水产养殖弧菌的处理范文

导语：如何才能写好一篇水产养殖弧菌的处理，这就需要搜集整理更多的资料和文献，欢迎阅读由公务员之家整理的十篇范文，供你借鉴。

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随着经济与科技的发展，以及人们生活水平的提高，淡水养殖已经成为我们经济发展的重要组成部分。而近年来，滨州市滨城区重点发展科技渔业，水产养殖面积将近6万亩，千亩以上的渔业养殖地、示范区共8处，全区有着强劲的渔业发展态势，水产养殖规模也日益强大，在这种产业发展局势下，水质的调查以及对相关污染的研究解决尤为重要，为全区水产养殖经济的可持续发展提供技术支持与动力。

1 淡水养殖的水质污染

1.1 污染分类

淡水养殖的废水会污染环境，尤其是集约养殖生产的污水，并且伴随着生活污水与工业废水的随便排放，会降低渔塘的调节与自净能力，导致水质的进步恶化。淡水养殖的废水中，主要存在以下几类污染物：重金属污染、有机物污染、NH3-N、NO2-N等，其中，有机物污染是水产养殖废水中的主要污染。

1.2 有机物污染

有机物污染除了会让水体缺氧，对养殖的生物造成直接危害，而且也会诱发水产养殖的品种频繁爆发性疾病。因此，有机物污染是淡水养殖的关键的制约点。有机物污染的发生主要是通过浮游生物代谢、残饵以及养殖品种的排泄物等的分解而成。由于目前水产养殖的工业化、集约化，养殖的密度以及投饵的数量都极大的增加，残饵以及排泄物也随之增加，造成有机物污染更加严重。养殖水中的有机物污染一般由水质的COD值（化学需氧量）体现出来，COD值高则会引发鱼类疾病以及感染性病毒的爆发。

2 淡水养殖水质污染处理

2.1 淡水养殖污染处理办法分类

面对日益严峻的淡水养殖水质污染情势，对污染的处理势在必行。目前，对于污染的处理，主要有物理消毒、化学药物及微生物修复等办法。但物理消毒以及化学药物处理法，在处理污染的同时，也会对水质环境、水产品、水中有益微生物带来副作用，方法处理不当或者过量，反而会加重污染。在这种情况下，微生物修复法的研究和应用显得更为重要。

2.2 微生物修复养殖有机污染

微生物修复法是通过生物拮抗、通过微生物间的相互抵制、相互排斥、相互残杀来减少消灭有害生物。水产养殖水质中的有益微生物，能够清除养殖水域底端的长期积累的残饵、动植物残体、排泄物和有害的气体（硫化氢、氨等），先将其分解成小分子（多肽等），然后分解成更小分子的有机物（单糖、氨基酸等），最终将其分解成硝酸盐、二氧化碳、硫酸盐等，有效降低水中的BOD及COD，降低水中的NO2-N、NH3-N、氨以及硫化物的浓度，大大改善水质。并且有益微生物能够为水域环境中的浮游类植物提供其所需的营养要素，加快其繁殖，这些植物在光合作用后，又可以为水中的养殖物的呼吸、有机物分解供氧，形成良性循环。这种循环，不仅有利于养殖物种的快速生长，而且大量繁殖的有益微生物会占据病原微生物的在生态环境中的位置，进而抑制病原微生物的繁殖，减少水产养殖物种的疾病发生。

2.3 有益微生物

水产养殖中的主要的有益微生物有光合细菌、硝化细菌、芽孢杆菌、酵母菌、蛭弧菌、放线菌、培育的复合微生物等类别。光合细菌不是利用二氧化碳，而是在厌氧条件下通过小分子的有机物合成自我繁殖时所需的养分。光合细菌对大分子有机物的氧化是无效的，因此当处理被有机物严重污染的底泥时，没有多大的成效。硝化细菌是一种自给自足型的细菌，它只要在含氧的水中就能繁衍，不需要其他有机物。但硝化细菌的增殖速度非常慢，一两天仅仅增殖出一倍的量，如果水质中含过多有机物会反而会阻碍其繁衍。芽孢杆菌在土壤、植物表层面、水体等自然环境中广泛存在，是化能有机营养型。酵母菌是单细胞的蛋白，富含营养，其中的维生素含量，是鱼粉的三十倍以上。蛭弧菌是具有攻击、裂解、侵染其他微生物功能的寄生菌。放线菌可以产生多种抗生素、酶和维生素，同时可以降解一些难以分解物质，如纤维素、甲克素等，为其他有益维生素的增殖创造良好的水质环境。复合微生物制剂是将拥有不同的特性的微生物的菌株，经过培育与复合，形成复合微生物制剂。

3 有益微生物功能

有益微生物现在已经在水产养殖中广泛运用，通过有益微生物与病原或者潜在的致病的微生物之间的竞争，产生相互制约作用，减少有机物污染的可能性，降低养殖生物发生病害的机率。而且有益微生物可以为鱼类提供生长所需的营养物质，帮助养殖物促进消化。一些有益微生物比如龅牙杆菌，还可以有效净化水质，减少水中的致病菌，提高水产动物的长速以及幼体存活率。与此同时，微生物试剂还能够增强水产动物的免疫系统的抗菌和吞噬作用，增强其非特异性免疫力。

4 微生物修复水产养殖污染存在的问题

虽然微生物修复法已经得到广泛的推广及应用，但在实际水产养殖中仍然存在一些问题，需要水产养殖负责部门的关注和重视。首先是微生物种类的选择，虽然现在市场上已经有许多微生物试剂运用在淡水养殖中，但这些商品性的制剂很多是为陆地生物所研究设计的，并不是全部适用于水产养殖业。所以在菌种的选择上，应谨慎考虑，选择与确认适合自己水域的菌株。微生物修复养殖的水体，有一定的局限性，一是水型的复杂性，二是每种生物对环境的要求都有一定的特性，有益微生物并不是适合所有的养殖水体的环境。因此在现有研究的基础上，要针对不同的水型选择不同的菌种，并确定相匹配的用量与用法，提高微生物修复的有效性。要加强对应用对象和水质环境的研究，注意微生物施入后，对环境与宿主的影响，有些细菌在有益微生物施用前是无毒无致病性的，环境变化后，出现了变异，反而导致了细菌的致病性，这一点在运用中需加强研究。在微生物修复养殖有机物污染的研究开发过程中，多是在特定的实验条件下进行，并未实地考察，对各种水质条件分析试验，而部分微生物却是条件性致病菌，只会在特定条件中才会发挥我们期望的作用，所以若未对水域环境进行试验，微生物在实际运用中有可能不会产生预期效果、产生的效果不持续甚至产生相反效果。

5 总结

随着水产养殖业的不断发展与研究，微生物修复养殖有机物污染的研究已经相对成熟，取得许多喜人的成果，并运用在实际生产中，对我国的水产养殖的发展提供重要技术支持。但是，实际运用中依然存在很多问题，需要我们有针对性的深入研究，让微生物修复的效果更加持续稳定、适用更加广泛。同时，水养生物的世界是仍有我们未知的领域，将来会有更多的问题爆发，需要我们在对现有污染研究的同时，做好超前研究，对潜在问题做好应对措施，让水产养殖呈现可持续发展状态。

参考文献

[1]赵永坤.淡水养殖水质调查及微生物修复养殖有机物污染的研究[D].南昌大学，2008.

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关键词：水产；养殖技术

中图分类号：S96 文献标识码：A 文章编号：

政府部门应该尽快地制定相关的水产养殖的法律法规，并实施严格的水产养殖措施，对水产养殖进行严格的管理与监督。比如，规定水产养殖必须具备养殖许可证，不断完善水产养殖的管理制度，加强对水产养殖苗种、渔药、饲料以及水域环境的管理等等。

1 水产养殖病害的流行趋势和类型

1.1 病害的流行趋势

1.1.1 病害种类多。水产养殖中的病害有许多种，而且随着环境污染的加剧，病害的种类也在逐年增加，例如，鲤鱼普遍流行的出血病、三代虫病等；草鱼的常见病有赤皮病、烂鳃病等；虾类的常见病有细菌病、寄生虫病、红腿病等。

1.1.2 耐药性强。耐药性的增加给病害防治工作造成了很大的困难，而且会加大鱼病防治的公害化程度。从车轮虫病到中华鳋病；从细菌性肠炎病、赤皮病到败血症。相同的病害，由于具有了耐药性，而导致用药量加大、用药时间长，同时还需要根据病害的实际情况不断更换药品，然而治疗效果还不是非常明显。

1.1.3 流行范围广。由于水是流动的，所以病害具有很强的传播性，而导致流行范围非常广泛。许多病害从过去的季节性流行演变成了多季节性甚至是全年性的病害，而且流行的间隔时间越来越短。

