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随着城市化进程的加快,各类聚集性活动 (大型体育赛事、文艺演出等) 举办的频次提高,聚集性活动造成的影响逐渐引起关注。2013年的北京马拉松,由于缺乏足够的厕所设施,导致了运动员在沿途路边就地便溺的现象,这不仅影响了城市风貌,也存在一定细菌、病毒传播的风险[1]。目前,国内的应急厕所设施一定程度上落后于其他生活设施的发展水平,在聚集性活动中常常难以妥善解决人群的生理排泄问题,亦不能充分满足群众更高层次的需求 (私密性、安全性、舒适性等) 。
目前,国内应用于聚集性活动中的应急厕所以需要连接下水管网的传统水冲厕所为主。虽然传统水冲厕所在大部分活动情景中能够满足聚集性活动中的粪污处理需求,但在部分情景中,其水资源浪费、应用灵活度较低的问题仍尤为突出。厕所的冲水量高达3~6 L·次−1[2],这不仅造成了水资源的浪费,也加剧了对氮磷资源的回收难度。此外,部分地区基础设施的缺乏还会导致厕所难以快速与排水管网连接。无下水道卫生系统的创新发展为解决此类问题提供了解决方案[3]。
应急厕所技术在基础建设、存储运输、粪污处理等各方面都出现了多样化的发展,各类应急厕所技术只有在与相应的聚集性活动情景相适配时,才能最大化地发挥技术本身的优势。并且,不恰当的厕所粪污处理方式可能会对环境造成污染,合适的厕所粪污处理系统不仅能将排泄物对环境的影响降到最低,还可以缓解资源匮乏等问题[4]。目前的应急厕所技术领域仍存在着产品技术与适用情景难以适配、缺乏粪污处理全流程统筹规划等问题。本研究通过比较分析国内外先进的应急厕所技术,对其性能特点、适用情境进行归纳总结,并对聚集性活动中应急厕所系统粪污处理的全流程进行规划研究,以期为聚集性活动中的应急厕所技术和粪污处理模式选择提供参考。
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根据2007年国务院颁布的《大型群众性活动安全管理条例》[5]的分类,本研究所针对的聚集性活动是指由法人或者其他组织举办,每场次预计参加人数达到1 000人以上的大型群众性活动 (如体育赛事、文艺演出等非日常举办的活动) ,根据人流量 (参与人数:x) 的不同可分为小型聚集性活动 (1 000人≤x<5 000人) 和大型聚集性活动 (x≥5 000人) 。
聚集性活动种类繁多,类型复杂,不同情景中需要的应急厕所功能和特点具有差异性。在人员集中的固定场所 (如频繁承接各类体育赛事和演唱会的体育场馆) 举办的聚集性活动,会不定期地受到巨大人流量的冲击。其中的应急厕所需要有良好的市政设施 (管网、集中式处理系统等) 作基础,或以先进的处理技术 (浓缩、循环利用等) 作支撑,以便于迅速、安全地处理大量的粪污。有些聚集性活动在举办时则没有固定的场所,比如活动范围较广、人员分散的城市马拉松,若提前设置好数量足够的固定厕所会耗费大量成本。而且,由于马拉松举办间隔较长,会在平日出现大量厕所空置的现象。因此,这类聚集性活动则要求应急厕所具有较高的灵活性、移动性,强调使用时的便利性、私密性和使用后的清洁存储、安全运输和处理。也有些聚集性活动的人流量波动较大,如常在节假日承接大量游客的展会,在建设这类活动中的应急厕所时,不仅要考虑满足高峰时期的人流量需求,也要考虑在人流低峰期减少不必要的运营支出。
根据聚集性活动定义中具有的短时、人员密集的特点,不同情景中需要的应急厕所的功能和特点也具有一致性。2019年爆发的新冠疫情凸显了对排泄物进行消毒管理的重要性。钟南山、李兰娟院士团队分别从新冠肺炎患者的粪便样本中分离出了新型冠状病毒,这一发现也证实了排出的粪便中的确存在活病毒[6],新冠病毒可以在人体胃肠系统中增值,具有粪口传播的风险[7]。相比于日常生活,聚集性活动中人员流动性大,这加快了病菌传播的速度,粪污的安全处理与处置更为重要。由于部分聚集性活动性质较为灵活,一般需要无下水道系统介入。无下水道卫生系统通过对现有的应急厕所进行技术创新改造,使其可以通过自身处理系统实现粪便管理与离网运行[8]。系统前端是用户界面 (便池、马桶等) ,后端处理技术包括生物、物理和化学等单元处理 (厌氧消化、电化学消毒、焚烧等) 。无下水道卫生系统能够满足聚集性活动举办灵活的特点,更能够通过对粪便进行安全处理、运输与处置以及隔离地下水等措施,防止病菌的粪口传播问题[9]。
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本研究选取了一些有代表性的应急厕所技术,根据应急程度的高低分为3类,通过对各技术的性能进行比较分析,归纳出典型的处理模式,以便于和各类型的聚集性活动情景进行初步适配,具体技术特点见表1。
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表1中列举了坑式厕所、UD厕所、移动式粪便消毒厕所和打包厕所4种典型的高应急性厕所技术。它们都具有建造方便、成本偏低、源头处理方式简易和使用舒适度偏低的特点。
1) 坑式厕所。坑式厕所是最常见的无下水道卫生系统,以简易坑厕的变化形式沟渠厕所和钻孔厕所为典型模式[11,22],沟渠厕所和钻孔厕所的结构如图1所示。作为一种简易的无下水道卫生系统,坑式厕所仅仅具有排泄物的收集、处置 (就地填埋) 功能。地下水污染是钻孔厕所容易引发的一个问题,目前仍可以在墨西哥的农村地区见到大量钻孔厕所的应用[23]。坑式厕所适用于不具有成熟的集中式排水管网系统,偶尔举办临时性小型聚集性活动的村镇地区。
2) 便携式粪尿分集厕所。便携式粪尿分集(urine-diverting,UD)厕所是在越南农村地区开发的UD干式厕所[24]和发达国家用于露营的UD无水厕所基础上开发的。UD厕所由塑料纸板制成,便于运输和储存[12]。UD厕所具有建造简便、使用清洁和成本低廉的特点,但它不具备足够的粪污储存容量,频繁运输又会消耗大量的财力。因此,该厕所技术不便于在缺乏管网连接能力的大型聚集性活动中使用。而且,通过塑料纸板制造的简易厕所,导致了它容易损坏的特点,因此UD厕所仅适用于举办频繁且使用频次不高的小型聚集性活动中。
3) 移动式粪便消毒厕所。图2是一种移动式粪便消毒厕所的示意图[11]。移动式粪便消毒厕所的技术较成熟,已有多种产品用于露营等家庭活动中[22]。基于移动式粪便消毒厕所不需挖坑、运输灵活、便于迅速投入使用和粪污能够被很好地控制隔离的特点,它也可以在一些聚集性活动中作为应急厕所使用。但是,它的运营成本较高,需要频繁进行粪污的清空和运输,不便于长期使用。
