水处理过程中生物污染物控制的前沿技术

高瑞 ,  高淑红 ,  李军 ,  苏薏苡 ,  黄芳 ,  梁斌 ,  范陆 ,  郭建华 ,  王爱杰

Engineering ›› 2025, Vol. 48 ›› Issue (5) : 196 -217.

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Engineering ›› 2025, Vol. 48 ›› Issue (5) : 196 -217. DOI: 10.1016/j.eng.2024.08.022
研究论文

水处理过程中生物污染物控制的前沿技术

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Emerging Technologies for the Control of Biological Contaminants in Water Treatment: A Critical Review

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摘要

生物污染物（biological contaminants, BCs）——包括但不限于各种病原体及其内源性污染物[如细胞内病原体和耐药基因（antimicrobial resistance genes, ARGs）等]——在污水和饮用水处理系统出水中被广泛检出，对公众健康构成潜在威胁。常规消毒工艺的设计目标是去除指示细菌，但难以去除这些顽固的生物污染物；当前研究的诸多新兴抗菌技术展现出升级的阻控效果，但鲜有技术能实际应用于真实水处理场景。识别其中的关键知识缺口并据此规划未来发展路径，对于推进新兴技术的工程化扩大应用至关重要。本文首先总结了常规水处理工艺对生物污染物的去除效能；继而从抗菌机制、技术特性、适用场景、应用挑战及最新进展等方面，系统展示了新兴消毒策略的研究进展，聚焦于纳米技术、高级氧化工艺、生物控制工艺及复合技术；进一步提出耦合生命周期评价（life cycle assessment, LCA）与层次分析法（analytic hierarchy process, AHP）的半定量评估框架，从抗菌效果、经济性和可持续性这三个维度综合评估了其中代表性中试技术的应用潜力。对于污水处理，新兴的非热等离子体技术在效能指标（总灭活率、ARGs去除率与生长抑制能力）方面权重占比最高且优于传统消毒技术，但因能耗较高导致综合评分落后；噬菌体处理技术可作为绿色经济的补充消毒技术，与传统消毒联用协同灭活顽固病原体。对于饮用水处理，光催化纳米复合材料在新兴技术中的应用潜力最高，有望成为补充甚至替代传统消毒剂的下一代技术。本文为推动新兴的消毒技术向工业化应用转化提供了重要理论支撑。

Abstract

Biological contaminants (BCs), including but not limited to various pathogens and their endogenous pollutants such as intracellular pathogens and antimicrobial resistance genes (ARGs), are ubiquitously detected in effluent of wastewater and drinking water treatment systems which were originally designed to remove common indicator bacteria, resulting in potential impacts on public health. Although there are many emerging technologies that showing promising antimicrobial effects, few have progressed to the actual water scenarios. It’s crucial to understand the main knowledge gaps and thereby design the future developments to better meet engineering requirements. In this review, we first summarize the performance of conventional water treatment towards BCs removal. Then we showcase the advances of proof-of-concept strategies, including nanotechnology, advanced oxidation process, biological control process and integrated techniques, for BCs control in light of antimicrobial mechanisms, characteristics, proper niches in water treatment, challenges and latest improvements. Further, we proposed a semi-quantitative framework coupling life cycle assessment (LCA) and analytic hierarchy process (AHP) to assess and compare the application potential of representative pilot technologies, in which the antimicrobial effects, economic issues and sustainability are comprehensively considered. For wastewater treatment, non-thermal plasma weights highest among the emerging technologies and outperforms conventional disinfection in terms of efficacy indicators (overall inactivation rate, ARGs removal rate, and growth inhibition), but fall behind overall mainly due to more energy input. Bacteriophage-based treatment has the potential to synergistically inactive the persistent pathogens in combination with conventional disinfection, serving as a cost-effective and environmental-friendly supplement. For drinking water treatment, the integrated photocatalytic nanocomposite receives the highest application potential among the emerging technologies and appears to be supplementary or even alternative next-generation disinfectants. This review shares valuable insights to propel the proof-of-concept antimicrobial trials towards industrial procedures.

关键词

生物污染物 / 病原体 / 耐药基因 / 新兴阻控技术 / 水处理

Key words

Biological contaminants / Pathogens / Antimicrobial resistance genes / Emerging control technologies / Water treatment

引用本文

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高瑞,高淑红,李军,苏薏苡,黄芳,梁斌,范陆,郭建华,王爱杰. 水处理过程中生物污染物控制的前沿技术[J]. 工程（英文）, 2025, 48(5): 196-217 DOI:10.1016/j.eng.2024.08.022

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1 引言

传统消毒技术（如氯消毒、紫外消毒、臭氧消毒）能有效保障基于粪便指示菌的微生物水质标准，且具有成本合理、应用广泛的优势[1‒2]。然而，随着微生物检测技术从培养法向分子生物学方法的演进，越来越多的新兴生物污染物（biological contaminants, BCs）在水环境中被检出，这使得水质风险问题凸显。生物污染物不仅包括病原微生物，还涉及内源性污染物，包括细胞内病原体、内毒素和耐药基因（antimicrobial resistance genes, ARGs）等。研究表明，即使将可培养指示菌（如大肠杆菌）处理至出水达标，亦不能代表其他病原体被完全去除，甚至无法保证持久存活形态的指示菌及其内源性污染物被完全去除[3]。在饮用水和污水处理厂出水中已广泛检出机会性人类病原体，它们通常以顽固的低活性状态或原生动物的共生/寄生者等受保护的状态存在。如果这些BCs通过直接摄入或气溶胶吸入途径进入人体，可能引发严重感染，这对免疫系统薄弱群体的危害尤为显著[4]。据统计，全球每年约180万人因水源性疾病死亡[5]。此外，消毒后水体中残留的病原菌更倾向于携带ARGs和可移动遗传元件，进一步加重全球疾病负担[6‒7]。因此，开发新型高效的生物污染物控制技术迫在眉睫。

交叉学科研究（尤其在生物医学与材料领域）为水处理消毒技术提供了前沿理论参考。新兴抗菌技术（emerging antimicrobial technologies, EATs）的相关研究日益增多，包括纳米技术、高级氧化工艺（advanced oxidation process, AOP）、生物控制工艺及其集成技术。基于此，本文重点阐述四类前沿技术的研究进展。尽管已有研究强调并综述了EATs的高效抗菌性能[8‒9]，但大多数研究避免讨论其工程化改进思路。具体而言，现有研究尚且难以解答EATs如何适应复杂的水体基质，也鲜有从工程角度（即平衡抗菌效率、经济性、生物安全性与可持续性等方面）评估EATs与传统消毒技术何者更具优势。目前关于EATs的研究仍优先关注抗菌效率，而倾向于规避实际场景中的应用挑战。

为了弥合EATs从理论研究步入工程应用的知识差距，本文首先系统梳理了污水与饮用水处理消毒出水中均难去除的BCs，并由此简要评估传统处理工艺的效能；进而深入探讨EATs的影响因素、用于水处理场景的优势与挑战；在此基础上，借助生命周期评价（life cycle assessment, LCA）与层次分析法（analytic hierarchy process, AHP）初步评估典型EATs的应用潜力，并提出其在水处理系统中的可行的发展策略。本研究旨在为新兴生物污染物控制技术的规模化应用提供定性及半定量化支持。

2 为何水处理系统的出水中仍存在BCs?