1.2 常见病害的主要类型

1.2.1 细菌性败血症。对于细菌性败血症，不同地区的称呼也是不一样的，其发病原因是由温和气单胞菌、嗜水气单胞菌、河弧菌生物变种等多种革兰氏阴性杆菌感染引起的。主要分为以下几种：腹水病 出血性腹水病、溶血性腹水病、淡水养殖鱼类暴发性流行病等，是鱼类病害中常见的疾病。

1.2.2 亚硝酸盐。通过呼吸作用，亚硝酸盐经鱼的鳃丝进入血液，降低鱼的红细胞数量和血红蛋白数量，从而减弱了血液的载氧能力。导致鱼的摄食量有所减少，出现组织性缺氧，而且鳃组织出现病变而对呼吸产生严重的影响、缺乏平衡能力，这时鱼的血液为红褐色或者黑紫色，甚至于内脏器官皮膜的通透性也发生了改变，渗透条件能力降低，造成充血，其症状与出血病相似。

1.2.3 瓜虫病。瓜虫病是一种寄生虫性原虫病，是淡水鱼类中的一种常见病害。几乎在所有的淡水鱼类养殖中都出现过瓜虫病，导致大量的鱼种、鱼苗死亡。淡水小瓜虫病多是由多子小瓜虫引起的。随着水温的变化，小瓜虫生存的时间也发生着变化，在20～25℃或者1℃时，虫体最易感染宿主鱼；而当水温在30℃以上时，虫体不能发育，所以在炎热的夏天，瓜虫病不会发生。瓜虫病的病征表现是染病鱼体表面或鳃上出现白色小点，因此瓜虫病又称为白点病。

2 水产养殖病害的防治措施

只有推行健康的养殖模式，才能从根本上解决水产养殖中的病害问题，坚持“以防为主，防止结合”的原则，加强养殖生产管理，保护养殖环境。

2.1 细菌性病害的防治措施。细菌性鱼病主要有出血病、烂鳃病、赤皮病、肠炎病以及细菌性败血症等，引起病变的细菌主要是水气单胞菌、黏球菌、弧菌、假单细胞菌等。当水质恶化，而且有适宜的温度调节，这些病菌通过鱼的呼吸经鳃到达鱼的体内，生成病灶。所以保证水的质量，控制好水温是完全可以避免此类鱼病的发生。

2.2 病毒性病害的防治措施。水产养殖病害中最严重的类型之一是病毒性病害，这是导致鱼类死亡的最主要原因。主要的水产病有河蟹抖抖病、虾类肌肉白浊病等。主要预防措施有，首先是彻底清塘后，在将鱼放入池塘的7 d前，用精碘再进行一次消毒。这种方式对病毒性病害有很好的防治效果。其次，在发病季节到来之前，增加2次精碘的使用；如果已经发生病害，使用内服药，以防止病害的扩散。

3 水产养殖对水域环境的影响

3.1 水产养殖对水质的影响

3.1.1 溶解氧（DO）下降。溶解氧是衡量水体水质必要的指标之一，也是水产养殖生存的重要条件。良好的水质，其溶解氧量必须保持在5～10 mg/L左右。水产养殖的释氧作用与耗氧作用可以使水中溶解氧的含量具备时空的变化，当水产养殖的释氧速度小于耗氧速度时，水中溶解氧的含量将逐渐减少，若水中溶解氧的含量减少到4 mg/L时，水产养殖的生存将受到威胁，甚至出现大批的死亡，当水中溶解氧耗尽时，水中有机物将出现厌氧分解，水质逐渐下降，水域环境因此遭受比较大的影。

3.1.2 总氮（TN）与总磷（TP）升高。在衡量水质优劣的各项指标中，氮与磷是产生水体富营养化的最主要原因，水体总氮的浓度与总磷的浓度与水体富营养化程度有着密切的关系，水体的富营养化程度会随着T总氮浓度与总磷浓度的升高而逐渐加剧，当水体总氮的浓度在015～115 mg/L之间时，水体属于富营养型，当水体总磷的浓度大于0101 mg/L时，可以致使水体富营养化的出现。

3.1.2 化学需氧量（BOD）与化学需氧量（COD）增多。当水域环境被有机物污染时，生化需氧量（BOD）是其污染程度重要的指标之一。若水域环境被限制，无法进行生化需氧量测定时，可以选择使用化学需氧量（COD）进行测定，水产养殖对水域环境化学需氧量的影响与化学需氧量类似。在水产养殖的水域环境中，一般选择在20 e条件下，培养5 d后所测得的化学需氧量作为水域环境有机物的耗氧量。通常认为当BOD5 < 1 mg/L时，水域环境表示优秀；当BOD5 在2～3 mg/L时，水域环境表示良好；当BOD5 > 5 mg/L时，水域环境表示受有机物的污染；当BOD5 >10 mg/L时，水域环境表示受有机物污染的程度恶化。

3.2 水产养殖对底质的影响。水产养殖的饲料通常具备存保型性较差以及悬浮性较差等特点，如果饲料没有被鱼类摄食时，其必然会沉入水体，降落在水体的底部处。目前，我国饲喂水产的技术比较低，经常出现饲料的超量投喂，这样很容易造成饲料的过剩，大量的饲料因此沉入水体底部。水产养殖所排出的代谢物以及粪便等也相继地沉入水体底部。时间越久，水体底部堆积的东西就越多。水体有机质的增多，使水中微生物的活动更加的频繁，进而消耗底部更多的氧气，水体底部缺氧，致使大量的NO2 2N、H2S以及NH3等有毒物质的出现，这些有毒物质不仅可以污染水体底部的环境，而且导致水体底部生物的抗病力下降，出现大批死亡的现象。

4 治理措施

4.1 科学规划水产养殖的面积。目前，我国水产养殖主要采取密集的形式，而密集养殖是饲料过剩的重要原因，饲料的大量过剩远远超过了水体自身的净化功能，对水域环境造成的污染不容置疑，因此，必须对养殖面积进行科学的规划。对此，水产养殖部门可以依据水体不同的使用功能对养殖水面进行科学规划。在规划时，必须充分考虑养殖水面的负载能力以及水体的养殖容量等等，在保护水域环境不受污染的前提下，科学的规划水产养殖的面积，合理地设置养殖密度。

4.2 提高水产养殖的技术。水产养殖技术的提高，不仅可以促进水产养殖经济效益的提高，而且对水域环境的治理起着非常重要的作用。目前，我国水产养殖技术的研究已经取得一定的进展，比如植物净化工程技术、鱼菜共生工程技术、贝类养殖处理污水工程技术、系统工程技术以及生物净化工程技术等等。修复水域生态环境是治理水域环境重要的举措，它具有投资少、无二次污染的特点，是获得良好水域环境的重要保障，其市场与发展前景广阔，是治理养殖污染水体最具价值的生物工程技术。

4.3 加强水产养殖的管理。目前，我国水产养殖虽然取得一定的经济效益，但它给水域环境造成的影响巨大，不符合经济、环境可持续发展观，只有在保护水域环境不受污染的前提下，实施水产养殖，水产养殖才真正地促进社会经济的发展。水产品的规范养殖需要相关法律法规的保障，但目前我国还缺乏完善的水产养殖的法律法规，缺乏对水产养殖的监督。

参考文献：

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1乳酸菌在水产养殖中的应用

1.1净化水质，改善生态环境

乳酸菌与芽孢杆菌、光合细菌、反硝化菌等有益菌混合使用，可以促进养殖水体饵料生物大量繁殖、生长，并且可分解残饵、粪便及水中有机质，改良水体环境，抑制水体中有害菌的繁殖生长，调节菌藻平衡。

1.2提高免疫力

乳酸菌对水生动物免疫功能的影响研究较多。在饲料或水体中添加乳酸菌活菌或灭活菌都可以提高水生动物的细胞免疫和体液免疫功能。乳酸菌对水生动物免疫反应影响见表1。

1.2.1细胞吞噬活性

细胞吞噬作用在机体的抗菌防御中起着非常重要的作用，能够在抗体产生之前激活早期炎症反应。饲料中添加乳酸菌组，（包括沙克乳酸杆菌（Lactobacillussakei），乳酸球菌（Lactococcuslactis），明串珠球菌（Leuconostocmesenteroides）可以激活宿主吞噬细胞并提高细胞吞噬活性，研究同时表明，乳酸菌无论是活菌还是灭活菌都能在水产养殖生产中提高鱼类的细胞吞噬活力（Pieters等，2008；Brunt等，2007；Brunt和Austin，2005；Panigrahi等，2004；Rutherfurd-Markwick和Gill，2004；Irianto和Austin，2003）。Pirarat等（2006）研究表明，投喂鼠李糖乳酸杆菌（Lactobacillusrhamnosus）（1010CFU/g）可以显著提高罗非鱼（Oreochromisniloticus）的细胞吞噬活性。但是乳酸菌不能提高大菱鲆（Scophthalmusmaximus）头肾吞噬细胞的吞噬活性（Villamil等，2002）。

