0 引 言
城镇污水处理厂(wastewater treatment plant，WWTP)是城镇化区域重要的环境基础设施，通过排水管网收集区域内产生的各类污水，输送至城镇污水厂处理后达标排放，其在污染物去除、受纳水体的保护等过程中扮演着重要角色。然而，当前我国现有的污水处理工艺，尚不能将城镇污水完全按照GB 3838—2002《地表水环境质量标准》Ⅴ类水质排放。因而，对于受纳水体来说，城镇污水处理厂尾水仍可能是潜在的污染源[1]。
随着城市化进程的加快，我国城镇污水处理厂在经过一段高速发展阶段后，基本实现了全覆盖，城镇污水处理率已高达93.4%[2]。在生活污水收集率和集中处理率逐年提高的同时，污水处理厂的规模也随之日渐扩大，污水处理厂呈现出越来越集中和大型化的趋势[3]。城镇污水处理厂的建立可避免生活污水对受纳水体造成的直接污染，但污水处理厂尾水的集中排放也会对受纳水体产生各种各样差异化的影响[4-7]。当前，国内外多数观点认为城市生活污水处理厂排放的尾水是受纳水体的一个重要污染源，但也有学者持不同观点[8, 9]，这些研究发现污水厂尾水进入受纳水体后，能够增加河道功能菌的丰度，提高水体的自净能力，对城市水环境改善有一定的积极作用。
综上所述，污水处理厂尾水排放水质标准，以及受纳水体水环境状况的差异，使得尾水排放会对受纳水体产生较为复杂的影响，明确尾水对受纳水体的影响规律及其作用机理对污水处理技术的发展和城市水环境的保护具有重要意义。
1 城镇污水处理厂尾水及城市水环境现状
1.1 污水处理厂尾水现状
根据城镇污水处理厂排入地表水域环境功能和保护目标，以及污水处理厂的处理工艺，将基本控制项目的常规污染物标准值分为一级标准、二级标准和三级标准。不同排放标准(表1)的污水处理厂尾水性质不同，总体表现为标准越严，尾水中COD、NH3-N、TN、TP等污染指标的浓度越低。随着我国经济快速发展，河流污染加重，环境容量和水体自净能力基本丧失。为了缓解这一现象，改善水环境质量，越来越多的地方政府着手制定更为严格的地方排放标准，使排放的污染物浓度尽可能和水体功能相接近，如浙江省于2018年制定了DB33/2169—2018《城镇污水处理厂主要水污染物排放标准》规定除TN外，COD、NH3-N和TP的排放标准均以GB 3838—2002《地表水环境质量标准》Ⅳ类水执行，俗称“准Ⅳ排放标准”。城镇污水处理厂严格的排放标准，一方面对于改善受纳水体环境起到积极的作用，但另一方面也会极大地增加单位污水的处理成本。
表1 我国《城镇污水处理厂污染物排放标准》与《地表水环境质量标准》的比较
Table 1 The comparison between Discharge Standards of Pollutants for Municipal Wastewater Treatment Plant and Environmental Quality Standards for Surface Water mg/L
控制指标CODTN(以N计)NH3-N(以N计)②TP(以P计)2005-12-31前2006-01-01前GB18918—2002一级A50155(8)②10.5《城镇污水处理厂污染物一级B60208(15)②1.51排放标准》二级100-25(30)②33三级120--55浙江省DB 33/2169—2018现有城镇污水处理厂4012(15)①2(4)①0.3新建城镇污水处理厂3010(12)①1.5(3)①GB 3838—2002Ⅰ150.20.150.02Ⅱ150.50.50.1Ⅲ20110.2Ⅳ301.51.50.3Ⅴ40220.4
注：① 括号内数值为每年11月1日—次年3月31日的控制指标。② 括号内数值为水温≤12 ℃时的控制指标(对浙江省为每年11月1日—次年3月31日)。
