王云龙， 李欣， 苏瑶， 喻曼， 徐天予， 罗安程,*， 沈阿林
(1.浙江省农业科学院 环境资源与土壤肥料研究所，浙江 杭州 310021；
2.浙江大学 新农村发展研究院，浙江 杭州 310000；
3.浙江大学 环境与资源学院，浙江 杭州 310058)
随着国家和社会对农村生态环境的重视，农村生活污水处理终端设施正在日益完善，据统计，我国60多万个行政村有农村污水处理设施占比从2007年的3%快速增长到2017年的25%[1-2]，以处于领先地位的浙江省为例，经“五水共治”近5年的攻坚，基本实现规划保留村生活污水有效治理全覆盖，已建设施约有10万座[3]，随着这些设施投入运营，出现了部分处理设施不能稳定达标、运行维护费用高等问题[4-5]。作为一种传统的水肥资源，农村生活污水回用于农业灌溉或美丽乡村建设[6]，既可降低设施运行能耗，提高设施的运行稳定性，减少运维资金投入，又可以减排污染物，降低新鲜淡水资源的取用量，具有“节水减排”功效。
未经处理的生活污水，其化学需氧量(CODcr)、生化需氧量(BOD5)、悬浮物(SS)等污染物未能达到《农田灌溉水质标准》，不能直接用于灌溉[7]，且众多研究表明，直接灌溉产生的土壤环境风险大，尤其是污水中可能含有的盐分及表面活性剂等污染物，不仅会对作物的产量和品质产生不利影响[8]，也会对土壤生物代谢多样性影响较大[9-13]。因此，利用农村生活污水灌溉前，需经隔油、厌氧等方式适当处理，以达到农田灌溉水质标准的要求。厌氧处理作为农村生活污水处理的一级单元，出水水质比较稳定，不含重金属等有毒有害物质，具备成为农业灌溉水源的潜在条件[14-17]。如果将其作为一种稳定的水源，用作农田灌溉，可有效利用生活污水中含有的氮磷为作物提供营养物质[18]，实现水资源与氮磷资源的再利用。
本文研究了不同灌溉用量下的农村生活污水厌氧消化液在农田利用中对土壤环境和作物品质的影响，建立起“厌氧消化液-土壤-农作物”多重生态结构，充分利用土壤、农作物对污染物的吸附、迁移、转化、吸收、降解作用，达到消纳污染物的作用，同步实现污染物减排与资源回收的目的。
1.1 试验区概况
试验田位于浙江省湖州市安吉县杭垓镇桐杭村，土壤类型为潴育型水稻土，属于北亚热带季风气候，年平均气温在15.5 ℃左右，年平均降雨量为1 461 mm。该试验田在试验前已正常耕作种植多年。选择试验田附近约50 m处的一座采用厌氧+好氧处理工艺的污水处理设施(处理规模10 t·d-1)，将该设施的厌氧出水作为试验供试水，其基本水质情况见表1。
表1 供试水水质与我国农田灌溉水质基本控制标准值比较
1.2 试验设计
按照随机区组设计试验，设置4个处理，每个处理3次重复，共设置12个试验小区，每个小区有效面积30 m2(5 m×6 m)。其中包括对照处理1个。处理1废水投配水力负荷按照0.010 m3·m-2·d-1，处理2废水投配水力负荷按照0.002 m3·m-2·d-1，处理3废水投配水力负荷按照0.001 m3·m-2·d-1，处理4为对照，分别记为T1、T2、T3、CK。污水采用连续灌溉的方式，且根据植物生长需求、气温及降水情况适当增加或减少水量，对照组根据当地的农事操作投配清水。
采用轮作的方式，按照当地农户种植习惯，选择玉米和萝卜两种作物轮作。各试验组农事操作方式一致。本试验共进行586 d，从第一年玉米种植开始，至第二年萝卜收获结束。
1.3 材料与方法
