污水處理廠中典型腸道病毒的分布與檢測方法及其風險評估

陳江峰,詹 詠,錢 康,陳 祥,李 錕,董 濱

(1.上海理工大學環境與建筑學院,上海 200093;2.中國長江三峽集團有限公司長江生態環境工程研究中心,北京 100038;3.同濟大學環境科學與工程學院,上海 200092)

SARS-CoV-2新型冠狀病毒已在215個國家導致過疫情暴發,感染人數超5億,死亡人數超640萬[1]。研究報告[2]指出,SARS-CoV-2的RNA在患者糞便和生活污水中檢出,與諾如病毒(norovirus)、腺病毒(adenovirus)、輪狀病毒(rotavirus)、星狀病毒(astrovirus)等[3]典型腸道病毒一樣,可能通過患者的糞便進入排水系統,存在糞口傳播風險,若處置不當會導致病原體進入受納水體。城鎮污水處理廠作為生活污水的主要接納和處理場所,其病原體暴露風險得到了污水處理行業的普遍重視。

污水處理廠進水來源廣泛,現已檢測出1 400余種病原體[4],包含病毒、細菌、真菌等。相關研究[5]報道表明,病原體能夠以無生命的生物大分子狀態在污水中穩定存在,并長時間維持其感染活性,存活時間長達幾天甚至數月。同時,隨著城市管網升級改造,污水短時間即可匯入污水處理廠,使污水處理廠的進水中存在大量尚未失活的病原體。因此,污水處理廠的工作人員接觸這些病原體并感染的幾率較高。研究數據[6]表示,污水處理廠人員更容易感染由腸道病毒所引起的疾病,疾病的主要傳播途徑可歸因于病毒氣溶膠的吸入和手部接觸攜帶病毒的污水、污泥而導致的手口攝入。此外,若出水中含有病原體,其用于城市綠化和道路清潔時也會對公眾造成一定的健康風險。

目前,我國對于污水處理廠出水標準中僅對于寄生蟲卵及糞大腸菌群進行限值控制,對病毒的控制限值以及去除策略并無明確的規定,使污水處理廠的運行過程以及出水排放都存在著難以定量的風險。本文歸納總結了國內外關于污水處理廠中病毒的分布、檢測方法及其風險評估等方面的研究進展,為建立污水處理廠出水病毒控制標準、加強污水處理廠病毒防控、降低工作人員健康風險提供科學參考。

1 污水處理廠中病毒的分布與去除特征

1.1 水相中病毒的分布

污水中存在大量細菌、真菌、病毒等病原微生物。病原微生物的種類眾多,目前在污水中發現的600余種病毒中,腸道病毒就存在140余種[7],不同的腸道病毒引起的健康危害以及不同工藝對其去除效果存在差異,因此,明晰污水中腸道病毒的種類、危害和不同工藝對病毒的去除效果尤為重要。表1匯總了國內外不同污水處理廠污水中較為典型的腸道病毒種類,以及在不同處理工藝下進出水單元的濃度水平[8-19]。各國污水處理廠污水中檢測出的病毒種類及濃度各不相同,但在各工藝的進出水中均有病毒檢出。張德友[10]在北京高碑店等污水處理廠出水中均檢出輪狀病毒,通過計算得出各污水處理廠出水健康風險均高于美國環保局(USEPA)規定的標準值,說明將污水處理廠出水用于綠化和景觀用水時,對人群存在健康隱患。不同污水處理流程對水中部分病毒的去除效果各不相同,Ouardani等[16]的研究表明氧化溝工藝對甲型肝炎病毒的去除效果約為1.31lg,Schlindwein等[20]和Villar等[14]的研究表明傳統活性污泥法對甲型肝炎病毒的去除效率為0.09lg～0.24lg,表明污水處理工藝和污水處理廠規模等都會影響對病毒的去除效果。

