再生水農業灌溉中生物污染物研究進展

張紅偉，崔丙健，劉春成

（1.黑龍江省水文水資源中心 牡丹江分中心，黑龍江 牡丹江 157000；2.中國農業科學院 農田灌溉研究所，河南 新鄉 453002）

全球水資源需求預計將以年均2%的速度增長，到2030 年將接近7 萬億m3，人口增加、生活水平提高、消費方式改變和灌溉農業面積擴大是全球對水資源需求上升的主要推動力[1]。根據2020年聯合國發布的《世界水資源發展報告》，到2030年預計農業灌溉用水量將占世界淡水資源的70%以上，世界40%的人口將面臨水資源短缺問題。由于水資源開發利用不當和水體污染嚴重導致全球淡水資源枯竭和水質惡化，傳統淡水資源已不能滿足日益增長的用水需求。非常規水資源作為一類可持續的替代水資源被提出，又稱非傳統水資源、劣質（邊緣）水資源，包括再生水、微咸水、集蓄雨水、淡化海水和礦坑水5類[2]，其具有增加供水、減少排污、提高用水效率、實現區域水資源循環利用等多重作用。在日益加劇的水資源短缺形勢推動下，由依賴單一水源向多水源聯合優化配置發展逐漸成為一種可持續的、高效益的解決方案。水資源短缺被認為是影響可持續發展的一個重大挑戰，增強水資源保障能力是促進經濟社會可持續發展的關鍵環節。因此，缺水地區必須以可持續的方式獲取和利用所有可用水資源，以盡量減少持續增長的水資源緊缺壓力。考慮到干旱地區與水相關的可持續發展挑戰，利用非常規水資源是縮小水資源供需差距的新機遇。與開發其他水資源相比，再生水是公認的第二水源，具有不影響生態環境、不爭水、不占地、不需要長距離輸水、投資少、見效快、成本低等顯著優點，既能有效優化水資源配置，又能增加水資源供給，緩解用水供需矛盾，還可減少水環境污染，保障水生態安全。與集蓄雨水、淡化海水、微咸水、礦坑水等其他非常規水源相比，再生水具有水源較為穩定、技術成熟、用戶相對穩定的特點。根據水利部2011—2020 年發布的歷年《中國水資源公報》（http：//www.mwr.gov.cn/sj/#tjgb），2011—2020 年，全國再生水利用量逐年增大，累積增長231.3%，2020年再生水利用量占非常規水源利用總量的82.6%。2021 年1 月，國家發展和改革委員會會同九部門聯合印發《關于推進污水資源化利用的指導意見》（發改環資〔2021〕13 號），提出實施區域再生水循環利用等重點工程，要求選擇缺水地區積極開展區域再生水循環利用試點示范。2021 年12 月，國家生態環境部會同國家發展和改革委員會、住房和城鄉建設部、水利部發布了《區域再生水循環利用試點實施方案》，以京津冀地區、黃河流域等缺水地區為重點，選擇再生水需求量大、再生水利用具備一定基礎且工作積極性高的地級及以上城市開展試點，形成效果好、能持續、可復制的經驗做法。生態環境部聯合國家發展和改革委員會、住房和城鄉建設部、水利部印發了《關于公布2022 年區域再生水循環利用試點城市名單的通知》（環辦水體函〔2022〕502 號），明確了首批納入區域再生水循環利用試點范圍的19 個城市。這項試點工作對于提高缺水地區再生水利用能力、緩解水資源供需矛盾、引領我國各地挖掘污水資源化利用潛力具有重要意義。鑒于此，對再生水利用、污染物類別、污染風險識別及控制研究進行綜述，以期為再生水在農業中利用提供參考。

1 再生水利用

再生水是指生活污水、工業廢水和集納雨水經適當再生工藝處理后，達到規定水質標準，滿足某種使用功能要求，可以被再次進行有益使用的水。再生水概念始于日本，再生水的定義有多種解釋，在污水工程方面稱為再生水，工廠方面稱為回用水，一般以水質作為區分的標志。再生水有時往往被稱為中水，但兩者有明顯的區別。中水指各種排污水經過一定的工藝處理之后，達到一定的國家標準，用于日常生活、市政等方面的雜用非飲用水[3]。污水再生處理指污水按照一定的水質標準或水質要求、采取相應的技術方法進行凈化處理并使其恢復特定使用功能及安全性的過程，主要包含水質的再生、水量的回收和病原體的有效控制。污水再生處理技術包括但不限于二級處理、二級強化處理、三級處理（深度處理）和消毒處理。