1.3.1 供试水及土壤溶液
测定指标：化学需氧量(CODCr)、总氮含量(TN)、总磷含量(TP)、电导率(EC)。
CODCr、TN、TP测试方法选用哈希快速测定仪试剂盒测定；
EC选择上海雷磁DDS-307电导率仪测定。
1.3.2 土壤样品
测定指标：碱解氮含量、速效磷含量、速效钾含量、有机质含量、全氮含量。
土壤碱解氮含量采用扩散法；
土壤速效磷含量采用钼蓝比色法；
土壤速效钾含量采用火焰光度计法；
土壤样品有机质测定采用重铬酸钾外加热法；
土壤全氮测定采用半微量开氏法[19]。
1.3.3 作物样品
测定指标：可溶性蛋白含量、可溶性糖含量、维生素C(VC)含量。
可溶性蛋白的测定采用考马斯亮蓝染料结合法；
可溶性糖的测定采用蒽酮比色法；
VC的测定采用2,6-二氯靛酚滴定法[19]。
1.4 数据分析
采用Excel 2010软件进行数据整理及绘制图表，用SPSS 22.0软件进行单因素方差分析，显著性水平设定为α=0.05。
2.1 灌溉农村生活污水厌氧消化液对土壤溶液的影响
由图1可知，随着试验时间的增加，对照组与处理组土壤溶液TN出现显著性差异，试验组土壤溶液TN含量低于对照组，且与生活污水灌溉量呈正比，相关研究[20-21]表明，生活污水中的表面活性剂成分会抑制土壤粒子对氮素的吸附。另一方面，从施肥后采集到的土壤溶液中可以看出，T1、T2、T3总氮含量在这一阶段要高于CK，说明施用生活污水对土壤氮素的迁移转化存在一定的影响。但随试验时间增加，土壤溶液中总氮含量并未保持在较高水平或表现出持续增加的趋势。
对于土壤溶液中TP含量来说，供试污水中总磷的浓度在1.67～4.93 mg·L-1，明显高于土壤溶液总磷含量，且不同处理条件下，土壤溶液中总磷含量相差不大，随试验时间增加，土壤中并未出现明显的积累，说明植物-土壤系统对生活污水中的磷有较好的消纳作用。
从图1中可以看出，对照组与试验组土壤溶液电导率变化趋势一致，且无显著性差异，对于施用不同量的经厌氧处理的生活污水，其土壤溶液电导率相对高于用清水灌溉后土壤溶液电导率，有升高的趋势，但未出现持续升高的现象，说明土壤对于盐分含量有一定的调节能力。同时有研究[9-11]表明，未经处理的生活污水灌溉，则会出现盐渍化，这也从侧面体现了生活污水灌溉前适度处理的必要性。
柱上无相同小写字母表示组间差异显著(P<0.05)。图2～8同。
土壤溶液COD、TN、TP含量和电导率与供试水对应含量的关系存在不确定性，即存在供试水COD、TN、TP含量和电导率较低时土壤溶液各含量较高，和供试水COD、TN、TP含量和电导率较高时土壤溶液各含量较低的现象，这可能是由于土壤含水量受到降雨、气温等因素的影响，进而使土壤溶液出现较大波动，同时安吉地区全年降雨量较多，雨水的冲刷也加快了生活污水中污染物的迁移，说明土壤溶液COD、TN、TP、电导率的变化受生活污水资源化利用的影响较小。
2.2 灌溉农村生活污水厌氧消化液对土壤养分的影响
2.2.1 对土壤有机质含量的影响
由图2可知，在0～<20 cm深度各试验组土壤有机质含量均在20～25 g·kg-1，且同一处理的土壤有机质含量未随试验时间的增加而发生明显变化。在20～<40 cm和40～60 cm的土壤中，同一处理的有机质含量虽然随着试验进行发生波动，但试验组与对照组的变化趋势相同。同时，随着土壤深度的增加，各处理的土壤有机质含量随之减少，说明生活污水资源化利用未影响土壤有机质含量的空间分布。因此，在试验期间生活污水灌溉对0～60 cm的耕层土壤中有机质的含量影响不大，未产生显著性差异。
