規模化畜禽養殖場沼液回用對紫色土土壤特性的影響

余薇薇， 朱家悅， 潘偉亮， 萬巧玲， 陳杰云， 杜邦昊

(1.重慶交通大學/水利水運工程教育部重點實驗室，重慶 400074； 2.國家城市供水水質監測網重慶監測站，重慶 400013； 3.重慶市渝北區建設工程質量監督站，重慶 401120)

隨著我國畜禽養殖業的規模化發展，畜禽糞污的產量也日漸增大。據國家環境保護部2010年發布的《污染源普查公報》中的數據，全國畜禽養殖業糞污未經處理利用而直接排放到環境中的化學需氧量(COD)、總氮(TN)、總磷(TP)分別為1 268.3萬、102.5萬、16.0萬t[1]。農業面源污染中95.8% COD、37.9% TN、56.3% TP來源于養殖業中大量流失的畜禽糞尿[2-5]。目前多數養殖場已提倡“養-沼-灌”的模式來緩解處理養殖污水的壓力，沼液(biogas slurry，簡稱BS)還田在一定程度上能改良土壤，保證作物生長所需的良好微生物環境[6-9]。然而，土壤的消納能力有限，一味追求降低污水處理成本盲目回用，會導致有機物在土壤中富集，破壞土壤正常的生物環境。有研究指出，沼液的施加會提高土壤中重金屬銅(Cu)、鎳(Ni)含量[10]，也會造成土壤退化、氮磷流失以致破壞水環境等問題[11]。土壤污染具有隱蔽性、滯后性及不可逆轉性，一旦遭到破壞其治理周期長且難度大[12-13]。聯合國糧食及農業組織把規模化養殖場糞污處理列為世界三大環境污染源問題之一。大規模的沼液還田對土壤和周邊水環境具有極大的潛在危害。本研究通過沼灌后對土壤多個環境特征進行綜合考察，提出不同沼灌條件下的紫色土理化性質、重金屬含量、酶活性的變化，以期為探討土壤承載沼液能力，弄清沼灌改良土壤機制提供理論基礎。

1 試驗方案及條件

1.1 試驗區域自然條件

某大型養殖場位于重慶市江北區東部，南抵長江，東接御臨河。該區域是重慶市規劃建設中隔檔式自然生態保護帶，地理位置29°61′～29°57′N，106°75′～107°75′E。該區域屬于熱帶季風濕潤氣候，氣候溫和，無霜期296 d，年均降水量 1 085.3 mm，日照時數1 243.8 h，年平均氣溫17.5～18.7 ℃。

1.2 供試沼液來源及特性

養殖場廢水站規模為110 m3/d，采用厭氧工藝，容積負荷為8 kg/(m3·d)(以單位時間、單位體積的COD的質量計)。為了達到較高的產氣率，在不同季節、不同來水量情況下，廢水在沼液池中停留的時間不同，出水水質差別較大。供試沼液選取厭氧池停留時間(HRT)分別為5、10、15、20 d 4個水平，分別對應BS1、BS2、BS3、BS4水質處理。供試沼液BS1、BS2、BS3、BS4中CODcr、BOD5含量隨停留時間增加依次遞減。銨態氮(NH4+-N)含量以BS3處理相對最高，PO43-含量則是BS2處理較高，硝態氮(NO3--N)含量則是BS4處理較高。沼液中重金屬含量僅停留時間較長的BS3、BS4處理中鋅(Zn)及BS2、BS3、BS4處理中的Ni有少量超標，其余指標均在標準范圍內。

1.3 供試紫色土特性

灌區土壤為西南地區特有的紫色土[14]，川渝地區紫色土面積占土地面積的28%，占耕地面積的68%，土層淺薄不超過50 cm。根據土壤X射線衍射(簡稱X-RD)圖譜(圖1)分析可知，供試紫色土SiO2、NaAlSi3O8、Al2O3、TFe2O3、CaO、MgO所占比重較高，SiO2、NaAlSi3O8分別占全構成的65.36%、4.65%，Al2O3、TFe2O3、CaO、MgO、非晶質含量分別占1.41%、3.00%、2.31%、2.27%、2.10%。

土壤自然含水率在30%～35%左右，土壤有機質(soil organic matter，簡稱SOM)背景含量偏低，氮素含量低于0.1%，鉀素較豐富，其全鉀含量為1%～2%，飽和導水率為10.9%。土壤容重為1.2 g/cm3，相對密度為2.65，孔隙度為54.7%，pH值約為7.5。供試紫色土質地均勻，屬于黏壤土，氮素、速效磷不足，陽離子交換量高，碳酸鈣含量小于 30 g/kg，土壤有機質不足。自然情況下土壤重金屬來源于母巖和殘落的生物物質，一般含量較低。在畜禽養殖的飼料中，不可避免地加入重金屬微量元素，通過沼液或沼渣進入土壤，而土壤中的重金屬極難被微生物降解[15-18]。根據土壤環境質量的二級標準GB15618—1995《土壤環境質量標準》，供試土壤在未進行沼灌試驗前重金屬的各項指標鎘(Cd)、Zn、Ni、鉛(Pb)、Cu、鉻(Cr)背景值分別為0.0308、0.252、0.321、0.175、0.323、0.046 8 μg/mL，均在限值范圍內[19]，表明試驗前土壤未受重金屬污染。