研究表明，相比于饮用水水源，污水进水中的微生物负荷更高，其多样性和丰度往往高出几个数量级（表1 [1‒2,10‒17]）。饮用水系统主要通过物理化学处理去除部分BCs，并通过终端消毒确保生物安全性。而污水处理系统采用二级、三级和（或）深度处理组合工艺去除BCs，虽然相比于饮用水系统去除了更多指示细菌，但出水中仍残留较多病原微生物，构成潜在的健康风险[2]。尽管粪便指示菌已处理至达标，但在污水和饮用水处理出水中仍普遍检测到持续存活的BCs，我们将其归类为“持久性生物污染物”（其特性详见附录A中的表S1），其残余模式与微生物自身的防御策略和处理工艺密切相关[6,18]。

2.1 持久性BCs及其生存策略

2.1.1 细菌

污水处理出水中的优势菌门主要为变形菌门（Proteobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes）和厚壁菌门（Firmicutes）[19]。变形菌门的丰度最高，其中多种属具有临床相关性（表S1）。通过培养法检测到大肠杆菌（Escherichia）、军团菌（Legellona）和分枝杆菌（Mycobacterium），其浓度范围为100~102 CFU·mL-1（CFU为菌落形成单位）[1]。宏基因组检测技术在自来水中亦检出军团菌、沙门氏菌（Salmonella）、克雷伯菌（Klebsiella）和不动杆菌（Acinetobacter）等病原体[20‒21]；但由于测序方法不能区分微生物的存活状态，也可能造成BCs健康风险被高估。

目前水处理工艺对BCs的去除以可培养性丧失为依据[22‒23]，但这种评估体系可能低估生物风险。一方面，消毒后残留微量可培养微生物，虽然总量低于检测限，但仍通过SOS应答（一种通过抑制细胞分裂抵抗环境压力的整体调控网络）、外排泵、DNA修复及孔蛋白调控等策略持续存活[24‒25]；群体感应调控的自适应行为（如细胞聚集、孢子形成及胞外聚合物分泌）也能使微生物维持存活状态[26]。另一方面，出水中存在存活但不可培养（viable but not cultivable, VBNC）状态的细菌。典型病原体（包括大肠杆菌、金黄色葡萄球菌、铜绿假单胞菌、沙门氏菌等）在外部胁迫下可进入VBNC状态（附录A表S2），其在饮用水消毒后占细菌群落总量的90%以上[27‒28]。它们还可通过以下方式获得耐药性：改变形态以降低比表面积、减少与消毒剂的接触[29‒30]；降低代谢和呼吸活动进入休眠期[31]；维持高水平遗传物质和三磷酸腺苷（adenosine triphosphate, ATP）以利于条件适宜时复苏与再生长等[32]。

2.1.2 病毒

由于人类肠道病毒（如诺如病毒、腺病毒、肠病毒和轮状病毒）的广泛检出[34‒36]，美国已将其纳入水处理管控范围[33]。污水处理出水中肠道病毒浓度为100~101基因组当量（genome equivalents, GE）拷贝（copies）·L-1，其对常规消毒的固有抗性源于独特的三层衣壳蛋白结构[37]，以及部分双链DNA病毒对宿主修复系统的利用机制[38]。饮用水与污水处理系统中均检出肝炎病毒，其通过血液或体液传播引发肝脏症状。值得注意的是，严重急性呼吸综合征冠状病毒2型（severe acute respiratory syndrome coronavirus 2, SARS-CoV-2）偶尔在污水处理出水中被检出[39]，并可能被生物膜包裹滞留在排水系统中[40]，对公众健康安全构成持续威胁。

2.1.3 真菌

真菌以往被视为生物处理过程中的功能群落[41]，但近年来耳念珠菌（Candida auris）的暴发提高了人们对水生环境中致病性真菌的关注度。

真菌对消毒的抗性高于细菌，主要是由于其更大的细胞尺寸及更复杂的细胞结构（如较厚细胞壁中的黑色素等）[42‒44]。污水、饮用水及医院用水中致病性真菌的广泛存在尤为令人担忧[45]。担子菌门（Basidiomycota）和子囊菌门（Ascomycota）是城市水系统中的优势真菌门类[46]，其中镰刀菌（Fusarium）、曲霉（Aspergillus）和念珠菌（Candida）为临床最常见属。抗真菌药物耐药性增强是消毒过程面临的另一挑战[47]，但相关系统研究仍然较少，仅少数研究针对污水中念珠菌[48]和镰刀菌[49]的耐药水平开展分析。

2.1.4 原生动物

研究最广泛的水媒原生动物为贾第鞭毛虫（Giardia）和隐孢子虫（Cryptosporidium）[50‒51]，在污水出水中检出浓度范围为0~101（卵）囊·L-1。宏基因组测序结果亦表明其他肠道寄生虫（如阿米巴、芽囊原虫、耐格里虫和内阿米巴）的普遍存在[52‒54]。饮用水系统中的存活原生动物（以阿米巴虫为主[55]）日益引发关注，因相比于细菌和真菌，原生动物更具消毒抗性。

2.1.5 耐药基因

ARGs是水处理系统出水中另一类典型且广泛检出的BCs [56‒59]，其中多重耐药类、β-内酰胺酶类、磺胺类、氨基糖苷类及大环内酯-林可酰胺-链阳霉素类丰度最高。污水与饮用水处理出水中ARGs浓度分别为101~106拷贝·mL-1和100~103 拷贝·mL-1 [60]。其健康风险涉及临床相关ARGs（尤其是多重耐药基因）的归趋[56]，以及通过可移动遗传元件向病原体进行水平基因转移（horizontal gene transfer, HGT）的潜力。

2.1.6 细菌内毒素

内毒素是某些革兰氏阴性菌和蓝藻细胞壁中的脂多糖混合物，随细菌死亡而释放[61]。其浓度以内毒素单位（Eu）·mL-1表示，污水处理出水与饮用水中分别约为102~103 Eu·mL-1和10-1~102 Eu·mL-1 [62]，但目前尚缺乏直接的健康风险评价研究。

2.1.7 细胞内病原体

自由状态的原生动物在水处理过程中可吞噬并携带细菌、真菌及病毒[63]。被吞噬的病原体能逃避传统培养法的检测，显著增强其对水消毒过程的抗性（即“特洛伊木马”效应）[64‒65]。目前有研究初步证实了内生病原体的存在，但其健康风险有待进一步量化[19,55]。例如，原生动物吞噬作用可解释饮用水中基于聚合酶链反应（polymerase chain reaction, PCR）法与培养法测得的军团菌数量差异[65]。机会致病菌（如荧光假单胞菌和恶臭假单胞菌）在污水原生动物体内被检出（但存活状态未知），且出水中的相对丰度高于进水[19]。水处理系统中的营养限制和消毒等外部胁迫促使原生动物形成孢子和囊体，为吞噬的病原体提供庇护[66]。这一机制削弱了氯、臭氧、紫外线和二氧化氯的灭活效率，需将有效剂量提升十倍以上才能实现3 log去除效率[67]。

2.2 现行工艺去除BCs的局限性

2.2.1 污水处理

在污水处理厂中，二级/三级物化处理与消毒工艺可有效去除BCs。拦截、吸附和重力沉降作为去除BCs的物化机制已被广泛研究。固液分离机制可随机去除0.1~5.0 log的总细菌[68]。砂滤可有效拦截原生动物（最高达3 log）[69]。混凝或澄清工艺对较小的细菌和病毒的去除效果有限（< 1 log）[70]，但微滤和超滤可用于捕获微米级细菌与病毒[73]。纳滤和反渗透能充分去除纳米级病毒甚至ARGs [70,72]，但其应用受高成本与能耗限制。活性炭吸附技术通常用于三级处理以去除化学污染物，并能通过静电吸引和孔隙截留协同去除BCs [73]。然而，物化方法仅转移而非彻底消除BCs。现有研究很少关注转移浓缩后的微生物负荷在下游处理单元或受纳环境中的归趋。

消毒工艺是生物安全的最后一道防线。最常用的消毒方法是氯消毒（次氯酸钠），其成本具有较强的竞争力。根据最新统计，我国56座污水处理厂中氯消毒应用比例达87.7% [74]。紫外线（ultraviolet, UV）消毒因接触时间短、灭活效率高而被认可，常与次氯酸钠联用以确保持续消毒效果。我国已有超3000座污水处理厂采用UV消毒，总处理能力超过1.6 × 108 t∙d-1。臭氧消毒虽具有广谱抗菌性，但受限于现场制备要求且无持续消毒能力，加之其高能耗与操作复杂性，大规模污水处理设施中较少应用臭氧消毒技术[76]。传统消毒方法需更高剂量才能有效去除持久性BCs，对于细胞内ARGs和内生病原体，所需剂量甚至超出实际用量10~100倍[67,77]。

