利用休耕田处理水产养殖废水同步增强土壤肥力的试验

2022-02-10蒋芷榆孙艺伦张婧然张皓驰李先宁

净水技术 2022年2期

蒋芷榆，孙艺伦，张婧然，张皓驰，李先宁

(东南大学能源与环境学院，江苏南京 210000)

自1985年，中国确立了以养殖为主的渔业发展方针，水产养殖业迎来快速发展时期[1]。现阶段我国水产养殖业仍存在2个亟待解决的问题：(1)缺乏科学养殖的技术和意识，养殖户为达到高产的目的，向养殖水体中投加过量的饵料，导致水产养殖废水的水质超过地表水V类水；(2)由于养殖业的选址一般位于土地资源丰富的村落，缺少截污纳管的条件，大多数养殖户将废水就近排放入周边水体，会对环境中的水生生态系统造成不良影响[2]。因此，结合农村的经济和技术实际，力图减少资金投入、能源消耗和维护成本，从环境治理的专业角度，提出将废水养分农田再利用技术引入养殖废水处理。

大量研究已经证明了废水农田再利用的技术可操作性和废水处理高效性，且废水中含有的氮、磷可被土壤截留并用于农作物的生长[3-6]。在江苏进行实地调研发现，水产养殖废水集中在冬季排放，水量大、富含氮、磷等养分。而同时冬季休耕农田需要采用引水漫灌的方式调理土壤性质。因此，本研究提出了水产养殖废水农田再利用技术，将休耕稻田作为水产养殖废水一次性大量排放的去处。构建小试装置，结合水产养殖废水排放的实际情况，考察水量对水质净化效果的影响，并探究植物协同净化水质的效果，确定该模式处理水产养殖废水的可行性。在小试基础上，进行休耕田处理水产养殖废水中试应用，研究水产养殖废水灌入农田后对地下水以及土壤养分的影响，进一步为工程化水平应用提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 小试试验

1.1.1 试验装置

本试验装置整体采用PVC材料。如图1所示，试验土柱装置直径为0.3 m，高为1.25 m，由下至上每隔20 cm分别安装5个取水阀。土柱内部填入休耕稻田土，深度为1 m，以模拟实际休耕田纵深，并在每个取水阀处铺设鹅卵石层，厚度为3 cm，以防止取水阀堵塞。土壤表层种植水芹(Oenanthejavanica)或菖蒲(Acoruscalamus)，种植密度为50颗/m2。栽种植株首先通过营养液培养一段时间后再移栽至装置内，每个装置内的植物生物量相同。土壤表层以上预留25 cm用于蓄水，防止灌水后溢出。

图1 土柱试验装置Fig.1 Device of Soil Test Column

1.1.2 试验用模拟水产养殖废水

1.1.3 供试土壤

本试验所用土壤均取自常州市武进区新康村休耕稻田，将取回的土壤剔除石块、动植物残体等杂物自然风干后过筛(5 mm)，混匀。试验用土理化指标如下：pH值为6.10，EC为210 μS/cm，阳离子交换量为11.5 cmol/kg，全氮含量为0.99 g/kg，全磷含量为1.22 g/kg，总有机质含量为14.64 g/kg。

1.1.4 试验设计

装置内填充供试土壤，通过纯水将供试土壤调至与田间相近的含水率(20%～25%)，并静置25 d左右使土壤生物结构、氧含量等与一般休耕田相当。然后灌入模拟水产养殖废水，开始小试试验。试验期间气温为8～17 ℃。植物生长光照强度设置为3 500～4 500 Lux，光暗比为10∶14。为模拟实际废水下渗过程，进行动态试验，通过调节底层取水阀缓慢滴水，速度为1 L/d。小试试验分为以下2部分。

(1)通过实际考察发现，灌溉水量过大会导致土壤长时间处于淹水状态，影响土壤生态系统，因此,灌溉水量不宜超过400 L/m2。为尽多消纳废水，本研究将土壤一次性受纳水量分别设定为300、350、400 L/m2，分别记为试验组A、B、C，探究水量对水质净化的影响，各试验组均种植相同生物量的水芹。灌水当天即取样记为第1 d，每次取样时取各深度水样20 mL混成一个混合样进行检测分析。每组试验设置2组平行，各样品均设3组平行样，试验结果取其平均值。

