污泥調(diào)理對氨基糖苷類耐藥菌的削減作用研究

陳 宇,姜 爽,孟曉青,王電站,鄭冠宇,周立祥 (南京農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院,江蘇 南京 210095)

抗生素的不合理使用甚至濫用導(dǎo)致耐藥菌(ARB)和耐藥基因(ARGs)在全球范圍內(nèi)的廣泛傳播,嚴(yán)重威脅人類健康和生態(tài)安全.城市污水處理廠是ARB 和ARGs 重要的儲(chǔ)存庫和傳播地[1-2]:一方面,殘留于污水中的抗生素可以誘導(dǎo)ARB 的產(chǎn)生和富集;另一方面,ARGs 可通過基因水平轉(zhuǎn)移在微生物間進(jìn)一步擴(kuò)散傳播,甚至使部分微生物獲得多重抗性.傳統(tǒng)的生化處理過程將城市污水中大量的ARB和ARGs 轉(zhuǎn)移匯集到城市污泥中,而污泥的處理處置過程可能會(huì)導(dǎo)致抗生素抗性在環(huán)境中的進(jìn)一步擴(kuò)散和傳播[3].

作為污泥處理處置過程中的重要步驟,污泥機(jī)械脫水不僅可減少污泥體積,而且有利于脫水污泥的填埋、焚燒、堆肥等后續(xù)處理[4].然而,剩余活性污泥的膠體特性導(dǎo)致其直接機(jī)械脫水非常困難,因此在機(jī)械脫水前必需對污泥進(jìn)行調(diào)理從而改善其脫水性能[5-6].已有研究表明,污泥調(diào)理不但能夠有效改善脫水性能,而且部分調(diào)理方式能夠有效削減污泥中的ARGs.如生物瀝浸調(diào)理和Fe[III]/CaO調(diào)理可以有效削減污泥中的大部分種類的ARGs[7],且其效率遠(yuǎn)高于污泥厭氧消化處理[8-9].另外,也有研究發(fā)現(xiàn)污泥調(diào)理對污泥中的病原微生物也有一定的殺滅作用[10-11].Qi 等[12]研究發(fā)現(xiàn)脫水消化污泥37℃放置24h 后其中的糞大腸菌群數(shù)量有所增長,因?yàn)閂BNC(存活但不可培養(yǎng))狀態(tài)的微生物在污泥儲(chǔ)存過程中恢復(fù)生長活性.然而,盡管ARB 的耐藥性正是ARGs 危害性的一種體現(xiàn)[13],但對于污泥調(diào)理處理如何影響污泥中的ARB 仍缺乏進(jìn)一步的研究.同時(shí),在實(shí)際工程應(yīng)用中,污泥脫水后往往會(huì)放置一段時(shí)間后才進(jìn)行后續(xù)的處理處置,關(guān)注污泥儲(chǔ)存放置過程中ARB 含量的變化也可更好評估其環(huán)境風(fēng)險(xiǎn).

氨基糖苷類抗生素主要通過抑制蛋白質(zhì)合成作用于革蘭氏陰性菌,其化學(xué)性質(zhì)穩(wěn)定、抗菌譜廣,在人類和畜禽疾病治療中應(yīng)用廣泛[14].有研究報(bào)道,氨基糖苷類ARGs 是污泥中含量較高的ARGs 種類[8-9].Zheng 等[7]發(fā)現(xiàn)剩余污泥中氨基糖苷類ARGs的絕對豐度達(dá)到ARGs 總絕對豐度的75%,說明其是污泥中豐度最高的ARGs 種類.本研究分別采用聚丙烯酰胺(PAM)調(diào)理、Fe[III]/CaO 調(diào)理、化學(xué)酸化調(diào)理以及生物瀝浸調(diào)理四種方式處理剩余活性污泥,采用異養(yǎng)菌培養(yǎng)法比較了以上4 種污泥調(diào)理方法對脫水泥餅和脫水濾液中鏈霉素、慶大霉素、卡那霉素3 種典型氨基糖苷類ARB 的削減效果,結(jié)合調(diào)理污泥中微生物細(xì)胞裂解和污泥微生物胞外聚合物(EPS)變化情況探究污泥調(diào)理削減脫水泥餅和脫水濾液中ARB 的主要原因,并進(jìn)一步研究脫水泥餅自然放置過程中氨基糖苷類ARB 數(shù)量變化從而闡明其環(huán)境風(fēng)險(xiǎn).