复杂的原水水质会显著削弱消毒效果。污水消毒中游离氯的典型投加量为5~25 mg·L-1，饮用水消毒中则降至1~5 mg·L-1 [68]。污水中的含氮物质会大量消耗游离氯，将其转化为有机氯胺并使消毒效率降低2~3个数量级[78]。因为氯具有腐蚀性，提高投加量会增加设备与管道的维护需求。UV透射率受水中显色物质与悬浮固体影响，导致处理效率有波动。污水消毒推荐的UV辐射剂量不低于80 mJ·cm-2（达到饮用水处理剂量的两倍）[68]。铁、锰离子等杂质会加速UV灯管结垢（尤其在混凝单元后），普遍降低其灭活效率与使用寿命。臭氧在污水中的投加量远高于饮用水（5~15 mg·L-1 vs 1.5~3 mg·L-1），主要受到传质过程限制，且有效剂量随进水的有机负荷而显著波动[79]。

常规消毒面临持续消毒效果与残余生态毒性之间的权衡问题。北京市水污染物排放标准（DB11/307—2013）要求排河污水中余氯浓度低于0.5 mg·L-1，否则需增设脱氯设施，这削弱了氯消毒的成本优势。氯还会与天然有机物反应产生消毒副产物（disinfection byproducts, DBPs）。尽管目前污水排放未对DBPs进行管控，但其可能增加受纳水体的生态风险并最终影响人类健康。以三氯甲烷为例，污水中10 mg·L-1的游离氯投加会产生约60 μg·L-1三氯甲烷，已达到水生生物毒性阈值[80‒81]。提高臭氧投加量也会导致高浓度醛类和溴酸盐生成。

此外，增加UV和臭氧剂量会带来成本增加与维护管理难度提升。UV消毒的年运行成本主要来自电力消耗，且与UV剂量呈线性相关[68]。当臭氧发生器产能提高10倍时，固定设备投资与维护成本将增加6.3倍[79]。

2.2.2 饮用水处理

前端的混凝、沉淀和过滤处理能降低微生物负荷，但去除效率不稳定。物化过程主要去除附着于颗粒物的原生动物和细菌，对游离细菌的去除效果较差，且几乎不影响微生物群落多样性[82]。饮用水常用的消毒方法包括氯（次氯酸钠）、二氧化氯、UV和臭氧。氯消毒在中小型饮用水处理厂仍占主导地位，超50%水厂偶尔使用二氧化氯作为补充消毒以减少DBPs生成[83]。二氧化氯的现场制备在反应温度控制、废液分离与自动投加方面存在操作难点，需具备较高的运维管理能力[84]。我国已有超60座大中型饮用水处理厂应用UV消毒，总处理规模超1 × 107 t∙d-1 [85]。尽管仍需与余氯联用，但UV消毒显著减少了化学品使用与副产物生成，也削减了相关的运输与处置成本。UV辐射对耐氯的隐孢子虫去除效果较好，且在高能波长（如222 nm）下表现更优[86]。臭氧在饮用水处理中通常作为活性炭滤池前的催化氧化工艺而非终端消毒剂使用[87]。

去除持久性BCs所需消毒剂量与实际投加量之间存在巨大差异，尤其是对于UV消毒。例如，灭活细胞内ARGs所需的有效UV剂量（> 500 mJ·cm-2）远超40 mJ·cm-2的推荐值。尽管饮用水处理需要更高的生物安全标准，但DBPs的增加不可避免。高剂量UV辐射虽不直接产生DBPs，但光解产生的低分子量组分会显著促进管网中氯消毒副产物的生成[88]。另一挑战在于余氯会对残余微生物群落产生共选择压力，富集抗性更强的微生物（通常为人类病原体）并促进其在管网系统中的转移[7,89]。

为满足日益严格的BCs控制需求，我们提出需构建高效、持久、抗干扰、深层次的水消毒新范式。具体而言，新型消毒系统应实现以下目标：①从抗菌转向抗微生物靶标，成功灭活包括指示菌、致病菌、病毒、真菌和原生动物在内的宽谱系微生物；②保持从饮用水/污水处理厂内部到外部输配管网的全流程消毒有效性；③不受环境杂质影响；④彻底清除可培养与不可培养的所有BCs（包括细胞内的毒性生物分子）。

3 阻控BCs的EATs

3.1 研究方法

3.1.1 文献收集

首先，以“Web of Science”和“Google Scholar”作为检索数据库，采用“消毒或灭活或抗菌”与“饮用水或污水”的组合关键词进行检索，将时间范围限定为2013—2023年。随后下载按相关性排序的前10 000条记录，使用VOSviewer软件进行聚类分析[图1（a）]。通过识别高频词与新兴技术的关键词，人工筛选计算每个类别的平均发表年份[图1（b）]，最终选定纳米技术、AOP、生物控制及其集成技术等前沿抗菌技术作为重点论述内容[图1（c）]。

3.1.2 定性分析

本研究仅纳入符合以下标准的文献（附录A中表S3）：

（1）经同行评审的出版物。

（2）包含量化水中BCs去除动力学的数据，且至少涉及下列水体类型中的一种：理想基质[PBS溶液、超纯水、盐水、培养基、三羟甲基氨基甲烷盐酸盐缓冲液[tris(hydroxymethyl)aminomethane hydrochloride buffer, tris-Cl]或合成污水]，实际饮用水，污水。

（3）实验步骤可追溯。

基于此，我们定性总结了EATs用于污水/饮用水消毒的可行性，重点关注这些技术能否应对传统消毒方法面临的以下挑战：①高效微生物灭活；②持续消毒能力；③环境干扰抵抗；④深层去除细胞内BCs。通过比较总体灭活率（inactivation rate, IR）和单位能量消耗（electrical energy per order, EEO）评估微生物灭活效果（计算公式见下，并在附录A文本S2中详细描述）。采用GraphPad Prism 9.0进行单因素方差分析（one-way analysis of variance, ANOVA），对比EATs与传统消毒方法的灭活率（*p < 0.05）。定性分析结果将在第4.1节讨论。

IR=lgC0Ctt
EEO=PtV×lgC0Ct

式中，EEO为灭活1 log病原体所需的电能（kW·h·m-3）；P为技术设备的功耗（kW）；t为处理时间（h）。根据一种公认的估算方法[90]，基于制造商数据（附录A中的文本S2）和统一电价[0.04美元∙(kW·h)-1]，将消毒剂成本折算为间接电耗并纳入Pt；V为处理水量（m3）；C0为初始病原体浓度；Ct 为处理t时的病原体浓度。

3.1.3 半定量分析框架

我们开发了三级层次分析框架（图2及附录A文本S3）用于量化新兴消毒技术的应用潜力，此框架可判定每项技术相较于传统方法的主要优势与短板。在目标层预设污水消毒与饮用水消毒两种应用场景。在指标层综合考量BCs去除效率、技术经济性及环境足迹之间的平衡关系，选取以下核心指标：①IR值；②生长抑制率；③抗性基因去除率；④人体健康影响；⑤全球变暖潜力；⑥运行成本；⑦淡水生态毒性。通过专家评分确定各指标的权重，评估不同指标在两类应用场景中的相对重要性。采用经典的AHP 1~9标度法对环境工程领域专家进行调研，选取通过一致性检验的10份结果构建平均判断矩阵 A （表2），具体流程见文本S3。

在方案层基于定性分析从4类新兴技术中各选取一种代表性技术：方案1~4分别为固定化Cu纳米复合材料、非热等离子体、噬菌体处理技术及光催化纳米复合材料（Ag/TiO2/氧化石墨烯），同时选取传统消毒方案5~7（氯消毒、紫外消毒和臭氧消毒）。各方案的指标值取自已有文献，其中指标1反映无营养基质中病原体的即时灭活效率，用于判定EAT是否“高效”；指标2通过监测培养基（提供微生物生长及氧化剂清除所需的充足营养物质）中的持续灭活率来体现“持续性”和“抗干扰性”目标；指标3衡量“深度处理”目标，评估细胞内BCs的去除效果。因缺乏处理能力标准化换算的可靠参数（美元·m-3），本研究未纳入建设成本指标。7项指标的具体估算方法与结果详见附录A文本S3，相应的标准化权重 W B 及判断矩阵 B 见表3。最终采用公式（3）计算综合考虑效能指标、成本指标及场景需求的综合权重 W，具体流程见文本S4。完整的半定量分析流程详见文本S3，结果讨论见第4.2节。

