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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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近年来，水生植物(如水葫芦、浮萍、香蒲、芦苇、苦草等)在水环境污染治理领域得到了广泛的研究与应用[1-4]。其中，浮萍是浮萍科(Lemnaceae)植物的统称，具有生长快、营养价值高、用途广泛等特点，备受关注[5]。有研究表明，在污水治理方面，浮萍比水葫芦更具有应用优势，能有效地将废水中的污染物转化为高品质生物质，其生物质可作为高蛋白饲料和生物质能源原料开发利用[2, 6-7]；此外，浮萍还具有易打捞、适应能力和污染物吸收能力强等特点[7-9]。然而，基于浮萍构建的浮萍塘处理系统仍存在污染物去除效率低，占地面积大的问题，使得该技术更适合在土地资源充足的发展中国家及广大农村地区使用[10]。浮萍塘的污染物去除效率低既与浮萍根系短，与水体接触面积小有关[7, 11]，也与浮萍垫层阻碍氧气向水体扩增，使得水体溶解氧(dissolved oxygen, DO)含量降低有关[12]。有研究[13]表明，DO是影响生态工程处理系统(氧化塘、生态浮床、人工湿地等)污染物去除效果的重要因素，提高DO是促进此类系统污染物去除的有效途径之一[14]，其中普遍采用的手段为微曝气技术[15]。研究者普遍认为，微曝气能够增加生态浮床系统水体DO，提高水体中微生物活性，促进植物生长及对氮、磷营养物的吸收和去除，从而改善水质状况[16]。此外，微曝气还能改善生态浮床系统水动力条件，促使水体氮、磷营养物能充分与植物根部接触而被吸收去除[17]。
在浮萍塘系统中，因浮萍垫层的阻隔作用使水体DO不足的问题尤为突出[18]。因此，曝气处理是提高水体DO和污染物去除率的有效措施之一。然而，目前相关研究较少，且仅有的少量研究所获得的结果也不理想。例如，BEN-SHALOM等[19]的研究表明，浮萍塘中直接曝气对污染物的去除无显著促进作用。这可能与浮萍个体较小，易受曝气扰动有关。可见，在浮萍塘中直接曝气并不可取，而进水前实施预曝气处理，通过增加进水的DO来改善浮萍塘水体溶氧状况，可有效避免塘中直接曝气对浮萍造成影响。同时，考虑到曝气成本较高，选择合适的预曝气时长对降低成本极为关键，但目前尚缺乏有用的参考信息。
基于上述原因，本研究拟在浮萍塘前端引入曝气塘，构建中试曝气塘-浮萍塘联合系统，对浮萍塘进水进行预曝气处理，通过设置不同曝气时长实验组，考察曝气时长对污染物去除及浮萍生长的影响，探寻低耗高效的最佳曝气时长，为曝气塘-浮萍塘联合系统在农村污水处理中的应用提供参考。
1. 材料与方法
1.1 实验地点及设备
本实验在距滇池东岸100 m(纬度24°51′N，经度102°47′E，海拔1 888 m)的实验基地开展。处理系统为1个表面积为8.6 m2(3.2 m×2.7 m×1.7 m)的曝气塘和5个表面积为12 m2(24 m×0.5 m×0.6 m)的浮萍塘，曝气塘底部放置功率为0.75 kW的潜水曝气装置(上海艺巨，中国)和功率为1.1 kW的潜水抽水泵(重庆恒格尔，中国)，抽水泵的出水端与浮萍塘进水端通过管道连接，浮萍塘的出水端有高0.5 m的排水口。
1.2 实验设置及系统运行
本实验共设置预曝气时长分别为0、0.5、1、2和4 h的5个中试联合系统(实验处理组)，5个联合系统分别对应5个浮萍塘，所有浮萍塘的浮萍(Lemna japonica)初始覆盖密度设置为550 g·m−2(以鲜质量计)。实验过程中，每4 d定量采集并打捞多余浮萍，确保打捞后塘中剩余浮萍的覆盖密度恒定为550 g·m−2。所有浮萍塘的有效水深为0.5 m，蓄水量为6 m3，进水量为1 m3·d−1，每2 d进水1次，曝气塘的有效水深为1.4 m，蓄水量为12 m3。各处理组曝气塘和浮萍塘的水力停留时间(hydraulic retention time, HRT)见表1。进水(实验用水)来源于当地农村生活污水和农田排水的低浓度混合废水，实验期间，进水的平均TP、TN、氨氮、硝态氮、浊度分别为(1.26±0.50)、(13.16±3.96)、(13.05±3.59)、(0.55±0.27) mg·L−1和(46.54±41.82) NTU。进水步骤如下：分别向曝气塘和0 h曝气时长处理组的浮萍塘泵入12 m3和2 m3实验用水，随即启动曝气塘中的曝气泵，分别在曝气0.5、1、2和4 h时，将曝气塘中处于曝气状态的2 m3实验用水泵入所对应处理组的浮萍塘中；与此同时，浮萍塘出水端的排水口自动同步排水，以维持浮萍塘水深0.5 m相对稳定。进水结束后，排空曝气塘中的剩余水体。本实验中所有处理系统按上述方法持续运行0.5 a (2019年5—11月)。
