2022, Vol. 54
2. 郑州大学 药学院 河南 郑州 450001
2. School of Pharmacy, Zhengzhou University, Zhengzhou 450001, China
根据2016年新修订《国家危险废物名录》的定义，危险废物为：1) 具有以下一种或者几种危险特性的，例如毒性、腐蚀性、易燃性、感染性或者反应性；2) 具有无法排除对人体健康或者环境安全可能造成有害影响的危险特性。大量堆积的危险废弃物如果不能妥善处理，一方面会占用土地资源，另一方面也会造成水体、大气和土壤的污染，并对人类身体健康产生极大影响[1]。涉重污泥和抗生素发酵菌渣因其中的重金属和抗生素对环境的危害而被列入“危废”行列，是亟待解决的环境问题。
涉重污泥的处理方法，主要是通过一些合适的措施和手段将污泥中的有害重金属元素去除或者最大限度降低其浓度。很多专业研究人员进行了大量的研究，主要使用化学、电化学、微生物、植物修复等方法用于污泥中重金属的去除[2-3]。相比其他方法，微生物方法能够更好地去除污泥中的重金属，避免污泥农用时对农作物、生态环境造成的伤害。生物沥浸法因其绿色环保、节能高效、成本低廉、实用性强、发展潜力大的优点备受青睐[4]。其中，优越的产酸能力及良好的耐酸性是生物沥浸法处理重金属菌种的必要条件。目前该方法中最常用的菌种包括以S0为底物的氧化硫硫杆菌(Thiobacillus thiooxidans)和以FeSO4为底物的氧化亚铁硫杆菌(Thiobacillus ferrooxidans)[5]。这两种硫杆菌可通过间接或直接作用去除污泥中的重金属，在氧化、还原、溶解或络合反应下使污泥中的难溶性重金属转变为可溶性重金属，随后利用固液分离方法去除液相中的可溶性重金属[6]；污泥中只有少数重金属元素的去除效率低于50%，Cu、Cd、Cr、Zn、Pb、Ni等重金属元素的去除率一般在60%~90%，另外一些重金属元素在适宜条件下的去除率超过90%[7-9]。污泥中的大多数重金属经生物沥浸法去除后，其剩余养分含量能够满足《城镇污水处理厂污泥处置农用泥质(CJ/T 309—2009)》要求，进一步保证涉重污泥农用过程中的有效性和安全性。
我国每年抗生素的产量约为24.8万吨，达70多种，约占全世界总产量的70%，生产1吨抗生素会产生约10吨新鲜菌渣，每年的抗生素菌体废渣产量约200万吨[10]。目前，抗生素菌渣的主要处理与资源化手段包括堆肥、厌氧消化、焚烧、肥料化、饲料化、填埋、能源化等。堆肥法是通过系统中产生的各种微生物来降解抗生素菌渣中残留的抗生素，使菌渣达到无害化、稳定化，堆肥成品可作为有机肥进行资源化利用，处理成本低廉，经济效益良好。研究表明，经过堆肥处理后，菌渣中的抗生素被降解，堆肥基本达到无植物毒性水平；可将其加工成有机肥，并施用于蔬菜和粮食等作物上，显著提高蔬菜和粮食的产量[11-12]。此外，厌氧消化技术则是将抗生素菌渣中的有机物质转化为沼气，沼气可用于燃烧供热，沼气残渣直接用于农肥，从而实现菌渣的资源化[13]。
本文综述了微生物技术在涉重污泥和抗生素菌渣处理方面的新技术、新发现，以及存在的不足和未来的研究方向。
1 微生物在含重金属“危废”处理方面的应用 1.1 重金属的危害重金属在环境中很难被降解，其危害主要指的是对环境污染和人体健康的损害。冶金、电镀等行业排放的重金属一旦进入大气和水体中，会造成大气和水体污染，而大多数重金属最终停留在河流底泥和土壤中，其中的重金属形态会随着环境条件的变化而发生转变，将面临着重新释放再次进入水环境，造成二次污染的潜在风险。此外，重金属具有突出的致畸、致癌、致突变作用，可通过大气、水体及食物链进入人体内部，与人体中的各种蛋白、酶发生反应使之失活；在人体某些器官中具有持续累积效应，一旦超过人体耐受限度，将会导致人体产生慢性或急性中毒症状，对人体造成重大损害。例如，重金属Cd和Hg污染导致骨痛病和水俣病。