W = W A × W B

3.2 纳米技术

3.2.1 在污水/饮用水处理中的适用场景

抗菌纳米材料在水处理中的应用主要通过直接投加纳米粉末或将其固定于宏观载体（如滤料、树脂和磁性矿物）实现。适合直接投加的纳米粉末需具备较低的生态毒性，即便如此，其实际应用仍存在争议且鲜少应用于大规模处理。纳米材料常见的抗菌功能组分包括石墨烯、壳聚糖、Cu、Zn和Fe（附录A表S4）。金属基纳米材料的抗菌效率高于碳基材料，其效率排序为Cu > Zn > Fe [91]。通过不同合成方法获得的微观性质可调的游离纳米颗粒（nanoparticle, NPs）也表现出差异化的抗菌效率。一般而言，更小的粒径、更大的比表面积、粗糙形貌（如尖锐棱角或穿刺边缘）以及表面正电荷均为提升抗菌性能的有利因素[92‒95]。纳米粉末可在数小时、数月甚至数年内保持高度稳定性[96]，无需现场制备，可直接投加至现有管道系统。此外，纳米颗粒能通过物理互作灭活微生物，此消毒机制具有优异的抗干扰性能。具体而言，具有尖锐边缘的NPs可通过静电作用聚集并吸附细菌，产生遮蔽效应并造成接触损伤（示意图见附录A文本S1），此类作用受污水复杂基质的影响较小。同时，与饮用水氯消毒不同，NPs的物理作用不会诱发新的可遗传抗性，且能限制DBPs的生成[97]。在污水处理中，纳米粉末可在三级混凝前投加，使其在消毒后沉降分离，不过富集于污泥中的NPs需进一步处置。实验室研究表明，强化混凝可将NPs从mg·L-1级降至μg·L-1级[98]。在饮用水处理中，游离NPs的截留需依靠高级膜过滤技术[99]，但目前尚无研究探讨其潜在的泄漏风险。将磁核（如Fe3O4）嵌入纳米粉末可实现磁性分离与回收。小型批式反应器（容积为数升）中的磁性NPs可通过永磁体分离并循环使用3~10次。研究者设想可借助高梯度磁选机实现大规模水处理中磁性NPs的分离，但能耗与分离效率的限制仍然是当前的重要挑战[100]。

游离的NPs也可通过简单的物理化学反应固定于宏观载体，主要涉及交联、吸附、热压、涂层及三维打印等固定技术[101‒103]。使用固定化纳米材料虽然能更稳妥地避免泄漏，但可能部分牺牲纳米级内化效应和活性位点暴露度[104]。因此，游离状态下灭活效能最强但释放风险较高的银组分更适合以固定化形式应用于抗菌领域[91]。部分小型或中试实验已将银固定于商用载体（如黏土[105]、二氧化硅[106]、树脂[107]和活性炭[108]），构建出可在连续/间歇运行下成功灭活指示菌的固定床反应器。早期研究开发了纳米银涂层树脂滤柱，在饮用水处理中（流速为2 L·min-1）可实现超过30 h的有效灭活[107]，但未检测银离子或纳米银的释放浓度。在间歇运行条件下，灭活率受负载量、硬度（Ca2+、Mg2+）和有机背景的显著影响，接触时间为1~3 h，银释放量处于可接受范围（< 21 µg·L-1）[106]。固定化纳米材料可与现有水处理工艺（如砂滤、活性炭过滤和吸附）集成，用于大规模饮用水或污水处理。

3.2.2 当前污水/饮用水处理的挑战与改进策略

游离态与固定化纳米材料均可能适用于污水和饮用水处理系统，但因纳米投加量与抗菌效率、毒性释放效应之间存在权衡关系，目前难以实现规模化应用。

实际水处理中，纳米材料与微生物的接触显著受传质动力学和NPs聚集性的限制。纳米材料的分散性与其亲水性正相关[109]。在机械/磁力搅拌反应器中，已有研究通过环糊精、壳聚糖、聚乳酸-乙烯共聚物和聚乙烯醇等表面修饰手段提升分散性[110]。然而，多数金属基纳米技术面临抗菌效率与释放风险控制的矛盾。金属纳米粉末中溶出的金属离子及小粒径NPs严重威胁人体健康与生态安全，并间接促进ARGs的传播[111‒112]。在饮用水系统中，镍、铬、银等重金属离子浓度受严格管控（不超过0.5 mg·L-1），而铜、锌、铝等离子限值通常为1.0 mg·L-1。在相同材料条件与物化性质下，颗粒间范德华力大小顺序一般为Au < Ag < Fe2O3 < ZnO < SiO2 [113]。鉴于显著的聚集干扰，低毒性金属核（如Cu、Zn）的有效抗菌剂量通常需102~103 mg·L-1（表S3），这易导致释放的Cu2+、Zn2+超标。不超过40 mg·L-1的CuO剂量适用于饮用水消毒[114]，但该限值仍可能被高估。与游离纳米粉末相比，将NPs固定于宏观载体可减少有害离子溶出并控制NPs聚集[115]，但即便银离子释放量低于标准限值，其累积效应仍可能引发健康担忧。

在污水处理场景中，纳米涂层更容易受复杂污染物的破坏，但关于其抗菌复用性、再生方法及相关技术经济问题的研究仍较为缺乏。

3.3 AOP

基于氧化机制的处理方法能不可逆地灭活BCs，具有高效优势（文本S1）。本节重点综述产生活性氧物种（reactive oxygen species, ROS）的新兴方法，此类方法在有机物去除领域已被广泛研究[116]，但其消毒潜力仍处于探索阶段。

3.3.1 在污水/饮用水处理中的适用场景

电化学氧化法：现有的方法依托双电极体系，通过搅拌或其他流体均质化作用，电解污水与饮用水中固有的前体物以生成高活性氧化剂。电化学系统中最常用的氧化剂为活性氯物种（reactive chlorine species, RCS），因其前体物（Cl-）在水体环境中普遍存在且还原电位较低（-1.40 V）[117]。与传统氯消毒相比，电生RCS表现出更强的抗菌能力。水分子电解也可产生自由基型ROS（包括·OH、O3和H2O2等）。活性阳极表面会形成吸附态·OH氧化层，直接接触并破坏BCs [118]。由于氧化作用具有限域性且电荷效率较低，ROS介导的电氧化过程比RCS耗能更高[117]。

电化学氧化需构建独立的专用反应装置，不依赖于现有的消毒设施，具有占地面积小、操作维护简便的特点。控制电氧化过程的核心参数包括输入电压、电流和电极材料等。如表S3所示，用于去除BCs的电流密度可低至2 mA·cm-2，且一般不高于100 mA·cm-2，因为超过50 mA·cm-2会导致溶液温度升高[119]。直流电源提供的电压范围为0~30 V。新兴阳极材料（如掺硼金刚石和钛基掺杂材料Ti/Sb、Ti/IrO2等）具有ROS产率高、电位窗口宽、杂质吸附性低和耐腐蚀等特点[118]。电氧化效果还受pH、温度、离子强度、有机物含量等外部因素影响。当待处理水的电导率较低时，受限的电流效应导致能耗显著增加[120]。在一项中试研究[121]中，采用电化学消毒处理农村饮用水时（未添加电解质），需将电流密度提升至不切实际的范围（250~500 mA·cm-2），且在连续流条件下较难保证大肠杆菌指标达标。饮用水中添加外源电解质易导致无机离子超标，并生成毒性更强的氯酸盐和高氯酸盐[122]。目前唯一投入应用的电化学装置采取了一种间接策略——电解理想NaCl溶液以现场生产RCS [123]，结果发现用混合电解产物替代氯气在饮用水处理中具有运行成本优势[123]。电氧化技术更适用于已含足量电解质的污水消毒，但其规模化应用（尤其是电极尺寸、流体动力学等参数的标准化）仍存在争议[124‒125]。

