水沖和節水農村公廁糞便資源化利用風險評估

蔡佳盛，施教忠，葉志隆，李葉楠，UZMA Shaheen，陳少華

（1.中國科學院城市環境研究所城市污染物轉化重點實驗室，福建 廈門 361021；2.中國科學院大學，北京 100049；3.廈門市同安區市政公用工程建設中心，福建 廈門 361100）

農村廁所問題關系到廣大農民群眾的切身利益，是城鄉發展不平衡和人居環境條件差異的突出體現，解決該問題已成為實施鄉村振興戰略和推進生態文明建設的重要任務。當前，農村“廁所革命”已成為一個社會熱點，其對于改善農村人居環境、提高人民生活品質、有效控制鄉村生態環境污染等具有重要的意義。至2020年，我國農村廁改將實現85%的衛生廁所普及率，而到2030年將達到100%的衛生廁所普及率[1]。

廁所糞污包括尿液和糞便，其含有大量的營養元素。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，這些元素都是農作物生長不可或缺的重要營養成分[2]。另外，尿液所含的N、P、K 分別可以占市政廢水的75%~87%、50%~90%和40%~50%，然而其體積卻只占市政廢水總體積的1%，說明尿液中各種營養元素的濃度非常高[3]。如果可以將這些人體排泄物妥善地收集和處理，并用于作物的種植，那么將大約節省全球20%的化肥使用量[2]。然而，廁所糞便資源化過程中，需要密切關注重金屬、抗生素等有毒有害污染物。這些污染物在隨糞便施用于農田時易造成二次污染，并引發潛在的生態風險，進而危害人體健康以及自然環境[4]。因此，在對人體排泄物進行資源回收時，有必要對這些污染物進行生態風險評估。

在農村廁改中，根據用水情況可以將公廁分成節水型公廁和水沖型公廁。節水型公廁主要用于城鎮污水管道無法連接到的農村或者北方冬天低溫的地區，產生的尿液與糞便分別收集，糞便一般加入一些輔料，如鋸末和植物灰分，以進行好氧發酵生產肥料；而水沖型公廁則在南方較為常見，其是利用自來水將排泄物沖入化糞池中[5?6]。農業農村部《農村廁所糞污無害化處理與資源化利用指南》中指出，農村廁所糞污處理有4種方式，包括水沖式廁所糞污分散處理利用、水沖式廁所糞污集中處理利用、衛生旱廁糞污處理利用和簡易旱廁糞污處理利用。因此，本研究選取2 座典型的糞污處理利用衛生旱廁（節水公廁）和3座典型的糞污分散處理利用水沖式公廁，采集其產生的不同類型尿液和糞便樣品，分析其中C、N、P 等營養組分，以及重金屬和抗生素的濃度；并進一步采用生態風險指數法和風險指數法評價水沖型公廁和節水型公廁糞便資源化利用時重金屬和抗生素殘留給環境帶來的潛在生態風險。通過對兩種類型公廁糞污進行組分分析和資源化利用時重金屬和抗生素的潛在生態風險評估，為農村“廁所革命”的開展和廁所糞污資源化利用提供一定的數據支撐。

1 材料與方法

1.1 糞便樣品采集

本研究選取福建省廈門市同安區的5 座農村公廁進行調研和采樣，1 號公廁和2 號公廁為節水型公廁（分別簡稱為節水1 和節水2），3~5 號為水沖型公廁（依次簡稱為水沖1、水沖2和水沖3）。所取樣品包括節水型公廁所產生的新鮮尿液和原位好氧發酵產物，以及水沖型公廁中的糞液和糞渣。節水型公廁糞渣的處理方式為加入鋸末后進行好氧發酵。節水型公廁取尿液與生態發酵后的固體產品進行測定；水沖型公廁取化糞池中的糞液和糞渣進行測定。節水型公廁和水沖型公廁內部照片如圖1所示。