1 材料與方法

1.1 污泥樣品

剩余活性污泥取自江蘇省無錫市太湖新城污水處理廠污泥濃縮池,污泥基本理化性質(zhì)如表1 所示.供試污泥裝于無菌塑料瓶中,冷藏運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室后置于4℃冰箱中,并在取樣24h 內(nèi)對污泥進(jìn)行調(diào)理.

1.2 污泥調(diào)理

分別采用PAM 調(diào)理法、Fe[III]/CaO 調(diào)理法、化學(xué)酸化調(diào)理法、生物瀝浸調(diào)理法來處理污泥.PAM調(diào)理主要利用有機(jī)絮凝劑聚丙烯酰胺中和污泥顆粒所帶的負(fù)電荷,減小污泥顆粒和水分子之間的親和力,降低污泥顆粒間的排斥力并促使污泥絮凝,改善污泥脫水性能[15];Fe[III]/CaO 調(diào)理主要是通過氯化鐵電離作用生成的帶電離子與污泥中的膠粒發(fā)生電中和,破壞膠體體系的穩(wěn)定性并促進(jìn)污泥顆粒團(tuán)聚下沉從而提高脫水速率,同時(shí)氧化鈣能夠作為骨架構(gòu)建物改善污泥的機(jī)械強(qiáng)度和滲透性能[16];化學(xué)酸化調(diào)理可以改變污泥表面性質(zhì),并分解有機(jī)質(zhì)、破壞微生物細(xì)胞,釋放細(xì)胞間隙水和胞內(nèi)水從而改善污泥脫水性能;生物瀝浸調(diào)理法是利用嗜酸性硫桿菌的生物氧化和生物酸化作用實(shí)現(xiàn)污泥中微生物胞溶及微生物胞外聚合物降解,從而大幅改善污泥的脫水性能[7].具體調(diào)理步驟如下.

PAM 調(diào)理:制備濃度為2000mg/L 的PAM 儲(chǔ)備液,放置24h 待其基團(tuán)充分伸展[16].取250mL 污泥置于500mL 三角瓶中,使用磁力攪拌器在270r/min 轉(zhuǎn)速下振蕩的同時(shí)向其中以2.3mg/g DS(dry solids,污泥干重)的劑量加入12.08mL 的PAM 儲(chǔ)備液,在270r/min 轉(zhuǎn)速下振蕩1min,然后在30r/min 的轉(zhuǎn)速下繼續(xù)振蕩9min,完成處理[15].

Fe[III]/CaO 調(diào)理:取250mL 污泥置于500mL 三角瓶中,以0.3g CaO/g DS 的劑量向其中加入3.16g CaO,將三角瓶置于28℃恒溫?fù)u床中以180r/min 轉(zhuǎn)速振蕩30min.隨后以0.08g Fe[III]/g DS 的劑量向污泥中加入1.39g FeCl3·6H2O,繼續(xù)在28℃及180r/min轉(zhuǎn)速的恒溫?fù)u床中振蕩30min,完成處理[16].

生物瀝浸調(diào)理:取225mL 污泥置于500mL 三角瓶中, 并向其中接種 25mL Acidithiobacillus ferrooxidans LX5 菌液,以10g/L 的劑量添加2.5g FeSO4·7H2O[17-19].隨后將三角瓶置于28℃恒溫?fù)u床中以180r/min 的轉(zhuǎn)速培養(yǎng)約40h,直到污泥的pH 值約為2.5,此時(shí)處理完成.