4) 打包厕所。图3是打包厕所的粪便运输流程,打包机将排泄物打包封口后,运送并储存于集装箱内,再进行外运[13]。打包密封技术能够通过集装箱运输的方式对粪便进行密封运输,对环境影响较小[25],大大减少了疾病传播的概率。而且,打包厕所的建造对于环境条件的要求不高,使用过程不需水,装置简单易检修,适用于大部分地区。
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表1中列举了蠕虫厕所、真空厕所、免水可冲厕所和电化学厕所4种典型的中应急性厕所技术。相比于低应急性厕所,它们往往需要更多的建造成本,但具有更高的使用清洁度和舒适度。
1) 蠕虫厕所。蠕虫厕所[11,15]是指排泄物通过管道排入蠕虫层,形成蚯蚓堆肥,流出物通过排水层渗入土壤的应急厕所技术。图4是蠕虫厕所的示意图。蠕虫厕所具有资源利用率高、可持续性强、产物安全和运营成本低的特点,适于在频繁举办的小型聚集性活动中使用。
2) 真空厕所。真空排污系统作为一项成熟的技术已在全世界许多发达国家和地区大范围应用,真空厕所由负压管道两端的压力梯度驱动,通过气压差将便器内的排泄物吸入管道内。图5是普通水冲厕所和真空厕所的对比图。真空厕所对于防止病菌飞沫传播有着突出的优势[16-17]。但是,真空厕所的基建投资成本较高,真空度也会提升冲水噪声而降低使用舒适度[26]。
3) 电化学厕所。近年来,电化学(electrochemical, EC)消毒被认为是一种分散式废水处理的可行方法。有研究发现,EC消毒能够对各种水基质中的80种微生物病原体进行广谱消毒[27-28],并且EC系统有由太阳能供电的潜力[29]。EC技术可以和移动式厕所结合,形成一套资源回用率高的前端便器-后端厌氧发酵-EC处理系统[30],可以实现较高的资源利用率和较好的消毒效果。
4) 免水可冲厕所。免水可冲厕所不需水,能够利用收集的尿液冲洗粪便。图6为免水可冲厕所示意图[18],已在第29届奥运会中应用的免水可冲厕所具有节水、后期清运成本低、能耗低、负荷能力强、易搭建等优点,适合应用于资源化要求较高但举办频次较低的大型活动中[31]。
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表1中列举了纳米膜厕所、干化焚烧厕所和等离子驱动气化厕所3种典型的低应急性厕所技术。目前,大部分低应急性厕所技术仍在研发中。比起厕具本身,低应急性厕所往往具有更加完整、独立的能源循环系统,能够更好地利用聚集性活动中短时产生大量粪污的特点产能,这也代表着未来应急厕所的重要发展方向。
1) 纳米膜厕所。PARKER等[19]开发的一种纳米膜厕所,能够利用纳米膜从上清液中回收水,从固体废物中回收能量,在不依赖大量外部能源或水资源的情况下实现粪污的原位处理。厕所使用电池供能,厕所系统的最终产物可以用来发电。纳米膜厕所对技术水平的要求较高,能够实现完整的能源循环链和较高的资源回收效率[32]。
2) 干化焚烧厕所。STOKES等[20]开发的一种能量循环利用的干化焚烧厕所,通过以下步骤运行:1) 固液分离;2) 固体废物干燥固定;3) 固体废物燃烧和液体废物消毒。该系统不需要外部能源,可以将粪污转化为燃料,部分余热被散热器收集,通过热电设备的转换,为系统提供电能[3]。同时,高温处理能够杀灭粪污中的病原微生物,切断疾病传染的途径[33]。能量的完全循环利用是干化焚烧厕所系统的一大优势,然而系统的运行需要充足的物料供给。
3) 等离子驱动气化厕所。图7是一种依托等离子体驱动气化技术的厕所粪污处理系统流程图,能够实现完全的能量循环[21]。这一技术实现了完全的系统独立,不需要外接电力设施和污水管道。等离子驱动气化系统的独立性使得自身不需要向外界输送、倾倒或处理任何废物,对资源的回收利用大大降低了运营成本,但该系统的基建费用较高。
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聚集性活动中应急厕所全流程分析如图8所示。在厕所粪污处理的源头、过程和末端中,各自具有不同的处理侧重点。在源头,一般需要对粪污进行消毒灭菌和减量化处理以减轻后续处理系统的负担。随后,根据是否连接下水管网对处理过程进行区分。最后,对粪污进行资源化利用或直排处理。
聚集性活动中厕所系统选择的几个重要影响因素主要有活动规模、活动频次、活动范围和是否连接下水管网4点。一方面,可以根据末端的处理方法将粪污处理方法分为直排和资源化处理2类。大规模聚集性活动常常伴随着大量的粪污产生,而对大量的粪污进行集中处理可以基本抵消资源化设施的成本投入,甚至带来利润。因此,规模较大的聚集性活动产生的粪污更适合进行资源化处理。另一方面,又可以根据粪污运输距离将粪污处理方法分为原位和异位2类。异位处理的方式相对更加灵活。然而,较高的粪污运输成本限制了异位处理的长期应用,使其更适用于举办频次较低的聚集性活动。此外,活动范围和是否连接下水管网的因素也能够通过影响粪污处理的成本,从而影响处理模式的选择。适用于聚集性活动中的厕所系统模式可以归纳为5种,分别是:1) 下水道混合处理模式;2) 稳定化-原位直排模式;3) 稳定化-异位直排模式;4) 浓缩-原位资源化模式;5) 浓缩-异位资源化模式。
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下水道混合处理模式即为粪污经由下水道运输至市政污水处理厂进行污水混合处理的模式。作为5种厕所系统模式中唯一的下水道系统,在具备市政管网连接的条件下适用于大多数聚集性活动中。虽然下水道混合处理模式较为便捷、安全,但局限性较大,应用需要具有完整的前期基建基础。由于下水道系统灵活度较低、资源利用率较差,常规的下水道混合处理模式往往难以充分满足日益灵活、大型的聚集性活动需求,比较适用于对环境清洁性要求偏高,地点固定且举办频繁的大型聚集性活动中。
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稳定化-原位直排模式指的是,粪污产生后不进行转移或输送,而在原地进行稳定化处理后直接排放的模式。稳定化-原位直排属于无下水道厕所系统中最为简易的一种模式,仅仅保留了对粪污的基础清洁和安全处置过程。如沟渠厕所和钻孔厕所系统就是典型的原位稳定化-直排模式,往往通过在粪污上方人工放置覆土的方式以起到隔绝气味、减少污染的作用,实现初步的稳定化[11]。它们可以在短时间内快速构建,但其坑式构造易使地下水被污染,需要较为频繁的监督维护[10]。此外,由于该模式下的粪污不向外输送,直接在源头处理和处置,而厕所的容量有限,最终能承接的粪污量很低。因此,坑式厕所适用于不具有成熟的集中式排水管网系统,对厕所设施的应急需求较高的小型聚集性活动中。
