污泥負(fù)荷對生物處理系統(tǒng)耐藥細(xì)菌的影響研究
——以活性污泥法中磺胺嘧啶抗性異養(yǎng)菌為例

袁青彬,郭美婷*,楊 健

(1.同濟(jì)大學(xué),污染控制與資源化研究國家重點(diǎn)實(shí)驗室,上海200092；2.同濟(jì)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,上海200092)

污泥負(fù)荷對生物處理系統(tǒng)耐藥細(xì)菌的影響研究
——以活性污泥法中磺胺嘧啶抗性異養(yǎng)菌為例

袁青彬1,2,郭美婷1,2*,楊 健1,2

(1.同濟(jì)大學(xué),污染控制與資源化研究國家重點(diǎn)實(shí)驗室,上海200092；2.同濟(jì)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,上海200092)

為了研究污水生物處理工藝中抗藥性細(xì)菌生長和分布特性及污泥負(fù)荷的影響,構(gòu)建了不同處理負(fù)荷的活性污泥工藝,并以磺胺嘧啶抗性異養(yǎng)菌為例,闡述了污泥負(fù)荷對活性污泥系統(tǒng)中典型抗藥細(xì)菌的生長及排放特性的影響.結(jié)果表明,污泥負(fù)荷增大有利于磺胺嘧啶抗性異養(yǎng)菌的生長繁殖,負(fù)荷提高后凈比生長速率和細(xì)菌產(chǎn)量分別由0.32d-1和2.3×106CFU/d提高至0.33d-1和3.1×106CFU/d,活性污泥、出水和剩余污泥中抗藥菌的濃度也均顯著提高(P <0.05),但對抗藥細(xì)菌的相對豐度無顯著改變.低污泥負(fù)荷下[0.24kg COD/(kg MLSS?d)]抗藥細(xì)菌主要通過剩余污泥形式排放,排放量比(泥中排放量/水中排放量)為28.4;負(fù)荷提高至0.4kg COD/(kg MLSS?d)后,出水抗藥細(xì)菌排放量顯著提高,排放量比為1.1.處理相同水量,高污泥負(fù)荷下排放的抗藥細(xì)菌總量明顯降低,提高污泥負(fù)荷有利于活性污泥系統(tǒng)抗藥性風(fēng)險的控制.

活性污泥法；污泥負(fù)荷；磺胺嘧啶抗性異養(yǎng)菌；生長；排放

隨著抗生素的過度使用,其對環(huán)境的影響和危害變得日益嚴(yán)峻,成為近些年研究的熱點(diǎn)之一.進(jìn)入環(huán)境中的抗生素可能誘導(dǎo)環(huán)境中抗藥細(xì)菌及其抗藥基因的產(chǎn)生[1],而抗藥基因也作為一種“新型污染物”被提出,并開始受到重視[2].

污水廠作為各種含抗生素廢水的匯集地,含有多種抗藥細(xì)菌.迄今為止,已在許多國家污水廠中檢測到多種抗生素的抗藥細(xì)菌,其中較為普遍的抗藥細(xì)菌是大腸桿菌和腸球菌[3-5],抗藥基因有抗四環(huán)素基因(tetR),抗磺胺類基因(sulR)以及抗青霉素基因(mecA)等[6-8].由于進(jìn)水水質(zhì)和工藝條件的不同,各污水廠出水中抗藥細(xì)菌和抗藥基因濃度存在較大差異,檢測到抗藥細(xì)菌最高可達(dá) 104CFU/mL,抗 藥 基 因 濃 度 可 達(dá)105copies/mL.Huang等[9]調(diào)查了我國北京地區(qū)某污水廠中抗藥細(xì)菌存在水平,指出污水廠二級出水中對青霉素、氨芐青霉素、頭孢金素和氯霉素等抗生素耐受細(xì)菌的濃度約在103～105CFU/mL,占總異氧菌群的50%以上.這表明,我國也面臨污水抗生素抗性污染的問題,但抗性污染特征尚缺乏基礎(chǔ)數(shù)據(jù),相關(guān)研究仍少見報道.

