城市污水厂抗生素抗细菌和抗性基因分布情况及其削减技术的研究

城市污水厂抗生素抗细菌和抗性基因分布情况及其削减技术的研究摘要随着社会的进步和科技的发展，人们在日常生产生活中所使用的抗生素的频率越来越高且使用量越来越大。由于抗生素的不合理使用，环境中出现了越来越多的抗性菌（ARB）和抗性基因（ARGs），这些耐药细菌和抗性基因广泛存在于环境，对人们的健康和生态环境安全造成极大的威胁。研究发现，即使抗生素在环境中衰减去除以后，其影响产生的抗性菌和抗性基因仍可以长久的存在于环境中，并在环境中进一步扩散。污水处理厂是人们目前已知的抗性菌和抗性基因储存量相对最多的地方，也是目前对于抗性菌和抗性基因进行削减去除的重要环节。因此对于污水处理进行深入研究，探索高效、节能的去除抗性菌和抗性基因的污水处理工艺是非常重要的。本文综述了城市污水厂中各处理工艺对于抗生素抗性细菌和抗性基因的去除研究，分析了活性污泥法、膜生物法、人工湿地系统、氯化消毒工艺、臭氧消毒工艺、紫外消毒工艺以及深度处理工艺对于抗性细菌和抗性基因的去除特征和降解机理。并在此基础上对于今后的工艺研究发展方向提出建设性建议。关键词：抗生素抗性细菌；抗生素抗性基因（ARGs）；污水处理工艺；去除机理AbstractWiththeprogressofsocietyandthedevelopmentofscienceandtechnology,peopleusemoreandmoreantibioticsintheirdailylife.Duetotheunreasonableuseofantibiotics,moreandmoreresistantbacteria(ARB)andresistancegenes(ARGs)appearintheenvironment.Theseresistantbacteriaandresistancegeneswidelyexistintheenvironment,whichposeagreatthreattopeople'shealthandenvironmentalecologicalsecurity.Itisfoundthatevenaftertheattenuationandeliminationofantibioticsintheenvironment,theresistantbacteriaandresistancegenesproducedbytheinfluenceofantibioticscanstillexistintheenvironmentforalongtimeandfurtherspreadintheenvironment.Sewagetreatmentplantistheplacewheretheknownresistantbacteriaandresistantgenesarestoredrelativelymost,anditisalsoanimportantlinkforthereductionandremovalofresistantbacteriaandresistantgenes.Therefore,itisveryimportanttoconductin-depthresearchonsewagetreatmentandexploreefficientandenergy-savingsewagetreatmenttechnologyforremovingresistantbacteriaandresistantgenes.Citysewageplantarereviewedinthetreatmentprocessforremovalofantibioticresistantbacteriaandresistancegenesresearch,analysisoftheactivatedsludgeprocess,membranebiologicalmethod,constructedwetlandsystem,chlorinationprocess,ozonedisinfection,ultravioletdisinfectionprocessandadvancedtreatmentprocessfortheremovalcharacteristicsofresistantbacteriaandresistancegenesandthedegradationmechanism.Onthisbasis,someconstructiveSuggestionsareputforwardforthefuturedevelopmentdirectionoftechnologicalresearch.Keywords:Antibioticresistancebacteria;Antibioticresistancegenes,ARGs;wastewater

treatment

process;removal

mechanism目录第一章抗生素抗性菌和抗性基因的来源、分布及危害……（1）第二章ARB和ARGs的处理工艺……………………（8）2.1生物工艺对ARB和ARGs的去除…………………（8）活性污泥及其相关工艺…………………（8）活性炭吸附处理工艺……………………（9）膜生物处理工艺……………（10）人工湿地处理系统………………………（10）消毒工艺对ARB和ARGs的去除………………（11）氯化消毒工艺………………（11）臭氧消毒工艺……………………（12）紫外消毒工艺………………………（13）深度处理工艺………………………（14）第三章总结与展望……………（17）致谢……………………（19）参考文献………………（20）第一章抗生素抗性菌和抗性基因的来源、分布及危害抗生素自被人类发现以及合成以来，就开始源源不断地广泛应用于我们人类的日常生产生活中，其中使用最多、使用量最大的就是医疗系统，其次就是我们人类赖以生存的农畜系统。抗生素为人类治愈和防治传染病起到了不可磨灭的作用，但随着越来越多种类的抗生素被人类研发使用，抗生素在环境中的残余量逐渐增多，人们在医疗、农业和畜牧业中过多的使用抗生素对动植物进行疾病预防和治理。然而，由于动植物和人体并不会对多余部分的抗生素进行吸收作用，过量的抗生素很快的就从动植物或人体中通过排泄作用进入大自然中，对自然环境造成破坏，从而危及人类和动植物的健康。随着抗生素的过量使用，人们开始发现在污水中存在有大量的抗生素，且污水中的微生物在不断适应抗生素存在的过程中自身发生变异，产生了对抗生素有抵抗作用的抗生素抗性细菌（Antibioticresistancebacteria，ARB），在其体内形成对抗生素有抵抗作用的抗生素抗性基因(Antibioticresistancegenes，ARGs