再生水主要來源于城市污水，其數量巨大、水質穩定、受氣候條件和其他自然條件的影響較小，是一種可靠且可再生的二次水源，利用再生水灌溉農業在國內外已經得到廣泛推廣實踐。再生水水質主要特征：一是鹽分高，尤其是鈉離子和氯離子；二是氮、磷等營養元素含量較高；三是含有一定量的重金屬、微（痕）量有機污染物和病原菌等。再生水水源應取自建筑的生活排水和其他可以利用的水源，包括生活污水或市政排水、城市污水處理廠出水、處理達標的工業排水。再生水源應以生活污水為主，盡量減少工業廢水所占比重。再生水水源水質應符合《污水排入城鎮下水道水質標準》（GB/T 31962—2015）[4]、《室外排水設計規范》（GB 50014—2006）[5]規定的生物處理構筑物進水中有害物質允許濃度和《污水綜合排放標準》（GB 8978—1996）[6]的要求。城鎮污水再生利用的核心問題是水質安全。應加強源頭管理，確保排入下水道的污水達到污水排入城鎮下水道水質標準，同時要提高再生處理工藝及輸配過程的可靠性，從系統上保障再生水水質安全。曲久輝等[7]總結了城市污水再生與循環利用研究中污染物的去除與轉化、化學物質能源化以及再生水循環過程的生態風險控制等關鍵問題，并提出了重點研究方向：一是污水再生及循環的物質轉化與能源轉換機制；二是再生水生態儲存與多尺度循環利用原理；三是城市水系統水質安全評價與生態風險控制方法；四是基于“再生水+”的可持續城市水系統構建理論。感知有用性和感知易用性對公眾參與再生水回用意愿有顯著正向影響，技術準備度的消極因素極大地阻礙了公眾再生水回用意愿的提升[8]。此外，再生水飲用回用的工程措施包括源頭控制、再生水廠凈化、環境緩沖和飲用水廠凈化在內的多重屏障系統[9]。

再生水的循環利用，一方面可緩解水資源短缺的壓力，提高有限的淡水資源的使用效益；另一方面又減少了污染物排放總量，是水資源保護與利用、水污染防治與環境保護的有效途徑，具有明顯的環境效益、經濟效益和社會效益。再生水利用方式眾多，按與用戶的關系可分為直接利用與間接利用，直接利用又可以分為就地利用與集中利用。多數國家的再生水主要用于農業灌溉，以間接利用為主；日本等少數國家的再生水則主要用作城市非飲用水，以就地利用為主，用于城市環境水景觀的環境用水。再生水的主要利用途徑包括地下水回灌用水，工業用水，農、林、牧、漁業用水，城市雜用水，景觀環境用水等5 類。可以用于農業灌溉（糧食作物與經濟作物）、園林綠化（公園、校園、高速公路綠化帶、高爾夫球場和住宅區等）、工業（冷卻水、鍋爐水工藝用水）、大型建筑沖洗以及游樂與環境（改善湖泊、池塘、沼澤地，增加河水流量和水產養殖等），還有消防、沖洗和沖廁等市政雜用。我國《城市污水再生水利用分類》（GB/T 18919—2002）[10]從農林牧漁業用水、城市雜用水、工業用水、環境用水和補充水源水等方面對再生水利用途徑進行了分類。2012 年，美國環境保護署從城市回用、農業回用、蓄水回用、環境回用、工業回用、非飲用回用和飲用回用等方面也做了相似分類[11]。

2012 年住房和城鄉建設部組織編制的《城鎮污水再生利用技術指南》（試行）[12]中指出應依據城市水資源供需現狀及變化趨勢、潛在用戶分布，確定不同用途的再生水水質水量需求。具體包括以下幾個方面。

工業：宜在對當地產業結構以及工業用水大戶的用水特點與現狀進行充分調研的基礎上，確定工業用再生水的水質水量需求。

景觀環境：宜根據水體功能、環境及質量標準、容量、蒸發耗散量、換水周期、地下滲透量、水體流動性（流速）、封閉或開放性等因素，確定景觀環境用再生水的水質水量需求。

綠地灌溉：宜根據當地的氣候條件、土壤特征、綠地類型以及灌溉面積和灌溉周期等，確定綠地灌溉用再生水的水質水量需求。

農業灌溉：宜統籌考慮氣候條件、地理位置、土壤性質、農作物類型以及灌溉面積和灌溉周期等因素，確定農業灌溉用再生水的水質水量需求。

城市雜用：宜在對現有城市雜用水量調查的基礎上，根據不同利用途徑的特征和季節變化確定城市雜用再生水的水質水量需求，其中沖廁等用水量宜根據可接管用戶數量進行確定。

地下水回灌：宜根據水文地質條件、地下水資源現狀、回灌方式等確定地下回灌用再生水的水質水量需求。

2 再生水中生物污染物主要類別

污水再生利用是緩解供水緊張和水環境問題的有效途徑之一，也是保障水資源可持續利用的重要手段。然而，盡管經過一定的處理，再生水中仍可能存在高含量的生物污染物，為再生水回用帶來高風險，與再生水有關的生物污染問題可能會阻礙其用于農業灌溉及其他利用途徑。水體生物污染是由生物有機體的存在引起的，如細菌、藻類、原生動物和病毒等，其每一種都會在水中引起不同的問題[13]。

2.1 病原微生物

污水再生利用的關鍵是水質安全保障和風險控制。污水中含有多種有害和無害成分，如果處理不當，排放或再利用可導致嚴重的公共衛生問題，比如傳染病暴發以及急性和慢性毒性事件發生。病原微生物是污水再生利用的主要健康風險來源，由病原微生物引發的生物風險感染概率高、致害劑量低、顯效時間短及危害程度大[15]。病原微生物包括細菌、病毒、致病原蟲（寄生蟲）等[14]，表1 中列舉了污水中可能存在的病原微生物及其在污水中的含量范圍。

表1 原污水中存在的病原微生物及其含量Tab.1 Pathogenic microorganisms in the original wastewater and their concentration range

