水冲和节水农村公厕粪便资源化利用风险评估

2021-11-09蔡佳盛施教忠叶志隆李叶楠UZMAShaheen陈少华

农业环境科学学报 2021年10期

蔡佳盛，施教忠，叶志隆，李叶楠，UZMA Shaheen，陈少华

（1.中国科学院城市环境研究所城市污染物转化重点实验室，福建厦门 361021；2.中国科学院大学，北京 100049；3.厦门市同安区市政公用工程建设中心，福建厦门 361100）

农村厕所问题关系到广大农民群众的切身利益，是城乡发展不平衡和人居环境条件差异的突出体现，解决该问题已成为实施乡村振兴战略和推进生态文明建设的重要任务。当前，农村“厕所革命”已成为一个社会热点，其对于改善农村人居环境、提高人民生活品质、有效控制乡村生态环境污染等具有重要的意义。至2020年，我国农村厕改将实现85%的卫生厕所普及率，而到2030年将达到100%的卫生厕所普及率[1]。

厕所粪污包括尿液和粪便，其含有大量的营养元素。通常每人每年可排泄5.7 kg 的N、0.6 kg 的P 和1.2 kg 的K，这些元素都是农作物生长不可或缺的重要营养成分[2]。另外，尿液所含的N、P、K 分别可以占市政废水的75%~87%、50%~90%和40%~50%，然而其体积却只占市政废水总体积的1%，说明尿液中各种营养元素的浓度非常高[3]。如果可以将这些人体排泄物妥善地收集和处理，并用于作物的种植，那么将大约节省全球20%的化肥使用量[2]。然而，厕所粪便资源化过程中，需要密切关注重金属、抗生素等有毒有害污染物。这些污染物在随粪便施用于农田时易造成二次污染，并引发潜在的生态风险，进而危害人体健康以及自然环境[4]。因此，在对人体排泄物进行资源回收时，有必要对这些污染物进行生态风险评估。

在农村厕改中，根据用水情况可以将公厕分成节水型公厕和水冲型公厕。节水型公厕主要用于城镇污水管道无法连接到的农村或者北方冬天低温的地区，产生的尿液与粪便分别收集，粪便一般加入一些辅料，如锯末和植物灰分，以进行好氧发酵生产肥料；而水冲型公厕则在南方较为常见，其是利用自来水将排泄物冲入化粪池中[5−6]。农业农村部《农村厕所粪污无害化处理与资源化利用指南》中指出，农村厕所粪污处理有4种方式，包括水冲式厕所粪污分散处理利用、水冲式厕所粪污集中处理利用、卫生旱厕粪污处理利用和简易旱厕粪污处理利用。因此，本研究选取2 座典型的粪污处理利用卫生旱厕（节水公厕）和3座典型的粪污分散处理利用水冲式公厕，采集其产生的不同类型尿液和粪便样品，分析其中C、N、P 等营养组分，以及重金属和抗生素的浓度；并进一步采用生态风险指数法和风险指数法评价水冲型公厕和节水型公厕粪便资源化利用时重金属和抗生素残留给环境带来的潜在生态风险。通过对两种类型公厕粪污进行组分分析和资源化利用时重金属和抗生素的潜在生态风险评估，为农村“厕所革命”的开展和厕所粪污资源化利用提供一定的数据支撑。

1 材料与方法

1.1 粪便样品采集

本研究选取福建省厦门市同安区的5 座农村公厕进行调研和采样，1 号公厕和2 号公厕为节水型公厕（分别简称为节水1 和节水2），3~5 号为水冲型公厕（依次简称为水冲1、水冲2和水冲3）。所取样品包括节水型公厕所产生的新鲜尿液和原位好氧发酵产物，以及水冲型公厕中的粪液和粪渣。节水型公厕粪渣的处理方式为加入锯末后进行好氧发酵。节水型公厕取尿液与生态发酵后的固体产品进行测定；水冲型公厕取化粪池中的粪液和粪渣进行测定。节水型公厕和水冲型公厕内部照片如图1所示。

