抗生素及其抗性基因在环境中的污染_降解和去除研究进展_沈怡雯
药物和含有抗生素的个人护理品（Pharmaceuticals and
personal care products ，PPCPs ）的污染已引起人们重视[1]. 抗生素的大量使用诱导和加速了抗生素抗性基因（Antibiotic resistance genes ，ARGs ）的产生、传播以及耐药细菌形成的风险. 抗生素的滥用使90%以上不能被动物和人体吸收的部
分，经过羟基化、裂解等代谢反应，最终以原药形态直接排放于环境中，形成广泛且难以控制的面源污染[2]. 长期的低浓度抗生素的存在会对水体中的微生物群落产生影响，并通过食物链的传递作用影响高级生物，破坏生态系统平衡[3]，因此抗生素在环境中残留且迁移具有潜在危害.
ARGs 是一种新型、持久性的环境污染物. 细菌中携带ARGs 的质粒、整合子以及转座子等可在同种属菌株间和不同种属的菌株之间发生水平基因转移（Horizontal gene transfer ，HGT ），即使抗性菌株死亡后，携带ARGs 的裸露DNA 会在脱氧核苷酸酶的保护作用下长期存在[4]. ARGs 的持久性和易传播扩散会成为环境污染的隐患.
收稿日期 Received: 2014-07-15 接受日期 Accepted: 2014-10-29*国家自然科学基金项目（31370510，31411130123）和上海市科委国际合作项目（135********）资助 Supported by the National Natural Science Foundation of China (31370510, 31411130123), and Shanghai Project of International Cooperation of Science and Technology (135********)
**通讯作者 Corresponding author (E-mail: bxie@https://www.wendangku.net/doc/5815490873.html,)
抗生素及其抗性基因在环境中的污染、降解
和去除研究进展*
沈怡雯 黄智婷 谢 冰**
华东师范大学生态与环境科学学院，上海市城市化生态过程与生态恢复重点实验室 上海 200241
要 随
着抗生素及其抗菌产品的广泛应用，自然和人工环境中的抗生素残留带来的危害引起人们关注. 本文基于最新文献，综述了国内外抗生素及其抗性基因的污染水平和来源、它们之间的关系和传播机理以及这类污染物的降解和去除技术. 现有研究表明，抗生素及其抗性基因的污染已遍布水、土壤、大气等介质，而在以污水处理厂和固废填埋场为代表的人工环境中，其污染水平更高. 抗生素残留诱导产生抗性基因，其在环境中传播扩散与水平基因转移（Horizontal Gene Transfer ，HGT ）和微生物群落结构组成有关. 抗生素和抗性基因在环境中自然降解过程受基质类型、光照、温度和微生物种群等因素的影响，其中光照是影响其降解的重要因子；而在人工处理系统中，紫外消毒和生化降解对抗生素及其抗性基因有较好的去除效果，但并非全部有效. 建议今后加强对特定环境中抗生素和抗生素抗性基因的扩散规律和高效降解去除等方面的机理和工艺研究，进而有效控制其环境含量，降低其污染水平. 图1 表3 参60
关键词 抗生素；抗性基因；水平基因转移；微生物群落结构；降解机理；去除效果CLC X172: X506
Advances in research of pollution, degradation and removal of antibiotics and *
SHEN Yiwen, HUANG Zhiting & XIE Bing **
Shanghai Key Lab for Urban Ecological Processes and Eco-Restoration , School of Ecological and Environmental Sciences, East China Normal University , Shanghai 200241, China
With the widespread application of antibiotics and other antimicrobic agents, the residuals and potential hazards in both natural and human environment have raised public concerns. Based on current research, our review documents the sources of antibiotic and antibiotic resistant genes (ARGs) and the contamination status, analyzes their relationships and propagation mechanisms, and summarizes treatment technologies. Antibiotics and ARGs are commonly detected in water, soil and air, with comparatively higher levels in human environment, including wastewater treatment plant and solid waste processing chains. ARGs are induced by antibiotic residuals accumulated in the environment, but ARGs propagation is dominated by horizontal gene transfer (HGT) and the composition of microbial communities. In addition, other factors including temperature, light, and microbial communities all could impose effects on the degradation of ARGs and antibiotics, among which light is the most crucial factor in natural environment. In the engineered treatment systems, UV disinfection and biochemical degradation function well in ARGs and antibiotic removal, though not always so. Given these results, the review suggests that future study should focus on the mechanisms of antibiotics and ARGs propagation as well as speci ? c treatment technologies.
Keywords antibiotics; antibiotic resistance genes; horizontal gene transfer; microbial community structure; degradation
mechanism; removal ef ? ciency
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抗生素及其抗性基因在环境中的污染、降解和去除研究进展 2期
越来越广泛的环境中抗生素残留及抗性基因的污染使之成为研究热点. 本文基于最新文献综述抗生素和ARGs 的污染状况及进入环境的污染途径，分析抗生素和ARGs 的关系，比较分析自然和人工环境中抗生素的降解和ARGs 的去除技术及影响因子，并提出环境中抗生素及ARGs 污染研究存在的问题和今后研究的方向，以期为以后继续开展环境中抗生素及抗性基因的深入研究提供参考.
