规模化畜禽养殖场沼液回用对紫色土土壤特性的影响

余薇薇， 朱家悦， 潘伟亮， 万巧玲， 陈杰云， 杜邦昊

(1.重庆交通大学/水利水运工程教育部重点实验室，重庆 400074； 2.国家城市供水水质监测网重庆监测站，重庆 400013； 3.重庆市渝北区建设工程质量监督站，重庆 401120)

随着我国畜禽养殖业的规模化发展，畜禽粪污的产量也日渐增大。据国家环境保护部2010年发布的《污染源普查公报》中的数据，全国畜禽养殖业粪污未经处理利用而直接排放到环境中的化学需氧量(COD)、总氮(TN)、总磷(TP)分别为1 268.3万、102.5万、16.0万t[1]。农业面源污染中95.8% COD、37.9% TN、56.3% TP来源于养殖业中大量流失的畜禽粪尿[2-5]。目前多数养殖场已提倡“养-沼-灌”的模式来缓解处理养殖污水的压力，沼液(biogas slurry，简称BS)还田在一定程度上能改良土壤，保证作物生长所需的良好微生物环境[6-9]。然而，土壤的消纳能力有限，一味追求降低污水处理成本盲目回用，会导致有机物在土壤中富集，破坏土壤正常的生物环境。有研究指出，沼液的施加会提高土壤中重金属铜(Cu)、镍(Ni)含量[10]，也会造成土壤退化、氮磷流失以致破坏水环境等问题[11]。土壤污染具有隐蔽性、滞后性及不可逆转性，一旦遭到破坏其治理周期长且难度大[12-13]。联合国粮食及农业组织把规模化养殖场粪污处理列为世界三大环境污染源问题之一。大规模的沼液还田对土壤和周边水环境具有极大的潜在危害。本研究通过沼灌后对土壤多个环境特征进行综合考察，提出不同沼灌条件下的紫色土理化性质、重金属含量、酶活性的变化，以期为探讨土壤承载沼液能力，弄清沼灌改良土壤机制提供理论基础。

1 试验方案及条件

1.1 试验区域自然条件

某大型养殖场位于重庆市江北区东部，南抵长江，东接御临河。该区域是重庆市规划建设中隔档式自然生态保护带，地理位置29°61′～29°57′N，106°75′～107°75′E。该区域属于热带季风湿润气候，气候温和，无霜期296 d，年均降水量 1 085.3 mm，日照时数1 243.8 h，年平均气温17.5～18.7 ℃。

1.2 供试沼液来源及特性

养殖场废水站规模为110 m3/d，采用厌氧工艺，容积负荷为8 kg/(m3·d)(以单位时间、单位体积的COD的质量计)。为了达到较高的产气率，在不同季节、不同来水量情况下，废水在沼液池中停留的时间不同，出水水质差别较大。供试沼液选取厌氧池停留时间(HRT)分别为5、10、15、20 d 4个水平，分别对应BS1、BS2、BS3、BS4水质处理。供试沼液BS1、BS2、BS3、BS4中CODcr、BOD5含量随停留时间增加依次递减。铵态氮(NH4+-N)含量以BS3处理相对最高，PO43-含量则是BS2处理较高，硝态氮(NO3--N)含量则是BS4处理较高。沼液中重金属含量仅停留时间较长的BS3、BS4处理中锌(Zn)及BS2、BS3、BS4处理中的Ni有少量超标，其余指标均在标准范围内。

1.3 供试紫色土特性

灌区土壤为西南地区特有的紫色土[14]，川渝地区紫色土面积占土地面积的28%，占耕地面积的68%，土层浅薄不超过50 cm。根据土壤X射线衍射(简称X-RD)图谱(图1)分析可知，供试紫色土SiO2、NaAlSi3O8、Al2O3、TFe2O3、CaO、MgO所占比重较高，SiO2、NaAlSi3O8分别占全构成的65.36%、4.65%，Al2O3、TFe2O3、CaO、MgO、非晶质含量分别占1.41%、3.00%、2.31%、2.27%、2.10%。

土壤自然含水率在30%～35%左右，土壤有机质(soil organic matter，简称SOM)背景含量偏低，氮素含量低于0.1%，钾素较丰富，其全钾含量为1%～2%，饱和导水率为10.9%。土壤容重为1.2 g/cm3，相对密度为2.65，孔隙度为54.7%，pH值约为7.5。供试紫色土质地均匀，属于黏壤土，氮素、速效磷不足，阳离子交换量高，碳酸钙含量小于 30 g/kg，土壤有机质不足。自然情况下土壤重金属来源于母岩和残落的生物物质，一般含量较低。在畜禽养殖的饲料中，不可避免地加入重金属微量元素，通过沼液或沼渣进入土壤，而土壤中的重金属极难被微生物降解[15-18]。根据土壤环境质量的二级标准GB15618—1995《土壤环境质量标准》，供试土壤在未进行沼灌试验前重金属的各项指标镉(Cd)、Zn、Ni、铅(Pb)、Cu、铬(Cr)背景值分别为0.0308、0.252、0.321、0.175、0.323、0.046 8 μg/mL，均在限值范围内[19]，表明试验前土壤未受重金属污染。

