生物處理法去除抗生素及抗性基因的研究進展

中圖分類號：X52 文獻標(biāo)志碼：A

Progress on Removal of Antibiotics and Resistance Genes by Using Biological Treatment

SHANG Ruirui ¹ ，DING Xiaofan ¹ ，MU Hui1，ZHAO Wei2，YANG Xi³ .ZHU Xiaoxuan1 ， WANG Changshuo'， ZHANG Yongfang'

（1.School of Water Conservancyand Environment，Universityof Jinan，Jinan 25OO22，Shandong，China;2.Shandong Academy of Environmental Sciences Co.，Ltd.， Jinan 25Oo13， Shandong，China;3.EverbrightWater（Jinan）Co.，Ltd.，Jinan25OO31，Shandong，China）

Abstract：Aimingatthe problems of environmental polutionand health threatscaused bythe global growthof antibiotic consumption，as wellasthe problems of enrichmentand difusionof antibiotics and resistance genes in wastewater treatmentplants，the biological treatmenttechnologies（adsorptionand biodegradation）of antibiotics in wastewater treatment plants werereviewed，andtheir advantages and disadvantages were analyzed.This paper focused on introducing anaerobic biological treatment methods （such as up-flow anaerobic sludge bed（UASB），expanded granular sludge bed（EGSB）， anaerobicbaffled reactor（ABR），etc.），analyzed the impacts of antibioticsoneach stage of anaerobic fermentation， explored he removal mechanismof anaerobic fermentation onresistance genes，and prospectedthefuture developmentof antibiotic treatment technologies and the research directions for the removal of antibiotic resistance genes.

Keywords：wastewater treatment；antibiotics；antibiotic resistance gene；anaerobic biological treatment

現(xiàn)代醫(yī)藥技術(shù)迅速發(fā)展，生產(chǎn)出的各種類型抗生素被用于治療或預(yù)防人類傳染病，在畜牧業(yè)、養(yǎng)殖業(yè)和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中也被作為治療細(xì)菌感染的藥物和動物生長的促進劑。生態(tài)環(huán)境部下發(fā)的《重點管控新污染物清單（2023年版）》已將抗生素作為重點管控的新興污染物之一。據(jù)估計，我國抗生素的年產(chǎn)量超過20萬 t^[1] ，由于使用后不能被完全代謝，因此 90% 以上的抗生素以原始形態(tài)被排放到環(huán)境中，不僅會改變環(huán)境微生物群落的組成和功能，甚至可能殺死某些微生物。抗生素的濫用導(dǎo)致了微生物中抗生素耐藥菌（ARB）和抗生素抗性基因（ARGs）的產(chǎn)生[2]，ARB可以通過垂直轉(zhuǎn)移將ARGs傳遞給下一代[3]，從而不斷增強微生物對抗生素的耐受性。ARGs還可以通過水平基因轉(zhuǎn)移，產(chǎn)生更多的ARB 和ARGs[4]。目前世界多地在土壤、地表水、地下水甚至深海沉積物中均已檢測到ARGs，其在環(huán)境中的持久性殘留、菌群間遷移、轉(zhuǎn)化和傳播，比抗生素殘留本身對環(huán)境生態(tài)的危害更大，因此抗生素被定義為新興環(huán)境污染物，受到社會各界廣泛關(guān)注。

目前，針對抗生素的去除手段有物理法、化學(xué)法以及生物處理法。物理法是基于物理作用，富集和轉(zhuǎn)移抗生素，去除效率高但不能徹底降解抗生素，只是將抗生素濃縮，還需要進一步的深度處理[5]?；瘜W(xué)法則是利用氧化劑或高活性自由基與抗生素反應(yīng)，破壞抗生素的分子結(jié)構(gòu)，可實現(xiàn)抗生素的完全去除，但因選擇性較差且易受水體條件的限制而無法大規(guī)模使用。相比之下，生物處理法是一種基于環(huán)境自凈的人工強化生物技術(shù)，利用環(huán)境中微生物的代謝作用，將水中的有機污染物氧化分解，轉(zhuǎn)化為穩(wěn)定、無害的無機物，具有生物處理負(fù)荷量大、技術(shù)成熟、工藝簡單、運行成本低等優(yōu)勢，其中厭氧發(fā)酵技術(shù)可將有機大分子化合物轉(zhuǎn)化成氫氣 H₂ 、甲烷 CH₄ 等可再生能源，提高生物質(zhì)能在能源消費結(jié)構(gòu)中的占比。本文中綜述抗生素的各種生物去除技術(shù)，重點介紹生物處理方法，分析抗生素對厭氧發(fā)酵各階段的影響，歸納厭氧發(fā)酵對抗性基因的去除機制，展望未來抗生素處理技術(shù)的發(fā)展以及抗生素抗性基因的研究方向。

1生物處理過程去除抗生素

吸附和生物降解是抗生素在廢水中最重要的遷移和轉(zhuǎn)化機制[6]，如圖1所示。不同種類的抗生素的生物去除機制與其自身物理化學(xué)性及操作條件密切相關(guān)，通常情況下，吸附是去除四環(huán)素類、氟喹諾酮類和大環(huán)內(nèi)酯類抗生素的主要機制，而生物降解是去除磺胺類和 β- 內(nèi)酰胺類抗生素的主要途徑。

1.1 吸附

吸附是指以污泥作為載體，將抗生素從液相轉(zhuǎn)移至固相而不改變其化學(xué)結(jié)構(gòu)，此過程受抗生素種類、污泥性質(zhì)以及操作條件的影響。吸附系數(shù) K_d 表征污泥對抗生素吸附的親和力， K_d 值越大，污泥吸附能力越強，如活性污泥中磺胺類抗生素（SAs）的K_d 為 8.3～100.5L/kg ，而四環(huán)素類抗生素（TCs）的K_d 為 999～221 70L/kg^[7]

污泥對抗生素的吸附能力還取決于二者之間的靜電相互作用和疏水相互作用。溶液的酸堿度pH 會影響二者之間的靜電相互作用，從而影響抗生素的吸附和去除。某些抗生素含有羥基一OH、胺基一 NR₃⁺ 、羧基一COOH等官能團，在不同的 ΔpH 環(huán)境中會以陰離子、兩性離子、中性分子或陽離子等不同的形式存在[8]。例如，磺胺甲口惡唑（一級解離常數(shù) ，二級解離常數(shù) 在 pH 為 1.85～5.70 時以中性分子形式存在，當(dāng) pHgt;5.7 時，磺胺甲口惡唑以陰離子形式存在，導(dǎo)致與陰離子污泥之間的靜電排斥，減少對磺胺甲口惡唑的吸附[9]。Song等[10]研究發(fā)現(xiàn)，活性污泥工藝對土霉素的去除主要基于靜電相互作用， ΔpH 為5.5時，土霉素分子的優(yōu)勢形態(tài)是兩性離子，理論吸附容量可達 90.9mg/g 。辛醇-水分配系數(shù) K_ow 通常用于表征抗生素的疏水性及其從液相吸附到固相的能力。Rogers[11]提出用 K_ow 來評價吸附容量的大小。當(dāng) （如四環(huán)素類、氨基糖苷類、磺胺類）時為低吸附量， 2.5owlt;4.0 （如大環(huán)內(nèi)酯類、 β- 內(nèi)酰胺類）時為中等吸附量， logK_ow?4.0 （如糖肽）時為高吸附量[12]。在廢水生物處理過程中，大環(huán)內(nèi)酯類（羅紅霉素、克拉霉素和阿奇霉素）在活性污泥或懸浮固體上的吸附主要由疏水相互作用控制（ lgK_ow= 3.06～4.02） ，當(dāng) pH 為6＼～8時，羅紅霉素、克拉霉素和阿奇霉素的去除率可達到 31.4%～80.9% 3]。

