抽排廁所廢物原位發(fā)酵回用可行性研究：杭橋村案例

呂明環(huán)，張玉，徐明杰，李傲，李亞惠，朱仕坤*，范彬*

（1.中國科學院生態(tài)環(huán)境研究中心，北京 100085；2.中國科學院大學，北京 100049）

農(nóng)村廁所革命的實質是為適應農(nóng)村居民對現(xiàn)代化生活的追求，逐步構建鄉(xiāng)村環(huán)境衛(wèi)生與污染治理的設施和服務系統(tǒng)。當前可以在工程上大規(guī)模實施且滿足現(xiàn)代化要求的排水方式是以水沖廁所為標志的末端處理（環(huán)境排放）模式。農(nóng)村人口居住分散，如果按照末端處理模式對已有村莊進行改造，增建包括室內(nèi)生活衛(wèi)生設施和污水垃圾收集處理在內(nèi)的現(xiàn)代化鄉(xiāng)村環(huán)境衛(wèi)生與污染治理系統(tǒng)，其建設成本平均每戶5 萬元，運行維護成本在800 元·戶-1·a-1的水平[1-2]。雖然大部分建設與運行成本用在廢水和廢物的收集處理上[3]，但處理的效果仍然不能保證完全消除環(huán)境污染，尤其是小微型的污水處理面臨很多難以克服的技術難題。另外，末端處理模式對清潔水的消耗大，廢水再生處理成本高，主要的生活廢棄物（如糞尿和餐廚廢物）資源回用難，在諸多方面與可持續(xù)發(fā)展的要求不吻合[4-5]。為此本研究提出基于“抽吸式-源分離”衛(wèi)生排放技術的現(xiàn)代資源化模式，其要點是以資源化為導向，將生活排放從源頭分為三個物流：排污廢水、洗滌廢水和其余廢物。其中排污廢水（定義為排放糞尿和餐廚廢物產(chǎn)生的廢水）通過抽吸式管道（即負壓管道）衛(wèi)生系統(tǒng)進行低稀釋收集，就近就地發(fā)酵制肥并回用于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)；洗滌廢水（定義為盥洗、沐浴、洗衣及廚房洗滌產(chǎn)生的廢水）推薦通過原位土地系統(tǒng)凈化后就地排放或再生利用；其余廢物為剔除了餐廚廢物的其他固體廢物，易于進一步分類、再生利用和處理處置。與末端處理模式相比，現(xiàn)代資源化模式具有兩個優(yōu)勢：一是破解了末端污水垃圾處理的難題，末端污水垃圾處理總需求降低約90%[6]，包含廁所、污水和垃圾治理在內(nèi)的建設與運行成本降低30%～40%[2]；二是符合可持續(xù)發(fā)展的要求，系統(tǒng)高度節(jié)水（排污環(huán)節(jié)節(jié)水近90%[2]）、節(jié)能（約90%[7-8]），再生的生物質肥料可以替代近1/3的化肥[9-10]，基于生命周期評價的可持續(xù)發(fā)展指數(shù)提升約64%[11]。

針對現(xiàn)代資源化模式的小規(guī)模應用場景，本研究選取江蘇省如皋市杭橋村一典型聚落搭建了抽吸式-源分離收集系統(tǒng)及資源化設施開展應用研究。該自然村涉及村民20 戶，常住人口48 人，其中43%為長期居住的老人和婦女。示范工程建設前，居民廁所以旱廁為主，糞尿儲存一定時間后直接施入農(nóng)田，可能給人、作物和環(huán)境帶來風險。系統(tǒng)搭建過程共安裝戶用抽吸式廁所20套、餐廚廢物抽吸式收集終端2套，鋪設抽吸式管道1 700 余m，建設資源化中心1 座以及洗滌廢水戶用土壤處理系統(tǒng)1套（圖1）。其中資源化中心由抽吸式泵站、廢物就地發(fā)酵制肥設施、垃圾深度分類收集站和抽吸式公廁等組成。系統(tǒng)于2017年10月15日投入使用。

圖1 示范點俯拍圖及抽吸式系統(tǒng)圖Figure 1 Top view of demonstration project and the vacuum system diagram