城镇污水经处理后，其污染物大幅度削减，然而，尾水中仍然含有部分难降解物质，如重金属、抗生素和药物类化合物等。传统的污水处理过程对重金属的去除率可达到75%，这与较高的悬浮固体去除率密切相关，尾水中重金属浓度达到μg/L级别，其中50%～90%为溶解态，主要为Zn、Cu和Ni[10]。此外，一些药物类化合物，如抗生素类，污水处理厂对抗生素药物的去除率较低，不同污水厂之间存在较大差异，同一污水厂对不同抗生素的去除率也存在显著差别，在亚洲地区的污水处理厂尾水残留抗生素浓度要明显高于欧洲和北美地区[11]，可能与抗生素管制不严、乱用和滥用有关。尽管城市污水处理厂尾水中大部分微量污染物的浓度较低，但也有部分微量污染物的浓度远高于其安全浓度预测值[12](predicted no-effect concentration，PNEC)，其对受纳水体水环境的影响也不容忽视。
1.2 城市水环境现状
城市水环境是指城市河道水域及其周围环境所共同组成的区域，是城市人居环境中必不可少的一部分。我国GB 3838—2002根据不同的功能将地表水划分成5类水质标准。《2018年中国生态环境状况公报》显示，全国1935个地表水监测断面中，Ⅰ～Ⅲ类比例为71.0%，比2017年上升3.1百分点；Ⅳ～Ⅴ类比例为22.3%，比2017年下降1.5百分点；劣Ⅴ类比例为6.7%，比2017年下降1.6百分点。
我国部分缺水城市(如北方)，河道缺乏生态基流，冬季易发生河道干涸断流现象，而污水处理厂尾水作为稳定水源，将其补充河道，是1种常见且有效的缓解缺水问题的措施。然而，按照城镇污水处理厂执行的一级A标准的尾水排放与地表水Ⅴ类水水质比较，污染物浓度仍较高。污水处理厂尾水的排入相对于地表Ⅴ类水及以上水体的水环境是污染负荷净输入效应，有可能导致水体自净能力减弱，造成缺氧和富营养化，最终导致水质不断恶化，甚至形成黑臭水体[13, 14]。城镇污水厂尾水排放至受纳水体，关系到对受纳水体水质和水生态短期和长期的影响，关系到城镇污水处理厂排放标准和处理工艺的确定，因此，开展城镇污水处理厂尾水排放对受纳水体水环境影响的系统性研究极为必要。
1.3 国内外研究热点
国外在20世纪80年代就开始关注城市污水处理厂尾水中的某些污染物对受纳水体的影响，已有较丰富的研究经验和完善的研究体系，但在早期研究中[15-17]也仅限于对常规污染指标的分析，其中最主要的为污水厂尾水中营养盐进入受纳水体后的迁移转化情况。此外，在近几十年，大量研究者开始关注新兴污染物在污水处理厂中的去除效果[18]，以及其排入水体后，在城市水环境中的行为[19]。随着分子微生物学技术的进步及其在环境领域的应用，污水处理厂尾水携带的微生物及其对受纳水体下游微生物群落的影响也逐渐得到揭示。
2 污水处理厂尾水对受纳水体的影响
2.1 再生水补充城市景观水体
再生水是指污水经适当再生工艺处理后具有一定功能的水。GB/T 18921—2002《城市污水再生利用 景观环境用水水质》对景观环境用水的定义为满足景观需要的环境用水，即用于营造城市景观水体和各种水景构筑物的水的总称，分为观赏性景观环境用水和娱乐性景观环境用水。表2比较了GB 18918—2002与GB/T 18921—2002规范的共有部分，发现除BOD5外，一级A标准基本达到观赏性景观用水的标准，与娱乐性景观用水比较，一级A出水大肠菌群数明显较高。
我国是水资源短缺的国家，尤其北方城市短缺问题更严重，再生水的利用可以有效缓解我国水资源短缺的症状。国外从19世纪30年代即开始进行再生水回用于河道、湖泊等观赏性用水的相关工程，如美国、日本、澳大利亚等[20]。我国从“七五”国家科技攻关计划开始相继建成了将再生水用于工业、景观等方面的污水回用示范工程，为我国的污水回用积累了大量经验。北京市是我国进行污水资源化利用最早、回用量最大的城市之一，北京市高碑店污水处理厂设计规模达到100万m3/d，尾水大部分回用于龙潭湖公园、北京游乐园、天坛公园、大观园等。2002年，天津市纪庄子污水处理厂再生水工程正式运行，部分尾水用于补充生态小区的景观水体。石家庄市桥西污水处理厂于2000年改造原有工艺，将尾水通过管线注入民心河西线和沿线公园，出水峰值为1万m3/d[21]。有研究表明，尽管再生水缓解了城市水资源紧张的问题，并且再生水的化学需氧量较低，可以稀释湖水污染物，但其氮、磷含量较高，超出水体的自净能力[22]。魏东斌等[23]讨论了再生水回用的安全指标，指出通过微生物学综合指标、综合生物毒性指标、特异性指标、可吸附卤化物和挥发性有机化合物等结合传统水质指标能够全面地反映污水再生处理及回用过程中，水体中化学污染物和病原微生物对人体健康和生态安全的影响，以及水质安全性的变化。
表2 GB 18918—2002与GB/T 18921—2002的 部分水质比较
Table 2 Comparison of water quality between Discharge Standards of Pollutants for Municipal Wastewater Treatment Plant and Urban Sewage Recycling Landscape Environmental Water Quality mg/L
项目BOD5TPTNNH3-N粪大肠菌群数/(个/L)一级B201(1.5)208(15)104一级A100.5(1)155(8)103观赏性景观河道101155104用水湖泊60.52×103水景娱乐性景观河道61500用水湖泊0.5水景不得检出
注：括号内数据为水温≤12 ℃时的控制指标。
2.2 尾水对受纳水体营养盐动力学的影响
在城市化地区，点源污染如市政和工业污水处理厂尾水成为受纳水体营养盐的主要来源之一[15, 24, 25]。例如，Carpenter等[17]的研究表明，美国的城市河道营养盐输入总负荷中有超过一半的量来自点源污染。“补贴-抑制假说”认为，外源物质对河流生态系统的影响存在一个阈值，当尾水引入的外源营养物质过量时，就会对河流水质和水生态系统造成负面作用[26]。
过去40年的研究发现，污水处理厂尾水降低了受纳水体对营养盐的转化和吸收效率[27]。外源营养盐进入受纳水体后，由于水环境的自净能力不同，其表现出不同的吸收速度(营养盐分子从水体表面传输到水体底部的速度，uptake velocity)和吸收长度(溶解态的营养盐分子在被底栖生物和非生物过程去除前向下游传输的平均距离，uptake length)[15]。Merseburger等[28]对西班牙Catalonia地区2条受污水厂尾水影响的河流中营养盐的吸收速度和吸收长度进行研究发现，在尾水的影响下，氨氮和磷的吸收长度分别增大了4倍和5倍，磷的吸收速度随着尾水浓度的增加呈幂函数形下降。尽管营养盐的吸收速率与点源相对负荷贡献率成正比，但无法抵消尾水造成的营养盐负荷的增加。而Rahm等[4]通过对纽约北部手指湖(Finger Lake)流域2条受污水厂尾水影响的河流进行研究，发现下游监测断面硝酸盐质量通量小于上游和尾水硝酸盐通量之和，Fall Creek河流硝酸盐吸收长度仅55 m，远小于其他文献所报道值(表3)。Mulholland等[7]通过对稳定同位素15N的追踪，发现当河流硝酸盐浓度增加，总生物吸收和反硝化的硝酸盐量也随之增加，但由于总量增加，导致总吸收和反硝化效率下降。Andersen等[29]对南卡罗莱纳州Enoree河流域厂尾水排放口上下游水质进行监测，结果发现，大部分排水口下游河流硝酸盐、硫酸盐、硅和磷浓度均大幅上升，尤其是最上游污水厂对Enoree水质影响最大。Eugènia等[30]对旱季或缺水地区污水处理厂尾水对受纳水体营养盐负荷和营养盐吸收效率进行了深入分析，指出污水厂尾水进入受纳水体后，使排水口上下游水体的理化参数发生了显著变化，氮、磷等营养盐浓度增加，且营养盐吸收效率下降。通常，营养盐吸收效率随着尾水排放量和浓度的增加而减小，是因为尾水排放量较大时，河道底栖活性微生物与水中营养盐的接触时间较短，并且尾水中的营养盐浓度远超出底栖微生物生长所需量，导致大部分营养盐不能通过微生物代谢去除[16, 31]。另外，尾水输入会改变受纳水体氮、磷营养盐的可利用情况以及氮元素不同形态的相对丰度[24, 32, 33]。Oelsner[34]的研究发现，下游水体中氨氮浓度的下降通常伴随着硝酸盐浓度的增加，是因为在硝化细菌作用下，氨氮被氧化成硝酸盐氮。Ekka等[24]发现，含高浓度磷的尾水增加了受纳水体下游溶解性活性磷(soluble reactive phosphorus，SRP)和沉积相磷(sediment-bound phosphorus)的平衡浓度，沉积物中可交换磷(sediment exchangeable phosphorus，EXP)含量比上游高5～10倍。
表3 不同水体营养盐(NO-3-N、SRP、NH3-N)吸收长度比较
Table 3 Comparison of nutrient uptake length in different water bodies(NO-3-N, SRP, NH3-N)
河流平均流量/(L/s)污水厂流量/(L/s)研究对象平均吸收长度/m参考文献Fall Creek,New York74927.38NO-3-N<55[4]Owasco Inlet,New York17821.9NO-3-NndCatskill Mountains,New York7～105ndSRP25～292[35]NH3-N29～192NO-3-N62～714Chattahoochee River, Atlanta827008391SRP11000～85000[32]Pioneer Creek,Idaho.88ndNO-3-N549[36]Cliff Creek,Idaho.83.3NO-3-N1839Canchim, Brazil2～4ndNO-3-N201[37]Espraiado, Brazil5～19.2NO-3-N138Mineirinho tributary, Brazil3.4～6.9NO-3-N283
国内在该方面的研究较少，如汪锋等[38]对苏南地区某城镇污水处理厂尾水及上、下游河水进行了连续1年的监测，结果表明，由于尾水的集中排放，排水口处各污染指标均高于上、下游。尽管在河道自净作用下，下游水质沿程逐渐好转，但污染物浓度仍比上游高。并且，在时间方面，尾水排放使得受纳水体TN、TP、NH3-N呈现冬季高、夏秋季低的趋势。
2.3 尾水微量污染物对受纳水体的影响
当前，微量污染物(micropollutants，MPs)对水生态系统造成的危害越来越严重[39]，欧洲登记注册的微量污染物已超过10万种[40]，其中大部分在其生命周期中都会进入水环境。水环境中的微量污染物来源于多种点源和非点源污染，污水处理厂的尾水中微量污染物是进入水体环境的主要源头之一[41]。
污水处理厂作为微量污染物扩散的第1道屏障，其对MPs的去除因工艺和污染物物化性质的不同而有较大差异，为12.5%～100%[12]。尽管尾水中微量污染物的浓度较低，为ng/L水平，但其对下游水生生物的危害仍不容忽视。Kunzel等[42]对德国Hessian河流域328个点进行监测发现，污水处理厂尾水中的杀虫剂对下游大型无脊椎动物有较强的毒性作用，并且影响距离长达3 km。Heeb等[43]对我国华北平原海河流域温榆河至北运河段175 km长范围内13个河道采样点和5个污水处理厂(清河、酒仙桥、北小河、高碑店、小红门)的62种MPs进行为期14个月的监测：MYC平均浓度为3～1100 ng/L，污水厂尾水每年输送5930 kg的药物、5660 kg生活类化学品、1550 kg杀虫剂残留物到受纳水体。
2.4 尾水对受纳水体下游微生物群落的影响
随着分子微生物学技术的进步及其在环境领域的应用，尾水排放造成营养盐吸收速度和水环境自净能力改变的原因逐渐得到揭示。WWTP尾水排入受纳水体，在引入大量污染物质和营养盐的同时，也带入了大量功能性微生物，尤其是参与氮营养盐循环的硝化和反硝化菌[44]。这也是受纳水体下游营养盐浓度沿程逐渐减小的主要原因之一。
Brion等[8]对巴黎塞纳河流域3个不同处理工艺的污水厂上下游氨氧化速率和硝化菌生物量进行检测，结果表明，污水在处理前后，其单位水量所含的硝化菌生物量均高于受纳水体，尾水进入河道可提高硝化作用速率，且与污水处理程度成反比。DRURY[45]对芝加哥两个城市化进度不同的地区污水处理厂排口上下游河道底泥微生物群落进行研究，结果表明，尾水排入受纳水体后显著增加了河道无机营养盐的含量，同时降低了底泥微生物多样性，造成δ-变形菌、脱硫球菌、绿弯菌门等丰度下降，但硝化螺菌(一类硝化细菌)丰度增加。
García等[46]的研究表明，不同季节污水处理厂排出的尾水对受纳水体的影响不同，其中冬季条件下，尾水对下游水体微生物多样性和微生物群落组成的影响最大。Wakelin等[47]借助PCR-DGGE分子生物学方法，通过对参与碳氮循环功能基因的定量研究，发现随着底泥理化性质尤其是营养盐负荷的改变，微生物群落结构产生变化。在排口下游400 m处，底泥中检测到γ-变形菌，但在受影响较小的断面未检测到。amoA(氨单加氧酶基因)、narG(硝酸盐还原酶基因)、和nifH(固氮酶基因)等功能基因的丰度随着下游离排口距离的增加而逐渐增加。Rahm等[4]的实验研究证实了污水处理厂尾水含有丰富的反硝化功能基因，包括nosZ(一氧化二氮还原酶基因)、nirS(亚硝酸盐还原酶基因)、nirK(亚硝酸盐还原酶基因)。Price等[5]通过q-PCR技术定量研究了污水厂尾水对宾夕法尼亚州Wissahickon Creek河水质及微生物群落结构的影响。结果表明，在排口下游较近处，其α多样性增加，尾水向河道贡献了大量与污水处理和营养盐循环相关的微生物。而且，雨天降雨过后，河道微生物多样性增加更明显。Romero等[48]通过在实验室构建人工河道，模拟研究了干旱条件和污水厂不同排放比对受纳水体微生物群落结构的影响。当尾水排放比例在21.5%～72%，尤其超过50%时，以变形菌、放线菌和蓝细菌为指示菌群的微生物群落结构发生显著变化。
国内，Wang等[49]比较了城市面源污染、WWTP尾水污染源、郊区面源污染和农业面源污染对太湖支流底泥微生物群落的影响。研究结果强调了WWTP尾水与其他面源污染源对受纳水体底泥微生物影响的不同，在WWTP尾水的作用下，上游优势菌群从变形菌和放线菌转变为下游以硝化螺旋菌(12.4%)和拟杆菌(11.5%)为主。相关性分析表明，污染物氨氮、有机物和重金属镉是造成微生物群落结构差异化的主要原因。
3 水质水动力学模型研究
国外在该领域的研究较早，但大多数均基于现场采样调查，难以系统地研究尾水排放对受纳水体的影响，而水质水动力模型作为一种可靠的研究工具越来越受到学者们的青睐。
水质水动力模型在研究污水厂尾水对受纳水体影响方面有诸多研究案例[50-52]，常用的水质水力模型有美国环境保护局开发的通用型地表水水质模型—WASP(water quality analysis simulation program)水质模型、丹麦水力学研究所开发的MIKE21二维水质模型、美国弗吉尼亚州海洋研究所开发的三维水动力模型——EFDC(environmental fluid dynamics code)模型和荷兰Delft大学WL Delft Hydraulics 开发的Delft 3D三维水质水动力模型等。尽管不同模型的适用性存在局限性，模拟结果与实际情况存在不同程度的偏差，但其在城市水环境的研究中具有不可替代的作用。
黄忠廉等[50]利用WASP模拟了2种不同类型的外源输入对非汛期低流量条件下南淝河新陈代谢速率的影响，结果表明，少量典型生活污水排入后河流总初级生产速率和群落呼吸速率均得到提高，但大流量的污水厂尾水排入后，将改变河流的代谢特征。雷一帆等[51]利用MIKE 21中的ECO Lab模块研究了南京市某一级A排放标准的污水处理厂尾水排入感潮河段后对其污染因子的影响。结果表明，相比正常排放，事故排放时其对受纳水体水质影响较大，沿岸污染物浓度增高，且小潮时水质恶化作用更明显。樊乔铭等[52]借助EFDC水动力污染物输移扩散模型进行了黄海北部某待建污水处理厂尾水对港口内水环境影响的预测研究，预测结果显示尾水排入后，港池内水体自净能力降低，尾水执行GB 18918—2002一级A排放标准时，港区内活性磷酸盐的劣4类水质水域面积最小为0.24 km2，超标面积最小为5%。杜娟娟等[53]结合EFDC的水动力模型和WASP的水质模型分析了武汉市古龙港口产业园污水处理厂尾水(排放量为25000 m3/d)在正常排放和事故性非正常排放情景下对长江(按枯水期长江流量5440 m3/s取值)水质的影响，模拟结果表明，污水厂非正常排放，污染物对排污口下游长江水体的影响范围增大，较正常排放增加60%左右，对江段造成一定的污染。
4 问题与展望
我国城市水环境日趋恶化，形势严峻，城市污水处理厂尾水对其污染的贡献不容忽视。针对国内外研究现状和特点，现提出以下建议：
1)城镇污水处理厂尾水排放对水体环境的影响，从有机物、氮磷营养盐指标来看，其影响程度主要与尾水和水体碳氮磷浓度差异、水体自净能力和水环境功能区目标等相关，因此，对于尾水排放标准的制定，在考虑尾水污染物通量和排放形式的前提下，应综合分析上述因素，经济合理地制定排放标准。
2)污水处理厂尾水富含微生物，排放至水体会带入部分功能菌群，从氮营养盐循环的整体性出发，应全面考虑amoA、nxr、narG、napA、nirS、nirK、Nor和Nos等参与氮循环的功能基因，以及功能基因丰度与不同形态氮营养盐浓度变化情况的相关性。
3)尾水排放的影响有可能是长期的，现有GB 18918—2002排放标准主要是控制尾水的COD，而对尾水中TN的排放限制控制难度极大，在尾水中TN主要以NO-3-N形态存在，且NO-3-N对水体环境、水生态的影响的相关文献较少，需要系统性开展。
5 结束语
我国城市化进程的加快造成城市水环境逐渐恶化，国民经济水平的发展和人民生活水平的提高使得人们对城市水环境的要求越来越严苛，着力解决城市黑臭水体，改善城市人居水环境成为当前社会发展的重要任务之一。污水处理厂尾水作为受纳水体的潜在污染源，其对城市水环境有多方面的影响。对污水处理厂尾水排放入城市水体后造成的影响进行全面系统性的研究，结合水质水动力学模型、现场调研和实验室模拟研究，界定不同排放标准与地表水水质之间的安全排放比例，能够为因地制宜地选择污水处理工艺、合理地设计污水排放形式、合理实施生态保障措施提供一定的参考价值，从而达到经济发展、水环境保护、人民满意之间的平衡。
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