一些國家和地區(qū)針對污水處理工藝對抗藥細(xì)菌的去除效果已開展了初步的研究.奧地利某污水廠傳統(tǒng)活性污泥法對抗藥性大腸桿菌的去除率達(dá)1.5～2.5log[3];葡萄牙污水廠活性污泥法去除抗藥性腸球菌的能力在0.8～1.1log之間[4].不同國家及地區(qū)的污水廠對抗藥細(xì)菌去除效率不同,同一地區(qū)或同一工藝處理效果也不盡相同;但總體看來,處理水平在0.5～4.0log之間[10].除了研究污水處理工藝對抗藥細(xì)菌數(shù)量去除或減量效果,少數(shù)研究人員還關(guān)注了污水處理后抗藥細(xì)菌的抗藥性能.Da Costa等指出,污水處理使得耐環(huán)丙沙星的腸球菌的抗藥性較處理前增強(qiáng),使抗藥細(xì)菌的環(huán)境風(fēng)險進(jìn)一步加大[4].這意味著污水廠不僅影響抗藥細(xì)菌數(shù)量或濃度,其引起的細(xì)菌抗藥性能的改變同樣值得關(guān)注.

污水廠運(yùn)行條件,如處理工藝、水力停留時間、曝氣條件、水力負(fù)荷、污泥齡、回流比等,對細(xì)菌(包括耐藥細(xì)菌)的生長繁殖起到關(guān)鍵性的作用,因而可能對其中抗藥細(xì)菌的分布和去除特性產(chǎn)生影響.針對污水廠中的運(yùn)行條件等對抗藥細(xì)菌分布特性的影響已有部分初步的研究.Munir等[11]研究了密歇根5座污水處理廠中不同處理工藝對耐藥細(xì)菌和耐藥基因去除的影響,發(fā)現(xiàn) MBR工藝對四環(huán)素和磺胺嘧啶抗藥細(xì)菌的去除效果顯著優(yōu)于傳統(tǒng)活性污泥法,同樣,好氧消化和石灰穩(wěn)定等污泥處置的效果也顯著高于傳統(tǒng)的脫水和重力沉降等處置方法.Mezrioui和Baleux等[12]的調(diào)查表明好氧瀉湖對糞腸桿菌的去除率高于污水廠的活性污泥工藝,且瀉湖出水大腸桿菌耐藥率(35%)高于活性污泥工藝出水(23%).然而目前這方面的研究仍處于較初級的階段,對于污水廠中運(yùn)行條件對抗藥細(xì)菌分布和去除的影響探討地仍不夠深入和全面,有必要針對特定的運(yùn)行參數(shù)開展系統(tǒng)性的研究.

本研究以污泥負(fù)荷這一運(yùn)行參數(shù)為例,通過實(shí)驗室構(gòu)建活性污泥系統(tǒng),從抗藥細(xì)菌的分布、生長和排放特性等方面系統(tǒng)考察污水中較為常見的磺胺嘧啶抗性異養(yǎng)菌的影響.

1 材料與方法

1.1 污水水樣

污水水樣取自上海市 Q污水廠沉砂池出水段,用25L滅菌聚乙烯塑料桶盛裝后15min內(nèi)運(yùn)送至實(shí)驗室進(jìn)行實(shí)驗.

1.2 活性污泥系統(tǒng)

1.2.1 反應(yīng)器設(shè)計 主體裝置為2個相同的圓柱形有機(jī)玻璃反應(yīng)器(圖1),內(nèi)徑14cm,高度26cm,有效容積3.85L,采用磁力攪拌器攪拌,增氧泵曝氣.系統(tǒng)以SBR的方式運(yùn)行.