1.2 分析方法

1.2.1 水样分析方法

节水型公厕的总固体（Total solid，TS）、总溶解性固体（Total dissolved solid，TDS）、溶解性挥发固体（Dis⁃solved volatile solid，DVS）和悬浮性固体（Suspended solid，SS）均采用标准方法测定[7]；pH 值使用 PHS−3S型pH 计（雷磁，上海精科）测定；总有机碳（Total or⁃ganic carbon，TOC）采用总有机碳分析仪（TOC Vcph，Shimadzu）测定采用纳氏试剂分光光度法测定采用钼锑抗分光光度法测定；TP 采用过硫酸钾法消解后，使用钼锑抗分光光度法测定和Cl−采用离子色谱仪（Dionex ICS−3000，USA）测定。

水样中常见金属元素的检测：样品经过消解后[7]，采用电感耦合等离子体发射光谱仪（ICP−OES，Optima 7000DV，USA）测定K、Na、Mg、Ca 和Al 含量。重金属则采用电感耦合等离子体质谱仪（ICP−MS，Agilent 7500cx，USA）测定。

1.2.2 固体分析方法

固体中的常规指标——含水率、灰分、TS、挥发性固体（Volatile solid，VS）和pH 值均采用标准方法测定[8]。常见金属元素和重金属经过消解后，分别采用ICP−OES 和ICP−MS 测定；使用CNS 元素分析仪（Ele⁃mentar analysensysteme GmbH，Vario MAX，German）测定C、N和S含量。

1.2.3 抗生素测定

本研究测定的抗生素为四环素类、喹诺酮类和磺胺类，四环素类包括四环素（Tetracycline，TC）、土霉素（Oxytetracycline，OTC）、金霉素（Chlortetracycline，CTC）和强力霉素（Doxycycline，DXC），喹诺酮类包括氧氟沙星（Ofloxacin，OFLO）、环丙沙星（Ciprofloxacin，CIP）和恩诺沙星（Enrofloxacin，ENX），磺胺类包括磺胺嘧啶（Sulfadiazine，SDZ）和磺胺甲恶唑（Sulfa⁃methoxazole，SMZ）。

水样前处理参考LOU 等[9]采用的方法，具体步骤如下：取一定量的水样，加入200 mL 体积比为1∶9 的盐酸溶液，pH 3.0、浓度为0.02 mol·L−1的KH2PO4和终浓度为50 µg·L−1的三类抗生素内标物（D5−诺氟沙星、13C−磺胺嘧啶和D6−四环素）。然后，使用活化过的Oasis HLB 固相萃取小柱（200 mg，6 mL）进行固相萃取；再使用5%的甲醇和超纯水淋洗固相萃取小柱，之后真空干燥1 h。使用HPLC 级别的甲醇将抗生素洗脱至10 mL 的玻璃管中，使用氮气吹干甲醇溶剂，再加入1 mL 20%的甲醇定容，转移至色谱瓶中避光保存于−18 ℃下待测。

固体样品先进行冷冻干燥，然后研磨过100 目筛，称取一定量的固体加入2.5 mL 1 mol·L−1的 NaCl、2.5 mL 1 mol·L−1的草酸、5 mL 的无水乙醇和终浓度为 50 µg·L−1的三类抗生素内标物（D5 −诺氟沙星、13C−磺胺嘧啶和D6−四环素）；然后，超声45 min，7 000 r·min−1条件下离心15 min，将上清液转移，重复以上步骤3次，得到的提取液同水样一样进行固相萃取。

采用高效液相串联三重四极杆线性离子阱质谱仪（HPLC−MS/MS，ABI 3200 Q TRAP）测定抗生素的含量。测试条件如下[9]：使用的色谱柱为Phenomen⁃nex C18 柱（4.6 mm×100 mm，2.6 µm），柱温40 ℃，进样量20 µg·L−1；梯度洗脱，流动相A为0.5%的甲酸，B相为HPLC级甲醇；流速设定为0.8 mL·min−1。