)[1]。经研究分析，环境中的ARB和ARGs少部分抗生素是由于自然环境中微生物生产用来抵抗病菌而产生的，但是大部分都是由于人类大量或者过量使用抗生素，导致使用抗生素的病体大量排出体内剩余的抗生素，这些排出体内的剩余抗生素通过不同的传送途径进入污水处理厂，使污水处理厂内的污水中含有大量的剩余抗生素以及其在传输过程中产生变异的ARB和ARGs，且ARGs可以通过多种方式很轻易的进入细菌内部，使一个病菌含有多种抗ARGs，对多种抗生素产生抗性，形成超级细菌。因此污水处理厂是ARB和ARGs现在最主要的源头[2]。由于抗生素的存在诱导了ARGs的产生，且ARGs的强度与抗生素的浓度有关，但是通过大量数据研究，ARGs产生后并不依靠抗生素进行生存，即使是没有抗生素出现的环境中也可能会有ARGs的出现。根据广泛研究表明，ARB和ARGs作为环境污染物应该被环境工作者所重视并了解其对人类生产生活和环境所能产生的危害。根据对ARB和ARGs分布进行研究，许多研究人员认为不同种类的ARGs在污水中的分布不同，Eric等人[3]对于不同污水处理厂中tet(A)-(E)、tet(G)、tet(M)、tet(O)、tet(Q)、tet(S)的研究论文表明污水处理厂对ARGs具有很好的去除作用，且污水处理厂中的ARGs的分布与ARGs的种类有关，不同的ARG分布不同，污水处理厂中污泥中是ARB和ARGs存在的主要场所，因此在污水处理中对于污泥的处理是去除ARB和ARGs的主要手段。还有许多研究人员认为ARGs在不同的国家和地区分布有差异，Yang[4]等人对于不同国家的15个污水处理厂的活性污泥中β-内酰胺类抗生素耐药基因分布的研究表明，北美地区的两种STPs（COL和CAN）的OXA-2型基因水平明显高于东亚地区，而美国的PC-STP中没有检测到OXA-2型基因。在中国，上海的两个污水处理厂（TS和DQ）的OXA-10丰度相对较高。与OXA-2型基因相似，北美两种STPs（COL和PC）中IMP的丰度远高于中国三种检测到IMP的STPs。然而，与其他β-内酰胺类耐药基因不同，TEM-1型基因在中国的STPs中的丰度普遍高于北美。可以得出抗性基因在不同国家的不同分布可能与各个国家使用的抗生素种类和含量有关系。综上研究可得，污水处理系统是抗性基因的主要存在场所，其中污泥是存在最多的部分；抗性基因在时间和空间上的分布范围十分广泛，且不同的抗性基因对不同的环境具有不同的分布特征，且抗性细菌和抗性基因分布情况与不同国家、地区和当地所使用的抗生素种类、数量和污水处理的不同有关。ARB主要通过两种方法获得ARGs：第一种就是基因突变，就是在一定的环境条件下或者人为因素活动下，细菌发生基因突变产生ARGs基因，这种条件下产生的ARGs可以在没有外部环境压力的情况下遗传给后代；第二种是基因的水平转移，是指ARGs利用可移动的遗传元件（质子、整合子和转座子），通过接合、转化和传导等转移方式，在同种甚至不同种细菌之间发生水平转移，从而造成抗性基因ARGs的传播[5]。一般来说，抗性基因只有在一定特殊的条件下才能水平转移到不存在该种抗性基因的受体之中，使其获得抗性。接合是指携带ARGs的DNA从供体细菌细胞借助细胞表面的抗性伞毛进入到受体细菌细胞的过程，它是ARGs水平转移最普遍的方式[6]；转化的前提是要求提供抗性基因的细胞DNA具有转化活性且接受转化的细菌细胞处于感受态状态，其细胞膜通透性能够发生改变；转导发生的条件是必须有合适的载体（如病毒噬菌体）将含有抗性基因的DNA片段转移到受体细菌细胞中[7]。过去科研人员不重视抗性基因水平转移在环境中的耐药性扩散，但是近年来，随着科研人员对于抗性细菌和抗性基因的不断研究，发现大量细菌可以通过自然转化吸收环境中游离存在的ARGs[8]，根据Nielsen[9]等人研究发现转基因植物中的抗性基因可以在转基因植物与土壤中的细菌之间发生水平转移。Michael[10]等研究了质粒在郊区污水处理厂中分理出的几种粪球菌中的最大转移数，结果发现抗性基因的转移在自然条件下也可以出现。Qiu[11]等人研究的纳米氧化铝促进质粒介导的多抗性基因跨属水平转移中可以发现，纳米材料在水中可以显著促进多药耐药基因的水平结合转移。纳米氧化铝能促进RP4质粒从大肠杆菌到沙门氏菌的结合转移，且其速度比未经处理的细胞高200倍。现在城市污水处理厂中常见的一些ARGs有：β-内酰胺耐药基因、大环内酯耐药基因、喹诺酮类耐药基因、磺胺和甲氧苄啶耐药基因、四环素耐药基因和多药外排基因等。全球有无数的科研人员对于这些ARGs在污水处理厂中的存在与否进行了仔细研究，经过汇总得出如下表格：基因名称进水检测出水检测进水前后对比活性污泥国家分析方法来源ampR++↓NA加拿大c-d&(2)Biswaletal.,2014blaAmpCNA++德国c-d&PCRSzczepanowskietal.,2009blaCIT++↑NA葡萄牙c-d&PCRAmadoretal.,2015blaCMY-5NA++德国Szczepanowskietal.,2009blaCTX-M++↑NA瑞典c-d&(3)Bengtsson-Palmeetal.,2016blaCTX-M-1NA+NA波兰c-d&PCRKorzeniewskaandHarnisz,2013blaCTX-M-12++↑+加拿大c-d&(2)Biswaletal.,2014blaCTX-M-32++↓NA丹麦c-id(qPCR)Lahtetal.,2014表格1常规处理方法在污水处理厂检测β-内酰胺耐药基因观察到的抗性基因浓度的变化增加（↑）和减少（↓），NA未检测出，c-d培养的，c-id非培养的，(2)DNA微列阵法，(3)鸟枪基因组测序根据上表我们可以得知Biswal[51]等人对于加拿大的城市污水处理厂中发现了进出水中含有ampR和blaCTX-M-12，Szczepanowski[52]等人在德国的城市污水处理厂中发现了blaAmpC和blaCMY-5，而Amador[53]等人对葡萄牙的污水处理厂进行污水检测发现了blaCIT，Bengtsson-Palme[54]等人在瑞典的污水处理厂中找到了blaCTX-M，Korzeniewska[55]等人在波兰的污水处理厂进出水中发现了blaCTX-M-1，Laht[56]等人对丹麦的污水处理厂进出水进行检测找到了blaCTX-M-32。