1 环境中抗生素和抗性基因污染概况
自1928年Alwxander 发现盘尼西林能裂解葡萄球菌至今已80余年，大量抗生素被生产并广泛应用于医疗和农业方面. 然而，抗生素和ARGs 不仅在水环境中的地表水、地下水、污水管网等检测到，而且存在于土壤环境中的粪便、农田和底泥等，甚至在大气环境中也有检出.
1.1 环境中抗生素污染概况
抗生素由于大多具有水溶性，易经过各种环境介质转移到地表水、地下水和土壤中，所以在不同的水环境介质中都有检测到. 表1综述了国外与国内在地表水、地下水、污水处理厂和养殖场废水中检测到的抗生素种类及浓度[5-12]. 其中，养殖场中抗生素使用量较大，受污染情况严重；污水处理厂进出水中抗生素浓度均很高；检测到的抗生素种类繁多，这也反映了人类使用抗生素种类的多样性. 通过
对不同水环境中抗生素残留量的比较，其浓度水平表现为养殖场废水＞污水处理厂废水＞地表水＞地下水. 由于国外和国内使用抗生素的习惯不同，其抗生素种类和浓度也不相同. 如加拿大6个城市污水处理厂进出水中检测到的阿奇霉素、环丙沙星、克拉霉素、氯唑西林和强力霉素等进出水浓度分别为1.1-8 000 ng/L 和0.6-7 000 ng/L ，而上海闵行区的两个污水处理厂的进出水中5种头孢类抗生素的浓度分别为1.12-2.75 μg/L 和0.01-1.32 μg/L . 总体上国内水环境中抗生素浓度水平高于国外.
同时，土壤和沉积物环境中残留的抗生素都有检出，其中以养殖场粪便和农田土地含量为高，如天津集约化养殖场的猪、鸡粪便中金霉素最高值达到563.8 mg/kg （干基），四环素和土霉素最高值分别为34.8和22.7 mg/kg . 菜田土壤中的四环素最高值达到196.7 μg/kg ，金霉素最高值达到477.8 μg/kg ，并且温室和大棚菜田土壤的四环素类抗生素残留水平高于露地菜田土壤[13]. 黄浦江沉积物中发现有四环素类、磺胺类和氯霉素类抗生素，其中四环素类抗生素含量明显低于磺胺类抗生素含量，与水体中含量呈现相反特点[14]. 总体呈现出国内土壤环境中抗生素浓度比国外较高.
由此可见，自然环境中抗生素已广泛存在，且抗生素的种类多样性高，抗生素残留量以养殖场废水最高，地下水最低. 国内环境中抗生素污染现状比国外严重.
表1 国内与国外不同水环境介质中检测到的抗生素种类及浓度
Table 1 Antibiotics types and concentrations in domestic and foreign water environments
表2 国内与国外不同土壤环境介质中检测到的抗生素种类及浓度
Table 2 Antibiotics types and concentrations of domestic and foreign soil environments
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21卷 沈怡雯等https://www.wendangku.net/doc/5815490873.html,/ Chin J Appl Environ Biol 应用与环境生物学报
1.2 环境中ARGs 污染概况
水环境中ARGs 的研究主要集中在不同种类抗生素在养殖场废水、污水处理厂和地表水等的污染情况. 四环素类ARGs 在所有ARGs 种类中有较高的检出率，特别是在养殖场的废水、土壤及其周围地下水中检出率为100% [17]. 美国中西部养牛场的泻湖中，空白为5.1 × 103 copies/mL ，而抗生素使用量增加后四环素类ARGs 最高达2.8 × 106 copies/mL ，6种四环素类ARGs 中tetM 的含量和相对丰度比其他四环素类ARGs 高[18]. 九龙河口及厦门污水处理设施中的磺胺类、四环素类ARGs 和两种整合基因的检测结果显示：ARGs 在淡水中的检出率较海水中高，ARGs 及整合基因在不同环境介质中的检出率大小比较为活性污泥（0.86）＞沉积物（0.57）＞水体（0.24）[19]. 对北江水体中ARGs 的研究发现sul Ⅰ与16S-rRNA 拷贝数的比值（相对丰度）在2.62 × 10-3 - 4.16 × 10-2之间，sul Ⅱ丰度在2.60 × 10-4 - 7.09 × 10-3水平[20].