图2 不同处理对土壤不同深度有机质含量的影响
有研究[22]表明，长期使用生活污水灌溉可以使土壤中的有机质增加64 g·kg-1，说明灌溉生活污水可以为土壤带来有机质，进而提高土壤肥力，改善土壤结构。总体来说，灌溉农村生活污水厌氧消化液对土壤有机质含量的影响不明显，但在一定程度上促进了土壤有机质含量的增加。
2.2.2 对土壤全氮含量的影响
由图3可知，随着试验时间的增加，同一处理各层土壤的全氮含量变化不明显，这与定期为CK、T1、T2、T3分别施加等量氮肥，以保证试验期间作物的正常生长有关。同时，各试验组间的全氮含量也未产生显著性差异，仅在242 d的20～<40 cm土层存在显著性差异，但随着试验的进行差异也随之消失，说明生活污水资源化利用未影响土壤全氮含量。同时，土壤全氮含量随着土壤深度增加而减少，符合土壤养分向表层富集的特点[23]，反映出利用生活污水的厌氧消化液灌溉，对土壤全氮含量的空间分布影响较小。
图3 不同处理对土壤不同深度全氮含量的影响
2.2.3 对土壤碱解氮含量的影响
由图4可知，随着土壤深度的增加，同一处理的土壤样品碱解氮含量均呈现下降趋势，符合土壤碱解氮空间变化规律，说明生活污水资源化利用对土壤碱解氮的空间分布影响较小。另一方面，试验期间，不同处理条件下，土壤同一深度的碱解氮含量基本无显著性差异，但467 d时0～<20 cm的土层中取到的土样，T2、T3碱解氮含量显著低于CK、T1，且随生活污水灌溉量的减少而减少，白保勋等[24]对在林地中灌溉污水也同样出现了土壤中碱解氮含量随灌溉量的增加，呈现先增加后下降的趋势，但在试验后期，差异逐渐消失。
图4 不同处理对土壤不同深度碱解氮含量的影响
2.2.4 对土壤速效钾含量的影响
由图5可知，试验期间，施用不同量的生活污水对不同深度土壤中速效钾含量影响较小，不同处理在相同土壤深度的速效钾含量基本无显著性差异，且试验组与对照组土壤速效钾含量变化趋势相同。仅162 d时，在20～<40 cm土层速效钾有显著性，但同时期0～<20 cm和40～60 cm土层速效钾含量均未出现显著性差异，说明其差异性可随空间变化而减小。同时有相关研究[25-27]表明，灌溉水中钾含量将对土壤中速效钾含量产生直接影响，因此，灌溉水质不同对其影响程度也不同，如经二级处理的生活污水灌溉的土壤，其速效钾含量有增加趋势。因此，总体来看，生活污水资源化利用对土壤速效钾含量影响不明显，且经处理的生活污水在一定程度上有益于土壤速效钾含量的增加。
图5 不同处理对土壤不同深度速效钾含量的影响
2.2.5 对土壤速效磷含量的影响
由图6可知，试验初始阶段，各试验组土壤速效磷含量差异较大，随着试验年限的增加，差异逐渐缩小，但在0～<20 cm土层中速效磷含量较20～<40 cm和40～60 cm土层波动大，可能与作物根系在该层分布较多，且不同作物生长对磷吸收量不同所产生的。在40～60 cm土层中，随着试验进行，逐步显现出土壤速效磷含量的差异性，与灌溉量呈现正相关，且T1、T2、T3含量均小于CK。有相关研究[20,28-30]表明，生活污水中含有的阴离子表面活性剂，可抑制土壤离子对磷的吸附，增加土壤磷的解析能力，促进磷的淋出。另一方面由于土壤-作物系统对磷有较好的消纳作用，在试验前期土壤速效磷含量的波动较大的情况下，随试验时间增加，表层土壤速效磷含量未出现显著性差异，这也与雷琼等[27]的研究结果一致。
