污水深度處理工藝對抗生素抗性菌和抗性基因去除研究進展

張治國，李斌緒，李 娜，許 坤，朱昌雄，李紅娜*，呂錫武*

（1.東南大學能源與環(huán)境學院，南京 210096；2.中國農業(yè)科學院農業(yè)環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展研究所農業(yè)清潔流域創(chuàng)新團隊，北京100081）

抗生素被廣泛應用于人類醫(yī)療、動物疾病防治以及畜牧養(yǎng)殖等領域[1-2]，據(jù)統(tǒng)計2013年中國有53 800 t抗生素排放到環(huán)境中[3]。環(huán)境中大量未被利用的抗生素促進了抗生素抗性菌（Antibiotic-resistant bacteria，ARB）和抗性基因（Antibiotic resistance genes，ARGs）的產生，進一步造成環(huán)境中抗性致病菌數(shù)量增加從而危害人類健康[4-5]。如“超級細菌”鮑氏不動桿菌，從1970年的抗生素敏感菌（Antibiotic susceptible bacte?ria，ASB）通過基因水平轉移（Horizontal gene transfer，HGT）進化成了當前具有多重抗性的內感染致病菌，構建了包含45種ARGs的基因島[6]。2011年德國爆發(fā)的“毒黃瓜”事件，蔓延到歐洲9個國家，致使超過3000人受感染，33人死亡；引起本次疫情的O104：H4血清型腸出血性大腸桿菌是一種新型高傳染性有毒菌株，該菌株攜帶氨基糖苷類、大環(huán)內酯類、磺胺類等抗生素的耐藥基因，導致抗生素治療無效[7]。因此世界衛(wèi)生組織已把抗生素抗性列為本世紀危害人類健康的重大問題。即使在沒有抗生素存在的條件下ARGs也可以維持很多代[8]，并且可以通過HGT促進其在環(huán)境中的擴散[9]。

水環(huán)境是細菌的主要棲息地與繁殖介質，在ARB與ARGs傳播方面扮演著重要的角色。抗生素生產廠廢水、醫(yī)院廢水和養(yǎng)殖廢水是環(huán)境中ARB的主要初始來源[10]，部分經過污水處理廠處理后排放到地表水中，或回用進入農田環(huán)境中。Gao等[10]根據(jù)ARB和ARGs的遷移轉化將水環(huán)境劃分為四個系統(tǒng)，即釋放源（醫(yī)院、畜牧養(yǎng)殖廢水）、初級接受系統(tǒng)（污水處理廠）、二級接受系統(tǒng)（地下和地表水體）和三級接受系統(tǒng)（河口、沿海和海洋），在各級水環(huán)境中的分布情況如表1所示。城市水循環(huán)主要有兩部分組成，一是廢水的收集、輸送與處理；二是地表水或地下水處理后供人類使用[11]。由城市水循環(huán)系統(tǒng)（圖1）可以看出，污水處理廠在城市水循環(huán)中發(fā)揮著重要作用。它既是各種污水的匯集地，又是污染地表水的源頭，而地表水又是飲用水的重要來源[12]。因此污水處理廠卻被認為是環(huán)境中ARB和ARGs的重要來源[13]。盡管污水處理廠出水中ARB和ARGs濃度相比進水已有大幅降低，但仍比自然水體和土壤高很多[2，12]。綜上，開展污水廠出水中ARB和ARGs的深度去除方法研究是十分必要的。本文綜述了近年來去除ARB和ARGs的深度處理工藝研究，并闡述了相應的去除機理，在此基礎上，對今后的研究重點和方向提出建議，以期為我國污水深度處理工藝的選擇提供借鑒。

圖1 城市水循環(huán)的示意圖以及可能對抗生素抗性選擇、傳播和控制至關重要的地點或過程[12]Figure 1 Schematic representation of the urban water cycle and of sites or processes potentially critical for antibiotic resistance selection，spread，and control[12]

表1 不同水環(huán)境中ARB和ARGs分布情況[10]Table 1 Distribution of ARB and ARGs in different aquatic environments[10]

