城市污泥处理过程中抗性污染研究现状与展望

唐安平

（西安工程大学环境与化学工程学院，陕西西安710048）

随着我国城市污水处理厂连年增加，城市污泥的年产量也在增加，城市污泥的处理问题也日益增加。城市污泥中含有大量的耐药菌和抗性基因，在处理城市污泥过程中大量的耐药菌与抗性基因储存在污泥中，所以污水处理厂是耐药菌和抗性基因储存的主要场所[1]。其中抗性基因扩增的一个重要原因是其进行水平转移[2]。而且在污泥厌氧消化过程中，菌群的种类和数量以及一些可转移遗传元件有导致抗性污染传播的潜在危险[1]。近年来，人们对城市污泥中的毒力基因有少许研究，有研究表明抗性基因与毒力基因会共同出现在人类肠道中，进而排入污水处理厂。大多数研究表明污泥处理过程中有可能导致某些细菌不但具有耐药性，还同时具有致病性[3]。并且，在污泥处理过程中毒力基因的含量会发生变化[4]。然而，在污水处理厂毒力基因是如何变化的，至今尚不清楚[5]。目前人们对污泥厌氧消化过程中的抗性基因、毒力基因的削减传播机制还未明确，有待深入研究。

1 城市污泥处理过程中抗性基因研究现状

大量研究表明，城市污泥厌氧消化过程中有很多抗性基因与病原菌，但是其抗性基因的种类以及在厌氧消化过程中抗性基因是否能被削减尚不清楚[6]。 Liu等[7]研究发现污水厂二沉外排污泥中3类四环素抗性基因含量最高，四环素抗性基因总量约是进水中四环素抗性基因总量的61倍，说明经过污水厂处理后，抗性基因增长明显。Baquero等[8]研究发现污泥厌氧消化过程可以削减四环素抗性基因和I类整合子。Roberts等[9]研究表明在污泥厌氧消化过程中，在产酸阶段大部分抗性基因（如 tetA,tetG，tetX,sul1,sul2,sul3,ermF,blaTEM)含量减少，然而在产甲烷阶段大多数抗性基因含量会反弹。

厌氧消化过程中抗性基因含量波动的原因很多，有研究者认为可能跟菌群结构有关，例如：Billington等[7]在研究中发现导致抗性基因在产甲烷阶段增加的一个原因是在产酸阶段和产甲烷阶段菌群结构有很大不同，也有学者发现抗性基因的变化与可移动遗传元件有关；Sáenz等[10]研究发现一类整合子会加速抗性基因在菌群之间的水平转移速度。此外，抗性基因的浓度变化还有可能跟厌氧消化的一些工艺参数比如温度，污泥停留时间有关；Ghosh等[11]在研究温度对厌氧消化效果的影响中发现在高温厌氧消化中，抗性基因会被削减，但在最后产甲烷阶段反弹，反弹的原因可能是高温使得抗性基因的宿主细胞裂解，使得抗性基因被释放，所以含量增大；Ju等[1]研究了九种典型的抗性基因对磺胺类药，红霉素及四环素在污泥厌氧消化过程中的含量变化。结果表明，在常温厌氧消化过程中，污泥停留时间在10～20d时，磺胺类和红霉素的去除量最大。而四环素和红霉素抗性基因的数量增大。而在高温厌氧消化过程中红霉素及四环素的去除效果较好。Diehl等[12]研究了温度对厌氧消化过程中抗性基因的去除率影响，在高温和中温厌氧消化过程中，35种抗性基因分别去除了8种，13种；Wang等[13]研究了污水处理厂出水中抗生素浓度与相关抗性基因之间的相互关系，认为是高浓度的残留抗生素可以导致相关抗性基因的增殖和扩散。

2 城市污泥中病原菌的种类及其携带抗性基因的研究现状

城市污泥厌氧消化过程中，微生物菌群种类繁杂，数量较多，比较常见的菌属有变形菌门，酸杆菌门，放线菌门，绿弯菌门[14]。在污泥厌氧消化过程中，会有很多不同菌门出现，Wu等[15]研究发现，主要是变形菌门和放线菌门影响着污泥中耐药菌和抗性基因的数量。McNamara等[16]研究表明污泥厌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厌氧消化过程中种类变多，还有一种可能就是病原菌对厌氧消化运行条件和选择压力适应性增强。大肠杆菌和肠球菌是城市污水厂中常见的肠道病原菌，其耐药性在污水、污泥处理过程中会产生变化。在污水处理过程中会出现具有耐药性的大肠杆菌[17]。Rizzo等[18]研究表明肠杆菌科对抗菌剂产生耐药性主要是跟温度和四环素抗性基因的浓度有关系。肠球菌是革兰氏阳性菌，是普遍存在于动物和人类体内的兼性厌氧菌[19]。污水处理过程中可以导致肠球菌对阿莫西林、环丙沙星和四环素的耐药率增加[20]。