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稳定化-异位直排模式指的是,粪污产生后转移或输送至外部处理设施进行稳定化处理后直接排放的模式。稳定化-异位直排模式下的厕所系统灵活性较高,如移动式粪便消毒厕所和打包厕所的便器都具有较高的便携性,但也因为它移动便携的特点,导致便器无法承装大量的粪污,需要频繁进行运输清空。与稳定化-原位直排模式使用覆土简单稳定粪污的方式相比,该模式中为了确保运输安全,一般使用特制的容器和药剂来稳定粪污,如移动式便携消毒厕所内部的储存罐含有能够减少臭味外溢、初步消毒的化学清洁材料[11],部分打包厕所的打包袋含有分解有机物的酶,或具有吸水功能,能够初步实现粪污的减量化[14]。考虑到粪污运输成本的限制,稳定化-异位直排模式下的厕所系统常适用于举办频率较低,人流量偏小且对清洁性要求较高的小型聚集性活动中。稳定化-直排模式中的粪污也有资源化利用的潜力,但由于该模式下粪污产量往往较小,且一般仅在源头经过简单的稳定处理,考虑成本的限制一般不适于进行资源化利用。
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浓缩-原位资源化模式指的是,粪污产生后不向外部转移或输送,而是在源头进行减量化处理以减小粪污体积,之后在系统内部通过完整的循环系统实现粪污资源化利用。该模式下的粪污通过源头的浓缩处理和末端的资源化利用,能够明显减小粪污的体积,以便于系统不会较快地被粪污占据而无法继续使用。蠕虫厕所是比较典型的浓缩-原位资源化系统之一,已在乌干达有广泛应用,以缓解当地坑厕填充过快的问题[34]。1 kg人类粪便约可以转化成100~200 g蚯蚓堆肥,蚯蚓堆肥约每5年排空1次[15]。在规模较大的蠕虫厕所设施中,蚯蚓培育费用并不会占据过大的成本[35]。规模的提升可以在一定程度上减少资源化利用的成本,这也是浓缩-原位资源化模式主要适用于大型聚集性活动的主要原因。如研发中的电化学厕所、纳米膜厕所和干化焚烧厕所等系统,均能够在更大覆盖范围的前提下提升厕所技术的资源利用效率、人员分配效率和使用舒适度,这些优势也能够与越来越频繁、大型的聚集性活动举办趋势相适应。
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浓缩-异位资源化模式指的是,粪污产生后在源头进行减量化处理以减小粪污体积,随后向外部转移或输送,实现粪污的资源化利用。该模式中的厕所技术相比于稳定化-原位直排模式而言,一方面在源头增加了源分离和无害化预处理步骤,以便于提高粪污资源化的转化效率,另一方面设置了更为灵活的厕所设施,以便于转移粪污,减轻分散化处理的成本负担。如UD厕所中的粪便在与尿液分离后,通过石灰和干燥介质 (如碳化稻壳或干燥土壤) 的混合处理,以实现干燥、碱化、消毒、除臭,最终可安全地用于农业堆肥或填埋[12]。免水可冲厕所同样在源头进行了粪尿源分离,厕所的结构大大提高了尿液的纯度,能够实现粪污的减量化、无害化和可资源化。粪污的收集运输成本和便器非固定导致的损耗是限制该模式下厕所技术发展的重要原因。
在无下水道系统中,稳定化-直排模式中厕所技术倾向于从原位向异位转变,而浓缩-资源化模式中厕所技术则倾向于从异位向原位转变。稳定化-直排模式的优势在于厕所技术简单和设施建造简便,原位直排不够卫生和粪污储量小的缺陷较为明显,而异位直排可以及时清空粪污,在处理源头和末端进行更加灵活的稳定化处理。浓缩-资源化模式的优势则在于资源利用率较高,又由于该模式往往适用于较大型的聚集性活动,粪污产量较大,为降低运输成本,内部循环的原位资源化系统是更合适的选择。
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在复杂人员参与的聚集性活动中,人体排泄物未经处理而直排入土壤或下水道会造成较高的病菌传播概率。在粪污处理的全过程中,包括如厕和排泄物的存储、运输、处理与处置,都存在着人体暴露于粪污病原体的风险。消毒灭菌作为粪污源头处理的重要步骤之一,随着新冠疫情常态化的趋势,逐渐受到了更多的关注。
对于粪便中指示性微生物的灭菌一直是粪污卫生安全处理的重点。研究表明,紫外线照射、75%乙醇或有效氯消毒剂的喷洒或擦拭能够有效灭活厕所内部表面的病原体[9]。在部分聚集性活动中,有时会由于主办方管理不够成熟或活动条件限制,需要使用者对粪污进行简单的消毒灭菌操作。尹福斌等[36]发现,加碱 (如氨或石灰) 作消毒剂对粪尿进行初步消毒可以有效去除粪便污泥中的指示性微生物 (粪大肠杆菌、粪链球菌、沙门氏菌) 。此外,作为新的研究热点的新冠病毒,在重力流污水管道系统抽送的过程中,会雾化并作为气溶胶进行传播[37],在塑料和不锈钢便器表面可存在2~3 d[38]。针对新冠病毒的灭活研究表明,氯基消毒剂具有杀菌谱宽、灭活效率高、易分解、残渣少等优点,是目前较为经济的新冠病毒消毒剂[39]。
在聚集性活动中,当设施足够发达、管理资源充足的情况下,应以氯基消毒剂作为主要消毒手段在源头阻隔病毒的传播,并在后续的运输、处理与处置过程中采用合适的阻隔或消毒手段防止病原体外溢。在部分缺乏充足消毒条件的聚集性活动中,也应确保采用合适的消毒手段 (如加碱) 对粪污进行初步的病原体阻隔或杀灭操作。聚集性活动中的人员组成复杂,极易形成交叉感染,应尽量避免应用无法进行消毒或病原体阻隔的厕所粪污处理技术 (如土壤直排、重力流下水道直排等) 。
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随着科技的发展进步,人们的生活变得更加便利。当聚集性活动中的参加者活动范围更广、活动区域更灵活时,厕所的固定属性就显得不便。虽然完整下水道水冲式厕所是现阶段实现厕所粪污处理最流行、最卫生的解决方案,但是已无法充分满足高频、大型、灵活的聚集性活动需求。无下水道卫生系统则在厕所的移动性发展上展现了较高的潜力。
无下水道卫生系统是分散污水处理的一种方式,通过在源头对粪污进行收集和处理,避免了长距离运输成本的投入和对中央下水道系统的破坏。无下水道系统对于水资源有限、卫生基础设施不足的发展中地区而言更具有实用价值[40]。根据厕所便器对水的需求程度,可将无下水道厕所卫生系统分为循环冲洗模式、微水冲模式和免水旱厕模式。在聚集性活动中,人们对于应急厕所的需求从最初能基本满足生理需求的免水旱厕模式,已逐步发展为目前主流的便携式微水冲模式。从“人找厕”到“厕跟人”,如厕的便利性可以在更广泛的时空范围中实现。无下水道厕所系统正向着移动性更高、覆盖范围更广的小型微缩循环系统发展。然而,在应用于聚集性活动的无下水道系统的技术成熟度和管理方面,目前仍然缺乏统一的评价标准[41]。