圖1 活性污泥系統(tǒng)示意Fig.1 Schematic diagram of the activated sludge system

1.2.2 反應(yīng)器啟動及運(yùn)行 反應(yīng)器的接種污泥取自上海Q污水廠回流污泥,將污泥接種于2個反應(yīng)器內(nèi),至反應(yīng)器體積的1/3左右,再加入Q污水廠沉砂池出水至頂端刻度線.保持?jǐn)嚢韬推貧獠⒚刻旄鼡Q一次進(jìn)水.定期監(jiān)測反應(yīng)器混合液污泥濃度(MLSS)和污泥沉降比(SV);當(dāng) MLSS>1000mg/L,SV在30 %左右后認(rèn)為污泥馴化完畢.將兩反應(yīng)器污泥混合液充分混合攪拌后均分至A、B兩個反應(yīng)器中.

運(yùn)行期間,兩反應(yīng)器的運(yùn)行周期均設(shè)置為8h,攪拌器轉(zhuǎn)速為100r/min,DO濃度保持在2～3mg/L,污泥齡均為8d,周期內(nèi)進(jìn)水、反應(yīng)、沉淀、排水4個反應(yīng)階段運(yùn)行時間兩反應(yīng)器保持一致且分別為2,448,25,5min,通過調(diào)節(jié)進(jìn)水水力負(fù)荷,使得2個反應(yīng)器的污泥負(fù)荷分別為0.24和0.4kg COD/(kg MLSS?d).按照上述反應(yīng)條件運(yùn)行5周,期間定期監(jiān)測出水COD、濁度等指標(biāo),確保反應(yīng)器處于穩(wěn)定運(yùn)行狀態(tài).

1.3 取樣及水質(zhì)分析

在反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行5周后開始取樣,取樣點(diǎn)包括進(jìn)水,2個反應(yīng)器活性污泥混合液、出水以及剩余污泥,取樣量均為50mL.立即監(jiān)測其污泥濃度(MLSS)、pH值、濁度、化學(xué)需氧量(COD)、氨氮(NH4+-N)、硝態(tài)氮(NO3--N)、總氮(TN) 總磷(TP)等指標(biāo),剩余水樣置于4℃保存以用于后續(xù)抗藥細(xì)菌的檢測.

pH值采用便攜式pH計(pH340i,WTW)測定;濁度采用便攜式濁度儀(2100P,HACH)測定;COD 采用COD快速測定儀(DR2800,HACH)測定;SS、NH4+-N、NO3--N、TN、TP和MLSS采用國標(biāo)中規(guī)定的方法進(jìn)行測定.

1.4 抗性異養(yǎng)菌檢測

采用細(xì)菌平板計數(shù)(標(biāo)準(zhǔn))的方法檢測磺胺嘧啶抗性異養(yǎng)細(xì)菌的數(shù)目.向滅菌冷卻后的營養(yǎng)培養(yǎng)基(牛肉膏3g/L,蛋白胨10g/L,NaCl5g/L,瓊脂15g/L,pH7.2 ±0.2)中加入一定量的抗生素試劑,使培養(yǎng)基中的磺胺嘧啶濃度達(dá)到512mg/L.培養(yǎng)基中磺胺嘧啶的濃度根據(jù) CLSI (2011版)[13]中規(guī)定的各種常見病原菌對磺胺嘧啶具有抗藥性的標(biāo)準(zhǔn)中最大值確定.分別取一系列濃度梯度稀釋后的水樣(或泥樣)1mL加至含有上述培養(yǎng)基的皮式培養(yǎng)皿中混合,待冷卻凝固后放入恒溫培養(yǎng)箱中37℃培養(yǎng)24h,統(tǒng)計菌落數(shù)在20～300CFU/mL的培養(yǎng)皿,確定磺胺嘧啶抗性異養(yǎng)細(xì)菌的數(shù)目.每個梯度濃度的樣品均設(shè)置3個平行樣本.此外,將1mL同樣梯度稀釋操作的上述水樣加入不含磺胺嘧啶的營養(yǎng)培養(yǎng)基中同時進(jìn)行培養(yǎng)計數(shù)操作,用來反映水樣中的異養(yǎng)菌總數(shù)目.