1.2 分析方法

1.2.1 水樣分析方法

節水型公廁的總固體（Total solid，TS）、總溶解性固體（Total dissolved solid，TDS）、溶解性揮發固體（Dis?solved volatile solid，DVS）和懸浮性固體（Suspended solid，SS）均采用標準方法測定[7]；pH 值使用 PHS?3S型pH 計（雷磁，上海精科）測定；總有機碳（Total or?ganic carbon，TOC）采用總有機碳分析儀（TOC Vcph，Shimadzu）測定采用納氏試劑分光光度法測定采用鉬銻抗分光光度法測定；TP 采用過硫酸鉀法消解后，使用鉬銻抗分光光度法測定和Cl?采用離子色譜儀（Dionex ICS?3000，USA）測定。

水樣中常見金屬元素的檢測：樣品經過消解后[7]，采用電感耦合等離子體發射光譜儀（ICP?OES，Optima 7000DV，USA）測定K、Na、Mg、Ca 和Al 含量。重金屬則采用電感耦合等離子體質譜儀（ICP?MS，Agilent 7500cx，USA）測定。

1.2.2 固體分析方法

固體中的常規指標——含水率、灰分、TS、揮發性固體（Volatile solid，VS）和pH 值均采用標準方法測定[8]。常見金屬元素和重金屬經過消解后，分別采用ICP?OES 和ICP?MS 測定；使用CNS 元素分析儀（Ele?mentar analysensysteme GmbH，Vario MAX，German）測定C、N和S含量。

1.2.3 抗生素測定

本研究測定的抗生素為四環素類、喹諾酮類和磺胺類，四環素類包括四環素（Tetracycline，TC）、土霉素（Oxytetracycline，OTC）、金霉素（Chlortetracycline，CTC）和強力霉素（Doxycycline，DXC），喹諾酮類包括氧氟沙星（Ofloxacin，OFLO）、環丙沙星（Ciprofloxacin，CIP）和恩諾沙星（Enrofloxacin，ENX），磺胺類包括磺胺嘧啶（Sulfadiazine，SDZ）和磺胺甲惡唑（Sulfa?methoxazole，SMZ）。

水樣前處理參考LOU 等[9]采用的方法，具體步驟如下：取一定量的水樣，加入200 mL 體積比為1∶9 的鹽酸溶液，pH 3.0、濃度為0.02 mol·L?1的KH2PO4和終濃度為50 μg·L?1的三類抗生素內標物（D5?諾氟沙星、13C?磺胺嘧啶和D6?四環素）。然后，使用活化過的Oasis HLB 固相萃取小柱（200 mg，6 mL）進行固相萃取；再使用5%的甲醇和超純水淋洗固相萃取小柱，之后真空干燥1 h。使用HPLC 級別的甲醇將抗生素洗脫至10 mL 的玻璃管中，使用氮氣吹干甲醇溶劑，再加入1 mL 20%的甲醇定容，轉移至色譜瓶中避光保存于?18 ℃下待測。

固體樣品先進行冷凍干燥，然后研磨過100 目篩，稱取一定量的固體加入2.5 mL 1 mol·L?1的 NaCl、2.5 mL 1 mol·L?1的草酸、5 mL 的無水乙醇和終濃度為 50 μg·L?1的三類抗生素內標物（D5 ?諾氟沙星、13C?磺胺嘧啶和D6?四環素）；然后，超聲45 min，7 000 r·min?1條件下離心15 min，將上清液轉移，重復以上步驟3次，得到的提取液同水樣一樣進行固相萃取。

采用高效液相串聯三重四極桿線性離子阱質譜儀（HPLC?MS/MS，ABI 3200 Q TRAP）測定抗生素的含量。測試條件如下[9]：使用的色譜柱為Phenomen?nex C18 柱（4.6 mm×100 mm，2.6 μm），柱溫40 ℃，進樣量20 μg·L?1；梯度洗脫，流動相A為0.5%的甲酸，B相為HPLC級甲醇；流速設定為0.8 mL·min?1。