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随着无下水道系统的不断发展,对于粪污末端处理方式更多地倾向于以资源化的形式回收能源。大多数情况下,粪便中未稀释的液体组分盐度过高,难以直接在农业中应用,粪污中的固体组分经稳定化处理而达到要求的卫生质量后,可以作为有价值的土壤改良剂和肥料进行资源化利用[42]。图9是粪便污泥处理的典型工艺路线。
在聚集性活动的应急厕所技术发展变化中,由于无下水道系统能满足聚集性活动举办地点灵活分散的特点而逐渐占据了主流。无下水道系统分散处理粪污的特性也便于对粪污进行资源化处理。目前对于粪污处理趋于在源分离-安全处理与处置的前提下向着固体气化-产能量、固体堆肥-产肥料、液体净化-水资源循环利用的方向发展。
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智慧厕所的目标是通过适当的智慧化措施提供充足、完善的卫生服务,以确保所有的使用者都能够获得足够的卫生资源[43]。在现有技术下,智慧厕所这一目标仍未完全实现。聚集性活动中的厕所往往人流量较大,很难通过人力进行完善的卫生监管,并且常常出现拥堵的现象。因此,利用日益发达的物联网技术,完善满足聚集性活动需求的智慧厕所系统十分必要。
在厕所内设置气味传感器、湿度传感器、超声波传感器、红外传感器、声波传感器等设备[43-45],可以对厕所进行气体安全、污水排放、水位高低等问题的监测,并在厕所异常运行时及时通知维修部门检修,大大节约了人力资源的投入。同时,在物联网技术的帮助下,传感器能在不同的公厕内收集相关参数 (如如厕的人流量、性别差异、大便/小便行为差异、每人次使用时长、每人次用水量等[46]) 并将其上传数据库,再将数据传输到使用者的电子设备上[44]。通过物联网的介入,使用者能够方便地在聚集性活动中确定厕所的空余位置与清洁情况,为使用者节约了寻找和清洁厕所的时间。在未来,聚集性活动中的厕所将通过完善用户检测、污垢检测、气味感知、清洁者监控、节水等模块[45]为使用者提供更加卫生、清洁、智能的全面服务。
聚集性活动中应急厕所技术及适用情景分析
Analysis of emergency toilet technology and its application in gathering activities
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摘要: 我国聚集性活动的频度和规模越来越大,活动中应急厕所的大量使用已成常态。然而,不免存在厕所基础设施不完善、粪污处理措施不合适而导致的不安全、不卫生、不环保等问题。因此,聚集性活动中应急厕所技术受到了越来越多的关注。应急厕所设施和粪污处理方式的选择,一方面与环境条件的限制有关,另一方面与使用者的需求发展有关。归纳了聚集性活动中厕所系统粪污处理流程,提出了聚集性活动中应急厕所粪污处理典型模式,以及现有模式的缺陷和未来的发展方向,以期为聚集性活动中的厕所技术和系统模式选择及技术研发方向提供参考。Abstract: At present, domestic gathering activities are held more and more frequently, but there is still a lack of scientific guidance on the necessary emergency toilet technology. The toilet infrastructures are incomplete, and the fecal treatment measures are not appropriate, resulting in imperfect, unsafe, unclean and other problems frequently. Therefore, more and more attention has been paid to the emergency toilet technology in gathering activities. The selection of emergency toilet facilities and fecal sewage treatment methods is related to the restriction of environmental conditions on the one hand, and the development of human needs on the other hand. For this reason, the treatment process of toilet system feces in the gathering activities was summarized in this paper. The typical model of emergency toilet sewage treatment in gathering activities, as well as the defects of the existing model and the future development direction were put forward for the first time in this paper. This work has important implications for toilet technology, system mode selection and technology development direction in gathering activities.
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Key words:
- gathering activities /
- emergency toilet /
- fecal sludge /
- excreta disinfection /
- excreta recycling