非热等离子体技术：非热等离子体在常压条件下以较低的功率解离工作气体（空气、He、Ar、H2），产生活性物种（如·OH、1O2、O原子、N原子、H2O2、O3、NO3-、NO2-等），并在气-水界面释放紫外辐射[126]。其中ROS与活性氮物种（reactive nitrogen species, RNS）起主导作用[127]，而附带紫外辐射的贡献通常可忽略。非热等离子体可采用三种应用模式：直接接触解离、气-水界面解离以及活化等离子体载体的间接利用[128]。针对接触解离设计的反应器将双电极直接插入水中，活性物种优先与电极附近的BCs作用；气-水界面解离模式的工作电极置于水面上方，活性物种自水面向下扩散；另一变体是在预反应器中解离工作气体产生等离子体气流，随后将其负载于水体表面或宏观载体上，或直接通入待处理水中。

在饮用水处理中，等离子体技术无需投加外源化学品且作用时间极短，可同步去除微量污染物并改善异味等感官指标。但以空气为工作气体时会引入NO3-和NO2-。在Ar/空气等离子体系统中，20 min内可产生高达5 mg·L-1的硝酸盐，若向工作气体中添加NO，该值会进一步升至113 mg·L-1 [129]，显著超过GB5749—2022规定的饮用水硝酸盐限值（10 mg·L-1）。尽管鲜有讨论，此举可能导致含氮DBPs的生成，需引起关注。小规模处理（< 1 L）也会导致处理后水的pH显著下降[130]。总体而言，非热等离子体不宜直接用作饮用水终端消毒方法。经等离子体间接活化的水可暂存1~3 h，用于果蔬表面消毒[131]。放大规模时，对间接活化的饮用水进行部分回流与稀释或可缓解NO3-、NO2-及酸性pH的负面影响，并在一定程度上提供持续的消毒效果[132]。该操作模式可作为终端消毒的替代方案并在管网中提供持续消毒，但目前尚无相关文献报道。

在污水处理中，等离子体除用于终端消毒外，还可作为生物处理前的预氧化手段。其氧化产物在适当补充氮源后，能促进下游微生物（如二级活性污泥、三级生物滤池）及植物（如人工湿地、灌溉回用系统）的生长[133]。但等离子体技术的能耗显著高于传统消毒方法，且放电功率与放大处理量间的关系仍需优化。

光动力反应：ROS是光动力疗法的核心物质，光敏剂（附录A表S5）作为激发者参与反应。光动力反应释放的热量可协同攻击BCs，增强BCs对其他抗菌剂的敏感性[134]。天然光敏剂源自植物色素、分泌物或细菌培养产物等，对环境的影响可忽略不计。其粗提物成本低廉（低于50美元∙kg-1）、易于获取，在数分钟至数小时内显著强化太阳能消毒[135]。第二代和第三代合成光敏剂为强化亲水性、ROS产量及近红外吸收（750~1700 nm）而开发，主要用于临床领域，其价格远超水处理的可接受范围。天然光敏剂提取物适用于污水及分散式应急饮用水消毒，但用于大规模饮用水处理可能导致色度问题及DBPs增加。最经济的模式是将其用于强化后端露天处理设施中的BCs去除，如用于自然光辐照的人工湿地。未来研究也可以聚焦于耦合天然光敏剂与UVC辐照的协同作用，优化ROS产量和消毒效率。

3.3.2 当前挑战与改进策略

AOP可作为强化消毒手段全面应用于污水及饮用水处理，适用于预氧化或深度处理阶段。其具备高效广谱的消毒性能，能成功杀灭耐氯原生动物[136]、耐紫外线孢子[137]和病毒[137]，也包括其细胞内ARGs和内毒素，乃至VBNC状态的病原体。

然而，多数AOP消毒方法缺乏靶向性且具有限域性，这意味着其他化学污染物会优先消耗活性物种从而削弱消毒效率。为此，需增加氧化剂投加量或能量输入以保障BCs去除效果，但这与成本和可持续性的要求相悖。此外，AOP难以在管网中提供持续消毒效果，因为以·OH和1O2为代表的ROS寿命极短。虽H2O2、HNO3、HNO2等长寿命物种可能提供持续消毒效果，但会引发严重的管道腐蚀。因此饮用水系统采用AOP进行终端消毒时仍需补加余氯。对于污水处理，仍需探究活性物种控制持久性BCs及抑制病原体再生的阈值剂量。鉴于污水复杂的水质背景因素，我们建议开展更深入的机理研究，探索新兴AOP的反应路径、中间副产物及整体生态效应。

3.4 生物控制工艺

3.4.1 噬菌体抗菌技术

临床试验中，噬菌体作为对抗多重耐药菌的“最后防线”得以复兴[138]，这也启发了环境领域的研究。与前述的纳米技术和AOP不同，噬菌体可在菌株水平实现高选择性抗菌[139]。它主要通过自然的寄生过程精准裂解宿主细胞，且不影响其他细菌、病毒、真菌和原生动物，甚至不会扩增ARGs [140]。作为生物制剂，高浓度噬菌体可通过与宿主细菌共培养后分离纯化获得。实验室规模的处理条件下，可将噬菌体储液直接加入受污染水体，仅需15~20 min即可完成一次裂解，数小时内可实现3 log以上的细菌灭活[141‒142]。噬菌体斑块数随宿主减少而下降，截至目前未发现残留噬菌体具有显著的健康风险。

在实际污水与饮用水处理中，基于游离噬菌体的抗菌技术面临裂解效率的限制。pH、悬浮杂质、无机离子和营养条件等环境因素影响噬菌体的吸附与入侵。为克服细菌的固有抗性及适应代价（附录A图S2），需在较高宿主负载和噬菌体剂量（通常噬菌体∶宿主> 10∶1，初始噬菌体> 106 CFU·mL-1）的场景中应用[142]。在细菌浓度较高的微环境（如滤池生物膜、膜污染层、活性污泥）中，游离噬菌体已成功用于控制泡沫形成菌的过度生长[143‒145]。如表1所示，二级出水中的病原菌浓度约为104 CFU·mL-1，饮用水总菌落数低于103 CFU·mL-1。噬菌体储液可缓慢裂解污水中的细菌，但无法满足饮用水终端消毒的要求。从自然环境中分离出的混合噬菌体制剂和多价噬菌体等可作为潜在解决方案，它们能同时靶向多种宿主细菌，从而降低生存代价。例如，多价噬菌体混合物优先利用生产宿主扩增效价，进而快速捕获更难溯源的病原宿主[146]。医学领域新兴的给药方式（如将噬菌体包裹于脂质体或藻酸盐聚合物中）可进一步保持其裂解能力[147]。

另一重要挑战是休眠宿主的残留。噬菌体无法有效裂解所有宿主菌，会随机诱导部分细菌进入休眠状态，这可能导致再生长的抗性群落进化[148]。即使在污水处理中，也需联合常规消毒工艺以满足出水水质标准（后文主要作为集成技术讨论）。一个例外是新筛选鉴定的铜绿假单胞菌噬菌体，它能裂解休眠细胞，并展现出深度灭活污水中VBNC细菌的潜力[149]，但是否存在类似特质的其他“杀手”噬菌体仍尚未可知，有待进一步研究。

综上，噬菌体处理技术适用于污水的终端消毒处理，可特异性靶向人类致病菌。采用噬菌体鸡尾酒、多价噬菌体及休眠宿主裂解型噬菌体等策略能提升其抗菌效率。

3.4.2 基因工程抗菌技术

毒素（toxin）-抗毒素（antitoxin, TA）系统：细菌天然携带“自杀性”毒素，正常情况下毒素可被不稳定的TA表达所中和[150]。TA序列常见于细菌染色体和质粒中，且与人类基因组无重叠[151]。其调控与细菌耐受性密切相关，使得靶向TA复合物成为一种极具吸引力的定制化抗菌策略。通过破坏TA合成或异位表达毒素基因，可人工激活这种“自杀”效应，主要用于对抗持久性细菌[150,152‒153]。