1 氯消毒

由于氯消毒成本較低，并能有效去除浮游細菌，因此被廣泛應用于污水和飲用水處理[14]。氯消毒中的有效成分為自由氯（Free available chlorine，F(xiàn)AC），由HOCl和OCl-組成，HOCl的氧化能力要比OCl-強，HOCl的占比隨pH的升高而降低。研究表明，當反應體系的pH從7.0升到8.0后，F(xiàn)AC對胞外ARGs的去除速率明顯降低[15]；同時，pH對胞內ARGs去除的影響不大。這是因為進入細胞內的FAC可能會受到細胞質pH條件（一般為7.2～7.8）的影響，致使其組成發(fā)生改變[15]。此外，F(xiàn)AC對不同嘌呤和嘧啶的氧化效率是不同的。它可以快速氧化鳥嘌呤（kCl2=2.1×104mol-1·s-1）和胸腺嘧啶（kCl2=4.3×103mol-1·s-1），但是與胞嘧啶（kCl2=66 mol-1·s-1）和腺嘌呤（kCl2=6.4 mol-1·s-1）的反應效率較低[16-17]。

Sullivan等[18]對6種含有tetW的ARB進行氯消毒實驗，結果表明當氯濃度＞0.5 mg·L-1，接觸10 min后，6種ARB的去除（對數(shù)值log）均大于5；繼而在黑暗條件下放置24 h，ARB的去除率可達到100%，但是卻不能有效地去除ARGs。也有研究發(fā)現(xiàn)氯消毒雖然可以有效去除ARB，但卻不能有效控制消毒后ARB的再生[19]。Yuan等[20]調查了氯消毒對污水廠二級出水中9種ARB的去除情況，發(fā)現(xiàn)在用Cl2劑量為15 mg·min-1·L-1時，即可有效去除大部分ARB，但是對紅霉素抗性基因（ereA、ereB、ermA和ermB）和四環(huán)素抗性基因（tetA、tetB、tetM和tetO）的總去除率僅為60.0%和20.0%，即使Cl2劑量增加到300 mg·min-1·L-1，ARGs的去除率也沒有明顯變化。可見，雖然氯消毒可以有效殺滅ARB，但是卻不能有效去除ARGs[21]。排放到環(huán)境中的ARGs可以通過水平轉化機制被下游細菌吸收，從而使其獲得抗生素抗性，繼續(xù)對環(huán)境造成危害[22]。

不同抗生素的抗性菌對氯具有不同的耐受能力[23-24]。Yuan等[20]的研究表明，磺胺嘧啶抗性菌和紅霉素抗性菌相比于其他抗性菌對氯有更強的耐受能力。這可能是由于某些ARGs對抗生素和氯有相似的抗性機理，如細菌體內用于排除抗生素的外排泵也可以把氯排到細菌體外，從而減小氯對細菌的傷害[20]。不同種屬的細菌對氯的耐受能力也存在很大的差異，所以氯消毒會改變水體中微生物的群落結構。Jia等[25]發(fā)現(xiàn)嗜甲基菌屬（Methylophilus）、多核桿菌屬（Polynucleo?bacter）等能被有效去除，而假單胞菌屬和食酸菌屬（Acidovorax）卻對氯有更強的耐受能力，從而使其成為優(yōu)勢種屬；同時，處理后四環(huán)素類抗性基因和磺胺類抗性基因相對豐度降低，mex系列基因和BacA相對豐度增加，而兩者主要存在于優(yōu)勢種屬中，并由此導致總ARGs的相對豐度增加。Lin等[26]的研究也發(fā)現(xiàn)氯消毒會使部分ARGs[dfrA1、tetPB-03、tetPA、ampC-04、tetA-02和erm（36）]呈現(xiàn)不同程度的富集，但是在其研究中總ARGs的相對豐度是降低的。Yoon等[15]的研究發(fā)現(xiàn)氯對抗性基因e-ampR的去除速率要比對e-kanR快，這可能是由于e-ampR中A-T堿基對數(shù)量更多的緣故（449 bp vs.430 bp）。Lin等[27]的研究表明氯消毒可以降低ARGs的接合轉移能力，當氯的濃度大于0.3 mg·L-1（接觸時間0～48 h）時，細菌之間的ARGs接合轉移頻率可以降低到4.40×10-5甚至是檢測限以下[27]，而Guo等[28]的研究結果相反，在氯濃度為0.5～4 mg·L-1（接觸時間10 min）時細菌間ARGs的接合轉移被顯著增強。這可能是由于氯消毒處理的差異造成的；此外Guo等的反應體系中產生的氯氨可能對ARGs接合轉移起到了促進作用。

