好氧堆肥法處置釀酒丟糟與廢水污泥的原料配比

劉陽，安明哲*，張富勇，蘇建，茍梓希，周俊輝，劉莉，李芹

1(宜賓五糧液股份有限公司，四川 宜賓，644007) 2(宜賓市農業科學院，四川 宜賓，644007)

釀酒丟糟是固態白酒釀造生產中的主要固態廢棄物之一[1]。丟糟中含有多種促進生長類物質[2-3]，制作生物有機肥具有很大的潛力[4]。但丟糟中所含的有機物未經腐熟，大多不穩定。若將其直接施用于田間，會產生發熱、臭氣、滲濾液、滋生病蟲害等一系列問題。釀酒廢水污泥也是白酒生產中的重要固態廢棄物之一[5]，與丟糟類似，污泥中也含有大量未腐熟、不穩定的有機質[6]。隨著白酒生產規模的擴張，釀酒丟糟與釀酒廢水污泥的排放規模亦越來越大，這給白酒企業的治廢帶來了日益加重的負擔[7]。

好氧堆肥法是一種經濟有效且社會可接受的固體廢棄物處置方法。好氧堆肥技術可通過中、高溫微生物降解有機質，將有機質最終轉換為穩定的腐殖質，達到無害化、穩定化、減量化的效果[8]。因此使用好氧堆肥法可同時處置釀酒丟糟與污泥，將其轉換為穩定無毒害的丟糟生物有機肥，變廢為寶。

然而，使用好氧堆肥法同時處置釀酒丟糟與釀酒廢水污泥以生產丟糟有機肥的研究尚未見報道。由于白酒丟糟與釀酒廢水污泥具備高含水、高含氮的特點[6]，且丟糟初始pH明顯偏酸性，致使初始含水率、初始pH、初始碳氮比(C/N)很難調節至適宜范圍，與好氧堆肥法通常所使用的初始物料特性有一定差距[9]，以其為原料進行好氧堆肥理論上具有一定困難。若大規模添加調節材料，則會增加工藝復雜性、增加大量成本，不利于日后在白酒企業大規模推廣。

為解決上述困難，本文在不添加配劑的前提下，設計了2種物料的多個配比，對不同配比下發酵堆體各參數的變化情況進行研究，以尋找丟糟污泥好氧堆肥的最適配比，為進一步的研究運用提供依據。同時，本文還設計了一種自主研發的自動反饋控制通風式好氧堆肥裝置，以優化這2種原料的堆肥發酵過程。

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

如圖1所示，堆肥設備由控制系統、通風系統與發酵倉組成。發酵倉總處理體積約為2.5 m3，底部配有通風入口、滲濾液排出口，以及相連接的尾氣吸引裝置。倉體內設有溶氧、溫度、濕度信號探頭各3組，分別位于堆體的上、中、下部。中控系統是自主開發的自動化通風控制設備，上述發酵倉一共4組，每組3套，均連接至中控系統，由其控制運行。

1.2 材料

本試驗以丟糟、污泥為主要原料。丟糟來源于五糧液公司釀酒車間，污泥來源于五糧液公司釀酒廢水處理站所排放的脫水污泥。堆肥原料的基本性質見表1。

圖1 好氧堆肥發酵系統結構示意圖Fig.1 Structure diagram of the aerobic compostingfermentation equipment

表1 堆肥原料基本特性表Table 1 The basic characteristics of compost materials

材料含水率/%有機質/%含氮量/%C/N丟糟6091.83.89.6污泥9269.73.28.5

1.3 實驗方法

1.4 分析方法

1.4.1 測試方法

總碳含量采用島津TOC(V-CPN+ssm-5000A固體測定模塊)儀器測定；總氮采用凱氏定氮法測定；含水率采用烘干法測定；VS含量通過烘干樣品于馬弗爐中550 ℃燃燒測定。所有測定項目均設3次重復。

VS降解率可通過利用物料守恒所推出的公式(1)計算[12]：

(1)

式中：Xvs是t時刻的VS降解率(與初始值相比)，W1是初始時刻的VS百分比含量，Wt是t時刻的VS百分比含量。

1.4.2 操作關鍵步驟

1.5 數據處理與分析

利用Origin 2018作圖，SPSS 22.0對試驗結果進行單因素方差分析。

2 結果與分析

2.1 堆肥周期中pH值的變化

圖2 好氧堆肥發酵過程中pH值變化Fig.2 Changes in pH during fermentation ofaerobic composting fermentation注：A、B、C、D表示丟糟與污泥體積比分為1 ∶1、2 ∶1、3 ∶1、4 ∶1。下同。

pH值是判斷堆肥腐熟度的重要指標之一[20]，根據國家標準NY 525—2012《有機肥料》，有機肥最終pH值應在5.5～8.5。從本次試驗可知，丟糟與污泥堆肥的4個實驗組最終pH均在此范圍。