廢物發(fā)酵制肥設施是實現(xiàn)將人糞尿等生活廢物向肥料轉化的核心環(huán)節(jié)，在本研究中，因地制宜采用村落閑置的廢棄沼氣設施就近就地改造而成。處置對象以抽吸式廁所廢水為主，可合并處理由抽吸式終端收集的餐廚廢物等。由于抽吸式便器的沖洗水量遠小于常規(guī)水沖便器（約為后者的1/10～1/6），因此以抽吸式廁所廢水為主的處置對象，是一種水固比處于傳統(tǒng)旱廁和常規(guī)水沖廁所廢水之間的新型物料，本研究將其定義為抽排廁所廢物。在該物料條件下，組合式多級厭氧發(fā)酵工藝的處理效率和發(fā)酵產(chǎn)物的理化性質、肥料屬性以及安全施用的可行性等內(nèi)容未見相關報道。

研究人員于2020 年5 月對連續(xù)運行約32 個月的抽排廁所廢物就地發(fā)酵設施進行了破拆、采樣及理化、生物指標分析測試，并結合長期監(jiān)測數(shù)據(jù)，考察了氮、磷、有機質及病原微生物在現(xiàn)場系統(tǒng)的變化規(guī)律，評估了組合式多級厭氧發(fā)酵工藝作為抽排廁所廢物資源化手段的可行性和有效性，以期為抽吸式-源分離收集與資源化系統(tǒng)的規(guī)?；瘧锰峁┯行е巍?/p>

1 材料與方法

1.1 組合式多級厭氧發(fā)酵制肥設施設計

抽吸式廁所單次沖水量為0.5 L，按照普通人正常排泄習慣，每人每日大便1 次（平均體積150 mL），小便4次（平均體積300 mL·次-1），系統(tǒng)滿負荷情況下服務于130 人（遠景規(guī)模，55 戶），每日共計產(chǎn)生抽排廁所廢物500.5 L，通過抽吸管道輸送至抽吸泵站。

組合式多級厭氧發(fā)酵制肥設施包括2 級常溫厭氧發(fā)酵單元和4格過濾儲存單元（圖2）。厭氧發(fā)酵單元為兩個外觀完全相同的球形沼氣池，頂部用水泥密封的石板覆蓋，池體直徑3.0 m，有效容積10 m3，共計20 m3，無攪拌、無接種，在環(huán)境溫度下運行；抽排廁所廢物從抽吸泵站自流進入一級發(fā)酵池，池內(nèi)設一隔墻阻隔大顆粒固體，通過固液分離、有機質降解減少顆粒物和病原微生物進入下一單元；二級發(fā)酵池內(nèi)安裝生物組合填料（滌綸材質），吸附攔截微生物，強化厭氧發(fā)酵。過濾儲存單元為長方體水池，頂部石板未使用水泥密封，內(nèi)部為非嚴格的厭氧環(huán)境，尺寸2.2 m×4.2 m×2.5 m，有效容積15 m3，分為4格：第1格為進料室，用于穩(wěn)定發(fā)酵單元出水；中間兩格為礫石過濾室，礫石尺寸5～40 mm，礫石層厚度0.2 m，用于進一步澄清消化液；第4格為出液室，儲存待用的消化液。一級發(fā)酵池、二級發(fā)酵池、過濾儲存池體積比為2∶2∶3，滿負荷情況下水力停留時間（HRT）分別為20、20、30 d。

圖2 組合式多級厭氧發(fā)酵制肥設施構型圖Figure 2 Configuration diagram of combined multistage anaerobic fermentation and fertilizer production facility

1.2 厭氧發(fā)酵設施破拆、清掃作業(yè)

根據(jù)《農(nóng)村戶用沼氣發(fā)酵工藝規(guī)程》（NY/T 90—2014）和《農(nóng)村戶廁衛(wèi)生規(guī)范》（GB 19379—2012）的要求，設施清掃周期設計為2～3 年，每次清掃保留污泥總容積的20%。清掃操作包括設施外殼、管道、填料、濾料等組件以及氣密性、防滲性等功能的全面檢查維修，各單元內(nèi)液體、污泥以及出液的取樣和分析，出液和污泥的清出及施肥。

