張藝菲，李浙燦，張力川，李淑芹，張晴雯，展曉瑩

(1.中國農(nóng)業(yè)大學 水利與土木工程學院,北京 100083；2.中國農(nóng)業(yè)科學院農(nóng)業(yè)環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展研究所,北京 100081)

在全球能源轉型的大背景下，沼氣作為一種新型的可再生能源，可以在發(fā)電、產(chǎn)熱方面有效替代化石燃料[1]，減少溫室氣體排放[2]。沼氣工程的副產(chǎn)品沼渣與沼液還可以作為有機肥還田，完成種養(yǎng)循環(huán)中物質與能量鏈的閉合，實現(xiàn)農(nóng)業(yè)清潔生產(chǎn)。至2015年，我國農(nóng)村沼氣池產(chǎn)氣量已達154 億立方米，農(nóng)村生活污水凈化沼氣池20 萬個[3]。隨著沼氣工程的蓬勃發(fā)展，沼液產(chǎn)生量逐年增加，但其在生態(tài)環(huán)境效益方面的不確定性制約了當前沼氣、生物天然氣項目發(fā)展的商業(yè)化與產(chǎn)業(yè)化前景，合理施用沼液成為科學研究以及農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展的焦點。

目前，國內外對于沼液在農(nóng)作物產(chǎn)量、品質、生態(tài)環(huán)境風險方面均有大量研究[4-6]。沼液與化肥1∶1施用，番茄和辣椒分別增產(chǎn)1.5與0.5倍[7]，蘿卜的總糖含量比單施沼液高1.9倍，比單施化肥高1.5倍[8]。與單施化肥相比，施用沼液后甜瓜的硝酸鹽含量降低60%[9]。且試驗表明，適量的進行沼液灌溉不會造成土壤、作物中重金屬的超標，沼液中的硝態(tài)氮也不會對周邊水體造成污染[10-11]。然而，沼液還田還有一個風險受到的關注較少，即高濃度沼液灌溉導致的種子不萌發(fā)、燒苗或減產(chǎn)，也稱之為沼液的植物毒性 (phytotoxicity)[12-13]。在實際生產(chǎn)過程中，由于厭氧發(fā)酵原料眾多、發(fā)酵工藝有別、沼液無害化處理也缺少技術標準，農(nóng)戶很難判斷沼液中的毒性因子是否過量。在國際上，歐盟監(jiān)管機構認為可再生生物質能源的利用是實現(xiàn)《京都議定書》排放目標的一項策略，但真正實施起來又有太多的政策限制[13]。為規(guī)避這一風險，農(nóng)戶常采用粗放的方式，將沼液過度稀釋或過度曝氣后再用于灌溉還田。但這種方式在一定程度上妨礙了沼液的推廣普及，也制約了農(nóng)業(yè)廢棄物利用的最大化。

本研究參照國際上確定植物毒性因子的手段，通過培養(yǎng)實驗初步判斷了沼液還田的環(huán)境安全性，探索了不同預處理條件對沼液理化性質的影響。以玉米種子為例，篩選了沼液的毒性因子并確定其對于實驗品種的安全閾值。本研究可以為沼液的農(nóng)田合理施用及推廣提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 沼液的采集與基本理化性質測定

1.2 沼液的預處理

1.3 沼液的植物毒性實驗

預處理后的沼液首先用于進行預試驗，確定當沼液在稀釋5倍及以上范圍內時，會對玉米種子表現(xiàn)促進和抑制作用。進一步取更小的濃度梯度進行培養(yǎng)試驗，因此將預處理完的沼液還需要分別稀釋至1% (100倍)，3% (33倍)，6% (17倍)，10% (10倍)，15% (7倍)，20% (5倍)進行培養(yǎng)試驗。試驗選用的玉米種子為秋田MD311。手工挑選大小均勻飽滿的種子，將種子先用清水沖洗干凈，再用蒸餾水浸泡8 h，直徑10 cm的培養(yǎng)皿中放置兩層濾紙，蒸餾水潤濕。浸泡好的種子擺放到培養(yǎng)皿中，每個培養(yǎng)皿擺放10粒。培養(yǎng)初始首先用移液槍取15 mL預處理后的沼液轉移至培養(yǎng)皿中，之后只澆蒸餾水，置于27 ℃培養(yǎng)箱中培養(yǎng)，相對濕度為80%。每個濃度處理重復3次，對照組只澆蒸餾水。根據(jù)培養(yǎng)皿中的水分蒸發(fā)情況補充水份，每次每個處理澆等量的水。當對照組芽長超過20 mm時停止實驗，用直尺量取種子的根長和芽長。人工計數(shù)的方法記錄發(fā)芽數(shù)，種子芽長達到2 mm時認為種子萌發(fā)。指標的計算公式如下：