1.2 涉重危废的处理方法涉重危废泛指含有有毒金属的危险废物，按来源分为材料源危废和工业源危废。前者包括失效催化剂、废旧电池、废弃太阳能发电板、电子废物、废弃印刷线路板等；后者包括焚烧飞灰、电镀废渣、冶炼废渣、酸洗废渣等。涉重危废数量巨大、种类繁多。最新发布的《国家危险废物名录》共包括46大类，其中涉重危废包括17大类。仅2016年我国工业危废产量就达到6 000万吨，其中涉重危废高于2 000万吨。
涉重危废通常含有高浓度的剧毒/有毒金属如Cr、Cd、Pb、As、Hg等，环境危害严重。涉重危废的不恰当处理是目前我国重金属污染土壤面积急剧增加的主要原因之一，而近期频频发生的不少涉As、Pb、Cd污染公害事件则直接源于涉重危废的非法倾倒。涉重危废常通过稳定化处理，以达到无害化的目的，其常规处理技术(如石灰固化法、水泥固化法)虽然很多，但局限性明显，尤其是pH的影响，在pH较低条件下重金属离子会发生再溶出现像，达不到长期稳定的目的。尽管添加水泥、石灰等药剂能够提高稳定性、降低浸出率，但是其固化体积和处理费用也随之增加。直接用无机酸或螯合剂去除沉积物中的重金属是普遍使用的方法，但是这些化学方法需要用到危险品(如强酸)或昂贵的化学试剂，成本较高。此外，涉重危废通常含有高价/低价/稀贵金属如Ag、Au、Ga、Ge、Co、Cu、Pd、Pt、Ni、Li、In、Rh、Zn、Mn等，重金属含量有时甚至超过原矿，具有极大的回收价值。从涉重危废中回收稀贵金属，或通过回收、脱毒以减低或消除其建材化利用风险是未来的发展方向。生物沥浸法是处理涉重危废并同时回收重金属的新技术。
1.3 生物沥浸法作用机理及其在涉重危废处理中的应用 1.3.1 生物沥浸技术作用机理生物沥浸技术起源于生物冶金，是指通过特定微生物或其代谢活性产物将固体中的金属浸出到液相的过程，具有广阔的工程应用前景[14-16]。在生物沥浸过程中，重金属具有多元化的转移途径。涉重污泥中70%的重金属以难溶硫化物形式存在，这些金属硫化物在氧化硫硫杆菌、氧化亚铁硫杆菌、嗜铁钩端螺旋菌等作用下发生一系列氧化还原反应等，转化为可溶性金属硫酸盐，最终通过固液分离手段去除液相中的重金属。
生物沥浸去除污泥中的重金属主要通过两种作用机理：直接作用和间接作用(如图 1所示)。
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图 1 生物沥浸机理图 Fig. 1 Bioleaching mechanism diagram |
1) 直接作用：细菌可以借助自己分泌的胞外多聚物黏附在污泥中金属硫化物(MS)的表面，通过菌体胞内独特的氧化酶系统将MS直接氧化，最终形成可溶性硫酸盐(MSO4)(式(1))。
| $ \text{MS}+2{{\text{O}}_{2}}\xrightarrow{\mathit{T}.\mathit{thiooxidans}等硫氧化菌}\text{MS}{{\text{O}}_{4}}。$ | (1) |
2) 间接作用：首先Fe2(SO4)3被还原为FeSO4，并生成S0，重金属以硫酸盐形式溶出；然而，FeSO4再次被氧化为Fe2(SO4)3，S0被氧化为H2SO4，形成氧化-还原循环系统。经生物沥浸法处理后，污泥的pH值降低到2.0左右，进而加速污泥中重金属的溶解，其反应如式(2)~(4)所示[17]。
