亞鐵強(qiáng)化人工濕地去除磺胺類抗生素抗性基因

袁 濤，程 森，林子博，王 瑞，劉向群，路 平

（1.中國礦業(yè)大學(xué)力學(xué)與土木工程學(xué)院，江蘇 徐州 221000；2.江蘇建筑職業(yè)技術(shù)學(xué)院建筑裝飾學(xué)院，江蘇 徐州 221000；3.江蘇建筑節(jié)能與建造技術(shù)協(xié)同創(chuàng)新中心，江蘇 徐州 221000；4.中國礦業(yè)大學(xué)環(huán)境與測(cè)繪學(xué)院，江蘇 徐州 221116；5.中國礦業(yè)大學(xué)附屬醫(yī)院，江蘇 徐州 221799）

0 引 言

磺胺類抗生素是水產(chǎn)養(yǎng)殖行業(yè)常用的抗生素，可治療由微生物引起的疾病?；前奉惪股仉y以被生物完全吸收，多數(shù)會(huì)通過糞尿被排出體外[1,2]，這使得其在各類天然水體中檢出頻率較高[3,4]。殘留的抗生素會(huì)誘導(dǎo)微生物產(chǎn)生耐藥性，加劇環(huán)境中抗生素抗性基因（Antibiotic resistance genes，ARGs）的污染[5,6]。ARGs 污染問題已經(jīng)引起全球范圍的高度重視[7,8]，特別是在水產(chǎn)養(yǎng)殖行業(yè)中抗生素濫用的現(xiàn)象嚴(yán)重，如果允許未經(jīng)處理或處理不當(dāng)?shù)酿B(yǎng)殖廢水排入環(huán)境，將對(duì)人體健康構(gòu)成威脅。

全球多地開展了水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)域ARGs 的污染調(diào)查，研究表明：水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)各類ARGs豐度顯著高于非養(yǎng)殖區(qū)，其中磺胺類ARGs 的檢出率和相對(duì)豐度均較高[9,10]，例如芬蘭波羅海區(qū)域養(yǎng)殖場(chǎng)[11]、智利淡水鱒魚養(yǎng)殖區(qū)[12]、日本海水養(yǎng)殖區(qū)[13]、越南淡水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)[14]、我國海南、廣東、天津、杭州、煙臺(tái)、太湖等地[15-17]。

傳統(tǒng)的污水處理技術(shù)對(duì)ARGs 的去除并不完全，出水中仍殘留大量ARGs[18,19]，亟需開展養(yǎng)殖廢水中ARGs的去除技術(shù)研究。但是相關(guān)研究十分有限。2013年曾報(bào)道了人工濕地去除ARGs 的可能性[20]，后又有研究發(fā)現(xiàn)水平潛流濕地對(duì)ARGs 的去除效率高于垂直潛流濕地，特別是對(duì)磺胺類ARGs[21,22]。

Fe2+可提高人工濕地的去除效率，例如：硫酸亞鐵可以提高垂直潛流濕地對(duì)硝酸鹽的去除率[23]。在硫酸亞鐵對(duì)人工濕地處理水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水的影響研究中發(fā)現(xiàn)，當(dāng)亞鐵離子添加量為20 mg/L 時(shí)，總氮（TN）、總磷（TP）、化學(xué)需氧量（COD）去除率達(dá)95%±1.9%、77%±1.2%、62%±2%[24]。同樣，在污泥硝化過程中添加氯化亞鐵可提高33.3%的ARGs 去除效果[25]。不過也有研究表明，F(xiàn)e2+雖然促進(jìn)了污水污泥中胞內(nèi)ARGs 的去除，但也會(huì)增加污水污泥中胞外ARGs 的豐度[26]。由此可見，F(xiàn)e2+對(duì)ARGs 的去除作用尚不明確，人工濕地中Fe2+對(duì)ARGs 的去除效果也尚不清楚。

因此，本研究針對(duì)水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水中ARGs 污染問題，采集了漁業(yè)養(yǎng)殖廢水作為處理原水，構(gòu)建了以沸石為主要填料的水平潛流人工濕地，以磺胺類抗生素的抗性c 基因sul1 和sul2及16S rRNA 為研究對(duì)象，通過熒光定量PCR 測(cè)定基因豐度，探討Fe2+對(duì)sul1，sul2 和16S rRNA 的去除作用和機(jī)制，以期為水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水處理提供科學(xué)參考。