2.1.1 細菌 目前，我國現行污水及再生水相關標準中對于微生物風險的描述和控制，僅以衛生指示菌作為微生物指標，無法全面反映再生水的生物風險[16]。史亮亮等[17]基于微生物定量風險評價（QMRA）方法，以年感染風險10-4作為公眾最大可容忍風險，計算了我國再生水中大腸桿菌、沙門氏菌在4種主要用途下的基準含量。城市污水二級出水中的糞大腸菌群的含量為10～100 MPN/mL，沙門氏菌的含量為300～3 000 cfu/L[18]。在污水處理過程中，由于混合、飛濺、曝氣及其他過程，生物氣溶膠會釋放出來，并可能影響特別是在封閉和通風不良空間的人員。與二級和三級處理相比，一級處理（粗機械處理和精細機械處理）中觀察到的微生物水平更高，結果仍受到環境條件（溫度、相對濕度）和季節的影響[19]。暴露于再生水氣溶膠中的軍團菌會帶來健康風險，應制定可行的軍團菌控制策略和排放限值[20]。污水處理廠檢測到分布廣泛的條件致病菌屬柯林斯菌、嗜皮膚菌、腸桿菌、志賀氏桿菌、軍團菌、硒單胞菌、黃桿菌、韋氏菌，風險評估結果表明，吸入是氣溶膠的主要暴露途徑[21]。再生水氯化處理后腸球菌、沙門氏菌等病原菌再生會對其回用過程中的公共衛生安全造成威脅[22]。進水和產生飛濺、冒泡和噴灑的污水處理過程被認為是工人暴露的潛在風險，中等風險也可能與具有致敏性和/或炎癥特性的細菌種類的存在有關[23]。在丹麥14 家污水處理廠的再生水中檢測到多種高豐度的弓形菌屬，其中包括人類致病性嗜冷弓形菌和布氏弓形菌[24]。銅綠假單胞菌、鼠傷寒沙門氏菌、霍亂弧菌、腸桿菌、軍團菌、大腸桿菌、志賀氏桿菌等細菌可以傳播水源性疾病和人類急性疾病，這些微生物可能從城市污水管網、養殖場或醫院釋放到環境中，并通過公共供水系統進入食物鏈[25]。再生水中存在多種糞指示菌、異養細菌、條件致病菌（如軍團菌、氣單胞菌）[26]。再生水中通常含有足夠的有機物、氮和磷來支持微生物的生長。軍團菌與磷、氨含量呈正相關關系，表明營養物對再生水系統中軍團菌的發生率起重要作用[27]。再生水中發現的病原菌主要來源于腸道，可通過受感染宿主糞便進入環境，處理后排放入水體或土壤。這些病原菌經水傳播感染的風險可能取決于病原菌數量和分布、感染劑量、暴露人群的易感性、與污染水體接觸的概率等一系列因素[28]。

2.1.2 原生動物 再生水中分離到的常見原生動物病原包括溶組織內阿米巴、腸賈第鞭毛蟲、隱孢子蟲以及蠕蟲（絳蟲、蛔蟲、鞭蟲和鉤蟲）等。水質和衛生與土壤傳播的寄生蟲感染流行和控制有著密不可分的聯系。隱孢子蟲和賈第鞭毛蟲是嚴重危害水質的2 種典型致病性原生動物。ZHANG等[29]建立的優化方法檢測再生水中的隱孢子蟲和賈第鞭毛蟲，檢出率高、水質適應性強和穩定性好。上海某污水處理廠出水和受納水體中均檢測到隱孢子蟲和賈第鞭毛蟲，表明水源存在一定的生物安全風險[30]。消毒后的再生水中仍含有傳染性的隱孢子蟲卵，平均7 個/L[31]。另一項研究報道，原污水中賈第鞭毛蟲檢出率達90%，而再生水中卵囊和糞大腸菌群均未檢出[32]。硫酸還原梭菌和大腸桿菌可作為替代指標監測再生水中隱孢子蟲卵[33]。美國西南部7 個再生水處理廠的調查結果顯示，賈第鞭毛蟲比隱孢子蟲感染風險高1～2 個數量級，同時使用氯處理和紫外線消毒卵囊的綜合風險在每年可接受的風險[34]。賈第鞭毛蟲、隱孢子蟲、環孢子蟲、弓形蟲和阿米巴蟲僅在原污水中檢出，而經消毒的再生水中均未檢出，但仍需改進檢測方法并確定相應的污染源[35]。再生水中隱孢子蟲和賈第鞭毛蟲含量分別介于0.088～28.5、0.4～349 個/L，卵囊與囊孢含量呈顯著正相關關系。在大多數國家和地區，污水廠進水和河流中卵囊的濃度在炎熱季節高于寒冷季節[36]。值得注意的是，再生水中鑒定出10 種隱孢子蟲，一、二級處理后的卵囊去除率未降低，隱孢子蟲卵囊在冬季和春季的感染強度高于夏季和秋季[37]。蛔蟲是一種主要的土壤傳播蠕蟲，對人類具有高度傳染性，其卵能夠在污水處理中存活，從而使其成為有效水處理的衛生指示生物。因此，為了安全使用再生水，必須從污水中去除蛔蟲卵。研究人員開發了一種快速、高度特異性和靈敏性、經濟的重組酶聚合酶擴增方法來檢測蠕蟲卵[38]。MAHVI 等[39]在2002—2003年調查發現，德黑蘭污水處理廠原污水中含有比伊斯法罕更多種類的蠕蟲卵以及更高的蟲卵總數，處理后蟲卵數≤1個/L。