化學(xué)酸化調(diào)理:取250mL 污泥置于500mL 三角瓶中,向其中加入9.20mol/L 的H2SO4將污泥pH值調(diào)節(jié)至 2.5 左右,并在 28℃恒溫?fù)u床中以180r/min 的轉(zhuǎn)速振蕩30min.由于污泥有較強(qiáng)的緩沖性,所以需要反復(fù)操作添加H2SO4多次直到污泥pH 值穩(wěn)定[5].

調(diào)理后污泥的基本性質(zhì)理化性質(zhì)如表1 所示,采用流式細(xì)胞儀測定調(diào)理污泥中微生物細(xì)胞裂解情況,提取調(diào)理污泥中EPS 并分別測定黏液層胞外聚合物(Slime-EPS)、松散結(jié)合的胞外聚合物(LBEPS)及緊密結(jié)合的胞外聚合物(TB-EPS)含量.然后,使用實(shí)驗(yàn)室過濾壓縮裝置對調(diào)理后的污泥樣品進(jìn)行機(jī)械脫水處理[5].該過濾壓縮脫水裝置由一個(gè)過濾壓縮元件和一個(gè)配備穩(wěn)壓減壓閥的空壓機(jī)組成,其中過濾壓縮元件是高為162mm、內(nèi)徑為50mm內(nèi)置活塞的不銹鋼圓柱體,底部是孔徑為1mm 的不銹鋼板.空壓機(jī)向元件內(nèi)部提供穩(wěn)定壓力(0.5MPa)的氣體,氣體推動(dòng)活塞擠壓污泥完成脫水.分別收集脫水泥餅和脫水濾液,測定脫水泥餅和脫水濾液中鏈霉素、慶大霉素、卡那霉素3 種典型氨基糖苷類耐藥菌的含量,并檢測污泥脫水濾液中的懸浮固體含量.

對原始污泥以及各調(diào)理污泥進(jìn)行脫水處理后,使用培養(yǎng)皿收集泥餅,置于28℃恒溫培養(yǎng)箱中.在第0(脫水后當(dāng)日)、4、8、12、16 和20d 進(jìn)行取樣.每份泥餅樣品中,取3 塊不同位置的泥餅進(jìn)行混合,以減小誤差.將所取各樣品分別與9mL 0.85%無菌NaCl 溶液混合,充分渦旋混勻后進(jìn)行梯度稀釋[20].隨后使用異養(yǎng)菌平板計(jì)數(shù)法來測定其中氨基糖苷類ARB 的數(shù)量,以考察脫水泥餅自然放置過程中氨基糖苷類ARB 數(shù)量的變化.

表1 原始污泥和調(diào)理污泥基本理化性質(zhì)Table 1 Primary physicochemical properties of raw sludge and conditioned sludge

1.3 測定方法

1.3.1 脫水泥餅和脫水濾液中氨基糖苷類ARB 含量的測定 采用異養(yǎng)菌平板計(jì)數(shù)法測定不同調(diào)理方式處理后的脫水泥餅以及脫水濾液中氨基糖苷類ARB 的數(shù)量[20].對于脫水污泥,將1g 脫水泥餅與9mL 0.85%無菌NaCl 溶液混合,充分渦旋混勻后進(jìn)行梯度稀釋;對于污泥濾液,先將100mL 污泥濾液過0.22μm 無菌濾膜,然后將濾膜置于50mL 無菌磷酸鹽緩沖液中并渦旋混勻后進(jìn)行梯度稀釋[3].選擇合適的稀釋梯度涂布于高壓滅菌后的R2A 培養(yǎng)基平板(solaribio, China)上,培養(yǎng)基中加入100mg/L 的放線菌酮(solaribio, China),且分別加入如下抗生素:100mg/L 鏈霉素(solaribio, China),用以統(tǒng)計(jì)鏈霉素ARB 的數(shù)量;20mg/L 慶大霉素(solaribio, China),用以統(tǒng)計(jì)慶大霉素ARB 的數(shù)量;100mg/L 卡那霉素(solaribio, China),用以統(tǒng)計(jì)卡那霉素ARB 的數(shù)量.同時(shí)設(shè)置只添加100mg/L的放線菌酮以抑制真菌生長的對照平板,用來測定樣品中總異養(yǎng)細(xì)菌含量.所有平板置于30℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)5d,隨后統(tǒng)計(jì)形成的菌落數(shù).