1.2.2呼吸爆发活力

呼吸爆发活力是鱼类先天免疫防御中的一个重要指标。乳酸菌与枯草芽孢杆菌均可以使鱼类的呼吸爆发活力提高（Zhou等，2009；Salinas等，2006；Salinas等，2005；Nikoskelainen等，2003）。并且高温灭菌的德式乳酸杆菌（Lactobacillusdelbrüeckii）、枯草芽孢杆菌（Bacillussubtilis）、乳酸球菌在体外环境下仍然可以提高金头鲷（Sparusaurata）头肾白细胞的呼吸爆发活力（Salinas等，2006）。

1.2.3溶菌酶活性

溶菌酶是鱼类先天免疫系统中的一种重要的杀菌酶，是鱼类对抗传染性病原体的不可缺少的工具（Lindsay，1986）。鼠李糖乳酸杆菌、乳酸球菌、明串珠球菌可使褐鳟（Salmotrutta）血清溶菌酶水平升高（Balcazar等，2007）。此外，Taoka等（2006）研究表明，乳酸菌还可以提高罗非鱼鱼皮肤黏膜溶菌酶的水平，并且加入水中比口服效果更显著。但也有报道称在虹鳟（Oncorhychusmykiss）饲料中添加乳酸菌并不能提高溶菌酶水平（Balcazar等，2007；Panigrahi等，2005）。

1.2.4过氧化物酶

过氧化物酶是一类能利用氧化自由基生成次氯酸从而杀死病原菌的重要酶类。Salinas等（2008）研究发现，用含德式乳酸杆菌的饵料投喂金头鲷（O.niloticus）3周，能使血清过氧化物酶活性升高，但头肾白细胞吞噬活性未见升高。Salinas等（2006）研究表明，饲料中添加乳酸菌并不能影响金头鲷血清蛋白酶活性。

1.2.5补体活性

在硬骨鱼类中，补体系统在免疫系统中起着关键作用，具有趋化、调理、吞噬和调节等作用。补体参与机体非特异性免疫的主要作用机制是通过裂解直接杀死病原菌（Ellis，1999）。研究表明，乳酸菌直接投喂或加入水中均可以提高鱼类自然补体的活性（Salinas等，2008；Panigrahi等，2007；Panigrahi等，2005）。1.2.6细胞因子细胞因子是由免疫细胞产生的蛋白质调节因子，有利于细胞的生长分化，加强机体防御机制（Peddie等，2002）。乳酸菌可以调节细胞因子在宿主中的表达（Rutherfurd-Markwick和Gill，2004；Kato等，1999）。Panigrahi等（2007）研究发现，鼠李糖乳酸杆菌、肠球菌和枯草芽孢杆菌可以诱导虹鳟（O.mykiss）脾脏和头肾的促炎症细胞因子，如白细胞介素-1（IL-1）、转化生长因子β（TGF-β）的产生。Picchietti等（2009）研究表明，在舌齿鲈（Dicentrarchuslabrax）体内环氧化酶-2（COX-2）的合成随着IL-1和TGF-β含量的减少而降低。COX-2可以促进肠道创伤愈合，但长期慢性的表达可导致炎症性疾病的发生（Nurmi等，2005）。因此，COX-2表达的平衡对于维持体内的生态平衡非常重要的，而且COX-2基因表达的调节是一些益生菌抗炎症反应的关键作用机制（Picchietti等，2009）。

1.3促进生长

乳酸菌能分泌乳酸，产生多种消化酶，有助于鱼类消化吸收，促进生长。Byun等（1997）从鲆鱼分离筛选出一菌株Lactobacillusspp．DS-12，其表现出强的抗菌活性，能抑制多种鱼体病原菌（如鳗弧菌、嗜水气单胞菌等）的生长，饲喂试验显示，饲喂含有DS-12菌株的试验组，鱼的平均增重比对照组快，表明乳酸菌既有抑菌又能促生长的双重机能。Suzer等（2008）报道，在黑鲷（Sparusaurata）的仔鱼发育阶段使用乳酸菌，可以提高仔鱼的生长性能和消化酶活性，添加到仔鱼的活饵料以及添加到活饵料和水体中，效果达显著水平。Ha和Shunsuke（2010）研究表明，饲料中添加热灭活的植物乳酸杆菌（1g/kg）可提高对虾的存活率（87.50%）、体增重率（785%）、特定生长率（7.28%）。王国霞等（2010）试验表明，10%的乳酸菌添加组对虾的成活率、增重率、特定生长率分别较空白组提高2.53%、7.13%、4.23%，饵料系数较空白组降低8.38%，表明添加乳酸菌可以一定程度地提高对虾幼虾的生长性能和消化酶活性。

1.4对致病菌的抑制作用

乳酸菌能有效调整水产动物肠道的菌群平衡，通过营养竞争、附着位点竞争或分泌抗生素细菌素等毒素杀死或抑制病原微生物，增强抗感染能力，调节机体肠黏膜的免疫活性，提高动物遭受病害侵袭时的存活率。Gatesoupe（1999、1994）研究表明，乳酸菌可以提高大菱鲆抵抗致病性弧菌的能力。陈营等（2006）体外试验发现，从健康牙鲆肠道中分离得到的多种乳酸菌，对弧菌均有抑制作用。杨莺莺等（2005）研究表明，乳酸杆菌及其代谢物质（如乳酸菌肽、细菌素、乳酸、过氧化氢、乙酸）对弧菌具有协同抑制作用。周海平等（2006）为探明乳酸杆菌（Lac-tobacillus．spp）LH对水产养殖病害的生物防治功能，采用试管稀释法和平板抑菌圈检测法，探讨了乳酸杆菌代谢产物对沙蚕弧菌、哈维氏弧菌、溶藻弧菌、副溶血弧菌、漂浮弧菌的抑制能力，结果表明，乳酸杆菌LH对病原弧菌具有良好的抑制作用。杨勇（2006）研究证明，乳酸菌代谢产物对鳗弧菌的生长具有非常显著的抑制作用，该代谢产物对鳗弧菌的抑制效率在90%以上。窦晓明等（2007）研究表明，3株乳酸菌（命名为A-1，A-2，A-3）胞外产物对副溶血弧菌有较强的抑制作用。

2乳酸菌的作用机理

目前可将乳酸菌促进动物生长和免疫作用机制分为两种：一是直接作用，即菌体本身及其活性代谢物对有害物质的黏附或者降解；二是间接作用，即乳酸菌通过调节肠道菌群及其代谢酶活性，调节机体免疫活性及机体部分酶活性等方式起到间接益生作用（任大勇等，2011）。

2.1提供营养物质，直接促进生长

乳酸菌能产生B族维生素，包括叶酸、生物素、维生素B6和维生素K等，能够直接为宿主提供必需的营养物质，促进动物生长（王玉堂，2009）。此外，乳酸菌的酸性代谢产物能加强肠道蠕动，有利于养分的消化吸收（张力和郑中朝，2000）。

2.2产生抗菌物质

在乳酸菌的生长代谢过程中能产生有机酸、过氧化氢等抗菌物质来达到抑制致病菌和外源病原菌生长的目的（El-Dakar等，2007；Balcazar等，2006）。

2.3调节肠道微生态平衡

乳酸菌能防止病原菌在肠上皮细胞表面附着、定植并入侵肠道细胞，这种机制被称为“黏附抗性”（黄庆生和王加启，2002）。乳酸菌在肠道内，可通过竞争致病菌的吸附位点抑制有害病原微生物生长，来调节水生动物肠道微生态平衡和免疫反应（Chabrillon等，2005；Vine等，2004）。

2.4对免疫系统的影响

Ouwehand等（1999）给出了摄入益生素对免疫系统刺激作用的可能途径：抗原性物质通过淋巴结集中的连滤泡上皮，进入淋巴组织。通过途径有两种：一是微生物代谢产物或碎片作为小分子抗原直接通过普通上皮细胞或者透过上皮细胞间的紧密连接缝隙；二是微生物细胞本身由微褶细胞（M-Cell）通过胞饮作用传送给位于M-Cell包囊中的巨嗜细胞等。抗原进入淋巴组织后，或由抗原提呈细胞处理后或直接交给淋巴细胞，产生相应的免疫应答。

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[关键词] 酶联免疫吸附法 水产养殖 实际应用办法 生物科技

[中图分类号] S942 [文献标识码] A [文章编号] 1003-1650 （2016）04-0290-01

作为现代化的检测技术，酶联免疫吸附法即将酶复合物与抗原（或抗体）有效结合，通过显色变化测定病原菌。由于抗原（抗体）在结合到固相载体表面后仍具免疫活性，抗体（抗原）与酶的结合物仍能保持二者的活性，结合物与相应抗原（抗体）反应后所结合的酶仍能催化底物生成有色物质其含量根据结合物颜色深浅易于测定，故而使得ELISA具有选择性优良、高灵敏、数据客观可靠、结果准确、实用性强的优点。