1.3 采樣及分析

工程投入運行6 個月后取設施進液和出液進行分析，隨后每隔1 年取樣一次；2020 年5 月，在設施清掃操作前使用透明塑料管原位采集各單元上層液體及底泥，進液編號In.，一級發(fā)酵池、二級發(fā)酵池上層液體編號Ad1、Ad2，過濾儲存池進料室、兩級礫石過濾室上層液體分別編號為Fs1、Fs2、Fs3，最終出液為Ef.。

水樣分析指標包括pH、電導率（EC）、總氮（TN）、氨氮（TAN）、總磷（TP）、化學需氧量（COD）、溶解性化學需氧量（SCOD）、揮發(fā)性脂肪酸（VFA）、總固體（TS）、懸浮固體（SS）、揮發(fā)性固體（VS）等理化指標和糞大腸菌值（能檢出糞大腸菌群的最小樣品量）、寄生蟲卵等微生物學指標。污泥分析指標包括pH、TN、TP、COD、TS、SS、揮發(fā)性懸浮固體（VSS）、寄生蟲卵、細菌群落結構等。理化指標參照《水和廢水監(jiān)測分析方法（第四版）》測定；蛔蟲卵依據(jù)《水質 蛔蟲卵的測定沉淀集卵法》（HJ 775—2015）測定；糞大腸菌群依據(jù)《水質 總大腸菌群和糞大腸菌群的測定紙片快速法》（HJ 755—2015）測定；細菌群落結構采用16S rDNA序列分析法測定。

1.4 污泥穩(wěn)定性計算

為評價制肥設施底部污泥農(nóng)田回用的可行性，需要研究污泥的穩(wěn)定性。顆粒有機物的水解是厭氧消化過程的限速步驟，水解不完全可能導致穩(wěn)定性降低，因此污泥穩(wěn)定化程度可以用懸浮固體的水解程度表征，水解速率符合一級動力學方程[12-13]：

式中：Fdegr表示污泥層中可降解固體的量，mg·L-1；Fdegr，0表示進液中可降解固體的量，mg·L-1；Kh表示水解常數(shù)，取值0.1 d-1；SRT表示反應器內(nèi)固體實際停留時間，d。

污泥穩(wěn)定性（Ssta）可用公式（2）表示：

SRT可由公式（3）計算得出：

式中：VSreactor表示反應器中揮發(fā)性固體的量，g；VSeffluent表示出水中揮發(fā)性固體的量，g·d-1；VSdischarging表示手動排出的揮發(fā)性固體的量，g·d-1。

2 結果與分析

杭橋村示范點安裝抽吸式廁所的戶數(shù)低于滿負荷設計值。由于居民節(jié)儉意識強且戶內(nèi)多散養(yǎng)畜禽，餐廚廢物產(chǎn)量少，因此廚潔器使用頻率不高。組合式多級厭氧發(fā)酵制肥設施投入使用后連續(xù)運行32 個月，根據(jù)抽吸泵工作頻率及設施出液排放總量得出，示范點平均產(chǎn)水量為200 L·d-1，兩級發(fā)酵池的實際水力停留時間約為100 d，設施總水力停留時間175 d左右。

2.1 制肥設施進液性質

示范點抽排廁所廢物及新鮮人糞尿、常規(guī)水沖廁所廢物（3～6 L·次-1）的理化性質見表1，其中抽排廁所廢物為3 次檢測的平均值，新鮮糞尿為兩日實測數(shù)值的平均值。對比3 種物料的物質濃度可估算得出，示范點居民廁所單次沖水量平均為1.30 L，經(jīng)過入戶走訪調(diào)查發(fā)現(xiàn)，由于居民對廁所清潔度要求不同，單次使用的沖水次數(shù)大于1 次，導致沖水量高于設計量（0.5 L）。

表1 抽排廁所廢物、新鮮糞尿及水沖廁所廢物理化性質Table 1 Physical and chemical properties of vacuum toilet waste，fresh feces and urine，and flush toilet waste

抽排廁所廢物pH 為7.78，高于新鮮糞尿，因輸送儲存過程中尿素和有機氮部分分解產(chǎn)氨造成。TN 中TAN 占比84.87%，亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮濃度低于檢測限，因此TN 中約有15%為有機氮。在環(huán)境溫度范圍和抽排廁所廢物pH 條件下，游離氨（FA）濃度基本維持在8.81～61.13 mg·L-1。COD 中SCOD 占比40.11%，VS/TS 為41.29%，表明進液固體中可被利用的有機質含量高。由于實際排放量及排放濃度低于設計值，兩級發(fā)酵池有機負荷率僅為0.042 kg ·m-3·d-1（以VS表示）。