1.5 數(shù)據(jù)分析

1.5.1 磺胺嘧啶抗性異養(yǎng)菌比例 該比例由磺胺嘧啶抗性異養(yǎng)菌數(shù)除以相應(yīng)的總異養(yǎng)菌數(shù)得到.

1.5.2 磺胺嘧啶抗性異養(yǎng)菌凈比生長速率采用凈比生長速率來描述污泥負(fù)荷對磺胺嘧啶抗性異養(yǎng)菌生長的影響.凈比生長速率采用式(1)計算.

式中:μnet為磺胺嘧啶抗性異養(yǎng)菌凈比生長速率為磺胺嘧啶抗性異養(yǎng)菌濃度變化率,CFU/d;X為SBR混合液中磺胺嘧啶抗性異養(yǎng)菌濃度,CFU/mL;Xin為進(jìn)水中磺胺嘧啶抗性異養(yǎng)菌濃度,CFU/mL;Xe為出水中磺胺嘧啶抗性異養(yǎng)菌濃度,CFU/mL;Xw為剩余污泥中磺胺嘧啶抗性異養(yǎng)菌濃度,CFU/mL;Qin為日進(jìn)水量,L/d;Qw為日排泥量,L/d;Qe為日排水量,L/d;V為反應(yīng)器有效體積,L.

1.5.3 統(tǒng)計分析 統(tǒng)計分析測試采用SPSS19.0進(jìn)行.利用t-分布來檢驗數(shù)據(jù)之間的顯著性差異,檢驗過程在顯著性水平為0.05下進(jìn)行.

2 結(jié)果與討論

2.1 污泥負(fù)荷對活性污泥系統(tǒng)中磺胺嘧啶抗性異養(yǎng)菌濃度分布的影響

反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行期間主要水質(zhì)參數(shù)見表1.可以看出,盡管兩反應(yīng)器的污泥負(fù)荷不同,但它們在好氧條件下進(jìn)行的有機(jī)物降解、硝化反應(yīng)等都較為充分,說明兩反應(yīng)器運(yùn)行穩(wěn)定,且均處于較優(yōu)的狀態(tài)下運(yùn)行,且兩個系統(tǒng)對常規(guī)指標(biāo)的去除效果相近,并未因污泥負(fù)荷不同而有明顯差異.

不同污泥負(fù)荷的兩反應(yīng)器系統(tǒng)中各點(diǎn)位磺胺嘧啶抗性異養(yǎng)菌濃度和相對豐度(以所占百分比表示)見圖2.進(jìn)水中磺胺嘧啶抗性異養(yǎng)菌的濃度 為 (4250±250)CFU/mL,所 占 百 分 比 為17.6%±2.6%,由于磺胺類藥物價格低廉在水產(chǎn)和家禽養(yǎng)殖使用較廣泛[14],較高濃度的磺胺類抗生素在我國包括污水廠和其他水環(huán)境中也都有檢出[15],這可能導(dǎo)致微生物對磺胺類抗生素的較高抗藥率.

表1 活性污泥系統(tǒng)運(yùn)行過程中常規(guī)指標(biāo)Table1 Regular wastewater quality index in the activated sludge reactors

圖2 不同污泥負(fù)荷的活性污泥系統(tǒng)各點(diǎn)位耐磺胺異養(yǎng)菌濃度和百分比Fig.2 Concentration and percentage of sulfadiazineresistant bacteria in the activated sludge system with different sludge loading rates

在活性污泥混合液樣品中,低污泥負(fù)荷樣品抗藥細(xì)菌的豐度相比進(jìn)水無明顯改變,濃度為(5000±1000)CFU/mL,而污泥負(fù)荷為0.4的樣品濃度顯著提高(P<0.05),達(dá)到(40000±10000) CFU/mL,為低污泥負(fù)荷樣品的8倍.在其他運(yùn)行條件一致的情況下,污泥負(fù)荷有利于磺胺嘧啶抗性異養(yǎng)菌在活性污泥系統(tǒng)中的增殖.