基因名称进水检测出水检测进水前后对比活性污泥国家分析方法来源ereANA++德国c-d&PCRSzczepanowskietal.,2009ereA2NA++德国c-d&PCRSzczepanowskietal.,2009ereBNA++德国c-d&PCRSzczepanowskietal.,2009ermANA-+德国c-d&PCRSzczepanowskietal.,2009ermB++↓+中国c-id(1)Yangetal.,2013ermONANA+瑞典c-d&(3)Bengtsson-Palmeetal.,2016mefA++NA+中国c-id&(HT-qPCR)Jiaoetal.,2018mph(A)++↑NA加拿大c-d&(2)Biswaletal.,2014表格2传统处理方法在污水处理厂检测大环内酯类耐药基因观察到的抗性基因浓度的变化增加（↑）和减少（↓），NA未检测出，c-d培养的，c-id非培养的，(1)高通量测序，(2)DNA微列阵法，(3)鸟枪基因组测序，根据上表我们可以得知Szczepanowski等人在德国的城市污水处理厂中发现了ereA、ereA2、ereB、ermA，Bengtsson-Palme等人在瑞典的污水处理厂中找到了ermO，Biswal等人对于加拿大的城市污水处理厂的研究中发现了进出水中含有mph(A)，Yang[57]等人在中国的城市污水处理厂进出水中发现了ermB的存在，而Jiao[58]等人在研究了中国城市污水处理厂进出水中找到了mefA。基因名称进水检测出水检测进水前后对比活性污泥国家分析方法来源gyrA++↓+中国c-id(PCR,qPCR)Xuetal.,2015qnrNA++德国c-d&PCRSzczepanowskietal.,2009qnrANA+NA西班牙c-id(qPCR)Martietal.,2013qnrB1NA++德国c-d&PCRSzczepanowskietal.,2009qnrC++↑+中国c-id(PCR,qPCR)Xuetal.,2015qnrSNA+NA西班牙c-id(qPCR)Martietal.,2013qnrS1++↓NA加拿大c-d&(2)Biswaletal.,2014qnrS2NA++德国c-d&PCRSzczepanowskietal.,2009表格3污水处理厂常规处理工艺中喹诺酮类耐药基因的检测观察到的抗性基因浓度的变化增加（↑）和减少（↓），NA未检测出，c-d培养的，c-id非培养的，(2)DNA微列阵法，根据上表我们可以得知Xu[59]等人在对中国的城市污水处理厂进出水进行检测后发现水中含有gyrA和qnrC，Szczepanowski等人在德国的城市污水处理厂的进出水中检测出来了qnr、qnrB1和qnrS2，Marti[60]等人在西班牙的污水中发现了qnrA和qnrS，Biswal在加拿大的污水处理厂中找到了qnrS1。基因名称进水检测出水检测进水前后对比活性污泥国家分析方法来源dfrIINA++德国c-d&PCRSzczepanowskietal.,2009dfrA20+-↓NA加拿大c-d&(2)Biswaletal.,2014dfrA3++↑NA瑞典c-d&(3)Bengtsson-Palmeetal.,2016dfrDNA++德国c-d&PCRSzczepanowskietal.,2009dhfr1+-↑NA加拿大c-d&(2)Biswaletal.,2014dhfrA1NANA+波兰c-d&PCRZiembińska-Buczyńskaetal.,2015sulINA++德国c-d&PCRSzczepanowskietal.,2009sulIINA++德国c-d&PCRSzczepanowskietal.,2009表格4常规处理工艺污水处理厂中检测抗磺胺和甲氧苄啶基因观察到的抗性基因浓度的变化增加（↑）和减少（↓），NA未检测出，c-d培养的，(2)DNA微列阵法，(3)鸟枪基因组测序，根据上表我们可以看出，Szczepanowski等人在对德国的城市污水处理厂进行污水检测的时候发现污水中含有dfrII、dfrD、sulI和sulII，Biswal等人在加拿大的污水处理厂进出水中检测到了dfrA20和dhfr1，Bengtsson-Palme等人在瑞典的城市污水处理厂中发现了dfrA3的存在，Ziembińska-Buczyńska[61]等人对波兰的城市污水处理厂进出水进行研究检测，发现其中含有dhfrA1。表格5常规处理工艺污水处理厂四环素抗性基因检测基因名称进水检测出水检测进水前后对比活性污泥国家分析方法来源ortANANA+瑞典c-d&(3)Bengtsson-Palmeetal.,2016tetANA++德国c-d&PCRSzczepanowskietal.,2009tetA(C)NANA+中国c-id(1)Yangetal.,2013tetA(Q)NANA+中国c-id(1)Yangetal.,2013tetB++↓NA加拿大c-d&(2)Biswaletal.,2014tetC++↓NA丹麦c-id(qPCR)Lahtetal.,2014tetMNA++德国c-d&PCRSzczepanowskietal.,2009tetXNA++德国c-d&PCRSzczepanowskietal.,2009观察到的抗性基因浓度的变化增加（↑）和减少（↓），NA未检测出，c-d培养的，c-id非培养的，(1)高通量测序，(2)DNA微列阵法，(3)鸟枪基因组测序，由上表可以看出，Bengtsson-Palme等人从瑞典的污水处理厂中检测发现污水中含有ortA，Szczepanowski等人对于德国城市污水处理厂的进出水进行检测后发现污水中存在有tetA、tetM和tetX，Yang等人在中国的污水处理厂进出水中发现有tetA(C)和tetA(Q)的存在，Biswal等人在加拿大的污水处理厂中检测出了tetB，Laht等人对丹麦的城市污水处理厂进出水检测后发现其中含有tetC。基因名称进水检测出水检测进水前后对比活性污泥国家分析方法来源acrBNA++德国c-d&PCRSzczepanowskietal.,2009acrDNA++德国c-d&PCRSzczepanowskietal.,2009adeANANA+中国c-id(1)Zhangetal.,2011mdtFNANA+中国c-id(1)Zhangetal.,2011mexBNA++德国c-d&PCRSzczepanowskietal.,2009norMNANA+中国c-id(1)Yangetal.,2013orf11NA++德国c-d&PCRSzczepanowskietal.,2009qacFNA++德国c-d&PCRSzczepanowskietal.,2009表格6常规处理工艺在污水处理厂检测到多药外排基因观察到的抗性基因浓度的变化增加（↑）和减少（↓），NA未检测出，c-d培养的，c-id非培养的，(1)高通量测序，根据上表可知Szczepanowski等人在德国的污水处理厂进出水检测中发现了acrB、acrD、mexB、orf11和qacF的存在，Zhang[62]等人在中国的污水处理厂污水中找到了adeA和mdtF，Yang等人从污水处理厂的污水中检测到了norM。