文中所有指标皆取样测定3 个平行值，并基于3个平行值计算标准偏差。

1.3 生态风险评估

1.3.1 粪便肥农用重金属生态风险评估

生态风险指数法可以用于评估污泥和生物炭农用时的重金属生态风险[10]。生态风险指数法可以评估环境中单一重金属的生态风险和多种重金属所产生的复合生态风险，其计算公式如下[11]：

1.3.2 粪便肥农用抗生素生态风险评估

风险指数法可以用于评估肥料农用后，抗生素进入土地所引发的生态风险[17]。风险指数（QH）的计算公式如下[18]：

式中：CPEC代表环境中抗生素的预测值，对于粪渣（CPECf），通过式（5）计算[17]，对于化粪池粪液或节水型公厕的新鲜尿液（CPECu），通过式（6）计算[19]，µg·kg−1；CPNEC代表无危害的情况下环境中抗生素的最大浓度，µg·kg−1；cfeces为粪渣中抗生素的含量，g·kg−1；mfeces为每年每公顷土壤中施用的粪渣总量，t·hm−2；curine为粪液或者尿液中抗生素的浓度，µg·L−1；Vurine为每年土壤中施用的化粪池粪液或尿液的体积，L·hm−2；ρ为当地土壤密度[20]，其值为 1 500 kg·m−3；D为抗生素在土壤中渗透的深度[21]，为 0.2 m；CT代表抗生素对土壤微生物的毒性，可以使用半数致死量（ED50）来表示[22]，µg·kg−1；FA代表急性常数[23]，其值为1 000。

根据QH值，可以划分为3个等级[24]：QH≥1，土壤中所具有的抗生素会带来较大的生态风险，应该引起高度注意；0.1≤QH<1，土壤中存在的抗生素对土壤会造成中度的生态风险；QH<0.1，土壤中存在的抗生素带来的生态风险较小。

需要施用的节水型公厕生态堆肥产品或水冲型公厕粪渣的质量如方程（8）所示：

式中：Rn1为以粪渣为肥料时，每年不同种类植物所需要的养分摄取量[25]，t·hm−2；nfeces为粪渣中营养组分的含量，g·kg−1。

需要施用的化粪池粪液或新鲜尿液的体积如方程（9）所示：

式中：Rn2为以粪液或尿液为肥料时，每年不同种类植物所需要的养分摄取量[25]，t·hm−2；nurine为粪液或尿液中营养组分的含量，mg·L−1。

2 结果与讨论

2.1 公厕粪液/尿液及粪渣中营养组分含量

表2 为公厕尿液和化粪池粪液的理化指标。对比两种公厕液体的营养组分含量可以看出，节水型公厕尿液中和K等营养组分的含量明显高于水冲型公厕粪液。例如尿液中TOC 的浓度是粪液中的 10~260 倍、TN 的浓度为 18~400 倍、TP 的浓度为11~520 倍、K 的浓度为6~7.5 倍。由于化粪池粪液中含有较低浓度的、Cl−、Na和K，因此将其直接施用于土壤并不会导致作物发育不良甚至停止生长；而节水型公厕产生的尿液中各种营养组分如Cl−、Na 和 K 的浓度过高，直接施用于土壤，势必不利于作物的生长[26]，因此可以将其作为高价值的液态肥，以一定的比例用水稀释将营养组分的浓度适当降低，或者采用滴灌技术使作物缓慢吸收尿液中的各种营养组分。

表2 公厕新鲜尿液和化粪池粪液的理化指标Table 2 Regular parameters in effluent from septic tanks of public toilets

