王蕾，黃栩

（1. 廈門華廈學(xué)院環(huán)境與公共健康學(xué)院，福建 廈門 361024；2. 中國科學(xué)院城市環(huán)境研究所，福建 廈門 361021）

我國的城鎮(zhèn)化進(jìn)程推動著現(xiàn)代農(nóng)業(yè)養(yǎng)殖向規(guī)?；蜆?biāo)準(zhǔn)化發(fā)展。然而規(guī)?；B(yǎng)殖條件使得病原細(xì)菌更容易在養(yǎng)殖動物間相互傳染，給動物疾病預(yù)防和治療帶來困難。為了保證預(yù)防和治療效果，養(yǎng)殖戶經(jīng)常加大抗生素用量或者交叉使用抗生素。抗生素濫用造成的環(huán)境影響包括：1）大部分抗生素未能被動物體完全轉(zhuǎn)化而隨著排泄物排出進(jìn)入農(nóng)田和魚塘等[1]；2）動物腸道在抗生素誘導(dǎo)作用下會導(dǎo)致細(xì)菌耐藥，并能通過質(zhì)粒水平轉(zhuǎn)移等方式將一些耐藥基因轉(zhuǎn)移給受納環(huán)境中的土著微生物[2]。這些腸道耐藥病原菌通過施肥和澆灌附生于農(nóng)作物[3]，并可能流入市場給公眾健康帶來巨大的威脅。面對細(xì)菌耐藥事件頻發(fā)，規(guī)模化養(yǎng)殖場一方面需要加強(qiáng)獸藥管理，另一方面需要優(yōu)化廢水處理工藝條件，減少腸道耐藥細(xì)菌的環(huán)境釋放。因此，研究生豬養(yǎng)殖廢水處理過程抗生素和耐藥細(xì)菌變化趨勢對于保護(hù)區(qū)域生態(tài)環(huán)境和居民健康具有重要科學(xué)意義。

規(guī)?；B(yǎng)殖場動物的排泄物，通常先經(jīng)過固液分離之后，固體部分堆肥還田[4]，廢水部分經(jīng)厭氧消解[5-6]，然后通過生物氧化塘、人工濕地[7-8]和土壤滲濾等生態(tài)技術(shù)處理后排放。近年來，生豬廢水中資源回收技術(shù)受到更多青睞，其中包括厭氧產(chǎn)沼[9]和磷酸銨鎂（MAP）法磷回收[10]。生豬廢水含有高濃度的氮磷元素，而磷素具有不可再生性，從生豬廢水回收磷素資源既可降低環(huán)境水體富營養(yǎng)化風(fēng)險，獲得的MAP可用作緩釋肥料具有較高經(jīng)濟(jì)價值[11]。目前，已有一些研究開展了上述廢棄物處理環(huán)節(jié)中抗生素、病原菌和抗性基因的變化特征研究[2,5]，其中單個環(huán)節(jié)研究較多，兩個或者多個環(huán)節(jié)組合研究較少，堆肥和厭氧消解研究較多，其他環(huán)節(jié)特別磷回收工藝研究較少。因此，本文選擇廈門市翔安區(qū)某生豬養(yǎng)殖場，根據(jù)其現(xiàn)有養(yǎng)殖廢水處理設(shè)施，選擇厭氧消化池、氧化池、磷回收流化床和人工濕地為取樣環(huán)節(jié)。通過對養(yǎng)殖廢水處理和資源化設(shè)施中常規(guī)水質(zhì)指標(biāo)、抗生素、耐藥細(xì)菌削減規(guī)律的調(diào)查和分析，為養(yǎng)殖場耐藥細(xì)菌控制的工藝強(qiáng)化和工藝組合措施的改進(jìn)提供一定的理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 樣品采集和預(yù)處理