文中所有指標皆取樣測定3 個平行值，并基于3個平行值計算標準偏差。

1.3 生態風險評估

1.3.1 糞便肥農用重金屬生態風險評估

生態風險指數法可以用于評估污泥和生物炭農用時的重金屬生態風險[10]。生態風險指數法可以評估環境中單一重金屬的生態風險和多種重金屬所產生的復合生態風險，其計算公式如下[11]：

1.3.2 糞便肥農用抗生素生態風險評估

風險指數法可以用于評估肥料農用后，抗生素進入土地所引發的生態風險[17]。風險指數（QH）的計算公式如下[18]：

式中：CPEC代表環境中抗生素的預測值，對于糞渣（CPECf），通過式（5）計算[17]，對于化糞池糞液或節水型公廁的新鮮尿液（CPECu），通過式（6）計算[19]，μg·kg?1；CPNEC代表無危害的情況下環境中抗生素的最大濃度，μg·kg?1；cfeces為糞渣中抗生素的含量，g·kg?1；mfeces為每年每公頃土壤中施用的糞渣總量，t·hm?2；curine為糞液或者尿液中抗生素的濃度，μg·L?1；Vurine為每年土壤中施用的化糞池糞液或尿液的體積，L·hm?2；ρ為當地土壤密度[20]，其值為 1 500 kg·m?3；D為抗生素在土壤中滲透的深度[21]，為 0.2 m；CT代表抗生素對土壤微生物的毒性，可以使用半數致死量（ED50）來表示[22]，μg·kg?1；FA代表急性常數[23]，其值為1 000。

根據QH值，可以劃分為3個等級[24]：QH≥1，土壤中所具有的抗生素會帶來較大的生態風險，應該引起高度注意；0.1≤QH<1，土壤中存在的抗生素對土壤會造成中度的生態風險；QH<0.1，土壤中存在的抗生素帶來的生態風險較小。

需要施用的節水型公廁生態堆肥產品或水沖型公廁糞渣的質量如方程（8）所示：

式中：Rn1為以糞渣為肥料時，每年不同種類植物所需要的養分攝取量[25]，t·hm?2；nfeces為糞渣中營養組分的含量，g·kg?1。

需要施用的化糞池糞液或新鮮尿液的體積如方程（9）所示：

式中：Rn2為以糞液或尿液為肥料時，每年不同種類植物所需要的養分攝取量[25]，t·hm?2；nurine為糞液或尿液中營養組分的含量，mg·L?1。

2 結果與討論

2.1 公廁糞液/尿液及糞渣中營養組分含量

表2 為公廁尿液和化糞池糞液的理化指標。對比兩種公廁液體的營養組分含量可以看出，節水型公廁尿液中和K等營養組分的含量明顯高于水沖型公廁糞液。例如尿液中TOC 的濃度是糞液中的 10~260 倍、TN 的濃度為 18~400 倍、TP 的濃度為11~520 倍、K 的濃度為6~7.5 倍。由于化糞池糞液中含有較低濃度的、Cl?、Na和K，因此將其直接施用于土壤并不會導致作物發育不良甚至停止生長；而節水型公廁產生的尿液中各種營養組分如Cl?、Na 和 K 的濃度過高，直接施用于土壤，勢必不利于作物的生長[26]，因此可以將其作為高價值的液態肥，以一定的比例用水稀釋將營養組分的濃度適當降低，或者采用滴灌技術使作物緩慢吸收尿液中的各種營養組分。

表2 公廁新鮮尿液和化糞池糞液的理化指標Table 2 Regular parameters in effluent from septic tanks of public toilets