1.2 固相(主要指污泥)中病毒的分布

據統計,至2020年我國污水處理廠脫水污泥產量已達7 285萬t(含水率80%計),污泥產量增速為每年5%～8%,預計2025年底我國污泥產量將達到9 000萬t[21]。污水處理廠進水中含有大量的病毒,剩余污泥作為病毒的重要載體,其帶來的健康風險也越來越受到國內外的重視。Yang等[22]研究發現病毒在進入污水處理系統后,會逐漸富集吸附在污泥中,并且部分腸道病毒能在污泥中存活幾天甚至數月。美國等發達國家已逐漸將病毒列入污泥排放指標中。但我國現行標準《城鎮污水處理廠污染物排放標準》(GB 18918—2002)和《城鎮污水處理廠污泥泥質》(GB 24188—2009)中,對污泥的病原體排放指標僅涉及糞大腸菌群、細菌總數和蛔蟲卵死亡率,尚未涉及對病毒的關注。由表2可知[23-33],出水污泥中仍存在較高濃度腸道病毒,Bofill-Mas等[23]的報告表明污水和污泥中多瘤病毒的濃度相似,但由于污泥對病毒的保存作用要高于污水中,污泥中的高濃度病毒更應該引起重視。Reynolds[24]和Sidhu等[25]的研究表明,由于活性污泥對病毒的吸附與保護作用,污泥中病毒含量通常會高于進水,部分病毒(如腺病毒)可達到進水的10倍。因此,關于污泥后續處理處置過程中所造成的健康風險不容忽視。

1.3 氣相中病毒的分布特征

氣溶膠是由小體積液滴或一些結構簡單的生物分散并懸浮在空氣中的一種膠體體系。在污水處理過程中,如曝氣裝置會在曝氣單元產生氣泡,在氣泡上升至水面破裂后,會使攜帶腸道病毒的小液滴逸散到空氣中[34]。此外,在機械攪拌或者液體湍流劇烈的處理單元,也存在水相與氣相的接觸[35],導致氣溶膠的產生并使水中所含有的腸道病毒進入空氣中。有研究[36]表明污水處理廠職業人員更容易產生過敏性鼻炎、慢性支氣管炎、哮喘等呼吸系統疾病的問題。由表3[37-43]可知,進水與曝氣池等湍流程度較大的單元均有病毒的檢出。Pamionka[37]的研究發現污水廠工作人員對于諾如病毒與輪狀病毒的疾病負擔傷殘調整壽命年(DALY)指標可達到0.123和0.057 6,遠超世界衛生組織制定的1×10-6的參考值。劉子欣[38]的研究表明污水處理廠工作人員關于腸道病毒和諾如病毒的年感染概率可達23%和50%,DALY指標也遠超美國環保局制定的1×10-4的參考值。因此,需關注并預防污水處理廠氣溶膠對廠內工作人員與周邊居民造成的健康危害。

1.4 污水處理廠中典型腸道病毒存活與去除的影響因素

典型腸道病毒在污水處理廠中的存活與去除受到多方面因素的影響,其可分為物理因素、化學因素和生物因素3種。

1.4.1 物理因素

涉及腸道病毒去除和存活的物理因素包括溫度、懸浮物、光照等[44]。溫度是影響病原微生物存活最關鍵的因素。研究[45]表明隨著溫度的升高,病毒衣殼蛋白會變形破壞或被活性升高的胞外蛋白酶降解,從而導致病毒失活。據Casanova等[46]的研究顯示,小鼠肝炎病毒在25 ℃的條件下,10 d后滴度下降了2lg,而在4 ℃的同等條件下,其滴度并未存在顯著下降。Zhao等[47]的研究表明甲型肝炎病毒在4 ℃瓶裝水中存活一年后其滴度僅下降約1lg,而在20 ℃和35 ℃的情況下,40 d后其滴度下降了約2lg和5lg,并且其在240 d和80 d時徹底失去了活性。Ibrahim等[48]研究表明,在37 ℃滅菌后河水中腺病毒存活時間為27 d,在4 ℃保存下其活性可延長為73 d,而在-20 ℃的情況下其存活時間甚至可以達到197.5 d。因此,對大多數病毒而言,低溫條件下腸道病毒的存活時間更長。并且隨著溫度的升高,病原體和懸浮顆粒間的吸附性能也會下降。病原體和懸浮顆粒間的吸附性能也是影響其活性的關鍵因素,腸道病毒在懸浮顆粒物上的吸附可減少酶、其他降解因子和紫外線(UV)滅活等環境因素對其的影響,延長病原體在污水中的存活時間。Fongaro等[49]的研究表明,水中的病毒濃度在經過沉降后顯著降低,PhiX-174噬菌體和腺病毒的沉降與固體顆粒的沉降呈正相關。Sakoda等[50]的研究表明,大腸桿菌噬菌體吸附在固體上時比懸浮在水中時更加穩定,固體表面的吸附增強了它們的存活能力。