樣品于2017年夏采集自廈門市翔安區(qū)中等規(guī)模生豬養(yǎng)殖場，該養(yǎng)殖場生豬常年存欄量約3 000頭，日廢水產(chǎn)生量約60 m3/d，所設(shè)廢水處理設(shè)施除了常規(guī)的厭氧消化池（anaerobic digester，AD）和氧化池（oxidation pond，OP）之外，還專門配備一套磷酸銨鎂（MAP）磷回收流化床裝置（fluidized bed，F(xiàn)B），日處理量12 m3/d。實驗分別采集了養(yǎng)殖廢水原水（OW）以及厭氧消化池、氧化池和流化床的出水樣品，及時運(yùn)送到實驗室進(jìn)行預(yù)處理。除此之外，運(yùn)送取自氧化池的廢水回實驗室，在溫室條件下，以穩(wěn)定運(yùn)行的垂直潛流人工濕地（CW）小試裝置（水力負(fù)荷10 cm/d）進(jìn)行為期1個月的廢水處理，期間采集出水樣品。部分水樣放置于4 ℃，用于水質(zhì)分析、抗生素檢測和耐藥菌計數(shù)等常規(guī)檢測，1～2天內(nèi)完成；另有部分水樣經(jīng)過離心收集沉淀，放置于-20 ℃，用于DNA提取和微生物群落的高通量測序。實驗涉及的采樣工藝節(jié)點(diǎn)示意圖參考圖1。

1.2 水質(zhì)分析

廢水的pH值通過專門的pH值探頭檢測獲得。水質(zhì)參數(shù)包括NH4+-N、TP、TN和COD等的測定方法參考《水和廢水監(jiān)測分析方法（第四版）》。其中測試NH4+-N時先將水樣過濾，用于TP、TN檢測的水樣不過濾需消解，分別添加專有試劑，用紫外分光光度計檢測。用于COD檢測的水樣不過濾，添加試劑消解后用COD快速檢測儀檢測。

1.3 抗生素提取和檢測

本研究選擇四環(huán)素類、喹諾酮類和磺胺類抗生素中的代表，結(jié)合養(yǎng)殖場抗生素使用情況，最后選定OTC、CIP和SM2為目標(biāo)抗生素。

抗生素提取方法：取50 ml的水樣加入0.1 g Na2EDTA，用鹽酸調(diào)節(jié)pH至3.0，準(zhǔn)備固相萃取。Oasis HLB固相萃取小柱（6 mL，200 mg）在使用前依次用丙酮、甲醇和0.5%甲酸水溶液各6 mL預(yù)處理。然后將上述水樣以10 mL/min左右的速度過柱，再用6.0 mL 0.5%甲酸水溶液沖淋。抽真空干燥30 min后用6.0 mL的甲醇將目標(biāo)化合物洗脫到氮吹管中，用溫和的氮?dú)饬鲗⒓状即蹈?。最后?.0 mL 20%的甲醇水溶液定容，定容后溶液用0.45 μm有機(jī)濾膜過濾，4 ℃保存等待上機(jī)。

1.4 耐藥菌計數(shù)

配制LB和麥康凱固體培養(yǎng)基，往這兩種培養(yǎng)基里添加三種不同的抗生素：CIP（8 μg/mL）、OTC（16 μg/mL）和SM2（256 μg/mL），同時以不加抗生素為對照，制備不同的選擇培養(yǎng)基。抗生素濃度參考抗微生物藥物敏感性試驗執(zhí)行標(biāo)準(zhǔn)（CLSI 2014）中對各種抗生素微生物耐藥水平的認(rèn)定。

將上述采集的水樣用0.9%的生理鹽水稀釋成不同的濃度梯度，然后取100 μL涂布于上述平板，28 ℃培養(yǎng)2天后，選菌落數(shù)適宜的平板進(jìn)行計數(shù)。在LB培養(yǎng)基上生長的細(xì)菌代表總可培養(yǎng)細(xì)菌；麥康凱培養(yǎng)基上生長的細(xì)菌代表總可培養(yǎng)陰性菌，其中紅色菌落主要由大腸埃希氏菌和糞鏈球菌組成，無色菌落由奇異變形桿菌、鼠傷寒沙門氏菌和宋內(nèi)氏志賀氏菌組成。

