别达到6和7 d,均已符合高温好氧堆肥无害化处理的卫生标准[11]。在堆肥中后期,随着有机物的消耗,2个实验组的温度均缓慢下降至室温左右,堆体进入后腐熟时期。

图2 堆肥发酵过程中温度的变化

Fig.2 Changes in temperature during compost fermentation

由图3可知,在整个堆肥发酵过程中2个实验组的含水率均不断下降,在堆肥发酵结束时分别达到最低值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谢活动会消耗一部分堆体水分,另一方面由于堆肥的高温与定期翻堆以及连续通风工艺的协同作用,又使部分水分散失[8]。

图3 堆肥发酵过程中含水率的变化

Fig.3 Changes of moisture content during compost fermentation

2.2 pH和电导率的变化

pH 值和电导率是判断堆肥过程好坏和腐熟度的重要参数之一。由图4可知,2个实验组的pH值变化趋势基本一致,均是先快速升高,而后略有降低。在堆肥早期微生物将部分含氮物质降解,导致氨类物质在发酵过程中积累和释放,使得堆体pH值迅速升高[12]。随后,由于有机物的进一步降解而产生多种酸以及堆肥中后期硝化作用的形成,pH值会略有下降[8]。到堆肥后期,2个实验组的pH值逐步稳定。而pH值的稳定表明堆肥发酵过程的基本结束[13]。到堆肥结束时,2个实验组的pH值均在NY/T 525—2021《有机肥料》规定的范围内(5.5<ph<8.5)。< p="">

图4 堆肥发酵过程中pH和电导率的变化

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

T1和T2组的电导率变化趋势也基本一致。堆肥发酵开始后,实验组的电导率均快速下降,可能是由于堆肥早期发酵过程中水溶性物质(如氨基酸)的降解所致[14]。随后,由于大分子有机物降解过程中释放出的矿物盐导致实验组的电导率均略有升高[8]。此后,由于氨的挥发和矿盐沉淀[15],实验组的电导率均逐步降低。到堆肥后期,实验组的电导率均开始增加,可能是堆体干质量的净损失导致的结果[8]。有研究者建议,电导率需低于农业堆肥应用中的盐分阈值(4 000 μS/cm)[16]。到堆肥结束时,T1(1 240 μS/cm)和T2(1 155 μS/cm)组的电导率均远低于此阈值,对作物的生长基本无毒害作用。但2个实验组相比较,T2组的电导率显著低于T1组(P<0.05),毒害作用更低,对作物生长应更为有利。

2.3 总氮的变化

好氧堆肥发酵过程中总氮的变化如图5所示。2个实验组总氮变化趋势保持一致,均在堆肥初中期先升高后下降。随后,到堆肥后期又迅速升高,T1和T2组最高分别为23.34和24.38 g/kg。堆肥初期,好氧堆肥发酵系统处于中高温阶段,虽然氨化作用剧烈,大量有机氮被转换为氨态氮[8],但由于实验组的好氧堆肥发酵系统主要为酒糟(丢糟和桑葚酒糟),酸度大(图4),达不到氮以氨气形式挥发的条件[17]。同时,又由于有机物的剧烈降解不断释放CO2和水,CO2和水的挥发会导致系统总质量(干重)的不断减少,产生“浓缩效应”[8],故实验组的总氮均不断升高。之后,随着实验组的好氧堆肥发酵系统呈现微碱性环境,氮元素以氨气的形式大量损失,此时有机物降解带来的“浓缩效应”作用小于氨氮的挥发作用[1],故造成了总氮的急剧降低。到堆肥后期,实验组的好氧堆肥发酵系统生化反应逐渐平缓,氨氮的挥发作用逐渐减弱,再加上硝化作用和生物固氮作用[8]的不断增强以及“浓缩效应”的协同作用,实验组的总氮不断升高。相比较传统堆肥氮损失巨大的情况,本工艺下的2个实验组均起到了很好的保氮效果,这可能是堆肥原料的果渣[3](桑葚酒糟)与高木质纤维素化合物[7](丢糟和吹糠灰)协作的结果。到堆肥后期,T2组的总氮含量显著高于T1组(P<0.05),表明T2组可能具有更高的养分价值。

图5 堆肥发酵过程中总氮的变化

Fig.5 Changes of total nitrogen during compost fermentation

2.4 氨氮和硝氮的变化

如图6所示,在整个好氧堆肥发酵过程中实验组的氨氮含量变化趋势基本保持一致,均为先不断升高后迅速降低直至平缓,这与通常的研究是一致的[1,3,8,17]。堆肥初期,好氧堆肥发酵系统中微生物生长迅速,代谢旺盛,强烈的氨化作用使含氮有机物分解,释放出大量氨氮[18]。堆肥中后期,由于好氧堆肥发酵系统中的高温和微碱性环境以及连续通风条件,氨氮以氨气的形式大量挥发损失[6,17]。同时,随着堆肥高温期的结束,好氧堆肥发酵系统中硝化作用的产生与逐步加强也进一步造成了氨氮逐渐降低直至平缓稳定的结果[8]。

图6 堆肥发酵过程中氨氮和硝氮的变化

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

在整个好氧堆肥发酵过程中实验组的硝氮含量变化与氨氮恰好相反(图6)。堆肥早中期,在好氧堆肥发酵系统中微生物自身的生命活动不断消耗硝氮[8]以及堆肥中高温期[19]和剧烈产氨代谢反应[1,19]对硝化作用的共同抑制作用下,实验组的硝氮含量均不断下降。堆肥中后期,随着堆体温度逐渐降低,硝化细菌大量生长,硝化作用逐渐增强[8,17],2个实验组的硝氮含量均又不断升高。