2.2 堆肥周期中電導率的變化

電導率(electrical conductivity,EC)反映了堆肥中可溶性鹽的含量，可溶性鹽是對作物產生毒害作用的重要因素之一；根據魯如坤等[21]的研究，若堆肥EC值>9.0 ms/cm，會對作物產生不利影響。由圖3可以看出，4個實驗組EC值最終均<2.0 ms/cm，對作物生長的毒害作用可以基本排除。4個實驗組的EC值變化均是先快速升高，而后逐漸趨于穩定，這可能是因為在堆肥初期微生物快速繁殖、代謝旺盛，各種小分子有機酸與各種離子含量上升較快[19]；在不穩定的有機物分解完畢后，各種可溶性的小分子物質與離子增長停止，因此中后期EC值趨于穩定。

圖3 好氧堆肥發酵過程中EC值變化Fig.3 Changes in EC during fermentation ofaerobic composting fermentation

2.3 堆肥周期中含水率的變化

因受污泥原料較高含水率的影響，4組含水率均高于通常好氧堆肥適宜的初始值[22]。由圖4可以看出，含水率均是總體呈下降趨勢。其中B、C、D組的下降曲線比較接近，最終含水率在32%～35%；僅有A組總體含水率均偏高，最終含水率也高達45.5%。這可能是因為A組所含的污泥比例最高，堆體初始含水率過高，透氣性較差，影響了整個堆肥發酵過程中水分的散失。作為定性判斷堆肥腐熟度的指標之一，腐熟堆肥含水率通常在45%以下[19]；除A組外，B、C、D組含水率最終都達到了此要求。

圖4 好氧堆肥發酵過程中含水率值變化Fig.4 Changes in moisture content duringfermentation of aerobic composting fermentation

2.4 堆肥周期中的有機質百分比(VS)及其降解率的變化

揮發性固體(VS)含量反映了堆肥原料中有機質的含量[23]，堆肥干物質的減量即來自于有機物的降解[24]。VS降解率是VS含量相對于初始值所下降的比例，可更直觀地反應出有機物降解百分比的變化。

由圖5可以看出，在堆肥1～10 d，有機物降解速率很高；在10 d以后，堆肥降解速率趨于平緩。最終VS含量(占干重百分比)下降13%～15%，這與報道結果[13, 25-26]接近。VS降解率則在55%～60%。VS降解率可作為堆肥腐熟判斷的指標之一[27-28]，降解率達50%左右可視為腐熟[19]，從數據結果來看，A、B、C、D四組在有機物降解上均能符合腐熟要求的范圍。

a-揮發性固體含量;b-揮發性固體降解率圖5 好氧堆肥發酵過程中VS及VS降解率變化Fig.5 Changes in VS and degradation rate ofVS during fermentation of aerobic composting fermentation

2.5 堆肥周期中總碳、總氮含量的變化

總碳含量的變化如圖6-a所示。因本研究中所用原料皆來源于白酒生產過程中的有機物，故總碳含量可視為總有機碳含量。從圖中可以看出，總碳的含量最終下降5%～7%，這與前文VS的含量變化具相同趨勢，也與鄧小墾等[29]的研究相接近。4個實驗組中，A組降解情況最差，這可能也是因為A組過高的初始含水率影響了部分堆肥反應的速率致使有機碳分解受到影響。

總氮的含量變化取決于2個方面：一是堆肥過程中以氨氣形式散失掉的氮素，二是反應過程中隨著堆體有機物降解，“濃縮效應”所帶來的提升[30]。如圖6-b所示本含量中總氮含量最終略有上升，表明在堆體過程中有機物降解帶來的氮素濃縮作用大于氨氮的揮發作用，這與研究結果[29-30]一致。

a-總碳含量;b-總氮含量圖6 好氧堆肥發酵過程中總碳含量及總氮含量變化Fig.6 Changes in TC and TN during fermentationof aerobic composting fermentation