污水經(jīng)處理后反應(yīng)器出水細(xì)菌濃度明顯降低(P<0.05),去除率分別達(dá)97.6%和97.0%,但活性污泥系統(tǒng)無法完全去除水中的抗藥細(xì)菌,出水中仍含有較高濃度的磺胺嘧啶抗藥異養(yǎng)菌,而且濃度隨著污泥負(fù)荷的升高而顯著升高.高污泥負(fù)荷下出水抗藥細(xì)菌的排放濃度是低污泥負(fù)荷的10倍.這表明常規(guī)工藝出水是環(huán)境中潛在的抗藥細(xì)菌儲存庫,后續(xù)進(jìn)一步降低抗藥細(xì)菌風(fēng)險的處理方法(如氯消毒、紫外消毒)仍十分必要.

剩余污泥樣品由于污泥的濃縮細(xì)菌的濃度大大提高,抗藥菌濃度也顯著高于其他點(diǎn)位,剩余污泥是污水處理系統(tǒng)中抗藥細(xì)菌排放的重要方式.對比不同負(fù)荷下抗藥細(xì)菌的濃度發(fā)現(xiàn),較高負(fù)荷系統(tǒng)中的抗藥細(xì)菌濃度(101667±7368) CFU/ mL仍高于低負(fù)荷(61667±12583)CFU/mL,但此時兩者的相對豐度相差不大(分別為18.7%和17.4%)且和進(jìn)水相比無顯著差距.

綜合分析污泥負(fù)荷對磺胺嘧啶抗藥細(xì)菌豐度的影響,發(fā)現(xiàn)負(fù)荷提高使抗藥菌在活性污泥、出水和剩余污泥中的濃度均提高.這種提高可能主要是由于負(fù)荷提高加快了污泥生長,使抗藥細(xì)菌在活性污泥系統(tǒng)中的濃度也相應(yīng)提高,但從抗藥細(xì)菌的相對豐度看,各點(diǎn)位磺胺嘧啶抗藥細(xì)菌百分比均不隨污泥負(fù)荷的提高而發(fā)生顯著改變(P >0.05),表明污泥負(fù)荷不會顯著改變活性污泥系統(tǒng)磺胺嘧啶抗藥細(xì)菌的抗藥特性.

2.2 污泥負(fù)荷對磺胺嘧啶抗性異養(yǎng)菌生長及排放的影響

采用凈比生長速率和細(xì)菌產(chǎn)量兩項指標(biāo)來反映系統(tǒng)中磺胺嘧啶抗性異養(yǎng)菌的生長狀況.從表2可以看出,高負(fù)荷下耐磺胺嘧啶異養(yǎng)菌的凈比生長速率略高于低污泥負(fù)荷,而產(chǎn)量顯著高于后者,表明污泥負(fù)荷的提高有利于磺胺嘧啶抗藥細(xì)菌的生長,這也導(dǎo)致高負(fù)荷下系統(tǒng)中包括混合液、出水和剩余污泥各點(diǎn)位的細(xì)菌濃度均高于低污泥負(fù)荷.相比之下兩反應(yīng)器中異養(yǎng)菌總數(shù)的比生長速率分別為0.35和0.38d-1,不同污泥負(fù)荷下異養(yǎng)菌總數(shù)的生長速率和產(chǎn)量均高于抗磺胺嘧啶異養(yǎng)菌,可能是因為抗性細(xì)菌只占總異養(yǎng)菌的一部分,因而產(chǎn)量低于后者,這也導(dǎo)致在混合液中抗性細(xì)菌的比例有所降低.