2 紫外照射

紫外殺菌主要是通過直接和間接兩種機制，直接機制是指紫外光（Ultraviolet，UV）可以穿過細胞壁、細胞膜和細胞質直接被核酸吸收，導致相鄰的胞嘧啶或胸腺嘧啶形成二聚體；間接機制指細菌胞內或胞外的光敏物質吸收紫外光產生活性氧（Reactive oxygen species，ROS），活性氧氧化細胞膜、蛋白質、核酸和其他細胞物質以殺滅細菌[29]。短波紫外線（100～280 nm）主要通過直接機制來殺滅細菌，核酸物質對紫外光的最強吸收峰為λ=254 nm，此波長的殺菌效果最好[30]。Yoon等[15]采用UV254對一株抗性大腸桿菌進行紫外照射實驗，研究發(fā)現(xiàn)細菌可培養(yǎng)數(shù)量和ARGs濃度都快速降低，但是紫外對細胞膜的破壞卻是微乎其微的。紫外照射下，嘧啶堿基比嘌呤堿基更容易形成破壞核酸活性的產物[16]。McKinney等[31]的研究也發(fā)現(xiàn)紫外照射后可以擴增的ARGs的比例與ARGs中相鄰胸腺嘧啶的數(shù)量呈很強的負相關。也有研究得出在紫外照射過程中ARGs變化與可移動遺傳元件（Mobile genetic elements，MGEs）的變化具有很強的相關性[32]。

Zheng等[33]研究了紫外照射對污水廠二級出水中ARB和ARGs的去除情況，研究發(fā)現(xiàn)當紫外照射劑量為40 mJ·cm-2時，四環(huán)素類抗性基因的去除率僅為52.0%～73.5%；當照射劑量升高到160 mJ·cm-2時，去除率提高為79.7%～92.0%，對磺胺類抗性基因去除率為71.1%～78.1%；當紫外劑量達到80 mJ·cm-2時，即無法檢測到可培養(yǎng)的細菌。McKinney等[31]的研究也發(fā)現(xiàn)破壞ARGs比滅活ARB需要更多的紫外劑量。這可能是由于紫外光被RNA和蛋白質遮擋從而減小ARGs被照射的幾率[15]。Guo等[34]的研究也發(fā)現(xiàn)紫外照射可以有效去除污水廠二級出水中ARB，當照射劑量為5 mJ·cm-2時，可去除1.0～2.4（log值）的ARB，同時造成了部分抗生素的抗性菌的富集。但是也有學者發(fā)現(xiàn)紫外照射對抗性大腸桿菌和普通大腸桿菌的去除效果并沒有明顯差異[35-36]。Hu等[32]研究發(fā)現(xiàn)污水廠二級出水中氣單胞菌屬和鹽單胞菌等優(yōu)勢菌群在紫外照射后幾乎消失；而假單胞菌和芽孢桿菌等轉而成為優(yōu)勢菌屬，這可能與這些菌中含有抵抗紫外照射的基因和質粒有關。因此造成實際污水中ARB富集的原因可能是某些種屬ARB對紫外照射耐受力較強，在照射后成為優(yōu)勢種屬[32]。Guo等[36]也對紫外照射后ARB的光復活現(xiàn)象進行了研究，在照射劑量為5 mJ·cm-2時，抗性大腸桿菌的復活率最高為1.0%，但當升高紫外劑量時，光復活基本可以忽略不計。也有研究人員對紫外照射后ARB中ARGs的水平轉移能力進行了研究，發(fā)現(xiàn)紫外照射可以顯著降低ARGs的水平轉移能力[27-28]。

3 臭氧氧化

臭氧（O3）的還原電勢為2.07 V，是一種強氧化劑。臭氧可以選擇性地和有機分子反應，最易和親核性物質反應，如碳碳雙鍵、苯環(huán)和含有硫、磷、氮和氧的官能團[37]。所以一般認為臭氧首先氧化細菌磷脂層和脂多糖中的碳碳不飽和鍵、細胞膜和細胞壁中肽聚糖、脂類和蛋白質上的氨基酸，溶解細胞壁和細胞膜，以殺死細菌；然后細胞的通透性增強，多余的臭氧進入細胞，穿過細胞質與核酸物質發(fā)生反應使DNA失活[16-17，37]。臭氧在溶液中會發(fā)生部分分解，生成羥基自由基（·OH），pH越高分解程度越大，·OH（E=2.8 V）是一種氧化能力比臭氧更強的氧化劑，可以無選擇性地氧化有機和無機物質[37]。但是也并不是臭氧的分解程度越大越好，有學者就發(fā)現(xiàn)臭氧對ARB的去除能力隨著pH的降低而升高，因為雖然·OH的氧化能力更強，但由于其氧化的無選擇性，使得其作用于ARB的量并不高[38-39]。同氯消毒一樣，臭氧對鳥嘌呤和胸腺嘧啶的氧化速率遠大于腺嘌呤和胞嘧啶[16]。有研究發(fā)現(xiàn)細菌DNA中G-C堿基對占比越大，其在臭氧消毒后的污水中的相對豐度就越高[40]。