2.2 制肥設施運行狀況

對發(fā)酵池排氣通道口進行氣體檢測，包括CO 和H2S在內(nèi)的可燃氣體體積百分比為爆炸下限（LEL）的24%，不存在爆炸或燃燒的危險；兩級發(fā)酵池液體均無溢出現(xiàn)象，各單元開蓋后水面情況實拍如圖3 所示。一級發(fā)酵池有腐臭味，液面頂部覆有一層暗綠色浮渣，顆粒粗大；液體層高度1.94 m，容積10.090 m3，為較渾濁的黃棕色，含大量懸浮顆粒；底部污泥厚度為0.47 m，體積0.932 m3，污泥為深棕黑色，含較多未降解物質。二級發(fā)酵池臭氣刺激性降低，表層浮渣呈紅棕色致密膜狀，顆粒極細；液體層高度1.90 m，容積9.829 m3，較一級發(fā)酵池明顯澄清；底泥厚度為0.38 m，體積0.623 m3，與一級發(fā)酵池相比，質地細膩、顆粒均勻；生物組合填料表面掛膜，未發(fā)生堵塞。過濾儲存池4 格均無浮渣和沉渣積累，液體高度1.52 m，總容積14.045 m3，液體呈淺黃色，表面有大量氣泡；礫石過濾室無堵塞，出液室臭味強度≤2 級（依據(jù)《農(nóng)村戶廁衛(wèi)生規(guī)范》）。

圖3 組合式多級厭氧發(fā)酵制肥設施各單元實拍圖Figure 3 Photograph of each unit of combined multistage anaerobic fermentation and fertilizer production facility

連續(xù)運行32 個月后，兩級發(fā)酵池內(nèi)污泥層高度分別為總有效高度的19.50%和16.67%，不易因水流擾動發(fā)生污泥再懸浮，避免影響固液分離效果；兩級發(fā)酵池污泥容積分別占總有效容積的8.46% 和5.96%，對水力停留時間影響小。

2.2.1 工藝單元上層液體性質

一級發(fā)酵池內(nèi)有機質分解釋放銨根離子和小分子有機酸，pH 降至7.35（圖4a），在后續(xù)單元小分子有機酸分解為甲烷，pH 逐漸升高。設施內(nèi)電導率（EC）始終在8.0～12.8 mS·cm-1之間，總體呈下降趨勢。氮、磷含量變化與EC 相似，其中一級發(fā)酵池氮素濃度略高于進液（圖4b）。

COD的去除基本在兩級發(fā)酵池內(nèi)發(fā)生（圖4c），最終COD 總去除率80.78%，SCOD 去除率73.16%；出液VFA 濃度為186.33 mg·L-1，丙酸和乙酸濃度的比值為0.27。TS變化不大（圖4d），去除率46.68%，但VS和SS去除率分別為66.94%和78.04%，出液SS 降至175.0 mg·L-1。

圖4 進液及設施各單元上層液體理化性質Figure 4 Physicochemical property of influent and upper liquid in each unit of the facility

2.2.2 發(fā)酵池污泥性質

兩級發(fā)酵池底泥均呈黑色黏稠狀，理化性質見表2，光學顯微鏡下呈現(xiàn)形態(tài)見圖5a、圖5b。一級發(fā)酵池承接新鮮廁所廢物，固體物質分解不完全，底泥顆粒粗大，未形成大小均一的絮體。經(jīng)過一級發(fā)酵池的沉降和分解后懸浮在液體中層的顆粒物進入二級發(fā)酵池，在生物組合填料的強化降解下，底泥質地均勻，顆粒細小，污泥絮體尺寸為（125～250）μm×（25～40）μm。兩級發(fā)酵池污泥中均未檢出蛔蟲卵、鉤蟲卵和血吸蟲卵。

圖5 兩級發(fā)酵池底泥形態(tài)及污泥FAPROTAX功能預測熱圖Figure 5 The sludge morphology of the primary and secondary fermenter and FAPROTAX function prediction heat map of the sludge