1 酶联免疫吸附法

1.1 酶联免疫吸附法的测定原理

酶联免疫吸附法基本原理：根据抗原或抗体具有特异，通常选取可溶性抗原或抗体结合到固相载体上，一般采用固苯乙烯作为固相载体，此过程保持抗原抗体具有免疫活性。在固相载体上使抗原或抗体与另外一种酶结合，成功结合的产物即具有酶的活性又具有抗原抗体的免疫性。测定时，将待测物于已经用酶标记好的抗原抗体反应，时间不需要很长，然后将固相载体上的结合物洗涤，主要是将待测物于酶抗原抗体结合的产物分离出来。然后加入酶催化，被酶催化生成有色产物，故而可根据颜色变化情况进行分析，由于酶的催化效率很高，因此酶联免疫吸附法能够达到很高的准确率。

1.2 酶联免疫吸附法的方法及其操作

尽管至今酶联免疫吸附法的检测方法的分类仍没有一个准确权威的定论，但是无论采用怎样的形式进行检测，均需要在试剂的帮助下完成，具体为酶反应的底物、免疫吸附剂、被酶标记过的抗体或抗原，其中免疫吸附剂主要是将抗原或抗体与固相载体结合的产物。在确定检测试剂后，依据检测样本性状差异，选择不同的检测方式进行，目前该种检测技术现存方式较多，其中以下几点最为常见：其一，双抗体夹心法。结合特异性抗体与固相载体，形成固相抗体：洗涤未结合抗体及杂质，用BSA进行封闭。洗涤除去多余的BSA，加受检标本，与固相抗体接触反应，形成固相抗原复合物，而后洗涤除多余杂质。最后加酶标抗体，使固相免疫复合物上的抗原与酶标抗体结合并彻底洗涤未结合的酶标抗体并根据颜色深浅进行定量测量；其二，双位点一步法。该种检测方法针对抗原检测，依据抗原分子的决定簇不同，分别对其单克隆抗体进行标记，形成霉变抗体与固相抗体，将两种抗体同步检测，通过将其并作一步完成检测操作；其三，间接法测抗体。该种检测方式，主要借助抗原的特异性，通过固相抗原的形成，去除检测物质中的杂物，以及没有完成结合的抗原。（4）其余的检测方法还有竞争法、捕获法测IgM抗体。

1.3 酶联免疫吸附法的特点

与过去经典的生物化学检测方法相比较，酶联免疫吸附法由于其检测限可达ng甚至pg，故而具有灵敏度高的特点；而且，它还具有特异性很强的抗原抗体免疫反应，这就使得那些结构类似物、有色或荧光物质对检测的干扰会变得很小，大大提高了结果的准确性；最后，本着绿色实验思想，这种灵敏度高，可以利用低浓度的标准品和少量的有机溶剂就能得到精准实验结果的方法，无疑能够大大减小试剂对环境和实验人员的污染和危害。

2 水产养殖中的的酶联养殖吸附法应用

2.1 致病病原菌的检测

近年来，致病微生物严重影响着水产品养殖行业的发展，下面我们就来说一下水产品中致病微生物。水产品的致病微生物无非分为两种，一种是自身携带细菌：溶血性弧菌和甲肝等都是水产品中致病微生物导致的。一种是人为污染导致细菌滋生：通过人体或动物肠道消化产生的粪便排放到水中导致细菌污染。伴随生物技术的不断完善，水产品致病微生物的检测面临新的发展机遇，生物检测技术日益准确、快捷、操作简单，现对当前应用较为广泛的PCR技术加以分析。

PCR技术：该技术三大核心要素是DNA、四种脱氧核糖核苷酸和引物，在DNA聚合酶的作用下，快速复制翻译目标DNA，此方法可以在试管中操作，因此操作方便，由于反应速度非常快，短时间内就能复制数十万想要的目的基因或DN段，无需进行DNA克隆就能达到目的。此项技能已经应用于生物各个领域，比如DNA检测，基因分离，DNA分析，同样也应用于水产品中致病微生物的检查

2.2 水产品安全检测

我国采用的ELISA氯霉素试剂盒线形范围在50ng/kg～1350ng/kg，定量检测下限为100ng/kg，而水产品组胺的FDC和EEC最大允许量为100mg/kg～200mg/kg。ELISA法测定组胺始于1983年，之后方法不断完善，如Neogen组胺试剂盒，运用该试剂盒检出速度非常快，35min快速检测，且限达2.5mg/kg，检测结果不受样品盐分干扰，且直接用水相进行样品的前处理，避免有机试剂的污染。

结语

可见ELIS的应用范围十分广阔，而其在水产养殖中应用的效果尤为突出，它不仅是革新了传统的方法，也修正了原有检测方法耗时长、成本高、环境负担大的问题。ELISA操作简捷、快速，低污染、高效率，在水产养殖中大有可施为的地方。

参考文献

[1]方平，李英文.酶联免疫吸附法在水产养殖中的应用[J].水利渔业，2004，第1期：12-14.

篇5

关键词：高效微生态制剂；绿藻；蓝藻；硅藻

中图分类号：S816.79 文献标识码：A DOI 编码：10.3969/j.issn.1006-6500.2014.10.018

Effects of Efficient Microbial Ecological Agents Added to the Algae Structure in Fish Ponds

SHI Hong-yue1， GUO Yong-jun1， ZHOU Ke2， ZHANG Feng-feng2， XIE Feng-xing2 ， SUN Xue-liang1， CHEN Cheng-xun1， LI Yin-chang1

（1.College of Fisheries， Tianjin Agricultural University， Tianjin Key Laboratory of Aquaecology and Aquaculture， Tianjin 300384， China； 2.Tianjin Research Center of Agricultural Biotechnology， Tianjin 300192， China）

Abstract： Effects of the ponds' algae species and quantities were studied through adding efficient microbial ecological agents into the ponds. The results showed that the efficient microbial ecological agents had marked inhibitory effect to the propagation of Cyanobacteria which is the dominant algae in the fishpond and obvious promotion to the propagation of Chloroophyta and Bacillariophyta. The Chlorococcus. sp， Cyclotalia sp， Scenedesmus sp， Nietzsche sp etc became the dominant algae while the water color was in good condition such as light green ，brown. The efficient microbial ecological agents had inhibitory effect to the euglena of the flagellate group and no obvious effect to the Cryptophyta. Microcystis. sp，Anabaena. sp，Oscillatoria. sp of Cyanophyta etc were dominant algae. Besides，the Shannon-Wiener index and the Pielou evenness index of algae in the control pond were lower than those in experimental pond. Therefore， efficient microbial ecological agents maintained algal biodiversity in the ponds by effectively restricting the growth of Cyanophyta. It also increased the algal types to be digested and absorbed by fish while played a positive role in controlling the algal structure of fish pond.

Key words： efficient microbial ecological agents； Chlorophyta； Cyanophyta； Bacillariophyta

浮游植物是水域生态系统的初级生产者，在物质和能量流动中占有十分重要的地位，是池塘养殖鱼类的优质饵料。高放养密度和高强度投饵易导致大量排泄物及残饵等的沉积，并极易由此造成池塘水体N、P及有机物的严重污染，引发有害藻类（如微囊藻）的大量增殖，进而影响鱼类生长[1]。

随着人类对水产品需求的不断增加，野生水产品早已不能满足人们的需求。农业、工业规模化和集约化的快速发展，以及各种污水的排放，使得水产动物的健康养殖面临严峻挑战。而抗生素和抗菌药物等的长期使用，已造成诸如细菌抗药性耐药基因的转移、水产品中药物残留等不良后果。微生态制剂作为一种新兴的技术手段在水产养殖中得到越来越广泛地研究和应用。目前应用于净化养殖水体的微生态制剂主要有光合细菌、硝化细菌、芽孢杆菌、蛭弧菌，以及复合微生态制剂等[2-4]，这些应用于生产的水质微生态制剂对水体无毒副作用，可以改善水体生态环境，具有广阔的应用前景[5]。

现阶段，关于微生态制剂对池塘水质、底质环境的改善的研究较多[6-8]，对于浮游植物的影响主要集中在虾池的研究[9-11]，而针对鱼池的研究并不多见[12-13]。

本研究以池塘藻类作为水产养殖系统中菌群变化的标志物，选取1种高效微生态制剂（光合细菌、高效反硝化细菌和解淀粉芽孢杆菌为主的复合制剂），对其对池塘藻相的影响进行评价，为进一步研究微生物制剂对池塘水体藻类的变化提供依据。