光照也是影響水中病原體存活的重要因素,相關研究[51]表明UV輻射是環境中主要的天然殺病毒劑。UV通過改變病毒和微生物的遺傳物質、斷裂鍵、變性蛋白質(蛋白質分子吸收紫外光后,會導致氫鍵的解離從而導致其變性)來對病毒和微生物的基因組造成損害,達到削減水中病毒存活時間的效果。Johnson等[52]的研究表明,脊髓灰質炎病毒在黑暗環境的海水中24 h后滴度下降了約1lg,而在同一時期陽光下海水中的滴度卻下降了3lg。光照對病原菌的去除效果也與UV強度有關,Meng等[53]的研究表明滅活1lg的腺病毒需要30 mW/cm2劑量,當UV強度達到124 mW/cm2時腺病毒的滅活效率可達4lg。

1.4.2 化學因素

影響污水中病毒存活的化學因素有pH、氧化劑等。不同病毒在水中的等電點不同,水體pH的變化會改變病毒表面的帶電性質[54],影響病毒在水中的遷移和吸附性能,并且pH能通過影響微生物表面的蛋白構型情況影響微生物的活性和感染能力。但生活污水的pH值通常情況下為6～8,大多數腸道病毒在這個范圍內存活較為穩定。Chin等[55]的研究發現,在室溫條件下,pH值在3～10的新冠病毒存活情況穩定。而Booth等[56]的研究表明,諾如病毒能在pH值為2～10的緩沖液中存活,在pH值為2的情況下存活30 min后仍具有感染性。氧化劑如二氧化氯、次氯酸鈉、臭氧等,能夠有效降低病毒的傳染活性。研究[57]表明二氧化氯會使包膜病毒的血凝素和神經氨酸酶變形,而這些蛋白對病毒的傳染性必不可少,因此,消除了病毒的傳染性。Hatanaka等[58]的研究表明在加入80 mg/L的次氯酸鈉或二氧化氯后10 s后,SARS-CoV-2病毒的滴度下降可以達到約4lg。Orel等[59]的研究也表明次氯酸鈉對脊髓灰質炎病毒有很高的殺滅作用,在水中加入0.63%次氯化鈉溶液在經過2 min后其滴度可下降10lg。

1.4.3 生物因素

研究[60]表明病毒的存活率可能會隨著表面微生物的數量而增加或減少,細菌或微小真菌能夠攻擊和滅活具有感染性的病毒顆粒。一些細菌可以產生低分子物質或使用病毒衣殼蛋白作為底物生長,從而使病毒失活。除了細菌和真菌外,水中還存在大量原生動物、后生動物、藻類等生物,對病毒的存活均存在不同程度的影響。Kim等[61]的研究表明脊髓灰質炎病毒在從水相被吸附到絮體后,絮體上的后生動物通過攝食作用將其轉移至體內達到滅活病毒的效果。Bettarel等[62]的研究發現微藻能吸附水中的病毒,通過沉淀或其體系中生物(異養納米鞭毛蟲和纖毛蟲)的捕食去除。但是對于病毒而言,水中的生物除了負面影響外,也存在保護和傳播病毒的作用。Scheid等[63]的研究發現棘阿米巴屬變形蟲(Acanthamoeba)在吞食腺病毒后,腺病毒在其體內形態并未發生改變,且仍具有感染能力。在宿主阿米巴的保護下,腺病毒還可以免受各種消毒劑的不良作用。Battistini等[64]也發現纖毛蟲吸收水中腺病毒后,腺病毒可在其體內存活長達35 d。因此,環境水體中的腸道病毒與各種生物間存在復雜的相互關系,其共生、捕食、競爭等都會影響其在水中的存活和分布。