2.1.3 病毒 由于高度穩定且可以抵抗傳統的污水處理過程，病毒成為一個值得重點關注的群體。盡管脫離宿主的病毒不能進行增殖，但其在污水系統中仍可長期存活并保持傳染性。介水傳播病毒的傳播主要取決以下方面：病毒進入污水處理系統；管道傳輸中與終端排放污染其他水體；在系統內分散和滅活。病毒顆粒以聚集狀態存在或附著于泥砂、黏土礦物表面會增加其存活率，但暴露在高溫環境中的病毒極易被滅活[40]。再生水中檢測到的腸道病毒，包括呼腸孤病毒、星狀病毒、輪狀病毒、諾如病毒、腺病毒、甲型肝炎病毒和腸道病毒等。污水處理相關的大多數微生物學研究都是針對指示生物，如糞大腸菌群，以間接反映腸道細菌和病毒的存在，但有研究表明，污水中糞大腸菌群與病毒的發生無相關性[41]。再生水中病毒樣顆粒（VLPs）的含量是飲用水的1 000 倍，每毫升約有108個病毒樣顆粒。美國環境保護署正在考慮將體內和F+噬菌體作為再生水管理的病毒指標[42]。以10-4為病毒感染可接受個人年風險值，再生水回用作城市綠化、道路降塵、景觀用水、家用綠化以及沖洗廁所途徑時，腺病毒對暴露人群均存在健康風險且對職業人員的一次感染風險概率略高于非職業人員[43]。張崇芹等[44]基于劑量-反應模型進行風險評價指出，再生水中腺病毒對職業和非職業人員暴露均具有一定的健康風險。有研究表明，氯處理的再生水用于農業灌溉和地下水回灌可降低腸道病毒的感染風險[45]。冬季在再生水中觀察到更高的諾如病毒載量[46]。研究表明，在去離子水中，投加5 mg/L自由氯5 min即可使新冠病毒達到99.9%的滅活率，但在污水中，為達到同樣的滅活率，反應時間需延長到60 min[47]。

2.2 抗生素抗性菌及其抗性基因

抗菌劑即抗生素、抗病毒藥物、抗真菌藥和抗寄生蟲藥，是廣泛用于預防和治療人類、水產養殖、牲畜和作物生產中感染的物質。抗生素作為一類新污染物，廣泛存在于各種環境介質及生物體中，長期暴露于抗生素環境會對人體健康、生態環境產生一定的潛在威脅。農村污水處理設施進水和出水中均檢出不同程度的抗生素，質量濃度分別在ND～417.57 ng/L 和ND～253.68 ng/L，其中土霉素質量濃度最高，其次是氧氟沙星。農村污水處理設施對目標抗生素的去除率較低，生態風險評估表明，氟沙星是處理后污水中的高風險污染物[48]。再生水中抗生素表現出高檢出率，其中喹諾酮類抗生素和氧氟沙星普遍存在[49]。除了抗生素本身造成的化學污染外，抗生素的使用還可能誘發抗生素耐藥菌和抗生素抗性基因的產生，對人類和動物構成健康風險。抗生素抗性基因污染屬于生物污染，而生物污染具有暴發性的特征，其會引發一系列公共安全事件。抗性基因是生物學傳播，與化學污染物存在很大不同，生物污染物沒有總量的概念。抗生素抗性細菌（Antibiotic resistant bacteria，ARB）和抗生素耐藥基因（Antibiotic resistance genes，ARGs）的存在可能會增加人們對再生水回用的擔憂。PRUDEN 等[50]于2006 年首次提出將抗生素抗性基因作為一種新型環境污染物。聯合國環境規劃署將ARB 和ARGs視為微生物新污染物。再生水回用過程中耐藥菌的出現對公共衛生構成了新的威脅。有研究表明，相對于抗生素敏感的大腸桿菌，四環素耐藥大腸桿菌對紫外線有相同的耐受性，并且可能對氯有更高的耐受性，對再生水進行氯化處理可能會增加四環素耐藥大腸桿菌的選擇風險[51]。污水處理過程中抗生素和抗真菌藥物殘留量存在季節和地域差異，旱季顯著高于雨季，東北低于西北和東南[52]。污水處理廠進水和出水中均不同程度檢出磺胺甲惡唑、紅霉素、四環素和卡馬西平等抗生素，以及多種紅霉素抗性基因[53]。再生水通過分配系統后，檢測到范圍更廣的ARGs，氯處理可減少再生水中16S rRNA和sul2基因的拷貝數；研究揭示，再生水可能是ARGs 的重要儲庫[54]。再生水工業回用過程促進了總異養細菌的增殖，從而提高了抗性菌的濃度[55]。有研究表明，游離態ARGs與細胞態ARGs共存于污水處理系統的各個階段廢水中，細胞態sul2、tetC、blaPSE-1和ermB的相對豐度和絕對豐度均遠高于游離態[56]。15 個不同城市再生水中抗生素質量濃度為212～4 035 ng/L，抗生素及抗生素抗性基因分布都表現出了一定的地區差異，北方地區再生水中抗性基因的絕對量均高于南方地區，再生水中磺胺類抗性基因sul1和sul2豐度最高[57]。通過基因水平轉移抗性基因可傳遞到某些致病菌中，反之毒力基因也可傳遞到抗性菌中，促進抗性致病菌的出現。85.7%的再生水中存在人源微生物污染風險，并從中共分離到多株耐藥大腸桿菌[58]。再生水補給景觀水體中磺胺類ARGs占主導，并且磺胺類ARGs與糞大腸菌群和大腸桿菌間存在顯著相關關系[59]。磺胺甲惡唑、甲氧芐氨嘧啶和磺胺嘧啶是再生水補給河流中前3 種豐富的抗生素，再生水補給導致磺胺類抗性基因和intI1豐度增加[60]。盡管污水處理廠出水中ARGs 的絕對豐度顯著降低，但相對豐度并未降低，再生水長期排放導致受納水域碳青霉烯酶基因分布廣泛[61]。另一項研究提出，再生水不是河流中抗生素及其抗性基因的主要來源，再生水和地表水中主要的ARGs為sul1、sul2和ermB，加氯處理、臭氧處理和過濾過程中抗生素及其抗性基因水平增加[62]。消毒前后的污水處理廠出水中耐藥菌含量沒有顯著差異，包括氣單胞菌、大腸桿菌、假單胞菌、不動桿菌等[63]。盡管醫院廢水被認為是耐藥細菌和抗生素基因的儲存庫，但宏基因組研究揭示，社區流入大量非醫院來源的ARGs，宿主攜帶的ARGs 和殺菌劑/金屬抗性基因的數量之間存在很強的相關性[64]。污水處理過程產生的生物氣溶膠也可能是抗生素耐藥基因的重要來源，這些基因可以傳播相當遠的距離，并可能對暴露人群構成潛在風險[65]。