1 材料和方法

1.1 试验场

试验在天津市西青区益利来水产公司进行。所用池塘共三口，两口试验池塘，一口对照池塘，面积为0.6～0.67 hm2，水深1.5 m。试验塘全池泼洒高效微生物制剂（粉状，天津市农业科学院生物中心提供，光合细菌、解淀粉芽孢杆菌、反硝化细菌混合菌剂），活菌浓度稳定在每毫升（克）20亿以上，用量1.5 mg・L-1，对照塘不添加，试验时间为2013年8月11日―23日，共14 d。样本采集在9：00―10：00进行，每隔2 d采样1次，连续采集7次，第1次采集完立即泼洒高效微生态制剂，试验期间只有第1次泼洒高效微生态制剂，其他时间不泼洒，池塘主养鲤鱼，搭配异育银鲫，试验期间不换水，在高温闷热天气适量开放增氧机，尽量保证试验中所有其他试验条件一致，试验期间水温27～28 ℃。

1.2 试验器材

25#浮游生物网、采水器、浮游生物沉淀器、计数框、定量滴管、试剂瓶、玻璃管、洗耳球、显微镜、乳胶管、标签纸、甲醛固定液、鲁哥试剂等。

1.3 藻类采集与处理

1.3.1 藻类采集 在池塘上风处和下风处分别选取1个采样点，在水表面下25～50 cm处采集水样500 mL，将两瓶水样混合在一起。藻类的定性水样用25#浮游生物网采集，使用5%的福尔马林试剂固定保存。藻类的定量样品使用采水器采集1 L水样，加入15 mL鲁哥氏液固定后静置24 h，使用内径为3 mm的橡胶管，连接上吸耳球，通过虹吸的方法将沉淀上层清液慢慢吸出，把剩余的沉淀物倒入定量瓶中，浓缩至100 mL，用浮游植物计数框镜检计数。

1.3.2 藻类计数 上下摇晃水样，将浓缩后的水样充分混合，然后吸出0.1 mL水样置于计数框内（表面积为20 mm×20 mm），在400倍显微镜下观察计数，每瓶标本计数2片取平均值，每片大约计算100个视野，每一个样品至少计数2次，保证每次的计数结果不大于这2次的计数均值之差的±10%。

1.3.3 藻类的定量定性以及数据的分析 在光学显微镜下对藻类进行定性分析，参考《中国淡水藻志》[14]和《水生生物学》[15]对藻类的种类进行鉴定，采用浮游生物计数框对池塘中藻类进行定量分析，浮游藻类计数是在光学显微镜下进行的，采用视野计数法，从而得到该藻类生物量。1 L水中浮游植物的数量（N）的计算公式为：

N=C×V×PN/FS×FN

式中，C为计数框面积（mm2）；FS 为每个视野框面积（mm2）；FN为每片计数过的视野数；V为1 L沉淀浓缩后的水样体积（mL）；U为计数框的体积（mL）；FN为通过实际数出每片计数框的浮游植物的个数。

关于生物量的换算，考虑到浮游植物中不同种类的个体大小极为悬殊，以个体数不能反映水体浮游生物的真实丰歉情况，且浮游植物个体微小，一般无法称重，所以生物量较数量更能反映水体中浮游植物的现存量，不同水体的数据也更具有可比性，因此计算出的数值应该按照湿重换算成生物量。湿重通常按体积计算，由于浮游植物大豆悬浮于水体中生活，其密度应该近于其所在水体的密度，因此，体积值（μm3）可直接换算成质量值（10 μm3=1 mg），本试验根据《水生生物学》[16]查表进行换算。查出某种藻类个体重量的平均值，然后乘以1 L水中该藻类数量，即可得知1 L水中这种藻类的生物量。

采用 Shannon-Wiener 和Pielou[16]公式对藻类多样性和均匀度指数进行测定，其计算公式为：

H' = -∑PilnPi

J = H'/lnS

式中，J为种类均匀度；H为藻类多样性指数；Pi为第i种的个体数与总个体数的比值；S为样品中的种类总数 。

最后的数据分析用STATISTICA6.0软件进行分析。

2 结果与分析

2.1 藻类种群组成

2.1.1 藻类种类 试验期间：试验塘与对照塘藻类分别为试验塘5门43属，对照塘5门38属。其中绿藻分别为25属和18属，硅藻分别是7属和4属，蓝藻分别为9属和14属，裸藻分别为2属和1属，隐藻为1属，其他藻类种类较少。与对照池塘比较，试验池塘中的绿藻、硅藻的种类和数量均得到增加，蓝藻的种类数量下降，其他藻类由于数量较少而变化不是很明显。

2.1.2 藻类优势种变化 试验的前期，试验池塘与对照池塘的优势藻种均为蓝藻，为46.8%和53.5%，绿藻占41.5%和41.6%，试验池塘硅藻数量优于对照池塘，为9.1%和1.5%，裸藻和隐藻数量少，试验中后期，试验塘藻类发生明显变化，优势种由蓝藻转变为绿藻，其中以栅藻（Scenedesmus）、绿球藻（Chlorococcum）、实球藻（Pandorina）、盘星藻（Pesiastrum）、空星藻（Coelastrum）、十字藻（Crucigenia）、衣藻（Chlamydomonas）和硅藻中的舟形藻（Navicula）、菱形藻（Nitzschia）、小环藻（Cyclotella）等作为优势种，绿藻在池塘中维持的时间比较长，水体稳定，水色呈现黄绿色或者浅绿色。而对照塘中藻类以鱼腥藻（Anabaena）、微囊藻（Microcystis）、颤藻（Oscillatoria）等为优势种，水色表现为深蓝绿色，池塘下风处有油状薄膜，形成一定的水华现象。

2.2 池塘藻类数量变化

对浮游藻类定量样品进行分析，得到池塘藻类总量随时间变化特征（图1）。

从图1中可以看出，对照塘与试验池塘中藻类总量都有不同程度的增长，对照塘藻类平均增加幅度小于试验池塘，对照池塘与试验池塘藻类数的增加量分别为17.06%和2.36%。可见试验池塘藻类数量增长幅度明显高于对照池塘。

2.3 藻类的均匀度与多样性

试验池塘中的藻类Pielou均匀度指数（J'）和Shannon-Wiener指数（H'）的变化见表1。通过数据分析，前期试验塘比对照塘多样性指数略低，中后期试验池塘的藻类多样性指数变化范围在2.64～2.8之间，池塘中藻类多样性得到明显的提升。而对照池塘中藻类的多样性指数在2.47～2.59之间，藻类的多样性指数比较低，均匀度指数也相对低。

2.4 微生物制剂对不同藻类的影响

为了更好地解释高效微生态制剂对蓝藻类、绿藻类，硅藻类及隐藻和裸藻类等的繁殖所产生的影响，在此对不同藻类的数量以及所占的比例进行具体分析，得到池塘5个门藻类总量随时间变化特征。在分析过程中还发现，其中裸藻和隐藻的数量变化幅度较大，有很大的不稳定性，分析其原因可能与其本身的种群量过低有关，可能是水体物理化学因子的变化导致其迅速作出反应，故本试验对裸藻和隐藻不做具体分析，只对池塘中种类丰富、数量相对较多的蓝藻、绿藻和硅藻做详细分析。

2.4.1 蓝藻变化 通过图2可看出，试验池塘蓝藻数量最低值为30.1%，而对照池塘蓝藻数量上升为56.2%，对比发现微生态制剂对池塘中蓝藻有明显的抑制作用，同时蓝藻门中的部分藻类接近消失，蓝藻的种类减少，不再是池塘中的优势种。

2.4.2 绿藻变化 微生物制剂对试验池水体绿藻类的种群结构产生了较好的影响。本试验中，通过图3可看出，在投放微生态制剂后，试验池塘绿藻数量呈现明显的上升趋势，由开始的41.5%上升到最高值56.5%，成为池塘中的优势种，对照池塘中绿藻数量由开始的41.6%下降至38.6%，试验池塘中实球藻、空星藻、鼓藻等优势藻类均为绿藻，其种类多，数量均衡。

2.4.3 硅藻变化 通过图4可看出，试验池塘中的硅藻类总量开始时就高于对照池塘，但是加入高效微生物制剂后仍呈现上升趋势，试验池塘由开始的9.1%上升到11.2%，对照池塘中硅藻数量无明显数量变化。在对照塘中，由于蓝藻的大量增殖，抑制了硅藻的生长，在试验池塘中，蓝藻的繁殖得到有效抑制，其他藻类的繁殖得到了不同程度增加，试验池塘中硅藻类的优势种变为小环藻（Cyclotalia）和菱形藻（ Nitzschia） 。

2.4.4 裸藻、隐藻等其他藻类变化 鞭毛藻类中的裸藻、隐藻，其数量仅在3%以下。且在试验期间随着藻类总量的增长其数量也有一定的增长，在采样定量定性分析时其数量变化幅度较大，并且始终作为一个小群体存在，关于微生态制剂对其变化尚未得到规律性的变化趋势。

3 讨 论

藻类在池塘养殖的微生态系中占重要作用。试验表明，在试验池塘中投放高效微生态制剂后池塘中藻类的种类发生了明显的变化，试验中蓝藻的种群繁殖得到了限制，前期蓝藻占主要优势，中后期绿藻成为优势种。原因可能是水体中的有机物被高效微生态制剂所降解，水体中饲料残渣等有机物减少，水中溶氧升高，酸碱度波动降低，水体透明度增加[13]。试验池塘中藻类多样性指数较对照池塘得到了显著的增加，群落结构稳定。