抗生素的形態(tài)與分子大小等因素也會影響污泥對抗生素的吸附[14]。Wunder等[15]證實了分子大小會限制抗生素在生物膜中的傳質(zhì)（即擴散），與環(huán)丙沙星相比，羅紅霉素的分子較大，導(dǎo)致羅紅霉素通過生物膜的傳質(zhì)速率降低。此外，微生物產(chǎn)生的胞外聚合物（EPS），如多糖和蛋白質(zhì)，在抗生素的吸附中起著至關(guān)重要的作用。EPS對含有胺、羥基和羧基等官能團的抗生素的吸附性能較高。不同污泥的EPS具有不同的疏水性，通常以蛋白質(zhì)（PN）與多糖（PS）的質(zhì)量比來表征，比值越大，EPS的疏水性越強，吸附位點越多[7]。與好氧工藝和厭氧工藝相比，從序批式活性污泥法（SBR）工藝中提取的EPS中PN與PS的質(zhì)量比更大，吸附位點顯著增加，同時對環(huán)丙沙星吸附的結(jié)合強度更高[16] 。

1. 2 生物降解

污泥吸附對水相中抗生素的去除是一種相轉(zhuǎn)移現(xiàn)象，抗生素釋放到環(huán)境中的風(fēng)險仍然存在。生物降解是通過生物轉(zhuǎn)化將抗生素等復(fù)雜有機物分解形成不同的代謝中間體，或完全礦化為二氧化碳和水的過程，包括生長代謝和共代謝2種模式。前者指微生物直接將抗生素作為碳源和能源用于自身生長，從而使微生物分解和轉(zhuǎn)化抗生素[17]；后者是抗生素在外加碳源和能源的情況下被降解，有機碳源作為抗生素共代謝的電子供體，提高抗生素的去除性能[18] O

磺胺類抗生素（SAs）作為一種廣譜抑菌抗生素，通過抑制核酸合成所需的四氫葉酸的產(chǎn)生而發(fā)揮作用，其生物降解相對容易。Jiang等[19]研究了嗜冷假單胞菌HA-4對磺胺甲口惡唑的降解和代謝途徑，假單胞菌可以使用磺胺甲口惡唑作為唯一的碳源和能量來源，在溫度為 10% 時處理 192h 后對磺胺甲口惡唑的降解率最大可達 34.4% 。Fischer等[20]的研究表明，在生物處理過程中，因為抗生素的含量可能過低，無法作為直接生長基質(zhì)，所以共代謝生物降解在抗生素的去除中發(fā)揮了重要作用。Muller等[14]研究發(fā)現(xiàn)，2種代謝菌群可用于磺胺甲惡唑的生物降解，分別是同化磺胺甲口惡唑中碳和（或）氮的異養(yǎng)細(xì)菌和氧化磺胺甲口惡唑芳香環(huán)上氨基的自養(yǎng)硝化細(xì)菌。當(dāng)磺胺甲口惡唑作為共同基質(zhì)時，3-氨基-5-甲基-異口惡唑是主要的穩(wěn)定代謝產(chǎn)物，而當(dāng)磺胺甲口惡唑作為唯一碳氮源時，羥基-N-（5-甲基-1，2-口惡唑-3-基）苯-1-磺酰胺是進一步的代謝產(chǎn)物。Guo等[21]分別利用氨氧化細(xì)菌（AOB）和氨氧化古細(xì)菌（AOA）通過氨單加氧酶介導(dǎo)的代謝和異養(yǎng)菌（Pseudofulvimonas、Hydrogenophaga、RB41、Thauera、UTCFX1、Plasticicumulans、Phaeodactylibacter），并通過抗生素抗性基因（ARGs）編碼的 β- 內(nèi)酰胺酶介導(dǎo)水解來協(xié)同去除頭孢氨芐。頭孢氨芐的質(zhì)量濃度較低（ 0.5～5mg/L ）時，AOB的頭孢氨芐去除效率保持在 60% 以上，隨著頭孢氨芐含量的增加，AOA對頭孢氨芐的去除率與頭孢氨芐總?cè)コ实谋嚷曙@著增加（ p 值小于0.05），當(dāng) pH 為8＼～9時，異養(yǎng)菌的存在有利于β-內(nèi)酰胺酶編碼基因bla TEMbla_oXA 和ampC的表達，水解在頭孢氨芐的去除中發(fā)揮了重要作用。

抗生素的生物降解還可以利用真菌、藻類、高等植物和生物催化劑來實現(xiàn)。Copete-Pertuz 等[22]利用一種哥倫比亞本土真菌Leptosphaerulina sp.去除3種異口惡唑青霉素抗生素（IP），分別為苯唑西林（質(zhì)量濃度為 16.0mg/L ）、氯西林（質(zhì)量濃度為 17.5mg/L ）和雙氯西林（質(zhì)量濃度為 19.0mg/L ），在處理第8天時抗生素的去除率達到 100% ，3種抗生素抗菌活性消失。HepG2細(xì)胞株的細(xì)胞毒性實驗表明，最終IP 溶液無毒。Zhang等[23]研究發(fā)現(xiàn)，碳酸氫鈉有利于提高藻類對頭孢呋辛鈉的去除效率，處理 24h 后，頭孢呋辛鈉降解率由 10.21% 提高至 92.89% ，且加速了3種主要產(chǎn)物[M1（質(zhì)荷比 m/z=394.04 ）、M2（ m/z=355.1? 和M3（ m/z=160.05 ）]的降解轉(zhuǎn)化過程。Dong等[24利用蘆葦和水草降解磺胺嘧啶，發(fā)現(xiàn)降解率隨處理時間的增加而逐漸增大，處理 96h 時磺胺嘧啶降解率達到 97.20% ?；前粪奏ぴ谥参锔H降解的主要途徑為羥基化、氨基化和S一N鍵裂解。生物催化劑對抗生素的去除效果取決于溫度、pH 及其結(jié)構(gòu)復(fù)雜性。Liu等[25]通過在大腸桿菌細(xì)胞表面表達 β- 內(nèi)酰胺酶，合成了一種可加速抗生素降解的新型全細(xì)胞生物催化劑來降解 β- 內(nèi)酰胺類抗生素并提高沼氣產(chǎn)量，在 ΔpH 為4＼～7時對質(zhì)量濃度為 100mg/L 的青霉素、頭孢唑啉和阿莫西林的降解率均達到 100% ，甲烷產(chǎn)量最高可提高 93.2% 。不同的生物降解過程及實驗條件見表1。與其他非生物降解方法相比，生物降解在工程實際應(yīng)用中具有成本效益和環(huán)境友好的優(yōu)點?？紤]到實際應(yīng)用情況，目前的研究重點逐漸轉(zhuǎn)向有效抗生物降解菌株的鑒定和結(jié)構(gòu)分析，以及所選微生物群落對抗生素的生物降解能力[26-27] 。