(2)以试验组A作为对照，试验组F在装置土壤表层种植菖蒲，试验组G无植物种植，研究水耕植物对水质净化的强化作用。试验受纳水量、运行时间、取样方法及间隔与试验组A相同。

1.2 中试应用试验

中试应用试验区位于江苏省常州市武进区新康村善塘(地理坐标为119°99’E，31°54’N)。该地区位于江苏平原，水量丰富，地下水平均水位一般保持在地表以下60 cm处。中试休耕田共计1 200 m2，种植水芹，采用漫灌的方式共灌入360 t水产养殖废水。试验期间平均降雨量为1.2 mm/d，气温为4～16 ℃，湿度为52%～90%。受灌休耕田地下水背景水质以及水产养殖废水水质如表1所示。试验休耕田土壤(深度为0～60 cm)的平均孔隙度为48%，平均容重为1.39 g/cm3，平均黏粒为24%，平均粉粒为49%，平均砂粒为27%。

通过在休耕田中安插地下水取水管分别可取得0.2、0.4、0.6、0.8、1.0 m深的地下水，每次取样时取各深度地下水100 mL，混合成一个样进行水质检测。水产养殖废水灌入休耕田20 d左右，地下水水位恢复到灌前水平，取土壤(深度为0～20、20～40、40～60 cm)进行理化指标检测，对比灌水前后土壤肥力的变化，并同步采集未受灌休耕土壤进行检测作为对照。

表1 水产养殖废水和本底地下水水质指标Tab.1 Water Quality Indices for Aquaculture Wastewater and Raw Groundwater

1.3 常规指标检测

1.3.1 水质指标检测

1.3.2 土壤指标检测

试验测定的土壤指标包括pH、EC、土壤容重、阳离子交换量、全氮、碱解氮、全磷、速效磷、总有机质。采用梅花采点法采集5个样点的土壤，并用四分法混成一个样进行测定。pH和EC测定均采用水土比5∶1的方法；全氮测定采用半微量凯式法；碱解氮测定采用碱解扩散法；全磷测定采用碱熔-钼锑抗分光光度法；速效磷测定采用碳酸氢钠浸提-钼锑抗比色法；总有机质测定采用重铬酸钾容量法-外加热法。

1.3.3 植物指标检测

试验结束后收集植物进行检测。净增干重通过冷冻干燥称重测得；TN测定采用浓硫酸-过氧化氢消解法；TP测定采用钼锑抗分光光度法。植物吸收废水中的氮、磷占比计算如式(1)。

其中：η——植物吸收氮、磷的占比；

m1——植物净增干重，g；

C1——植物(干重)中的氮、磷含量，mg/g；

C2——废水中的氮、磷含量，mg/L；

Q——灌入的废水体积，L。

2 结果与讨论

2.1 不同水量对水质净化效果的影响

水量是影响休耕田净化水产养殖废水的重要因素，水量的增加必然导致污染物负荷的增加，更重要的是水量过大会导致下渗速率降低，并延长休耕田的淹水时间。长期淹水会导致原有土壤生态结构被破坏以及氧含量降低等，从而影响废水的净化。

2.1.1 不同水量对氮去除的影响

图2 不同水量条件下各形态氮含量变化Fig.2 Concentration Changes of Various Forms of Nitrogen under Different Water Quantity Conditions

Vymazal等[8]研究已证明，在淹水土壤中同时存在好氧区与厌氧区，硝化、反硝化作用可同时进行。本试验中废水中氨氮的去除主要依赖于硝化作用、植物吸收以及土壤吸附。自灌水开始，各试验组废水中的氨氮含量均降低，并在20 d内呈现波动下降的趋势，各试验组之间对氨氮的去除无明显差别。氨氮较为稳定可以被快速吸附到土壤的活性部位，同时氨氮的吸附是可逆的，当氨氮通过硝化作用减少时，氨氮会自动重新建立交换平衡[9]。当模拟废水灌入土壤后，废水在下渗过程中一部分氨氮迅速被土壤吸附，氨氮通过植物吸收以及硝化作用减少，其在土壤中的吸附平衡被破坏，吸附在土壤中的氨氮重新溶于水中导致氨氮浓度的短暂升高，除此之外有机氮的氨化反应也是导致氨氮浓度短暂升高的原因之一。

