城市污泥處理過程中抗性污染研究現狀與展望

唐安平

（西安工程大學環境與化學工程學院，陜西西安710048）

隨著我國城市污水處理廠連年增加，城市污泥的年產量也在增加，城市污泥的處理問題也日益增加。城市污泥中含有大量的耐藥菌和抗性基因，在處理城市污泥過程中大量的耐藥菌與抗性基因儲存在污泥中，所以污水處理廠是耐藥菌和抗性基因儲存的主要場所[1]。其中抗性基因擴增的一個重要原因是其進行水平轉移[2]。而且在污泥厭氧消化過程中，菌群的種類和數量以及一些可轉移遺傳元件有導致抗性污染傳播的潛在危險[1]。近年來，人們對城市污泥中的毒力基因有少許研究，有研究表明抗性基因與毒力基因會共同出現在人類腸道中，進而排入污水處理廠。大多數研究表明污泥處理過程中有可能導致某些細菌不但具有耐藥性，還同時具有致病性[3]。并且，在污泥處理過程中毒力基因的含量會發生變化[4]。然而，在污水處理廠毒力基因是如何變化的，至今尚不清楚[5]。目前人們對污泥厭氧消化過程中的抗性基因、毒力基因的削減傳播機制還未明確，有待深入研究。

1 城市污泥處理過程中抗性基因研究現狀

大量研究表明，城市污泥厭氧消化過程中有很多抗性基因與病原菌，但是其抗性基因的種類以及在厭氧消化過程中抗性基因是否能被削減尚不清楚[6]。 Liu等[7]研究發現污水廠二沉外排污泥中3類四環素抗性基因含量最高，四環素抗性基因總量約是進水中四環素抗性基因總量的61倍，說明經過污水廠處理后，抗性基因增長明顯。Baquero等[8]研究發現污泥厭氧消化過程可以削減四環素抗性基因和I類整合子。Roberts等[9]研究表明在污泥厭氧消化過程中，在產酸階段大部分抗性基因（如 tetA,tetG，tetX,sul1,sul2,sul3,ermF,blaTEM)含量減少，然而在產甲烷階段大多數抗性基因含量會反彈。

厭氧消化過程中抗性基因含量波動的原因很多，有研究者認為可能跟菌群結構有關，例如：Billington等[7]在研究中發現導致抗性基因在產甲烷階段增加的一個原因是在產酸階段和產甲烷階段菌群結構有很大不同，也有學者發現抗性基因的變化與可移動遺傳元件有關；Sáenz等[10]研究發現一類整合子會加速抗性基因在菌群之間的水平轉移速度。此外，抗性基因的濃度變化還有可能跟厭氧消化的一些工藝參數比如溫度，污泥停留時間有關；Ghosh等[11]在研究溫度對厭氧消化效果的影響中發現在高溫厭氧消化中，抗性基因會被削減，但在最后產甲烷階段反彈，反彈的原因可能是高溫使得抗性基因的宿主細胞裂解，使得抗性基因被釋放，所以含量增大；Ju等[1]研究了九種典型的抗性基因對磺胺類藥，紅霉素及四環素在污泥厭氧消化過程中的含量變化。結果表明，在常溫厭氧消化過程中，污泥停留時間在10～20d時，磺胺類和紅霉素的去除量最大。而四環素和紅霉素抗性基因的數量增大。而在高溫厭氧消化過程中紅霉素及四環素的去除效果較好。Diehl等[12]研究了溫度對厭氧消化過程中抗性基因的去除率影響，在高溫和中溫厭氧消化過程中，35種抗性基因分別去除了8種，13種；Wang等[13]研究了污水處理廠出水中抗生素濃度與相關抗性基因之間的相互關系，認為是高濃度的殘留抗生素可以導致相關抗性基因的增殖和擴散。

2 城市污泥中病原菌的種類及其攜帶抗性基因的研究現狀

城市污泥厭氧消化過程中，微生物菌群種類繁雜，數量較多，比較常見的菌屬有變形菌門，酸桿菌門，放線菌門，綠彎菌門[14]。在污泥厭氧消化過程中，會有很多不同菌門出現，Wu等[15]研究發現，主要是變形菌門和放線菌門影響著污泥中耐藥菌和抗性基因的數量。McNamara等[16]研究表明污泥厭氧消化去除抗性基因相比于去除病原菌要少的多，原因可能是抗性基因在厭氧消化過程中種類變多，還有一種可能就是病原菌對厭氧消化運行條件和選擇壓力適應性增強。大腸桿菌和腸球菌是城市污水廠中常見的腸道病原菌，其耐藥性在污水、污泥處理過程中會產生變化。在污水處理過程中會出現具有耐藥性的大腸桿菌[17]。Rizzo等[18]研究表明腸桿菌科對抗菌劑產生耐藥性主要是跟溫度和四環素抗性基因的濃度有關系。腸球菌是革蘭氏陽性菌，是普遍存在于動物和人類體內的兼性厭氧菌[19]。污水處理過程中可以導致腸球菌對阿莫西林、環丙沙星和四環素的耐藥率增加[20]。