2 環境樣本中微生物的濃縮與檢測

由于環境樣本中腸道病毒的含量一般較低,且其存在的許多物質會影響后續的檢測,如有機質和顆粒物等。因此,在檢測前需對樣品進一步洗脫和濃縮,提高后續檢測的準確性和靈敏度。

2.1 水樣中病毒的富集與濃縮方法

水樣中病毒的濃度較低時,常見的濃縮方法包括:膜過濾-洗脫法、絮凝沉淀法、超濾法、固體吸附-洗脫法等[65]。吸附-洗脫法是其中運用較多的濃縮方法,包含膜過濾-洗脫法和固體吸附-洗脫法,通過特定介質吸附水中病毒,再使用洗脫液洗脫完成濃縮。膜過濾-洗脫法是通過帶電荷的濾膜來吸附水中帶負電荷的病毒,根據膜所帶電荷的不同可分為陽離子膜和陰離子膜。常見的陰離子膜有硝酸纖維膜、尼龍膜、玻璃纖維膜等,Jothikumar等[66]使用Millipore硝化纖維膜對實驗室模擬水樣中脊髓灰質炎病毒的回收率可達80%,但陰離子膜使用前需要在酸化條件下加入陽離子,如Al3+、Ca2+、Mg2+等。此外,Berg等[67]的研究表明,由于污水中的有機物質較多,陰離子膜對污水中病毒的濃縮效果較差,需要在過濾前初步去除水中有機質。常見的陽離子膜有納米鋁濾膜、石棉-纖維素膜等,與陰離子膜相比陽離子膜可以直接吸附帶負電的病毒。馮微宏等[68]的研究表明,Nanoceram陽離子膜對模擬水樣中諾如病毒的回收率為28.8%±6.1%。固體吸附-洗脫法也是通過帶電荷的濾料介質對病毒進行吸附,目前研究熱門的濾料包括活性炭、硅膠、玻璃棉、硅藻土及各種改性材料等。Brinkman等[69]運用硅藻土濃縮廢水中腸道病毒的回收率為47%～98%。Vilagines等[70]使用50 g玻璃棉對河水中脊髓灰質炎病毒的回收率為75%,但固體吸附-洗脫法的濃縮效率與其濾料的用量及環境條件有關。Menut等[71]使用5 g玻璃棉對脊髓灰質炎病毒的回收效率為25.5%。

絮凝沉淀法是通過加入具有絮凝特性的物質,將病毒沉淀后通過超高速離心的方式將病毒依附在管壁上,在去除上清液后通過緩沖液將其重懸達到濃縮的效果。這種方法適用于較為渾濁的水樣以及污泥,但其濃縮體積僅適用于生活污水、醫療廢水等病毒較高的水體。超濾法的原理是依據濾孔孔徑大小的差異性來截取水中的病毒,并不需要加入其他物質,只與微生物直徑和自身孔徑相關,但超濾法易堵塞濾膜,適用于自來水、三級出水等較為潔凈的水體。金萍等[72]使用超濾法和PEG沉淀法對純水中諾如病毒的回收率分別為34.72%和6.21%。張崇淼[73]應用濾膜吸附-PEG沉淀法對二級出水及進水中腸道病毒的回收率分別為65.93%和33.25%。因此,關于污水處理廠水樣的富集濃縮方法在進水等較為渾濁的水體單元采用絮凝沉淀法較為合適,而出水及后續潔凈水體中應使用超濾法或吸附-沉淀法。