2.1.2 不同水量对其他污染物去除的影响

图3(a)为不同水量条件下TP含量变化。灌水当天各试验组废水中的TP含量显著下降，分别从1.68 mg/L降低到0.65、0.50、0.82 mg/L，而后各试验组废水中的TP含量均先明显升高(3～8 d)，再波动下降(8～16 d)，16 d以后TP含量趋于稳定。试验结束时，各试验组对TP的去除率分别为57.9%、47.1%、42.3%，TP去除效果为试验组A>试验组B>试验组C。

模拟废水灌入休耕田后对磷的去除类似于生态湿地，主要依赖于吸附和沉淀[12]。土壤对磷的快速吸附是废水渗入休耕土壤过程中磷浓度降低的主要原因。土壤对磷的吸附与保持受ORP、pH、Fe、Al、Ca矿物、有机质和土壤中磷背景值等因素影响[12]，因此，试验初期(3～8 d)水中的磷浓度升高可归为以下3点。(1)在本试验酸性供试土壤(pH值=6.10)条件下，Al3+、Fe3+是影响土壤截留磷的主要因素[13]，结合灌水后各试验组土壤ORP均低于250 mV可知，此时土壤中的Fe3+会被还原为Fe2+，导致土壤吸附的磷被缓慢释放[14]。(2)试验过程中有机质的消耗会降低土壤对磷的储存能力，导致土壤释放磷[13]。(3)微生物利用有机质的过程会消耗大量的氧气，导致部分区域氧含量较低，细菌释放磷，使水中的磷浓度升高[15]。在第8～16 d，水体中磷的波动降低可能是由于这段时间内ORP的降低引起晶体Al和Fe矿物转化为无定形形式，而无定形Al和Fe水合氧化物比晶体氧化物更能吸附磷[12]，从而导致土壤吸附平衡发生变化，水中的磷浓度呈现波动下降的趋势。而且植物对磷的作用得以显现，植物可吸收可溶性磷酸盐并同化为植物的有机成分[16]，使水中的磷浓度降低。此外，在试验后期物理沉积以及与不溶物形成共沉淀也可能成为生态湿地除磷的途径[17-18]。各试验组对TP去除的差异归因于土壤有限的储磷能力。陈博谦等[19]的研究结果表明，受土壤吸附位点以及背景值的影响，随单位面积湿地的TP负荷量增加，TP去除率逐渐降低。

图3(b)为不同水量条件下CODCr的变化。灌水当天各试验组废水中的CODCr含量分别为79.8、75.8、83.8 mg/L，均高于模拟水产养殖废水中的CODCr含量(62.5 mg/L)。由此可见，废水灌入休耕土壤后，CODCr来源由2部分组成，一部分来源于原废水中的有机质，另一部分来源于土壤中的可溶性有机物。各试验组废水中的CODCr含量均下降较快，第9 d时CODCr含量均低于40 mg/L，第20 d时各试验组废水中的CODCr去除率分别为60.4%、58.4%、54.3%，各试验组之间无明显差异。这可能是由于土壤中异养微生物生物量丰富，3种水量条件下不足以导致微生物对废水中有机物的消耗出现明显差异。

图3 不同水量条件下TP和CODCr含量变化Fig.3 Concentration Changes of TP and CODCr under Different Water Quantity Conditions

2.2 水耕植物对水质净化的影响

2.2.1 水耕植物对氮去除的影响

图4 不同种植条件下各形态氮含量变化Fig.4 Concentration Changes of Various Forms of Nitrogen under Different Planting Conditions

表2 试验结束后植物对氮、磷的吸收情况Tab.2 Absorption of Nitrogen and Phosphorus by Plants after Experiment

2.2.2 水生植物对其他污染物去除的影响

图5(a)为不同种植条件下TP的含量变化。第20 d时种植水芹的试验组A对磷的去除效果最好，去除率达到57.9%，其余试验组TP去除率分别为52.3%、50.1%。因此，水芹的种植对磷的提升去除具有促进作用，发达的根系可为磷提供更多的吸附位点[23]，根系附近丰富的微生物群落以及好氧条件也是提高除磷效率的关键因素。由表2可知，试验结束后水芹、菖蒲对磷的吸收量分别为6.3、5.8 mg，吸收去除贡献比分别为16.2%、14.9%，进一步辅证水芹对磷去除的促进效果要优于菖蒲。图5(b)为不同种植条件下CODCr的浓度变化。各试验组对CODCr的去除率分别为60.4%、61.8%、46.0%。由于根际效应，植物的种植对CODCr的去除有显著提升作用，且本试验中2种植物对CODCr去除的促进效果无明显差别。