毒素基因需要使用质粒递送至作用位点，但需较高的细菌密度和较长的接触时间，以实现环境微生物群落中的质粒转化与表达。仅有一项研究尝试引入含TA位点的质粒（携带susB基因的pNJR6质粒）来灭活污水中的脑膜脓毒性伊丽莎白菌[154]。该过程无需添加化学品、不产生有害副产物，在一定程度上实现了病原菌的靶向灭活。但此过程灭活效率极低（72 h后仍小于100%），推测原因是质粒转化效率低下。此外，TA系统作为抗菌剂的应用仍不成熟，因其在细菌休眠、生物膜形成、群体感应等生理过程中的长期作用尚存在争议[155]。

成簇规律间隔短回文重复（clustered regularly interspaced short palindromic repeats-associated, CRISPR/Cas）系统：CRISPR系统是细菌在与噬菌体进化竞争中形成的天然防御屏障，可特异性识别并切割外源遗传物质[156‒157]。人工替换CRISPR间隔区中的靶序列有助于在基因水平控制病原体与ARGs [158]。水处理过程中，CRISPR基因也需通过噬菌体、质粒或活菌等生物载体递送。同样，大规模处理需要高浓度CRISPR载体复合物。一项突破性研究使用携带CRISPR质粒的供体大肠杆菌，在曝气能耗较低的条件下，3 h内实现了污水中靶标ARGs的100%去除[159]。在污水中，细菌接合转移比噬菌体传递具有更高的转化效率，但需额外增设宿主菌分离的设施。然而，针对多样化的ARGs、病原体亚型和可变序列，这种基因水平消毒可能任务繁重，除非不同BCs间存在共有的抗药性或毒力序列。

基于基因工程的处理技术仍处于概念阶段，仅有少量实验室研究证明其在污水基质中的可行性。此技术以最小代价靶向作用病原微生物和ARGs，但其潜在的生态效应仍需长期监测。由于饮用水中的微生物负载量低导致表达效率不足，基因工程处理在其中的试验更加有限。

3.4.3 基于宏观生态的生物干预

基于宏观生物干预的处理工艺已在实际规模污水处理中应用，但在饮用水处理中几乎未见实践。这些技术的初始设计目标并非去除BCs，但能附带削减病原体。所构建的生物干预体系具有环境友好、经济高效的优势，且无需额外投加化学品。

微藻技术：微藻培养物及真菌-藻类共生系统在3~7天的运行周期内，可不同程度灭活病原细菌、病毒和原生动物（< 1~5 log）[160]。除竞争、毒害作用及微藻偶尔的捕食行为外，藻类生产所需的优化光照、pH、温度、溶解氧及水力停留时间均不利于病原体存活[161]。藻-菌共生体系显著减少了外源ARGs，这归因于胞外聚合物对ARGs的捕获以及某些DNA自我保护机制引发的细胞内转录干扰[162]。但关于BCs去除效率与培养参数（光照强度、pH、营养供给等）调控关联的研究有限。建议深入探究BCs去除与微藻培养之间的潜在协同效应，借助先进预测模型实现运行参数的优化[163]。

蚯蚓滤池：蚯蚓与原生动物、细菌存在交叉生态关系（自然捕食、寄生和共生），可在数小时至数天的运行周期内部分去除病原细菌、真菌、原生动物及ARGs [164]。除蚯蚓体腔液的毒性作用以外，研究者已经从蚯蚓肠道生物膜中筛选出多种病原菌的竞争者与捕食者（虽然未鉴定至属种水平）[165]。蚯蚓负载量是影响BCs去除的关键性能参数，且与水质指标（化学需氧量、生化需氧量、季节温度等）密切关联[166]。实际运行中，也受滤料类型和滤床厚度等操作因素的影响。中试研究表明，河床砾石比泥球、煤渣和玻璃珠更利于病原菌去除，且去除率超过已有报道的一般范围[167]。

蚯蚓生物膜可降解大部分有机污染物，但化学污染物（抗生素、重金属等）的共暴露增加会强化ARGs在蚯蚓肠道中的生存和转移能力[168]。应预防蚯蚓生物膜这一长期驯化的微环境成为新的ARGs储库。

3.5 多屏障集成技术

上述EATs虽能解决传统消毒过程中尚未突破的部分难题，但往往需要更高的能量或化学试剂投入。为满足第2节提出的消毒体系四重要求，集成多种具有不同抗菌机制的屏障已成为主流策略。值得注意的是，EATs与传统处理技术的协同作用能在避免大规模升级现有设施的前提下，实现BCs的深度去除（图3）。

3.5.1 光催化、声催化与电催化纳米材料

现有的污水处理工艺本身蕴含多种能量输入形式，包括水力能量、曝气能量、均质化机械能、后续半开放式设施或池塘中的自然光照射，以及终端消毒中能量集中的紫外光辐射等。饮用水处理同样涉及水力能量、机械搅拌能和紫外辐射能，但自然光利用程度较低。纳米材料（多为半导体材料，如图4所示）的可调控特性能够有效利用这些能量源增强外部ROS的生成，进而提升其在污水与饮用水处理中的适用性。

光驱动纳米技术提供了可与现有设施灵活组合的绿色节能方案。光催化纳米材料表面的电子受光激发从价带跃迁至导带，留下空穴作为活性中心快速引发ROS生成。TiO2是研究最广泛的多相光催化剂，具有低毒性和强商业化优势。然而纯相TiO2因其宽带隙（3.9 eV）导致吸收范围受限（仅紫外区）且电子-空穴复合速率快。已有研究通过金属/半导体材料掺杂或与其他光敏剂交联等改进方案，优化TiO2在可见光下的催化能力[169]。金属基纳米材料表面具有丰富的载流子，能协同增强光生电子与空穴的反应活性。除光催化特性外，金、二硫化钼、硫化铜、钯、过渡金属碳化物/氮化物（MXene）等无机纳米材料及碳基纳米材料还具备光热转化性能。局部温度的升高既能促进光催化活性，又能对BCs产生热冲击效应。光催化纳米材料通常以固定化形式（而非直接投加的纳米粉末）应用于连续流或间歇式操作的污水/饮用水终端消毒环节。污水的色度与浊度会阻碍自然光传输，为此研究人员已设计出具有增强光子通量的定制化反应器以提升抗菌效率，如复合抛物面收集器反应器是广泛应用的典型反应器之一[170]。

在超声处理（20 kHz~3 MHz）过程中，声敏纳米材料可较好地预分散于水基质中，主要通过吸收空化效应产生的振动能量与耗散能（辅以压电效应）诱导ROS生成[171]。半导体材料通常兼具声敏特性（如ZnO、TiO2、MoS2及铁电陶瓷等）[172]。声空化作为一种新兴的水消毒技术，已应用于饮用水及污水处理[173]。声空化（即超声处理）会引发气泡的快速生成与剧烈溃灭，通过机械效应、热效应与化学效应破坏病原体结构[174]。然而单一的超声消毒效率有限，需较长处理时间（˃ 60 min）和较高能量输入，这制约了其规模化应用[174]。由此，声敏纳米颗粒的引入能增强空化消毒效果。例如，经优化的TiO2纳米复合材料-超声系统仅处理1 min即可灭活90%以上金黄色葡萄球菌[175]。该集成技术对复杂水质背景干扰具有低敏感性，但高频超声需额外配置固定设备方能在现有管道局部施加高能输入[176]。低频能量输入（如机械曝气、搅拌与水流）亦可诱导纳米催化活性。通过将纳米粉末直接投加至污水并延长水力停留时间，已成功实现高效抗菌[177]。为优化水流机械能的利用效率，纳米颗粒的创新应用形式包括将其嵌入管材或作为内衬涂层等[178]。针对饮用水处理，已有研究提出在管道末端设置限域分离的半透膜，在传输活性物质的同时避免纳米粉末泄漏[177]。但此类催化纳米材料可能在数小时内失活[179]，这一关键挑战亟待解决。