從表3 可以看出，節水型公廁糞便生態發酵產品和水沖型公廁糞渣中含有植物所需的營養組分。由于處理方式的不同，節水型公廁好氧發酵產品和水沖型公廁糞渣的營養組分含量差異大，從而影響后續的資源化處理。節水型公廁的糞污首先在蹲便器進行尿液和糞便的分離，分離后的糞便掉入發酵槽好氧降解，通過向發酵槽中添加鋸末或稻殼來調節含水率，進而產生腐殖化程度較高的生態好氧堆肥產品。腐殖化程度較高的特性使其可以作為優良的有機肥料和土壤改良劑直接施用于土壤[5，27]。對于水沖型公廁的糞渣，由于C/N 僅為5~12，無法達到厭氧堆肥所需的最適C/N（25~30∶1），因此可以向糞渣中加入一定比例高有機物含量的餐廚垃圾調節C/N，以此來促進糞渣的厭氧堆肥過程[28?29]。

表3 公廁糞便生態發酵產品與水沖型公廁化糞池糞渣的理化指標Table 3 Regular parameters in feces from public toilets

2.2 公廁糞污中重金屬殘留及其生態風險

圖2 為公廁尿液和糞液中重金屬的殘留濃度。從圖中可以看出，尿液和糞液中含有多種重金屬元素。節水型和水沖型公廁尿液中的重金屬包括Zn、Cu、Mn、Mo、Co、Ni、V、Cr、Cd、As、Pb，節水型公廁濃度范 圍 分 別 為 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。水沖型公廁濃度范圍分別為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。

圖3 為公廁糞便生態發酵產品和糞渣中重金屬的殘留含量。糞便發酵產物重金屬含量：Zn 為995.59~1 334.03 mg·g?1、Cu 為 182.69~226.41 mg·g?1、Mn 為 981.03~3 185.07 mg·g?1、Mo 為 35.14~45.72 mg·g?1、Co 為 4.11~11.33 mg·kg?1、Ni 為 53.38~185.78 mg·kg?1、V 為 53.95~63.73 mg· kg?1、Cr 為 256.11~657.17 mg·kg?1、Cd 為 3.96~5.44 mg· kg?1、As 為 6.08~51.86 mg·kg?1和 Pb 為 22.96~28.75 mg·kg?1。糞渣中重金屬的含量：Zn 為 7 125.38~19 105.59 mg·kg?1、Cu 為1 179.42~2 960.53 mg·kg?1、Mn 為 3 188.67~4 931.79 mg· kg?1、Mo 為 81.91~236.67 mg· kg?1、Co 為 15.47~54.36 mg · kg?1、Ni 為 158.08~249.11 mg · kg?1、V 為124.91~258.64 mg·kg?1、Cr 為 323.88~651.01 mg·kg?1、Cd 為 12.43~57.47 mg·kg?1、As 為 127.30~264.68 mg·kg?1和 Pb 為 316.64~1 127.22 mg·kg?1。對比《肥料中有毒有害物質的限量要求》（GB 38400—2019）中關于部分重金屬限量的要求，糞便發酵產品中Cr 和Cd 的含量全部超過限值，節水1 糞便發酵產品中As 含量超過限值，糞渣中 Cr、Cd、As 和 Pb 含量都遠超出限值。

表4 公廁糞液和尿液土地施用后各種重金屬的生態風險系數（Eri）和復合生態風險指數（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 為各公廁糞便發酵產品和糞渣作為肥料施用后，重金屬生態風險指標和IR值。從看，發酵產品和糞渣中Mn、Co、V 和Cr 可能帶來低風險而Ni 和Pb 為中等和低風險或者高風險（水沖2）。對于As，除節水2 為低風險外（Eri<40），其他公廁均為顯著風險以上等級（Eri≥80）。Cd的Eri值均高于320，提示當公廁發酵產品或者糞渣土地施用時，需要關注Cd所帶來的極高生態風險。表5中IR值均高于600，說明糞便資源化存在重金屬復合污染的風險。

表5 公廁糞便生態發酵產品和糞渣土地施用后各種重金屬的生態風險系數（Eri）和復合生態風險指數（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