2 抗生素的厭氧發(fā)酵

2.1去除抗生素的厭氧發(fā)酵工藝

厭氧發(fā)酵已被廣泛應(yīng)用于污水處理廠，同時處理廢棄物和回收新能源（氫氣、沼氣），減少溫室氣體排放[35]。本節(jié)中主要概述不同厭氧發(fā)酵工藝在去除抗生素中的應(yīng)用，包括去除效率、機制和影響因素。

2.1.1上流式厭氧污泥床反應(yīng)器（UASB）

UASB是一種常見處理污水的厭氧生物處理工藝，其較長的水力停留時間（HRT）有利于富集生長緩慢的細(xì)菌（如硝化細(xì)菌），增加微生物多樣性和馴化微生物種群，從而提高生物降解效率[7]。顆粒污泥的形成也有利于微生物固定，改善微生物的生存條件，提高工藝的穩(wěn)定性。Hou等[36]設(shè)計了一個包括UASB、缺氧-好氧（ A/0 ）、高級氧化過程（AOPs）在內(nèi)的反應(yīng)器，去除制藥廢水中的18種抗生素和10種ARGs，結(jié)果表明，在處理 180d 內(nèi)18種抗生素被完全去除。在所有去除單元中，UASB對抗生素去除貢獻最大［占比為 （85.8±16.1）%] 。降解是UASB去除四環(huán)素、磺胺甲口惡唑和氨芐西林的主要機制（占比為 62.5%～80.9% ），而恩諾沙星的主要去除機制則是污泥吸附（占比為 73.9% ）。Coskun等[37]在兼顧化學(xué)需氧量（COD）去除和甲烷生成的情況下，利用UASB處理抗生素發(fā)酵液廢水?？股匕l(fā)酵液廢水與不同比例的生活污水混合后，COD的有機負(fù)荷由 0.33kg/（m³?d） 提高至7.43kg/（m³?d） ，COD去除率最高為 95.7% ，最大甲烷產(chǎn)量為 3700L/d ，最大比甲烷產(chǎn)量為 0.3L/g 。Zhang等[38]利用UASB和 A/0 共同處理富含COD的四環(huán)素類抗生素廢水，通過測定比甲烷產(chǎn)量表征甲烷生成和揮發(fā)性脂肪酸（VFAs）積累的抑制水平?？股刭|(zhì)量濃度為 38～95mg/L 時，比甲烷產(chǎn)量從0.50L/g 降至 0.30L/g ，抗生素質(zhì)量濃度從 50mg/L 增加到 600mg/L ，乙酸、丙酸和丁酸含量升高，占VFAs的 90% 以上，此時反應(yīng)器仍在穩(wěn)定運行。綜上所述，UASB不僅可以有效處理含抗生素廢水，而且可以產(chǎn)生新能源

2.1.2厭氧顆粒污泥膨脹床反應(yīng)器（EGSB）

隨著EGSB中液體上升流速增大，顆粒污泥床充分膨脹，污水與微生物之間充分接觸，傳質(zhì)效果加強。Meng等[39]利用 1.47L 的EGSB，在頭孢氨芐投加量（ 0，200mg/L? 、溫度 （25，35^°C ）和HRT（8、12，18，24h） 等不同因素下處理抗生素廢水，結(jié)果表明，雖然降低溫度和縮短HRT會導(dǎo)致COD的去除率由 88% 降低至 55% ，但不影響頭孢氨芐的去除率（ 99% ），僅副產(chǎn)物的產(chǎn)生和降解過程有明顯變化。Chen等[40]構(gòu)建了2個EGSB，高效去除富含COD的土霉素生產(chǎn)廢水中土霉素。當(dāng)土霉素質(zhì)量濃度為 200mg/L 時，COD平均去除率為 91.44% ，土霉素平均去除率為 27.90% 。土霉素的含量對產(chǎn)甲烷菌的優(yōu)勢菌群沒有影響，在運行 280d 內(nèi)2個反應(yīng)器中的醋酸型產(chǎn)甲烷菌屬Methanosaeta均為優(yōu)勢菌屬。Zhang 等[41]將粒徑為 1～2mm 活性炭（GAC）、 50nm 納米零價鐵（NZVI）分別添加至EGSB中，研究它們對四環(huán)素廢水厭氧發(fā)酵的影響，結(jié)果表明，COD和總有機碳（TOC）的去除率分別提高 12.1% 和 10.3% ，四環(huán)素的去除率和硫化物的產(chǎn)生無明顯變化，沼氣產(chǎn)量和甲烷產(chǎn)量分別提高21.2% 和 26.9% ，原因是添加活性碳和鐵元素可使污泥形成致密的團聚體，提高污泥電導(dǎo)率和EPS含量。與UASB相比，EGSB在處理抗生素廢水時效率略低，但穩(wěn)定性好，抗沖擊能力強，COD去除率較高。納米材料的投加可以強化厭氧生物體系對COD的去除能力，在高濃度制藥廢水的處理中有廣闊的應(yīng)用前景。

2.1.3 厭氧折流板反應(yīng)器（ABR）

ABR對生物固體有良好而穩(wěn)定的截留能力，在沉降室內(nèi)形成高濃度的污泥層，污泥具有良好的沉降性能，抗沖擊負(fù)荷能力強，污染物與微生物能夠充分接觸，使整個處理過程高效穩(wěn)定運行。Li等[42]用ABR處理含有土霉素的廢水時，在酸性條件下發(fā)生產(chǎn)甲烷發(fā)酵，COD去除率為 95% ，土霉素去除率為 60% ，微生物學(xué)分析表明，土霉素含量對細(xì)菌和古菌群落有顯著影響。在酸性條件下，古菌的相對豐度高且對土霉素的耐受性強。Lu等[43]利用ABR研究四環(huán)素類抗生素對厭氧廢水處理中沼氣生成的影響，當(dāng)四環(huán)素的質(zhì)量濃度為 250μg/L 時，用合成廢水運行 90d ，并監(jiān)測了每個單元的四環(huán)素的去除率、VFAs含量、沼氣組成（ 'H₂、CH₄、CO₂? 和總沼氣產(chǎn)量。該反應(yīng)器對四環(huán)素的去除率為14.97%～67.97% ，四環(huán)素的存在抑制了 CH₄ 和CO₂ 的產(chǎn)生，但促進 H₂ 的產(chǎn)生和VFAs的積累。利用ABR可以實現(xiàn)較高的抗生素去除率，生物相的分離可以緩解抗生素對微生物造成的不利影響，最終達到抗生素去除的目的。