1.5 微生物群落分析

DNA提?。核畼佑?.2 μm硝酸纖維濾膜過濾后用E.Z.M.A. DNA提取試劑盒（美國Omega 生物技術(shù)公司），按照說明書提取微生物基因組DNA。用微量紫外可見分光光度計（Nanodrop 2000）測定DNA樣品的濃度，根據(jù)OD260/OD280和OD260/OD230判斷核酸純度。獲得的DNA樣品放置于-20℃?zhèn)溆谩?/p>

基因擴(kuò)增和測序：以引物515F：5‘-GTGCCAG CMGCCGCGGTAA-3’和806R：5‘-GGACTACHVGGG TWTCTAAT-3’，擴(kuò)增16S rRNA基因的V4區(qū)[13]，引物5’端加上獨(dú)特的barcode以區(qū)別不同的樣品。配制50 μL的PCR體系，以上述提取的DNA為模板，每個樣品各3個重復(fù)反應(yīng)。PCR過程退火溫度為53℃，30個循環(huán)。將樣品的3個重復(fù)反應(yīng)產(chǎn)物合并后，用Quant-iT PicoGreen dsDNA Assay kit（Invitrogen，美國）測定DNA濃度。然后以總量相等的方式，每21～24個樣品取樣合并成一個文庫。最后將合并后的文庫用PCR產(chǎn)物純化試劑盒純化，并用QuantiT PicoGreen dsDNA Assay kit、Nanodrop 2000 和瓊脂糖凝膠電泳分析純化后DNA的濃度和質(zhì)量。最后送北京諾禾致源公司測序，采用的高通量測序技術(shù)為Illumina Hiseq 2500。

測序結(jié)果分析：將獲得的clean tags用Quantitative Insights Into Microbial Ecology (QIIME 1.9.0) 軟件分析[14]，以97%的相似性提取可操作分類單元（OTUs），獲得樣品中細(xì)菌和古菌從門到屬的分類信息、α多樣性指數(shù)（chao1, Shannon等）和β多樣性分析結(jié)果。

1.6 統(tǒng)計分析

文中數(shù)據(jù)用Excel 2013進(jìn)行基礎(chǔ)計算，用Origin 9.0制圖，以指標(biāo)濃度梯級變化量占原始濃度的百分比來計算各工藝階段對指標(biāo)去除的貢獻(xiàn)率。微生物群落的主成分分析（PCA）用Canoco 5.0軟件來執(zhí)行。