2.2 泥樣中病毒的富集與濃縮方法

污泥中病毒的濃縮方法通?？煞譃閮刹?洗脫和富集。污泥中病毒的洗脫,就是通過加入化學試劑使污泥和病毒分離,使其從固相向水相轉移,再通過離心的方式去除沉淀。Mignotte等[74]通過對8種濃縮技術進行比較,得出向污泥中加入0.3 mol/L的NaCl和7%牛肉提取物(pH值=7.5)、100 mL氟利昂和10%牛肉提取物(pH值=9),兩種方法在后續定量和培養過程中有更好的表現,但第二種方法相較于第一種更加便捷,且后續不存在氟利昂的環境處置問題。Yang等[22]通過向污泥中投加假單胞Phi6噬菌體、MS2大腸桿菌噬菌體、T4噬菌體、Phix174噬菌體4種不同類型的典型病毒替代物對比了4種濃縮方法,得出向污泥中加入10%牛肉提取物(pH值=7.2)的方法回收率最高,其phiX174噬菌體回收率可達60.49%。污泥富集的方法與前文污水濃縮方法一致,為PEG沉淀法、超濾法、超速離心法等,在實際試驗過程中病毒的濃縮可以由多種方法一起構成,如可使用濾膜法進行初步濃縮后再使用有機絮凝法進一步濃縮,可以達到更好的富集效果。

2.3 氣樣中病毒的采集方法

關于空氣中氣溶膠樣品的采集效果主要在于采集方式的不同,不同的采集方式其捕獲氣溶膠中病毒的能力以及捕獲后微生物的活性不同?，F有的采集方法依照其原理可分為重力沉降法、撞擊式采樣法、沖擊式采樣法、氣旋式采樣法、靜電采樣法等[75-77]。撞擊沉降法是目前采用較為廣泛的方法之一,最具代表性的便是Andersen六級采樣器,其優點在于擁有六級篩孔徑不同的篩板,通過不同的孔徑和不同的氣流流速使不同大小粒徑的病毒截留在不同的篩板上,得到氣溶膠中微生物的粒徑分布,根據動力學原理可以模擬不同粒徑下人吸入肺部后的感染性。但其缺點是受到采樣器氣流擾動和慣性影響會造成微生物損傷或死亡,影響后續檢測。由于病毒在氣溶膠中的含量很少,加上其本身結構十分脆弱,運用沖擊式采樣法是目前污水處理廠采集病毒氣溶膠的主流方法之一,其收集氣溶膠的液體介質能更好地保持病毒的活性減少其損失。Courault等[42]使用AGI沖擊式液體采樣器對小鼠諾如病毒的回收率可達71.8%。

2.4 病毒檢測技術

在樣品完成洗脫濃縮等前處理后,關于污水處理廠等環境樣本的病毒檢測方式主要可分為細胞培養法、免疫學檢測法和分子學檢測方法[42,78]。細胞培養法是最傳統的檢測方法,通過顯微鏡直接觀察進行定性鑒定和分析或運用特定宿主細胞分離和鑒定病毒。其主要用于評價病毒的感染活性,常用50%細胞感染劑量(TCID50)或培養皿空斑數(Pfu)來表征。但這種方法檢測周期較長,污水中的病毒大部分都很難培養(如諾如病毒、輪狀病毒等)且污水中各類微生物成分復雜,不能很好地對其分離培養,因此,檢測結果往往與實際結果存在較大差異性。免疫學檢測法現有如酶聯免疫吸附法、免疫熒光法、膠體金免疫技術等[79],其主要通過帶有標記的抗體(或抗原)與抗原(或抗體)的特異性結合,通過其熒光反應或酶的呈色反應對其進行定性及定量分析,但該方法存在檢測限較高、靈敏度較低等問題,因此,不太適用于微生物濃度低的環境樣本檢測。