1.3.2 調(diào)理污泥中微生物細(xì)胞裂解情況測定 對調(diào)理污泥樣品進(jìn)行熒光染色,然后利用流式細(xì)胞儀(FCM)分析污泥中微生物細(xì)胞的細(xì)胞膜破壞情況[21].采用無菌水將調(diào)理后污泥稀釋至含固率約為0.005%,取0.5mL 稀釋后樣品,使用細(xì)胞凋亡試劑盒Annexin V-FITC Apoptosis Detection Kit (Sigma Aldrich, USA)對其進(jìn)行染色.分別使用10μL PI 染料以及5μL V-FITC 染料對污泥微生物細(xì)胞染色.染色后的樣品于室溫下靜置避光培養(yǎng)15min,然后使用流式細(xì)胞儀BD Biosciences AccuriC6flow cytometer(Becton Dickinson Immunocytometry Systems, San Jose, Calif.)進(jìn)行分析,488nm激光由50mW藍(lán)色固態(tài)激光器發(fā)出.設(shè)置濾光片,于520nm 處檢測綠色熒光(FL1),于630nm 處檢測紅色熒光(FL3).所有分析在細(xì)胞染色后的1h 之內(nèi)完成,測定過程中對每個(gè)樣品采集的細(xì)胞數(shù)約為10000 個(gè)[22].

1.3.3 調(diào)理污泥中污泥EPS 的提取與測定 分別提取調(diào)理污泥的Slime-EPS、LB-EPS 以及TB-EPS三層EPS[23].將各調(diào)理后的污泥在2500g 的條件下離心15min,收集上清液獲得Slime-EPS;用pH 值為7.0 的緩沖液將沉積物重懸至原體積,然后在5000g的條件下離心15min,收集上清液獲得LB-EPS;沉積物重新懸浮后,在恒溫水浴鍋中 60℃水浴加熱30min,最后在15000g 的條件下離心5min 獲得TB-EPS.使用0.45μm 過濾顆粒物后,獲得的上述EPS 溶液用TOC 分析儀進(jìn)行測定[24].

1.4 數(shù)據(jù)分析

采用SPSS 24.0 軟件進(jìn)行顯著性檢驗(yàn)和相關(guān)性分析.