综上所述，污水处理厂的进出水中会含有大量的ARGs，这些ARGs如果不进行处理会对人类生存环境产生很大的威胁，因此去除污水中的ARB和ARGs成为了现在污水处理中的重要环节。第二章ARB和ARGs的处理工艺污水是抗性菌和抗性基因的主要集结地，因此对于污水中的抗性菌和抗性基因的高效去除是控制环境中抗性菌和抗性基因的污染的重要方法[12]。现行的对于污水中抗性菌和抗性基因的主要去除方式有活性污泥降解、活性炭吸附、膜生物处理工艺以及消毒等高级氧化处理工艺，其各个方法相应的去除原理如下：生物工艺对ARB和ARGs的去除活性污泥及其相关工艺活性污泥法及其相关处理工艺是污水处理厂中最常使用的处理方法。研究表明，活性污泥法对进水中的ARB和ARGs拥有明显的去除作用。但与此同时人们发现，经活性污泥法处理后水中的抗性菌和抗性基因确实降低了浓度，但是主要原因是活性污泥中吸附了大量的抗性菌和抗性基因，其并没有得到真正的去除，当污水处理厂将活性污泥直接处理进入环境中，污泥中的ARB和ARGs会重新回到环境中，危害人们的日常生产生活。因此对于活性污泥工艺中污泥的后续处理就显得尤为重要。在多种污泥处理方法中，根据Diehl[13]等人研究温度对好养和厌氧消化池中四环素抗性基因（如tet(A)、tet(O)、tet(W)等）的含量影响实验结果得知，除了tet(L)基因以外，其余ARGs在5天处理结束时的基因相对丰度随着温度的升高而逐渐减少，且只有三个好氧消化池的基因相对丰度出现了统计上显著的变化率，其中两个在55°C时只有tet(X)基因显著下降，这些基因的数量通常随着温度的升高而减少，通常是1-2个数量级。相比之下，好氧消化阶段对基因数量的影响较小，因此高温厌氧条件去除对于污泥中的抗性菌和抗性基因具有较好的去除作用。活性污泥相关的A/O、A2/O以及SBR工艺等因为增加了污水和污泥的接触时间以及接触面积，使污水处理的效果更好。但与此同时，由于污水和污泥的接触时间延长，造成了污水中细菌有更多几率进行变异和增殖，同时增大了污水中ARGs的水平转移概率，导致水中的抗性菌和抗性基因的显著增加。同时研究人员在一些实验中发现某些生物处理过程会使部分ARGs和ARB的丰度增加，如Łuczkiewicz[14]等人研究中发现在A2/O工艺处理中出现了大肠杆菌和肠球菌对于抗生素抗性增强的现象；Fan[15]等人对于SBR的研究中发现出水中检测到了进水中不存在的ARGs。由此可得，活性污泥法及其相关工艺对污水进行处理虽然可以降低污水中的ARB和ARGs有一定的去除效率，但是由于其本身技术条件以及经济成本的限制性，其去除ARB和ARGs的去除效果有一定的不足。活性炭吸附处理工艺活性炭吸附是是废水吸附处理法之一种，是一种利用物理吸附，化学吸附，氧化，还原等的催化氧化性能在废水中去除各种污染物的方法。因此，近年来，活性炭处理工艺多用于给水厂来去除一些其他微量有机物和较难通过降解的有机物。大量研究表明，活性炭对抗生素的去除能力较强[16、17]。活性炭吸附处理还可以用于去除污水中的许多疏水性药物和一些带电药物[18]。活性炭吸附处理系统的去除效果取决于吸附剂的性质（如比表面积、孔隙率、表面极性和材料的物理形状）、吸附质的特性（如形状、尺寸、电荷和疏水性）、污水的pH和活性炭与污水的接触时间等[19]。抗生素抗性细菌及其抗性基因对活性炭的吸附效率可能会因目标化合物的初始浓度、pH值、温度和溶液中其他物种的存在而显著改变[20]。沈燕[21]采用ZnCl2活化法制备污泥活性炭，并使用制备的污泥活性炭对抗生素废水进行吸附处理，结果表明污泥活性炭对于污水中的抗生素、ARB和ARGs具有较好的去除作用。这种方法的好处是一方面降低了活性污泥对人类生存环境产生的不良影响；另一方面实现了对污水中抗生素、ARB和ARGs的去除，达到了资源回收利用，以废治废的目的。付浩[22]在对活性炭吸附特性的研究中发现，活性炭吸附能够有效的去除污水中的喹诺酮类抗生素，以及抗生素在污水中发生突变所产生的ARB和ARGs。Zhang[23]等人研究了粉状活性炭对于污水中6类具有代表性的28种抗生素及ARGs的去除作用，研究表明粉状活性炭对于污水中抗生素和ARGs具有较好的吸附去除能力。活性炭吸附处理工艺的优点有处理程度高，不产生二次污染，出水水质比较稳定，可达饮用水标准。但其不足之处为投资和处理费用昂贵。膜生物处理工艺膜生物处理工艺也是处理污水中的一种较为常见的工艺，其具体原理是将膜的高效分离与生物的降解作用相结合的一种污水处理工艺，用膜生物工艺代替原处理工艺结束时的二沉池，在生物反应器中保持活性污泥浓度较高，提高单位体积生物处理可去除的有机物数量，以减少污水处理设施在污水处理厂厂区设计中的占地面积，并通过降低污泥负荷来降低的剩余污泥量。主要是通过膜处理设备进行分离截留污水中的污泥和大分子物质。Zhu[24]等人对于MBR的研究表明虽然SMX和TC的加入使活性污泥和膜污染层中的ARGs丰度增加了0.5-1.4个数量级，但膜组件对于ARGs的去除性能很好，去除的ARGs丰度为0.6-5.6个数量级。根据实验中MBR反应器中膜污垢的SMP和EPS含量与污水中ARGs丰度显著相关，可得MBR反应器中膜污垢对于清除ARGs具有很重要的作用[25]。根据MariyaMunir（2011）[26]对于膜生物反应器、氧化沟工艺、旋转式生物接触反应器以及活性污泥法对于抗性菌和抗性基因的去除效果可以发现，MBR对于抗性菌和抗性基因具有比其他工艺较好的去除效率。在膜生物处理工艺中，抗性菌和抗性基因是由于被富集到生物膜上，与活性污泥法中污泥吸附具有同样的效果，因此膜生物处理工艺中的生物膜同样含有大量的抗性菌和抗性基因，同样需要经过妥善安全的处理，以面对环境造成威胁，对人们的生产生活造成影响。且因为膜生物工艺过程中污水的停留时间较短，污泥较短，因此工艺中造成的二次污染较传统活性污泥法而言比较小。人工湿地处理系统人工湿地系统是一个综合性的生态系统，它通过生态系统中生物共存、物质循环以及物质再生原理，生态系统的结构与功能协调原则，在促进污水中污染物净化循环的前提下，充分发挥生态系统中资源的生产力，防止生态系统中的环境受到二次污染，从而使污水处理与湿地系统资源化利用达到最佳的经济和环境效益[27]。人工湿地对污水中的有机物、氮磷、药物等具有较好的去除作用，对抗性菌和抗性基因也具有一定的去除作用。人工湿地对于污水中的物质去除作用主要有湿地基质的过滤吸附作用、湿地植物的作用和微生物的消解作用。