| $ \begin{align} & 2\text{F}{{\text{e}}^{2+}}+\frac{1}{2}{{\text{O}}_{2}}+2{{\text{H}}^{+}} \\ & \xrightarrow{\mathit{L}\mathit{.ferrooxidans}等亚铁氧化菌}2\text{F}{{\text{e}}^{3+}}+{{\text{H}}_{2}}\text{O} , \\ \end{align} $ | (2) |
| $ \text{MS}+2\text{F}{{\text{e}}^{3+}}\to {{\text{M}}^{2+}}+2\text{F}{{\text{e}}^{2+}}+{{\text{S}}^{0}}, $ | (3) |
| $ \begin{align} & 2{{\text{S}}^{0}}+3{{\text{O}}_{2}}+2{{\text{H}}_{2}}\text{O} \\ & \xrightarrow{\mathit{T}.\mathit{thiooxidans}等硫氧化菌}2{{\text{H}}_{2}}\text{SO}4 。\\ \end{align} $ | (4) |
随着不断增加的城市污水量、持续加快污水厂提标改造进度，污泥产量也不断增加。2014年3月底含水率80%湿污泥产量为4 131万吨/年[18]，2016年9月底达到4 590万吨/年[19]，中国环境经济协会于2017年9月预测2020年超过8 000万吨/年[20]。污泥不但含水率和重金属含量高，还含有病原菌和抗生素抗性基因，制革、电镀、印染、化工等企业产生的污泥有害成分含量更高。不妥善处理可能会重新释放有害物质，这些有害物质将沿着污泥→土壤→农作物→人体的路径迁移，并会对地下水和生态环境造成二次污染[21]，因此污泥处理和处置是亟待解决的环境问题。
目前常用的污泥处置方法是填埋、焚烧和土地利用。填埋法的缺点是二次污染、占地多和产生温室气体。焚烧可实现污泥最大程度的减量化，是缺地城市最好的选择。土地利用是可持续的污泥处置方法。污泥含有丰富的有机质和N、P、K等营养元素，N、P、K有利于植物生长，有机质可增加土壤肥力，改善土壤物理性质。但污泥里含有的难降解盐类、病原菌、激素和重金属污染物限制了土地利用[22]。尤其是重金属因其毒性、持久性和生物富集性而引起了人们的广泛关注，重金属去除已成为污泥农用最关键的问题之一[23]。生物沥浸法作为一种环境可持续、节能和低成本的重金属分离技术引起了广泛关注。
第一阶段的研究工作主要对生物沥浸法去除污泥中重金属的效果进行验证。Marchenko等[24]通过土著铁氧化微生物生物沥浸从污泥中去除重金属，同时建立了液相再循环过程中的元素质量平衡模型。周俊等[25]利用生物沥浸微生物对添加聚丙烯酰胺(PAM)的脱水污泥与浓缩污泥进行生物沥浸处理，处理结束后两种污泥中Zn的溶出率分别为59.13%和66.65%，Cu的溶出率分别为23.55%和13.31%。王京等[23]利用以S0为能源的氧化硫硫杆菌对贵阳市污水处理厂的污泥进行生物沥浸处理，发现污泥样品中Cr、Cd、Cu、Pb、Zn的去除率分别为64.28%~84.41%、58.57%~78.67%、21.20%~61.78%、45.31%~65.11%、85.78%~91.64%；污泥中总N、总P、总K及有机质等含量的损失率分别为7.02%、40.74%、12.78%、8.63%，污泥剩余养分含量满足《城镇污水处理厂污泥处置农用泥质(CJ/T 309—2009)》要求。