1 實(shí)驗(yàn)材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

在實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行水平潛流人工濕地實(shí)驗(yàn)?zāi)M，構(gòu)建四個(gè)濕地（長(zhǎng)60 cm、寬40 cm、高40 cm）。裝置中部為濕地主填料區(qū)，長(zhǎng)50 cm，兩端分別為進(jìn)水區(qū)和出水區(qū)，長(zhǎng)為5 cm。人工濕地中部填充粒徑為4～8 mm 的沸石，填充高度為30 cm，有效容積約30 L。在人工濕地裝置前后端的進(jìn)水區(qū)與出水區(qū)，填入粒徑為10～20 mm 的礫石，填充高度為30 cm。進(jìn)水區(qū)，出水區(qū)與中部填料區(qū)間設(shè)有隔板。為了促進(jìn)布水均勻，在進(jìn)水區(qū)上部與出水區(qū)底部的隔板上設(shè)有一排直徑5 mm 小孔。出水口設(shè)置在出水區(qū)上部。

1.2 實(shí)驗(yàn)運(yùn)行與樣品采集

實(shí)驗(yàn)運(yùn)行進(jìn)水采用徐州市北郊采煤塌陷地漁業(yè)復(fù)墾塌陷地中的魚塘原水，原水樣品采集于2020年秋季。4種人工濕地進(jìn)水中四水合氯化亞鐵添加量分別為0 mg/L（CW1）、20 mg/L（CW2）、40 mg/L（CW3）、80 mg/L（CW4）。人工濕地的進(jìn)水水質(zhì)情況如表1所示。一次配制60L 進(jìn)水樣貯存于塑料桶中，為確保進(jìn)水水質(zhì)不變，每隔5 d 重新配制進(jìn)水。采用連續(xù)進(jìn)水方式，設(shè)置水力停留時(shí)間為3 d，流量約為10 L/d（BT601L 型蠕動(dòng)泵），以濕地形成穩(wěn)定的出水時(shí)開始計(jì)時(shí)，分別采集5、10、20、30 d的進(jìn)水和出水水樣，每組實(shí)驗(yàn)運(yùn)行30 d。

表1 人工濕地進(jìn)水水質(zhì)Tab.1 Contents of conventional pollutants in the influent

1.3 樣品測(cè)試

對(duì)進(jìn)水和出水水樣中常規(guī)污染物（pH、COD、TN、氨氮NH4-N、TP、總鐵）和基因（sul1、sul2 和16S rRNA）進(jìn)行檢測(cè)，并進(jìn)行微生物多樣性測(cè)試。

（1）常規(guī)污染物測(cè)定。樣品pH 值采用PXSJ-216F 型pH計(jì)測(cè)定，COD和NH4-N采用5B-3B(V8)型多參數(shù)水質(zhì)測(cè)定儀測(cè)定，TP 采用鉬酸銨分光光度法測(cè)定，TN 采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法測(cè)定，總鐵采用鄰菲羅啉分光光度法測(cè)定。

（2）ARGs與16S rRNA基因豐度測(cè)定?；蚺c微生物多樣性檢測(cè)所用水樣經(jīng)0.22 μm 濾膜抽濾（SHZ-D(Ⅲ)型真空抽濾泵）后，濾膜置于滅菌離心管中，于-80 ℃下超低溫冷凍貯藏，送至上海美吉生物科技有限公司進(jìn)行測(cè)序。利用FastDNA? Spin Kit for Soil (MP Biomedicals,CA,USA)試劑盒提取樣品基因組DNA。采用1%瓊脂凝膠電泳（dyy-6c型雙穩(wěn)定時(shí)電泳儀）檢測(cè)DNA 樣品的質(zhì)量和完整性。磺胺類ARGs（sul1 和sul2）和16S rRNA 采用熒光定量PCR（ABI7300 型，Applied Biosystems，美國）測(cè)定其絕對(duì)豐度，基因測(cè)序引物如表2所示。