將節水型公廁和水沖型公廁糞便的Eri和IR比較發現，節水型公廁Eri和IR值均低于水沖型公廁，說明節水型公廁糞便資源化帶來的重金屬生態風險低于水沖型公廁。

2.3 公廁糞污中抗生素殘留及其生態風險

圖4和圖5分別為公廁尿液、糞液和堆肥產品、糞渣中抗生素的殘留情況。節水型公廁尿液中四環素類、喹諾酮類和磺胺類抗生素的濃度范圍分別為0.21~128.13、0.19~50.20 μg·L?1和 0.01~1.92 μg·L?1，而水沖型公廁糞液中的濃度范圍分別為0~52.40、0~18.81μg·L?1和未檢出。堆肥產品與糞渣中四環素類的含量范圍分別為 0~4.16 mg·kg?1和 0.02~6.73 mg·kg?1，喹諾酮類的濃度范圍分別為 0.003~0.09 mg·kg?1和0.04~32.32 mg·kg?1，而磺胺類則未檢出。

圖6 為公廁糞液和尿液分別作為液態N、P、K 肥施用于土壤時，糞液和尿液中抗生素可能帶來的風險評估[30]。節水型公廁尿液中抗生素為低風險（QH<0.1），但節水1尿液中的OFLO、CIP和節水2尿液中的OTC 為中風險和高風險（QH>0.1）。對比圖 4，由于OFLO 和 CIP 的生物毒性較強（CPNEC分別為 1.47 μg·kg?1和 1.48 μg·kg?1），因此生態風險最大[17]。對于水沖型公廁，糞液直接資源化的生態風險比節水型公廁高。此外，根據不同種類植物所需要的不同養分攝取量，糞液和尿液作為不同N、P、K 肥料施用時，生態風險也有明顯不同[25]。如圖6 所示，糞液和尿液作為P肥比作為N 肥和K 肥時對土壤的生態風險高；而作為N肥和K肥時只產生中等風險或低風險。

圖7 為公廁糞渣分別作為N、P、K 肥施用于農田時，糞渣抗生素對于環境的生態風險評估。當糞渣施用于農田土壤時，大部分的抗生素對土壤會產生低風險。而OTC、OFLO 和CIP 對土壤會產生中、高風險。對于OTC，當將糞渣作為N 肥施用時，QH大于1，表明OTC 可造成高生態風險。水沖3 糞渣中OFLO 的QH最高，分別為303.38（以N 肥計）、20.30（以P 肥計）和31.80（以K 肥計），且全部大于1（高風險）。由于CPNEC代表某種抗生素在環境中不產生危害情況下的最大含量，因此糞渣中OFLO 的CPNEC（1.47 μg·kg?1）較低可以解釋OFLO 生態風險高的計算結果。值得注意的是，圖5顯示糞渣中CIP含量普遍較低（0.06~0.37μg·g?1），但是由于其較低的CPNEC（1.48 μg·kg?1），導致CIP可能帶來中、高風險，因此在將糞渣作為肥料施用時，也需要注意CIP 所帶來的生態風險。此外，節水型公廁中的糞便生態發酵產品抗生素比水沖型公廁糞渣生態風險要低，表明節水型公廁糞便經發酵后更有利于資源化利用，這不僅因為其有更豐富的養分含量，而且引發的生態風險更低。

3 結論

（1）節水型公廁和水沖型公廁中的尿液以及糞渣中含有豐富的營養組分，適于作有機肥料，但其中重金屬和抗生素殘留顯著。

（2）糞液和尿液中重金屬含量對農田土壤的生態風險可忽略；糞渣中重金屬對農田土壤存在不同等級的風險，其中 Co、V 和 Cr 為低風險，Ni 和 Pb 為中等或高風險，Cd為極高風險。

（3）抗生素對于土壤所產生的生態風險與將尿液、糞液以及糞渣作為何種肥料施用有關，尿液、糞液以及糞渣中可能帶來較嚴重生態風險的抗生素主要有OTC、OFLO和CIP。

（4）與水沖型公廁糞渣相比，節水型公廁糞便的抗生素生態風險更低。