王蕾，黃栩

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

我國(guó)的城鎮(zhèn)化進(jìn)程推動(dòng)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(dòng)物間相互傳染，給動(dòng)物疾病預(yù)防和治療帶來(lái)困難。為了保證預(yù)防和治療效果，養(yǎng)殖戶(hù)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(dòng)物體完全轉(zhuǎn)化而隨著排泄物排出進(jìn)入農(nóng)田和魚(yú)塘等[1]；2）動(dòng)物腸道在抗生素誘導(dǎo)作用下會(huì)導(dǎo)致細(xì)菌耐藥，并能通過(guò)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(guò)施肥和澆灌附生于農(nóng)作物[3]，并可能流入市場(chǎng)給公眾健康帶來(lái)巨大的威脅。面對(duì)細(xì)菌耐藥事件頻發(fā)，規(guī)?；B(yǎng)殖場(chǎng)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(guò)程抗生素和耐藥細(xì)菌變化趨勢(shì)對(duì)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(chǎng)動(dòng)物的排泄物，通常先經(jīng)過(guò)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(guò)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(lái)，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(yíng)養(yǎng)化風(fēng)險(xiǎn)，獲得的MAP可用作緩釋肥料具有較高經(jīng)濟(jì)價(jià)值[11]。目前，已有一些研究開(kāi)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(gè)環(huán)節(jié)研究較多，兩個(gè)或者多個(gè)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(mén)市翔安區(qū)某生豬養(yǎng)殖場(chǎng)，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(guò)對(duì)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(chǎng)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(mén)市翔安區(qū)中等規(guī)模生豬養(yǎng)殖場(chǎng)，該養(yǎng)殖場(chǎng)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(zhuān)門(mén)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(shí)驗(yàn)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(shí)運(yùn)送到實(shí)驗(yàn)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(shí)驗(yàn)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(gè)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(cè)和耐藥菌計(jì)數(shù)等常規(guī)檢測(cè)，1～2天內(nèi)完成；另有部分水樣經(jīng)過(guò)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(cè)序。實(shí)驗(yàn)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(guò)專(zhuān)門(mén)的pH值探頭檢測(cè)獲得。水質(zhì)參數(shù)包括NH4+-N、TP、TN和COD等的測(cè)定方法參考《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法（第四版）》。其中測(cè)試NH4+-N時(shí)先將水樣過(guò)濾，用于TP、TN檢測(cè)的水樣不過(guò)濾需消解，分別添加專(zhuān)有試劑，用紫外分光光度計(jì)檢測(cè)。用于COD檢測(cè)的水樣不過(guò)濾，添加試劑消解后用COD快速檢測(cè)儀檢測(cè)。

1.3 抗生素提取和檢測(cè)

本研究選擇四環(huán)素類(lèi)、喹諾酮類(lèi)和磺胺類(lèi)抗生素中的代表，結(jié)合養(yǎng)殖場(chǎng)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(guò)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(guò)濾，4 ℃保存等待上機(jī)。

1.4 耐藥菌計(jì)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(shí)以不加抗生素為對(duì)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(yàn)執(zhí)行標(biāo)準(zhǔn)（CLSI 2014）中對(duì)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(jì)數(shù)。在LB培養(yǎng)基上生長(zhǎng)的細(xì)菌代表總可培養(yǎng)細(xì)菌；麥康凱培養(yǎng)基上生長(zhǎng)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(wú)色菌落由奇異變形桿菌、鼠傷寒沙門(mén)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(guò)濾后用E.Z.M.A. DNA提取試劑盒（美國(guó)Omega 生物技術(shù)公司），按照說(shuō)明書(shū)提取微生物基因組DNA。用微量紫外可見(jiàn)分光光度計(jì)（Nanodrop 2000）測(cè)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(cè)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(gè)樣品各3個(gè)重復(fù)反應(yīng)。PCR過(guò)程退火溫度為53℃，30個(gè)循環(huán)。將樣品的3個(gè)重復(fù)反應(yīng)產(chǎn)物合并后，用Quant-iT PicoGreen dsDNA Assay kit（Invitrogen，美國(guó)）測(cè)定DNA濃度。然后以總量相等的方式，每21～24個(gè)樣品取樣合并成一個(gè)文庫(kù)。最后將合并后的文庫(kù)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(cè)序，采用的高通量測(cè)序技術(shù)為Illumina Hiseq 2500。