2 結(jié)果與分析

2.1 水質(zhì)指標(biāo)變化

在生豬廢水處理過程中，pH值波動較為平緩，流化床提升了廢水pH值，而人工濕地降低了廢水pH值，主要的水質(zhì)指標(biāo)包括COD、TP、NH4+-N和TN呈現(xiàn)出總體下降的趨勢（表1）。通過計算每個階段對主要水質(zhì)指標(biāo)去除的貢獻(xiàn)，發(fā)現(xiàn)TP的去除率最大，各節(jié)點(diǎn)的貢獻(xiàn)率依次為人工濕地（53.33%）＞流化床（49.94%）＞氧化池（24.82%）＞厭氧消化（15.13%）。人工濕地和流化床工藝都有較好的TP去除效果，但是兩者的作用機(jī)制完全不同，前者主要通過填料吸附和植物吸收，后者是通過添加化學(xué)試劑實現(xiàn)磷回收。COD的去除率次之，各節(jié)點(diǎn)的貢獻(xiàn)率依次為厭氧消化（40.28%）＞人工濕地（36.30%）＞流化床（18.99%）＞氧化池（7.75%），說明厭氧消化是生豬廢水COD降解的主要環(huán)節(jié)。人工濕地也具有較高的COD去除能力，其主要通過填料截留和微生物降解來實現(xiàn)。NH4+-N和TN的去除率相對要低，各節(jié)點(diǎn)對NH4+-N的貢獻(xiàn)率依次為人工濕地（67.64%）＞氧化池（10.26%）＞流化床（8.46%）＞厭氧消化（7.56%），對TN的貢獻(xiàn)率依次為人工濕地（54.74%）＞流化床（16.97%）＞氧化池（7.68%）＞厭氧消化（4.71%），可以看出厭氧消化對NH4+-N和TN的去除能力有限，這與生豬養(yǎng)殖廢水具有相對較低的碳氮比有關(guān)。相比之下，人工濕地對NH4+-N和TN的去除貢獻(xiàn)最大，主要是因為垂直流人工濕地具有較強(qiáng)的硝化能力?？赡苁怯捎谘趸氐钠貧饬坎蛔?，其對NH4+-N的轉(zhuǎn)化未達(dá)到較好的效果。氧化池的廢水經(jīng)過流化床處理后，COD已達(dá)到畜禽養(yǎng)殖業(yè)水污染物排放要求（400 mg/L），TP接近排放要求（8.0 mg/L），NH4+-N遠(yuǎn)未能達(dá)到排放要求（80 mg/L）；而經(jīng)過人工濕地處理后，COD和TP皆達(dá)到排放要求，NH4+-N接近排放要求。

表1 生豬養(yǎng)殖廢水處理過程水質(zhì)指標(biāo)的變化Table 1 The change of water quality parameters during swine wastewater treatment

2.2 抗生素濃度變化

抗生素檢測數(shù)據(jù)顯示：生豬廢水中OTC濃度最高，達(dá)到34.60 μg/L，SM2和CIP濃度相對較低（表2），廢水處理過程中抗生素濃度整體呈現(xiàn)出下降趨勢。通過計算每個階段對抗生素去除貢獻(xiàn)，發(fā)現(xiàn)OTC和CIP具有相似的去除規(guī)律，厭氧消化池、流化床和人工濕地對兩種抗生素都具有較高的去除能力，而氧化池的作用很有限。與之不同的是，厭氧消化池、氧化池和人工濕地對SM2具有較好的去除效果，但流化床的去除貢獻(xiàn)很低。這可能與三種抗生素的化學(xué)吸附和生物降解特點(diǎn)有關(guān)。對比流化床，人工濕地對三種抗生素皆有較高的去除能力，而流化床對SM2的去除率很低。

表2 生豬養(yǎng)殖廢水處理過程抗生素濃度和去除率分析Table 2 Concentrations and removal efficiencies of three antibiotics during swine wastewater treatment

2.3 耐藥細(xì)菌的鑒別和數(shù)量統(tǒng)計

圖2展示了生豬養(yǎng)殖廢水處理過程耐藥細(xì)菌菌落豐度的變化。由于培養(yǎng)基的選擇性，數(shù)據(jù)統(tǒng)計結(jié)果偶爾會出現(xiàn)總可培養(yǎng)陰性細(xì)菌數(shù)量大于總可培養(yǎng)細(xì)菌的情況。另外，由于部分細(xì)菌存在多重耐藥，三種抗生素耐藥菌的總和有可能大于總細(xì)菌數(shù)量。但這并不妨礙分析各個水處理階段對代表性細(xì)菌去除的貢獻(xiàn)。

我國從個人稅收遞延型商業(yè)養(yǎng)老保險開始試點(diǎn)，探索建立我國個人養(yǎng)老金體系。試點(diǎn)區(qū)域為上海市、福建省(含廈門市)和蘇州工業(yè)園區(qū)，為期一年。我國個人養(yǎng)老金計劃堅持賬戶多元化金融投資的方向，待試點(diǎn)結(jié)束后，還將根據(jù)試點(diǎn)情況有序擴(kuò)大參與的金融機(jī)構(gòu)和產(chǎn)品范圍，將公募基金等產(chǎn)品納入個人商業(yè)養(yǎng)老賬戶投資范圍。