分子檢測技術包含聚合酶鏈反應(PCR)、脈沖場凝膠電泳(PFGE)、高通量測序、基因芯片等,其具有靈敏度高、周期短、特異性強等優點。實時熒光定量PCR是在原有PCR的基礎上發展的定量技術,是目前用于污水處理廠病原體定量檢測最主流的方法[73]。其通過在PCR反應體系中加入熒光基團,最后用樣品的熒光信號值代入標準曲線對其進行定量分析。但污水的成分十分復雜,污水中含有的有機質(如腐植酸)和顆粒物等會影響PCR最終的檢出結果,因此,需要在前處理過程中用PEG沉淀、離心或樹脂過濾等方法減少檢測的誤差。

3 健康風險評估

污水處理廠中的病原體種類繁多,其暴露情況不同,感染的隨機性和工人的易感程度相差較大,并且缺少污水處理廠流行病學的數據,因此,關于污水處理廠職業人員及周邊群眾的健康風險評估十分困難。定量微生物風險評價(quantitative microbial risk assessment,QMRA)法是一種可以有效評估污水處理廠內感染風險的主流方法[80],通過病原體的傳染性、濃度和人群的暴露時間來定量計算其感染風險。它已被廣泛運用于食品、飲用水、再生水及污水處理廠等各方面微生物的風險評估,并且已被美國、加拿大、荷蘭等多個國家運用于環境治理方面,為其衛生策略和標準制定提供支撐。QMRA的主要步驟可分為危害鑒定、暴露評估、劑量-反應分析和風險評估4個步驟[81]。

3.1 危害鑒定

危害鑒定是對污水處理廠水中病毒種類的識別及其對人體健康損傷的定性分析。由于污水處理廠中病毒的種類繁多,且變異迭代快,受到檢測成本、人力資源和檢測技術等制約,現有的檢測手段難以檢測污水中所有的病毒。因此,應基于污水處理廠自身水體特點確定目標病毒。通過現有的當地水體監測數據、臨床醫學研究及流行病學研究,確立污水處理廠水體中覆蓋范圍廣、致病性強或后續危害嚴重的病毒。根據前文的文獻查閱和對國內污水處理廠的監測數據分析,污水處理廠中主要的危害來源包括諾如病毒、腺病毒、輪狀病毒、星狀病毒等。

3.2 暴露評估

暴露評估是在完成水體特征目標病毒識別后,通過對所在環境中目標污染物的污染濃度、頻率和人體暴露的持續時間、暴露途徑、暴露方式等進行分析來計算病毒在環境中的暴露劑量。暴露途徑主要包括手口接觸和液滴飛濺導致的口腔攝入、附著于空氣氣溶膠中的病毒通過呼吸導致的鼻腔攝入和皮膚接觸[7]?，F有關于暴露計量的計算方法包括生物標記法、直接檢測法和模型預測法[82],由于前兩種方法在污水處理廠評價中缺失的數據較多,污水處理廠中暴露計量的確立多采用模型預測法。根據不同暴露途徑下人對目標病毒的攝入量(V)和指定水體中病毒的暴露濃度(C)來計算目標污染物的攝入量(D)。在關于暴露劑量的計算中,暴露參數包括評價對象的體重、呼吸頻率、手口接觸頻次等,可以通過實地調研或通過查閱技術規范,如中國人群暴露手冊和美國USEPA暴露手冊中建議的數值來確定。