測(cè)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(lèi)單元（OTUs），獲得樣品中細(xì)菌和古菌從門(mén)到屬的分類(lèi)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(jì)分析

文中數(shù)據(jù)用Excel 2013進(jìn)行基礎(chǔ)計(jì)算，用Origin 9.0制圖，以指標(biāo)濃度梯級(jí)變化量占原始濃度的百分比來(lái)計(jì)算各工藝階段對(duì)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(lái)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(guò)程中，pH值波動(dòng)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(shì)（表1）。通過(guò)計(jì)算每個(gè)階段對(duì)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(guò)填料吸附和植物吸收，后者是通過(guò)添加化學(xué)試劑實(shí)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(shuō)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(guò)填料截留和微生物降解來(lái)實(shí)現(xiàn)。NH4+-N和TN的去除率相對(duì)要低，各節(jié)點(diǎn)對(duì)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(duì)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(duì)NH4+-N和TN的去除能力有限，這與生豬養(yǎng)殖廢水具有相對(duì)較低的碳氮比有關(guān)。相比之下，人工濕地對(duì)NH4+-N和TN的去除貢獻(xiàn)最大，主要是因?yàn)榇怪绷魅斯竦鼐哂休^強(qiáng)的硝化能力?？赡苁怯捎谘趸氐钠貧饬坎蛔?，其對(duì)NH4+-N的轉(zhuǎn)化未達(dá)到較好的效果。氧化池的廢水經(jīng)過(guò)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(guò)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(guò)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(cè)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(duì)較低（表2），廢水處理過(guò)程中抗生素濃度整體呈現(xiàn)出下降趨勢(shì)。通過(guò)計(jì)算每個(gè)階段對(duì)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(duì)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(duì)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(duì)比流化床，人工濕地對(duì)三種抗生素皆有較高的去除能力，而流化床對(duì)SM2的去除率很低。

表2 生豬養(yǎng)殖廢水處理過(guò)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(jì)

圖2展示了生豬養(yǎng)殖廢水處理過(guò)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(jì)結(jié)果偶爾會(huì)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(gè)水處理階段對(duì)代表性細(xì)菌去除的貢獻(xiàn)。

我國(guó)從個(gè)人稅收遞延型商業(yè)養(yǎng)老保險(xiǎn)開(kāi)始試點(diǎn)，探索建立我國(guó)個(gè)人養(yǎng)老金體系。試點(diǎn)區(qū)域?yàn)樯虾Ｊ?、福建?含廈門(mén)市)和蘇州工業(yè)園區(qū)，為期一年。我國(guó)個(gè)人養(yǎng)老金計(jì)劃堅(jiān)持賬戶(hù)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(gè)人商業(yè)養(yǎng)老賬戶(hù)投資范圍。

以大腸埃希氏菌和糞鏈球菌為主的紅色菌落來(lái)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(gè)數(shù)量級(jí)）。無(wú)論是無(wú)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(guò)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(mén)氏菌和宋內(nèi)氏志賀氏菌為主的無(wú)色菌落來(lái)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(gè)數(shù)量級(jí)。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(duì)無(wú)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(wú)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(wú)色菌落平板計(jì)數(shù)的結(jié)果，對(duì)總可培養(yǎng)陰性細(xì)菌進(jìn)行統(tǒng)計(jì)?？梢钥闯?，OTC的陰性耐藥細(xì)菌與無(wú)抗條件下的陰性細(xì)菌數(shù)量很接近，說(shuō)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(gè)數(shù)量級(jí)，說(shuō)明僅有10%的可培養(yǎng)陰性菌具有CIP耐藥性。厭氧消化對(duì)OTC的陰性耐藥細(xì)菌的去除貢獻(xiàn)大于60%，對(duì)SM2的陰性耐藥細(xì)菌的去除貢獻(xiàn)大于80%，對(duì)CIP陰性耐藥細(xì)菌的去除貢獻(xiàn)大于90%。而氧化池對(duì)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(jì)算，人工濕地對(duì)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(duì)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(jì)數(shù)結(jié)果顯示，在無(wú)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(shuō)明CIP的總可培養(yǎng)耐藥細(xì)菌是以革蘭氏陽(yáng)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(jì)算，人工濕地對(duì)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(duì)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(guò)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(mén)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(mén)（Bacteroides）的占比在逐漸上升，而厚壁菌門(mén)（Firmicutes）的占比在逐步下降。在流化床階段，變型菌門(mén)（Proteobacteria）的占比大幅上升，厚壁菌門(mén)的占比小幅上升，而擬桿菌門(mén)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(mén)和厚壁菌門(mén)占比都下降，而變型菌門(mén)和古菌Parvarchaeota明顯增加。這些結(jié)果說(shuō)明隨著處理層級(jí)的增加，微生物群落變化越來(lái)越大，尤其是到了流化床和人工濕地階段。