2.3 殺菌劑及其抗性基因

由于水體中殺菌劑來源廣泛，很難對其追蹤溯源。BOLLMANN 等[66]發現，在干燥天氣和降雨條件下處理不當會導致污水中出現殺菌劑。多菌靈在污水處理廠進水和出水中質量濃度分別為110～920、50～980 ng/L[67]。城市供水系統中存在氯菊酯和多菌靈，其在一定范圍內對水生生物有毒性效應[68]。KAHLE 等[69]發現，丙環康唑和戊康唑2 種殺菌劑在進水和出水中質量濃度分別為1～30、1～40 ng/L，來自農業或城市徑流的雨水導致湖泊中殺菌劑含量增加。污水處理廠出水中氯丙酸平均質量濃度最高為1 010 ng/L，比其他殺菌劑高出1～2個數量級[70]。通過對比再生水中氯錠、次氯酸鈉、異噻唑啉酮、苯扎氯銨殺菌劑及雙季銨鹽類復合殺菌劑發現，雙季銨鹽類復合殺菌劑具有良好的殺菌效果，次氯酸鈉和溴化鈉具有良好的協同效應[71]。三氯卡班作為一種高效、廣譜、安全的新型抗菌劑，由于其疏水性和化學穩定性，在陸地和水生環境中無處不在，其長期暴露對生態系統和人類健康造成了潛在危害。美國、中國和加拿大經處理后的污水中三氯卡班的最大殘留量分別為380.0、227.7、3.3 ng/L[72]。污水處理廠進水和出水中均含有一定量的三氯生，并且其與紅霉素抗性基因呈顯著相關關系[73]。污水廠中分離鑒定出潛在致病性的三氯生和氯二酚耐受細菌，并且在殺菌劑和選定抗生素之間具有協同作用和拮抗作用[74]。銅綠假單胞菌是一種條件致病菌，具有較高的內在抗性，研究表明，再生水中銅綠假單胞菌多重耐藥和殺菌劑-抗生素交叉耐藥較臨床環境發生率高[75]。污水處理過程中檢測到細菌病原體中存在ARGs/BRGs（殺菌劑抗性基因），其通過移動基因元件（MGE）介導的水平基因轉移傳播頻率高，可能會帶來潛在健康風險[76]。從污水處理廠分離出三氯生和苯扎氯銨抗性細菌，三氯生抗性菌表現出更高的多重耐藥性[77]。從再生水中分離了芽孢桿菌屬、類芽孢桿菌屬、假單胞菌屬、短芽孢桿菌屬和腸球菌屬等三氯生抗性菌，高濃度三氯生會增加抗生素的耐藥性[78]。采出水回用暴露導致土著細菌和模式細菌對常用殺菌劑戊二醛的耐受性增強，對殺菌劑次氯酸鹽的敏感性增加，這種抗性的改變與水中含鹽量有關[79]。從城市污水、醫院廢水和養殖廢水中分離的2株腸球菌對甲醛、苯扎氯銨、三氯生和洗必泰等殺菌劑的耐受性高，并攜帶與殺菌劑耐受性相關的基因qacA/B、qacED1、emeA、sigV和gasp65[80]。11 座污水處理廠調查結果顯示，季銨鹽類化合物在污泥中含量最高，苯并三唑在進水和出水中最常見[81]。三氯生暴露誘導了嗜水氣單胞菌和愛德華菌的可逆性耐藥性，減少三氯生的使用可以顯著降低致病菌對殺菌劑的耐藥性和交叉耐藥性[82]。