表2 發(fā)酵池污泥理化性質Table 2 Physicochemical property of the sludge in the fermenters

發(fā)酵池污泥的多樣性指數(shù)差異（P＞0.05）（附表1。附表、附圖可掃描首頁OSID碼查看，下同）和相似性分析（r=-0.185 2）結果均說明兩級發(fā)酵池間的物種豐度和多樣性差異不顯著。其中與有機質分解相關的功能菌屬相對豐度最高（圖5c），其余優(yōu)勢功能菌包括發(fā)酵、硫還原和產(chǎn)甲烷相關菌屬（附圖1）。兩池豐度差異顯著的物種主要為多糖分解和脫羧功能菌屬，且一級發(fā)酵池豐度顯著高于二級發(fā)酵池（附圖2），說明大部分有機質的水解發(fā)生于一級發(fā)酵池。

2.2.3 出液性質

系統(tǒng)設計過程中考慮設施各單元的破拆難度和成本問題，并參考《生活污水凈化沼氣池運行管理規(guī)程》（NY/T 2602—2014）推薦的理化指標和糞大腸菌值的檢測周期，確定每0.5～1 年進行一次樣品采集分析。設施啟動后在設計時間點采集出液進行分析測定，微生物指標和理化指標測定結果分別見附表2 和附表3。表3 為進液、出液中的寄生蟲卵和糞大腸菌值，其中出液數(shù)值為5 次測定結果的平均值。二級發(fā)酵池出液及最終出液中均未檢出蟲卵，去除率達到100%。經(jīng)過兩級發(fā)酵后糞大腸菌去除率高于99.999%，最終出液糞大腸菌值＞10-4。

表3 制肥設施進、出液微生物學指標Table 3 Microbiological parameters of water samples and sludge in each unit of the facility

表4為制肥設施出液養(yǎng)分含量。厭氧發(fā)酵不發(fā)生脫氮除磷，因此出液的養(yǎng)分保留率高，部分損失是由微生物利用氮、磷后轉化為氨氣揮發(fā)或沉積于底泥中所致。

表4 制肥設施出液養(yǎng)分含量（mg·L-1）Table 4 Nutrient content in effluent（mg·L-1）

3 討論

3.1 制肥設施長期運行評價

3.1.1 設施維護周期

工藝單元概況顯示制肥設施各單元未出現(xiàn)外溢、堵塞等問題，檢修維護簡單。進液經(jīng)過逐級發(fā)酵，有機質基本完成水解，固液分離完全，大顆粒被攔截在發(fā)酵池內(nèi)，減輕了過濾儲存池維護難度，也為出液的顆粒去除提供了較好的基礎條件。根據(jù)兩級發(fā)酵池內(nèi)污泥積累量，以示范點實際服務人口（48 人）推算，在抽吸系統(tǒng)滿負荷（130 人）情況下，兩級發(fā)酵池每年可沉積污泥量為0.947 m3和0.633 m3，2年內(nèi)底泥厚度不超過總有效高度的30%，清掃周期至少2年。

3.1.2 厭氧消化效果

為保證仿真實驗時探測器的運動規(guī)律和實際工作時相同,對探測器施加外力使其沿飛行方向(橫滾軸方向)做變加速往返運動,比較不同姿態(tài)解算算法對探測器姿態(tài)解算精度的影響。如圖6為存在一定運動加速度情況下,未使用加速度分離算法,僅使用普通卡爾曼濾波進行姿態(tài)解算的三軸姿態(tài)角誤差曲線。

厭氧消化反應是設施的主要生化過程，該過程涉及到有機質的轉化和去除。而COD 是衡量有機質的指標，因此可以用COD 的轉化來評價設施的厭氧消化效果。COD 轉化途徑分為三部分：轉化為沼氣、沉降于污泥中、殘留于出液中[12]。根據(jù)污泥和出液的COD 計算，5.85%的COD 沉降于污泥，19.22%殘留于出液，故轉化為沼氣的比例最高為74.93%，設施厭氧消化效果較好。