2 結(jié)果與討論

2.1 污泥調(diào)理方式對脫水泥餅和脫水濾液中氨基糖苷類ARB 含量的影響

本實(shí)驗(yàn)選用的4 種調(diào)理方式處理均能改善污泥脫水性能.化學(xué)酸化調(diào)理雖使污泥比阻升至18.61×1012m/kg,但將脫水泥餅含水率降至65.59%.而生物瀝浸調(diào)理、PAM 調(diào)理和Fe[III]/CaO 調(diào)理污泥后,污泥比阻分別降為 0.15×1012m/kg、0.39×1012m/kg 和0.11×1012m/kg,而脫水泥餅含水率則分別降至65.60%、81.42%和69.00%.城市污水處理廠通常會(huì)將污泥機(jī)械脫水產(chǎn)生的脫水泥餅經(jīng)堆肥、焚燒或填埋等方式進(jìn)行處置,而將脫水濾液與污水處理廠進(jìn)水進(jìn)行混合后處理,因此有必要研究不同污泥調(diào)理方式對脫水泥餅和脫水濾液中ARB 含量的影響.如圖1 所示,化學(xué)酸化調(diào)理、生物瀝浸調(diào)理和Fe[III]/CaO 調(diào)理使脫水泥餅中總細(xì)菌的含量降低了0.71～0.82 個(gè)數(shù)量級,也不同程度削減了脫水泥餅中的慶大霉素、鏈霉素以及卡那霉素三類ARB 的含量.其中,Fe[III]/CaO 調(diào)理對脫水泥餅中氨基糖苷類ARB 削減作用最大,分別將鏈霉素、慶大霉素、卡那霉素ARB 的數(shù)量降低1.30、1.72 以及2.10 個(gè)數(shù)量級;生物瀝浸調(diào)理將3 種氨基糖苷類ARB 降低了0.77 至1.54 個(gè)數(shù)量級;化學(xué)酸化則將3 種ARB 降低了0.83 至1.65 個(gè)數(shù)量級.然而,原始污泥經(jīng)PAM 調(diào)理前后,脫水泥餅中總細(xì)菌含量和3 種氨基糖苷類ARB 的含量均無明顯變化(P＜0.05),說明PAM 調(diào)理未能有效削減脫水泥餅中總細(xì)菌和3 種氨基糖苷類ARB.在污泥脫水濾液中,生物瀝浸調(diào)理和Fe[III]/CaO 調(diào)理使得慶大霉素、鏈霉素以及卡那霉素三類ARB 均未能檢出,同時(shí)分別使總細(xì)菌含量降低了3.76 和1.74 個(gè)數(shù)量級.然而,化學(xué)酸化調(diào)理和PAM 調(diào)理分別使脫水濾液中總細(xì)菌數(shù)量上升了0.61 和0.31 個(gè)數(shù)量級,化學(xué)酸化調(diào)理不僅未能有效削減脫水濾液中的3 種ARB 反而使其含量上升了0.26 至0.39 個(gè)數(shù)量級,而PAM 調(diào)理僅能將慶大霉素ARB 削減0.16 個(gè)數(shù)量級,對另兩種ARB 無明顯的削減作用.采用異養(yǎng)菌平板計(jì)數(shù)法測定不同調(diào)理方式處理后的脫水泥餅及脫水濾液中氨基糖苷類ARB的數(shù)量,選用的R2A 瓊脂培養(yǎng)基是一種低營養(yǎng)培養(yǎng)基.事實(shí)上,污泥中可培養(yǎng)的細(xì)菌數(shù)量是相當(dāng)有限的,大部分細(xì)菌處于存活但不可培養(yǎng)狀態(tài),且有部分細(xì)菌雖然攜帶ARGs 卻不表達(dá)相應(yīng)的抗性.因此,實(shí)際污泥中的氨基糖苷類ARB 可能遠(yuǎn)大于本實(shí)驗(yàn)統(tǒng)計(jì)的數(shù)量.

Tong 等[25]的研究表明,微波預(yù)處理結(jié)合厭氧消化可以將污泥中氨芐青霉素ARB 的含量削減0.56個(gè)數(shù)量級,程度遠(yuǎn)低于1 個(gè)數(shù)量級.而在本實(shí)驗(yàn)中,Fe[III]/CaO調(diào)理即可將脫水泥餅中3種氨基糖苷類ARB 削減1 個(gè)數(shù)量級以上,甚至可以將卡那霉素ARB 削減2.10 個(gè)數(shù)量級.綜上所述,Fe[III]/CaO 調(diào)理以及生物瀝浸調(diào)理可以大幅度削減脫水泥餅中氨基糖苷類ARB 的含量,并同時(shí)完全去除脫水濾液中的氨基糖苷類ARB;PAM 調(diào)理未能有效去除脫水泥餅以及脫水濾液中的氨基糖苷類ARB;化學(xué)酸化調(diào)理雖然也可有效削減脫水泥餅中氨基糖苷類ARB的含量,但會(huì)導(dǎo)致脫水濾液中的氨基糖苷類ARB 數(shù)量的上升.在以往的研究中,我們發(fā)現(xiàn)不同調(diào)理方法削減污泥ARGs 的效果也有所差異[7]:PAM 調(diào)理不能去除污泥中的ARGs,化學(xué)酸化調(diào)理可以有效削減污泥中大部分ARGs 的絕對豐度,但增加其相對豐度,而生物瀝浸調(diào)理和Fe[III]/CaO 調(diào)理能夠降低大多數(shù)ARGs 的相對豐度和絕對豐度.上述結(jié)果表明,生物瀝浸調(diào)理和Fe[III]/CaO 調(diào)理可能是污水處理廠削減脫水泥餅和脫水濾液中ARB 的有效手段.