1.4 試驗設置及方法

在等量條件下裸土每樣地施入常規混合沼液500 mL，沼灌周期為2 d，均為表施且歷時8個月。考察沼灌前后土壤化學成分、土壤重金屬含量、土壤酶活性的變化。沼液NH4+-N含量采用納氏試劑分光光度法測定，NO3-N含量采用紫外分光光度法測定，PO43-含量采用鉬銻抗分光光度法測定，BOD5采用稀釋與接種法測定，Cr含量采用二苯碳酰二肼分光光度法測定，Cu、Zn、Pb、Cd、Ni含量采用原子吸收分光光度法測定，As含量采用二乙基二硫代氨基甲酸銀分光光度法測定。土壤NH4+-N、NO3--N含量等用新鮮土壤進行分析。土壤酶活性測定：過氧化氫酶活性通過滴定酶促反應后剩余的過氧化氫量來表示，轉化酶活性通過蔗糖水解時生成的還原己糖的量來分析，脲酶活性通過脲酶酶促尿素水解后產生的銨態氮(NH4+-N)含量來表示，磷酸酶活性通過測定磷酸-酯等基質水解時生成的酚量來表示[20-21]。

2 結果與分析

2.1 沼灌后土壤化學成分的變化

沼灌與CK組在不同沼灌期的X-RD成分對比結果見圖2。沼灌60、120 d時，SiO2、NaAlSi3O8比重分別穩定在33.92%、7.11%，SiO2含量較高。在沼灌180 d時，SiO2、NaAlSi3O8所占比重略有下降，分別降為33.61%、3.56%。可以看出，沼液的加入使得非晶體物質逐漸增多，進而改變土壤的化學成分比重。沼灌60、120、180、240 d與CK組對比可知，沼灌土壤NaAlSi3O8含量降低3.55%，土壤非晶體物質所占比重提高了。

2.2 沼灌后土壤有機質含量的變化

2.3 沼灌后土壤重金屬含量的變化

本試驗通過等量沼灌、清水灌溉8個月后，對土壤重金屬含量進行對比，考察重金屬的短期富集效應。結果表明，沼液中Zn、Ni含量稍超出了規定限值，其余重金屬都在較低的量值范圍內。由表1可以看出，沼灌土壤中引入Zn的累計輸入量較高，但與CK相比，土壤中的Zn含量并無明顯提高，其增加的幅度僅為5.2%。沼液引入的Zn總量較高，但檢測的是沼灌土壤或者是CK組。進入土壤的Zn主要以Zn2+存在，容易流失和被植物吸收，所以表現為全態的Zn量較少。紫色土中碳酸鹽結合態Cu是主要存在方式，Cu的沼灌輸入量僅次于Zn，沼灌后雖然含量較CK土壤提高了13.6%，但這與沼液引入的Cu量并不成正比，推測引入的Cu多數屬于無效Cu，這部分Cu并沒有累積于土壤中。由表1還可以看出，沼液輸入的Cd量較少，而沼灌后土壤的Cd含量卻比CK土壤的Cd含量提高了38.5%，說明這部分Cd在土層中發生了較強的吸附。進入土壤的Pb大部分被土壤顆粒和膠體吸附，或與有機-無機化合物形成復合物。土壤中Pb化合物的溶解度和降解自由度低，在土壤中遷移能力弱[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較大，轉化累積為土壤中有效Pb的量較大，提高幅度達51.4%。可以看出，短期沼灌對土壤重金屬的富集效應影響較小，Cu、Zn含量無明顯提高，Pb、Cd僅在表層富集。

2.4 沼灌土壤酶活性的變化

作為土壤中最活躍的有機組分，土壤酶參與土壤中各種化學反應和生物化學過程，是土壤新陳代謝的催化劑。由圖4 可以看出，沼灌過氧化氫酶活性平均比清水灌溉的高 21.4%，最高時達到22.6%。沼灌試驗期內過氧化氫酶隨時間的變化表現為第3個月活性比第1個月提高16%。在轉化酶活性均值方面，沼灌處理比清水灌溉處理高27%，差異值比過氧化氫酶稍高。脲酶經沼灌在試驗期內，其活性均值比清水灌溉高13%，相對于過氧化氫酶及轉化酶差異稍小，而從時間變化來看，脲酶在第2個月即出現較活躍的變化。沼灌磷酸酶活性均值與清水對比高19.4%，沼灌效果略優于脲酶，但是低于過氧化氫酶、轉化酶。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。試驗土壤SOM與過氧化氫酶、轉化酶、脲酶、磷酸酶活性均呈顯著正相關，沼液本身也含有一定數量的酶及豐富酶培養基質SOM，從而引起土壤酶活性變化[25-26]。試驗中沼灌土壤過氧化氫酶、轉化酶活性提高幅度較大，磷酸酶其次，脲酶最低。

3 結論

沼液灌溉能在一定程度上節約水資源，提高土壤肥力，改善土壤物化性質。此外，土壤中微生物以及土壤本身對沼液也有一定程度的凈化作用，能從量上消納沼液，從質上降低污染物濃度。本研究通過沼灌與清水澆灌對比，發現沼灌SiO2、NaAlSi3O8所占比重都有所下降，且非晶體物質所占比重增大，沼灌土壤NaAlSi3O8所占比重降低了3.55%，表明沼灌提高了有機質含量。短期沼灌對土壤重金屬的富集效應影響較小，土壤重金屬沒有出現超標的情況，沼灌使得Pb、Cd少量在土壤表面吸附，但對環境影響甚小。短期沼灌可以增加土壤肥力、提高土壤酶活性，尤其對土壤過氧化氫酶、轉化酶有較大影響。

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表1 供試土壤沼灌后的重金屬含量

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