张明美[28]的研究表明人工湿地系统对抗生素抗性基因的削减有着重要的作用，人工湿地对于抗生素抗性基因的相对丰度也具有一定的削减作用。人工湿地系统中随着污水微生物量的增加，湿地系统中抗性基因的去除率也随之提高。Huang等人[29]研究了垂直流人工湿地对废水中四环素类抗性基因的去除效果，结果表明所有目标基因的绝对丰度都有所降低，范围为0.26～3.3个数量级[30]。Fang[31]等人研究了表面流型人工湿地在季节影响下对14种ARGs的去除情况，结果表明湿地系统在冬季和夏季对总ARGs的去除率分别为77.8%和59.5%。同时，沉积物与水中的ARGs具有很强的相关性，由于夏季环境中温度较高促进了ARB的繁殖以及水力扰动，使得夏季的ARGs去除率较低[32]。值得注意的是，湿地中各类功能菌在对ARGs削减中发挥了重要的作用，如厌氧菌利用自身的代谢特征将有机物转化成甲烷；硝化菌将水中的铵盐硝化；反硝化菌将硝化氮还原成氮气等。各类功能菌将污水中的有机物含量降低形成对于环境没有危害的物质返还进环境中，并在此过程中降低污水中抗性菌和抗性基因的含量[33]。人工湿地作为一种生态污水处理技术,具有出水水质好、投资少、结构简单、操作风险低、管理便利及运行成本低等特点。在人工湿地的实际应用中，应针对其生态环境中不同种类的主要抗性基因采取与之对应的人工湿地处理系统[34]。消毒工艺对ARB和ARGs的去除氯化消毒工艺随着社会发展，人们对水质的要求越来越高，污水处理后进行消毒工艺已经成为污水处理过程中必不可少的环节。各种消毒工艺中，由于氯消毒成本低，并且能够有效的去除水中的微生物，因此氯化消毒是最为普遍的一种消毒工艺。氯加入水中后生成次氯酸和次氯酸根，两者之间的比例由水中的pH而定。由于次氯酸具有强氧化性，能够很好的氧化细菌细胞，将其杀死，因此水中pH越低，次氯酸越多，消毒效果越好；且次氯酸体积较小，电荷呈中性，极易穿过细胞壁进入细胞内，直接作用于细胞内部使细胞失去活性。根据Yao[35]等人的研究可以得知随着加氯量的增大和接触时间的增长，水体中的抗性基因去除效果越好，因此常规的污水处理厂的氯消毒计量通常难以杀死污水中的抗性基因。与此同时，有研究表明虽然氯消毒对抗性菌和抗性基因有着较好的清除效果，但与之伴随着会使生物随着氯浓度的增加而产生压力，形成新的抗性基因。氯化消毒具有多种不同的形式，如普通加氯消毒法、氯氨消毒法、折点消毒法、过量氯消毒等[36]。氯化消毒还可以根据控制加氯点的变化划分为预氯化法、后氯化法和中途加氯法，每个方法都有不同的优缺点。影响氯化消毒工艺的因素主要有加氯量、水中的pH、水温和水中微生物的种类以及数量。氯消毒工艺虽然去除ARB和ARGs的效果不错，但是由于其成本较高、危险性大、安全性差、且氯为有毒物质，因此在城市污水处理厂的工艺选择中，氯化消毒工艺不是最优选择。臭氧消毒工艺臭氧消毒工艺是一种以臭氧作为消毒剂的水处理技术。臭氧消毒工艺自19世纪被发明之际就开始运用于污水处理的过程中。臭氧是一种强氧化剂，臭氧在水中溶解以后生成的大量经基自由基及新生态氧来间接氧化水中的无机物、有机物，并进入细菌细胞内部氧化胞内有机物，从而达到杀菌消毒、净化水质的目的。与加氯消毒相比，臭氧消毒具有消毒剂消耗少、作用快和消毒效果更佳的特点，与此同时还可以改善水的口感。与城市污水处理厂的正常添加剂量相比，灭活ARB的臭氧剂量增加了20多倍，而且可能需要去除更多剂量的臭氧才能去除ARGs。臭氧消毒的效果是曝气池的多倍，但由于臭氧不稳定，它经常分散并消失在水中。臭氧加速了大型水下分子反应并将其转化为小分子产物，这些产物会对环境造成潜在性威胁。在实验室条件下研究了不同臭氧剂量对污水抗生素抗性基因去除的效果后发现，抗生素抗性基因去除的效率会随着臭氧剂量的增大相应增加并在一定值稳定下来。Czekalaki[37]等人从实验室和工程应用角度分别研究了臭氧消毒对污水中磺胺类sulⅠ抗性菌和抗性基因的去除作用，实验室的研究指出预絮凝和高的臭氧浓度（O3与DOC浓度比大于0.55）均有利于抗性菌和胞内抗性基因的有效去除。有实践研究则表明虽然臭氧消毒能清除抗性菌，但是部分失活的抗性菌一段时间之后会再次产生活性，并且臭氧消毒对胞内抗性基因没有显著的去除效果。臭氧消毒灭菌的原理是首先臭氧能氧化分解细菌内部的葡萄糖所需要的酶，使细菌没有办法吸收葡萄糖，进而失活死亡；其次，臭氧还能直接与细菌、病毒作用，通过破坏细菌和病毒的细胞器以及DNA、RNA，使细菌、病毒等物质的新陈代谢被破坏，从而使细菌和病毒死亡；最后臭氧可以透过细胞膜组织，进入细胞体内，作用于细胞外膜的脂蛋白和内部的脂多糖，使细菌或者病毒发生通透性畸变而溶解死亡[38]。臭氧消毒灭菌的优点是杀菌较为彻底、对于多种细菌都具有杀灭效果、且污染较小，是较为绿色高效的杀菌消毒方法。其缺点有投资较大、臭氧在水中并不稳定、且消毒后会对管道产生腐蚀作用等。与其他方法相比臭氧消毒工艺的特点有高效、经济、简洁方便和洁净度高。紫外消毒工艺紫外线杀菌是利用适当波长的紫外线破坏微生物细胞中DNA(脱氧核糖核酸)或RNA(核糖核酸)的分子结构，导致微生物的生长细胞死亡和再生细胞死亡，来进行消毒杀菌[39]。紫外线消毒剂以现代病理学、医学、光动力学为基础，利用效率较高、强度较大、寿命较长的UVC波段紫外光照射自来水，杀死灭活水中的细菌、病毒、寄生虫、水虫等病原体。紫外线消毒工艺现在被越来越广泛地运用于人们的日常生产生活之中，相比于其他工艺，它具有很多优势。如紫外消毒工艺不会产生对于环境和人类有害的消毒产物；且投入较小、能够对多种病菌具有杀灭作用、受pH和水温的影响较小、占地面积小、停留时间短、便于操作等。但紫外消毒工艺也存在没有持续时间的消毒效果，不能保持生物管网的稳定、长时间使用后灯管周围会产生污垢，影响清楚效率、国内经验不足等不足之处。紫外消毒的剂量相比较于其他工艺较为容易的去控制，它既可以通过光照强度不变，增加光照时间来提高消毒剂量；也可以通过光照时间不变，增强光照强度来提高消毒剂量。根据孙雯[40]等人的研究结果：当紫外线剂量<10mJ/cm2时,大肠杆菌灭活率的增加幅度较大;当紫外线剂量>10mJ/cm2时,紫外线对大肠杆菌的灭活率虽然继续增加,但增幅明显变小;当紫外线剂量>20mJ/cm2后,灭活率趋于平缓。可以看出，同样光照时间的前提下，紫外线强度越高，紫外线剂量越大，对细菌的灭活效率越高。ChadWMcKinney[41]等人通过研究UV消毒工艺对MARS、VRE、E.coliSMS-3-5、P.aeruginosa01四种耐药细菌和ampC、tet(A)、vanA和mecA四种抗性基因的去除作用，发现不同的抗性菌和抗性基因对于紫外消毒工艺的抗性不同，且灭活ARGs比灭活ARB需要更多的紫外线剂量。