蓝藻在水产养殖中被称为有害藻类，对照池塘中鱼腥藻、微囊藻、卵形藻居多，微囊藻作为池塘水体富营养化的标志性藻，它的出现说明对照池塘中水体富营养化严重。尤其是在微囊藻类大量的繁殖难以被鱼类和浮游动物消化利用，同时抑制了其他有益藻类的生长和繁殖。等到微囊藻死亡后又会释放出大量的毒素并且消耗水中的氧气，造成鱼类缺氧死亡。泼洒微生态制剂可有效地提高池塘的水质环境，改善蓝藻占有优势的高温、低氧等条件，使其它藻类得以大量的增长，蓝藻数量有所下降。

中后期蓝藻数量所占比例降低到40%以下，试验池塘中蓝藻的数量在55.0%以上，对照池塘蓝藻大量增殖而试验池塘蓝藻的数量逐渐减少。研究表明[17]，由于蓝藻在池塘中一直存在，不能被鱼类消化，且部分种类还可以产生毒素，引起鱼类中毒，造成鱼类患病、呼吸困难引起缺氧死亡等。如果蓝藻在池塘中占绝大多数，大多数蓝藻的代谢产物对其他藻类繁殖具有异型拮抗的作用，其他藻类的繁殖受到抑制。因此，蓝藻在池塘中优势种类少，群落结构单一，造成了其群落的不稳定。

试验后期，试验池塘中绿藻种类仍然很多，不同的藻类数量相对平衡。绿藻作为水生动物的优质饵料，有的可以直接作为鱼类的饵料。由生物多样性可知，如果水体中存在大量的舟形藻、直链藻、脆杆藻等以及带鞭毛的绿藻和鼓藻时，说明水质稳定。可见高效微生态制剂使得池塘中的藻类组成复杂化，试验池塘中藻类组成优于对照池，且对鱼类有益的绿藻类占有明显的优势。

试验中后期，试验池塘内的相对较小型类硅藻，如小环藻、菱形藻等，在泼洒高效微生态制剂后优势逐渐增加。由此推断，加入高效微生态制剂，改变了池塘中的营养盐组成和硅藻的种群结构，也可能与硅藻类本身是小型藻类有关系。Andresson等[18]认为在小水体中（河流、湖泊等），其中的小型藻类的繁殖是水质净化的标志性指示物，还有研究认为池塘中藻类的小型化可能受到滤食性鱼类对大型藻类的摄食压力的增加，改变了微小型藻类的繁殖[19]。

8月中旬正处于炎热的夏季，正是池塘中藻类繁殖旺盛期，对照池塘中藻类种类不多但生物量较丰富。可见向池塘中泼洒高效微生态制剂，池塘中藻相得到有效的调节。李卓佳等[20]通过使用以芽孢杆菌为主的复合微生物来抑制蓝藻的过度繁殖有明显的效果。庄惠如等[13]和赵巧玲等[17]发现通过泼洒光合细菌可以抑制蓝藻过度繁殖，这与本试验研究结果一致。试验池塘中蓝藻的生长受到了限制，但是绿藻、硅藻却得到了有效的繁殖，其中在试验池塘绿藻的种类和生物量均比较丰富。原因可能是有益微生物菌在夏季高温池塘中占据优势，池塘中有机物较丰富，从而加速了有机物的降解和转化，池塘内的营养盐得到了有效循环。

藻类和细菌间通过物质的传递营养和代谢等密切相关。在水产养殖中，藻相越复杂，水质越稳定，菌类在维持藻类生物量和控制水华中起着非常重要的作用，它可以通过分泌胞外物质，同藻类争夺营养物质等方式抑制藻类的生长繁殖，或者分解藻类来维持水产养殖中的物质循环[21]。有研究表明，可以通过利用微生物制剂来控制水体富营养化[22]。池塘中的藻类可以通过利用水体中的N、P等营养物质来降低水体中的NH3-N。试验也表明，高效微生物制剂控制池塘中蓝藻过度繁殖所导致的水体富营养化具有良好的研究和开发前景。

4 结 论

综上所述，池塘泼施高效微生态制剂后，藻类的变化如下：（1）可以作为鱼类饵料的藻类增加，降低了饵料系数； （2）蓝藻的繁殖得到有效的限制，减少了水华的发生；（3） 绿藻和硅藻得到了有效的繁殖，池塘中的藻类均匀度指数和多样性指数增加。

水体藻相变化除受微生物菌群影响外，还取决于水中的化学因子、温度、光照时间、蚤类和枝角类的数量和种类。水体藻类处于一个动态平衡中。浮游动物和滤食性鱼类的取食以及水环境的变化都影响着藻类的繁殖。同时，现在雾霾天气严重，对于水体中的鞭毛藻类活动影响很大，这也影响了藻类的光合作用。总之，高效微生物制剂可以维持水体优势种类藻类的种群，降低蓝藻等有害性藻类的生物量，提升了池塘水体的安全性。由此得出，高效微生态制剂可以达到维持鱼塘藻相平衡，抑制蓝藻的目的，在一定程度上降低了饲料的饵料系数，提高了鱼产力。

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篇6

1.1地表水中的抗性基因污染随着人类社会的不断发展，畜牧养殖、污水处理等人类活动对于地表水中抗生素抗性基因污染的影响日益显著。虽然污水处理厂的处理工艺能够去除一部分抗性基因，但是仍有大量抗性基因随出水排入地表水中。近年来，研究人员在江河湖泊等地表水中检测出大量的抗生素抗性基因。Pruden等[22]检测出美国南拉普特河从上游至下游中(人类活动呈递增梯度)sul1抗性基因的含量大幅度增加，深入研究后发现sul1含量与上游河岸的动物养殖厂及污水处理厂数目成正相关。Chen等沿珠江流域至珠江河口(人类活动影响呈递减梯度分布)检测江水中的四环素类抗性基因(tetA、tetC、tetH、tetB、tetM、tetO、tetW抗性基因)的含量，发现珠江流域检测到四环素类抗性基因的频率与种类都明显高于珠江河口地区。Ling等在中国南方北江河中检测出2种磺胺类抗性基因和7种四环素类抗性基因，其中磺胺类抗性基因中sul1的含量比sul2高，其平均值分别为1.41×10-2和1.58×10-3copies•(16SrDNA)-1；四环素类抗性基因中tetG的出现频率最高(100%)，tetC的含量最高，其浓度在8.30×10-2到13.20copies•(16SrDNA)-1之间变化。Jiang等利用PCR技术在黄浦江中检测到2种磺胺类抗性基因(sul1、sul2)、8种四环素类抗性基因(tetA、tetB、tetC、tetG、tetM、tetO、tetW、tetX)和1种内酰胺类抗性基因(TEM)，并利用实时定量PCR技术检测出这11种抗性基因的含量在3.66×101copy•mL-1(tetB)到1.62×105copy•mL-1(sul2)之间变化。Luo等在中国海河中也检测出磺胺类抗性基因和四环素类抗性基因，同样，磺胺类抗性基因的检测频率与含量都高于四环素类抗性基因。其中，sul1抗性基因含量为(7.8±1.0)×109copies•g-1，sul2抗性基因含量为(1.7±0.2)×1011copies•g-1。Stoll等在德国的莱茵河和澳大利亚的布里斯班河中均检测出多种抗生素抗性基因，磺胺类抗性基因的检测频率最高，其中sul1检测频率(98%)稍高于sul2(77%)。在水产养殖业中大量添加的抗生素，一部分不能被鱼类吸收而直接排入到水体中，另一部分被鱼类吸收后在其体内诱导出抗性菌株，随粪便排入水体，所以在水产养殖区水体中亦存在大量抗性基因。Gao等在天津地区的水产养殖场中检测出多种抗性基因(tetM、tetO、tetT、tetW、sul1及sul2)。此外，磺胺甲基恶唑抗性细菌占63.3%，四环素抗性细菌占57.1%，这说明有一部分细菌呈多重抗性。Liang等在鱼塘中的大肠杆菌菌群中发现其中91.5%的大肠杆菌都含有抗性基因，86.1%的大肠杆菌含有两种以上的抗性基因。DiCesare等在地中海沿岸的养鱼场中也发现了tetM、tetO、tetL、tetK、ermB、ermA和ermC等多种抗性基因，但该渔场并没有在饲料中添加任何抗生素，这说明该渔场中的抗性基因可能是由于海水养殖促进了抗性基因的水平转移。Reboucas等在巴西的一个养虾场中也发现了对氨苄青霉素和四环素均具有抗性的致病性弧菌。除此之外，在越南、泰国、韩国、印度、埃及等其他国家的水产养殖水域中也都检测到抗生素抗性基因。以上研究表明，全球地表水体中含有数目“可观”的抗生素抗性基因，其中四环素类抗性基因和磺胺类抗性基因尤其居多，这可能和相应抗生素的大量使用及其在环境中的残留有关。虽然环境中本来就存在抗生素抗性细菌，但是环境中抗性基因的急剧增加主要是由于人类大量使用抗生素而对环境造成了巨大的选择压力。总之，地表水体已经成为了环境中抗生素抗性基因的一个主要基因库。