表2 基因測(cè)序引物Tab.2 Gene sequencing primers

（3）微生物多樣性測(cè)定。為探究氯化亞鐵添加量對(duì)濕地進(jìn)水和出水微生物群落結(jié)構(gòu)的影響及ARGs去除機(jī)制，選取實(shí)驗(yàn)運(yùn)行5 d 的初始進(jìn)水作為濕地進(jìn)水樣品（CW1、CW2、CW3、CW4 進(jìn)水微生物多樣性測(cè)試樣品分別命名為A1、B1、C1、D1），運(yùn)行30 d 的最終出水作為濕地出水樣品（CW1、CW2、CW3、CW4 出水微生物多樣性測(cè)試樣品分別命名為A2、B2、C2、D2），共8 個(gè)樣品進(jìn)行微生物多樣性檢測(cè)。PCR擴(kuò)增引物采用V3-V4 區(qū)通用引物（338F/806R），引物序列分別為338F （ACTCCTACGGGAGGCAGCAG） 和 806R（GGACTACHVGGGTWTCTAAT）。

每個(gè)樣本進(jìn)行3 次重復(fù)，取混合后的PCR 產(chǎn)物，用2%瓊脂糖凝膠電泳檢測(cè)，使用AxyPrepDNA 凝膠回收試劑盒切膠回收PCR 產(chǎn)物，用Tris_HCl 洗脫，并用2%瓊脂糖電泳檢測(cè)。將PCR 產(chǎn)物用QuantiFluor?-ST 藍(lán)色熒光定量系統(tǒng)進(jìn)行檢測(cè)定量，使用Illumina MiSep 平臺(tái)進(jìn)行測(cè)序。提取非重復(fù)序列，降低分析中間過程冗余計(jì)算量，去除沒有重復(fù)的單序列。按照97%相似性對(duì)非重復(fù)序列（不含單序列）進(jìn)行OTU 聚類，去除嵌合體，獲得OTU 代表序列。將優(yōu)化序列map至OTU 代表序列，選出與OTU 代表序列相似性在97%以上的序列，生成OTU 表格。用RDP classifier 貝葉斯算法對(duì)97%相似水平的OTU 代表序列進(jìn)行分類學(xué)分析，統(tǒng)計(jì)各樣本的群落物種組成。

2 實(shí)驗(yàn)結(jié)果

2.1 基因去除效果

測(cè)算出CW1、CW2、CW3 和CW4 在不同運(yùn)行時(shí)間中出水sul1、sul2與16S rRNA與實(shí)驗(yàn)進(jìn)水中相應(yīng)值的差值，再除以實(shí)驗(yàn)進(jìn)水中的相應(yīng)值，即可得到該人工濕地對(duì)基因的去除率。實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，向原水中添加氯化亞鐵，能夠提高ARGs的去除效率。如圖1所示，實(shí)驗(yàn)運(yùn)行5 d時(shí)，4種濕地實(shí)驗(yàn)對(duì)sul1的去除率較低。CW1 對(duì)sul1 的去除率僅有5.99%，添加亞鐵后，CW2、CW3 和CW4 對(duì)sul1 的去除率分別達(dá)到24.94%、48.49%、69.99%。運(yùn)行10 d后，4種實(shí)驗(yàn)條件下sul1的去除率出現(xiàn)較為明顯的增加，CW2，CW3 和CW4 對(duì)sul1 的去除率分別由CW1 的78.66%提升至85.77%、92.78%和94.53%。其后的20 d和30 d，sul1的去除效率變化不大，趨于穩(wěn)定。在整個(gè)運(yùn)行期間內(nèi)，CW1，CW2，CW3 和CW4 對(duì)sul1 的平均去除率分別為60.62%、76.07%、82.79%和88.57%，sul1 的去除率隨著氯化亞鐵添加量的增加而提高。然而sul2 和16S rRNA 去除率并非隨著濃度提高而提高。對(duì)于sul2，當(dāng)氯化亞鐵添加量為0 mg/L 或20 mg/L 時(shí)，最佳去除率出現(xiàn)在運(yùn)行20 d 時(shí)，分別為95.79%和98.25%；當(dāng)氯化亞鐵添加量為40 mg/L 或80 mg/L時(shí)，最佳去除率出現(xiàn)在運(yùn)行30 d 時(shí)，分別為95.31% 和96.94%。對(duì)于16S rRNA，當(dāng)氯化亞鐵添加量為0 mg/L 或20 mg/L 時(shí)，最佳去除率出現(xiàn)在運(yùn)行20 d 時(shí)，分別為92.41%和95.74%；當(dāng)氯化亞鐵添加量為40 mg/L 或80 mg/L 時(shí)，最佳去除率出現(xiàn)在運(yùn)行30 d時(shí)，分別為95.88%和95.53%。