3.3 劑量-反應分析

劑量-反應分析就是在通過目標病毒暴露劑量計算后,用暴露劑量代入數學模型對其導致人體發生感染的概率進行定量計算。目前,較為主流的劑量分析采用的是流行病學調查法和數據模型分析法[83],在風險評價中流行病學調查法用于劑量分析雖然準確且可靠,但由于人群暴露感染數據不完善,大部分情況下水體環境的流行病學難以完整獲得,并且根據地區的不同其數據也可能存在差異。相較于流行病學調查法,數據模型分析法更為普及,是目前最常用于污水處理廠的分析方法。目前,關于水中病毒主要的計算模型為指數模型和Beta-Possion模型[84],每種病毒含有不同的參數,需通過計算體現其感染概率的差異性,常見病毒的計算模型以及模型參數如表4所示。許多病毒其感染后并不會走向致病結局,因此,在利用常見模型計算出其感染率后,仍需進一步計算不同病原體的感染-致病率(f)。而感染-致病率的計算主要通過病毒人體試驗數據通過構建模型模擬的方式計算得出,但在污水處理廠方面關于感染-致病率模型的構建和計算數據并不完善,現有的模型構建方法包括蒙特卡洛模擬法、極大擬然估算法等[41]。

表4 常見腸道病毒的劑量-反應模型及其參數[85-87]

3.4 風險評估

風險評估是在危害鑒定、暴露評估、劑量-反應分析3項的基礎上,將得到的數據進行計算,最終達到病毒感染后對人引起的健康損失進行定性描述的目的。為減少風險評估因計算方法導致的差異性,目前國內外研究中關于QMRA的計算多數采用由世界衛生組織和哈佛衛生院提出的DALY指標[88],并且依據世界衛生組織提出的污染物造成的疾病負擔DALY指標應低于1×10-6的標準,可以估算出目標水體病毒的最高濃度,以此來協助日后標準的制定。表5為國內外研究關于不同環境水體中腸道病毒的風險評估結果。

表5 不同國家或地區對污水處理廠周邊居民或職業人員風險評估結果[41,89-92]

4 總結與展望

(1)污水處理廠中腸道病毒種類繁多,國內關于污水中病原體的研究大多集中于細菌與真菌,病毒的去除機制及去除效果研究較少。國內常用的AAO生物處理工藝和氧化溝等工藝在現有研究中去除效率約為90%,現有的常規處理技術對部分腸道病毒的去除效果不佳,出水與剩余污泥中仍存在較高濃度病毒。并且,目前國內現有的執行標準并未對病毒的排放作出限制,關于腸道病毒的污水排放和污泥后續處理處置標準有待完善。

(2)由于環境樣本來源廣泛且不同地區其水體水質存在較大差異,對于大多數腸道病毒而言,現有的污水、污泥濃縮及檢測方法并未形成統一的標準體系。環境樣本中病毒濃度較低,因此,不同的濃縮及檢測方法往往導致其數據結果存在較大差異。

(3)分析國內外監測數據可得,應重點關注進水、曝氣池等單元產生的氣溶膠和出水下游周邊地區中病毒的含量及其對工作人員與周邊居民的疾病負擔。國內關于污水處理廠進行的流行病學調查研究數據和不同病原體感染性的試驗數據較少,且不同地區優勢病毒并不相同,需要進行實地調研,因此,污水處理廠職業人員和周邊居民的健康風險評價仍存在較大的不確定性。

污水處理廠中關于腸道病毒的研究還有待進一步深入。(1)對國內污水處理廠優勢腸道類病毒類別進行進一步識別,參考現有國內外使用的病毒提取方法,建立相關病毒的污水污泥濃縮檢測標準,完善污水處理廠各環節病毒濃度基礎數據,制定污水處理廠病毒相關控制標準,規定出水及污泥后續處理處置中腸道病毒的排放限值。(2)目前國內關于污水處理廠職業人員和周邊居民的風險評估研究極為缺乏,應盡快建立污水處理廠各環節風險評價體系,在QMRA體系的基礎上,通過參考國外已運用模型如蒙特卡羅等代入國內實地調研數據,減小模型誤差引起的不確定性,闡明污水處理廠職業人員的健康風險,制定相關防護措施,構建完善的公共衛生安全管理體系,實現污水處理廠腸道病毒全流程的風險管控。(3)加強污水處理廠腸道病毒去除新技術的研究,現有的污水處理廠對于腸道病毒的去除效果不佳,處理后的水體對人群仍有較高的致病風險,應加強相關后續削減病毒含量深度處理方法的研究。