以大腸埃希氏菌和糞鏈球菌為主的紅色菌落來看，在耐藥細(xì)菌數(shù)量的比較上， OTC的耐藥細(xì)菌數(shù)高于SM2，遠(yuǎn)高于CIP（差一個數(shù)量級）。無論是無抗條件下的細(xì)菌數(shù)還是耐藥細(xì)菌數(shù)，在各廢水處理環(huán)節(jié)中都是持續(xù)降低，其中厭氧消化池的貢獻(xiàn)最大，超過80%，人工濕地的去除效果優(yōu)于流化床。

從奇異變形桿菌、鼠傷寒沙門氏菌和宋內(nèi)氏志賀氏菌為主的無色菌落來看，在耐藥細(xì)菌數(shù)量的比較上，與紅色菌落相似，同樣是OTC的耐藥細(xì)菌數(shù)最大，其次是SM2，再次是CIP，OTC的耐藥細(xì)菌數(shù)要比CIP多一個數(shù)量級。在各處理環(huán)節(jié)的貢獻(xiàn)方面，與紅色菌落有所差異，厭氧消化對無抗條件下的細(xì)菌和OTC耐藥菌的去除貢獻(xiàn)占50%～60%以上，氧化池的去除貢獻(xiàn)占25%以上。此外，無色菌落在流化床中去除效果不顯著，但在人工濕地中仍具有不同程度的去除。

根據(jù)紅色菌落和無色菌落平板計數(shù)的結(jié)果，對總可培養(yǎng)陰性細(xì)菌進(jìn)行統(tǒng)計?？梢钥闯觯琌TC的陰性耐藥細(xì)菌與無抗條件下的陰性細(xì)菌數(shù)量很接近，說明大部分陰性細(xì)菌都具有OTC耐藥性。而CIP的陰性耐藥細(xì)菌數(shù)要比它們低1個數(shù)量級，說明僅有10%的可培養(yǎng)陰性菌具有CIP耐藥性。厭氧消化對OTC的陰性耐藥細(xì)菌的去除貢獻(xiàn)大于60%，對SM2的陰性耐藥細(xì)菌的去除貢獻(xiàn)大于80%，對CIP陰性耐藥細(xì)菌的去除貢獻(xiàn)大于90%。而氧化池對OTC的陰性耐藥菌的去除貢獻(xiàn)大于20%，這是另外兩種抗生素的陰性耐藥菌所不具備的。若以氧化池的數(shù)據(jù)為起始計算，人工濕地對3種抗生素陰性耐藥細(xì)菌后續(xù)去除率大于80%；而流化床僅對CIP的陰性耐藥細(xì)菌的去除率接近30%。

總可培養(yǎng)細(xì)菌的計數(shù)結(jié)果顯示，在無抗LB培養(yǎng)基上總可培養(yǎng)細(xì)菌的數(shù)量要大于耐藥菌；相較總可培養(yǎng)陰性耐藥細(xì)菌，三種抗生素之間總可培養(yǎng)耐藥細(xì)菌的數(shù)量差距比較小，說明CIP的總可培養(yǎng)耐藥細(xì)菌是以革蘭氏陽性菌為主。比較各處理階段，厭氧消化是細(xì)菌數(shù)量降低的主要環(huán)節(jié)，去除貢獻(xiàn)都達(dá)到90%以上。若以氧化池的數(shù)據(jù)為起始計算，人工濕地對3種抗生素耐藥細(xì)菌的后續(xù)去除率達(dá)到60%～80%；而流化床對OTC和SM2的耐藥細(xì)菌的去除率分別近30%和80%，但CIP的耐藥細(xì)菌數(shù)量反而有所升高。