2.4 藍藻及其毒素基因

藍藻菌群通常由魚腥藻、微囊藻和浮絲藻等組成，它們可產生環七肽肝毒素和微囊藻毒素。由于微囊藻毒素對一些哺乳動物有不良影響，許多國家已開始監測原水來源和再生水中的藍藻細胞密度和微囊藻毒素濃度[83]。產生毒素的藍藻細菌種類不易確定，因為不同屬的藍藻細菌可能產生類似的微囊藻毒素變體。環境因素，如營養濃度、光照和溫度，也可能影響細胞內微囊藻毒素的濃度[84]。城市污水處理廠穩定、營養豐富的環境易于藍藻的增殖，但藍藻會產生阻礙微過濾處理的胞外聚合物和毒素，從而影響處理過程和再生水的供應。污水生物處理階段有利于藻屬的增殖[85]。有文獻報道，污水處理廠中占優勢的藍藻種類為浮絲藻、微囊藻和假魚腥藻，其可能是水體污染與藍藻毒素的來源[86]。污水中的藍藻毒素可能通過包括再生水農業和工業回用過程的吸入或排放到濕地和娛樂用水中對公眾健康構成重大威脅。研究表明，在夏季降低水深、加快流速，可以降低再生水補給河道中浮游藻類的生長潛勢[87]。再生水水質條件下銅綠微囊藻的生長潛力更大[88]。混凝-超濾處理后再生水中大多數污染物濃度均低于娛樂用水的回用標準，銅綠微囊藻的生長潛勢隨處理工藝的進程而降低，但低水平可溶性磷的存在有利于銅綠微囊藻的生長[89]。再生水回用于景觀水體容易導致水華暴發[90]。與氮相比，磷濃度的變化對于銅綠微囊藻和小球藻的生長影響更明顯[91]。AO 等[92]發現，再生水對補給水體富營養化有很強的影響。水溫、鹽度、總氮含量/總磷含量等是影響再生水補水景觀湖藻類群落結構的主要因素[93]。通過比較不同再生水工藝對景觀水體富營養化的影響程度發現，控制水體富營養化需從加強水力條件和控制進水氮磷等方面采取綜合措施[94]。小球藻是以再生水為景觀補水水體中的優勢藻種[95]，持續再生水補給顯著影響藻類生長和病原體風險[96]。不同濃度的氧化石墨烯會促進藻毒素基因的表達，產生更多的微囊藻毒素，同時也可能導致ARGs 的擴散[97]。HUMPAGE 等[98]開發了一種不受污水中高有機負荷影響的微囊藻毒素檢測方法。

3 再生水灌溉生物污染風險識別

3.1 病原微生物

聯合國發布的《2017 年世界水資源發展報告》指出，至少有50個國家正在利用再生（污）水進行灌溉，每天約有1 500萬m3的再生水用于灌溉，占世界總可灌溉面積的10%[99]。再生水農業灌溉涉及的2個主要問題是環境和健康安全。再生水利用對人類造成健康風險，主要與病原微生物、消毒副產物以及藥品和個人護理品有關，再生水中的病原微生物主要來源于糞便污染以及自然水體中的氣單胞菌和軍團菌等[100]。再生水灌溉病原菌傳播對人類構成的風險難以有效評估，主要取決于病原菌在環境中的存活能力、感染劑量和宿主免疫力[101]。CHHIPI-SHRESTHA 等[102]研究并基于指示生物大腸桿菌提出了用于各種非飲用城市用途的再生水的微生物水質推薦值。研究表明，利用未經氯化處理的再生水灌溉蔬菜中檢出了較高的糞大腸菌群濃度[103]。地下水因污水灌溉而受到糞便污染，風險評估表明，病毒感染的風險較高，部分處理后的污水用于灌溉能源作物，病原菌傳播風險較低[104]。再生水中病原微生物風險采用定量微生物風險評估[105]。定量微生物風險評估表明，人們食用再生水灌溉的生食蔬菜和水果超過了因腺病毒和腸球菌引起的1.5%基準發病率；作物中檢測到8 種不同的耐藥基因，表明再生水灌溉的作物存在抗生素耐藥菌[106]。再生水灌溉高峰期（春季和夏季）除了分析腺病毒或諾如病毒外，還應關注再生水中病原菌在作物中的內化作用[107]。再生水進行灌溉可能導致作物受諾如病毒污染[108]。基于人類腺病毒和諾如病毒濃度的定量風險評估表明，用于灌溉蔬菜的再生水需要進行深度處理才可達到可接受的風險水平[109]。世界衛生組織的一項研究表明，在使用未經處理的污水灌溉土地的農民及其家庭中，蛔蟲病、賈第鞭毛蟲病和隱孢子蟲病等胃腸道疾病的患病率很高[110]。再生水用于農業和娛樂用水以及部分城市實踐中，原生動物感染的風險通常高于世界衛生組織（World health organization，WHO）定義的閾值（10-4）[111]。WHO 建議可接受的個人微生物感染年化風險值為10-4，或可接受的傷殘調整生命年為10-6a。假設每天通過生菜攝入1.3 mL再生水，隱孢子蟲和賈第鞭毛蟲感染的年化風險中位數分別為2.0×10-4、8.5×10-5[112]。再生水灌溉公園和高爾夫球場的隱孢子蟲感染風險不到萬分之一，經過活性污泥法處理的再生水不會造成隱孢子蟲病的過度風險[113]。有研究表明，隱孢子蟲和賈第鞭毛蟲偶爾可以在二級和三級處理的污水和滴灌番茄表面檢測到[114]。再生水灌溉蔬菜中檢出蛔蟲、鞭蟲和鉤蟲，腸道蠕蟲在種植蔬菜中陽性比例高，可能對公眾健康造成嚴重危害[115]。盡管相關文獻很少報道植物病原體通過再生水灌溉向土壤傳播的風險，但人們已經認識到細菌、真菌、病毒及寄生蟲等植物病原體可經水傳播[116]。在灌溉系統中發現的植物病原菌包括棒狀桿菌、歐文氏菌、丁香假單胞菌、青枯雷爾氏菌和黃單胞菌等[117]。