2.1.4 聯(lián)合處理工藝

聯(lián)合處理技術(shù)比單一處理技術(shù)有著更高的處理效率。Qiu等[44]開發(fā)了UASB-MBR（膜生物反應(yīng)器）聯(lián)用工藝處理小檗堿合成廢水，研究了不同負(fù)荷下聯(lián)用工藝對小檗堿、COD和氨氮（ NH₄⁺-N? 的去除效果。結(jié)果表明，隨著小檗堿含量的增加，UASB的性能顯著下降，而MBR高效穩(wěn)定的性能保證了對小檗堿、COD 和 NH₄⁺ -N的總體去除率分別達到99% ！ 98% 和 98% 。Wei等[45]改進了垃圾滲濾液的生物處理工程，提出一種全新的微好氧菌內(nèi)循環(huán)-缺氧-好氧-缺氧-好氧（ ΔMAICAO² ）工藝，研究了有機物的轉(zhuǎn)化規(guī)律和分子組成，特別是抗生素等有害有機物。結(jié)果表明， MAICAO² 工藝在運行時間內(nèi)可有效去除 99% 的COD、 91% 的總氮（TN）和 91% 的NH₄⁺ -N，還可有效去除6種磺胺類、4種四環(huán)素類、2種大環(huán)內(nèi)酯類和6種喹諾酮類（包含2種氯霉素類）抗生素，總?cè)コ蔬_ 50% 。相比單一工藝，聯(lián)合處理工藝具有較高的有機物去除效率，為開發(fā)更高效、低成本和易于操作的處理工藝提供了新的思路。

2.2 抗生素對厭氧發(fā)酵各階段的影響

厭氧發(fā)酵包括水解、酸化、產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸以及產(chǎn)甲烷4個連續(xù)階段?？股刈鳛闅⒕鷦┗蛞志鷦ξ⑸锂a(chǎn)生抑制作用，明確抗生素對厭氧發(fā)酵各階段的影響可為污水處理廠運行與工藝改進提供理論支持。

2.2.1 水解階段

污泥中的水解微生物將大分子有機物質(zhì)水解為小分子有機物，如將碳水化合物和蛋白質(zhì)轉(zhuǎn)化為葡萄糖和氨基酸，為下一階段的發(fā)酵細(xì)菌提供底物。Zhu等[46]利用牛血清蛋白研究磺胺甲口惡唑?qū)λ怆A段的影響，當(dāng)磺胺甲口惡唑的添加量為 9.24mg/L 時牛血清蛋白的水解率從空白組的（11. 48± 0.57）% 逐漸提高至（ 16.81±1.08）% ，水解率相對空白組提高了1.46倍。水解微生物的相對活性提高，在微生物群落結(jié)構(gòu)的屬水平上，空白組與添加磺胺甲口惡唑組中均檢出5種水解菌，其相對豐度分別為 11.91%.12.73% 。當(dāng)磺胺嘧啶質(zhì)量濃度為0、0.75、7.5mg/L 時，葡萄糖水解率無明顯差別，表明磺胺嘧啶不影響有機質(zhì)的水解，無論是否添加磺胺嘧啶，蛋白酶和 α- 葡萄糖苷酶活性均無顯著差異[47]。Chen 等[48]研究發(fā)現(xiàn)，羅紅霉素對廢活性污泥厭氧發(fā)酵的水解階段有抑制作用，牛血清蛋白和葡聚糖的水解率分別降低了 5.8% 和 10.3% 。由于現(xiàn)有文獻對抗生素在水解中的作用尚未達成共識，因此明確各類抗生素對水解階段的影響可以為未來實際處理抗生素廢水提供理論指導(dǎo)。

2.2.2 酸化階段

產(chǎn)酸微生物利用小分子有機物發(fā)酵產(chǎn)生短鏈脂肪酸（SCFAs），發(fā)酵底物不同，代謝途徑也不同。Zhu等[46]證明磺胺甲口惡唑能提高酸化過程中SCFAs的產(chǎn)量，由 505.10mg/L 提高至 620.40mg/L ，微生物群落分析也表明，磺胺甲口惡唑可使產(chǎn)酸菌的豐度提高。Huang等[49]通過在質(zhì)量濃度為 200mg/L 的磺胺嘧啶組中加入單質(zhì)鐵（ Fe⁰ ）來富集Clostridia和Bacteroidia，發(fā)現(xiàn)酸化過程被顯著優(yōu)化。Zou等[50]研究發(fā)現(xiàn)，在厭氧發(fā)酵過程中，金霉素主要抑制酸化微生物 SBR1O31、Hydrogenispora 和 Ruminiclostridium_1的生長繁殖，從而抑制整個發(fā)酵階段。不同種類抗生素主要通過影響酸化微生物群落結(jié)構(gòu)，進而影響酸化進程。

2.2.3產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸階段

產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸菌利用除甲酸、乙酸以外的其他大分子有機酸轉(zhuǎn)化生成乙酸、 H₂ 和 CO₂ ，體系中的氫分壓決定了產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸速率。發(fā)酵系統(tǒng)中的水解產(chǎn)物如葡萄糖，通過糖酵解產(chǎn)生丙酮酸，隨后在丙酮酸脫羧酶作用下釋放 CO₂ 并生成乙酰輔酶 A 。還原型電子載體（如鐵氧還蛋白）通過氫化酶催化，將電子轉(zhuǎn)移給質(zhì)子最終產(chǎn)生 H₂ 。Feng等[47]研究發(fā)現(xiàn)，高濃度磺胺嘧啶可抑制丙酮酸脫羧，進而減少氫氣產(chǎn)量。污泥中磺胺嘧啶質(zhì)量比為 50mg/kg 時，發(fā)酵系統(tǒng)在5d內(nèi)的累積氫氣量為 12.7mL ，與空白組相比降低了 51. 9% ，磺胺嘧啶的質(zhì)量比增加至 500mg/kg 時，累計氫氣產(chǎn)量僅為空白組的32.2% 。Yang等[51利用頭孢菌素C發(fā)酵殘渣制氫，通過 γ -射線輻射去除發(fā)酵殘渣中的抗生素，再添加納米零價鐵顆粒以提高生物氫發(fā)酵性能，結(jié)果表明，頭孢菌素C去除率可達 98.6% ， γ -射線預(yù)處理與納米零價鐵顆粒添加量為 500mg/L 的聯(lián)合處理工藝可使氫氣產(chǎn)量達到 20.45mLg ，與對照組相比提高了 139.2% 。He等[52]研究發(fā)現(xiàn)，四環(huán)素對產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸階段有嚴(yán)重的抑制作用，四環(huán)素的質(zhì)量濃度為 0.03，1.27mg/L 時，產(chǎn)氫微生物活性分別降低 19.5% 和 40.6% ，并且抑制作用會持續(xù)存在，且四環(huán)素質(zhì)量濃度為 1.27mg/L 時，四環(huán)素降解率僅為 14.8% 。大多數(shù)抗生素會在產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸階段產(chǎn)生抑制作用，降低抗生素降解率和氫氣的產(chǎn)量，利用聯(lián)合處理技術(shù)可以實現(xiàn)抗生素的高效降解。