由此可得紫外线对不同的抗性菌和抗性基因的作用不同，且不同抗性菌和抗性基因之间差异较为明显。根据很多学者研究发现UV消毒工艺会导致各种水环境中的ARB和ARGs比例比处理之前增加，且其增加比例大于氯消毒工艺的增加比例。上述几种传统的消毒工艺主要是以灭菌为主要目的，其常规污水处理厂应用中的规模对于消灭污水中的ARB和ARGs并不具备优势，如果针对ARB和ARGs的去除进行相应的改变条件，其各自都有不同的不足之处。且有研究表明，长时间、大剂量、单一处理方式会对菌群进行二次生物选择，使得种群中的生物基因发生改变，产生抗性菌和抗性基因的交叉抗性[42]。对于单一去除工艺会产生的问题，有相关学者进行研究，发现多种工艺联合使用后会使去除效果更好，如UV/O3、UV+H2O2、UV+H2O2+O3、UV+TiO2工艺等。以UV/O3工艺为例，其结合了两个成熟的工艺(UV和O3)，近年来已成为水处理领域的研究热点。UV/O3工艺产生大量强氧化性的羟基自由基(·OH)，可以去除水中大多数难降解的有机污染物，由于不需添加催化剂、操作简易、氧化能力强以及反应速率快，在饮用水和工业废水等处理中将有广阔的应用前景。深度处理组合工艺高级氧化工艺自被人类发明以来就开始应用于污水处理过程中，近年来不断有研究人员根据其特性开始将高级氧化工艺与其他工艺相结合，以此来提高其对于污水中ARB和ARGs的去除效率。高级氧化工艺对ARGs的去除是通过强氧化性自由基将污水中的多种抗性基因进行氧化分解，达到降低污水中抗性基因和抗性菌的目的，起到净化水质的作用。高级氧化技术(Advancedoxidationprocesses，AOPs)能够很高效率的处理高度浓度的有机污水，是一种比较优秀的处理技术，常用的AOPs包括H2O2、UV/H2O2、UV/O3、O3/H2O2、UV+TiO2、Fenton技术等。根据焦浩[43]等人研究表明光催化氧化技术UV/H2O2工艺可以有效的去除污水处理厂出水中的ARGs，并且此技术反应条件温和、操作简单、氧化较为彻底、并不会产生二次污染，光催化氧化技术UV/H2O2工艺对有机污染物的氧化能力较单独的UV或者H2O2都具有显著的提高。UV/H2O2工艺主要依靠羟基自由基的强氧化性去除有机物，处理会过程受很多因素的影响，UV剂量、H2O2浓度、天然有机物含量、初始污染物浓度、初始pH、温度等因素都会对UV/H2O2工艺的处理效果产生影响。在正常情况下，随着UV剂量的增加，污水中污染物的去除率会明显提高；在一定浓度范围内随着初始H2O2浓度的增加，UV/H2O2工艺对污染物的去除效果会不断增加；水体中的天然有机物对UV/H2O2工艺有一定抑制作用，且含量越大抑制作用越明显；初始污染物浓度越高越不利于UV/H2O2工艺降解污水中的污染物；大部分有机污染物适合在弱酸性条件下降解，强酸、强碱条件均会抑制降解过程；水体中存在的阴离子也会对UV/H2O2体系中污染物的去除产生较大影响，可以产生影响的阴离子主要有NO3-、Cl-、SO42-和HCO3-等，各阴离子对反应进程的影响程度与所要去除的目标污染物性质有关；温度对UV/H2O2工艺的处理过程影响不大。UV/H2O2具有反应条件温和、操作简单、氧化较为彻底、并不会产生二次污染等优点，展现出了巨大的发展潜力，但也存在H2O2利用率低及残存H2O2等问题。可以通过添加催化剂的方式提高H2O2的利用率，寻找经济高效的催化剂提高H2O2利用率是当前UV/H2O2工艺研究的重点。UV/O3工艺通过光照降解、臭氧氧化等作用产生大量的羟基自由基，羟基自由基与污水中的大部分难降解污染物进行氧化降解，其优点是氧化性强、反应速率较快、不需要多余的催化剂和操作简单等[44]。其主要的反应过程如下[45]：OOHHHHOOUV/O3工艺不仅对于污水处理厂中抗性菌和抗性基因具有较好的去除作用，同时它还对多种农药具有较好的去除效果，如Rao[46]等人研究结论表明在UV/O3、UV、O3三种工艺中，UV/O3工艺对于利谷隆及其抗性菌的降解速率最高，对总有机碳（TOC）的去除率最好。在O3/H2O2工艺中，H2O2的加入是将单一的臭氧氧化工艺转变为效率更高的高级氧化工艺最经济和最可行的办法。其反应机理是在臭氧工艺的基础上添加H2O2使其快速产生·OH进行反应。公式如下[47]：HOOO·此过程中由于H2O2是一个二元弱酸，其解离程度受pH影响很大，因此反应液的pH值是影响反应的一个重要因素；反应系统中H2O2和O3的投加比例以及投加量决定了反应系统中的反应速率；且因为链式反应受引发剂、促进剂和抑制剂的影响很大，因此反应系统中除了反应物和目标污染物以外的其他物质的种类和浓度对反应的影响也很大[48]。根据反应式可以看出，此反应最后的产物为H2O和O2，因此不论是从氧化效率还是从环境污染程度来看，此工艺都很值得推广。用TiO2光催化氧化和臭氧氧化处理12.8和6.4μg/mL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[49]。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。因此TiO2光催化氧化可以很好的去除污水中的ARB和ARGs。Fe2+和H2O2混合生成具有强氧化性的羟基自由基即为芬顿试剂。芬顿氧化法是指通过芬顿试剂以Fe2+作为催化剂，经过一系列的自由基反应，生成羟基自由基（·OH）[50]。芬顿氧化法的特征在于其超强的氧化性，可对降解的物质深度氧化。有机污染物最初与系统中的羟基（·OH）相互作用并形成自由基（R·），经过进一步的反应加以氧化，从而能够产生二氧化碳和水。最后，污染物中的有机物得以降解，污水中的ARB和ARGs得以去除。第三章总结与展望通过上述研究可以发现，人们随着科技的发展和社会的进步，对于环境中ARB和ARGs的认知越来越清晰，知道了抗性菌和抗性基因在环境中的来源和分布，及其对人类生产生活中所能够产生的威胁，及其对环境的破坏，因此人们通过不同的处理工艺对环境中的ARB和ARGs开始进行去除。目前对于污水处理中的ARB和ARGs的去除研究分两个方面，一个是对去除技术节约能源、节省成本并提高去除效率的研究，另一个是对各种工艺去除ARB和ARGs的原理和ARGs的传播扩散机制等的深入研究。但是通过以上技术研究对比可以发现不同的技术对于环境中的ARB和ARGs都具有不同效果的去除作用，且同一方法对于不同的环境条件都有可能产生不同的结果，因此在应用不同的工艺去除环境中的ARB和ARGs的时候应考虑相应的环境变量对于去除结果所产生的影响。对于今后对于污水中ARB和ARGs的去除研究方向，建议从如下几个方面进行研究发展：现在较为普及的对于环境中ARB和ARGs的去除工艺大多都是单一工艺去除法，其或多或少都有一些方面的不足之处。