圖1 基因去除率隨時(shí)間變化情況Fig.1 Changes of genes removal rate over time

添加氯化亞鐵，改變了進(jìn)水和出水中基因的絕對(duì)豐度。如圖2所示，進(jìn)水中sul1 的絕對(duì)豐度高于sul2，添加亞鐵后，進(jìn)水中sul1 和sul2 的絕對(duì)豐度都有升高。但相比sul1 和sul2，16S rRNA 的絕對(duì)豐度變化情況有所不同。CW3 和CW4 進(jìn)水中16S rRNA 的絕對(duì)豐度有所降低。出水的變化情況表明：CW2、CW3 和CW4 中sul1 的出水絕對(duì)豐度均低于CW1，尤其是CW3和CW4，出水中sul1 的絕對(duì)豐度比CW1 降低了50%以上。然而，CW2、CW3 和CW4 出水中sul2 的絕對(duì)豐度均高于CW1，表明添加亞鐵后，實(shí)驗(yàn)出水中sul2 絕對(duì)豐度升高，但隨著氯化亞鐵添加量的增加，出水sul2 絕對(duì)豐度逐漸降低，這與出水中16S rRNA 絕對(duì)豐度的變化趨勢(shì)相似。因此，綜合考慮添加氯化亞鐵，對(duì)人工濕地對(duì)基因的去除效率和絕對(duì)豐度變化，當(dāng)氯化亞鐵添加量為80 mg/L 時(shí)，人工濕地實(shí)驗(yàn)槽對(duì)sul1 和sul2的去除效果最優(yōu)。

圖2 實(shí)驗(yàn)進(jìn)水和出水中基因絕對(duì)豐度變化情況Fig.2 Changes in the absolute abundance of genes in the influent and effluent

為避免測(cè)試誤差，對(duì)濕地進(jìn)水和出水ARGs 的相對(duì)豐度進(jìn)行了比較（ARGs的相對(duì)豐度為sul1或sul2與16S rRNA 的絕對(duì)豐度的比值）。研究發(fā)現(xiàn)，sul1 和sul2 相對(duì)豐度的變化趨勢(shì)與其絕對(duì)豐度基本一致。如圖3所示，CW2、CW3 和CW4 出水中sul1 的相對(duì)豐度均低于CW1；而sul2 在濕地進(jìn)水和出水中的相對(duì)豐度隨著亞鐵添加量的增加而增加。

圖3 實(shí)驗(yàn)進(jìn)水和出水中基因相對(duì)豐度變化情況Fig.3 Changes in the relative abundance of genes in the influent and effluent

2.2 水質(zhì)變化特征

添加氯化亞鐵加強(qiáng)了人工濕地對(duì)常規(guī)污染物的去除效果。實(shí)驗(yàn)出水水質(zhì)如表3所示，與最初的原水進(jìn)行比較，各類污染物指標(biāo)均達(dá)到排放要求，CW1 和CW2 出水TP 滿足二級(jí)排放要求，CW3 和CW4 出水TP 滿足一級(jí)排放要求，CW2、CW3 和CW4 出水TN 滿足一級(jí)排放要求。出水pH 值升高，COD、TP、TN 和NH4-N 的質(zhì)量濃度降低。

表3 實(shí)驗(yàn)出水水質(zhì)Tab.3 Concentration of conventional pollutants in the effluent