一般認為，TAN 大于1 500 mg·L-1或FA 大于205 mg·L-1時產(chǎn)甲烷過程受抑制[14-15]；VFA 的大量積累是厭氧消化不穩(wěn)定的表現(xiàn)，其中丙酸對產(chǎn)甲烷菌的毒性最強，當VFA 濃度高于6 000 mg·L-1、丙酸/乙酸＞1.4時會產(chǎn)生嚴重抑制作用[16-17]；產(chǎn)甲烷菌生長的適宜pH范圍為7.0～7.5，中溫厭氧發(fā)酵的適宜電導率范圍在8～15 mS·cm-1之間[18]。從結果可知，本研究中進液TAN 和FA 均處于抑制濃度范圍外，設施內(nèi)pH、EC 以及VFA相關指標均處于微生物耐受范圍內(nèi)，不會對厭氧消化產(chǎn)生負面影響。比較二級發(fā)酵池和過濾儲存單元上層液體發(fā)現(xiàn)，發(fā)酵完成的廢水中鹽分、顆粒濃度等指標在后續(xù)單元小幅升高，經(jīng)實地勘察發(fā)現(xiàn)這主要與過濾儲存池未完全密閉有關，垃圾站滲濾水等流入池內(nèi)增加了有機質和養(yǎng)分總量，可以在后期運行中采用遮擋、覆蓋等手段減少其他廢水的混入。

本研究采用環(huán)境溫度下無接種啟動的混合式厭氧消化工藝，從兩級發(fā)酵池底部污泥形態(tài)和微生物種群差異可以看出，兩級發(fā)酵池微生物群落豐度高、功能接近，且產(chǎn)甲烷菌屬和硫還原菌屬占優(yōu)勢，硫還原過程消耗COD、增大緩沖容量，能提高厭氧消化的穩(wěn)定性，菌群組成能保證厭氧消化反應的正常進行。

3.2 出液及污泥回用可行性分析

3.2.1 安全性

組合式多級厭氧發(fā)酵制肥設施去除蟲卵的原理包括重力沉降、厭氧環(huán)境抑制以及氨抑制。HRT 越長，沉降效果越好，停留60 d 以上可使90%的蟲卵失活[19]，兩級發(fā)酵池HRT大約為100 d，可以為蟲卵去除提供充足的沉淀時間。發(fā)酵池嚴格厭氧，進液中FA濃度為48.44 mg·L-1，低于蛔蟲卵活性抑制濃度閾值（280 mg·L-1）[20]，但接觸時間長，可以為沉降蟲卵的自然死亡提供良好的條件。

糞大腸菌的去除依賴于物理和生物機理的結合，包括沉降、過濾、懸浮物吸附等對菌群的攔截及酸性環(huán)境對菌體活性的抑制。研究表明：厚度20 cm、粒徑5～6 mm 的礫石濾床在接種協(xié)同菌群的情況下可去除市政污水中99.99%的糞大腸菌[21]；利用改良式厭氧填料化糞池處理廁所廢水時，出水糞大腸菌濃度與SS 呈顯著線性相關（R2=0.84）[22]，被顆粒物吸附的菌群隨SS 的截留而被去除；pH＜6 的環(huán)境下未解離的VFA 會抑制糞大腸菌活性[23]。本研究中VFA 積累量少，且設施環(huán)境始終呈弱堿性，對糞大腸菌的滅活貢獻較??；但SS總去除率為78.04%，被顆粒攜帶的菌群留在裝置內(nèi)，32 個月的發(fā)酵為沉積菌體的自然死亡提供了足夠的時長[24]；過濾儲存單元的礫石層則進一步攔截未完全沉降及滅活的糞大腸菌，從而達到了99.999%的去除率。

進液主要為人糞尿，因此不考慮重金屬和抗生素對土壤、作物及人的危害，出液及污泥作為肥料的安全性主要從衛(wèi)生性角度進行評價[25]，結果顯示蟲卵沉降率和糞大腸菌值均符合《糞便無害化衛(wèi)生要求》的衛(wèi)生標準，出液和污泥中均未檢出蟲卵；經(jīng)過175 d以上的停留，沙門氏菌也可以得到有效去除[26]；此外，出液pH 在6.8～8.0 之間，VFA 濃度為186.33 mg·L-1，無植物毒性且不易增加有毒有害氣體的揮發(fā)和釋放[27]，出液SS濃度降至175.0 mg·L-1，不易堵塞施肥設備[28]。綜上，出液和污泥直接回用于農(nóng)田對作物生長和人體健康不存在衛(wèi)生安全風險。