Kordatou等[41]研究發(fā)現(xiàn)臭氧可以有效地去除污水廠二級出水中的抗性大腸桿菌，在初始臭氧濃度為0.3 mg·L-1，pH=8條件下，接觸15 min就可以將初始濃度為5.00×102CFU·mL-1的紅霉素抗性大腸桿菌和1.50×102CFU·mL-1的羥苯乙酯抗性大腸桿菌完全去除。Sousa等[42]在臭氧流量為150 cm3·min-1的條件下處理污水廠二級出水，接觸30 min可以去除3.9（log值）的異養(yǎng)菌和2.0（log值）的真菌以及2.0（log值）的16S rRNA和intI1，幾乎可以達到對抗生素抗性基因的完全去除。但是3 d后，可培養(yǎng)的細菌、16S rRNA、intI1和ARGs（除了qnrS）都恢復到了處理之前的水平。當接觸時間延長到60 min時，就不會出現(xiàn)細菌復活和再生現(xiàn)象。但是Alexander等[40]的研究卻發(fā)現(xiàn)臭氧對二級出水中ARGs（vanA、blaVIM、ampC和ermB）的去除率為18.7%～99.3%；對ARB的去除效果為60.2%～98.9%，所以經過臭氧氧化后仍有相當數(shù)量的ARGs和潛在致病ARB排放到環(huán)境中，此外還發(fā)現(xiàn)臭氧氧化改變了出水中的微生物群落結構，生物多樣性減少了50.0%。經過臭氧處理后，假單胞菌的相對豐度增加43%，而腸球菌和葡萄球菌的相對豐度卻大幅降低，造成這種結果的原因之一就是細菌基因組中G-C堿基對的比例不同，因為A-T堿基對更容易和臭氧發(fā)生反應[40]。也有研究發(fā)現(xiàn)臭氧氧化可以有效去除ARB，但是對ARGs的去除效果不佳，所以應用于傳統(tǒng)消毒處理的臭氧CT值，并不適用于對抗生素抗性的去除[38]。

菌株對臭氧耐受能力是由幾個因素（如菌落聚集形態(tài)、生物膜和色素的產生等）共同決定的，抗生素抗性可能并不是一個主要因素。也有學者發(fā)現(xiàn)，ARGs可能會對抗性菌造成代謝負擔，從而使其相比于同種屬的ASB對臭氧的抵抗能力更弱[43]。Lüddeke等[44]研究發(fā)現(xiàn)抗性大腸桿菌和葡萄球菌相比于對應的ASB對臭氧有更強的耐受力，然而抗性屎腸球菌和糞腸球菌對臭氧的耐受能力比其他種類沒有抗性的腸球菌還弱。這可能是由于其他種類腸球菌主要存在于水環(huán)境中，已發(fā)展出應對氧化的機制；此外有些腸球菌，如鉛黃腸球菌產生的色素也可能在應對ROS氧化方面發(fā)揮著重要作用。He?等[45]的研究也發(fā)現(xiàn)大部分抗生素的抗性大腸桿菌對臭氧的耐受能力與ASB沒有差異甚至有些還低于ASB。