3.2 新興污染物——抗生素及其抗性基因

在污水、污泥以及再生水灌溉和污泥改良土壤、地表水和地下水及再生水受納水體的沉積物中經常檢測到抗生素。由于ARGs 屬于新污染物，風險評估尚處于起步階段，目前還沒有關于安全水平的指導。再生水灌溉土壤中檢測到高濃度的四環素類和喹諾酮類抗生素以及豐度較高的tetG、sul1、sul2和intI1，sul2和intI1均與克雷伯氏菌、鮑曼不動桿菌、福氏志賀氏菌等致病菌具有高度同源性，可能引發潛在的公眾健康問題[118]。再生水灌溉后ARGs水平不隨時間變化，觀察到sul1和sul2基因水平升高，并伴隨存在致病性嗜肺軍團菌[54]。再生水樣中總腸球菌和耐萬古霉素腸球菌檢出率分別為71%、4%，紫外處理使再生水噴灌總腸球菌減少到未檢出水平，灌區分離的糞腸球菌對奎奴普丁和達福普丁表現出內在抗性[119]。盡管抗生素耐藥細菌和抗生素耐藥基因日益受到關注，但作為新興污染物，現有的再生水利用標準和指南未能充分解決這些問題[120]。再生水灌溉可能導致農業環境持續暴露于各種抗生素、抗生素耐藥菌和耐藥基因。有研究表明，再生水灌溉土壤中累積的抗生素濃度比灌溉水中高出數倍[121]。GROSSBERGER 等[122]發現，再生水灌溉土壤中磺胺甲惡唑含量介于0.12～0.28 μg/kg。基于培養和非培養方法分析，開展全面的田間規模和微觀研究評估再生水灌溉ARGs 和MGEs豐度與模式的影響，支撐建立通過再生水-農業-土壤-作物-人類途徑進行抗性傳播潛在風險評估的信息體系。研究表明，抗生素在土壤中的生物轉化和降解受其初始濃度、微生物活動、土壤中的氧狀態、土壤類型和環境（濕度、溫度、鹽度、pH值）、有機質和黏土含量以及抗生素的理化性質影響，降解產物（代謝物）的毒性可能累積的濃度更高，與母體化合物相比發揮更高的毒性作用[123]。再生水灌溉可能導致水中的ARB 和ARGs 持續釋放到農業環境中，由于與人類相關的易感致病菌可能通過獲得土壤環境中已有的耐藥基因而具有耐藥性，從而對人類健康造成潛在風險[124]。另有研究指出，再生水長期灌溉與清水灌溉土壤中ARB和ARGs豐度一致或處于更低水平[125]。上述研究表明，再生水灌溉土壤中釋放的抗生素耐藥基因無法在土壤環境中競爭或生存，并且其對土壤細菌不會貢獻顯著的ARGs，這證實了土壤微生物組中存在天然的抗生素耐藥性。再生水灌溉土壤中的抗生素可通過根部吸收并轉移到作物的地上部分。WU等[126]在再生水灌溉蔬菜組織中檢測到磺胺甲惡唑和甲氧芐氨嘧啶。再生水灌溉蘿卜和紅薯中檢測出磺胺甲惡唑（0.05～0.24 μg/kg），卷心菜和胡蘿卜可食用組織中檢測到環丙沙星（5～10 μg/kg）[127-128]。磺胺甲惡唑和甲氧芐氨嘧啶在果實中的濃度隨再生水灌溉時間的延長而增加，第3 年收獲時達到最大值[129]。再生水噴灌小麥秸稈中氧氟沙星濃度較高，甲氧芐氨嘧啶僅在秸稈和籽粒表面檢出，而磺胺甲惡唑富集在籽粒中[130]。有研究揭示了再生水灌溉條件下ARB 和ARGs 在植物中的內化作用[131-132]。再生水灌溉番茄中檢測出多種磺胺類化合物，其中磺胺甲惡唑含量最高（30 μg/kg），所有磺胺類藥物均低于可接受的每日攝入量[133]。多菌靈、克里巴唑、克霉唑、對羥基苯甲酸甲酯、咪康唑、三氯卡班和三氯生在污水、地表水、沉積物和污泥改良土壤中檢出低ng/L 或ng/g水平[134]。污水處理廠污泥中富集廣譜消毒劑季銨化合物，使其在污泥農用過程中釋放到農田環境，需要建立污泥固體吸附過程細菌交叉和共同抗性機制的聯系，以確定其暴露水平和污染源[135]。