2.4 微生物群落組成變化和病原菌的消減

在廢水處理過程中，由于水質(zhì)參數(shù)的變化，微生物群落也在發(fā)生巨大的變化。如圖3所示，在門水平上，盡管原水、厭氧消化池和氧化池的主要微生物組成相似，但可以看出擬桿菌門（Bacteroides）的占比在逐漸上升，而厚壁菌門（Firmicutes）的占比在逐步下降。在流化床階段，變型菌門（Proteobacteria）的占比大幅上升，厚壁菌門的占比小幅上升，而擬桿菌門的占比大幅下降。與氧化池相比，人工濕地環(huán)節(jié)的擬桿菌門和厚壁菌門占比都下降，而變型菌門和古菌Parvarchaeota明顯增加。這些結(jié)果說明隨著處理層級的增加，微生物群落變化越來越大，尤其是到了流化床和人工濕地階段。

在門水平上，我們繼續(xù)對生豬廢水處理過程各環(huán)節(jié)的微生物群落進(jìn)行主成分分析（PCA），探查主要微生物門類在各個環(huán)節(jié)的分布情況（圖4）。從圖上可以清楚看出，原水、厭氧消化池和氧化池樣品的微生物群落相似度較高，遺傳距離接近，相比之下，流化床和人工濕地樣品微生物群落與他們存在非常大的差異，并流化床和人工濕地之間也存在微生物群落的巨大差異。主要的微生物門類中，擬桿菌門、疣微菌門（Verrucomicrobia）和螺旋體門（Spirochaetes）主要分布在原水、厭氧消化池和氧化池樣品中；藍(lán)細(xì)菌門（Cyanobacteria）、浮霉菌門（Planctomycetes）、Parvarchaeota、黏膠球形菌門（Lentisphaerae）主要分布在人工濕地樣品中；變型菌門更多分布于流化床樣品中；此外，厚壁菌門在除了人工濕地外的樣品均有較多的分布。PCA分析結(jié)果直觀明了地顯示出廢水處理各個環(huán)節(jié)微生物群落分布的差異。

根據(jù)毒力因子數(shù)據(jù)庫網(wǎng)站（http://www.mgc.ac.cn/cgi-bin/VFs/jsif/main.cgi）提供的病原細(xì)菌菌屬信息，對各個環(huán)節(jié)廢水中病原菌的占比進(jìn)行統(tǒng)計，分析生豬廢水處理過程中病原細(xì)菌的變化趨勢（圖5）。原水中占比較大的病原菌依次為梭菌屬（Clostridium）＞假單胞菌屬（Pseudomonas）＞鏈球菌屬（Streptococcus）＞不動細(xì)菌屬（Acinetobacter）。隨著廢水處理的進(jìn)行，從原水到流化床，梭菌屬、鏈球菌屬和不動細(xì)菌屬都經(jīng)歷逐漸的下降過程，病原細(xì)菌總量有近50%幅度的下降。從原水到人工濕地，病原細(xì)菌總量下降幅度更大，超過85%，而且病原菌各分類的占比也發(fā)生巨大的改變，梭菌屬和假單胞菌屬的占比大幅度下降，但不動細(xì)菌屬和芽孢桿菌屬（Bacillus）的占比有些上升。