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人工湿地具有处理污水效果好、运行费用低、且具有良好的景观效果等特点,因而被广泛应用于农村及小型城市中。然而,传统人工湿地在处理污水过程中由于溶解氧(DO)不足,因此易造成硝化反应不完全[1],致使系统中氮的去除效率不高,此外DO含量也决定了污水中有机物(COD)彻底分解量[2]。氧气是控制污水处理厂硝化和有机物降解的重要参数,但在传统的微生物脱氮反应中,由于微生物起主导作用,因而其脱氮效率往往受湿地碳源的限制[3]。近年来,生物炭被广泛应用于环境治理中,并取得了较好的效果。生物炭具有比表面积大、疏松多孔的特点,为微生物提供了更多的栖息地和适宜的生活环境[4],同时生物炭作为碳源也会影响微生物的生物量;生物炭还能调节系统内好氧-厌氧条件[5],并在其表面存在很强的π键,能够通过静电吸附和分子间的氢键对烃类和有机物进行吸收[6]。因此,生物炭可以有效地解决人工湿地系统中DO不足的问题,还可以作为碳源参与微生物脱氮过程。由于生物炭影响硝化-反硝化过程,进而也会影响N2O的排放,但目前关于生物炭对N2O排放的作用并未达成共识,其内在机理尚不明确,CAYUELA等[7]研究发现在土壤中添加生物炭会减少N2O的排放,但颜永毫等[8]则表明生物炭改善了通气状况后可能会增加N2O的排放。
另外,铁的添加对人工湿地中碳氮循环有很大影响,但具体作用机制尚不清楚。BEAL等[9]发现湖底沉积物中的微生物有利用Mn4+和Fe3+作为电子受体对甲烷进行厌氧氧化的现象。由于Fe涉及到2个价态的转化,在氮的转换过程中充当电子受体和供体。Fe2+作为无机电子供体,提供给
NO−3 电子使其转化为N2促进反硝化过程。在处理低C/N污水时,Fe价态之间的相互转化能够减少有机碳的消耗[10]。SONG等[11]向6个不同C/N进水的垂直潜流人工湿地加入Fe2+,发现当C/N为2时添加30 mg·L−1的Fe2+会使系统中的反硝化过程得到显著的改善。此外, GRANGER等[12]的研究表明,铁在反硝化途径中广泛参与,铁铜等物质对于反硝化过程中金属酶的催化还原活性具有一定的影响。与此同时,Fe3+作为电子受体,接受NH+4 的电子使其转化为NO−2 促进硝化过程[13]。在氮循环过程中,铁和有机碳源同样也有密切的关系,当溶液中不存在任何有机碳源时,铁对氮的去除效果并没有明显的促进作用[10]。为此,本研究通过添加生物炭、铁矿石、生物炭+铁矿石等方式构建潜流人工湿地,研究了其对污水COD去除效果、脱氮能力及其对CH4和N2O排放的影响,以期为人工湿地中污染物质的减排提供参考。
1. 材料与方法
1.1 实验装置
本实验装置在西南大学资源环境学院1号温室内进行(29°49´N,106°25´E),实验期间气温处于17~39 ℃,平均气温为26.4 ℃。实验装置如图1所示,其为聚乙烯塑料圆筒,桶的直径为35 cm,深为40 cm,基质填料厚度为40 cm,其中,减排物质的添加量各为基质填充体积的15%,分别为0、15%赤铁矿、15%生物炭、15%赤铁矿+15%生物炭(混合),放置于装置中上部,上下部皆由砾石填充(图1),上层砾石厚度为5 cm。4组湿地分别命名为空白-人工湿地(湿地Ⅰ)、铁矿石-人工湿地(湿地Ⅱ)、生物炭-人工湿地(湿地Ⅲ)、铁矿石+生物炭-人工湿地(湿地Ⅳ)。每个实验处理设置2个重复。所用砾石购买自北碚某石料厂,粒径为1~3 cm,水洗干净后填充;铁矿石从河北某公司购买,粒径为1~3 cm,水洗干净后填充;生物炭从广东某公司购买,粒径为0.8~1 cm,水洗干净后填充。湿地植物为菖蒲(Acorus calamus Linn.),种植密度为30株·m−2。桶中放置一根长45 cm、直径为5 cm的PVC穿孔管用于取水排水。本研究采用间歇进水的方式,设置水力停留时间(HRT)为4 d,在每个水力停留周期的第1天上午取样后,利用虹吸法排出装置内污水,将配好的进水后分别从上部倒入14.5 L到每一个人工湿地系统中,完成进水。
1.2 系统运行
湿地系统自2019年4月17日开始运行,并在4月21日进行第一次水质测定,运行174 d,10月8日进行最后一次水质测定并停止运行。
本实验进水模拟生活污水,固定COD/N进水比约为10:1,采用周期进水的方式,每升进水中包括160 mg NH4Cl、22.5 mg KH2PO4、97.56 mg MgSO4·7H2O、58.28 mg CaCl2、10 mg蛋白胨、366.67 mg蔗糖、1.5 mg FeSO4·7H2O、0.1 ml微量元素。每毫升微量元素中包含3.5 mg EDTA-Na2、1.69 mg H3BO3、1.08 mg MnCl2·4H2O、1.32 mg ZnSO4·7H2O、0.39 mg CuSO4·5H2O、0.049 mg H2MoO4·4H2O。每升模拟进水中含(443.18±5.20) mg COD,(1.76±0.022) mg
NO−3 -N,(42.12±0.37) mgNH+4 -N,(7.80±0.11) mg DO,进水pH保持在7.26±0.015。1.3 样品采集与分析方法
1)样品采集。系统稳定运行后,每4 d进行一次水质的采集与分析,固定在09:00-10:00进行采样,对进水和每个装置的出水分别采样。每隔一段时间选取一个周期作为典型周期进行水质测定,以进水零时刻为计时零点,分别设置采样节点0、1、2、4、8、12、24、28、36、48、54、60、72、76、84、96 h。
N2O和CH4气体采集用静态暗箱法,将箱体设计成分节组合式标准箱,由顶箱,延长箱和底座组成,其顶箱和延长箱均由聚乙烯材料制成,箱体尺寸为ψ35 cm×50 cm。在典型周期进行温室气体的采样分析排放规律,参考周旭[14]和邓朝仁等[15]设计方案,设置13个采样时间节点,以进水零时刻为计时零点,分别为0、6、12、24、30、36、48、54、60、72、78、84和96 h,即典型周期内每天08:00、14:00、20:00进行采样,确保样品的代表性。
2)样品分析。水样指标COD、
NH+4 -N、NO−2 -N、NO−3 -N、TN均按国家标准分析法[16]进行测定。水样DO、pH、Eh的测定采用梅特勒-托利多多参数测定仪SG98进行。气样采集每个时间节点采样持续时间为30 min,每隔10 min用体积为60 mL的塑料注射器采集一次气样,共4个样。利用Agilent 7890A气相色谱仪测定N2O通量和CH4通量,根据式(1)和(2)进行计算。
FCH4=H⋅273273+T⋅PP0⋅ρ⋅dcdt (1) FN2O=H⋅273273+T⋅PP0⋅ρ⋅dcdt (2) 式中:
FCH4 为CH4排放通量,mg·(m2·h)−1;FN2O 为N2O排放通量,µg·(m2·h)−1;H 为箱内高度,cm;T 为采样期间箱内平均温度,℃;P 为采样时的大气压,Pa;P0 为标准状况下的大气压,Pa;ρ 为被测气体的密度,g·m−3;dc/dt为采样期间箱内气体浓度变化速率,正值代表排放,负值代表吸收。3)数据处理。数据表达采用平均数±标准误的形式。数据分析使用软件SPSS19.0,对象之间采用相关性分析并进行显著性检验,图标绘制采用Origin 8.5。