1.4 试验设置及方法

在等量条件下裸土每样地施入常规混合沼液500 mL，沼灌周期为2 d，均为表施且历时8个月。考察沼灌前后土壤化学成分、土壤重金属含量、土壤酶活性的变化。沼液NH4+-N含量采用纳氏试剂分光光度法测定，NO3-N含量采用紫外分光光度法测定，PO43-含量采用钼锑抗分光光度法测定，BOD5采用稀释与接种法测定，Cr含量采用二苯碳酰二肼分光光度法测定，Cu、Zn、Pb、Cd、Ni含量采用原子吸收分光光度法测定，As含量采用二乙基二硫代氨基甲酸银分光光度法测定。土壤NH4+-N、NO3--N含量等用新鲜土壤进行分析。土壤酶活性测定：过氧化氢酶活性通过滴定酶促反应后剩余的过氧化氢量来表示，转化酶活性通过蔗糖水解时生成的还原己糖的量来分析，脲酶活性通过脲酶酶促尿素水解后产生的铵态氮(NH4+-N)含量来表示，磷酸酶活性通过测定磷酸-酯等基质水解时生成的酚量来表示[20-21]。

2 结果与分析

2.1 沼灌后土壤化学成分的变化

沼灌与CK组在不同沼灌期的X-RD成分对比结果见图2。沼灌60、120 d时，SiO2、NaAlSi3O8比重分别稳定在33.92%、7.11%，SiO2含量较高。在沼灌180 d时，SiO2、NaAlSi3O8所占比重略有下降，分别降为33.61%、3.56%。可以看出，沼液的加入使得非晶体物质逐渐增多，进而改变土壤的化学成分比重。沼灌60、120、180、240 d与CK组对比可知，沼灌土壤NaAlSi3O8含量降低3.55%，土壤非晶体物质所占比重提高了。

2.2 沼灌后土壤有机质含量的变化

2.3 沼灌后土壤重金属含量的变化

本试验通过等量沼灌、清水灌溉8个月后，对土壤重金属含量进行对比，考察重金属的短期富集效应。结果表明，沼液中Zn、Ni含量稍超出了规定限值，其余重金属都在较低的量值范围内。由表1可以看出，沼灌土壤中引入Zn的累计输入量较高，但与CK相比，土壤中的Zn含量并无明显提高，其增加的幅度仅为5.2%。沼液引入的Zn总量较高，但检测的是沼灌土壤或者是CK组。进入土壤的Zn主要以Zn2+存在，容易流失和被植物吸收，所以表现为全态的Zn量较少。紫色土中碳酸盐结合态Cu是主要存在方式，Cu的沼灌输入量仅次于Zn，沼灌后虽然含量较CK土壤提高了13.6%，但这与沼液引入的Cu量并不成正比，推测引入的Cu多数属于无效Cu，这部分Cu并没有累积于土壤中。由表1还可以看出，沼液输入的Cd量较少，而沼灌后土壤的Cd含量却比CK土壤的Cd含量提高了38.5%，说明这部分Cd在土层中发生了较强的吸附。进入土壤的Pb大部分被土壤颗粒和胶体吸附，或与有机-无机化合物形成复合物。土壤中Pb化合物的溶解度和降解自由度低，在土壤中迁移能力弱[23-24]。沼灌引入Pb的量并不大，但是被土壤截留或者吸附的量较大，转化累积为土壤中有效Pb的量较大，提高幅度达51.4%。可以看出，短期沼灌对土壤重金属的富集效应影响较小，Cu、Zn含量无明显提高，Pb、Cd仅在表层富集。

2.4 沼灌土壤酶活性的变化

作为土壤中最活跃的有机组分，土壤酶参与土壤中各种化学反应和生物化学过程，是土壤新陈代谢的催化剂。由图4 可以看出，沼灌过氧化氢酶活性平均比清水灌溉的高 21.4%，最高时达到22.6%。沼灌试验期内过氧化氢酶随时间的变化表现为第3个月活性比第1个月提高16%。在转化酶活性均值方面，沼灌处理比清水灌溉处理高27%，差异值比过氧化氢酶稍高。脲酶经沼灌在试验期内，其活性均值比清水灌溉高13%，相对于过氧化氢酶及转化酶差异稍小，而从时间变化来看，脲酶在第2个月即出现较活跃的变化。沼灌磷酸酶活性均值与清水对比高19.4%，沼灌效果略优于脲酶，但是低于过氧化氢酶、转化酶。沼液提高土壤酶活性的原因在于它能加快微生物繁殖，有利于提高土壤酶活性。试验土壤SOM与过氧化氢酶、转化酶、脲酶、磷酸酶活性均呈显著正相关，沼液本身也含有一定数量的酶及丰富酶培养基质SOM，从而引起土壤酶活性变化[25-26]。试验中沼灌土壤过氧化氢酶、转化酶活性提高幅度较大，磷酸酶其次，脲酶最低。

3 结论

沼液灌溉能在一定程度上节约水资源，提高土壤肥力，改善土壤物化性质。此外，土壤中微生物以及土壤本身对沼液也有一定程度的净化作用，能从量上消纳沼液，从质上降低污染物浓度。本研究通过沼灌与清水浇灌对比，发现沼灌SiO2、NaAlSi3O8所占比重都有所下降，且非晶体物质所占比重增大，沼灌土壤NaAlSi3O8所占比重降低了3.55%，表明沼灌提高了有机质含量。短期沼灌对土壤重金属的富集效应影响较小，土壤重金属没有出现超标的情况，沼灌使得Pb、Cd少量在土壤表面吸附，但对环境影响甚小。短期沼灌可以增加土壤肥力、提高土壤酶活性，尤其对土壤过氧化氢酶、转化酶有较大影响。

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表1 供试土壤沼灌后的重金属含量

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