3 討論

水質(zhì)達(dá)標(biāo)排放是生豬廢水處理工藝設(shè)計和運(yùn)行的首要目標(biāo)。厭氧消化能將可降解有機(jī)質(zhì)分解為CH4和CO2。在本調(diào)查研究中，厭氧消化池對COD的去除貢獻(xiàn)最大，達(dá)到40.28%（表1）。盡管人工濕地也能較大程度降低COD，但未能實現(xiàn)有機(jī)質(zhì)能源化的目的?？梢妳捬跸卮_實是生豬廢水資源化不可缺少的工藝環(huán)節(jié)。在TP的去除方面，盡管人工濕地對TP具有最好的去除效果，但其主要通過填料吸附[11]和植物吸收[16]，在廢水磷濃度高的情況下，容易出現(xiàn)吸附飽和。本研究中磷酸氨鎂流化床工藝對TP的回收去除接近50%，該技術(shù)是通過化學(xué)結(jié)晶的方法，將PO43-和部分NH4+結(jié)晶化顆?；痆17]，水體中的PO43-濃度越高越有利于結(jié)晶化，但厭氧消化和氧化池階段，已經(jīng)共近40%TP被懸浮物吸附沉降，影響到流化床技術(shù)的效率最大化。經(jīng)過流化床處理后TP濃度仍有些微大于達(dá)標(biāo)排放濃度，這與該技術(shù)結(jié)晶臨界濃度有關(guān)，或許可通過技術(shù)改良得到解決。

本調(diào)查研究中，厭氧消化、氧化池和流化床對NH4+-N的去除貢獻(xiàn)都不太理想，這里氧化池的NH4+-N轉(zhuǎn)化率不高可能是因為曝氣不足，氧化池末后端兼具沉淀池功能。如果不用人工濕地，要想NH4+-N達(dá)標(biāo)排放，必須增加多級氧化或者NH4+-N吹脫工藝[18-19]，但是必然會增加運(yùn)行成本。從實驗結(jié)果分析來看，若在流化床后再加人工濕地能夠?qū)崿F(xiàn)生豬廢水的達(dá)標(biāo)排放。經(jīng)流化床處理后TP濃度下降，可減緩人工濕地的吸附飽和，而且人工濕地運(yùn)行成本低但功能卻比較全面。但經(jīng)流化床后，廢水中增加MgCl2的濃度，且提升了pH值，是否影響人工濕地運(yùn)行需要進(jìn)一步研究。

本調(diào)查研究在原水中三種抗生素檢出濃度范圍3.42～34.60 μg/L（表2），與Wei等[20]和Chen等[21]報道的生豬廢水抗生素殘留情況相吻合。生物降解、化學(xué)吸附以及水解和光解是廢水處理工藝抗生素主要去除方式，另外在人工濕地中存在植物吸收和分解的過程[22]。在廢水處理過程中OTC和CIP表現(xiàn)出相似的去除規(guī)律，與SM2的去除截然不同，這與抗生素的介質(zhì)吸附能力（用吸附平衡常數(shù)Kd值表示）有關(guān)。根據(jù)文獻(xiàn)統(tǒng)計，不同介質(zhì)中四環(huán)素類、磺胺類和喹諾酮類抗生素的Kd值范圍分別在290～1 620 L/kg、0.9～10 L/kg[23]和260～6 310 L/kg[24]之間。四環(huán)素類和喹諾酮類抗生素具有較強(qiáng)的介質(zhì)吸附能力。厭氧消化對OTC和CIP的去除率高于SM2，除了生物降解外，污泥吸附也是很重要的原因。同理，流化床和人工濕地工藝對OTC和CIP的去除率也遠(yuǎn)高于SM2，流化床結(jié)晶出的磷酸銨鎂顆粒和人工濕地的填料都是潛在的吸附介質(zhì)[25-26]，人工濕地可通過植物吸收和微生物降解實現(xiàn)抗生素的礦化，而磷酸銨鎂富集的抗生素對施肥土壤的影響還需要進(jìn)一步研究[27]。相比之下，由于SM2的介質(zhì)吸附弱，其主要通過生物降解以及水解光解去除，盡管整體去除率要低些，但介質(zhì)吸附的后續(xù)影響很小。有研究發(fā)現(xiàn)，環(huán)境中低濃度的抗生素也有可能通過多種抗生素的共選擇再加基因的水平轉(zhuǎn)移方式誘導(dǎo)微生物產(chǎn)生耐藥[28]。因此，盡管目前養(yǎng)殖廢水排放標(biāo)準(zhǔn)尚未針對抗生素設(shè)定，盡可能降低廢水中的抗生素是廢水處理工藝的基本方向?；谌斯竦貎?yōu)秀的抗生素吸附和降解能力，在廢水排放之前經(jīng)人工濕地處理是非常必要的。