从表3 可以看出，节水型公厕粪便生态发酵产品和水冲型公厕粪渣中含有植物所需的营养组分。由于处理方式的不同，节水型公厕好氧发酵产品和水冲型公厕粪渣的营养组分含量差异大，从而影响后续的资源化处理。节水型公厕的粪污首先在蹲便器进行尿液和粪便的分离，分离后的粪便掉入发酵槽好氧降解，通过向发酵槽中添加锯末或稻壳来调节含水率，进而产生腐殖化程度较高的生态好氧堆肥产品。腐殖化程度较高的特性使其可以作为优良的有机肥料和土壤改良剂直接施用于土壤[5，27]。对于水冲型公厕的粪渣，由于C/N 仅为5~12，无法达到厌氧堆肥所需的最适C/N（25~30∶1），因此可以向粪渣中加入一定比例高有机物含量的餐厨垃圾调节C/N，以此来促进粪渣的厌氧堆肥过程[28−29]。

表3 公厕粪便生态发酵产品与水冲型公厕化粪池粪渣的理化指标Table 3 Regular parameters in feces from public toilets

2.2 公厕粪污中重金属残留及其生态风险

图2 为公厕尿液和粪液中重金属的残留浓度。从图中可以看出，尿液和粪液中含有多种重金属元素。节水型和水冲型公厕尿液中的重金属包括Zn、Cu、Mn、Mo、Co、Ni、V、Cr、Cd、As、Pb，节水型公厕浓度范围分别为 705.61~895.03、226.38~473.32、14.10~47.88、96.29~171.68、1.44~1.93、25.92~36.93、4.47~6.25、239.23~367.64、2.74~3.17、35.14~52.78 µg·L−1和24.00~30.90 µg·L−1。水冲型公厕浓度范围分别为284.52~18 519.34、88.74~3 047.04、119.22~4 241.64、73.18~468.47、1.50~50.00、21.40~268.86、4.45~104.05、353.70~996.15、2.03~54.79、1.04~160.00 µg · L−1和15.29~344.09 µg·L−1。

图3 为公厕粪便生态发酵产品和粪渣中重金属的残留含量。粪便发酵产物重金属含量：Zn 为995.59~1 334.03 mg·g−1、Cu 为 182.69~226.41 mg·g−1、Mn 为 981.03~3 185.07 mg·g−1、Mo 为 35.14~45.72 mg·g−1、Co 为 4.11~11.33 mg·kg−1、Ni 为 53.38~185.78 mg·kg−1、V 为 53.95~63.73 mg· kg−1、Cr 为 256.11~657.17 mg·kg−1、Cd 为 3.96~5.44 mg· kg−1、As 为 6.08~51.86 mg·kg−1和 Pb 为 22.96~28.75 mg·kg−1。粪渣中重金属的含量：Zn 为 7 125.38~19 105.59 mg·kg−1、Cu 为1 179.42~2 960.53 mg·kg−1、Mn 为 3 188.67~4 931.79 mg· kg−1、Mo 为 81.91~236.67 mg· kg−1、Co 为 15.47~54.36 mg · kg−1、Ni 为 158.08~249.11 mg · kg−1、V 为124.91~258.64 mg·kg−1、Cr 为 323.88~651.01 mg·kg−1、Cd 为 12.43~57.47 mg·kg−1、As 为 127.30~264.68 mg·kg−1和 Pb 为 316.64~1 127.22 mg·kg−1。对比《肥料中有毒有害物质的限量要求》（GB 38400—2019）中关于部分重金属限量的要求，粪便发酵产品中Cr 和Cd 的含量全部超过限值，节水1 粪便发酵产品中As 含量超过限值，粪渣中 Cr、Cd、As 和 Pb 含量都远超出限值。

表4 公厕粪液和尿液土地施用后各种重金属的生态风险系数（Eri）和复合生态风险指数（IR）Table 4 Assessment on heavy metal contamination using ecological risk coefficient（Eri）and ecological risk index（IR）after soil application of effluent from septic tanks of public toilets