2.2.4產(chǎn)甲烷階段

在厭氧環(huán)境下，專性厭氧的產(chǎn)甲烷菌消耗乙酸、 CO₂ 和 H₂ 轉(zhuǎn)化為 CH₄ ，而抗生素抑制產(chǎn)甲烷菌，從而抑制甲烷生成。Liu等[53]研究了氟喹諾酮類抗生素環(huán)丙沙星對產(chǎn)甲烷階段的影響，結(jié)果表明，環(huán)丙沙星質(zhì)量濃度為 80～100mg/L 時對甲烷生成具有顯著的抑制作用。Wang等[54]研究發(fā)現(xiàn)，質(zhì)量濃度為 32.86mg/L 的金霉素對甲烷產(chǎn)量沒有顯著影響 （ p 值大于0.05），但嚴(yán)重推遲了日產(chǎn)甲烷量峰值。Paranhos等[55]研究發(fā)現(xiàn)，在產(chǎn)甲烷過程中泰樂菌素的降解率達到 88% ，高于產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸階段的降解率（ 84% ）和酸化階段的降解率（ 76% ）。Alvarez等[56]研究土霉素和金霉素對豬糞厭氧發(fā)酵過程的影響，結(jié)果表明，當(dāng)土霉素和金霉素的質(zhì)量濃度均為10、50、 100mg/L 時，與空白組相比，甲烷產(chǎn)量分別降低 45.2% ！ 56.5% ！ 64.1% ，表明抗生素聯(lián)合作用對厭氧發(fā)酵的抑制比單一抗生素更高。在產(chǎn)甲烷階段，高濃度抗生素會抑制甲烷的生成，但利用此階段可以實現(xiàn)抗生素的高效降解。

現(xiàn)有研究大多集中在單一抗生素對厭氧發(fā)酵各階段的影響，未來應(yīng)研究抗生素聯(lián)合作用的影響，才能夠滿足污水處理廠的實際要求，更好地調(diào)控新能源的產(chǎn)生。

3 抗性基因的去除

3.1 抗性基因的產(chǎn)生與傳播

抗生素的廣泛應(yīng)用促進ARB和ARGs的產(chǎn)生?？股氐拇嬖诮档土宋⑸锒鄻有?，引起微生物群結(jié)構(gòu)的巨大變化，并對潛在ARB的富集施加了選擇性壓力[57]，ARGs的產(chǎn)生與抗生素含量存在顯著相關(guān)性[58]，ARGs的產(chǎn)生也需要長時間的抗生素暴露，一旦ARGs產(chǎn)生，即使在選擇性壓力被消除后，抗性基因也會持續(xù)存在[59]。此外，ARGs還可以通過移動遺傳元件（MGEs）的水平基因轉(zhuǎn)移（HGT）傳播，移動遺傳元件（質(zhì)粒、轉(zhuǎn)座子、噬菌體和整合性接合元件）通過接合、轉(zhuǎn)化和轉(zhuǎn)導(dǎo)相互交換ARGs[60]。ARGs的水平基因轉(zhuǎn)移傳播如圖2所示[61]。自然環(huán)境（地表水、地下水、海水、湖泊和土壤）與污水處理廠中也經(jīng)常檢測各種ARGs。不同抗生素誘發(fā)的ARGs見表2[62]

細(xì)菌是ARGs的直接載體，微生物群落結(jié)構(gòu)的變化也被普遍認(rèn)為是ARGs傳播變化的原因。Ma等[63]通過變性梯度凝膠電泳（DGGE）研究了不同溫度下污泥厭氧發(fā)酵過程中微生物群落，證明其組成可能是影響ARGs分布的因素。Cheng等[64]為了揭示ARGs與微生物種群的共生模式，對共生網(wǎng)絡(luò)進行了分析。容易去除的ARGs（aadA1和sulI）與Trichococcus、Haliangium和Kouleothrix呈正相關(guān)的，持久性 ARGs （ 和 bla_oXA ）與 Microtrichales _norank、Sulfuritalea和Denitratioma呈正相關(guān)，證明了細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)變化決定ARGs的存在。Raza等[65]采用基于Pearson相關(guān)性的網(wǎng)絡(luò)分析，揭示微生物群落與特定ARGs之間的關(guān)系，其中qnrD是與80多種細(xì)菌屬相關(guān)的主要ARGs之一，sul1也與40多種ARGs相關(guān)，sul1和qnrD都是家禽養(yǎng)殖場廢水中普遍存在的ARGs，具有廣泛的細(xì)菌宿主，這些ARGs可能被致病菌攜帶。在工業(yè)廢水中qnrD、tetX和tetA是與超過15個細(xì)菌屬相關(guān)的主要ARGs，一些臨床關(guān)鍵的細(xì)菌屬，如氣單胞菌、分枝桿菌和埃希氏志賀菌，也與工業(yè)廢水中的ARGs相關(guān)，表明污水或污泥的外排可能會增加環(huán)境中微生物的耐藥性風(fēng)險。

3.2 抗性基因的去除

3.2.1 吸附與氧化

常見的去除ARGs的物理化學(xué)方法有吸附法、氧化法（如氯化）和高級氧化技術(shù)等。 Sun 等[]研究發(fā)現(xiàn)，生物炭添加量為5、 20g/L 時可以通過吸附抗生素降低對微生物群落的選擇壓力，進而降低牲畜廢水中ARGs的豐度。Stange等[68]研究發(fā)現(xiàn)，氯化法能夠滅活與ARGs傳播相關(guān)的ARB，氯元素添加量為 0.5mg/L 時在反應(yīng) 30min 內(nèi)，細(xì)菌拷貝數(shù)減少了 6.30×10³～3.98×10⁵mL^-1 ，ARGs殘留拷貝數(shù)降至 1.58×10⁷～1.58×10⁹mL^-1 。Ahmed[69]利用大腸桿菌 DH5_α 攜帶2種編碼質(zhì)粒ARGs（tetA和bla_?TEM. ）作為模型ARB，在中性環(huán)境（ pH=7 中用可見光照射 30min ，結(jié)果發(fā)現(xiàn)光-芬頓工藝使得ARB拷貝數(shù)減少 1.48×10⁶mL^-1 。由于物理化學(xué)法的局限性較大，可能會產(chǎn)生二次污染，運行成本較高，因此不適合大規(guī)模應(yīng)用于污水處理廠。相比之下，厭氧發(fā)酵的生物處理方法不會產(chǎn)生有毒副產(chǎn)物，具有高效、低能耗、環(huán)保和操作簡單等優(yōu)點。

3.2.2 厭氧發(fā)酵

在厭氧條件下去除ARGs與ARB是一個很重要的研究方向。Zhang等[70]研究了高溫、中溫厭氧發(fā)酵對豬糞中ARGs的去除效果，發(fā)現(xiàn)高溫發(fā)酵工藝可使13種ARGs的去除效率大于 90% ，明顯優(yōu)于中溫發(fā)酵工藝的。Sun 等[7]研究了高溫、中溫厭氧發(fā)酵對牛糞中ARGs的去除效果，發(fā)現(xiàn)高溫發(fā)酵工藝雖然對ARGs有明顯的去除優(yōu)勢，其中5種ARGs（tetX、sull、sul2、intI1和intI2）拷貝數(shù)降至原來的1/10 以下。Tian等[72]研究了厭氧發(fā)酵中溫度變化對ARGs及其水平和垂直轉(zhuǎn)移的影響，結(jié)果表明，溫度升高至 55°C 后，發(fā)酵污泥中的抗性基因豐度從125.97×10^-6mL^-1 （第0天， 25°C ）下降到 50.65× 10^-6mL^-1 （第57天， 55^°C ），除了氨基糖苷抗性基因外，大部分ARGs的類型減少。宏基因組和實時熒光定量聚合酶鏈?zhǔn)椒磻?yīng)（ qPCR ）分析表明，由于基因水平轉(zhuǎn)移受阻，因此高溫發(fā)酵污泥中的ARGs比中溫發(fā)酵污泥中的少。高溫發(fā)酵工藝去除了acrB、tetA，tetL，tetO，tetM，tetX，sull，ermB，ermF 和ereA基因，而中溫發(fā)酵工藝去除了 aac（3）-II，aacA4，aadA aadB?aadE?aphAI?strA?strB?mef（A）?mph（B） 和qnrS基因。由此可見，通過控制厭氧發(fā)酵過程中的溫度條件，可以有效減少部分抗生素抗性基因的數(shù)量，減緩抗性基因的傳播