1.2地下水中的抗性基因污染由于动物养殖场污水池及土壤中的抗性基因随着土壤的渗透作用使得地下水中也开始检测出抗性基因的存在。Koike等从2000—2003年连续3年分别在两个养猪场的周围打井检测其地下水中的四环素类抗性基因，发现地下水中含有7种四环素类抗性基因。通过对养殖场污水池和地下水中发现的抗性基因序列的比较分析，发现两者几乎一致，这说明地下水受到了养猪场污水池的影响，其抗性基因主要来自于污水池。近年来，地下水也已经成为了抗性基因的众多基因库之一。

2抗生素抗性基因在环境中的传播与潜在风险

从上述不同抗性基因的基因库来看，不难发现各个基因库之间各有联系，人类、动物与生态环境之间形成了一个循环(图1)，使得抗生素抗性基因在其中不断循环、积累。人类在广泛使用大量抗生素治疗疾病时，由于抗生素的选择性压力，使其在人的肠胃及尿道中诱导出含有抗性基因的细菌。此外，肠胃细菌之间、肠胃细菌与经过肠胃的细菌之间，抗性基因都能够进行水平转移，又进一步增加了人体内抗性基因的含量。相似的，为了提高家禽养殖业、牛羊畜牧业以及水产养殖业的出产率，人们在饲料中大肆加入抗生素，这在各种动物体内同样会诱导出相应的抗生素抗性基因。体内含有抗性基因的动物被加工成肉类食品或者奶制品后，其中的抗性基因通过食物链又可进入人类体内。研究发现，一些养殖场内的空气中也含有抗性基因或抗性细菌，当养殖场工作人员吸入养殖场内的空气时，抗性基因或抗性细菌就会随空气一起进入人体。此外，如果人与动物直接接触，动物体内的抗性基因或抗性细菌也能直接进入人体。随后，人与动物体内的抗性细菌与抗性基因随着排泄物一起进入自然环境中。一部分排泄物进入污水处理厂(同时进入污水处理厂的还有医疗废水)，污水处理厂是抗性基因传播的重要中转地，污水处理厂中的处理工艺只能去除一部分抗性细菌与抗性基因，但是大部分抗性细菌和抗性基因不能被去除，甚至某些污水厂出水中抗性基因含量高于污水厂进水，这些抗性基因都随污水厂出水排入自然水体中，增加了污水处理厂下游水体的抗性基因含量。另一部分排泄物被用作肥料进入土壤生态系统，使排泄物中抗性基因转移到土壤菌株之中。而污水厂出水部分回用灌溉农田以及污泥堆积施肥更增加了土壤生态系统中的抗性细菌与抗性基因的含量，土壤中的抗性基因能够水平转移到庄稼等农作物中，这些农作物被加工成为农产品后又通过食物链进入人类体内。由于降雨等原因产生的地表径流会使土壤中的抗性细菌和抗性基因进入到地表水体中，而土壤系统的渗透作用使得地下水中也含有数量“可观”的抗性基因。如果这些地表水体或者地下水体被用来作为饮用水水源，虽然给水处理工艺能灭活部分抗性细菌和抗性基因，但仍有大部分抗性基因会随饮用水进入人类体内。从抗性基因在环境中的循环传播过程不难看出，抗性基因会在人体内积少成多，增强了人体细胞的耐药性，对人体健康和生态安全构成巨大威胁。在美国，由耐甲氧西林金黄色葡萄球菌引起的感染病每年的致死人数比艾滋病、帕金森症以及杀人犯的总和还要多。当致病菌获得多重抗性基因后，就既具有致病性又具有多重耐药性，对人体具有极大的危害。最典型的就是含有NDM-1基因的超级细菌，曾引起世界范围内的恐慌。所以，加紧研究去除环境中的抗生素抗性基因的处理方法成为当务之急。

3抗生素抗性基因的去除技术

虽然国内外关于抗生素抗性基因在环境中的来源与传播途径的研究很多，但是关于抗性基因的去除技术的研究却很少。近年来，随着抗性基因污染情况越来越严重，一些研究学者们也在探索污水与给水处理厂中不同处理工艺对抗生素抗性基因的去除效果，以期能以最佳的工艺组合方式去除最多的抗性基因。

3.1厌氧/好氧污泥消化处理工艺污水处理厂是抗生素抗性基因最主要的一个储库，所以污水处理厂的处理工艺将是去除抗生素抗性基因的关键所在。事实上，尽管污水处理厂出水中仍含有抗性细菌和抗生素抗性基因，但绝大多数(>99%)的抗性细菌及抗生素抗性基因存在于污泥沉积物中。近几年，研究发现污水处理厂中的污泥消化工艺对于降低污泥中抗生素抗性基因的含量有着良好的效果。Ghosh等研究了高温(50~60℃)和中温(35~37℃)两相厌氧消化系统对四环素类抗性基因的去除效果，发现高温厌氧系统对tetA、tetO、tetX有很好的去除效果，其中tetX的去除率分别达到了85%~99%，而tetA和tetO的去除率也有50%~80%;而在中温厌氧消化阶段对抗性基因的去除效果并不明显，tetA含量甚至出现了反弹。这一结果显示抗性基因的去除效果可能与操作温度有关。随后，Diehl等研究了不同温度(22、37、46、55℃)下厌氧或好氧消化对污泥中抗生素抗性基因的去除效果。在厌氧条件下，37、46、55℃下抗性基因显著减少，并且去除率随温度的上升而增大；而在好氧情况下(平均水力停留时间为4d)四环素类抗性基因的含量并没有明显降低。Ma等进一步比较了高温和中温厌氧系统对抗性基因的去除效果，结果显示高温厌氧系统在去除ermB、ermF、tetO、tetW等4种抗性基因的效果确实优于中温厌氧系统，但是对于其他抗性基因的去除效果，高温厌氧系统并没有明显优势。Miller等也发现高温和中温厌氧消化系统都能降低sul1、sul2抗性基因和int1整合子的含量1到2个数量级，只是中温厌氧消化系统对tetO和tetW去除效果不理想。Ma等认为高温消化反应器之所以能够更有效地去除抗生素抗性基因，一方面是因为更高的温度有利于促进生化反应的进行，另一方面是因为高温消化系统中菌群组成结构与中温消化系统有所不同，而后者起决定作用。此外，污泥龄也影响抗性基因的去除效果，比较两种不同污泥龄的中温消化系统，污泥龄为20d的消化系统对抗性基因的去除效果明显好于污泥龄为10d的消化系统，这一结果与Xia等的结论相一致。虽然Diehl等在试验中认为好氧消化不能显著去除抗生素抗性基因，但Burch等认为Diehl等的试验设计不完整，因为试验中4d的平均水力停留时间过短，如果抗性基因的半衰期大于4d，即使好氧消化系统能有效去除抗生素抗性基因也无法检测。因此，Burch等设计试验的水力停留时间为40d，结果显示在半连续流条件下对ermB、sul1、tetA、tetW的去除率达到了85%~98%，但是int1含量却没有显著变化，而tetX含量增加了5倍，这可能是由于好氧消化系统对含有int1和tetX的细菌细胞具有选择性。因此，污水处理厂中的污泥消化工艺在降低抗生素抗性基因含量方面具有潜在的前景，耗氧量、温度、污泥龄及水力停留时间等都是影响其去除效果的重要因素，而怎样调整这些影响因素以达到最佳的去除效果在未来值得进行深入的研究。