类半导体纳米材料还可作为电极应用于纳米涂层、纳米片及纳米线中。由金属基纳米线（如Ag、Co3O4、CuO、ZnO）与碳基纳米材料（如石墨烯）构成的高密度网络具有高效电极形态，可用于以电催化捕获、电氧化及电穿孔为主导的抗菌过程[180]。纳米电极的主要优势在于有效接触面积大、放电效率高且抗干扰能力强。值得注意的是，纳米线能在其分散尖端富集电荷并形成局部电场，在低电压条件下（交流电˂ 10 V）实现超快速细菌电穿孔灭活（纳秒至毫秒级）[181]。

3.5.2 混合膜工艺

混合膜工艺以压力驱动膜为基材，通过固定灭活功能组分（如纳米催化剂、化学氧化剂和噬菌体等），在污水和饮用水系统的终端消毒处理中实现BCs的原位去除。研究最广泛的功能纳米材料是银，其次是石墨烯。这类材料易于涂覆或整合于膜表面，且固定化技术相对成熟[115]。银改性膜通过释放Ag+实现BCs的高效去除[182]，但其效果严格依赖于银负载量，在饮用水处理中需谨慎评估。此外，银负载量增加会削弱膜的截留能力[183]。通过将银锚定在膜表面而非膜孔内，可部分缓解水通量的损失，并实现抗菌性能的协同优化[184‒185]。石墨烯基纳米复合膜更具备维持水通量和延长膜寿命的优势[186]，但其抗菌效果通常逊于银改性膜。

纳米催化剂[187]、光敏剂[188]以及强氧化剂（如过硫酸盐和过氧乙酸）[189]也可固定于膜表面以增强ROS生成，从而无差别地去除BCs和其他膜污染物质。典型案例如TiO₂改性膜在紫外照射下表现出更优的生物污染控制能力和抗污染性能，且在多周期运行中保持稳定[187,190]。光敏金属配位卟啉涂层在超滤过程中可成功降解多种激素（对17β-雌二醇的降解率达78%），并在户外日光条件下维持催化效率、稳定运行30天以上[188]。

膜表面浓缩的生物膜为噬菌体水处理提供了有利的微环境，利于噬菌体对宿主的吸附并降低其生存代价[191]。高浓度噬菌体溶液可有效缓解超滤[192]和膜生物反应器中的生物污染[193]。相较于其他功能化材料，噬菌体对膜结构的有害影响最小，且能更快抑制BCs（3~6 h）[194]。然而现有研究多局限于常规指示菌株的裂解，未来需针对生物污染菌群中的优势菌种开展差异化培养实验。

3.5.3 噬菌体联合工艺

噬菌体与常规消毒方法（即氯、日光、紫外线）的联合具有协同效应[193,195‒196]。单一噬菌体处理可下调细菌防御系统（包括细胞壁保护、ROS清除和DNA修复基因等），从而降低细菌对常规消毒剂的抗性[195]。日光照射还会激活与噬菌体互作相关的功能基因，噬菌体-日光联合系统可将灭活滞后期显著缩短2 h [195]。据此推断，噬菌体作为自限性补充消毒剂，有望增强传统污水/饮用水处理的病原体去除能力，且其噬菌斑数量会随出水中宿主菌群的减少而下降[197]。此外，噬菌体本质上可侵染包括VBNC细胞在内的所有“活性”宿主[198]，虽然尚无直接证据表明噬菌体在处理消毒耐受细菌和持久BCs时能进一步发挥此作用。

为解决噬菌体在低细菌负荷的饮用水中面临的存活难题，研究通过将噬菌体固定于宏观载体以构建局部的高噬菌体-宿主比，促进噬菌裂解过程[199]。纳米材料因其吸附性和自驱动特性可协助增强噬菌体感染能力，因而成为理想载体[199]。此外，其他功能载体可实现“局域爆破”与噬菌体“精准识别”的集成。成功结合的“爆破武器”包括基因工程产物[200]、金纳米粒子[201]、商用光敏剂（如尼罗蓝等）[202]以及聚集诱导发光剂[203]。在此场景下，低宿主浓度不再成为限制因素，因噬菌体仅需定位并吸附于宿主而非完成完整的裂解循环。其中，ROS诱导型武器可在数分钟内同时灭活噬菌体与宿主[201‒202]，最终消除饮用水中残留噬菌体导致的潜在健康风险。

4 应用前景——现状与挑战

4.1 提升BCs去除效能的前沿进展

4.1.1 强化微生物灭活效能

EEO是综合灭活率与成本的重要参数，被广泛用于比较不同技术的消毒效率。对于EATs，中位EEO的排序为生物控制工艺<高级氧化工艺<<集成技术<纳米技术（图5及附录A图S4）。Miklos等[204]评估了高级氧化工艺去除化学污染物的EEO，将EEO小于1 kW·h·m-3的工艺定义为具备规模化应用可行性；常规消毒工艺的EEO均低于此阈值（图5）。据此，部分生物控制工艺和高级氧化工艺因EEO值与常规紫外、臭氧工艺相当或更低而具应用潜力。EEO介于1~100 kW·h·m-3的技术未来应用前景广阔，四类EAT技术均存在该范围内的分支方案。

EEO计算虽平衡了灭活率与成本因子，但极低成本伴随极低灭活率的方案可能被误判为“具竞争力”，这与实际情况不符。因此引入另一筛选标准：灭活率需高于0.1 min-1（图5）。纳米技术中，金属纳米粒子在投加量小于或等于100 mg·L-1时呈现可观的EEO值（表S3），其中价格相对低廉的铜、锌纳米粒子可在数分钟至数小时内高效灭活细菌。银纳米粒子虽能快速灭活细菌，但其高成本导致EEO值偏高。生物控制工艺因能耗较低而具备最低EEO，但其灭活率也最低，仅噬菌体处理的消毒时间（分钟级至小时级）与常规消毒相当。高级氧化工艺中的更具应用潜力的技术包括紫外高级氧化、非热等离子体和电化学氧化。电穿孔工艺可实现超快消毒，20 ns内灭活95%以上大肠杆菌[181]；非热等离子体的灭活速率达101~102 min-1，且能彻底灭活生物膜保护或VBNC状态的顽固细菌[205]。集成技术在降低化学剂量/能量输入的同时保证了灭活率，从而一定程度上降低EEO。优化的光催化纳米复合材料处理时间不超过30 min，速率常数大于1 min-1。

EEO主要从经济角度提供了不同技术的比较方法，其本质是对能耗与灭活率赋予同等权重。但由于二者直接相除，其相对重要性被部分抵消。此外，EEO受不同研究水质差异的显著影响[204]，故较低的EEO并不等同于较高应用潜力。EEO亦未涵盖消毒剂及其副产物的后续环境影响，但这正是EATs应用的关键考量。

4.1.2 实现持久的抗干扰消毒

新一代消毒技术的核心理念是开发一种既能快速灭活BCs，又能在处理厂内部至外部输配管网中提供持续保护、且无需额外投加余氯的消毒剂。这要求新兴消毒剂能在水中长期存留，不受复杂背景干扰的同时兼具较低的环境影响。尽管ROS可快速灭活微生物，但其作用无法持续，且存在诱导细菌进入VBNC状态继而再生长的风险。H2O2是一种可替代的残留消毒剂：部分纳米材料主导的催化过程以高活性H2O2作为主要抗菌剂，通过自分解产生持续数小时至数日的温和长效抗菌作用[206]。然而，H2O2对钢管的腐蚀性严重限制了其应用。

少数研究表明，基于噬菌体和基因工程的方法因能动态适应靶标微生物的种群变化而提供持久消毒效果。噬菌体处理可在14 h内完全灭活游离宿主，且在污水基质中无再生现象[207]。但这种持久消毒效果可能具有菌种和场景特异性，需从噬菌体抗性和复杂微生物互作机制等层面谨慎评估。基于物理破坏机制且可重复使用的纳米材料氧化剂/催化剂因其自身持久性实现残留消毒，如可撕裂细菌的尖锐Cu(OH)2纳米涂层在自来水和再生水中能保持30天的高效消毒[208]。此外，多重抗菌机制的联用能有效应对水质波动，如混合膜工艺可浓缩BCs并部分消除膜表面有机物的干扰，从而提升消毒效能。