圖1 不同調(diào)理方法處理后脫水泥餅和脫水濾液中鏈霉素ARB、慶大霉素ARB、卡那霉素ARB 及總細(xì)菌的對數(shù)濃度Fig.1 Logarithm concentration of streptomycin resistant bacteria, gentamicin resistant bacteria, kanamycin resistant bacteria and total heterotrophic bacteria in dewatered sludge cake and dewatering sludge filtrate after sludge conditioning treatments

2.2 污泥調(diào)理影響脫水泥餅和脫水濾液中氨基糖苷類ARB 的機(jī)制探究

為探究不同調(diào)理方式削減脫水泥餅和脫水濾液中ARB 效果差異的原因,利用流式細(xì)胞儀對調(diào)理前后污泥中微生物細(xì)胞裂解情況進(jìn)行分析.如圖2所示,在原始污泥中,完整的細(xì)胞和膜損傷細(xì)胞分別占比90.6%和9.18%.在化學(xué)酸化調(diào)理、生物瀝浸調(diào)理以及Fe[III]/CaO 調(diào)理后的污泥中,膜損傷細(xì)胞的比例上升至61.4%、58.6%以及55.0%,但PAM 調(diào)理僅僅將污泥中膜損傷細(xì)胞比例升高至12.0%.因此,化學(xué)酸化調(diào)理、生物瀝浸調(diào)理以及Fe[III]/CaO 調(diào)理能夠高效破壞污泥中微生物細(xì)胞的細(xì)胞膜,從而導(dǎo)致污泥中微生物細(xì)胞裂解,而PAM 調(diào)理對于污泥中微生物細(xì)胞的破壞用作極其有限.Zhou 等[26]的研究表明化學(xué)酸化調(diào)理和生物瀝浸調(diào)理會(huì)嚴(yán)重破壞污泥中微生物的細(xì)胞膜釋放出胞內(nèi)物質(zhì),進(jìn)而改變污泥固相和液相中的有機(jī)質(zhì)含量.作者先前的研究也發(fā)現(xiàn)污泥調(diào)理會(huì)嚴(yán)重破壞微生物細(xì)胞膜引起細(xì)胞裂解,從而有效削減污泥中ARGs 的豐度[7].

圖2 不同調(diào)理污泥中完整細(xì)胞和破損細(xì)胞的數(shù)量Fig.2 Counts of intact cells and damaged cells in sludge treated by different conditioning approaches

對脫水泥餅及脫水濾液中氨基糖苷類ARB 的數(shù)量和調(diào)理污泥中微生物細(xì)胞裂解程度進(jìn)行相關(guān)性分析(表2).結(jié)果表明,脫水泥餅中3 種氨基糖苷類ARB 的含量與污泥中完整細(xì)胞數(shù)量呈顯著正相關(guān)(P＜0.01),而與膜損傷細(xì)胞數(shù)量呈顯著負(fù)相關(guān)(P＜0.01).也即,調(diào)理污泥中被破壞的微生物細(xì)胞越多,氨基糖苷類ARB 的數(shù)量越少,而完整的微生物細(xì)胞越多,氨基糖苷類ARB 的數(shù)量也越多.因此,污泥調(diào)理過程中微生物細(xì)胞的裂解導(dǎo)致脫水泥餅中ARB 的削減.但是,脫水濾液中氨基糖苷類ARB 的含量與調(diào)理污泥中完整細(xì)胞和膜損傷細(xì)胞數(shù)量并無顯著性關(guān)系(P＞0.05),表明脫水濾液中的ARB 的削減除受微生物細(xì)胞裂解影響外還可能受其他因素影響[24].