周立祥等[26]将嗜酸性硫杆菌(Thiobacillus ferrooxidans和Thiobacillus thiooxidans)及以S0为能源物的生物沥浸技术应用于制革污泥中Cr的去除。经过8天的序批式处理，污泥pH降至2以下，Cr(原始浓度14 519 mg/kg)的溶出率高达100%。底泥是各种来源的营养物质，经一系列化学、物理及生化作用后，在水体底部沉积，形成质地疏松、富含营养盐和有机质的灰黑色淤泥[27]，与污泥成分相似。Wu等[28]经研究发现，以S0为能源底物启动生物沥浸作用5~12天，底泥中Cu、Zn等重金属去除率超过80%，Cr去除率约为30%。这些结果表明生物沥浸法是去除污泥中重金属的有效方法。第二阶段的研究工作主要侧重于生物沥浸条件的优化，优化参数及结果如表 1所示。
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表 1 生物沥浸条件优化 Tab. 1 Optimization of bioleaching conditions |
我们课题组利用高效氧化硫硫杆菌和氧化亚铁硫杆菌建立了一个12级处理量为180 L的平推流生物反应器，并在此基础上研究了不同参数(如水力停留时间、污泥含水量、营养剂的种类和浓度、通气量、反应器的数量、乳化剂等)对生物沥浸效果的影响，发现水力停留时间越长，处理后所得泥饼含水率越低，处理2天后的泥饼含水率可达到堆肥原料要求标准(60%以下)[33]；对生物沥浸效果的影响显著性顺序为污泥含水率>营养剂浓度>通气量>反应器数量。最适条件为污泥含水率98.0%、营养剂质量浓度9 g/L、通气量8 m3/h、10个反应器。在最优条件下生物沥浸处理2天后泥饼含水率降至60%以下[34]；乳化剂通过促进S0的溶解而提高生物沥浸效率，在1 g/L Tween-20、接种率20%、S0 2 g/L、FeSO4·7H2O 10 g/L的条件下进行生物沥浸48 h后污泥水分含量为47.16%[35-36]；以水溶性的硫代硫酸钠代替S0作为氧化硫硫杆菌的能源也可以提高生物沥浸效果，在最适条件下处理3天后Cu、Zn、Pb、Cr的去除率分别达到83%、78%、31%和38%[37]。
为了解决生物沥浸系统在冬季等低温环境运行不稳定的问题，将氧化硫硫杆菌和氧化亚铁硫杆菌于15 ℃低温驯化后共培养，用于提高污泥重金属去除率。在初始pH 6、接种量15%、氧化硫硫杆菌和氧化亚铁硫杆菌4∶1的最适条件下，于15 ℃下处理6天后Zn、Cu、Pb的去除率分别为89.6%、72.8%和39.4%[38-39]。对去除制革污泥中Cr的研究发现，氧化硫硫杆菌和氧化亚铁硫杆菌混合菌种的生物沥浸效率比单种处理要好。随着污泥pH值的降低，Cr的去除率最高可达97.1%，残余Cr浓度为531 mg/kg干重，低于污泥用于农业的中国国家标准GB 4284—2018(< 1 000 mg/kg干重)。生物沥浸效率与pH及氧化还原电位(ORP)呈显著的相关性，与pH呈负相关，与ORP呈正相关，这说明对于Cr的溶出涉及间接生物沥浸机理[40]。