萌發(fā)指數(shù)(GI)：GI(%)=RSG×RGG×100%

式中：St和Rt為實驗組的萌發(fā)率及根伸長長度，Sc和Rc為對照組的萌發(fā)率及根伸長長度。采用Excel 2013進行數(shù)據(jù)處理與函數(shù)擬合。

2 結果與討論

2.1 沼液灌溉的環(huán)境安全性評價

沼液灌溉的生態(tài)環(huán)境風險一般考慮兩個方面：重金屬與硝酸鹽污染。這2種污染物在土壤或水體中累積后，進入食物鏈后會給人體健康帶來極大的威脅[11,16,22]。以《農(nóng)田灌溉水質標準(GB5084-2005)》為基準，首先評價了所采用的沼液中重金屬含量是否存在環(huán)境污染風險。由表1可以看出新鮮豬糞沼液As，Hg，Cu，Zn，Cd和Pb濃度均在安全閾值之內，引起土壤重金屬污染的風險較小。新鮮沼液中，還原態(tài)氮是主要組成部分，硝態(tài)氮含量僅為總氮含量的0.05‰，硝酸鹽與亞硝酸鹽的風險相對較小。但沼液暴露在空氣中，會通過硝化作用生產(chǎn)新的硝酸鹽，這一風險應當考慮。

表1 新鮮豬糞沼液的理化性質

新鮮沼液的CODCr濃度較《農(nóng)田灌溉水質標準》超標43.6倍，說明還原性物質與有機物含量嚴重超標。電導率高達2.0×103μs·cm-1，表明鹽分離子含量高。具體來看，銨鹽濃度為1558 mg·L-1，總磷濃度為300 mg·L-1(超標30倍)、總鉀1390 mg·L-1，均處于較高水平。氮、磷、鉀為植物生長的必需營養(yǎng)元素，可通過脫氮除磷的無害化處理技術使其濃度符合農(nóng)用標準后再灌溉施用。且沼液中還含有少量的鐵元素，對于玉米有壯苗作用[16-17]。

2.2 不同預處理對沼液理化性質的影響

厭氧發(fā)酵的沼液通過不同時長的靜置和曝氣處理，理化性質均發(fā)生了變化。預處理7天，沼液pH值呈上升趨勢，靜置與曝氣處理的pH值分別增加了10%與15%(見圖1)。吳華山[23]等的研究也發(fā)現(xiàn)，豬糞沼液儲存3個月，pH值先增加后降低，最終趨于中性。由厭氧環(huán)境轉換為好氧環(huán)境，沼液中各種無機離子以及多種有機酸發(fā)生的化學反應非常復雜[23]，pH值的變化不是由單一反應決定的。接觸或通入氧氣后，沼液的化學需氧量并沒有降低，反而升高，這是由于在靜置或曝氣過程中的水分蒸發(fā)導致的[24]，這一“濃縮”作用使得沼液的CODCr濃度略有提高(JZ：8%；PQ：4%)(見圖2)。預處理7天時間內，沼液的電導率下降了17%(JZ)與19%(PQ)，前期曝氣處理的下降速率比靜置處理要快，至第7天時，二者無差別(見圖3)。電導率下降的主要原因總氮含量的下降(見圖4)，尤其是銨態(tài)氮含量大幅度降低導致的。新鮮豬糞沼液預處理7天后，靜置處理的沼液銨態(tài)氮含量下降了56%，曝氣處理下降了87%(見圖5)。銨態(tài)氮占總氮的濃度由91%分別下降到75%(JZ處理)與34%(PQ處理)，減少的銨態(tài)氮只有極少一部分轉化為硝態(tài)氮(見圖6)。結果表明，至預處理第7天曝氣處理的硝態(tài)氮占總氮含量為16%，靜置處理僅為2%。大部分銨根離子在堿性環(huán)境中生成了氨氣揮發(fā)進入大氣。在實際生產(chǎn)中，如通過曝氣進行沼液無害化處理，應對這部分氨氣進行有效回收，降低對大氣環(huán)境的污染[1]。