3.2人工湿地处理工艺人工湿地是一种新型的污水处理设施，一般位于生物处理或者化学处理设备之后，用作二级或者三级处理，由于其工艺简单、经济、高效，适用于人口较少的小规模处理，现已被广泛应用于处理城镇污水。大量研究已经证明，人工湿地对污水中的有机物、细菌、抗生素、药物及个人护理品(PPCPs)均有较好的去除效果。但目前关于人工湿地对抗生素抗性基因的去除效果的研究还较少。Chen等调查了杭州及周边农村地区的污水处理厂，发现应用人工湿地能有效改善对抗性基因的去除效果，在多重厌氧生物过滤处理后添加一道人工湿地处理工艺能去除2个数量级左右的抗性基因，而仅应用多重厌氧生物过滤对抗性基因去除效果很小，这说明人工湿地在去除抗性基因方面具有重要作用。随后，Chen等比较了污水处理厂中生物曝气滤池、紫外消毒及人工湿地3种处理方式对抗性基因的去除效果，发现人工湿地的去除效果最好，能降低1到3个数量级的抗性基因，生物曝气滤池只能降低0.6到1.2个数量级的抗性基因，而紫外消毒后抗性基因基本没有变化。但是，Anderson等在对加拿大马尼托巴省某人工湿地调查后发现，出水中只有blaSHV抗性基因的含量有较大幅度的降低，而其他抗性基因含量几乎没有明显降低，这可能是由于人工湿地去除含有blaSHV基因的细菌较多，造成了对blaSHV基因的选择性去除。Nõlvak等也通过研究发现，水平潜流人工湿地对sul1抗性基因的去除效果尤为突出，而对其他抗性基因的去除效果与常规处理效果差不多。Liu等在研究火山岩滤料垂直流人工湿地和沸石滤料垂直流人工湿地对养猪场废水的处理效果时发现，火山岩滤料人工湿地对抗性基因含量的去除率为50%，而沸石滤料人工湿地能降低抗性基因含量一个数量级。这可能与两种滤料的孔径大小有关，沸石滤料的平均粒径(4.32nm)比火山岩滤料的平均粒径(10.78nm)小，更小的粒径有利于抗性基因的去除。Yang等在研究不同类型人工湿地对抗性大肠杆菌及抗性基因的去除时发现，抗性基因的检测率从大到小依次为：基质≥出水>进水。其中，sul抗性基因在进水、出水及基质生物膜中的检测率分别为50%、61%和81%；tet抗性基因在进水、出水及基质生物膜中的检测率分别为67%、77%和76%。这可能是因为抗性基因能迁移到基质生物膜上，从而增加了膜上的抗性基因含量，而生物膜中的抗性基因迁移到水中又增加了出水中的抗性基因含量。但是，上述两位学者都认为人工湿地的处理效果与湿地中植物覆盖率、植物种类、水力负荷以及当地气候都有着紧密的联系，不同人工湿地对抗性基因的去除效果也不一样。以上研究说明人工湿地对去除抗性基因可能具有某种选择性。因此，对于人工湿地的实际应用，应针对不同的抗性基因采用不同的填料或不同类型的人工湿地，做到“对症下药”。

3.3消毒处理工艺不论在给水还是污水处理工艺中，消毒工艺都是非常重要的一步。现有的消毒工艺主要有自由性氯消毒(加氯消毒)、氯胺消毒、臭氧消毒及紫外辐射消毒。在众多消毒工艺中，应用最广泛的是加氯消毒和紫外消毒。虽然消毒工艺能有效灭活水中的细菌微生物，但是关于消毒工艺能否有效地去除水体中的抗生素抗性基因的研究还较少。

3.3.1加氯消毒工艺加氯消毒的机理如图2所示，氯气作为一种氧化剂，能氧化细菌细胞，改变细胞膜的渗透性，从而进入细胞内破坏细胞质，最终分解RNA和DNA。而游离性有效氯对胞外被膜中的大部分物质的反应活性为中等水平，只是对脂类和糖类反应活性很低。所以，一般氯会在细胞壁与细胞膜中消耗一部分，剩余部分进入细胞质，并氧化胞内DNA，使其失活。最早，Venkobachar等发现用氯氧化大肠杆菌时，当加氯量为1.5mg•L-1时，能在上清液中检测出蛋白质和RNA；当添加量增加时，能在上清液中检测出DNA。Suquet等发现在50mmol•L-1、pH为7.4的磷酸缓冲溶液中，当加氯消毒CT值大于180mg•L-1•min-1时，溶液中出现大量DNA碎片。由此可见，在游离性有效氯消毒过程中，只有当加氯量较高时才能破坏分解大量DNA。在实际应用中，经加氯消毒处理后，Munir等发现抗性基因的含量并没有显著减少，Gao等也发现污水处理厂中加氯消毒并不能有效减少tet和sul类抗性基因的含量。此外，还有研究发现，较高剂量的加氯消毒能增加四环素类抗性细菌的抗药性，因为高剂量的氯消毒对抗性细菌产生了“筛选”作用。

3.3.2紫外消毒工艺与加氯消毒不同，紫外辐射消毒是个物理过程，通过光化学反应灭活细胞。从细胞内物质对其反应活性看，只有嘌呤和嘧啶核苷基、核苷酸吸收253.7nm波长的紫外光，所以，紫外光的专一性使其具有潜在的有效灭活抗性基因的可能。早先，Munakata等就发现紫外辐射能够破坏双链DNA中抗性基因的转换能力，从而降低了抗性基因的水平转移风险。Guo等研究结果显示，在污水处理厂的污水中，红霉素类抗性基因和四环素类抗性基因的含量分别为(3.6±0.2)×105和(2.5±0.1)×105copies•L-1，经5mJ•cm-2剂量的紫外消毒后，红霉素类和四环素类抗性基因含量分别降低了(3.0±0.1)和(1.9±0.1)个数量级；此外，还发现经紫外消毒后两类抗生素抗性菌的数量出现显著降低，然而四环素类抗性细菌占细菌总数的比例却有所增加，由此说明紫外消毒对四环素类抗性基因具有一定的选择作用。McKinney等用紫外消毒处理4种抗性基因(mecA、vanA、tetA、ampC)后发现紫外辐射确实能够降低抗性基因的含量，但灭活抗性基因3到4个数量级所需的紫外剂量为200~400mJ•cm-2，远远大于灭活抗性细菌所需要的紫外剂量(灭活4到5个数量级的抗性细菌，需要紫外剂量为10~20mJ•cm-2)。VanAken等也在试验中发现，使用紫外辐射处理大肠杆菌细胞悬浮液，DNA含量降低2个数量级所需要的紫外剂量为23mJ•cm-2，远大于灭活大肠杆菌细胞所需的剂量(8.7mJ•cm-2)。综上所述，紫外消毒工艺能有效降低抗生素抗性基因的含量，但是所需的紫外剂量较高，远超过实际应用的剂量。在实际应用中，Auerbach等发现紫外消毒对减少污水中四环素类抗性基因的种类以及降低tetQ、tetG的含量都没有明显的效果。因此，寻求更有效的方法是当务之急。近年来，有研究发现添加TiO2纳米颗粒与近紫外光复合使用能提高其去除抗性基因的效率，使得紫外消毒处理抗性基因与处理抗性细菌所需消毒剂量相当，Li等也发现加入Ag-TiO2复合纳米材料能大大提升紫外光消毒的效果。这给未来研究有效去除抗性基因的消毒工艺提供了方向。

3.4深度处理工艺随着饮用水工艺的不断发展，以及人们对饮用水要求的不断提高，现今污水/给水处理厂中除了常规处理工艺之外，还应用了许多水深度处理工艺。目前，研究较多的水深度处理工艺主要有膜处理、高级氧化等。Öncü等发现，用TiO2光催化氧化和臭氧氧化处理12.8和6.4μg•mL-1两种浓度的质粒DNA均有显著的效果，其可以破坏DNA的超螺旋结构，从而灭活DNA。试验中发现质粒DNA的浓度随臭氧氧化剂量的增加而减少，对于高浓度质粒DNA溶液，当臭氧剂量为4.2mg•L-1时质粒DNA浓度最低；对于低浓度质粒DNA溶液，当臭氧剂量为0.9mg•L-1时超螺旋DNA双链已完全消失。TiO2光催化氧化效果与臭氧氧化效果类似，高浓度质粒DNA溶液在经过75min的TiO2光催化降解后，超螺旋DNA双链全部消失；而对于低浓度的质粒DNA溶液，TiO2光催化降解只需15min就可以将其中的所有超螺旋DNA双链破坏掉。Cengiz等应用芬顿试剂高级氧化工艺和臭氧氧化工艺去除养牛场废水中的tetM抗性基因，发现两种工艺中抗性基因的变化趋势一致，即抗性基因的含量随着氧化剂剂量的增加而减小，当芬顿试剂添加量达到40mmol•L-1H2O2/4mmol•L-1Fe2+时去除效果最好。除了高级氧化工艺之外，膜处理工艺对抗生素抗性基因也有很好的效果。Munir等比较了活性污泥法+氯消毒、氧化沟+紫外消毒、旋转生物接触氧化+氯消毒、膜生物反应器+紫外和活性污泥+紫外这5种不同处理工艺对抗性基因的去除效果，发现膜生物反应器对抗性基因的去除效果最好，能降低抗性基因的含量2.57~7.06个数量级。Breazeal等研究了膜孔径从0.45μm到1000道尔顿的微滤/超滤膜对抗性基因的去除效果，发现微滤膜对抗性基因的去除效果不大，但是膜孔径为10万、1万、1千道尔顿的超滤膜分别能使抗生素抗性基因含量降低1.7、4.9、>5.9个数量级；试验还发现水中的胶体物质对超滤膜去除抗性基因有促进作用，并且膜孔径越小，这种促进作用越明显。总之，随着深度处理工艺应用的越发成熟，其在未来去除抗生素抗性基因的处理工艺中必定会占据一席之地。

4研究展望