2. 结果与分析
2.1 不同添加物人工湿地的污水处理效果
系统稳定运行期间各项指标如表1所示。湿地Ⅰ、湿地Ⅱ、湿地Ⅲ和湿地Ⅳ的DO分别是(0.14±0.015)、(0.15±0.016)、(0.18±0.014)和(0.19±0.11) mg·L−1,生物炭的添加及铁矿石和生物炭的联合添加(以下简称铁-生联合添加)均对系统DO起显著的改善作用(P<0.05)。4组湿地平均出水COD分别为(34.99±1.60)、(35.57±1.69)、(30.87±1.65)和(27.52±2.37) mg·L−1,对应的COD去除率分别为92.10%、91.97%、93.03%和93.79%,铁矿石添加对COD的去除并无显著影响(P>0.05),但生物炭的添加和铁-生联合添加均显著提高COD的去除率(P<0.05)。
表 1 出水水质基本指标Table 1. Basic indicators of effluent qualitymg·L−1 处理 COD TN -N
-N
湿地Ⅰ 34.99±1.60 24.75±0.96 23.15±0.43 0.27±0.041 湿地Ⅱ 35.57±1.69 24.99±0.72 23.62±0.38 0.20±0.060 湿地Ⅲ 30.87±1.65 15.04±0.61 13.68±0.26 0.15±0.037 湿地Ⅳ 27.52±2.37 15.63±0.61 14.66±0.65 0.30±0.16 4组人工湿地的平均出水
NH+4 -N浓度分别是(23.15±0.43)、(23.62±0.38)、(13.68±0.26)和(14.66±0.65) mg·L−1,对应的NH+4 -N去除率分别为45.04%、43.92%、67.52%和65.19%。相较于湿地Ⅰ,铁矿石的添加对于NH+4 -N的去除并无显著影响(P>0.05),而生物炭的添加和铁-生联合添加均显著降低了出水NH+4 -N浓度(P<0.01)。在湿地Ⅰ、湿地Ⅱ、湿地Ⅲ、湿地Ⅳ的模拟进水中,TN主要存在形式为NH+4 -N形式存在(表1),约占TN的95.88%,系统中出水TN浓度与NH+4 -N基本一致,NH+4 -N的占比分别为93.54%、94.52%、90.96%和93.79%。NO−2 -N和NO−3 -N在出水中浓度均不超过0.3 mg·L−1,对出水TN贡献在2%以下。2.2 典型周期内系统水质指标的变化
典型周期内温室内气温保持在23.4~34.0 ℃,平均气温26.5 ℃。湿地Ⅰ、湿地Ⅱ、湿地Ⅲ和湿地Ⅳ中DO和COD变化趋势相似(图2)。进水后2 h内DO浓度由7.97 mg·L−1迅速下降到0.15 mg·L−1左右,此后DO浓度一直维持在0.2 mg·L−1左右。4组湿地的进水COD为448.24 mg·L−1,进水后2 h内迅速下降,2 h后下降速度减慢,24 h后降至50 mg·L−1以下,此后一直稳定在这一水平,最终出水约为30 mg·L−1。
图3反映了典型周期内不同湿地系统TN、
NH+4 、NO−2 、NO−3 的浓度变化。由图3(a)和图3(b)可知,在典型周期内,系统中TN浓度的变化趋势和NH+4 -N基本一致,进水后8 h内迅速下降,之后出现波动,最后趋于稳定。湿地Ⅰ、湿地Ⅱ、湿地Ⅲ、湿地Ⅳ的出水TN浓度分别为25.50、25.68、17.68和17.94 mg·L−1,与各系统出水NH+4 -N浓度相似。4组湿地的进水NH+4 -N浓度均为43.92 mg·L−1,进水之后8 h内迅速下降,8 h后有所波动至逐渐稳定。湿地Ⅰ和湿地Ⅱ最终出水NH+4 -N浓度接近,分别为24.83 mg·L−1和25.24 mg·L−1,湿地Ⅲ和湿地Ⅳ的最终出水中NH+4 -N的浓度接近,分别为17.62 mg·L−1和17.14 mg·L−1,小于湿地Ⅰ和湿地Ⅱ对应的NH+4 -N浓度。4组湿地NO−2 -N浓度变化呈现单峰型变化。NO−2 -N浓度进水时为0.01 mg·L−1,之后迅速增加,湿地Ⅰ、湿地Ⅱ和湿地Ⅲ在1 h左右分别达到峰值,分别为0.36、0.94和0.12 mg·L−1,湿地Ⅳ在2 h达到峰值,为0.45 mg·L−1。4组湿地NO−2 -N浓度在达到峰值后又急剧下降,4 h后不再下降,并分别逐渐稳定在进水浓度水平,出水分别为0.06、0.01、0和0 mg·L−1。NO−2 -N在典型周期内浓度始终处于较低水平,最高不超过1 mg·L−1(图3(c))。湿地Ⅰ、湿地Ⅱ、湿地Ⅲ、湿地Ⅳ的NO−3 -N浓度初始为2.02 mg·L−1,在进水后1 h内迅速下降,之后趋于稳定,最终出水浓度分别为0.33、0.24、0.25和0.17 mg·L−1。系统内的进水pH为7.23,呈现弱碱性,进水后pH迅速下降,之后又逐步回升,且出水pH低于进水(图4)。4组湿地出水pH分别为6.95、6.91、6.68、6.80。由图4可见,4组湿地的氧化还原电位(Eh)均呈现单峰型变化趋势,进水初期Eh迅速下降,在24 h达到最低点,分别是-458、-364.7、-315.9、-239 mV,在36 h迅速回升到-100 mV左右,之后系统Eh出现波动,回升速度减慢,且出水Eh分别为-69.2、-53.9、-83.9、-11.2 mV。
2.3 典型周期CH4排放规律
各湿地系统在典型周期内CH4排放通量的变化趋势如图5所示。湿地Ⅰ和湿地Ⅱ的CH4排放通量的变化趋势基本一致,2组人工湿地的CH4排放通量分别为1.16~56.39 mg·(m2·h)−1和(1.86~48.19) mg·(m2·h)−1,2组系统的CH4排放通量均呈现出单峰型变化,排放峰值均出现在进水后30 h,峰值分别为56.39 mg·(m2·h)−1和48.19 mg·(m2·h)−1。湿地Ⅲ的CH4排放通量自进水后一直保持较低的水平,没有明显的峰值,排放通量为0.70~9.34 mg·(m2·h)−1。湿地Ⅳ的CH4排放通量变化趋势与湿地Ⅲ相似,并未出现明显峰值,排放通量为1.56~12.68 mg·(m2·h)−1。
2.4 典型周期N2O排放规律
进水之后湿地Ⅰ、湿地Ⅱ、湿地Ⅲ、湿地Ⅳ在典型周期内的N2O排放通量始终处于波动中,分别是81.93~313.95、118.19~323.60、48.42~179.25和102.47~295.26 μg·(m2h)−1(图5)。湿地Ⅰ和湿地Ⅱ的N2O排放通量呈现出双峰型的变化趋势,湿地Ⅰ的峰值出现在12 h和72 h,分别为205.43 μg·(m2·h)−1和313.95 μg·(m2·h)−1,湿地Ⅱ的峰值出现在24 h和84 h,分别为207.75 μg·(m2·h)−1和323.60 μg·(m2h)−1。湿地Ⅲ的N2O排放通量呈单峰型变化,在进水24 h时出现峰值,为179.25 μg·(m2h)−1。湿地Ⅳ前期与湿地Ⅲ的N2O排放通量变化相似,在24 h出现峰值,为295.26 μg·(m2h)−1,后期与湿地Ⅱ的变化趋势相似,但排放通量始终低于湿地Ⅱ。