此外，Roh等[6]研究表明，厭氧消化處理污泥可以去除70%～90%的病原菌，但是少量的病原菌數量（如古細菌，唾液鏈球菌等）會增長，這表明在厭氧消化過程中，某些病原菌可以轉移擴散。Jovetic等[21]研究了菌群豐度與抗性基因濃度的關系，研究發現菌群豐度越大，抗性基因的濃度越大，且某些菌群與抗性基因的相關關系比較大。Sun等[22]用統計學相關性分析方法研究了城市污泥中抗性基因與抗性基因之間的相關關系，研究結果發現有一部分抗性基因，它們之間呈正相關。

3 城市污泥中毒力基因的研究現狀

病原菌的致病性強弱程度以毒力[23]表示，通過檢測毒力基因可以明確病原菌的致病性[24]。致病性大腸桿菌的毒力因子主要有粘附素、毒素、外膜蛋白及鐵轉運系統，在大腸桿菌侵襲宿主組織并引起其發病的過程中，這些毒力因子相互協調、發揮作用。腸球菌毒力因子眾多,并且毒力基因之間能夠相互調節,并聚集于基因組的一定區域內,即毒力島內。腸球菌毒力因子主要有表面蛋白、聚集物質、溶血素、膠原蛋白黏附素和蛋白明膠酶,以及其他的毒力因子如糞腸球菌心內膜炎抗原、信息素、腸球菌生物膜、細胞壁莢膜多糖和細胞外超氧化物等。腸球菌的毒力因子眾多,且毒力因子常與腸球菌的抗性基因之間還存在某些聯系。各基因之間的關系以及各致病物質在腸球菌致病過程中的作用機制等,目前仍不清楚,尚待進一步研究。污水處理廠出水中43種孤菌屬,出現了5種副溶血孤菌和霍亂孤菌等毒力基因，這表明常規污水處理工藝可能會導致抗性基因與毒力基因的傳播。抗性基因與毒力基因并不是相互獨立的，它們之間有很多內在聯系。兩者之間的傳播方式是通過攜帶抗性與毒力的質粒傳播。另有研究表明，毒力基因與抗性基因的關系是遺傳因子里帶有抗性基因和毒力基因，兩者相互影響。幾乎所有的孤立基因都攜帶毒力基因，并且很多毒力基因跟腸道病原菌有密切關系，抗性基因往往伴隨著毒力基因一起出現。近幾年，有很多研究者研究了內酰胺與喹諾酮抗性基因和毒力基因之間的關系，內酰胺酶與大腸桿菌毒力基因有明顯的相關關系。很難量化抗性基因與毒力基因之間的共同出現的頻率。

4 預處理強化污泥厭氧消化研究進展

由于目前污泥厭氧消化的產甲烷效果普遍不理想，所以部分研究者增加一些預處理方法來處理污泥提高產甲烷量，目前常見的有熱水解，超聲波，微波消解，高溫好氧消化。熱水解預處理可以有效改善污泥的水解限速的問題，促進污泥中有機物的釋放，以提高厭氧消化性能和效率，增大產甲烷率。在150℃以下糖類水解比蛋白質水解更多；在190℃左右的時候，產甲烷量與COD和原污泥的生物降解能力有關系。熱水解預處理對污泥厭氧消化的影響，研究發現熱水解加速了污泥的水解，污泥中難以降解的固體有機物轉化為易生化降解的有機物小分子。增快水解速率，縮短污泥停留時間，以此來增強厭氧消化效果。然而，另一方面，隨著熱水解的溫度升高，會有難以生化降解的中間產物生成，在一定程度上抑制厭氧消化效果。微波預處理能有效破碎污泥，釋放污泥EPS和微生物胞內蛋白質、多糖等溶解性有機物。由于厭氧消化過程中大分子水解速率緩慢，限制了厭氧消化水解速率，而微波預處理可以促進污泥溶解性有機物的釋放，有助于強化污泥厭氧消化性能。

綜上所述，通過中溫厭氧消化工藝并不能取得耐藥菌和抗性基因滿意的效果，而現有研究對預處理強化厭氧消化過程ARGs和VGs的研究較少，且對ARGs和VGs的削減/增加機制多有不明之處。針對這一研究現狀，需要在污泥處理工藝上做出突破，以期在處理過程中強化厭氧消化的同時，還能夠削減耐藥菌與抗性基因。并且，對于抗性基因的水平轉移基質有待深入研究，以期從根本上控制抗性污染。

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