2.5 有机质及其降解率的变化

有机质作为微生物开展生命活动的物质基础,其含量的变化可以反映出好氧堆肥发酵的进程,根据其降解程度能够判断好氧堆肥发酵的腐熟情况。图7是好氧堆肥发酵过程中有机质及其降解率的变化。实验组的有机质含量变化趋势相似,均在整个好氧堆肥发酵过程中逐渐降低,T1和T2组最低分别为713.24和687.78 g/kg,但2个实验组的有机质降解率却有着显著的差异(P<0.05)。在整个好氧堆肥发酵过程中,T2组的有机质降解率均显著高于T1组(P<0.05),表明T2组的好氧堆肥发酵过程比T1组更为剧烈,T2实验组更有利于堆肥有机质的降解,这可能是由于T1组中果酸(桑葚酒糟)比例过多,不能够被完全利用,进而阻碍了堆肥有机质的降解,这与陶勇等[3]的研究结果相同。由图7可知,2个实验组的有机质降解程度在不同堆肥时期亦有所不同,更多的降解发生在堆肥前期,这可能就是适宜的高温条件引起的[8,20]。有学者发现堆肥早期pH值的迅速升高会伴随着有机质的剧烈分解,堆肥后期pH值的平缓与稳定同样表明有机质降解的逐渐放缓[21],这与本研究一致(图4)。

图7 堆肥发酵过程中有机质及其降解率的变化

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

2.6 C/N和T值的变化

碳氮比(C/N)是评价好氧堆肥发酵过程中的重要参数之一[1]。如图8所示,2个实验组的C/N变化趋势相似,均是除在堆肥中期略有升高外,整体上呈现逐渐下降的趋势。堆肥中期,实验组的C/N上升主要是因为好氧堆肥发酵系统的氮损失作用大于碳损失作用(图5和图7)。到堆肥后期,T2组的C/N显著低于T1组(P<0.05),这表明T2组的发酵效果比T1组可能更好。一般认为C/N<20为堆肥的腐熟标准[22],但本研究以此为标准判断腐熟情况显然是不合适的(图8)。同时,将C/N作为好氧堆肥发酵进程与腐熟的标准争议一直存在,有研究者认为C/N与堆肥原材料相关,提出采用堆肥终点C/N与初始C/N的比值,即T值来评价好氧堆肥发酵进程和腐熟情况[23]。在好氧堆肥发酵的中后期,T2组的T值均显著低于T1组(P<0.05),进一步表明了T2组发酵效果比T1组好。也有研究者提出了堆肥的T值<0.72为腐熟标准的建议[24]。根据此建议,T1组和T2组达到腐熟标准的时间分别为25和20 d左右,T2组的腐熟时间相较于T1组有着明显的提前。

图8 堆肥发酵过程中碳氮比(C/N)和T值的变化

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

2.7 种子萌发指数的变化

种子萌发指数是一种最有效且广泛应用的堆肥腐熟度指标[1],它是衡量堆肥产品对种子生长的植物毒性最为直接的参数。如图9所示,在整个好氧堆肥发酵过程中,2个实验组的种子萌发指数变化趋势基本保持一致,均先迅速下降后逐渐上升,且均在堆肥第10天后开始上升,这与刘阳等[1]报道的结果类似。可能是由于在堆肥前期,有机质降解剧烈,造成大量的氨类物质和不稳定小分子类物质累积,造成植物毒性迅速升高[19]。在堆肥第10天后,氨类物质不断减少,不稳定小分子类物质不断降解趋于稳定[1],养分类物质受“浓缩效应”影响不断富集[2],造成植物毒性不断降低。堆肥中后期,T2组的种子萌发指数显著高于T1组(P<0.05),这表明T2组降解植物毒性的效果比T1组好。一般来说,当种子萌发指数>80%即表示堆肥对植物没有毒性,堆肥已完全腐熟[2,19]。根据此标准,T1组和T2组达到腐熟标准的时间分别为25 d和小于25 d左右,T2组相较于T1组,无论是腐熟时间还是植物毒性大小都有着明显的提升。也有研究者提出只有当种子萌发指数>101%时,才可在农业中作为肥料使用[25]。堆肥结束时,T1和T2组的种子萌发指数分别为87.31%和103.93%,仅有T2组的种子萌发指数符合要求。

图9 堆肥发酵过程中种子萌发指数的变化

Fig.9 Changes of seed germination index during compost fermentation

3 结论

利用酒业(白酒和果酒)多种酿造固体废弃物进行协同好氧堆肥,既能实现酒业酿造固体废弃物的“零排放”,又为日益恶化的土壤化肥污染提供一种可代替的有机肥源。本研究以桑葚果酒酿造固体废弃物中的桑葚酒糟和白酒酿造固体废弃物中的白酒丢糟与吹糠灰为原料,设计了它们三者间不同的物料比例,初步探寻其适宜配比。结果表明,桑葚酒糟、白酒丢糟和吹糠灰的绝干质量比为2∶9∶9的效果较好,其在好氧堆肥发酵过程中温度、pH、电导率、含水率、总氮、氨态氮、硝态氮、有机质及其降解率、碳氮比等多项指标均处于相对较优水平,其腐熟时间大约为20～25 d,最终的T值为0.62,种子萌发指数达到了103.93%。

本研究利用自制堆肥装置,首次使用好氧堆肥法协同处理酒业多种酿造固体废弃物以生产有机肥,重点研究出了各原料间的适宜比例,为酒业的固废资源化处理提供了新的参考。