4 再生水水質風險控制

再生水水質風險控制主要包括物理、化學、生物及其組合處理。物理處理通常在生化處理之前，包括篩選、沉淀、曝氣、熱處理、吸附、膜處理等。針對再生水反滲透產水中有機物濃度升高、種類增加等問題，提出了基于新興自由基氧化和新型光源利用等再生水超高標準處理技術[136]。化學處理通常是指在一系列反應中使用化學物質來促進廢水消毒的過程，通過添加特定的目標物質，使廢水中存在的溶解污染物分離，包括離子交換、中和沉淀以及氯化、紫外線和臭氧消毒處理。目前，紫外線（UV）消毒已成為一項成熟的技術。LI 等[137]系統總結了UV-C波輻射抑制有害藻華生長的效果、機制、影響因素、再生模式和設施等方面的研究進展。50～200 mJ/cm2的UV-C 處理可抑制再生水中銅綠微囊藻和小球藻生長，并且會對藻類造成膜損傷，藻類生長的抑制作用與UV-C 劑量呈正相關關系[138]，UV-C 與小檗堿聯合處理可在較低劑量條件下有效處理再生水中銅綠微囊藻和斜生柵藻[139]。常規的紫外線消毒劑量不能有效控制再生水儲存或運輸過程中抗生素耐藥菌的復活[140]。零價鐵因其具有強還原性被廣泛用于強化污水處理，零價鐵可有效滅活水中耐藥菌，有利于降低ARGs 豐度水平[141]。一體化膜工藝系統可以有效減少ARGs、intI1和16S rRNA 基因，檢測到的ARGs 絕對豐度較原污水降低2～3 個數量級，并且可有效去除潛在的多重耐藥菌[142]。

生物處理是利用不同的生物有機體或生物過程來消除污染物，生物處理因其比化學或物理處理更具成本效益而被廣泛使用。生物處理通常是在二級或三級處理階段，目的是通過生物降解去除污染物，協同代謝機制有利于微生物生長并促進污染物降解[143]。膜生物反應器（MBR）具有高效的顆粒和微生物截留能力，已成為污水再生回用的重要技術途徑。MBR 較二氧化氯處理對軍團菌有良好的處理效果，適用于再生水回用[144]。污水生物處理過程中產生大量胞外抗生素抗性基因，序批式活性污泥反應器啟動期產生大量胞外抗性基因，游離型胞外抗性基因增加倍數和持續時間高于結合型，穩定運行后抗性基因豐度顯著降低[145]。吸附和生物降解是抗生素的2 種主要去除途徑。此外，微生物共代謝有助于抗生素的生物降解[146]。曝氣生物濾池對磺胺類抗生素及其代謝物有良好的去除效果[147]。AAO（厭氧-缺氧-好氧工藝）+AAO+MBR（膜生物反應器）系統對大多數抗生素具有較好的去除效果，提高了抗生素的吸附和生物降解能力。污水廠消除ARGs的三級處理技術包括基于化學工藝的氯化、臭氧化、紫外線和高級氧化技術，吸附、分類等物理工藝，以及人工濕地、膜生物反應器和土地滲濾系統等生物工藝[148]。

組合處理是利用2種或多種處理技術形成的復合處理體系，通過物理、化學和生物作用實現水質凈化目標，在處理效率和節能方面具有可持續性和穩定性。高呈[149]發現，過硫酸鹽及其納米鐵和超聲與超濾組合工藝可以有效改善超濾對ARGs和有機物的去除效果，降低再生水回用的安全風險。TANG 等[150]采用浸沒-煅燒法制備了濾膜狀碳布固定化Fe2O3/g-C3N4（氧化鐵/石墨相氮化碳）光催化劑，過氧二硫酸鹽耦合光催化系統可產生高能活性物質，可見光照射下在靜態和連續流動過程中均表現出優異的四環素降解性能。采用高級氧化預處理可降低ARGs 潛在宿主的相對豐度，降低后續生物處理ARGs傳播的潛在風險。針對再生水新興微量有機污染物風險控制需求，瑞士、美國等提出了多級屏障再生水處理工藝，如反滲透-化學氧化深度處理、介質過濾-臭氧-活性炭聯用、反滲透-紫外聯合工藝[151]。采用MBR+臭氧高級氧化+活性炭濾池工藝可達到高品質再生水回用的要求[152]。好氧異養生物膜慢濾-納濾（NF）組合工藝可以有效去除二級出水中的ARGs和溶解性有機物[153]。

5 結論與展望

再生水作為一種替代水源，在淡水資源短缺情況下探索再生水利用具有重要的現實意義。本文從再生水水質標準及特征、水中生物污染物類型、污染識別以及風險控制技術等方面闡述了再生水農業灌溉中生物污染研究進展。除此之外，還需要進行以下幾項研究：一是目前再生水利用的相關研究多是基于短期試驗，其結果說服力不強。鑒于此，建議通過長期定位試驗，評估再生水利用的安全性。二是分析再生水中抗生素等新興污染物的半衰期等，評估其是否會產生危害，制定相應標準，在保證再生水安全利用的前提下不過度擴大其危害性。三是目前污水處理的工藝成本相對較高，研究低成本、快速處理工藝是今后研究的重點工作之一。四是加強再生水安全利用的相關宣傳。當前，公眾對再生水利用接受度較低，一方面因為缺乏宣傳，另一方面研究人員試驗過程中加入過多的重金屬，這可能會營造出再生水中含有很高的重金屬的假象而引起人們恐慌。