2.5 典型周期内N2O和CH4的总排放量及其综合GWP
衡量不同温室气体对全球变暖的相对影响可用GWP来进行估算[17]。IPCC(2013)提供的数据表明,在100 a的时间尺度上,单位质量的CH4和N2O全球增温潜势分别是CO2的28倍和265倍[18]。以1 g·m−2 CO2的GWP为1,表2为各系统N2O和CH4的平均排放通量及典型周期内这2种气体所产生的综合GWP。就CH4排放通量而言,生物炭和铁矿石的添加在不同程度上实现了CH4的减排,湿地Ⅱ、湿地Ⅲ、湿地Ⅳ的排放通量分别为(22.80±3.90)、(5.50±0.89)、(5.89±1.20) mg·(m2·h)−1,相较于湿地Ⅰ的CH4排放通量(34.18±6.38) mg·(m2·h)−1分别减少了33.29%、83.91%和82.77%。湿地Ⅱ、湿地Ⅲ、湿地Ⅳ的CH4排放通量均显著低于湿地Ⅰ(P<0.05);湿地Ⅳ与湿地Ⅱ的差异显著(P<0.05),但与湿地Ⅲ的差异不显著(P>0.05)。对于N2O排放通量来说,不同减排物质的添加也在不同程度上减缓了N2O的排放,湿地Ⅱ、湿地Ⅲ、湿地Ⅳ的N2O排放通量分别是(338.00±36.67)、(312.67±36.64)、(345.70±34.27) μg·(m2·h)−1,均小于湿地Ⅰ((451.88±61.92) μg·(m2·h)−1),且相较于湿地Ⅰ分别降低了25.20%、30.80%和23.50%。对于水力停留周期内的人工湿地的综合GWP,湿地Ⅱ的GWP贡献量是69.88±10.42,相比湿地Ⅰ的(103.36±17.01)减少了32.39%,湿地Ⅲ的GWP贡献量为22.73±2.43,减少了78.01%,湿地Ⅳ的GWP贡献量是24.62±3.23,减少了76.18%。
表 2 各系统CH4和N2O的排放通量、典型周期内的排放量及综合GWPTable 2. CH4 and N2O emissions and integrated GWP during typical cycles of each system处理 CH4 N2O (N2O+CH4)综合GWP 排放通量/(mg·(m2·h−1)) 排放量/(g·m−2) 排放通量/(μg·(m2·h)−1) 排放量/(mg·m−2) 湿地Ⅰ 34.18±6.38 3.28±0.61 451.88±61.92 43.38±5.94 103.36±17.01 湿地Ⅱ 22.80±3.90 2.19±0.37 338.00±36.67 32.45±3.52 69.88±10.42 湿地Ⅲ 5.50±0.89 0.53±0.09 312.67±36.64 30.02±3.52 22.73±2.43 湿地Ⅳ 5.89±1.20 0.57±0.12 345.70±34.27 33.19±3.29 24.62±3.23 3. 讨论
3.1 生物炭和铁矿石对出水水质的影响
潜流人工湿地系统DO主要来自于植物根际泌氧、大气复氧和进水中的氧气。在不曝气的条件下,植物根际泌氧量和大气复氧量并不能满足系统需要[19-20],人工湿地DO不足,处于缺氧或厌氧状态。生物炭具有孔隙度大的特点,有利于DO的传递,因此,生物炭的添加一定程度上改善了系统内的DO不足,但因传递能力有限,因此湿地Ⅲ仍处于厌氧状态。湿地Ⅳ中DO浓度与湿地Ⅲ相似,生物炭起主要作用。4组湿地COD去除率均保持在90%以上,出水COD均低于50 mg·L−1,符合《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A(50 mg·L−1)标准。有机物的降解主要依赖微生物的好氧呼吸作用[21],因此,COD去除率与系统DO有密切联系,生物炭对改善DO有显著作用,因此生物炭的添加也显著提高了COD的去除率。
NH+4 -N经过硝化过程转化为NO−2 -N和NO−3 -N,该过程是好氧过程,需要氧气参与[4]。系统内DO的不足限制了硝化过程的进行,因此,4组湿地的NH+4 -N去除率并不高。湿地Ⅲ和湿地Ⅳ的NH+4 -N去除率高于湿地Ⅰ和湿地Ⅱ,主要有2方面的原因:一方面,生物炭具有比表面积大、孔隙多的特点,能够扩大微生物的附着空间,给微生物提供了良好的生存条件,如氨氧化细菌(AOB)或氨氧化古菌(AOA)等,促进硝化反应的进行,提高NH+4 -N去除率,SAEED等[22]利用有机桉树木块也达到了同样的效果;另一方面,生物炭作为碳源促进了微生物的生命活动,从而促进系统硝化作用的进行[23]。与SHUAI等[24]的研究结果不同,铁矿石对于NH+4 -N的去除效果并不如预期,其原因可能是,虽然Fe3+能够作为电子受体促进NH+4 的氧化,但人工湿地中DO不足,在NH+4 氧化进行的同时,Fe2+也被氧化,两者竞争水中溶解氧,从而影响了NH+4 -N的去除。湿地Ⅰ的TN去除率和刘冬等[25]的研究结果一致,不足50%。TN的去除需要硝化-反硝化过程共同作用,湿地系统DO不足,硝化过程受阻,因此,导致TN去除率不高。系统进水中TN主要以
NH+4 -N的形式存在,在运行过程中由于系统DO不足,硝化反硝化过程进行不完全,因此,出水中TN的形态主要以NH+4 -N为主,NO−3 -N和NO−2 -N的占比很小。与NH+4 -N类似,生物炭对于提高TN去除率的作用同样较为明显,这是因为生物炭在提供给微生物良好的生存环境的同时,也作为碳源供给微生物代谢。在湿地Ⅳ中TN浓度与湿地Ⅲ相似,这说明其TN去除主要依赖于生物炭。在典型周期内,由于有机污染物主要进行好氧降解,进水时系统存在充足溶解氧,有助于有机物的好氧降解过程,此时COD的去除速率最大,此后由于有机物去除和硝化过程消耗,DO浓度在2 h内急剧降低,DO逐渐不足,COD由于DO的限制去除速率逐渐减小,直至最后稳定[26]。人工湿地系统最初的DO处于最大值,溶解氧充足,AOB作为好氧细菌充分发挥作用,将