3.2.2 穩(wěn)定性

本研究兩級發(fā)酵后VS減少60.69%，最終出液VS總去除率66.94%，說明90%以上的有機質分解發(fā)生在兩級發(fā)酵池內(nèi)。按照生物質廢棄物堆肥穩(wěn)定性評價標準，VS 損失＞42%即可認為堆肥產(chǎn)品穩(wěn)定[29]，故本研究中的出液有機質充分穩(wěn)定，不易造成燒苗等現(xiàn)象。反應過程中隨著有機質的分解，C/N 由進液的2.83持續(xù)降至出液的0.74，C/N越高，聚合大分子含量越高，有機質在土壤中的降解越緩慢，C/N 過低則會加劇氨揮發(fā)，本研究中較低的C/N 歸因于人糞尿的性質，因此可以考慮將餐廚廢物和作物秸稈等納入資源化處理和利用的范圍[30]，增加有機負荷、提高基質利用率和制肥效率，并進一步提高出液穩(wěn)定性。

發(fā)酵池污泥穩(wěn)定性根據(jù)公式（1）計算。已知設施各單元污泥及液體VS 總量為62.35 kg；每日排水按200 L 計，出液VS 濃度為498.33 mg·L-1，故VSeffluent=99.67 g·d-1；運行期間無排泥，VSdischarging=0，因此設施SRT=625.56 d，根據(jù)公式（2）計算得出污泥穩(wěn)定性Ssta≈100%。

GRAAFF 等[13]采用UASB 處理濃縮廁所廢水時（25 ℃），75 d 左右的SRT可以保證污泥充分穩(wěn)定（99.9%以上）。由公式（2）反推可知，當污泥穩(wěn)定性達到99.9%時SRT至少為46 d，而本研究SRT在600 d以上，可降解固體充分水解，污泥穩(wěn)定性極高。

3.2.3 有效性

采用微水廁所（通常指單次沖水量0.5～1 L 的廁所）收集的人糞尿養(yǎng)分濃度高，出液總氮保留率為74.50%，主要以氨氮形態(tài)存在（89.27%），示范點農(nóng)田土壤pH在6.52左右，氨氮施用后不易揮發(fā)，且易被土壤顆粒吸附保存；磷素在偏堿性環(huán)境下易沉降，固定于發(fā)酵池底部污泥中，因此出液總磷保留率僅為54.33%；VS 在TS 中的比例從進液的41.29%降至25.60%，保留率為33.06%，但COD 中55.99%為溶解態(tài)，說明難降解有機質充分降解為易被吸收利用的形態(tài)供植物吸收，并可以作為土壤改良劑擴充土壤碳庫。出液總養(yǎng)分含量（N、P2O5、K2O 含量之和）為0.18%，有機質含量為0.05%。

兩級發(fā)酵池底部污泥中的氮素、磷素濃度高于液體部分，主要為顆粒有機氮和以固態(tài)形式沉降的磷；68%以上的總固體為揮發(fā)性固體，有機質含量高。經(jīng)過32 個月的積累，污泥總養(yǎng)分含量為0.43%，有機質含量為2.65%。

廢物產(chǎn)生是連續(xù)的過程，而肥料需求卻隨季節(jié)及作物生長階段而發(fā)生變化，供需不匹配可能導致肥料用量超出土壤消納能力，或因儲存時間過長產(chǎn)生毒害物質，降低植物抗逆性[3，31]。為保證出液品質及用量符合作物生長需求，出液每兩個月使用提升泵抽取1次，按過濾儲存池容積80%的比例抽取，管道輸送至近旁農(nóng)田均勻撒施，每年可獲得72 m3液肥，回收氮素77.93 kg、磷素3.49 kg、鉀素34.94 kg、有機質35.88 kg。發(fā)酵池污泥每2～3 年清掃一次，每次保留總容積的20%，不做脫水處理直接經(jīng)管道通入農(nóng)田，作為基肥施入土壤，平均每年可獲得0.467 m3渣肥，回收氮素1.28 kg、磷素0.73 kg、有機質12.38 kg?；蕟为毷┯靡纂S水流失，大量施用會造成土壤板結、保肥能力減弱。而有機肥施用后可培肥地力、改良土壤，養(yǎng)分釋放相對緩慢，肥料利用率高，因此1 kg 有機氮肥可替代2.035 kg 化學氮肥[11]，經(jīng)過換算，服務于20 戶的組合式多級厭氧發(fā)酵制肥設施每年抽取和清掃獲得的液肥和渣肥共計可取代化學氮肥（N）161.19 kg、磷肥（P2O5）9.67 kg、鉀肥（K2O）42.11 kg。示范點農(nóng)田的農(nóng)作制度為水稻-小麥輪作，熟制為一年兩熟，參考全國農(nóng)技推廣網(wǎng)等對水稻和小麥全生育期施肥量的推薦值[32]，工程每年最多可為4 948.8 m2農(nóng)田提供氮肥，為727.0 m2農(nóng)田提供磷肥，為3 510.9 m2農(nóng)田提供鉀肥。