分离出一部分可以回收金属的液相后，固相沉积物通过粉状石灰石中和达到农业使用标准，中和后的沉积物可以通过多种方式重复使用，包括用于废水处理、建筑和施工以及作为土壤改良剂[28]。Liao等[41]发现含Ag固废可以促进黄铜矿的生物沥浸过程，加入含Ag固废后黄铜矿的生物沥浸效率由26%提高到87%。生物沥浸技术不但可用于贵金属的浸提和回收，还可用于涉重危废中重金属的去除，将涉重危废转化为一般固废，或将重金属超标的河道底泥和污水厂来源的污泥转化为堆肥原料。与传统的脱水污泥相比，用生物沥浸处理后的污泥进行堆肥大幅度降低了氨的挥发及填充剂的用量，提高了堆肥质量[42]。
1.3.3 异养菌在生物沥浸中的应用研究Zheng等[43]从制革污泥中分离的耐酸可溶性有机物(dissolved organic matter，DOM)——降解菌斯巴达克毕赤酵母D13可提高氧化亚铁硫杆菌LX5和氧化硫硫杆菌TS6的活性。将这三株菌在富含DOM的制革污泥中进行共培养，氧化亚铁硫杆菌LX5和氧化硫硫杆菌TS6的活性分别提高33倍和12倍。按10%回流酸性污泥，加入斯巴达克毕赤酵母D13后第5批生物沥浸时间缩短3天，6天内Cr去除率大于90%。该方法克服了制革污泥中DOM引起硫杆菌中毒性导致Cr去除率降低的问题。异养微生物胶红酵母R30通过提高可溶性CO2和胞外聚合物(extracellular polymeric substance，EPS)的水平、去除DOM对硫杆菌的毒性来提高生物沥浸效果[44]。Zhou等[45]将半乳糖酵母菌Z3和两株硫杆菌共培养，与只接种硫杆菌进行比较，发现前者使生物沥浸时间减少了4.5天，Cu和Zn的去除效率及S0和FeSO4的氧化速率也有所提高。半乳糖酵母可消耗污泥中的乙酸盐、丙酸盐、异丁酸盐、丁酸盐和异戊酸盐。同时，半乳酸酵母产生的EPS的表面活性剂性质提高了S0的氧化速度。
2 微生物在含抗生素菌渣无害化处理方面的应用 2.1 环境中残留抗生素的危害抗生素在动植物病虫防治、人类疾病预防及治疗等方面均发挥着巨大作用，但是滥用抗生素也会导致环境污染。环境中抗生素的污染来源主要包括农用兽药、医用药物两方面。兽药抗生素的使用和消耗量较大，主要来源于以下3个方面：1) 兽药生产过程中废弃、损失的兽药；2) 水产养殖中直接施用的兽药；3) 动物养殖中经动物排泄物排出的抗生素。医用抗生素主要来源于以下5个方面：1) 生产抗生素过程中产生的固体废弃物(菌渣)；2) 药企在生产过程中损失的抗生素；3) 在器械和药瓶上残留的抗生素；4) 家庭、医院丢弃的过期抗生素；5) 随病人排泄物排出的处方抗生素等。人畜服用的大多数抗生素类药物不能被充分吸收、利用，残余的抗生素能够随排泄物直接或间接地排入环境中；药企生产过程中流失的抗生素可随废水流入污水处理厂；废弃的过期抗生素类药物将被直接丢弃于垃圾填埋场。经雨水冲刷、地表径流，这些残留的抗生素流入湖泊、河流，造成地表水体污染；此外，在下渗作用下土壤中的抗生素会造成地下水体污染[46]。抗生素菌丝体残留(antibiotic mycelia residue，AMR)是主要环境抗生素污染源之一，自2008年以来，AMR已被列入中国的“国家危险废物”清单。
2.2 抗生素菌渣及其处理方法我国是世界上最大的抗生素输出国，我国每年向世界提供超过15万吨的抗生素，同时每年产生数百万吨的各种AMR。填埋和焚烧是目前常用的处理AMR方法。填埋可能引起抗生素的泄漏和迁移，焚烧需要昂贵的设备，产生的气体也会对环境造成污染[47-48]。
AMR是抗生素发酵生产过程中产生的固体生物废物，主要由菌丝体、残留的底物、中间代谢产物和残留的抗生素组成。作为资源和营养物质回收是AMR最有前途的处置方法。但其中残留的抗生素可能会引起环境中抗性细菌的产生和抗生素抗性基因的传播。在AMR回收利用前必须对其中抗生素进行降解或去除[49]。