圖1 預處理對pH值的影響

圖2 預處理對CODCr的影響

圖3 預處理對EC值的影響

圖4 預處理對TN值的影響

圖5 預處理對值的影響

圖6 預處理對值的影響

沼氣發(fā)酵一般分為3個過程：水解過程、產(chǎn)酸過程和產(chǎn)甲烷過程，揮發(fā)性有機脂肪酸，如乙酸、丙酸、乳酸等是產(chǎn)酸過程的主要產(chǎn)物[23]。研究表明碳鏈越長植物毒性越大[25]，因此本研究選擇乳酸為研究對象進行分析。由圖7可以發(fā)現(xiàn)，在預處理的7天中，乳酸含量呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢。這可能是因為沼液中富含的乳酸菌將碳水化合物合成為了乳酸。預處理7天，總磷濃度持續(xù)增加(見圖8)，總鉀濃度在第3天有顯著的下降，隨后緩慢上升(見圖9)。從長時間的豬糞儲存來看，由于磷酸根與鉀離子均會被沼液中的固體懸浮物吸附下沉，加上磷酸根離子還會與金屬離子產(chǎn)生反應形成沉淀，總磷和總鉀含量最終均會降低[24]。本研究的預處理時間較短，水分蒸發(fā)作用導致的“濃縮”作用可能是造成這兩種元素濃度的短暫上升的原因。曝氣處理與空氣接觸多，除了總磷與總鉀含量外，其它理化性質的變化幅度均較靜置處理更大。

圖7 預處理對LA值的影響

圖8 預處理對TP值的影響

圖9 預處理對TK值的影響

2.3 沼液理化性質對玉米種子生根發(fā)芽的影響

從圖1～圖9中可以看出，經(jīng)過預處理后的沼液COD，鹽離子濃度仍然很高。因此，種子的發(fā)芽試驗需要對上述沼液進行進一步的稀釋。稀釋后沼液的理化性質與相對發(fā)芽率、相對根長、萌發(fā)指數(shù)的函數(shù)擬合關系如下列各圖所示。

本研究結果表明，電導率在0～4160 μs·cm-1范圍內，發(fā)芽率沒有受到顯著影響(見圖10)。但電導率的大小顯著影響了玉米種子的相對根長和萌發(fā)指數(shù)(p<0.01，見圖11和12)。在小于2500 μs·cm-1時，隨著電導率的增加相對根長增加，隨后降低，萌發(fā)指數(shù)的變化規(guī)律與相對根長一致。萌發(fā)指數(shù)的最高值為104%，對應的電導率為2250 μs·cm-1。電導率反映的是沼液中鹽離子的含量，具體是哪一種鹽分對萌發(fā)指數(shù)造成了這種先促進后抑制的影響需要進一步分析。

圖10 電導率對玉米種子相對發(fā)芽率的影響

圖11 電導率對玉米種子相對根長的影響

圖12 電導率對玉米種子萌發(fā)指數(shù)的影響

圖13 玉米種子相對發(fā)芽率與TN的變化關系

圖14 玉米種子相對根長與TN的變化關系

圖15 玉米種子萌發(fā)指數(shù)與TN的變化關系

圖16 玉米種子相對發(fā)芽率與的變化關系

圖17 玉米種子相對根長與的變化關系

圖18 玉米種子萌發(fā)指數(shù)與的變化關系

圖19 玉米種子相對發(fā)芽率與的變化關系

圖20 玉米種子相對根長與的變化關系

圖21 玉米種子萌發(fā)系數(shù)與的變化關系

圖22 玉米種子相對發(fā)芽率與LA的變化關系

圖23 玉米種子相對根長與LA的變化關系

圖24 玉米種子萌發(fā)系數(shù)與LA的變化關系

沼液中總磷和總鉀的濃度與相對發(fā)芽率均沒有顯著相關性(見圖25和圖28)。隨著2種元素濃度的增加，RRG和GI都呈現(xiàn)線性增加的趨勢，二者與總磷濃度呈極顯著相關(p<0.01，見圖26與圖27)，與總鉀濃度為顯著相關(p<0.05，見圖29～圖30)，說明總磷濃度與種子的相對根長和萌發(fā)指數(shù)相關性更顯著，且經(jīng)過處理后的沼液中的磷對玉米種子根的生長有一定的促進作用。

圖25 玉米種子相對發(fā)芽率與TP的變化關系

圖26 玉米種子相對根長與TP的變化關系

圖27 玉米種子萌發(fā)系數(shù)與TP的變化關系

圖28 玉米種子相對發(fā)芽率與TK的變化關系

圖29 玉米種子相對根長與TK的變化關系

圖30 玉米種子萌發(fā)系數(shù)與TK的變化關系

3 結論

(1)本研究所選擇的新鮮豬糞沼液引起土壤重金屬污染的風險較小。

(2)銨態(tài)氮與乳酸是豬糞沼液中的植物毒性因子。對于實驗品種秋田MD311來說，達到最大萌發(fā)指數(shù)對應的銨態(tài)氮與乳酸的濃度為186 mg·L-1與35.8 mg·L-1。

(3)豬糞沼液中氨態(tài)氮與乳酸的濃度高于336 mg·L-1與61 mg·L-1時，具備植物毒性，不可直接還田。實際生產(chǎn)中，通過靜置和曝氣結合稀釋灌溉可降低二者的含量。