NH+4 -N氧化为NO−2 -N,因此,NH+4 -N的浓度在进水之后迅速下降。随后DO浓度降低,系统好氧环境逐渐向缺氧/厌氧环境转换,硝化作用逐渐减弱,NH+4 -N去除速率降低,浓度逐渐稳定。进水前期系统有机物充足,有机物分解和NO−2 硝化反应共同竞争溶解氧,硝化过程不彻底,导致4组湿地出现不同程度NO−2 的短暂积累,由图3(c)可知,湿地Ⅲ的累积量最少,推测生物炭的添加一方面提高了系统内的DO浓度,另一方面增强了微生物的生命活动,进而促进硝化反应的进行。湿地Ⅱ的NO−2 积累量最大,推测可能是铁矿石中Fe3+溶解于系统内,在细胞表面形成铁(氢)氧涂层,物理阻断NO−2 进入细胞,从而抑制了NO−2 的氧化[27]。湿地Ⅳ由于同时添加了生物炭和铁矿石,因此,其NO−2 的积累量介于两者之间。NO−2 的累积刺激AOB产生异构亚硝酸盐氧化还原酶(iNor),将过量的NO−2 转化为N2O排出[25],之后NO−2 浓度逐渐下降至稳定。由于湿地系统内溶解氧含量主要集中在根际,系统始终存在部分厌氧微区进行反硝化作用,因此,进水之后NO−3 浓度便迅速下降,并未出现累积。3.2 生物炭和铁矿石对CH4排放的影响
湿地Ⅲ和湿地Ⅳ的CH4排放通量大小相似,在湿地Ⅳ中对CH4排放影响最大的是生物炭的添加。湿地Ⅲ和湿地Ⅳ的CH4排放通量显著小于另外2个系统,这是因为生物炭具有疏松多孔和比表面积大的特点,有利于形成生物膜,促进微生物生命活动,加速CH4的氧化。此外,LIU等[28]的研究表明,生物炭还有可能会通过增强甲烷氧化菌活动,从而增加CH4的氧化,因此,湿地Ⅲ的CH4排放通量小于湿地Ⅰ和湿地Ⅱ。铁矿石的添加也在一定程度上改善了CH4的排放,这是因为Fe作为变价金属,Fe3+转化为Fe2+的同时作为电子受体,促进甲烷厌氧化菌将唯一的电子供体CH4氧化为CO2[29]。
典型周期内,湿地Ⅰ和湿地Ⅱ的CH4排放通量在30 h出现波峰,Eh是影响CH4产生的重要因素,蔡祖聪等[30]研究表明当Eh低于-150~-160 mV时,产甲烷微生物开始明显活动而排放出CH4。Eh越低时,产CH4的速率越快[31]。由图4可知,湿地Ⅰ和湿地Ⅱ的系统Eh呈现单峰型波动,其波谷出现在24 h,说明此时产CH4速率最快,由于气体逸出系统需要一定时间,因此,在30 h监测到2个系统CH4排放通量峰值。而湿地Ⅲ和湿地Ⅳ的Eh变化相对平缓,因此,CH4在典型周期的排放过程并未出现明显的波峰。
3.3 生物炭和铁矿石对N2O排放的影响
N2O是硝化过程的副产物同时也是反硝化过程中的中间产物。硝化过程中N2O排放受AOB和NOB生命活动的影响,不同的环境条件影响酶的活性,进而影响N2O的排放[32]。因此在硝化过程中,羟胺(NH2OH)和
NO−2 的积累会导致羟胺氧化和硝化菌反硝化,进而产生N2O。反硝化过程中涉及到多种酶:硝酸还原酶(Nar)、亚硝酸还原酶(Nir)、一氧化氮还原酶(Nor)和氧化亚氮还原酶(Nos),酶催化对于生物脱氮过程中N2O的产生和积累有重要作用[33],当酶活性受到影响时会导致中间产物N2O的产生[34]。湿地Ⅱ的NO−2 累积量最大(图3(c)),在AOB的iNor的作用下,系统N2O的排放通量也应该高于其他系统,但如表2所示,铁矿石的添加对系统N2O排放通量的减小具有明显的改善作用。这可能有2方面的原因:一方面,王庆等[35]的研究表明,Fe3+的添加抑制了反硝化微生物的生命活动,进而减小N2O的排放。另一方面,可能因为添加了铁矿石后导致N2O还原速率大于亚硝酸盐还原速率[28],因此,NO−2 的累积对N2O排放通量产生明显的影响。湿地Ⅲ的N2O排放通量表明生物炭对N2O同样有良好的减排作用,这与SUN等[36]在厌氧条件下的人工湿地中添加生物炭的结果相同。生物炭的添加使得NO−2 被迅速还原[37],积累量比较少(图3),一方面减少了iNOR的作用,减少硝化过程N2O的产生,另一方面也减少了对N2O还原酶(Nos)的抑制[38],进而减少N2O的产生。此外,生物炭发达的孔隙结构提高了系统内的DO浓度,抑制了AOB的好氧反硝化过程,从而减少了N2O的排放。湿地Ⅳ对N2O排放通量的影响并未达到预期效果,推测可能因为铁矿石和生物炭联合添加对硝化-反硝化微生物产生影响,具体作用需要进一步探讨。典型周期内,湿地系统均出现N2O排放通量峰值,这主要是因为N2O运输速率慢,生成的N2O在水中的扩散运输较慢[39],到白天时,随着温度上升,太阳辐射增强,使夜间产生并积累的N2O逐渐排出,形成峰值。湿地Ⅰ和湿地Ⅱ出现双峰型波动,湿地Ⅲ则为单峰型波动,这可能是因为生物炭的添加减少了N2O的排放通量,进而造成峰值并不明显。
4. 结论
1)构建的4组人工湿地对COD去除率均达到90%以上,有机污染物去除效果较好;铁矿石和生物炭的添加对系统内TN的去除都有一定的改善效果,生物炭的添加及铁矿石和生物炭的联合添加均对COD具有更高的去除率。
2)生物炭的添加实现了CH4和N2O的减排,相较于空白分别减排了83.91%和30.80%;铁矿石在人工湿地中也实现了综合GWP的减少,但较生物炭减排效果并不突出。在铁矿石-生物炭共同存在的系统中,生物炭起主要作用,系统的污水处理能力和温室气体排放量和单独添加生物炭的效果相似,铁矿石的作用不大。
3)生物炭相较于铁矿石对于人工湿地系统水质净化和温室气体减排均具有很好的效果,是一种良好的减排物质。
-
表 1 聚集性活动中适用的厕所技术类型比较
Table 1. Comparison of appropriate toilet techniques for gathering activities
应急程度 厕所种类 是否接入市政管网 减量化程度 资源化方向 灵活性 技术成熟度 成本 适用情景 参考文献 高 坑式厕所 否 无 无 建造简便 已应用 低 市政设施不发达的地区举办的人员单一、低频小型聚集性活动 [10-11] UD厕所 根据需求调整 无 产肥料 建造简便、便携性强 已应用 较低 市政设施不发达的地区举办的人员复杂、小型聚集性活动 [12] 移动式粪便消毒厕所 否 无 无 可移动 广泛应用 中 人员复杂、涉及范围较广的小型聚集性活动 [11] 打包厕所 否 无 无 建造简便、便携性强 已应用 中 人员复杂、低频的小型聚集性活动 [13-14] 中 蠕虫厕所 否 较高 产肥料 低 已应用 中 人员单一、有一定准备时间且高频的小型聚集性活动 [11,15] 真空厕所 根据需求调整 无 无 低 广泛应用 高 人员复杂、高频的大型聚集性活动 [16-17] 电化学厕所 否 较高 产肥料和循环水 低 研发中 高 低频的大型聚集性活动 [16-17] 免水可冲厕所 否 较高 产肥料和循环水 易搭建 已应用 较高 人员复杂、临时的高频大型聚集性活动 [18] 低 纳米膜厕所 否 高 产肥料、循环水和能量 低 研发中 高 低频的大型聚集性活动 [19] 干化焚烧厕所 否 高 产能量 低 研发中 高 低频的大型聚集性活动 [20] 等离子驱动气化厕所 否 高 产肥料、循环水和能量 低 研发中 高 低频的大型聚集性活动 [21] -
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