2.2.1 抗生素的去除办法目前有许多物理化学方法可用于去除抗生素，如酸热处理法、光降解法、太阳能光降解与膜处理偶联方法、光-芬顿方法[50-53]，但由于成本高，易造成有毒物质的排放和污泥的形成而无法实施。生物降解包括植物降解、微生物降解以及植物-微生物复合降解等[54]，其中微生物降解是主要途径[55]。抗生素的微生物降解是指在微生物作用下，抗生素残留物的结构、物理化学性质均发生改变，先将其大分子化合物转化为小分子化合物，最终降解为CO2和H2O，其中耐药性细菌发挥最重要的作用。
微生物降解根据参与反应微生物种类可分为单一菌株降解、复合菌系降解；根据微生物处理技术手段可分为厌氧生物处理法、好氧生物处理法、厌氧-好氧生物组合法、固定化微生物处理法等；根据处理方法可分为活性污泥法、膜生物反应器法、超声生物法和堆肥法。由于以往传统的单一处理方法已经很难解决日益复杂的环境问题，因此目前越来越多的生物组合处理技术应运而生[56]。
2.2.2 微生物在抗生素菌渣处理中的应用抗生素是抗生素菌渣中存在的主要环境风险因素，科学家在利用微生物降解菌渣中的抗生素方面进行了大量的探索。为达到这个目的，首先通过有针对性的取样筛选抗生素高效降解菌，然后将这些菌株用于菌渣中抗生素的降解。而堆肥处理抗生素菌渣能够实现减量化、无害化、资源化的目的，符合国家关于危险固废的处置原则，也符合国家可持续发展的战略目标。
许晓玲等[57]从长期受四环素类抗生素污染的土壤中经驯化富集后筛选得到TD2和TD3两株四环素高效降解菌。在最适条件下这些菌株对四环素的降解率均高于90%。王立群等[58]从β-内酰胺环类抗生素生产废水中分离、筛选到4株对β-内酰胺环类抗生素有耐受能力的细菌，鉴定为埃希氏菌属(Escherichia)、假单胞菌属(Pseudomonas)、芽孢杆菌属(Bacillus)和不动杆菌属(Acinetobacter)。它们在35 ℃、转速150 r/min、初始pH 7.0的最佳条件下对β-内酰胺环类抗生素具有显著的降解效果。张珈瑜等[59]从城市污水处理厂活性污泥中分离得到一株能以磺胺二甲基嘧啶(SM2)为唯一碳源的蜡样芽孢杆菌(Bacillus cereus)J2。该菌株具有极高的SM2耐受性(100 mg/L)、较广的温度(20~30 ℃)和pH适用范围(6~8)。在温度30 ℃、pH 8.0、初始OD600 0.1、SM2起始质量浓度50 mg/L的条件下，J2菌株在36 h内对SM2的降解率可达100%，降解效率远超目前已报道的其他SM2降解菌株。张欣阳等[60]采用选择性培养基，从某制药厂排污口的水样中分离筛选到1株具有较高降解四环素能力的Advenella sp菌株4002。在有氧条件下，于pH 7.0、30 ℃、150 r/min处理6天，该菌株对四环素初始质量浓度为50 μg/mL的样品抗生素降解率达57.8%。吴学玲等[61]从利用四环素作为饲料添加剂的养猪场底泥中筛选获得一株能够高效降解四环素的细菌Raoultella sp.XY-1。该菌株在25 ℃、初始pH 7.0的最适条件下处理8天，四环素降解率最高达到70.68%。孟应宏等[62]筛选出的假单胞菌(Pseudomonas sp)T4菌株对土霉素有较好的降解能力，其降解土霉素的最佳条件为接种量1%、pH 7.0、30 ℃、转速150 r/min。在堆肥中接种T4菌后，土霉素去除率达到93.21%。付泊明等[63]从药厂废水池污泥中分离得到一株以哌嗪为一级基质共代谢降解诺氟沙星的山羊葡萄球菌(Staphylococcus caprae)NOR-36菌株。