針對化學(xué)酸化調(diào)理導(dǎo)致污泥脫水濾液中氨基糖苷類ARB的數(shù)量增長的原因(圖1b),進(jìn)一步比較了不同調(diào)理污泥中污泥EPS 的含量及脫水濾液中懸浮固體的濃度.結(jié)果表明,化學(xué)酸化調(diào)理污泥中Slime-EPS含量和脫水濾液中懸浮固體的濃度最高(圖3、圖4).而化學(xué)酸化導(dǎo)致污泥釋放大量的Slime-EPS 和懸浮固體到污泥濾液中,這部分EPS 和懸浮固體可能裹挾ARB 從污泥固相轉(zhuǎn)移到污泥液相中[25],進(jìn)而導(dǎo)致脫水濾液中氨基糖苷類ARB 的增多.與化學(xué)酸化調(diào)理不同,生物瀝浸調(diào)理以及Fe[III]/CaO 調(diào)理在破壞微生物細(xì)胞的同時(shí),可有效絮凝懸浮固體,阻止污泥Slime-EPS 釋放[15],所以能夠?qū)崿F(xiàn)脫水泥餅及脫水濾液中氨基糖苷類ARB 的同步去除.

表2 脫水泥餅和脫水濾液中氨基糖苷類ARB 的數(shù)量與污泥微生物細(xì)胞破壞程度之間的皮爾遜相關(guān)性分析Table 2 Pearson’s correlation analysis between the concentration of aminoglycoside resistant bacteria in dewatered sludge cake or dewatering sludge filtrate and the membrane damage of sludge microbial cell

圖3 不同調(diào)理方法處理后污泥中Slime-EPS、LB-EPS 和TB-EPS 含量Fig.3 Contents of slime-EPS, LB-EPS and TB-EPS in sludge treated by different conditioning approaches

圖4 不同調(diào)理污泥脫水濾液中懸浮固體濃度Fig.4 Suspend solid content in dewatering sludge filtrate of various conditioned sludge samples

2.3 脫水污泥自然放置過程中氨基糖苷類ARB 含量的變化

如圖5 所示,經(jīng)不同調(diào)理方式處理獲得的脫水泥餅在污泥放置的0～4d,總細(xì)菌含量均有輕微的降低,其中未調(diào)理污泥(原始污泥)的脫水泥餅中總細(xì)菌數(shù)量僅降低了0.15 個(gè)數(shù)量級,而化學(xué)酸化調(diào)理獲得的脫水泥餅中總細(xì)菌數(shù)量也僅降低了0.57 個(gè)數(shù)量級.在脫水泥餅自然放置的4～8d,所有處理中的總細(xì)菌含量均明顯上升,尤其是Fe[III]/CaO 調(diào)理、生物瀝浸調(diào)理及化學(xué)酸化調(diào)理樣品中總細(xì)菌含量上升幅度較大(1.49～2.14 個(gè)數(shù)量級),而未調(diào)理污泥和PAM 調(diào)理污泥的脫水泥餅中總細(xì)菌含量上升了0.52～0.67 個(gè)數(shù)量級.隨著放置時(shí)間的延長,各脫水污泥樣品中的總細(xì)菌含量小幅波動(dòng).

圖5 脫水泥餅自然放置過程中鏈霉素ARB、慶大霉素ARB、卡那霉素ARB 及總細(xì)菌的對數(shù)濃度隨放置時(shí)間的變化Fig.5 Changes in logarithm concentrations of streptomycin resistant bacteria, gentamicin resistant bacteria, kanamycin resistant bacteria and total heterotrophic bacteria with the extension of incubation period during the natural storage of dewatered sludge cakes

未調(diào)理污泥(原始污泥)和PAM 調(diào)理的脫水泥餅在自然放置過程中3 種氨基糖苷類ARB 含量的變化幅度小于1.57 個(gè)數(shù)量級,且存在緩慢降低的趨勢.然而,Fe[III]/CaO 調(diào)理、生物瀝浸調(diào)理以及化學(xué)酸化調(diào)理獲得的脫水泥餅在自然放置培養(yǎng)的8～16d中,3 種ARB 的含量均明顯上升.化學(xué)酸化調(diào)理樣品中3 種ARB 含量的上升幅度最大,與培養(yǎng)前相比,鏈霉素、慶大霉素和卡那霉素ARB 分別增加了2.52、2.09 以及2.70 個(gè)數(shù)量級.生物瀝浸調(diào)理樣品中鏈霉素、慶大霉素和卡那霉素3 種ARB 含量上升幅度較小,但也分別達(dá)到0.72、1.20 以及1.10 個(gè)數(shù)量級.雖然16～20d 自然放置期內(nèi),Fe[III]/CaO 調(diào)理、生物瀝浸調(diào)理以及化學(xué)酸化調(diào)理的脫水泥餅中鏈霉素ARB 的數(shù)量有小幅的下降,但在20d 自然放置結(jié)束時(shí),其氨基糖苷類ARB 的含量均遠(yuǎn)高于原始污泥以及PAM 調(diào)理污泥.