CW1、CW2、CW3 和CW4 出水pH 值無顯著差異（P＞0.05）。實(shí)驗(yàn)運(yùn)行期間TP、COD、TN 和NH4-N 的去除率如圖4所示。未添加亞鐵的濕地實(shí)驗(yàn)中，COD、TP、TN 和NH4-N 的平均去除率分別為42.92%、54.19%、59.01%和63.75%。添加不同劑量的亞鐵后，人工濕地對(duì)COD 的去除效果有小幅度提升，CW2、CW3 和CW4 對(duì)COD 的平均去除率分別為46.73%、50.78%和49.48%。人工濕地對(duì)TP、TN 和NH4-N 的去除率有明顯提高。CW2、CW3 和CW4 對(duì)進(jìn)水TP、TN 和NH4-N 的去除率明顯提高至70.93%、75.71%和76.83%。且隨著亞鐵添加量的增加，TP 的去除率逐漸增加。CW2、CW3 和CW4 對(duì)TN的平均去除率分別提高至78.03%、75.69%和76.42%，CW2對(duì)TN的去除率最高。CW2、CW3和CW4對(duì)NH4-N的平均去除率分別提高至64.85%、69.44%和70.14%。然而，運(yùn)行至20d后，CW4 對(duì)NH4-N 的去除率降低，CW3 對(duì)NH4-N 去除率最高，說明較高的氯化亞鐵投加量降低了NH4-N 的去除效果。CW1 對(duì)NH4-N 的去除率高于TN，而CW2、CW3 和CW4 對(duì)TN 的去除率高于NH4-N，說明亞鐵對(duì)TN 的去除效果提升更明顯。綜上，CW2、CW3 和CW4 對(duì)原水TP、TN 和NH4-N 的去除效果提升明顯。氯化亞鐵添加量為40 mg/L 和80 mg/L 時(shí)，TP、COD 和NH4-N 的去除率相近且較高；氯化亞鐵添加量為20 mg/L時(shí)，TN的去除率略高。

圖4 常規(guī)污染物去除率隨時(shí)間變化情況Fig.4 Changes in the removal rate of conventional pollutants over time

實(shí)驗(yàn)出水中總鐵的質(zhì)量濃度如圖5所示。在運(yùn)行期間內(nèi)，出水總鐵的質(zhì)量濃度均小于1 mg/L。CW1、CW2 和CW3 出水總鐵的質(zhì)量濃度逐漸降低，而CW4 出水總鐵的質(zhì)量濃度先降低后逐漸升高。綜合考慮污染物去除效果和出水總鐵的質(zhì)量濃度，氯化亞鐵添加量為40 mg/L 時(shí)，對(duì)常規(guī)污染物去除效果較好。

圖5 實(shí)驗(yàn)出水總鐵含量Fig.5 Total iron concentration in the effluent

2.3 微生物群落結(jié)構(gòu)變化特征

實(shí)驗(yàn)進(jìn)水和出水微生物多樣性指數(shù)如表4所示。在進(jìn)水中，由Shannon 指數(shù)和Simpson 指數(shù)可知，添加氯化亞鐵后增加了進(jìn)水中微生物多樣性，而隨著氯化亞鐵添加量的增加，進(jìn)水微生物多樣性降低。Ace指數(shù)和Chao 1指數(shù)逐漸增加，表明細(xì)菌豐富度隨著氯化亞鐵添加量的增加而增加。在出水中，添加氯化亞鐵同樣增加了出水的微生物多樣性。而添加少量氯化亞鐵增加了出水的細(xì)菌豐富度，加大氯化亞鐵添加量，出水的細(xì)菌豐富度降低。

表4 進(jìn)水和出水微生物多樣性指數(shù)表Tab.4 Microbial diversity index of influent and effluent

如圖6所示，實(shí)驗(yàn)進(jìn)水中放線菌門（Actinobacteria）最為優(yōu)勢(shì)，在CW1、CW2、CW3 和CW4 中分別占比25.37%、38.82%、38.83% 和34.21%，其次較為優(yōu)勢(shì)的有變形菌門（Proteobacteria）、異性擬桿菌門（Bacteroidota）、Patescibacteria 和藍(lán)細(xì)菌門（Cyanobacteria）等。添加氯化亞鐵后，放線菌門（Actinobacteria）、變形菌門（Proteobacteria）、藍(lán)細(xì)菌門（Cyanobacteria）、Planctomycetota 和疣微菌門（Verrucomicrobiota）等相對(duì)豐度增加，Patescibacteria、厚壁菌門（Firmicutes）和脫硫細(xì)菌門（Desulfobacterota）等相對(duì)豐度減小。在細(xì)菌屬水平上，Norank_O_Saccharimonadales 在CW1進(jìn)水中相對(duì)豐度最高，占比21.48%。而CW2、CW3和CW4中HgcI_clade 相對(duì)豐度最高，分別占比12.80%、8.40% 和12.19%。其次，相對(duì)豐度較高的有CL500-29_marine_group、Norank_F_67-14、分枝桿菌屬（Mycobacterium）等。添加氯化亞鐵后，進(jìn)水中Norank_O_Saccharimonadales 相對(duì)豐度大幅降低，而HgcI_clade相對(duì)豐度增加。