在30 ℃、pH 7.0、诺氟沙星起始质量浓度为5 mg/L，哌嗪与诺氟沙星浓度比为5∶1的条件下培养10天，该菌株对诺氟沙星的降解率可达92.6%。王艳等[64]筛选驯化分离到的1株B.vietnamiensis菌能高度耐受并快速降解泰乐菌素，用该菌株处理初始质量浓度为50、100、200、300、400、500 mg/L的泰乐菌素培养基7天，泰乐菌素的降解率均超过99%。这些抗生素高效降解菌株的获得为抗生素菌渣中残留抗生素的生物降解提供了物质保障。
秦莉等[65]采用野外堆肥装置，在以鸡粪和秸秆为原料的高温堆肥中加入具有降解纤维素和金霉素双重功能的复合菌系，堆肥结束时纤维素含量从开始的22.00%减少到8.25%，金霉素降解率达82.23%，显著高于未接菌的自然堆肥对照处理。传统活性污泥法对抗生素的去除效果不理想，通过添加对特定抗生素有去除效果的菌种和腐殖质建立了加强型活性污泥法，提高了抗生素的去除能力[66]。
林可霉素是一种常用的抗生素，主要用于治疗慢性呼吸道疾病以及耐青霉素G链球菌和金色葡萄球菌引起的感染。林可霉素化学结构稳定，是较难降解的抗生素。关于用微生物法对林可霉素及其发酵菌渣进行无害化处理方面的文献不多。Wang等[67]分离到一株梭菌(Clostridium sp)，经过10天处理后林可霉素质量浓度由初始的100 mg/L降低至39.97 mg/L，降解率为62.03%，但当初始质量浓度升高至500 mg/L时处理10天后降解率只有15.61%，说明该菌株不适合降解高浓度林可霉素。Zhang等[68]利用分离到的1株白地霉素(G. geotrichum)处理5.012 μg/kg林可霉素，15天后降解率为37.35%。我们课题组从抗生素废水处理厂污水中筛选到3株能高效降解林可霉素的菌株：枯草芽孢杆菌(LMB-A)、胶红酵母(LMB-D)和草酸青霉(LMB-E)。LMB-A和LMB-D在144 h内对林可霉素(初始质量浓度1 117.55 mg/L)的降解率分别达到92.69%和74.05%，降解效率远高于文献报道的菌株，且可以适用于高浓度林可霉菌的处理。经LMB-A脱抗处理过的LMB可以用作氮源培养耐盐菌和其他有用的微生物。LMB-A和LMB-D可被应用于处理被林可霉素及其类似物污染的水体和土壤。LMB-E可直接消耗林可霉素菌渣，144 h内消耗率达到88.20%。课题组建立的LMB绿色处置工艺对处理其他抗生素发酵生物固废具有借鉴作用[69]。
然而，用微生物处理抗生素菌渣也有不足之处。Ren等[70]将林可霉素菌渣和炉渣一起堆肥后，99%的林可霉素被降解，但抗生素抗性基因(antibiotic resistance genes，ARGs)丰度提高了180倍，ARGs相对丰度增加5倍，水平基因转移因子也有所增加。Yang等[71]的研究解决了这个问题，他们建立了堆肥前“高温+氧化预处理”和堆肥后热处理的综合处理方法以处理泰乐菌素发酵菌渣，最终产物中泰乐菌素浓度低于检测限(< 1 mg/kg)，ARGs也被完全破坏。
抗生素菌渣也可用于制备生物气体的原料。Yang等[49]评价了抗生素发酵菌渣(antibiotic fermentation residue，AFR)用于制备生物氢的可能性，并评价了5种方法(碱、γ射线、热冲激、曝气和酸)预处理AFR后产氢效率及微生物群落动力学，发现碱处理产氢效率最高，经不同方法预处理后发酵途径和微生物群落结构存在较大的差别，该研究结果表明AFR是通过暗发酵制氢的潜在原料。Cai等[72]在抗生素菌渣厌氧消化产生CH4体系中加入Fe3O4促进了厌氧绳菌的代谢，使氢的产率降低，但产生速率增加。Hu等[73]使用超声处理和碱处理对AFR进行预处理，使生物氢的产率比对照组提高78.9%，同时提高了底物利用率，缩短了产氢时间，微生物群落分析结果表明经联合方法预处理后，与产氢有关的微生物增加，抑制产氢的微生物减少。