2.3 中试应用试验

根据小试试验，发现通过休耕田可以实现水产养殖废水的净化，但实际环境条件更为复杂，因此，在小试试验的基础上，在自然条件下进行以下中试应用试验。根据小试试验结果，在水量为400 L/m2的条件下，需要更长时间净化水质，为保证休耕田处理水产养殖废水的同时，不会对地下水背景水质造成过大的影响，灌溉水量选择300 L/m2，并在休耕田中种植更耐低温、有一定经济价值的水芹。

2.3.1 水产养殖废水灌溉对地下水中氮的影响分析

图6 地下水中各形态氮含量及占比变化Fig.6 Concentration Changes and Proportions of Various Forms of Nitrogen in Groundwater

2.3.2 水产养殖废水灌溉对地下水的TP和CODCr浓度的影响

图7(a)为水产养殖废水灌入休耕田后地下水中TP含量变化。地下水中TP含量变化趋势与室内试验研究结果相似，灌水后一段时间地下水中的TP含量升高，之后再逐渐降低，至第18 d时，地下水中TP质量浓度降至0.86 mg/L，低于灌水前地下水背景值。造成这一现象的可能原因除了土壤吸附平衡变化外，水产养殖废水的灌入为微生物提供了大量有机物，而微生物对有机物的利用消耗了大量的氧，造成土壤中厌氧区域增多，微生物在厌氧条件下释放磷，造成地下水中磷浓度的短暂升高。随着地下水水位的降低以及植物根系对氧气的输送，休耕土壤中好氧区域增多，高效摄磷菌高效摄磷使地下水中的磷浓度降低，至第18 d时恢复到背景值水平。图7(b)为水产养殖废水灌入休耕田后地下水中CODCr含量变化。水产养殖废水灌入休耕田后地下水中CODCr含量变化与室内研究相似。随着微生物对有机物的消耗利用，地下水中CODCr含量逐渐降低，第14 d时能够恢复到背景值水平，之后CODCr含量仍呈现降低趋势。

2.3.3 休耕农田受灌水产养殖废水对土壤肥力的影响

图8(a)为农田中土壤有机质含量变化。对照田在自然条件下，20 d后各深度范围内有机质含量均有不同程度的降低。而20 d后，休耕田土壤中的有机质含量在土壤层(深度为0～20 cm)中从27.9 g/kg升至30.5 g/kg，但其他层土壤中有机质变化与对照田相似，这表明水产养殖废水中的有机物被土壤截留在表层，对表层土壤具有补肥作用，表层土壤的有机质增长率为9%。

图7 地下水中TP和CODCr含量变化Fig.7 Concentration Changes of TP and CODCr in Groundwater

土壤氮磷肥力变化通常采用碱解氮、速效磷含量来表征。碱解氮是指在作物生长期间能被作物吸收的氮素[24]，可作为农田土壤供氮水平的评价指标，能灵敏地反映土壤中氮素的动态变化和土壤供氮能力。土壤速效磷是衡量土壤供磷能力的重要指标，能反应土壤肥力特征[25]。图8(b)为休耕农田受灌水产养殖废水后土壤碱解氮含量变化。水产养殖废水的灌溉能显著提高土壤中碱解氮含量，深度为0～20 cm的土壤中碱解氮含量从156 mg/kg升至169 mg/kg，深度为20～40 cm的土壤中碱解氮含量从102 mg/kg升至122 mg/kg，深度为40～60 cm的土壤中碱解氮含量从68 mg/kg升至90 mg/kg，各深度土壤中碱解氮增长率分别为8.3%、19.6%、32.4%。图8(c)为休耕农田受灌水产养殖废水后土壤速效磷含量变化。与碱解氮的变化相似，与灌前相比，20 d时深度为0～20 cm的土壤中速效磷含量从1.27 mg/kg升至2.01 mg/kg，深度为20～40 cm的土壤中速效磷含量从0.95升至2.63 mg/kg，深度为40～60 cm的土壤中速效磷含量从0.34 mg/kg升至0.7 mg/kg。这说明水产养殖废水灌入休耕田后，对土壤的供氮、供磷能力有显著提升的作用，能有效调理土壤性质。