表 1 各处理系统的曝气时长及水力停留时间Table 1. Aeration duration and hydraulic retention time in each treatment systemh 联合处理系统 曝气塘HRT 浮萍塘HRT 联合系统HRT A-D-0 0 144 144 A-D-0.5 0.5 143.5 144 A-D-1 1 143 144 A-D-2 2 142 144 A-D-4 4 140 144 | Show Table
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1.3 样品采集及分析
1)水样。进水过程中，当曝气时长在0.5、1、2和4 h时均测定曝气塘中DO及氧化还原电位(Eh)，每次进水结束后测定浮萍塘中部水体表层(水面以下10 cm)及底层(塘底以上10 cm)的DO和Eh，DO及Eh使用双通道多参数水质检测仪Multi 3420 (WTW，德国)进行原位测定；运行期间每4 d采集1次浮萍塘进出水水样，水样采集后保存在500 mL聚乙烯采样瓶中，放入带有冰块的保温箱，当天运回实验室完成水质指标测定。其中TN、TP、氨氮和硝态氮浓度分别采用过硫酸钾氧化紫外分光光度法、钼酸铵分光光度法、纳氏试剂分光光度法和紫外分光光度法测定(国家环境保护总局，2002)；浊度采用WGZ-1A浊度仪(上海昕瑞，中国)测定；pH采用pHS-25型酸度计(上海雷磁，中国)测定。
污染物去除率按式(1)计算。
stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (1) 式中：
η 2)浮萍样。为实现浮萍的定量采样和打捞，每次采样都用6个内面积为0.1 m2的取样框均匀对称地放置到每个浮萍塘表面，捞取6个取样框内的鲜浮萍之后，用脱水机脱水2 min后称重，根据质量计算出各塘内当前鲜浮萍的覆盖密度(g·m−2)，同时测算出需要捞取的多余浮萍的质量和面积并进行打捞，从而控制覆盖密度保持恒定为550 g·m−2。每次采样后留取约120 g鲜浮萍60 ℃过夜烘干并称质量。
浮萍含水率及干物质生长速率分别按式(2)和式(3)计算。
stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (2) 式中：W为含水率；F为浮萍鲜质量，g；D为浮萍干物质质量，g。
stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (3) 式中：V为干物质生长速率，g·(m2·d)−1；W2为本次干物质质量，g；W1为上次打捞后浮萍塘剩余的干物质质量，g；S为水体表面积，m2；t为打捞周期，d。
1.4 数据的处理
数据使用SPSS 23.0进行配对样品T检验分析，取95%的置信度水平分析处理组间的显著性差异，并使用Microsoft Excel 2010进行制图。
2. 结果与分析
2.1 曝气时长对曝气塘中水体理化状况及污染物去除效果的影响
1)对曝气塘水体DO、Eh及pH的影响。由图1(a)可知，随着曝气时长增加，曝气塘水体中DO不断升高，且各组间均有显著差异。其中，当曝气时长为0.5、1、2和4 h时，DO分别为4.47、5.41、6.47和7.45 mg·L−1。同时，由图1(b)可知，各曝气时长下的Eh均为负值，并随着曝气时长的增加而升高。其中，曝气时长0.5 h时Eh均值最小，为−187.77 mV；曝气4 h时均值最大，为−111.04 mV。Eh在曝气时长0.5、1和2 h间存在显著差异，而在2 h和4 h间无显著差异。此外，由图1(c)可知，所有曝气时长下水体pH均大于7.8，并随着曝气时长的增加而升高。其中，曝气时长为0.5 h时，水体平均pH最低，为7.8；曝气时长为4 h时，水体平均pH最高，为8.4；且各曝气时长间的pH均有显著差异。以上结果表明，曝气有利于提高进水水体DO、Eh和pH，且曝气时间越长，DO、Eh和pH越高。