此外，Roh等[6]研究表明，厌氧消化处理污泥可以去除70%～90%的病原菌，但是少量的病原菌数量（如古细菌，唾液链球菌等）会增长，这表明在厌氧消化过程中，某些病原菌可以转移扩散。Jovetic等[21]研究了菌群丰度与抗性基因浓度的关系，研究发现菌群丰度越大，抗性基因的浓度越大，且某些菌群与抗性基因的相关关系比较大。Sun等[22]用统计学相关性分析方法研究了城市污泥中抗性基因与抗性基因之间的相关关系，研究结果发现有一部分抗性基因，它们之间呈正相关。

3 城市污泥中毒力基因的研究现状

病原菌的致病性强弱程度以毒力[23]表示，通过检测毒力基因可以明确病原菌的致病性[24]。致病性大肠杆菌的毒力因子主要有粘附素、毒素、外膜蛋白及铁转运系统，在大肠杆菌侵袭宿主组织并引起其发病的过程中，这些毒力因子相互协调、发挥作用。肠球菌毒力因子众多,并且毒力基因之间能够相互调节,并聚集于基因组的一定区域内,即毒力岛内。肠球菌毒力因子主要有表面蛋白、聚集物质、溶血素、胶原蛋白黏附素和蛋白明胶酶,以及其他的毒力因子如粪肠球菌心内膜炎抗原、信息素、肠球菌生物膜、细胞壁荚膜多糖和细胞外超氧化物等。肠球菌的毒力因子众多,且毒力因子常与肠球菌的抗性基因之间还存在某些联系。各基因之间的关系以及各致病物质在肠球菌致病过程中的作用机制等,目前仍不清楚,尚待进一步研究。污水处理厂出水中43种孤菌属,出现了5种副溶血孤菌和霍乱孤菌等毒力基因，这表明常规污水处理工艺可能会导致抗性基因与毒力基因的传播。抗性基因与毒力基因并不是相互独立的，它们之间有很多内在联系。两者之间的传播方式是通过携带抗性与毒力的质粒传播。另有研究表明，毒力基因与抗性基因的关系是遗传因子里带有抗性基因和毒力基因，两者相互影响。几乎所有的孤立基因都携带毒力基因，并且很多毒力基因跟肠道病原菌有密切关系，抗性基因往往伴随着毒力基因一起出现。近几年，有很多研究者研究了内酰胺与喹诺酮抗性基因和毒力基因之间的关系，内酰胺酶与大肠杆菌毒力基因有明显的相关关系。很难量化抗性基因与毒力基因之间的共同出现的频率。

4 预处理强化污泥厌氧消化研究进展

由于目前污泥厌氧消化的产甲烷效果普遍不理想，所以部分研究者增加一些预处理方法来处理污泥提高产甲烷量，目前常见的有热水解，超声波，微波消解，高温好氧消化。热水解预处理可以有效改善污泥的水解限速的问题，促进污泥中有机物的释放，以提高厌氧消化性能和效率，增大产甲烷率。在150℃以下糖类水解比蛋白质水解更多；在190℃左右的时候，产甲烷量与COD和原污泥的生物降解能力有关系。热水解预处理对污泥厌氧消化的影响，研究发现热水解加速了污泥的水解，污泥中难以降解的固体有机物转化为易生化降解的有机物小分子。增快水解速率，缩短污泥停留时间，以此来增强厌氧消化效果。然而，另一方面，随着热水解的温度升高，会有难以生化降解的中间产物生成，在一定程度上抑制厌氧消化效果。微波预处理能有效破碎污泥，释放污泥EPS和微生物胞内蛋白质、多糖等溶解性有机物。由于厌氧消化过程中大分子水解速率缓慢，限制了厌氧消化水解速率，而微波预处理可以促进污泥溶解性有机物的释放，有助于强化污泥厌氧消化性能。

综上所述，通过中温厌氧消化工艺并不能取得耐药菌和抗性基因满意的效果，而现有研究对预处理强化厌氧消化过程ARGs和VGs的研究较少，且对ARGs和VGs的削减/增加机制多有不明之处。针对这一研究现状，需要在污泥处理工艺上做出突破，以期在处理过程中强化厌氧消化的同时，还能够削减耐药菌与抗性基因。并且，对于抗性基因的水平转移基质有待深入研究，以期从根本上控制抗性污染。

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