4 光氧化

光/H2O2氧化主要是靠H2O2吸收光能后產生具有強氧化能力的·OH，從而達到去除水體中ARB和ARGs的目的。Zhang等[46]的研究發(fā)現(xiàn)UV/H2O2可以有效去除污水廠二級出水中的ARGs，在[H2O2]0=0.01 mol·L-1，pH=7.0 條件下，照射 30 min 可去除 1.55～2.32（log值）。然而Ferro等[47]的研究卻發(fā)現(xiàn)在[H2O2]0=20 mol·L-1條件下，需要紫外照射240 min才能將抗性大腸桿菌（C0=105CFU·mL-1）去除到檢測限（5 CFU·mL-1）以下，且照射300 min后溶液中的抗性基因blaTEM仍不能去除。研究結果的差異可能是初始H2O2濃度的不同。然而，過高的H2O2濃度會使生成的·OH重新結合，導致H2O2的再生[48]；所以有研究發(fā)現(xiàn)隨著H2O2濃度的增加，對ARB去除效率的提高并不明顯[49]。

在光芬頓反應中，光可以促進Fe2+的再生，從而減少了Fe2+的用量，并且光還可以使H2O2直接發(fā)生光解產生·OH[50-51]。反應體系中Fe2+/H2O2的摩爾比、H2O2濃度、溶液pH以及光照劑量都會影響到光芬頓氧化對ARB和ARGs的去除。Fiorentino等[52]研究了光催化反應指太陽光或紫外光被催化劑（比如TiO2、ZnO等）吸收產生ROS的過程，產生的主要ROS有·、·OH、1O2。在光催化反應中光的類型、催化劑的種類和用量都會影響到對ARB和ARGs的去除。Venieri等[56]研究了摻雜金屬的TiO2在模擬太陽光照射下對抗性肺炎桿菌（Pneumobacillus）的去除情況，TiO2在模擬太陽光照射下對ARB的去除效果為3（log值），摻雜質量分數(shù)為0.1%Mn和0.1%Co的TiO2對ARB的去除分別為4（log值）和6（log值），這是因為摻雜Mn或Co后可以擴展TiO2可吸收光的波長范圍，并且同時在TiO2中摻雜兩種金屬會產生協(xié)同效果。Das等[57]的研究發(fā)現(xiàn)在太陽光照射下?lián)诫sFe的ZnO納米顆粒對抗性大腸桿菌的去除效果要比ZnO納米顆粒和TiO2納米顆粒好，進一步的電鏡表征觀察到細菌細胞膜在反應過程中受到了嚴重的破壞。為了避免實際水處理過程中顆粒狀催化劑的回收問題，近年來有學者采用TiO2薄膜來去除ARB及ARGs，結果表明在UV254照射劑量為 6 mJ·cm-2和 12 mJ·cm-2時，TiO2薄膜對 ARB 的去除分別為 4.5～5.0（log值）和 5.5～5.8（log值）。同時，革蘭氏陽性菌相比于革蘭氏陰性菌對光催化氧化有更強的耐受力，這可能是由于兩者細胞壁結構的不同[58]。當照射劑量為120 mJ·cm-2時，可去除5.8（log值）mecA和4.7（log值）ampC，而當僅采用UV254照射時，對應的去除量僅為2.9（log值）和1.6（log值）[31]，由此可見TiO2薄膜在對ARGs的去除中發(fā)不同F(xiàn)e2+/H2O2摩爾比條件和光照劑量下太陽光芬頓氧化對抗生素抗性大腸桿菌的去除情況，研究發(fā)現(xiàn)在Fe2+/H2O2=5∶10，QUV=15 kJ·L-1條件下ARB的去除速率最快。Ferro等[49]的研究表明，相比于污水的固有pH，pH=4.0時ARB的去除速率更快。這是因為在較低pH條件下鐵離子以光敏性[Fe（OH）]2+的形式存在，不易生成沉淀[53]。Karaolia等[54]的研究表明，光芬頓氧化雖然可以實現(xiàn)目標ARB的完全去除，但是24 h后銅綠假單胞菌（Pseudomonas aeruginosa）即可恢復到處理前一半的水平；處理后水中總DNA的去除率達到97.0%，但是其中腸球菌特異標記基因、抗性基因sul1和ermB的相對豐度仍然很高。實際污水中的自然有機物質（NOM）也會對ARB的去除產生復雜影響，如反應初始階段NOM對·OH的競爭消耗，導致對ARB的去除較慢；但是NOM不但能加快Fe2+/Fe3+的循環(huán)，更能在光的作用下直接產生ROS，所以某個時間點后當實際污水產生了足夠的ROS，對ARB的去除就會急劇增加[55]。揮著重要的作用[58]。