根据研究表明科研人员对于多种组合工艺的研究较少，可以在今后的发展研究中对于多工艺组合去除ARB和ARGs的方法进行深入研究，以期减少化学剂量的使用、节省经济成本、提高去除效率、降低抗性基因的传播。由于ARGs在自然环境中复杂多变且会受到多种因素的影响产生突变，因此需要研究人员更加深入的研究ARGs在我国不同环境中的具体分布，根据其分布特点以及地域特征进行相应的去除工艺研究，以达到对我国环境的针对性地域保护，减少人们的日常生产生活受到ARGs的威胁风险。许多ARGs经常与一些可移动遗传元件相互影响，且这些可移动遗传元件种类众多，并且可能携带大量其他种类的抗性基因，从而使微生物产生多种抗性。因此今后对抗性菌和抗性基因的去除工艺研究中应该扩展到对于不同种类可移动遗传原件的影响。污水处理厂是抗性基因的主要聚集地，也是去除抗性基因的关键之处。不同种类的污水处理工艺及多种工艺的组合工艺对于抗性基因的去除效果，以及不同工艺在不同环境条件下对于抗生素抗性菌和抗性基因的去除作用以及抗性菌和抗性基因在不同环境下的迁移转化仍需要深入研究。致谢大学四年转瞬即逝，曾经觉得时光漫长，但是如今我由衷珍惜所剩不多的大学时光。在这四年了我完成了自己从不曾想象也不敢想象的蜕变，是我的老师和同学们让我成长，让我收获颇丰。在此我由衷地对我亲爱的大学、我负责的导师及所有的同学朋友们说声谢谢！我要感谢我的母校：海南大学，如果不是踏进这所学校，我不曾想象过自己的未来是什么样子，也不会得到知识的收获和思想与眼界的开阔，正临毕业之际，愿母校能够扬帆起航，带领更多莘莘学子找到人生的方向。其次我要感谢我的毕业指导老师——王德欣老师。在撰写毕业论文期间，王老师一直耐心的给予我指点，能在撰写论文期间跟着一位优秀的导师钻研学术，让我觉得无比幸运无比珍惜。我即将毕业离开校园，我会一直铭记王老师教会我的知识技能，永远对科研心怀热情，也真心希望王老师能在今后的学术中进展顺利！在四年的时光里，我接触最多的就是我的同学们和舍友，是他们在我离家千里的陌生城市感觉到了温暖和依靠，并且在学习生活中给予了我很多的提点和帮助。写到此刻我感慨万分，心情激动，回望四年的点滴时刻，我热泪盈眶。我之所以能成为现在的我，离不开我经历的所有。今后，我将继续大踏步前进，永远为每一个明天努力着、奋斗着！参考文献[1]朱玥晗,姚钦,李森,郭兆奎,王光华.环境中抗生素抗性基因及消减途径研究[J].土壤与作物,2019,8(02):186-194.[2]朱光平,吴南翔,范宏亮.环境中抗生素抗性基因的去除方法[J].环境与职业医学,2019,36(12):1168-1174.[3]AuerbachEA,SeyfriedEE,McMahonKD.Tetracyclineresistancegenesinactivatedsludgewastewatertreatmentplants[J].WaterRes,2007,41(5):1143-1151[4]YangY,ZhangT,ZhangXX,etal.Quantificationandcharacterizationofβ-lactamresistancegenesin15sewagetreatmentplantsfromeastAsiaandnorthAmerica[J].ApplMicrobiolBiot,2012,95(5):1351-1358[5]李金梅,李曦,张舒婷.消毒工艺对水体中抗生素抗性基因的去除效果[J].净水技术,2018,37(02):10-16.[6]王梦黎.典型抗性基因在污泥预处理及厌氧消化系统中的分布和去除[D].天津大学,2018.[7]李静.紫外消毒致耐药基因水平转移规律和影响因素的研究[D].天津大学,2016.[8]Vries.J.DandWackernagel.W,MicrobialhorizontalgenetransferandtheDNAreleasefromtransgeniccropplants.PlantSoil,2004.266(1-2):91-104.[9]Nielsen.K.M,etal.,Horizontalgenetransferfromtransgenicplantstoterrestrialbacteria-arareevent?FemsMicrobiologyReviews,1998.22(2):p.79-103.[10]Michael.I,etal.,Urbanwastewatertreatmentplantsashotspotsforthereleaseofantibioticsintheenvironment:areview.WaterResearch,2013.47(3):p.957–995.[11]Z.,Q.,etal.,Nanoaluminapromotesthehorizontaltransferofmultiresistancegenesmediatedbyplasmidsacrossgenera.ProceedingsofheNationalAcademyofSciences,2012.109(13):4944-4949.[12]窦春玲郭雪萍尹大强.污水处理厂抗生素抗性基因分布和去除研究进展[J].环境化学,2013(10):62-70.[13]DiehlDL,LaparaTM.Effectoftemperatureonthefateofgenesencodingtetracyclineresistanceandtheintegraseofclass1integronswithinanaerobicandaerobicdigesterstreatingmunicipalwastewatersolids[J].EnvironmentalScience&Technology,2010,44:9128-9133[14]ŁUCZKIEWICZA,JANKOWSKAK,FUDALA-KSIAŻEKS,etal.,2010.Antimicrobialresistanceoffecalindicatorsinmunicipalwastewatertreatmentplant[J].WaterResearch,44(17):5089-5097.[15]FanC,HeJ.Proliferationofantibioticresistancegenesinmicrobialconsortiaofsequencingbatchreactors(SBRs)uponexposuretotraceerythromycinorerythromycin-H2O[J].WaterResearch,2011,45(10):3098[16]刘运涛，杨力，蒋心科，等.