除了溫度， pH 也是影響厭氧發(fā)酵去除ARGs的重要因素。Li等[73]研究證明了提高發(fā)酵介質(zhì)的 pH 有助于去除牛糞中的頭孢匹林和ARGs。同樣，Huang等[74]研究發(fā)現(xiàn)，與四環(huán)素抗性基因（TRGs）在 pH 為7時相比， pH 為4時TRGs增加了 3.8～ 15.1倍，經(jīng)過堿性發(fā)酵（ pH=10 ），TRGs則減少了5.0～20.4 倍。相關(guān)機制研究表明， pH 不僅改變了四環(huán)素耐藥菌（TRB）的群落結(jié)構(gòu)，而且改變了其相對豐度，有利于TRB的繁殖（在酸性環(huán)境中）或衰減（在堿性環(huán)境中）。 Yu 等[75]利用2種水平移動的遺傳元件（ T_n 和intI1）作為研究目標(biāo)，證明了在酸性發(fā)酵體系（ ΔpH 為3、5）中，目標(biāo)ARGs和MGEs去除效果比在堿性、中性發(fā)酵體系下更好，證實了初始酸性厭氧發(fā)酵系統(tǒng)具有去除ARGs和ARB的潛力。基于上述研究，未來須要探究不同 pH 下各類抗生素抗性基因的變化，進一步探索混合抗生素條件下最適的 pH 條件，為污水處理廠處理含抗生素廢水提供理論依據(jù)。

4結(jié)語與展望

抗生素作為一種新型污染物，對環(huán)境帶來的風(fēng)險受到人們的廣泛關(guān)注。污水處理廠的常規(guī)生物處理方法對抗生素的去除效率較低，出水以及剩余污泥都是抗生素和抗性基因的重要儲存庫，大量的出水與污泥還田再利用又會導(dǎo)致抗生素重新釋放到環(huán)境中，影響生態(tài)系統(tǒng)平衡，威脅人類健康。

目前對抗生素和抗性基因去除的不同技術(shù)的研究取得了豐碩的成果，但考慮到處理效果和應(yīng)用條件等諸多因素，仍須要加強對實際抗生素污染水體的進一步研究，主要包括如下內(nèi)容：

1）采用厭氧發(fā)酵技術(shù)既可以實現(xiàn)廢水與廢污泥中抗生素等污染物的去除，又可以通過控制厭氧發(fā)酵階段生成新能源，還為活性污泥的還田解決了后顧之憂；但利用厭氧發(fā)酵工藝對抗生素的去除機制還不明確，還不能夠完全去除所有的抗生素，且發(fā)酵過程促使抗生素抗性基因傳播，因此須要開發(fā)更高效的先進聯(lián)合技術(shù)來完全去除抗生素及抗性基因。

2）ARGs通過水平或垂直轉(zhuǎn)移來傳播，持久存在于環(huán)境中，目前的研究多集中在抗生素與抗性基因的誘導(dǎo)和傳播機制之間的關(guān)系方面，對抗性基因的選擇富集和水平轉(zhuǎn)移機制還有待深入研究。未來須要進一步探討不同污水處理工藝對ARGs水平轉(zhuǎn)移的影響、抗生素與微生物耐藥性之間的影響機制、抗生素的環(huán)境行為與環(huán)境風(fēng)險評估，以探索相應(yīng)的解決方案，降低抗生素對生態(tài)環(huán)境和人類健康的威脅。

參考文獻：

[1]CAIC，HUAY，LIHP，etal.Hydrothermal treatmentoferythromycin fermentation residue：harmlessperformance and bioresource properties[J].Resources Conservation and Recycling，2O20，161： 104952.

[2] MARTINEZJL，COQUE TM，BAQUEROF. What isaresistancegene？：ranking risk in resistomes[J].Nature Reviews Microbiology，2015，13（2）：116.

[3] QIAOM，YINGGG，SINGERAC，etal.Reviewofantibiotic resistance in China and itsenvironment[J].Environment International，2018，110：160.

[4] PEHRSSONEC，TSUKAYAMA P，PATELS，etal.Interconnected microbiomes and resistomes in low-income human habitats [J]．Nature，2016，533（7602）：212.

[5] 齊亞兵，張思敬，孟曉榮，等．抗生素廢水處理技術(shù)現(xiàn)狀及研 究進展[J]．應(yīng)用化工，2021，50（9）：2587.

[6] TIWARIB，SELLAMUTHUB，OUARDAY，etal.Reviewon fate and mechanism of removal of pharmaceutical pollutants from wastewater using biological approach[J]. Bioresource Technology， 2017，224：1.

[7] OBEROIAS， JIAYY， ZHANG HQ， etal. Insights into the fate and removal of antibiotics in engineered biological treatment systems：a critical review[J].Environmental Scienceamp; Technology，2019，

[8] MANGALGIRIKP，IBITOYET，BLANEYL.Molarabsorption coeficients and acid dissociation constants for fluoroquinolone， sulfonamide，and tetracycline antibiotics of environmental concern [J].Science of the Total Environment，2022，835：155508.

[9]YANG SF， LIN CF，WU C J，et al. Fate of sulfonamide antibiotics in contact with activated sludge-sorption and biodegradation [J].Water Research，2012，46（4）：1304.

[10]SONG XC，LIU D F， ZHANG G W，et al. Adsorption mechanisms and the effect of oxytetracycline on activated sludge[J]. Bioresource Technology，2014，151：428.

[11]ROGERS HR. Sources，behaviour and fate of organic contaminants during sewage treatment and in sewage sludges[J]. Science of the Total Environment，1996，185（1/2/3）： 3.

[12]LUO Y L，GUO WS，NGO HH，et al.A review on the occurrence of micropollutants in the aquatic environment and their fate and removal during wastewater treatment[J]. Science of the Total Environment，2014，473-474：619.

[13]TRAN N H， CHEN H J，REINHARD M，et al. Occurrence and removal of multiple classes of antibiotics and antimicrobial agents inbiological wastewater treatment processes[J].WaterResearch， 2016，104： 461.

[14]MULLERE，SCHUSSLER W，HORN H，et al. Aerobic biodegradation of the sulfonamide antibiotic sulfamethoxazole by activated sludge applied as co-substrate and sole carbon and nitrogen source [J]．Chemosphere，2013，92（8）： 969.

[15]WUNDER D B，BOSSCHER V A，COK R C，et al. Sorption of antibiotics to biofilm[J]. Water Research，2011，45（6）： 2270.