5 其他

人工濕地是人為設計和建造的模擬自然濕地的污水處理工藝，按照布水和水流方式的不同主要分為表流濕地、水平潛流濕地和垂直潛流濕地（上流式或下流式）[59]。人工濕地對細菌的去除主要是通過化學效應和物理效應的共同作用（機械過濾、沉淀、氧化和有機質的吸附）以及生物去除作用（生物膜截留、自然死亡以及原生動物和線蟲的捕食）[60]。環(huán)境溫度、濕地水力條件、濕地類型以及濕地填料都會影響到對ARB和ARGs的去除效果。

在季節(jié)影響方面，F(xiàn)ang等[61]研究了組合表流人工濕地對14種ARGs的去除情況，結果表明在冬季和夏季對總ARGs的去除率分別為77.8%和59.5%。同時，沉積物與水中的ARGs具有很強的相關性，由于夏季溫度較高促進了ARB的繁殖以及水力擾動，使得夏季的去除率較低。Vivant等[62]在采用表面流人工濕地處理污水廠出水時也得到了相同的結論。在濕地類型方面，Chen等[63]研究發(fā)現(xiàn)6種不同人工濕地對總ARGs的去除率為63.9%～84.0%，其中垂直潛流人工濕地對ARGs的去除效果最好，水平潛流人工濕地（不種植植物）次之，表面流人工濕地去除效果最差；去除結果的差異可能與各濕地中的吸附過濾、生化過程和氧化還原條件有關。此外，垂直潛流中水流方向也會造成去除結果的差異，有研究發(fā)現(xiàn)雖然上流式和下流式垂直潛流人工濕地對四環(huán)素類ARGs和intI1的去除率沒有明顯差異，但是前者出水中抗性基因的相對豐度比后者高[64]。在填料方面，火山巖比沸石對ARGs的去除效果更好，這種差異可能與兩種填料的表面平均孔徑和pH有關[65]。Nolvak等[66]的研究表明人工濕地對ARGs的去除還與對NO-2-N、NH+4-N和有機物的去除效率有關。此外，人工濕地對不同ARGs的去除效果存在差異。例如，相比于tetW和tetO，人工濕地對tetM的去除效果較差，這可能是由于在tet基因中tetM具有最廣的宿主范圍；并且tetM一般與結合子和轉座子相關聯(lián)[67]。雖然人工濕地可以有效去除ARB和ARGs，但是同時也會造成抗生素和重金屬在濕地土壤中的累積，進一步增加其中ARGs的相對豐度[64]。

混凝也是去除ARB和ARGs的一種有效方式。常用的混凝劑有氯化鐵和聚合氯化鐵，其中氯化鐵主要是通過雙電層壓縮和電荷中和來去除抗性基因，聚合氯化鐵主要是通過網捕作用和電荷中和來去除ARGs。兩種混凝劑去除機理的不同可能是造成對不同ARG去除效率差異的原因[68]。Li等[68]的研究結果表明氯化鐵和聚合氯化鐵這兩種混凝劑均可有效去除污水中的ARGs。進一步的研究表明，混凝劑的類型和用量都會影響對ARGs和intl1的去除效果，不同ARG實現(xiàn)完全去除所需要的混凝劑用量也是不同的[68]。

近年來還有一些應用膜生物反應器（MBR）去除ARB和ARGs的研究。如Du等[69]的結果表明，膜生物反應器對tetG、tetW、tetX、sul1和intI1的去除量分別為0.67～3.11、1.88～4.61、1.71～4.73、1.36～3.84（log值）和1.32～3.15（log值），且ARGs的去除與16S rDNA的去除具有很強的相關性，據(jù)此推斷MBR對ARGs的去除主要是通過減少生物量來實現(xiàn)的[69]。Cheng等[70]研究了厭氧膜生物反應器對3種ARB及其攜帶ARG質粒的去除效果，研究發(fā)現(xiàn)相比于未污染的膜，受污染的膜對質粒的去除效果更好。但是3種不同污染程度的膜對質粒的去除效率差別不大，這說明體積排阻和生物量并不是影響質粒去除效率的主要因素，對質粒的去除主要是靠污染層的吸附和濾餅層誘導產生了更嚴重的濃差極化[70]。未污染的膜和嚴重污染的膜對ARB的去除都可以達到5（log值），但亞臨界污染的膜對ARB的去除效果，卻隨著操作壓力的增加而降低。這是因為隨著膜的污染操作壓力增加，膜的孔徑會變大并且細菌也會變形，從而使得濾出的細菌數(shù)量增加，導致去除率的下降。但是當膜嚴重污染時，膜孔被嚴重堵塞，再增加壓力也不能致使變形的細菌通過[70]。