圖6 實(shí)驗(yàn)進(jìn)水細(xì)菌組成Fig.6 Bacteria composition of influent

如圖7所示，實(shí)驗(yàn)出水中變形菌門（Proteobacteria）最為優(yōu)勢(shì)，隨著氯化亞鐵添加量的增加，變形菌門（Proteobacteria）占比逐漸增加。其次較為優(yōu)勢(shì)的有放線菌門（Actinobacteria）、異性擬桿菌門（Bacteroidota）、Patescibacteria 和藍(lán)細(xì)菌門（Cyanobacteria）等。在屬水平上，分枝桿菌屬（Mycobacterium）、Methylotenera、Norank_F_67-14、嗜甲基菌屬（Methylophilus） 和 Norank_O_Vampirovibrionales等相對(duì)豐度較高。由此可見，添加氯化亞鐵改變了進(jìn)出水中微生物群落的結(jié)構(gòu)，降低了實(shí)驗(yàn)出水中分枝桿菌屬（Mycobacterium）的相對(duì)豐度。CW1、CW2、CW3 和CW4 出水中分枝桿菌屬（Mycobacterium） 的占比分別為19.04%、10.86%、13.12%和4.80%。Methylotenera 和嗜甲基菌屬（Methylophilus）相對(duì)豐度隨著氯化亞鐵添加量的增加呈現(xiàn)升高的趨勢(shì)。

圖7 實(shí)驗(yàn)出水細(xì)菌組成Fig.7 Bacteria composition of effluent

3 分析與討論

分別將進(jìn)水和出水sul1、sul2 絕對(duì)豐度與pH、總鐵、COD、TP、TN 和NH4-N 的質(zhì)量濃度進(jìn)行冗余分析（RDA），結(jié)果如圖8所示。進(jìn)水和出水中sul1 和sul2 均與常規(guī)污染物相關(guān)性較低，而與16S rRNA 相關(guān)性較高。進(jìn)水16S rRNA 對(duì)sul1和sul2 的解釋度為49.3%，具有顯著影響（P＜0.05）；出水16S rRNA 對(duì)sul1 和sul2 的解釋度為59.1%，影響顯著。此外，出水總鐵的質(zhì)量濃度對(duì)sul1 和sul2 的解釋度為33.9%，也具有一定影響。先前研究同樣表明sul1、sul2 與16S rRNA 顯著正相關(guān)[27,28]。ARGs 與COD、TP 和TN 等污染物間的相關(guān)性較弱，這說明Fe2+在去除ARGs 中發(fā)揮了不同于常規(guī)污染物的作用，需要從微生物水平進(jìn)一步探究其去除機(jī)制。

圖8 進(jìn)水和出水ARGs絕對(duì)豐度RDA分析Fig.8 RDA analysis of absolute abundance of ARGs in influent and effluent