在門(mén)水平上，我們繼續(xù)對(duì)生豬廢水處理過(guò)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(mén)類(lèi)在各個(gè)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(mén)類(lèi)中，擬桿菌門(mén)、疣微菌門(mén)（Verrucomicrobia）和螺旋體門(mén)（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(mén)（Cyanobacteria）、浮霉菌門(mén)（Planctomycetes）、Parvarchaeota、黏膠球形菌門(mén)（Lentisphaerae）主要分布在人工濕地樣品中；變型菌門(mén)更多分布于流化床樣品中；此外，厚壁菌門(mén)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(gè)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(kù)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(duì)各個(gè)環(huán)節(jié)廢水中病原菌的占比進(jìn)行統(tǒng)計(jì)，分析生豬廢水處理過(guò)程中病原細(xì)菌的變化趨勢(shì)（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(dòng)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(dòng)細(xì)菌屬都經(jīng)歷逐漸的下降過(guò)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(guò)85%，而且病原菌各分類(lèi)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(dòng)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(jì)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(duì)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(shí)現(xiàn)有機(jī)質(zhì)能源化的目的?？梢?jiàn)厭氧消化池確實(shí)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(duì)TP具有最好的去除效果，但其主要通過(guò)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(duì)TP的回收去除接近50%，該技術(shù)是通過(guò)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(guò)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(guò)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(duì)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?yàn)槠貧獠蛔?，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(jí)氧化或者NH4+-N吹脫工藝[18-19]，但是必然會(huì)增加運(yùn)行成本。從實(shí)驗(yàn)結(jié)果分析來(lái)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(bào)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(guò)程[22]。在廢水處理過(guò)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(jì)，不同介質(zhì)中四環(huán)素類(lèi)、磺胺類(lèi)和喹諾酮類(lèi)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(lèi)和喹諾酮類(lèi)抗生素具有較強(qiáng)的介質(zhì)吸附能力。厭氧消化對(duì)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(duì)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(guò)植物吸收和微生物降解實(shí)現(xiàn)抗生素的礦化，而磷酸銨鎂富集的抗生素對(duì)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(guò)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(guò)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(duì)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。基于人工濕地優(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(duì)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(duì)耐藥基因的去除能力主要體現(xiàn)在對(duì)耐藥細(xì)菌的消除和控制上[29]。根據(jù)檢測(cè)結(jié)果可以看出厭氧消化對(duì)耐藥細(xì)菌的去除貢獻(xiàn)最大（圖2），這一方面是因?yàn)閰捬跸菑U水處理的首個(gè)環(huán)節(jié)，更主要的是厭氧過(guò)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(wú)法適應(yīng)，在競(jìng)爭(zhēng)中逐步消退。此外，不管使用哪種培養(yǎng)基，流化床對(duì)以奇異變形桿菌、鼠傷寒沙門(mén)氏菌和宋內(nèi)氏志賀氏菌為主的無(wú)色菌落沒(méi)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(jì)。而且流化床對(duì)無(wú)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(duì)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(huì)被人工濕地土壤和填料攔截，微生物量通常會(huì)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(lèi)型的改變[32]。廢水處理過(guò)程微生物群落的改變對(duì)于理解這個(gè)過(guò)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(gè)工藝環(huán)節(jié)獨(dú)特的微環(huán)境是分不開(kāi)的。最后，廢水處理各個(gè)環(huán)節(jié)病原菌數(shù)量占比統(tǒng)計(jì)結(jié)果也顯示出潛流人工濕地在減少?gòu)U水病原菌方面的巨大優(yōu)勢(shì)（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(duì)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(shí)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(shì)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。