與固體肥料相比，液肥的營養(yǎng)更易于被植物根部吸收[33]，氨揮發(fā)損失小。與水沖廁所相比，抽排廁所廢物含水少，出液施用于土壤后發(fā)生徑流、下滲等養(yǎng)分流失問題的風險小，因此使用抽吸式廁所不但能改善居民衛(wèi)生條件、節(jié)約清潔水用量，其排放廢物還具有更高的養(yǎng)分利用效率。液肥和渣肥就地就近排入附近農(nóng)田，減少了肥料運輸、加工及購買化肥成本，化肥減量也對面源污染的控制有所貢獻。以生物有機質為原料分解制得的肥料含穩(wěn)定的有機質以及多種大量元素、微量元素、維生素、激素和有益微生物，利于土壤氮固定、酶促反應，提高磷素和鉀素的可利用性[34]，促進作物生長、提高作物品質，其與化肥配施可使小麥產(chǎn)量提高7%～15%[27，35]，還能助力農(nóng)村地區(qū)“田園循環(huán)”理念的推廣，提升居民的環(huán)保意識。

4 結論與展望

本研究通過搭建抽吸式源分離系統(tǒng)及組合式多級厭氧發(fā)酵制肥設施，對杭橋村20 戶居民的抽排廁所廢物進行無害化處理及就地就近資源化回用，基于32 個月的長期運行數(shù)據(jù)，考察進液特征、設施運行狀況以及制得肥料的屬性，評價工藝長期運行效果及肥料直接回用的可行性，獲得如下結論：

（1）組合式多級厭氧發(fā)酵制肥設施經(jīng)過32 個月的運行，填料和礫石單元未發(fā)生堵塞，無滲漏、外溢等現(xiàn)象，發(fā)酵池底泥積累厚度不超過池體有效高度的20%；以示范點實際服務人口推算，在抽吸系統(tǒng)滿負荷情況下（55戶，130人），2年積累污泥厚度不超過總有效高度的30%，維護簡單，清掃周期可保證在2 年以上。

（2）在充足的水力停留時間下，設施對液肥、渣肥糞大腸菌的去除率達到99.999%，出液糞大腸菌值為5.0，對寄生蟲卵的去除率達到100%。符合《糞便無害化衛(wèi)生要求》（GB 7959—2012）的衛(wèi)生標準，可以直接回用于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)。

（3）出液總氮保留率為74.50%，氨揮發(fā)是氮素流失的主要原因；20 戶居民每年產(chǎn)生液肥和渣肥可取代氮肥（N）161.19 kg、磷肥（P2O5）9.67 kg、鉀肥（K2O）42.11 kg，在水稻-小麥輪作、一年兩熟制應用場景下，可滿足4 948.8 m2農(nóng)田的氮肥需求，與合適比例的磷肥、鉀肥配合施用，對改善液肥與渣肥的營養(yǎng)元素配比、提高施用效益具有積極意義。

（4）受衛(wèi)生設施現(xiàn)狀、居民意愿及村莊治理規(guī)劃等的約束，抽吸式源分離系統(tǒng)尚未完全覆蓋設計范圍，發(fā)酵制肥設施水力停留時間較長、運行負荷較低。

為考察和評估高負荷運行工況下常溫厭氧工藝對抽排廁所廢物的轉化性能和規(guī)律，可進一步擴大服務規(guī)?；蚋脑齑罱ㄆヅ涑潭雀叩脑捶蛛x-制肥工藝；此外，可進行更全面的工程效益分析,如通過監(jiān)測肥料施用后土壤性質和作物品質的變化，關注其環(huán)境影響和生物影響。

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