图6 不同处理对土壤不同深度速效磷含量的影响
2.3 灌溉农村生活污水厌氧消化液对作物品质指标的影响
2.3.1 对玉米品质指标的影响
由图7可知，在不同处理条件下，玉米籽粒中的可溶性糖和可溶性蛋白含量未产生显著性差异，说明本试验设定的水力负荷，对玉米的品质指标未产生负面影响。但通过对比玉米可溶性蛋白的含量可以发现，随着供试水灌溉量的增加，其可溶性蛋白含量也随之增加，两者呈正比例关系。结合相关研究结果[22,27,31]，施用适当处理的污水，其中含有的氮磷提高了植物根层中的养分含量，可以增加作物的产量及品质。因此，选择适当负荷的农村生活污水厌氧消化液灌溉，在一定程度上可以提升玉米品质。
图7 不同处理对玉米品质指标的影响
2.3.2 对萝卜品质指标的影响
由图8可知，在不同生活污水灌溉量处理下，各试验组萝卜肉质根中的可溶性糖、可溶性蛋白、VC含量并未产生显著性差异，但随着水力负荷的增加，其品质指标含量有减少趋势。另一方面，根据第一年试验情况，与对照组相比，T2、T3的可溶性蛋白含量均有所增加；
T1、T2、T3的可溶性糖含量则减少；
T1、T2的VC含量则分别减少14.4%、16.3%，T3的VC含量增加了1.3%。这与相关研究[32]结果一致，即生活污水灌溉对作物的可溶性糖、可溶性蛋白、VC含量影响存在不一致性。但随着试验时间增加，第二年试验组与对照组之间各项指标差异有缩小的趋势。因此，合理选择生活污水的灌溉量可最大限度的减少对萝卜品质指标的负面影响，甚至可增加其品质指标含量，带来积极效应。
图8 不同处理对萝卜品质指标的影响
2.4 农村生活污水消纳处理核算
试验期间各处理施用的厌氧消化液如表2所示，其中T1、T2、T3分别施用厌氧消化液192.5、114.5、71.0 m3，折合667 m2年均可消纳污水约887、529、328 m3。结合表1中所示的供试水与农田灌溉水质标准的对比可知，经过厌氧处理后的生活污水，其COD、LAS、pH及各重金属的含量均在灌溉标准的范围内，且含有总氮、总磷平均含量为14.86、2.64 mg·L-1，可以为作物的生长提供一定的养分。因此，选择适当处理后的生活污水进行灌溉，可以满足灌溉水质要求，在不影响作物生长的情况下通过土壤-作物系统消纳一定数量的污水，实现污水的消纳减排与资源的回收利用。
表2 各处理厌氧消化液灌溉用量
采用不同水力负荷农村生活污水厌氧消化液灌溉，对表层土壤溶液中CODCr、TN、TP含量和电导率影响不大。由于厌氧消化液中所含污染物的浓度存在波动，导致土壤溶液中CODCr、TN、TP含量和电导率也存在一定波动，但南方雨水较多，且采用轮作方式，各污染物未发生明显积累。
各试验组土壤中的有机质、全氮、碱解氮、速效钾、速效磷含量在空间分布规律上未发生显著性差异。选择适当的灌溉量与耕作形式，对土壤环境产生的影响较小。采用不同水力负荷农村生活污水厌氧消化液灌溉，基本不会对玉米和萝卜的可溶性糖、可溶性蛋白、VC等品质指标产生负面影响。采用厌氧消化液灌溉的处理作物的产量及品质都有显著性增加。
经厌氧处理后的农村生活污水可以满足农田灌溉的水质要求，通过土壤-作物系统可以消纳部分农村生活污水，回收利用生活污水中富含的氮磷等养分，减少营养盐向水环境的排放。
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