耐藥細(xì)菌作為宿主，對耐藥基因的傳播擴(kuò)散起到?jīng)Q定性的作用。廢水處理工藝對耐藥基因的去除能力主要體現(xiàn)在對耐藥細(xì)菌的消除和控制上[29]。根據(jù)檢測結(jié)果可以看出厭氧消化對耐藥細(xì)菌的去除貢獻(xiàn)最大（圖2），這一方面是因為厭氧消化是廢水處理的首個環(huán)節(jié)，更主要的是厭氧過程伴隨著產(chǎn)酸產(chǎn)甲烷，COD濃度大幅下降，環(huán)境改變使得部分耐藥細(xì)菌無法適應(yīng)，在競爭中逐步消退。此外，不管使用哪種培養(yǎng)基，流化床對以奇異變形桿菌、鼠傷寒沙門氏菌和宋內(nèi)氏志賀氏菌為主的無色菌落沒有明顯去除，甚至有不同程度的提升，這直接影響到總可培養(yǎng)陰性細(xì)菌的統(tǒng)計。而且流化床對無抗和CIP選擇下的總可培養(yǎng)細(xì)菌也表現(xiàn)出一定程度的提升。流化床階段外源添加MgCl2，而且水力流態(tài)和供氧水平得到提升，這樣的環(huán)境條件可能對部分耐藥細(xì)菌有選擇偏好，但其內(nèi)在的機(jī)理尚不清楚。再者，經(jīng)人工濕地處理后，不同耐藥細(xì)菌的數(shù)量都表現(xiàn)出比較一致的下降。潛流型人工濕地首先起到滲濾的功能，廢水中微生物會被人工濕地土壤和填料攔截，微生物量通常會大幅下降[30-31]，而且潛流人工濕地屬于典型的好氧系統(tǒng)，其與水體環(huán)境截然不同也加劇微生物類型的改變[32]。廢水處理過程微生物群落的改變對于理解這個過程耐藥細(xì)菌的變化有一定的幫助（圖3）。從原水到厭氧消化再到氧化池，微生物群落組成變化的銜接性較好。然而從氧化池到流化床或者從氧化池到人工濕地，微生物群落變化都非常劇烈，與這兩個工藝環(huán)節(jié)獨(dú)特的微環(huán)境是分不開的。最后，廢水處理各個環(huán)節(jié)病原菌數(shù)量占比統(tǒng)計結(jié)果也顯示出潛流人工濕地在減少廢水病原菌方面的巨大優(yōu)勢（圖5），在生豬廢水處理末端設(shè)置人工濕地是大幅降低養(yǎng)殖廢水病原菌的可行方案。

4 結(jié)論

研究表明，厭氧消化在COD降解和耐藥細(xì)菌削減上貢獻(xiàn)較大，而磷酸銨鎂流化床對于磷素回收具有良好的效果。然而采用厭氧消化—氧化池—流化床工藝組合處理后的廢水，仍存在NH4+-N難以達(dá)標(biāo)、抗生素殘留濃度仍偏高、部分耐藥細(xì)菌數(shù)據(jù)出現(xiàn)反彈等不足之處。研究發(fā)現(xiàn)潛流人工濕地水質(zhì)處理能力比較全面，尤其是NH4+-N去除效果良好，同時能夠進(jìn)一步去除抗生素和耐藥細(xì)菌，在降低病原細(xì)菌豐度方面優(yōu)勢也非常顯著。因此，研究建議設(shè)置潛流人工濕地承接流化床出水可進(jìn)一步深度處理生豬廢水。