3.1 亞鐵促進(jìn)了基因轉(zhuǎn)移作用

ARGs 在環(huán)境中可進(jìn)行水平轉(zhuǎn)移和垂直轉(zhuǎn)移。垂直基因轉(zhuǎn)移是在親代和子代間的轉(zhuǎn)移。嗜甲基菌屬（Methylophilus）為多重耐藥細(xì)菌[29]，軍團(tuán)菌屬（Legionella） 是ARGs 潛在宿主[30]。添加氯化亞鐵后，出水中嗜甲基菌屬（Methylophilus）和軍團(tuán)菌屬（Legionella）的相對(duì)豐度增加，可通過垂直轉(zhuǎn)移增加ARGs 的豐度。水平轉(zhuǎn)移是ARGs 在環(huán)境中傳播的重要途徑。質(zhì)粒作為重要的可移動(dòng)遺傳元件，在沒有過量誘導(dǎo)劑的條件下也可以高效轉(zhuǎn)移到新宿主中[31]，這一機(jī)制對(duì)磺胺類ARGs（sul1 和sul2）的傳播具有重要作用[32]。整合子與ARGs間存在正相關(guān)，對(duì)ARGs 的傳播同樣具有重要作用[33]。人工濕地對(duì)兩種磺胺類ARGs（sul1 和sul2）的去除效果存在差異，或是由于基因本身特質(zhì)的不同[34]?；騭ul1 通常與1 類整合子中其他ARGs 相關(guān)聯(lián)，而sul2 通常位于小的非結(jié)合質(zhì)粒上或大型可傳播的多重抗性質(zhì)粒[35,36]。添加氯化亞鐵后，水體pH 值降低，對(duì)ARGs 的水平轉(zhuǎn)移具有促進(jìn)作用[37]。鐵的絮凝作用使微生物細(xì)胞間接觸更緊密，并增加胞外ARGs與微生物細(xì)胞的接觸，從而促進(jìn)ARGs 的水平轉(zhuǎn)移[38]，進(jìn)而增加進(jìn)水ARGs 的相對(duì)豐度。

3.2 亞鐵促進(jìn)了基質(zhì)過濾作用

基質(zhì)吸附和微生物去除是人工濕地去除ARGs 的主要機(jī)制，而基質(zhì)吸附對(duì)ARGs 的去除作用較小，ARGs 與微生物關(guān)系密切，濕地對(duì)ARGs的去除主要依靠基質(zhì)對(duì)微生物的過濾作用[39,40]。在運(yùn)行初期，sul1、sul2 和16S rRNA 的去除率較低，或是因?yàn)檫\(yùn)行初期人工濕地對(duì)微生物的過濾效果較低，隨著運(yùn)行時(shí)間的增加，水體中的懸浮物和微生物等減小了基質(zhì)間的間隙，從而提升了去除效果。水平潛流濕地對(duì)攜帶sul1 的細(xì)菌具有較好的去除效果[41]，分枝桿菌屬（Mycobacterium）是ARGs 的潛在宿主[30]。添加氯化亞鐵后，分枝桿菌屬（Mycobacterium）在出水中的相對(duì)豐度降低，且添加量較多時(shí)出水微生物豐富度降低，說明添加氯化亞鐵增加了濕地對(duì)sul1宿主細(xì)菌的過濾效果或抑制其生長(zhǎng)繁殖，使得出水sul1 絕對(duì)豐度隨添加量增加而降低，并使出水sul1 的相對(duì)豐度低于進(jìn)水。ARGs 可分為胞內(nèi)ARGs 和胞外ARGs，胞外ARGs 豐度較高[42]，可吸附于土壤或沉積物顆粒上，以延長(zhǎng)在環(huán)境中的持久性[43]。添加氯化亞鐵后，增加了水體中懸浮物和膠體的質(zhì)量濃度，懸浮物和膠體顆粒吸附胞外ARGs使其無法穿過濾膜，進(jìn)而增加了進(jìn)水中sul2 的相對(duì)豐度和絕對(duì)豐度。經(jīng)人工濕地處理后，大部分懸浮物被過濾，增加了ARGs的去除率。

4 結(jié) 論

研究了氯化亞鐵強(qiáng)化人工濕地去除sul1和sul2的效率和機(jī)制，實(shí)驗(yàn)條件下主要得到以下結(jié)論，亞鐵離子促進(jìn)抗性基因去除機(jī)制是多方面綜合作用的結(jié)果，還需開展更多的研究。

（1）添加氯化亞鐵，增加了人工濕地實(shí)驗(yàn)槽對(duì)常規(guī)污染物和sul1的去除效果，但增加了出水中sul2的絕對(duì)豐度和相對(duì)豐度。

（2）氯化亞鐵的絮凝作用增加了人工濕地實(shí)驗(yàn)槽對(duì)ARGs的過濾效果，微生物群落結(jié)構(gòu)變化或促進(jìn)基因轉(zhuǎn)移，增加處理體系中ARGs的豐度。

（3）亞鐵促進(jìn)基因轉(zhuǎn)移和基質(zhì)過濾作用是提升人工濕地去除sul1和sul2的潛在機(jī)制。