4.1.3 强化ARGs去除

市政污水和饮用水消毒进水中ARGs的总丰度通常分别不低于105 拷贝·mL-1和103 拷贝·mL-1 [59,209‒211]，自然水体中ARGs丰度范围为102~106 拷贝·mL-1 [212]。尽管目前尚无公认的ARGs环境监管阈值浓度，但消毒过程需实现高于1 log的去除率方可阻断ARGs富集。传统消毒方法鲜少达到1 log的ARGs去除率（附录A表S6），最终出水中ARGs含量常高于103 拷贝·mL-1。更甚者，传统消毒后ARGs的相对丰度和HGT潜能反而上升[18]，进一步诱导多重耐药病原体的出现。

基于氧化的机制（尤其是ROS诱导）对ARGs降解最为有效。相较传统方法，AOP及集成技术对细胞内ARGs和游离态ARGs均展现出更强的降解能力（表S6）。等离子体可在实际消毒接触时间内快速去除ARGs（˃ 5 log）；纳米复合系统虽降解速率低于化学氧化剂，但仍能在60 min内实现3 log的ARGs去除。目前已有研究评估EATs处理后环境微生物群落中ARGs的潜在富集与延迟HGT效应。我们认为等离子体的瞬态快速杀菌特性不会加剧ARGs富集。在无外部能量输入条件下，亚致死剂量的NPs可能成为ARGs传播载体，但通过建立有效的NPs回收与利用循环能解决此问题。

基于CRISPR/Cas的基因靶向剪切系统有望以微创方式去除临床相关可移动的ARGs。通过细菌接合传递人工设计的CRISPR/Cas质粒，在污水基质中实现了100%的ARGs去除率[159]。

4.2 面向系统化工程需求的前沿进展

不同于EEO方法，本研究通过计算AHP框架中的多指标综合权重初步比较了EATs与传统消毒技术的相对应用潜力（表4）。在污水处理场景中，专家优先关注灭活率、运行成本和全球变暖/碳排放指标，这些指标已被纳入实际工程设计和环境监管体系。在饮用水处理中，人体健康指标被赋予更高权重，这可能与近期DBPs被纳入水质标准有关。通过构建判断矩阵 A （表2）和 B （表3）相乘得到综合权重 W。

4.2.1 污水处理

图6中各指标的点估计与表4的综合权重表明，传统消毒方法显著受到复杂的污水背景干扰。氯和臭氧等氧化剂在培养基中易被有机物快速消耗，并产生大量毒性副产物。图6表明氯消毒的健康影响和生态毒性均为UV技术的两倍以上。高余氯浓度需额外脱氯处理，削弱了其相对于EATs的成本优势。

EATs中，等离子体通过短时处理即可有效抵消背景杂质消耗，在培养基中实现彻底抑菌。一项近期的中试试验证实，非热等离子体在延长的处理时间内能以低功耗实现充分消毒，较传统技术更具污水处理应用潜力。硝酸盐排放虽未计入淡水生态毒性，但在LCA模型中显著贡献于富营养化。因此等离子体更适用于农业回用场景（如用于灌溉）。噬菌体处理是平衡污水基质干扰效应与生态影响的潜在解决方案——添加高浓度的裂解型噬菌体可使其随宿主浓度波动并自我增殖。研究表明因污水中的细菌负载量与营养条件适宜，噬菌体能更快地裂解宿主[143]。目前尚无关于外源噬菌体健康效应的报道，故无需后处理，总体运行成本与生态影响可控。

金属纳米材料因生态风险高且抑菌能力不足而落后于其他技术。集成光催化纳米复合材料在细菌抑制和ARGs去除方面表现突出，但其成本瓶颈显著：假设纳米材料寿命为1200次循环（即连续工作30天），虽此寿命接近水厂滤料更换周期但超过报道范围[213]，但仍然会导致运行成本过高。因此我们强调需进一步优化纳米复合材料的回收与复用性，目前约10次运行周期的复用验证显然不足。

4.2.2 饮用水处理

与第2.1节中的定性讨论一致，氯仍是饮用水处理的最常用选择。尽管存在健康影响和长期控菌问题，氯仍具有较高的灭活率与成本效益。非热等离子体对细菌和ARGs的去除率与氯相当或更高，其瞬时产生的大量活性物质可实现永久性灭活，解决BCs再生问题。但放大应用受高能耗限制，健康影响和碳排放会增加1~2个数量级。

金属与光催化纳米材料的权重不高，也同样源于高能耗带来的健康效应劣势。具体而言，金属纳米材料的中试研究仅限于固定化形式且投加量高，运行与废弃物处置成本也很高。噬菌体在贫营养饮用水中的杀菌速度过慢（˃ 12 h），且对ARGs几乎无效。宿主浓度低于106 CFU·mL-1时外源噬菌体裂解效果受限[142]，表明其在饮用水中难以接近低量的宿主。鉴于其抑菌能力，噬菌体可用于控制管网中的生物膜。总体而言，EATs（包括应用潜力最高的光催化纳米材料）在饮用水处理系统中的适用性仍低于传统技术。除非结合经济可靠的后处理工艺，上述四种技术均无法兼顾持久抗菌效率同时削减健康效应。

综合评估应用潜力、研究现状及其在水处理中的应用场景（表5），我们可以推测所选EATs在可预见的未来能否及如何实现工程应用，并合理规划发展方向。

固定化Cu纳米复合材料在实际消毒应用中的效能较低。纳米固定化技术一定程度上会牺牲抗菌效率，相较于其他新兴消毒技术及传统方法，需要更高剂量才能实现有效消毒。这导致运营成本增加且健康风险升高，造成该技术在现阶段的应用潜力不足。

非热等离子体技术作为一种补充或强化消毒手段具有较好的应用前景。等离子体可快速灭活广谱BCs，其效能指数在新兴技术中位居首位。该技术已在中试规模及分散式水处理中实现商业化应用。然而，其规模化推广仍面临以下挑战：副产物认知存在空白，高能耗导致成本指标（包括运营成本、碳排放及环境负荷）显著上升。当前的发展策略倾向于将等离子体技术与现有处理工艺协同应用，以同时去除化学和生物污染物。

噬菌体消毒技术是一种潜在的补充消毒手段。尽管存在灭活效率低且窄谱的局限，噬菌体仍被视为污水处理中绿色低成本的辅助消毒剂。该技术在生物膜清除方面具有显著优势，可有效控制膜污染、污泥膨胀及输配水系统中的病原体再生。研究已揭示噬菌体与传统消毒技术的协同作用。我们认为，通过与紫外线或氯消毒顺序联用，噬菌体可特异性靶向识别并灭活宿主细菌（尤其对VBNC状态的顽固病原体），但该领域仍需进一步探索。

固定化光催化纳米复合材料可作为补充甚至替代性消毒剂。方案4在所有新兴消毒技术中展现出更高的应用潜力。与方案1不同，固定化纳米复合材料通过催化特性产生ROS，消毒效率明显较高且残留生态毒性较低，其灭活作用不依赖于金属离子或纳米颗粒的溶出。然而，贵金属纳米材料的高成本及相对较短的使用寿命严重限制了其规模化应用。我们相信纳米科学领域未来的飞速发展将为此提供解决思路，重点聚焦绿色、低成本及可再生催化材料的研发与探讨。

5 结论与展望

（1）构建更系统的消毒评价体系。本研究初步建立的评估框架通过规范化整合效能与成本指标，可增强不同处理技术之间平行对比的可解释性；此框架可根据实际需求灵活调整指标增减与权重设置，文献获取的点估计值也可替换为原位监测数据。但当前所选取的效能评估指标尚不完备，需补充更多灭活数据（特别是针对高风险病原微生物），以进一步建立广谱生物控制清单。

（2）发展绿色可持续的低碳阻控技术。我们重点强调了基于生物干预、太阳能驱动氧化、新型功能材料合成及电穿孔工艺等绿色方法的创新性与学科交叉特征，这些技术将成为水处理消毒工艺中未来的发展方向。

（3）关注新兴技术的长期效应。对于本文讨论的新兴技术，亟须解析高级氧化过程中的中间产物及下游生态毒性，并探究噬菌体（特别是基因工程改造噬菌体）对本地微生物群落的潜在长期影响。

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