研究表明人工濕地可以有效去除污水中的ARB和ARGs，但是隨著人工濕地的運行，基質中累計的ARB、ARGs和污染物質也會越來越多，勢必會影響濕地中微生物和植物的生長繁殖，從而導致去除效果的下降。所以，對于抗生素抗性和人工濕地生態(tài)系統(tǒng)之間的相互影響還需要更加深入地研究。此外，人工濕地對ARB和ARGs的去除機理還不明確，人工濕地的設計、運行和管理對ARB和ARGs去除效果的影響還需進一步探索。把混凝和膜技術等物理處理技術應用到對ARB和ARGs的去除上，為阻止抗生素抗性的傳播提供了新的思路，但是目前對這方面的研究報道較少，還有待更廣泛、更深入地研究。表2歸納總結了各深度處理技術對ARB和ARGs的去除效果，并詳細比較了其優(yōu)缺點。

表2 各深度處理技術優(yōu)缺點及處理效果Table 2 Advantages and disadvantages of advanced treatment processes and removal efficiency of ARB and ARGs

6 總結與展望

目前有關污水深度處理中的ARB和ARGs的去除研究，一方面是高效低耗、且能穩(wěn)定運行的技術研發(fā)，另一方面是各技術去除ARB和ARGs的機理以及ARGs的傳播擴散機制等的深入研究。不同的報道中ARB和ARGs的去除結果相差較大，甚至得出相反的結論，這可能是各研究中環(huán)境變量（如細菌的種類和豐度、水體溫度、pH和化學成分以及當?shù)氐臍夂驐l件）的差異造成的。因此，在應用上述深度處理方法時，也要考慮到環(huán)境變量對處理結果的影響。今后，在污水深度處理中ARB和ARGs的去除研究方向包括：

（1）目前各工藝對ARB和ARGs去除的大多數(shù)研究中都是僅采用單一的技術，而很少開展兩種以上組合工藝對ARB和ARGs去除的研究。考慮到各工藝對ARB和ARGs的去除機制存在差異，所以組合工藝可能會產生協(xié)同效果，以降低整體運行成本。所以開展組合工藝對ARB和ARGs的去除效果及機理研究是很有必要的。

（2）可移動遺傳元件種類眾多，且是造成ARGs水平轉移的重要因素之一，然而已有的研究報道卻非常有限。僅有的涉及到ARGs與可移動遺傳元件關系的研究中也只是考察了Ⅰ類整合子。因此，今后的研究范圍也應擴展到各種工藝對其他可移動遺傳元件活性的影響，包括對整合子捕獲ARGs能力的影響以及對ARGs水平轉移的影響。此外，重金屬抗性基因、抗殺蟲劑基因等常和ARGs位于同一可移動遺傳元件上，所以其綜合去除以及相互關系的探究也是十分必要的。

（3）在對ARB的去除研究中，大多數(shù)研究僅涉及到對ARB去除效果的分析，以及在研究對不同ARB的去除差異時僅進行了表觀分析，如細胞外壁的結構，基因組的大小或不同類型堿基對的數(shù)量等。但是細菌在應對外界變化時也會作出復雜的反應，所以在研究去除技術對ARB的去除時，也應進行逆轉錄組學的分析，以對不同ARB之間的去除差異有更深入的認識。深度處理后抗生素抗性富集的原因還沒有一個統(tǒng)一的結論，處理出水中ARB群落結構的改變對于下游環(huán)境的影響研究也較為缺乏，因此這些方面還需要更加深入地研究。

（4）實時熒光定量PCR法是ARGs定量檢測的主要方法，但是不同研究中所用的不同ARGs擴增子的大小不完全一致，考慮到較大的擴增子被破壞的概率也大，而較小的擴增子受到破壞的概率小，那么這可能是造成各處理方法對不同ARGs去除效率不同的一個原因。此外，即使ARGs可以被擴增，它也可能已經喪失了其抗性功能和傳播擴散的能力。基于此，實時熒光定量PCR不但會造成對不同ARGs檢測的偏差，還可能會低估深度處理工藝對ARGs的去除效果。因此未來還需在ARGs檢測方法上進一步研究，尋求更為準確有效的檢測方法。