表5 为各公厕粪便发酵产品和粪渣作为肥料施用后，重金属生态风险指标和IR值。从看，发酵产品和粪渣中Mn、Co、V 和Cr 可能带来低风险而Ni 和Pb 为中等和低风险或者高风险（水冲2）。对于As，除节水2 为低风险外（Eri<40），其他公厕均为显著风险以上等级（Eri≥80）。Cd的Eri值均高于320，提示当公厕发酵产品或者粪渣土地施用时，需要关注Cd所带来的极高生态风险。表5中IR值均高于600，说明粪便资源化存在重金属复合污染的风险。

表5 公厕粪便生态发酵产品和粪渣土地施用后各种重金属的生态风险系数（Eri）和复合生态风险指数（IR）Table 5 Assessment on heavy metal contamination using ecological risk coefficient（Eri）and ecological risk index（IR）after soil application of eco−fermentation products/feces of public toilets

将节水型公厕和水冲型公厕粪便的Eri和IR比较发现，节水型公厕Eri和IR值均低于水冲型公厕，说明节水型公厕粪便资源化带来的重金属生态风险低于水冲型公厕。

2.3 公厕粪污中抗生素残留及其生态风险

图4和图5分别为公厕尿液、粪液和堆肥产品、粪渣中抗生素的残留情况。节水型公厕尿液中四环素类、喹诺酮类和磺胺类抗生素的浓度范围分别为0.21~128.13、0.19~50.20 µg·L−1和 0.01~1.92 µg·L−1，而水冲型公厕粪液中的浓度范围分别为0~52.40、0~18.81µg·L−1和未检出。堆肥产品与粪渣中四环素类的含量范围分别为 0~4.16 mg·kg−1和 0.02~6.73 mg·kg−1，喹诺酮类的浓度范围分别为 0.003~0.09 mg·kg−1和0.04~32.32 mg·kg−1，而磺胺类则未检出。

图6 为公厕粪液和尿液分别作为液态N、P、K 肥施用于土壤时，粪液和尿液中抗生素可能带来的风险评估[30]。节水型公厕尿液中抗生素为低风险（QH<0.1），但节水1尿液中的OFLO、CIP和节水2尿液中的OTC 为中风险和高风险（QH>0.1）。对比图 4，由于OFLO 和 CIP 的生物毒性较强（CPNEC分别为 1.47 µg·kg−1和 1.48 µg·kg−1），因此生态风险最大[17]。对于水冲型公厕，粪液直接资源化的生态风险比节水型公厕高。此外，根据不同种类植物所需要的不同养分摄取量，粪液和尿液作为不同N、P、K 肥料施用时，生态风险也有明显不同[25]。如图6 所示，粪液和尿液作为P肥比作为N 肥和K 肥时对土壤的生态风险高；而作为N肥和K肥时只产生中等风险或低风险。

图7 为公厕粪渣分别作为N、P、K 肥施用于农田时，粪渣抗生素对于环境的生态风险评估。当粪渣施用于农田土壤时，大部分的抗生素对土壤会产生低风险。而OTC、OFLO 和CIP 对土壤会产生中、高风险。对于OTC，当将粪渣作为N 肥施用时，QH大于1，表明OTC 可造成高生态风险。水冲3 粪渣中OFLO 的QH最高，分别为303.38（以N 肥计）、20.30（以P 肥计）和31.80（以K 肥计），且全部大于1（高风险）。由于CPNEC代表某种抗生素在环境中不产生危害情况下的最大含量，因此粪渣中OFLO 的CPNEC（1.47 µg·kg−1）较低可以解释OFLO 生态风险高的计算结果。值得注意的是，图5显示粪渣中CIP含量普遍较低（0.06~0.37µg·g−1），但是由于其较低的CPNEC（1.48 µg·kg−1），导致CIP可能带来中、高风险，因此在将粪渣作为肥料施用时，也需要注意CIP 所带来的生态风险。此外，节水型公厕中的粪便生态发酵产品抗生素比水冲型公厕粪渣生态风险要低，表明节水型公厕粪便经发酵后更有利于资源化利用，这不仅因为其有更丰富的养分含量，而且引发的生态风险更低。