活性炭对磺胺嘧啶的吸附行为研究[J].农业与技术，2014(3)：241-243.[17]张鑫，尹仁毕，赵忠孝.硝酸活化活性炭吸附水中阿莫西林的研究[J].环境工程技术学报，2013，3(5)：416-421.[18]Le-MinhN.,KhanS.J.,DrewesJ.E.,etal.Fateofantibioticsduringmunicipalwaterrecyclingtreatmentprocesses.WaterResearch,2010,44(15):4295-4323[19]金礼俊,唐善法.活性炭在污水净化应用中的研究进展[J].化学工程师,2019,33(09):68-70+90.[20]Aksu,Z.,Tunc¸,O.,2005.ApplicationofbiosorptionforpenicillinGremoval:comparisonwithactivatedcarbon.ProcessBiochemistry40,831e847.[21]沈燕.污泥活性炭在抗生素废水处理中的应用研究[D].北京交通大学,2009.[22]付浩.水中典型喹诺酮类抗生素的活性炭吸附特性研究[D].清华大学,2017.[23]ZhangX,GuoW,NgoHH,etal.Performanceevaluationofpowderedactivatedcarbonforremoving28typesofantibioticsfromwater[J].JournalofEnvironmentalManagement,2016,172:193-200.[24]ZHUYJ,WANGYY,ZHOUS,etal.,2018.Robustperformanceofamembranebioreactorforremovingantibioticresistancegenesexposedtoantibiotics:Roleofmembranefoulants[J].WaterResearch,130:139-150.[25]陈蕾GeorgeZhiZHOU.污水中抗生素抗性菌及抗性基因的去除技术[J].生态环境学报,2018(11):187-193.[26]MUNIRM,WONGK,XAGORARAKII,2011.ReleaseofantibioticresistantbacteriaandgenesintheeffluentandbiosolidsoffivewastewaterutilitiesinMichigan[J].WaterResearch,45(2):681-693.[27]徐淑兰.人工湿地的污水净化原理及影响因素研究[J].中国资源综合利用,2020,38(02):194-196.[28]张明美.污水处理系统中抗生素抗性基因污染研究[D].浙江大学,2013.[29]HUANGKS,SHIEHDB,YEHCS,etal.,2014.Antimicrobialapplicationsofwater-dispersiblemagneticnanoparticlesinbiomedicine[J].CurrentMedicinalChemistry,21(29):3312-3322.[30]马远萍.催化臭氧化技术去除典型的抗生素及抗性基因研究[D].山东建筑大学,2017.[31]FangH,ZhangQ,NieX,etal.Occurrenceandeliminationofantibioticresistancegenesinalong-termoperationintegratedsurfaceflowconstructedwetland[J].Chemosphere,2017,173：99-106.[32]张治国李斌绪李娜许坤朱昌雄李红娜吕锡武.污水深度处理工艺对抗生素抗性菌和抗性基因去除研究进展[J].农业环境科学学报,2018(10):10-10.[33]文汉卿史俊寻昊邓慧萍.抗生素抗性基因在水环境中的分布、传播扩散与去除研究进展[J].应用生态学报,2015(02):298-308.[34]宋振洋.人工湿地污水处理技术的应用[J].环境与发展,2019,31(12):74-75.[35]ZHUANGY,RENHQ,GENGJJ,etal.,2015.Inactivationofantibioticresistancegenesinmunicipalwastewaterbychlorination,ultraviolet,andozonationdisinfection[J].EnvironmentalScienceandPollutionResearch,22(9):7037-7044.[36]刘静.饮用水组合氯化消毒工艺研究[D].清华大学,2009.[37]CZEKALSKIN,IMMINGERS,SALHIE,etal.,2016.Inactivationofantibioticresistantbacteriaandresistancegenesbyozone:fromlaboratoryexperimentstofull-scalewastewatertreatment[J].EnvironmentalScience&Technology,50(21):11862-11871.[38]张慧芬,胡静文,罗婷.几种国内城市污水处理厂消毒工艺的比较[J].山西建筑,2010,36(34):194-196.[39]王红禹.给水厂紫外消毒工艺设计要点分析[J].净水技术,2014,33(S1):37-38+53.[40]孙雯张永吉周玲玲李圭白吕谋.紫外线强度及剂量对大肠杆菌光复活的影响[J].中国给水排水,2011(05):65-67.[41]Mckinney.C.W,Pruden.AUltravioletdisinfectionofantibioticresistantbacteriaandtheirantibioticresistancegenesinwaterandwastewater.EnvironmentalScience&Technology,2012.46(24):13393-13400.[42]HUQ,ZHANGXX,JIAS,etal.Metagenomicinsightsintoultravioletdisinfectioneffectsonantibioticresistomeinbiologicallytreatedwastewater[J].WaterRes,2016,101:309-317.[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