虽然涉重危废中抗生素抗性基因对环境具有严重的危害，但是将超声处理或化学法(用Fe[Ⅲ]/CaO调理污泥)与生物沥浸法相结合，可以有效提高污泥重金属去除效率，同时使抗生素抗性基因失活[74-75]。
3 未来研究挑战与方向根据微生物技术在涉重污泥和抗生素菌渣处理中的研究现状可知：要提出一种环保﹑高效、成本低、稳定性高、适用于涉重污泥和抗生素菌渣复杂环境、工程应用性强的微生物技术，国内外学者需要进行更深入的研究。在实际应用中，微生物系统在处理涉重污泥和抗生素菌渣中会受到外界复杂因素的影响，导致其处理效率波动较大、稳定性低、工业推广应用受限。总的来说，目前微生物技术在“危废”处理实际运用中仍面临着以下几个问题：①传统微生物驯化无精细调控方案，且驯化周期长、反应速度慢；②涉重污泥生物处理系统运行过程中稳定性较差，限制了该技术的推广和应用；③抗生素降解菌株中的ARGs及基因转移因子int I1是潜在的环境危害因素，亟须寻找妥善的解决方法。
基于上述问题，我们对微生物技术在“危废”处理领域中的研究方向主要从4个方面进行展望。
1) 培育出更高效、专一性能更好、更能适应多变环境的优质微生物菌种。针对抗生素菌渣，筛选出不产生ARGs或产生的抗性基因会自动消失、抗生素降解产物无毒或低毒的抗生素降解菌株。微生物来源广泛，随着更多菌种的发掘、培育与驯化，微生物技术在“危废”处理方面必然会发挥巨大的作用。
2) 探究优势菌株的抗性基因和水平传播因子及其对环境的安全性评价。残留的抗生素可能会引起环境中抗性细菌的产生和ARGs的传播，因此在抗生素菌渣回收利用前必须对其中的抗生素进行降解或去除。研究抗生素降解菌株降解抗生素的代谢途径，以确定其降解产物对环境是否安全。
3) 深入探究微生物在“危废”处理中的作用机制，优化微生物处理工艺。通过对生物沥浸机理的深入研究，特别是对生物沥浸过程中微生物组的变化及其对生物沥浸效果的影响进行系统研究，掌握微生物组变化与生物沥浸效果之间的关联性，寻求通过调节微生物组来提高系统稳定性的方法；研究抗生素降解菌株对抗生素耐受的机理，以寻求避免其对环境造成二次污染的对策，是未来研究的重要方向。随着人们对微生物降解污染物机理的不断深入研究，未来亦将会呈现出越来越多的微生物除废新工艺和新技术。
4) 开发微生物技术配套设备，以实现工艺的高效稳定运行，推进该技术工业化应用。
4 总结本文研究了微生物技术在涉重污泥和抗生素菌渣处理方面的新技术、新发现，首先介绍了生物沥浸在涉重污泥处理中的研究历程，包括生物沥浸所用菌种、生物沥浸作用机理、生物沥浸操作条件优化等；然后介绍了抗生素去除的物理和化学方法，着重介绍了微生物在抗生素菌渣处理中的应用研究，包括抗生素降解菌株的筛选及抗生素降解条件的研究；最后，分析了微生物技术处理涉重污泥和抗生素菌渣当前面临的主要问题与未来的可能发展趋势。微生物在处理涉重污泥和抗生素菌渣中的深入研究和探讨，不仅为推进微生物技术在两种“危废”中的广泛应用提供理论支撑，还对实现“危废”的减量化、无害化、资源化具有重要的指导作用。
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