碳氮比也是堆肥發酵過程中評價的重要指標之一。通常認為，碳氮比從初始的25左右下降至15～20可視為堆肥基本腐熟[19,30]。但如前文所述，丟糟污泥原料初始碳氮比過低(<10)。根據鄧小墾等的研究[29]，對于初始碳氮比偏低的情況，不適用于使用碳氮比的絕對值來作為評價標準。但只要碳氮比在逐漸下降，也可表明堆肥在逐漸腐熟。從總碳、總氮的數據來看，本研究中碳氮比下降的趨勢(圖7)還是較為明顯的，可說明堆肥逐漸走向腐熟。

圖7 好氧堆肥發酵過程中碳氮比變化Fig.7 Changes in C/N during fermentationof aerobic composting fermentation

2.6 堆肥周期中速效磷含量的變化

速效磷的含量增長主要來自于2個方面，一是機質降解帶來的濃縮效應，二是微生物的降解作用使得部分磷轉化為速效磷[31]。其次，堆肥微生物的死亡釋放速效磷與腐殖酸對磷的絡合效應也影響著速效磷的含量[32]。如圖8所示，4個試驗組的速效磷在堆肥前期(10～20 d)迅速增長。這可能是因為在堆肥10 d之前微生物繁殖旺盛，生物體吸收利用了大量不易提取的磷元素；而在10～20 d，反應速率下降，微生物快速死亡，釋放出了大量易于提取的速效磷；在之后階段速效磷的緩慢增長則可能與堆肥有機質的減量、微生物的死亡釋放及堆體內部的各種生化反應等多種因素有關。

圖8 好氧堆肥發酵過程中速效磷變化Fig.8 Changes in available phosphorus duringfermentation of aerobic composting fermentation

2.7 堆肥周期中NH4+-N含量的變化

圖9 好氧堆肥發酵過程中銨氮變化Fig.9 Changes in NH4+-N content duringfermentation of aerobic composting fermentation

2.8 堆肥周期中硝氮含量的變化

圖10 好氧堆肥發酵過程中硝氮變化Fig.10 Changes in content during fermentationof aerobic composting fermentation

2.9 堆肥周期中種子發芽指數(GI)的變化

GI被認為是最敏感、最可靠、最有效和最能反映堆腐產品植物毒性大小的判斷堆腐無害化和腐熟度的重要參數[35]，是判斷堆肥是否順利進行、堆肥最終是否無害、是否腐熟的一個根本性指標[35,37]。

圖11 好氧堆肥發酵過程中種子發芽指數變化Fig.11 Changes in GI during fermentation ofaerobic composting fermentation

通常認為，早熟5號白菜種子GI達到0.8以上則可認為堆肥無植物毒性，視為基本腐熟。從本試驗的GI測量結果來看，B組的GI在第50天就達到了0.8以上，最終達到了0.88，顯著高于其他3組GI值(P< 0.05)，完全滿足通常認為的腐熟要求；C、D組的GI最終分別達到0.72、0.66，距腐熟尚有一定差距；而A組GI變化趨勢總體均在低位，最終也僅達0.45，植物毒性非常大，完全未腐熟。

3 結論

采用白酒廠釀酒丟糟與釀酒廢水污泥進行好氧堆肥，受限于原料初始含氮量、含水率偏高的特點，堆體難以調節至好氧堆肥的適宜初始物料特性，堆肥反應存在一定的難度和未知性。本研究設計不同的物料比例，初步尋找丟糟物料堆肥的最適配比。結果表明，丟糟與污泥體積比為2∶1時效果最好，pH、EC、含水率、有機質降解率、銨氮、硝氮、總碳、總氮等多項指標均處于良好水平，最終GI達到0.88 (>0.8)，顯著高于其他3組GI值(P< 0.05)，完全滿足通常認為的腐熟要求；丟糟與污泥體積比為3∶1、4∶1時效果一般，符合腐熟要求的指標參半，最終GI分別達到0.72、0.66，與0.8有一定差距；而丟糟與污泥體積比為1∶1時效果較差，各項指標均處于較差水平，最終GI僅達0.45，遠小于0.8。

本研究使用自主設計的自動反饋通風式好氧堆肥裝置，并首次使用好氧堆肥法同時處置白酒丟糟與釀酒廢水污泥以生產丟糟有機肥，變廢為寶；并研究出了丟糟與污泥的最佳比例，為切實解決白酒企業釀酒丟糟與污泥等固態廢棄物的問題提供了全新、有效的思路。