許多學(xué)者對于細(xì)菌的VBNC 狀態(tài)進(jìn)行了研究[27-28],發(fā)現(xiàn)細(xì)菌在外界給予壓力的情況下(營養(yǎng)缺乏、溫度變化、紫外輻射、極端pH 等)會(huì)進(jìn)入VBNC狀態(tài).而當(dāng)外界壓力消失后,VBNC 狀態(tài)的細(xì)胞會(huì)逐漸復(fù)蘇[28-30].一方面,污泥在經(jīng)過調(diào)理后,脫水泥餅中的部分ARB 可能進(jìn)入VBNC 狀態(tài),雖然存活,但是不能通過平板培養(yǎng)的方法檢測.而在后續(xù)放置過程中,VBNC 狀態(tài)的ARB 在適宜的條件下復(fù)蘇,并隨著放置時(shí)間的延長大量繁殖生長.另一方面,脫水泥餅中殘余的部分氨基糖苷類ARGs 在自然放置過程中可能通過水平轉(zhuǎn)移的方式在污泥中傳播擴(kuò)散,使得原本不具備抗性的細(xì)菌獲得抗性.

綜上所述,PAM 調(diào)理后的脫水泥餅在放置過程中氨基糖苷類ARB 的變化與未調(diào)理污泥的脫水泥餅類似,均呈現(xiàn)緩慢下降的趨勢;而Fe[III]/CaO 調(diào)理、生物瀝浸調(diào)理以及化學(xué)酸化調(diào)理獲得的脫水泥餅中氨基糖苷類ARB 的含量在泥餅自然放置過程中大幅增加,且在放置20d 后3 種氨基糖苷類ARB的數(shù)量都遠(yuǎn)大原始污泥樣品;ARB 在脫水泥餅自然放置過程中的快速繁殖也更利于污泥中ARGs 在細(xì)胞間的傳播擴(kuò)散,從而給脫水泥餅的后續(xù)處理處置帶來一定的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn).因此,應(yīng)該盡量縮短城市污水處理廠中脫水泥餅自然放置的時(shí)間,應(yīng)在脫水泥餅的后續(xù)處理處置放置過程中密切關(guān)注ARB 含量的變化并采用適當(dāng)?shù)募夹g(shù)控制其環(huán)境風(fēng)險(xiǎn).

3 結(jié)論

3.1 Fe[III]/CaO 調(diào)理和生物瀝浸調(diào)理可有效削減脫水泥餅中氨基糖苷類ARB,并完全去除脫水濾液中的氨基糖苷類ARB;PAM 調(diào)理難以去除脫水泥餅和脫水濾液中的氨基糖苷類ARB;化學(xué)酸化調(diào)理雖可削減脫水泥餅中氨基糖苷類ARB,但導(dǎo)致脫水濾液中的氨基糖苷類ARB 的含量上升.

3.2 調(diào)理過程導(dǎo)致的污泥微生物細(xì)胞裂解是脫水泥餅中ARB 削減的主要原因,而化學(xué)酸化調(diào)理所導(dǎo)致的污泥Slime-EPS 的釋放和污泥濾液中懸浮固體的增加導(dǎo)致脫水濾液中氨基糖苷類ARB 數(shù)量上升.

3.3 采用Fe[III]/CaO 法、化學(xué)酸化法及生物瀝浸法處理后的脫水泥餅自然放置過程中氨基糖苷類ARB 的數(shù)量有反彈的趨勢,存在一定的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn).