污水处理厂中典型肠道病毒的分布与检测方法及其风险评估

陈江峰,詹 咏,钱 康,陈 祥,李 锟,董 滨

(1.上海理工大学环境与建筑学院,上海 200093;2.中国长江三峡集团有限公司长江生态环境工程研究中心,北京 100038;3.同济大学环境科学与工程学院,上海 200092)

SARS-CoV-2新型冠状病毒已在215个国家导致过疫情暴发,感染人数超5亿,死亡人数超640万[1]。研究报告[2]指出,SARS-CoV-2的RNA在患者粪便和生活污水中检出,与诺如病毒(norovirus)、腺病毒(adenovirus)、轮状病毒(rotavirus)、星状病毒(astrovirus)等[3]典型肠道病毒一样,可能通过患者的粪便进入排水系统,存在粪口传播风险,若处置不当会导致病原体进入受纳水体。城镇污水处理厂作为生活污水的主要接纳和处理场所,其病原体暴露风险得到了污水处理行业的普遍重视。

污水处理厂进水来源广泛,现已检测出1 400余种病原体[4],包含病毒、细菌、真菌等。相关研究[5]报道表明,病原体能够以无生命的生物大分子状态在污水中稳定存在,并长时间维持其感染活性,存活时间长达几天甚至数月。同时,随着城市管网升级改造,污水短时间即可汇入污水处理厂,使污水处理厂的进水中存在大量尚未失活的病原体。因此,污水处理厂的工作人员接触这些病原体并感染的几率较高。研究数据[6]表示,污水处理厂人员更容易感染由肠道病毒所引起的疾病,疾病的主要传播途径可归因于病毒气溶胶的吸入和手部接触携带病毒的污水、污泥而导致的手口摄入。此外,若出水中含有病原体,其用于城市绿化和道路清洁时也会对公众造成一定的健康风险。

目前,我国对于污水处理厂出水标准中仅对于寄生虫卵及粪大肠菌群进行限值控制,对病毒的控制限值以及去除策略并无明确的规定,使污水处理厂的运行过程以及出水排放都存在着难以定量的风险。本文归纳总结了国内外关于污水处理厂中病毒的分布、检测方法及其风险评估等方面的研究进展,为建立污水处理厂出水病毒控制标准、加强污水处理厂病毒防控、降低工作人员健康风险提供科学参考。

1 污水处理厂中病毒的分布与去除特征

1.1 水相中病毒的分布

污水中存在大量细菌、真菌、病毒等病原微生物。病原微生物的种类众多,目前在污水中发现的600余种病毒中,肠道病毒就存在140余种[7],不同的肠道病毒引起的健康危害以及不同工艺对其去除效果存在差异,因此,明晰污水中肠道病毒的种类、危害和不同工艺对病毒的去除效果尤为重要。表1汇总了国内外不同污水处理厂污水中较为典型的肠道病毒种类,以及在不同处理工艺下进出水单元的浓度水平[8-19]。各国污水处理厂污水中检测出的病毒种类及浓度各不相同,但在各工艺的进出水中均有病毒检出。张德友[10]在北京高碑店等污水处理厂出水中均检出轮状病毒,通过计算得出各污水处理厂出水健康风险均高于美国环保局(USEPA)规定的标准值,说明将污水处理厂出水用于绿化和景观用水时,对人群存在健康隐患。不同污水处理流程对水中部分病毒的去除效果各不相同,Ouardani等[16]的研究表明氧化沟工艺对甲型肝炎病毒的去除效果约为1.31lg,Schlindwein等[20]和Villar等[14]的研究表明传统活性污泥法对甲型肝炎病毒的去除效率为0.09lg～0.24lg,表明污水处理工艺和污水处理厂规模等都会影响对病毒的去除效果。

1.2 固相(主要指污泥)中病毒的分布

据统计,至2020年我国污水处理厂脱水污泥产量已达7 285万t(含水率80%计),污泥产量增速为每年5%～8%,预计2025年底我国污泥产量将达到9 000万t[21]。污水处理厂进水中含有大量的病毒,剩余污泥作为病毒的重要载体,其带来的健康风险也越来越受到国内外的重视。Yang等[22]研究发现病毒在进入污水处理系统后,会逐渐富集吸附在污泥中,并且部分肠道病毒能在污泥中存活几天甚至数月。美国等发达国家已逐渐将病毒列入污泥排放指标中。但我国现行标准《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918—2002)和《城镇污水处理厂污泥泥质》(GB 24188—2009)中,对污泥的病原体排放指标仅涉及粪大肠菌群、细菌总数和蛔虫卵死亡率,尚未涉及对病毒的关注。由表2可知[23-33],出水污泥中仍存在较高浓度肠道病毒,Bofill-Mas等[23]的报告表明污水和污泥中多瘤病毒的浓度相似,但由于污泥对病毒的保存作用要高于污水中,污泥中的高浓度病毒更应该引起重视。Reynolds[24]和Sidhu等[25]的研究表明,由于活性污泥对病毒的吸附与保护作用,污泥中病毒含量通常会高于进水,部分病毒(如腺病毒)可达到进水的10倍。因此,关于污泥后续处理处置过程中所造成的健康风险不容忽视。

1.3 气相中病毒的分布特征

气溶胶是由小体积液滴或一些结构简单的生物分散并悬浮在空气中的一种胶体体系。在污水处理过程中,如曝气装置会在曝气单元产生气泡,在气泡上升至水面破裂后,会使携带肠道病毒的小液滴逸散到空气中[34]。此外,在机械搅拌或者液体湍流剧烈的处理单元,也存在水相与气相的接触[35],导致气溶胶的产生并使水中所含有的肠道病毒进入空气中。有研究[36]表明污水处理厂职业人员更容易产生过敏性鼻炎、慢性支气管炎、哮喘等呼吸系统疾病的问题。由表3[37-43]可知,进水与曝气池等湍流程度较大的单元均有病毒的检出。Pamionka[37]的研究发现污水厂工作人员对于诺如病毒与轮状病毒的疾病负担伤残调整寿命年(DALY)指标可达到0.123和0.057 6,远超世界卫生组织制定的1×10-6的参考值。刘子欣[38]的研究表明污水处理厂工作人员关于肠道病毒和诺如病毒的年感染概率可达23%和50%,DALY指标也远超美国环保局制定的1×10-4的参考值。因此,需关注并预防污水处理厂气溶胶对厂内工作人员与周边居民造成的健康危害。

1.4 污水处理厂中典型肠道病毒存活与去除的影响因素

典型肠道病毒在污水处理厂中的存活与去除受到多方面因素的影响,其可分为物理因素、化学因素和生物因素3种。

1.4.1 物理因素

涉及肠道病毒去除和存活的物理因素包括温度、悬浮物、光照等[44]。温度是影响病原微生物存活最关键的因素。研究[45]表明随着温度的升高,病毒衣壳蛋白会变形破坏或被活性升高的胞外蛋白酶降解,从而导致病毒失活。据Casanova等[46]的研究显示,小鼠肝炎病毒在25 ℃的条件下,10 d后滴度下降了2lg,而在4 ℃的同等条件下,其滴度并未存在显著下降。Zhao等[47]的研究表明甲型肝炎病毒在4 ℃瓶装水中存活一年后其滴度仅下降约1lg,而在20 ℃和35 ℃的情况下,40 d后其滴度下降了约2lg和5lg,并且其在240 d和80 d时彻底失去了活性。Ibrahim等[48]研究表明,在37 ℃灭菌后河水中腺病毒存活时间为27 d,在4 ℃保存下其活性可延长为73 d,而在-20 ℃的情况下其存活时间甚至可以达到197.5 d。因此,对大多数病毒而言,低温条件下肠道病毒的存活时间更长。并且随着温度的升高,病原体和悬浮颗粒间的吸附性能也会下降。病原体和悬浮颗粒间的吸附性能也是影响其活性的关键因素,肠道病毒在悬浮颗粒物上的吸附可减少酶、其他降解因子和紫外线(UV)灭活等环境因素对其的影响,延长病原体在污水中的存活时间。Fongaro等[49]的研究表明,水中的病毒浓度在经过沉降后显著降低,PhiX-174噬菌体和腺病毒的沉降与固体颗粒的沉降呈正相关。Sakoda等[50]的研究表明,大肠杆菌噬菌体吸附在固体上时比悬浮在水中时更加稳定,固体表面的吸附增强了它们的存活能力。

光照也是影响水中病原体存活的重要因素,相关研究[51]表明UV辐射是环境中主要的天然杀病毒剂。UV通过改变病毒和微生物的遗传物质、断裂键、变性蛋白质(蛋白质分子吸收紫外光后,会导致氢键的解离从而导致其变性)来对病毒和微生物的基因组造成损害,达到削减水中病毒存活时间的效果。Johnson等[52]的研究表明,脊髓灰质炎病毒在黑暗环境的海水中24 h后滴度下降了约1lg,而在同一时期阳光下海水中的滴度却下降了3lg。光照对病原菌的去除效果也与UV强度有关,Meng等[53]的研究表明灭活1lg的腺病毒需要30 mW/cm2剂量,当UV强度达到124 mW/cm2时腺病毒的灭活效率可达4lg。

1.4.2 化学因素

影响污水中病毒存活的化学因素有pH、氧化剂等。不同病毒在水中的等电点不同,水体pH的变化会改变病毒表面的带电性质[54],影响病毒在水中的迁移和吸附性能,并且pH能通过影响微生物表面的蛋白构型情况影响微生物的活性和感染能力。但生活污水的pH值通常情况下为6～8,大多数肠道病毒在这个范围内存活较为稳定。Chin等[55]的研究发现,在室温条件下,pH值在3～10的新冠病毒存活情况稳定。而Booth等[56]的研究表明,诺如病毒能在pH值为2～10的缓冲液中存活,在pH值为2的情况下存活30 min后仍具有感染性。氧化剂如二氧化氯、次氯酸钠、臭氧等,能够有效降低病毒的传染活性。研究[57]表明二氧化氯会使包膜病毒的血凝素和神经氨酸酶变形,而这些蛋白对病毒的传染性必不可少,因此,消除了病毒的传染性。Hatanaka等[58]的研究表明在加入80 mg/L的次氯酸钠或二氧化氯后10 s后,SARS-CoV-2病毒的滴度下降可以达到约4lg。Orel等[59]的研究也表明次氯酸钠对脊髓灰质炎病毒有很高的杀灭作用,在水中加入0.63%次氯化钠溶液在经过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会随着表面微生物的数量而增加或减少,细菌或微小真菌能够攻击和灭活具有感染性的病毒颗粒。一些细菌可以产生低分子物质或使用病毒衣壳蛋白作为底物生长,从而使病毒失活。除了细菌和真菌外,水中还存在大量原生动物、后生动物、藻类等生物,对病毒的存活均存在不同程度的影响。Kim等[61]的研究表明脊髓灰质炎病毒在从水相被吸附到絮体后,絮体上的后生动物通过摄食作用将其转移至体内达到灭活病毒的效果。Bettarel等[62]的研究发现微藻能吸附水中的病毒,通过沉淀或其体系中生物(异养纳米鞭毛虫和纤毛虫)的捕食去除。但是对于病毒而言,水中的生物除了负面影响外,也存在保护和传播病毒的作用。Scheid等[63]的研究发现棘阿米巴属变形虫(Acanthamoeba)在吞食腺病毒后,腺病毒在其体内形态并未发生改变,且仍具有感染能力。在宿主阿米巴的保护下,腺病毒还可以免受各种消毒剂的不良作用。Battistini等[64]也发现纤毛虫吸收水中腺病毒后,腺病毒可在其体内存活长达35 d。因此,环境水体中的肠道病毒与各种生物间存在复杂的相互关系,其共生、捕食、竞争等都会影响其在水中的存活和分布。

2 环境样本中微生物的浓缩与检测

由于环境样本中肠道病毒的含量一般较低,且其存在的许多物质会影响后续的检测,如有机质和颗粒物等。因此,在检测前需对样品进一步洗脱和浓缩,提高后续检测的准确性和灵敏度。

2.1 水样中病毒的富集与浓缩方法

水样中病毒的浓度较低时,常见的浓缩方法包括:膜过滤-洗脱法、絮凝沉淀法、超滤法、固体吸附-洗脱法等[65]。吸附-洗脱法是其中运用较多的浓缩方法,包含膜过滤-洗脱法和固体吸附-洗脱法,通过特定介质吸附水中病毒,再使用洗脱液洗脱完成浓缩。膜过滤-洗脱法是通过带电荷的滤膜来吸附水中带负电荷的病毒,根据膜所带电荷的不同可分为阳离子膜和阴离子膜。常见的阴离子膜有硝酸纤维膜、尼龙膜、玻璃纤维膜等,Jothikumar等[66]使用Millipore硝化纤维膜对实验室模拟水样中脊髓灰质炎病毒的回收率可达80%,但阴离子膜使用前需要在酸化条件下加入阳离子,如Al3+、Ca2+、Mg2+等。此外,Berg等[67]的研究表明,由于污水中的有机物质较多,阴离子膜对污水中病毒的浓缩效果较差,需要在过滤前初步去除水中有机质。常见的阳离子膜有纳米铝滤膜、石棉-纤维素膜等,与阴离子膜相比阳离子膜可以直接吸附带负电的病毒。冯微宏等[68]的研究表明,Nanoceram阳离子膜对模拟水样中诺如病毒的回收率为28.8%±6.1%。固体吸附-洗脱法也是通过带电荷的滤料介质对病毒进行吸附,目前研究热门的滤料包括活性炭、硅胶、玻璃棉、硅藻土及各种改性材料等。Brinkman等[69]运用硅藻土浓缩废水中肠道病毒的回收率为47%～98%。Vilagines等[70]使用50 g玻璃棉对河水中脊髓灰质炎病毒的回收率为75%,但固体吸附-洗脱法的浓缩效率与其滤料的用量及环境条件有关。Menut等[71]使用5 g玻璃棉对脊髓灰质炎病毒的回收效率为25.5%。

絮凝沉淀法是通过加入具有絮凝特性的物质,将病毒沉淀后通过超高速离心的方式将病毒依附在管壁上,在去除上清液后通过缓冲液将其重悬达到浓缩的效果。这种方法适用于较为浑浊的水样以及污泥,但其浓缩体积仅适用于生活污水、医疗废水等病毒较高的水体。超滤法的原理是依据滤孔孔径大小的差异性来截取水中的病毒,并不需要加入其他物质,只与微生物直径和自身孔径相关,但超滤法易堵塞滤膜,适用于自来水、三级出水等较为洁净的水体。金萍等[72]使用超滤法和PEG沉淀法对纯水中诺如病毒的回收率分别为34.72%和6.21%。张崇淼[73]应用滤膜吸附-PEG沉淀法对二级出水及进水中肠道病毒的回收率分别为65.93%和33.25%。因此,关于污水处理厂水样的富集浓缩方法在进水等较为浑浊的水体单元采用絮凝沉淀法较为合适,而出水及后续洁净水体中应使用超滤法或吸附-沉淀法。

2.2 泥样中病毒的富集与浓缩方法

污泥中病毒的浓缩方法通常可分为两步,洗脱和富集。污泥中病毒的洗脱,就是通过加入化学试剂使污泥和病毒分离,使其从固相向水相转移,再通过离心的方式去除沉淀。Mignotte等[74]通过对8种浓缩技术进行比较,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),两种方法在后续定量和培养过程中有更好的表现,但第二种方法相较于第一种更加便捷,且后续不存在氟利昂的环境处置问题。Yang等[22]通过向污泥中投加假单胞Phi6噬菌体、MS2大肠杆菌噬菌体、T4噬菌体、Phix174噬菌体4种不同类型的典型病毒替代物对比了4种浓缩方法,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噬菌体回收率可达60.49%。污泥富集的方法与前文污水浓缩方法一致,为PEG沉淀法、超滤法、超速离心法等,在实际试验过程中病毒的浓缩可以由多种方法一起构成,如可使用滤膜法进行初步浓缩后再使用有机絮凝法进一步浓缩,可以达到更好的富集效果。

2.3 气样中病毒的采集方法

关于空气中气溶胶样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获气溶胶中病毒的能力以及捕获后微生物的活性不同。现有的采集方法依照其原理可分为重力沉降法、撞击式采样法、冲击式采样法、气旋式采样法、静电采样法等[75-77]。撞击沉降法是目前采用较为广泛的方法之一,最具代表性的便是Andersen六级采样器,其优点在于拥有六级筛孔径不同的筛板,通过不同的孔径和不同的气流流速使不同大小粒径的病毒截留在不同的筛板上,得到气溶胶中微生物的粒径分布,根据动力学原理可以模拟不同粒径下人吸入肺部后的感染性。但其缺点是受到采样器气流扰动和惯性影响会造成微生物损伤或死亡,影响后续检测。由于病毒在气溶胶中的含量很少,加上其本身结构十分脆弱,运用冲击式采样法是目前污水处理厂采集病毒气溶胶的主流方法之一,其收集气溶胶的液体介质能更好地保持病毒的活性减少其损失。Courault等[42]使用AGI冲击式液体采样器对小鼠诺如病毒的回收率可达71.8%。

2.4 病毒检测技术

在样品完成洗脱浓缩等前处理后,关于污水处理厂等环境样本的病毒检测方式主要可分为细胞培养法、免疫学检测法和分子学检测方法[42,78]。细胞培养法是最传统的检测方法,通过显微镜直接观察进行定性鉴定和分析或运用特定宿主细胞分离和鉴定病毒。其主要用于评价病毒的感染活性,常用50%细胞感染剂量(TCID50)或培养皿空斑数(Pfu)来表征。但这种方法检测周期较长,污水中的病毒大部分都很难培养(如诺如病毒、轮状病毒等)且污水中各类微生物成分复杂,不能很好地对其分离培养,因此,检测结果往往与实际结果存在较大差异性。免疫学检测法现有如酶联免疫吸附法、免疫荧光法、胶体金免疫技术等[79],其主要通过带有标记的抗体(或抗原)与抗原(或抗体)的特异性结合,通过其荧光反应或酶的呈色反应对其进行定性及定量分析,但该方法存在检测限较高、灵敏度较低等问题,因此,不太适用于微生物浓度低的环境样本检测。

分子检测技术包含聚合酶链反应(PCR)、脉冲场凝胶电泳(PFGE)、高通量测序、基因芯片等,其具有灵敏度高、周期短、特异性强等优点。实时荧光定量PCR是在原有PCR的基础上发展的定量技术,是目前用于污水处理厂病原体定量检测最主流的方法[73]。其通过在PCR反应体系中加入荧光基团,最后用样品的荧光信号值代入标准曲线对其进行定量分析。但污水的成分十分复杂,污水中含有的有机质(如腐植酸)和颗粒物等会影响PCR最终的检出结果,因此,需要在前处理过程中用PEG沉淀、离心或树脂过滤等方法减少检测的误差。

3 健康风险评估

污水处理厂中的病原体种类繁多,其暴露情况不同,感染的随机性和工人的易感程度相差较大,并且缺少污水处理厂流行病学的数据,因此,关于污水处理厂职业人员及周边群众的健康风险评估十分困难。定量微生物风险评价(quantitative microbial risk assessment,QMRA)法是一种可以有效评估污水处理厂内感染风险的主流方法[80],通过病原体的传染性、浓度和人群的暴露时间来定量计算其感染风险。它已被广泛运用于食品、饮用水、再生水及污水处理厂等各方面微生物的风险评估,并且已被美国、加拿大、荷兰等多个国家运用于环境治理方面,为其卫生策略和标准制定提供支撑。QMRA的主要步骤可分为危害鉴定、暴露评估、剂量-反应分析和风险评估4个步骤[81]。

3.1 危害鉴定

危害鉴定是对污水处理厂水中病毒种类的识别及其对人体健康损伤的定性分析。由于污水处理厂中病毒的种类繁多,且变异迭代快,受到检测成本、人力资源和检测技术等制约,现有的检测手段难以检测污水中所有的病毒。因此,应基于污水处理厂自身水体特点确定目标病毒。通过现有的当地水体监测数据、临床医学研究及流行病学研究,确立污水处理厂水体中覆盖范围广、致病性强或后续危害严重的病毒。根据前文的文献查阅和对国内污水处理厂的监测数据分析,污水处理厂中主要的危害来源包括诺如病毒、腺病毒、轮状病毒、星状病毒等。

3.2 暴露评估

暴露评估是在完成水体特征目标病毒识别后,通过对所在环境中目标污染物的污染浓度、频率和人体暴露的持续时间、暴露途径、暴露方式等进行分析来计算病毒在环境中的暴露剂量。暴露途径主要包括手口接触和液滴飞溅导致的口腔摄入、附着于空气气溶胶中的病毒通过呼吸导致的鼻腔摄入和皮肤接触[7]。现有关于暴露计量的计算方法包括生物标记法、直接检测法和模型预测法[82],由于前两种方法在污水处理厂评价中缺失的数据较多,污水处理厂中暴露计量的确立多采用模型预测法。根据不同暴露途径下人对目标病毒的摄入量(V)和指定水体中病毒的暴露浓度(C)来计算目标污染物的摄入量(D)。在关于暴露剂量的计算中,暴露参数包括评价对象的体重、呼吸频率、手口接触频次等,可以通过实地调研或通过查阅技术规范,如中国人群暴露手册和美国USEPA暴露手册中建议的数值来确定。

3.3 剂量-反应分析

剂量-反应分析就是在通过目标病毒暴露剂量计算后,用暴露剂量代入数学模型对其导致人体发生感染的概率进行定量计算。目前,较为主流的剂量分析采用的是流行病学调查法和数据模型分析法[83],在风险评价中流行病学调查法用于剂量分析虽然准确且可靠,但由于人群暴露感染数据不完善,大部分情况下水体环境的流行病学难以完整获得,并且根据地区的不同其数据也可能存在差异。相较于流行病学调查法,数据模型分析法更为普及,是目前最常用于污水处理厂的分析方法。目前,关于水中病毒主要的计算模型为指数模型和Beta-Possion模型[84],每种病毒含有不同的参数,需通过计算体现其感染概率的差异性,常见病毒的计算模型以及模型参数如表4所示。许多病毒其感染后并不会走向致病结局,因此,在利用常见模型计算出其感染率后,仍需进一步计算不同病原体的感染-致病率(f)。而感染-致病率的计算主要通过病毒人体试验数据通过构建模型模拟的方式计算得出,但在污水处理厂方面关于感染-致病率模型的构建和计算数据并不完善,现有的模型构建方法包括蒙特卡洛模拟法、极大拟然估算法等[41]。

表4 常见肠道病毒的剂量-反应模型及其参数[85-87]

3.4 风险评估

风险评估是在危害鉴定、暴露评估、剂量-反应分析3项的基础上,将得到的数据进行计算,最终达到病毒感染后对人引起的健康损失进行定性描述的目的。为减少风险评估因计算方法导致的差异性,目前国内外研究中关于QMRA的计算多数采用由世界卫生组织和哈佛卫生院提出的DALY指标[88],并且依据世界卫生组织提出的污染物造成的疾病负担DALY指标应低于1×10-6的标准,可以估算出目标水体病毒的最高浓度,以此来协助日后标准的制定。表5为国内外研究关于不同环境水体中肠道病毒的风险评估结果。

表5 不同国家或地区对污水处理厂周边居民或职业人员风险评估结果[41,89-92]

4 总结与展望

(1)污水处理厂中肠道病毒种类繁多,国内关于污水中病原体的研究大多集中于细菌与真菌,病毒的去除机制及去除效果研究较少。国内常用的AAO生物处理工艺和氧化沟等工艺在现有研究中去除效率约为90%,现有的常规处理技术对部分肠道病毒的去除效果不佳,出水与剩余污泥中仍存在较高浓度病毒。并且,目前国内现有的执行标准并未对病毒的排放作出限制,关于肠道病毒的污水排放和污泥后续处理处置标准有待完善。

(2)由于环境样本来源广泛且不同地区其水体水质存在较大差异,对于大多数肠道病毒而言,现有的污水、污泥浓缩及检测方法并未形成统一的标准体系。环境样本中病毒浓度较低,因此,不同的浓缩及检测方法往往导致其数据结果存在较大差异。

(3)分析国内外监测数据可得,应重点关注进水、曝气池等单元产生的气溶胶和出水下游周边地区中病毒的含量及其对工作人员与周边居民的疾病负担。国内关于污水处理厂进行的流行病学调查研究数据和不同病原体感染性的试验数据较少,且不同地区优势病毒并不相同,需要进行实地调研,因此,污水处理厂职业人员和周边居民的健康风险评价仍存在较大的不确定性。

污水处理厂中关于肠道病毒的研究还有待进一步深入。(1)对国内污水处理厂优势肠道类病毒类别进行进一步识别,参考现有国内外使用的病毒提取方法,建立相关病毒的污水污泥浓缩检测标准,完善污水处理厂各环节病毒浓度基础数据,制定污水处理厂病毒相关控制标准,规定出水及污泥后续处理处置中肠道病毒的排放限值。(2)目前国内关于污水处理厂职业人员和周边居民的风险评估研究极为缺乏,应尽快建立污水处理厂各环节风险评价体系,在QMRA体系的基础上,通过参考国外已运用模型如蒙特卡罗等代入国内实地调研数据,减小模型误差引起的不确定性,阐明污水处理厂职业人员的健康风险,制定相关防护措施,构建完善的公共卫生安全管理体系,实现污水处理厂肠道病毒全流程的风险管控。(3)加强污水处理厂肠道病毒去除新技术的研究,现有的污水处理厂对于肠道病毒的去除效果不佳,处理后的水体对人群仍有较高的致病风险,应加强相关后续削减病毒含量深度处理方法的研究。