低污泥負(fù)荷下磺胺嘧啶抗藥菌的排放比高達(dá)28.4,說明在負(fù)荷較低的條件下絕大部分抗藥菌都是通過剩余污泥的方式排放,其在出水中的排放量只占極小的比例,負(fù)荷提高后,通過出水排放的抗藥細(xì)菌量顯著提高,已經(jīng)接近剩余污泥中的排放量(排放比1.1),成為抗藥細(xì)菌排放的主要方式之一,隨著負(fù)荷進(jìn)一步提高,排放比將進(jìn)一步降低,但進(jìn)一步增加負(fù)荷可能會影響生物處理工藝對常規(guī)污染物的去除效果,使出水水質(zhì)下降.

表2 不同污泥負(fù)荷下系統(tǒng)中磺胺嘧啶抗性異養(yǎng)菌生長及排放特性Table2 Propagation and distribution of sulfadiazineresistant bacteria in the activated sludge system with different sludge loading rates

高污泥負(fù)荷反應(yīng)器由于出水抗藥性細(xì)菌的排放量顯著增加,其排放總量也顯著升高,從5.9×106CFU/d變?yōu)?.8×107CFU/d,但由于此時水力負(fù)荷是低污泥負(fù)荷下的4倍,相同水力負(fù)荷下,高污泥負(fù)荷的抗性細(xì)菌排放量反而有顯著降低(P <0.05),從抗藥細(xì)菌風(fēng)險控制的角度來看,負(fù)荷提高更有利于抗藥細(xì)菌的控制.另外,高污泥負(fù)荷下排水將成為抗藥性細(xì)菌排放的重要形式,就我國目前對污水生物處理工藝出水和剩余污泥的后續(xù)處理來看,一般污水廠出水還都會經(jīng)過深度處理或消毒處理后排放,通常對包括抗藥細(xì)菌在內(nèi)的各類微生物有比較好的殺滅效果;而剩余污泥處理過程復(fù)雜,處理費(fèi)用較高,一般污水廠不會對其進(jìn)行十分完善的處理,經(jīng)過常規(guī)的濃縮、穩(wěn)定、脫水過程后,污泥的抗藥性風(fēng)險可能并未有較明顯降低,因而小污泥負(fù)荷處理污水不利于抗藥性風(fēng)險的控制.另一方面,發(fā)展低排泥量的處理工藝,如采用氧化溝或MBR工藝等,可能有助于控制抗藥性風(fēng)險.當(dāng)然,本研究僅以磺胺嘧啶抗性異養(yǎng)菌為例考察了其在活性污泥系統(tǒng)中的歸趨行為,其他常見抗性細(xì)菌在污水生物處理工藝的歸趨特性以及可能影響抗藥細(xì)菌分布的其他運(yùn)行條件,如曝氣條件,污泥齡,水力停留時間等需要在以后的研究中進(jìn)一步探討.

3 結(jié)論

3.1 污泥負(fù)荷增大[0.4kg COD/(kg MLSS?d)]使活性污泥系統(tǒng)中混合液、出水和剩余污泥中磺胺嘧啶抗藥異養(yǎng)菌的濃度顯著提高,分別是低污泥負(fù)荷[0.24kg COD/(kg MLSS?d)]下的8倍、10倍和1.7倍;但污泥負(fù)荷改變對抗藥細(xì)菌的相對豐度無顯著影響.

3.2 污泥負(fù)荷的提高有利于活性污泥系統(tǒng)中磺胺嘧啶抗藥細(xì)菌的生長,凈比生長速率和細(xì)菌產(chǎn)量分別由0.32d-1和2.3×106CFU/d提高至0.33d-1和3.1×106CFU/d.

3.3 較低污泥負(fù)荷下抗藥細(xì)菌主要通過剩余污泥形式排放,排放比(泥/水)為28.4;負(fù)荷提高后,通過出水排放抗藥細(xì)菌的比例顯著提高,排放比(泥/水)達(dá)1.1.