[16]ZHANG HQ，JIA Y Y，KHANAL S K，et al. Understanding the role of extracelllar polymeric substances on ciprofloxacin adsorption in aerobic sludge，anaerobic sludge，and sulfate-reducing bacteria sludge systems[J]. Environmental Science amp; Technology， 2018，52（11） ： 6476.

[17]LI SJ，PENG L，YANG C G，et al. Cometabolic biodegradation of antibiotics by ammonia oxidizing microorganisms during wastewater treatment processes [J].Journal of Environmental Management，2022，305：114336.

[18]WANG X，ZHANG Z H，YUAN K K，et al. Cytochrome P450- mediated co-metabolism of fluoroquinolones by Haematococcus lacustris for simultaneously promoting astaxanthin and lipid accumulation[J]. Chemical Engineering Journal， 2O23： 465.

[19]JIANG B C，LI A，CUI D，et al. Biodegradation and metabolic pathway of sulfamethoxazole by Pseudomonas psychrophila HA- ， a newly isolated cold-adapted sulfamethoxazole-degrading bacterium[J].Applied Microbiology and Biotechnology，2014，98（10）： 4671.

[20] FISCHER K，MAJEWSKY M. Co-metabolic degradation of organic wastewater micropolutants byactivated sludge and sludgeinherent microorganisms[J].Applied Microbiology and Biotechnology，2014，98（15）： 6583.

[21]GUO N，LIU M M，YANG Z H，et al. The synergistic mechanism of β -lactam antibiotic removal between ammonia-oxidizing 2023，216（Pt 1） ： 114419.

[22]COPETE-PERTUZ L S，PLACIDO J， SERNA-GALVIS E A，et al.Eliminationof isoxazolyl-penicillinsantibiotics inwatersby the ligninolytic native colombian strain Leptosphaerulina sp. considerations on biodegradation process and antimicrobial activity removal[J].Science of the Total Environment，2O18，630： 1199.

[23]ZHANG L，GUO R X，LI H T，et al. Mechanism analysis for the process-dependent driven mode of NaHCO ³ in algal antibiotic removal：efficiency，degradation pathway and metabolic response [J].Journal of Hazardous Materials，2020，394：122531.

[24]DONG K，WANG WB，LI M，et al. Degradation of sulfonamide antibiotics in the rhizosphere of two dominant plants in Huixian karst wetland，Guangxi，China[J].WaterReuse，2023，13（1）： 25.

[25]LIU MR，NIHYH，YANG L，et al. Pretreatment of swine manure containing β -lactam antibiotics with whole-cellbiocatalyst to improve biogas production[J]. Journal of Cleaner Production， 2019，240.

[26]CHATURVEDIP， GIRI B S，SHUKLAP，et al. Recent advancement in remediation of synthetic organic antibiotics from environmental matrices：challenges and perspective[J]. Bioresource Technology，2021，319：124161.

[27]HUANG A R， YAN MT，LIN JJ， et al. A Review of processes for removing antibiotics from breeding wastewater[J]. International Journal of Environmental Research and Public Health， 2021，18（9）.

[28]SHAO SC，HU YY，CHENG C，et al. Simultaneous degradation of tetracycline and denitrification by a novel bacterium，Klebsiella sp.SQY5[J]. Chemosphere，2018，209： 35.

[29]ALEXANDRINO D A M， MUCHA AP，ALMEIDA C MR， et al. Biodegradation of the veterinary antibiotics enrofloxacin and ceftiofur and associated microbial community dynamics[J]. Science of the Total Environment，2017，581-582：359.

[30]YANG C W，LIUC， CHANG BV. Biodegradation of amoxicillin， tetracyclines and sulfonamides in wastewater sludge[J]. Water， 2020，12（8）.

[31]FENG N X， YU J， XIANG L，et al. Co-metabolic degradation of the antibiotic ciprofloxacin by the enriched bacterial consortium XG and its bacterial community composition[J].Science of the Total Environment，2019，665：41.

[32]MANASFI R，CHIRON S，MONTEMURRO N，et al. Biodegradationof fluoroquinolone antibiotics and the climbazole fungicide by Trichoderma species[J].Environmental Science and Polution Research 2020，27（18）：23331.

[33]PANJA S， SARKAR D， DATTA R. Removal of antibiotics and nutrients by vetiver grass （Chrysopogon zizanioides） from secondary wastewatereffluent[J].InternationalJoualofPhytoremediatio， 2020，22（7）： 764.

[34]PANJA S，SARKAR D，LI K， et al. Uptake and transformation of ciprofloxacin by vetiver grass（Chrysopogon zizanioides）[J].InternationalBiodeteriorationamp;Biodegradation，2019，142：200

[35]YINF，DONG H， ZHANG W，et al. Removal of combined antibiotic （florfenicol，tylosin and tilmicosin）during anaerobic digestion and their relative effect[J]. Renewable Energy，2O19，139： 895.

[36]HOU J，CHEN Z，GAOJ，etal. Simultaneous removal of antibiotics and antibiotic resistance genes from pharmaceutical wastewater using the combinations of up-flow anaerobic sludge bed，anoxicoxic tank，and advanced oxidation technologies[J]. Water Research， 2019，159：511.

[37]COSKUN T，KABUK HA，VARINCA K B，et al. Antibiotic fermentationbroth treatment by a pilot upflow anaerobic sludge bed reactor and kinetic modeling[J].Bioresource Technology， 2012，121： 31.

[38]ZHANG J，CHEN G， ZHANG Q，et al. Adaption strategy of upflow anaerobic sludge blanket reactor on tetracycline stress during tetracycline antibiotic wastewater treatment[J].Environmental Engineering Research，2021，27（3）：200597.

[39]MENG L W，WANG JC，LI X K，et al. Microbial community and molecular ecological network in the EGSB reactor treating antibiotic wastewater：responsetoenvironmentalfactorsJ].Ecotoxicology and Environmental Safety，2021，208：111669.

[40]CHEN HY，LIUGG，WANG K，et al. Characteristics of microbial community in EGSB system treating with oxytetracycline production wastewater[J]. Journal of Environmental Management，2021， 295：113055.

[41]ZHANG Z H， GAO P， CHENG JQ，et al. Enhancing anaerobic digestion and methane production of tetracycline wastewater in EGSB reactor with GAC/NZVI mediator[J]. Water Research， 2018，136： 54.

[42]LI C X，WANG R M， YANG X Y，et al. Deeper investigation on methane generation from synthetic wastewater containing oxytetracycline in a scale up acidic anaerobic bafled reactor[J]. Bioresource Technology，2021，333：125156.

[43]LU M Q，NIU X J，LIUW，et al. Biogas generation in anaerobic wastewater treatment under tetracycline antibiotic pressure [J]. Scientific Reports，2016，6：28336.

[44]QIU G L，SONG Y H，ZENG P，et al. Combination of upflow anaerobic sludge blanket（UASB）and membrane bioreactor （MBR）for berberine reductionfrom wastewater andtheefects of berberine on bacterial community dynamics[J]. Journal of Hazardous Materials，2013，246-247：34.

[45]WEI MQ，ZHANG RN，ZHOU MJ，et al. Treatment of fresh leachate bymicroaerationpretreatmentcombinedwith IC-AO ² （20號 process ： performance and mechanistic insight[J]. Science of the Total Environment，2021，789：147939.