图 1 曝气塘中不同曝气时长下的水体DO、Eh和pHFigure 1. DO, Eh and pH in the aeration ponds at different aeration durations2)对曝气塘污染物浓度及去除的影响。由表2的数据可知，曝气塘中曝气时长0.5、1、2和4 h处理组中曝气塘出水TN浓度均无显著差异，但均显著低于未曝气时的浓度。这表明曝气处理能促进TN的去除，但不同曝气时长对TN去除的影响较小，并且TN去除率均较低，约为6%左右(图2)。而对于曝气塘出水硝态氮浓度(表2)，其结果与TN浓度类似，曝气时长为0.5、1、2和4 h的处理组显著低于0 h处理组。这表明曝气处理同样能促进硝态氮的去除，并且随曝气时间的增加，硝态氮浓度呈现升高趋势。其中，曝气时长为1、2和4 h的处理组中硝态氮的浓度显著高于曝气时长为0.5 h的处理组。这表明曝气时长增加不利于硝态氮的去除，这可能与长曝气时间下水体DO较高(图1(a))，好氧硝化过程增强，而厌氧反硝化过程受到抑制有关[20]。同时，所有曝气时长(0、0.5、1、2及4 h)之间的TP浓度均无显著差异(表2)，而且TP去除率最高仅有2%左右(图2)，表明曝气处理对TP的去除无显著促进作用。然而，曝气处理对浊度的降低却极为有效。其中，曝气时长0.5、1、2及4 h的浊度均显著低于0 h，且0.5、1和2 h的浊度显著低于4 h(表2)，表明不同曝气时长对浊度的影响不同。从去除率看(图2)，曝气时长0.5 h对浊度的去除率最高为56.59%，随着曝气时间增加，去除率有逐渐降低的趋势；在曝气时长4 h时，去除率下降为41.91%。这一结果可能与曝气过程中水体氧化还原性和微生物的生长有关，曝气前的实验用水因长期处于厌氧状态，会产生大量还原性黑色物质(FeS、MnS等)，使水体变成浊度较高的黑臭水体[21]。而短暂的曝气(0.5 h)会使得水体中的黑色物质被氧化，浊度迅速降低(表2)，随着曝气时间增加，水体中的微生物大量繁殖，使得浊度升高，去除率下降。
表 2 不同曝气时长处理下曝气塘出水(浮萍塘进水)污染物浓度Table 2. Pollutant concentration in the effluent of the aeration ponds (influent of the duckweed-based ponds) at different aeration durations曝气时长/h TN/(mg·L−1) 氨氮/(mg·L−1) 硝态氮/(mg·L−1) TP/(mg·L−1) 浊度/NTU 01) 11.97±2.70a 11.26±2.64a 0.67±0.42a 1.26±0.44a 30.96±42.15a 0.5 11.39±3.03b 10.86±2.63b 0.19±0.16c 1.23±0.41a 13.44±11.65c 1 11.25±3.05b 10.90±2.46b 0.35±0.41b 1.22±0.40a 14.92±14.90c 2 11.51±3.29b 11.12±2.64a 0.32±0.32b 1.21±0.43a 17.52±18.31c 4 11.20±3.17b 10.89±2.79b 0.44±0.27b 1.24±0.40a 17.98±18.44b 注：1)未进行曝气处理，该水样同时也是曝气塘进水；数据后不同的小写字母代表同列数据间存在显著差异(P<0.05)。 | Show TableDownLoad:
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图 2 曝气塘中不同曝气时长下的污染物去除率Figure 2. Removal efficiencies of pollutants in the aeration ponds at different aeration durations2.2 曝气时长对浮萍塘的影响
1)对浮萍塘水体DO、Eh及pH的影响。由图3(a)可见，DO在进水经不同曝气时长处理的浮萍塘间均存在显著差异，并随曝气时长增加而上升。其中，DO在进水未经曝气处理(曝气时长为0 h)的浮萍塘中均值仅有0.39 mg·L−1，而曝气0.5 h后均值迅速升至2.06 mg·L−1。此后，随曝气时长增加上升趋势变缓，曝气4 h时仅达到3.13 mg·L−1。这表明通过对浮萍塘进水进行曝气处理可通过提高进水(即曝气塘水体)DO(图1(a))增加浮萍塘水体DO。但与进水DO相比，浮萍塘水体DO随曝气时长增加而提升的幅度较小，当曝气时长大于0.5 h后，延长曝气时长对浮萍塘水体的增氧效果有限。此外，由图3(b)可知，Eh在所有处理的浮萍塘中均为负值，其中，在进水未经曝气处理(曝气时长为0 h)的浮萍塘中均值最小(−258.78 mV)，显著低于其他处理；而在曝气时长0.5、1和2 h间(−120.00 mV左右)无显著差异，但曝气时长0.5和2 h则显著低于曝气时长4 h(−103.31 mV)。上述结果表明，曝气处理有利于提高浮萍塘水体Eh，且随曝气时长增加，Eh呈现一定的上升趋势，但并不明显。此外，图3(c)表明，浮萍塘水体pH并未随曝气时长的增加呈现出显著的变化趋势，相对而言，经曝气时长4 h处理的水体pH(7.95)显著高于其他处理，而经曝气时长1 h处理的水体pH(7.85)显著低于其他处理。
图 3 浮萍塘中不同曝气时长下的水体DO、Eh和pHFigure 3. DO, Eh and pH in the duckweed-based ponds at different aeration durations2)对浮萍生长的影响。图4表明，与进水未经曝气处理(曝气时长0 h)的浮萍塘相比，进水经曝气处理(曝气时长0.5、1、2和4 h)的浮萍塘中浮萍生长速率更高，表明曝气处理能促进浮萍生长。其中，随着曝气时长的增加，浮萍的生长速率呈先上升后下降的变化趋势；在曝气时长2 h下的平均生长速率最高(8.00 g·(m2·d)−1)，显著高于其他曝气时长下的平均生长速率，也高于前期无曝气处理的研究结果[18]。这表明在本实验条件下，浮萍生长最优曝气时长为2 h。此外，由图4可进一步看出，在进水经曝气处理(曝气时长0.5、1、2和4 h)的浮萍塘中，浮萍的含水率显著低于未经曝气处理(曝气时长0 h)的浮萍塘。这表明曝气处理能降低浮萍含水率，提高浮萍的干物质含量，并且随着曝气时长的增加，浮萍的含水率呈现出缓慢下降的变化趋势。以上结果表明，不同曝气时长在影响浮萍生长的同时，也影响浮萍的生理状况。
图 4 不同曝气时长处理的浮萍塘中浮萍的生长速率及含水率Figure 4. The growth rate and water content of duckweed in the duckweed ponds at different aeration durations3)对浮萍塘污染物出水浓度的影响。由表3可知，对于所有污染物的出水浓度，经曝气处理(0.5、1、2和4 h)的浮萍塘均显著低于未经曝气处理(0 h)的浮萍塘。此结果表明，曝气处理有利于所有污染物的去除。然而，在经曝气处理的浮萍塘间出水污染物浓度的差异相对较小，而且不同污染物的差异情况不同。对于TN和浊度，曝气时长1、2和4 h处理组的数值显著低于0 h处理组，最低均值分别出现在曝气时长1 h(4.98 mg·L−1)和4 h(2.83 NTU)；对于氨氮，曝气时长4 h的出水浓度显著最低，其平均出水浓度为3.68 mg·L−1；对于硝态氮，随曝气时长的增加，出水浓度呈现升高趋势，在曝气时长0 h时有最小平均出水浓度(0.14 mg·L−1)，在曝气时长4 h时有最大平均出水浓度(1.36 mg·L−1)，所有经曝气处理的浮萍塘均显著高于未经曝气处理的浮萍塘；对于TP，曝气时长4 h的出水浓度在所有处理组中最低(0.23 mg·L−1)。
表 3 不同曝气时长处理下浮萍塘出水污染物浓度Table 3. Pollutant concentration in the effluent of duckweed-based ponds at different aeration durations曝气时长/h TN/(mg·L−1) 氨氮/(mg·L−1) 硝态氮/(mg·L−1) TP/(mg·L−1) 浊度/NTU 0 7.49±3.31a 7.33±3.29a 0.14±0.13c 0.62±0.33a 6.69±5.93a 0.5 5.57±2.19b 4.70±2.33b 0.85±0.70b 0.34±0.17b 4.61±4.46b 1 4.98±2.10c 4.15±2.11b 0.84±0.69b 0.35±0.14b 3.13±2.63c 2 5.07±2.34c 4.17±2.20b 0.89±0.73b 0.29±0.13c 2.99±2.56c 4 5.03±2.69c 3.68±2.14c 1.36±1.05a 0.23±0.11d 2.83±2.26c 注：数据后不同的小写字母代表同列数据间存在显著差异(P<0.05)。 | Show TableDownLoad:
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2.3 曝气时长对曝气塘-浮萍塘联合系统污染物去除效果的影响
利用曝气塘进水(最初实验用水)及浮萍塘出水计算和比较不同曝气时长下曝气塘-浮萍塘联合系统的污染物去除率，以此评估曝气时长对联合系统污染物去除效果的影响并探寻经济有效的最佳曝气时长，结果如图5所示。由图5可知，所有污染物的去除率均随曝气时长的增加而先迅速上升后趋于平缓；在曝气时长为0 h的联合系统中，TN、氨氮、TP和浊度的去除率分别为37.42%、36.18%、51.09%和78.40%；进行0.5 h曝气处理后，上述污染物的去除率迅速上升，分别达到53.51%、58.93%、73.05%和85.11%；1 h曝气处理后，除TP外，其他污染去除率也有显著上升，但幅度变小，TN、氨氮和浊度的去除率分别上升至58.42%、61.89%和89.90%；此后，随曝气时长进一步增加(2 h和4 h)，除TP去除率有一定升高，并在曝气时长4 h时达到最大值(81.44%)外，其他污染物(包括TN、氨氮和浊度)的去除率均未明显提升，与曝气时长1 h相比无显著差异，这表明曝气时长对这些污染物去除的促进作用在曝气1 h左右就已基本完成。可见，尽管增加曝气时长能显著提高进水和浮萍塘水体DO(分别如图1(a)和图3(a))和Eh(分别如图1(b)和图3(b))，但并不能持续促进大多数污染物的去除，也不能持续促进浮萍的生长(如图4)。同时，尽管浮萍在曝气时长2 h时出现最大值8.00 g·(m2·d)−1，但与曝气时长1 h的7.36 g·(m2·d)−1相比并不突出，然而曝气成本却增加2倍，因此，综合考虑污染物去除、浮萍生长及曝气成本，建议最优曝气时长为0.5~1 h。此时，与未曝气处理组相比，浮萍塘的DO提高了1.68~2.02 mg·L−1；TN、氨氮、TP和浊度的去除率分别提高了16.09%~21.00%、22.75%~25.71%、21.67%~21.96%和6.71%~11.50%。
图 5 曝气塘-浮萍塘联合系统污染物去除率与曝气时长的关系Figure 5. Relationship between pollutant removal efficiency and aeration durations in the combined system of aeration pond and duckweed-based pond3. 讨论
本研究中发现，曝气处理在提高进水水体DO的同时(图1(a))，也能增加水体的pH(图1(c))，且DO和pH之间呈显著正相关关系(P<0.05)，这一结果与已有文献报道[22-23]的结果一致。这可能与水体中有机物的分解有关：在DO较低时，有机物的分解以厌氧发酵产有机酸为主，使水体pH较低；随DO的提高，有机物的分解转变为以好氧分解产CO2为主[24]，因CO2酸性较有机酸弱，导致pH逐渐升高。然而，相对DO来说，pH升高幅度较小，仅从曝气时长0 h的7.86升高至曝气时长4 h的8.43(图1(c))，因此，pH对污染物的去除影响有限。
在浮萍生产方面，曝气处理可显著提高浮萍的生长速率(图4)，推测可能与曝气处理增加水体CO2[25]和O2(即DO)含量有关(图3(a))。CO2作为重要的光合作用底物，可促进浮萍光合作用和生长，而O2含量的增加有利于改善浮萍根系植物促生菌的生长状况，进而促进浮萍生长。有研究结果[26]表明，浮萍根系普遍含有大量对其生长有重要作用的植物促生菌，这些促生菌大多属于好氧微生物，因而易受O2含量影响。更多浮萍生物质的收获具有重要意义：一方面，浮萍生物质富含淀粉、蛋白及黄酮等高附加值成分[2, 5]，可通过微生物发酵或热化学液化过程转化为生物燃料[6, 27-28]；另一方面，也可作为蛋白食物/饲料原料[10, 29]和农业肥料[30]，甚至通过提取药用成分，用于治疗心脑血管疾病等[31]，实现污水处理、碳氮磷资源回收及生物质利用的产业链循环。浮萍可资源化利用的这一突出特点是其相较其他水生植物的最大优势。此外，浮萍在生物质收获方面也比其他大型水生植物更容易。大型水生植物(水葫芦)由于个体大、根系长并深扎土壤、个体之间相互缠绕等，采收之前需要进行切割等前处理，而浮萍较小的个体及漂浮于水体表面的特点无需进行切割等前处理操作，可直接通过刮赶、真空吸取和过滤等方式打捞[32-33]，更易实现机械化、自动化操作和规模化生产。
在污染物去除方面，联合系统的氮磷去除主要以浮萍塘为主(图5)。有研究结果[12, 34]表明，浮萍塘中氮的去除途径主要包括浮萍吸收、微生物硝化反硝化作用、氨挥发以及沉降。其中，在pH中性及低氨氮浓度的水体中，挥发和沉降作用对氮的去除贡献极小，浮萍吸收和微生物的硝化反硝化被认为是浮萍塘中氮去除的主要途径[18, 35]。本研究中的pH在8左右(图3(c))，进水氨氮质量浓度在11 mg·L−1左右。因此，可认为氮的去除主要通过浮萍生长吸收和硝化反硝化作用2种途径实现，而曝气处理不仅可以促进浮萍的生长吸收(图4)，还会通过改善水体DO(图3(a))促进硝化反硝化细菌的生长和活性，进而促进氮素的去除。曝气时长对氮素去除的促进作用主要体现在初始的1 h以内。其中，0.5 h内通过同时促进浮萍生长及硝化反硝化作用实现，而0.5 h后则仅通过促进硝化反硝化作用而实现，曝气时长高于1 h后对氮素污染物去除的影响较小(图5)。与去除氮素不同，浮萍塘去除磷的途径相对单一，主要包括浮萍吸收和微生物吸收沉降2个途径[12]。有研究表明，浮萍对磷的去除效果优于其他大部分水生植物[7]。对于未经曝气处理的浮萍塘，浮萍吸收是磷去除的主要途径[2]，然而，经曝气处理的浮萍塘，情况可能有所不同。有研究结果[36-37]表明，聚磷微生物对磷的吸收和聚合作用是一个好氧过程，DO越高，聚磷微生物除磷效果越好。因此，曝气处理可通过增加水体DO，促进聚磷微生物对磷的吸收和去除。本研究中，曝气时长对磷的去除促进作用主要体现在前0.5 h以内，主要通过促进浮萍生长得以实现(图4)；而曝气时长为1 h时反而不利于磷的去除；在曝气时长高于1 h后，曝气可通过强化聚磷以促进磷的去除，但效果有限(图5)。
4. 结论
1)曝气处理能显著提高曝气塘及浮萍塘水体中的DO和Eh，且DO和Eh随曝气时长的增加而上升。
2)曝气处理也能显著促进浮萍生长及污染物去除，但促进效果并未简单地随曝气时长的增加而提高。
3)综合考虑污染物去除、浮萍生长及曝气成本，建议曝气时长不宜高于1 h。推荐的曝气时长以0.5~1 h为佳，此时浮萍塘DO提高了1.68~2.02 mg·L−1，TN、氨氮、TP和浊度的去除率分别提高了16.09%~21.00%、22.75%~25.71%、21.67%~21.96%和6.71%~11.50%。
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图 5 重力流水冲厕所和真空负压厕所对比
Figure 5. Comparison of gravity flow flush toilets and vacuum negative pressure toilets
图 7 等离子驱动气化系统粪尿处理流程
Figure 7. Process of excrement treatment in plasma-driven gasification system
图 8 聚集性活动中应急厕所全流程梳理
Figure 8. The whole process streamlining of emergency toilets in gathering activities
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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