3.4 處理單位污水,2種污泥負(fù)荷反應(yīng)器磺胺嘧啶抗藥細(xì)菌排放量分別為3.3×106CFU/L和2.6×106CFU/L,提高污泥負(fù)荷有利于活性污泥系統(tǒng)抗藥性風(fēng)險的控制.

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[15] Hu J Y, Shi J C, Chang H, et al. Phenotyping and genotyping of antibiotic-resistant Escherichia coli isolated from a natural river basin [J]. Environmental Science and Technology,2008,42(9):3415–3420.

致謝：本實(shí)驗的現(xiàn)場采樣工作由上海Q污水廠樊工程師等協(xié)助完成,在此表示感謝.

《中國環(huán)境科學(xué)》獲評“2012中國最具國際影響力學(xué)術(shù)期刊”

2012年12月,《中國環(huán)境科學(xué)》被評為“2012中國最具國際影響力學(xué)術(shù)期刊”.

“中國最具國際影響力學(xué)術(shù)期刊”是中國科學(xué)文獻(xiàn)計量研究中心、清華大學(xué)圖書館依據(jù)《CAJ國際引證報告》,按2011年度中國學(xué)術(shù)期刊被SCI期刊、SSCI期刊引用的總被引頻次排序并經(jīng)40多位期刊界專家審議,遴選出的TOP5%期刊.獲評“中國最具國際影響力學(xué)術(shù)期刊”的科技類期刊共156種.統(tǒng)計分析結(jié)果表明,從定量分析的角度看,“中國最具國際影響力學(xué)術(shù)期刊”的國際影響力已經(jīng)達(dá)到國際中等以上水平,跨入了國際品牌學(xué)術(shù)期刊行列.

《中國環(huán)境科學(xué)》編輯部

Effect of sludge loading rate on the growth and distribution of sulfadiazine-resistant bacteria.

YUAN Qing-bin1,2, GUO Mei-ting1,2*, YANG Jian1,2
(1.State key Laboratory of Pollution Control and Resource Utilization Research, Shanghai200092, China；2. College of Environmental Science and Engineering, Tongji University, Shanghai 200092, China). China Environmental Science,2014,34(8)：1979～1984

In order to study the propagation and distribution of antibiotic-resistant bacteria (ARB) in the typical biological treatment process, an activated sludge system with different sludge loading rates was constructed. The effect of sludge loading rate on the growth and release of sulfadiazine-resistant bacteria in the system was then studied. The results indicated that a higher sludge loading rate promoted the growth of sulfadiazine-resistant bacteria. The net specific growth rate and the bacteria production increased from0.32d-1and2.3×106CFU/d to0.33d-1and3.1×106CFU/d, respectively. The concentration of sulfadiazine-resistant bacteria in activated sludge, effluent and biosolids all increased significantly (P <0.05) with increased sludge loading rate, while the antibiotic resistant characteristic changed slightly. The biosolids was the main released pattern for sulfadiazine-resistant bacteria in the low sludge loading rate [0.24kg COD/(kg MLSS?d)] system, and the released ratio (biosolid/effluent) was28.4. By comparison, much more bacteria were discharged through effluent in the higher sludge loading rate [0.4kg COD/(kg MLSS?d)] system, with the release ratio (biosolid/effluent) of1.1. The total discharging load decreased significantly in the system with higher sludge loading rate, which was benefical to the potential ARB risk control.

t：activated sludge system；sludge loading rate；sulfadiazine-resistant heterotrophic bacteria；growth；release

X172

：A

：1000-6923(2014)08-1979-06

袁青彬(1987-),男,山東臨沂人,博士研究生,研究方向為污水中耐藥細(xì)菌及耐藥基因的分布特性與歸趨.

2013-11-21

上海市自然科學(xué)基金(13ZR1443300);國家自然科學(xué)基金(51308399)

*責(zé)任作者, 講師, guomeiting@#edu.cn