[46]ZHU T，SU Z，LAI W，et al. Evaluating the impact of sulfamethoxazole on hydrogen production during dark anaerobic sludge fermentation[J]. Frontiers of Environmental Science amp; Engineering， 2022，17（1）.

[47]FENG LY，YUANFY，XIEJ，et al. Sulfadiazine inhibits hydrogen production during sludge anaerobic fermentation by afcting

pyruvate decarboxylation[J]. Science of the Total Environment， 2022，838（Pt4）：156415.

[48] CHEN HB，ZENG X N，ZHOU Y Y，et al.Influence of roxithromycin as antibiotic residue on volatile fatty acids recovery in anaerobic fermentation of waste activated sludge[J]. Journal of Hazardous Materials，2020，394：122570.

[49]HUANG W W，YANG F，HUANG W L，et al.Enhancing hydrogenotrophic activities by zero-valent iron addition asan effective method to improve sulfadiazine removal during anaerobic digestion of swine manure[J]. Bioresource Technology，2019， 294：122178.

[50]ZOUH，CAIY，LIJ，et al.The impact mechanism of chlortetracycline on different stages of anaerobic fermentation of organic wastes[J]. Journal of Environmental Chemical Engineering， 2022，10（3）.

[51］YANG G，WANG JL. Enhanced antibiotic degradation and hydrogen production of deacetoxycephalosporin C fermentation residue by gamma radiation coupled with nano zero-valent iron[J]. Journal of Hazardous Materials，2022，424（Pt B） ： 127439.

[52]HE D， XIAO J，WANG D，et al.Understanding and regulating theimpact of tetracycline to theanaerobic fermentation ofwaste activated sludge[J]. Journal of Cleaner Production，2O21，313.

[53]LIU Z G，SUN P Z，PAVLOSTATHIS S G，et al. Inhibitory effcts and biotransformation potential of ciprofloxacin under anoxic/anaerobic conditions[J]. Bioresource Technology，2013， 150： 28.

[54]WANG Y，HE YY，LI X Q，et al. Enhanced biodegradation of chlortetracycline via a microalgae-bacteria consortium[J]. Bioresource Technology，2022，343.

[55]PARANHOS A G O，PEREIRA A R，DA FONSECA Y A，et al.Tylosin in anaerobic reactors：degradation kinetics，effects on methane production and on the microbial community[ J]. Biodegradation，2022，33（3）：283.

[56]ALVAREZ JA， OTERO L， LEMA JM， et al. The effect and fateof antibiotics during the anaerobic digestion of pig manure [J]．Bioresource Technology，2010，101（22）：8581.

[57]ZHAO R X，F(xiàn)ENG J，LIU J，et al.Deciphering of microbial community and antibiotic resistance genes in activated sludge reactors under high selective pressure of different antibiotics[J]. Water Research，2019，151：388.

[58]TAMMINEN M，KARKMAN A，LOHMUS A，et al. Tetracycline resistance genes persist at aquaculture farms in the absence of selection pressure[J].Environmental Science amp; Technology， 2011，45（2） ： 386.

[59]GAO P P， MAO D Q，LUO Y，et al. Occurrence of sulfonamide and tetracycline-resistant bacteria and resistance genes in aquaculture environment[J]. Water Research，2012， 46（7） ： 2355.

[60]LIN Z B，YUAN T， ZHOU L，et al. Impact factors of the accumulation，migration and spread of antibiotic resistance in the environment[J]. Environmental Geochemistry and Health，2021， 43（5） ： 1741.

[61]AZIZ A， SENGAR A，BASHEER F，et al. Anaerobic digestion in the elimination of antibiotics and antibiotic-resistant genes from the environment-A comprehensive review[J]. Journal of Environmental Chemical Engineering，2022，10（1）.

[62]ZHUTT，SU Z X，LAI W X，et al.Insights into the fate and removal of antibiotics and antibiotic resistance genes using biological wastewater treatment technology[J]. Science of the Total Environment，2021，776.

[63]MA Y J，WILSON CA，NOVAKJT，et al.Effect of various sludge digestion conditions on sulfonamide，macrolide，and tetracycline resistance genes and class I integrons[J]. Environmental Scienceamp; Technology，2011，45（18）：7855.

[64] CHENG X S， ZHANG L，WEI Z C，et al. Distinct effects of typical sludge pretreatment approaches on the antibiotic resistance genes variations，associated bacterial community dynamics and metabolic activities during anaerobic fermentation process [J]. Environmental Research，2023，216（Pt 4） ：114767.

[65]RAZA S， KANG K H， SHIN J，et al. Variations in antibiotic resistance genes and microbial community in sludges passing through biological nutrient removal and anaerobic digestion processes in municipal wastewater treatment plants[J]. Chemosphere，2023， 313：137362.

[66]CHENG D L，NGO HH，GUO W S，et al.A critical review on antibiotics and hormones in swine wastewater：Water pollution problems and control approaches[J]. Journal of Hazardous Materials， 2020，387：121682.

[67]SUN W，GUJ，WANG X，et al. Impacts of biocharon the environmental risk of antibiotic resistance genes and mobile genetic elements during anaerobic digestion of cattle farm wastewater[J]. Bioresource Technology，2018，256：342.

[68]STANGE C，SIDHU JP S，TOZE S，et al. Comparative removal of antibiotic resistance genes during chlorination，ozonation，and UV treatment[J]. International Journal of Hygiene and Environmental Health，2019，222（3）：541.

[69]AHMED Y，LUJ，YUAN Z，et al. Efficient inactivation of antibiotic resistant bacteria and antibiotic resistance genes by photoFenton process under visible LED light and neutral pH?J? .Water Research，2020，179.

[70] ZHANG JY，SUI Q W， ZHONG H， et al. Impacts of zero valent iron，natural zeolite and dnase on the fate of antibiotic resistance genes during thermophilic and mesophilic anaerobic digestion of swine manure[J]. Bioresource Technology，2018，258：135.

[71]SUN W，QIANX，GUJ，et al. Mechanism and effect of temperature on variations in antibiotic resistance genes during anaerobic digestion of dairy manure[J].Scientific Reports，2016，6： 30237.

[72]TIAN Z，ZHANG Y，YU B，et al.Changes of resistome，mobilome and potential hosts of antibiotic resistance genes during the transformation of anaerobic digestion from mesophilic to thermophilic[J]. Water Research，2016，98：261.

[73] LIMM，RAYP，TEETSC，et al.Increasing temperature and pH can facilitate reductions of cephapirin and antibiotic resistance genes in dairy manure slurries[J]. Journal of Dairy Science， 2020，103（3）：2877.

[74] HUANGHN，CHENYG，ZHENGX，etal.Distributionof tetracycline resistance genes in anaerobic treatment of waste sludge：the role of pH inregulating tetracycline resistant bacteria and horizontal gene transfer[J].Bioresource Technology，2016， 218：1284.

[75]YUP，DONGP，ZOUY，et al. Effect of pH on the mitigation of extracellular/intracellular antibiotic resistance genes and antibiotic resistance pathogenic bacteria during anaerobic fermentation of swine manure[J].Bioresource Technology，2023，373：128706.

（責(zé)任編輯：于海琴）