目前研究的土壤环境中的ARGs 主要分布于蔬菜地、养殖场土壤及粪便等环境介质，还有污水厂中的活性污泥和河流底泥等. 土壤中ARGs 的种类和丰度在过去的几十年里明显增长. 1970-2008年，荷兰土壤中的个别四环素类ARGs 含量增长超过15倍[21]. 图1选择了2009-2014年我国土壤中ARGs 的研究文献26篇，以文献中基因报道次数总和为基数，综述了蔬菜地、养殖场土壤及粪便（图中简称土壤）、活性污泥、底泥等环境介质中不同种类ARGs 的研究比例分布. 可以清晰看出，我国土壤中四环素类ARGs 研究比例最高，占37%，其次是活性污泥中四环素类ARGs . 比较不同的土壤环境介质，对土壤的研究最多. 我国对活性污泥和底泥的研究也着重于对四环素和磺胺类ARGs 的报道. 这与四环素类抗生素使用最为广泛有关. 沭阳市某养猪场周边耕地土壤检测到四环素抗性基因tetA 、tetC 、tetE ，干土中四环素抗性基因含量为4.63 × 105 - 37.42 × 105 copies/g [22]. 天津海河流域底泥中sul Ⅰ和sul Ⅱ的含量较其他四环素类ARGs 含量高，最大值分别为(7.8 ± 1.0) × 109 copies/g 和(1.7 ± 0.2) × 1011 copies/g [23]. 国外对土壤介质的ARGs 的研究也很多，美国[24]和德国[25]粪肥中检测出sul Ⅱ的丰度分别为10-6-10-5和10-5-10-2.
研究发现沉积物中ARGs 含量高于地表水. 周启星等对
天津海河流域ARGs 的污染状况结果显示，ARGs 在底泥中的浓度较水体中高出120-2 000倍[23]. 冀秀玲等调查了黄浦江河水及沉积物中磺胺类和四环素类ARGs 的含量水平，发现在水体及沉积物中的绝对拷贝数分别在104-107、105-108 copies/mL 之间[14]. 这可能是由于大多数天然抗生素来源于土壤微生物[26]，土壤中必存在相应的抗性基因，再加上人类废弃抗生素残留在土壤，产生更多的ARGs ，所以土壤环境中ARGs 高于水环境.
大气环境中也检测到了ARGs 的存在. Gandol ?等在米兰城市大气颗粒物中检测出金黄色葡萄球菌菌株对大环内酯类、四环素类等抗生素的高水平多药物抗性[27]. 伊拉克一家医院的空气中检测出氨基糖苷类、β-内酰胺类、四环素类等抗性质粒[28].
从以上分析可知，水、土壤和大气等环境中都存在不同程度的ARGs 污染，而四环素类ARGs 在不同环境中都有检出. 土壤中的ARGs 水平高于水环境.
传播扩散
抗生素和ARGs 进入环境中的污染途径研究表明，抗生素的来源是其污染的根源，抗生素的使用诱导了ARGs 的产生，抗生素和ARGs 的来源以及它们的传播是抗生素和ARGs 在环境中存在的原因.
2.1 环境中抗生素的污染来源
自然环境中抗生素是微生物防御机制下的产物；人类使用的抗生素产品是经过提炼并生产用于抵抗病菌. 抗生素在人类疾病预防和治疗以及动植物病虫防害应用的同时，其滥用导致的环境污染与日俱增. 环境中抗生素污染来源主要是医用药物和农用兽药的使用.
医用抗生素的来源主要归为下列5类：① 随病人粪便、尿液排出的处方抗生素；② 医院、家庭丢弃的过期抗生素；③ 在药瓶和器械上残留的抗生素；④ 医药企业在生产过程中损失的抗生素；⑤ 抗生素生产过程产生的固体废弃物（菌渣），其主要成分为抗生素产生菌的菌丝体、残留培养基及少量抗生素及其降解物等.
兽药抗生素的使用和消耗远超出人用抗生素. 兽药抗生素来源主要为：① 动物养殖中，经动物粪便、尿液排出的抗生素；② 水产养殖中，直接施用的兽药；③ 兽药生产过程中损失、废弃的兽药.
人畜服用的这些抗生素大都不能被充分吸收、利用，而是随排泄物进入污水或者直接排放到环境中. 药物生产过程损失的抗生素也会随着废水进入城市污水处理厂；废弃的抗生素药物被丢弃，进入到垃圾填埋场. 这些进入环境中的抗生素残留经雨水淋洗、地表径流，进入河流、湖泊造成地表水污染，同时土壤中的抗生素通过渗滤作用造成地下水污染[29].
2.2 环境中抗生素和ARGs 的关系
抗生素的存在诱导了ARGs 的产生. 研究表明ARGs 与其抗生素的使用之间存在相关性，且抗性强度与抗生素含量有关. Xu 等对北京城市污水处理厂和处理后排入的河流中的ARGs 检测结果显示，四环素类抗性基因tetB 和tetW 与四环素类抗生素之间存在明显相关[30]. 此外，也有研究报道
图1 我国不同土壤环境介质中不同种类ARGs 的研究比例分布.
Fig. 1 Research distribution for different ARGs in the soil environment of China.
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抗生素及其抗性基因在环境中的污染、降解和去除研究进展 2期
ARGs 与同族抗生素相关性较弱，而与非同族抗生素浓度相关性则较为普遍，这可能主要与环境中抗生素药物对ARGs 丰度的共选择有关[31]. 梁惜梅等发现珠江口水产养殖区沉积物中抗生素浓度与ARGs 总量存在显著相关性[32]. 抗生素自身在环境中的迁移、转化及归趋等环境行为与其所诱导的抗生素抗性基因的广泛传播具有一致性和相似性[4].
但ARGs 产生后并不依存于抗生素，已有研究表明，即使在抗生素污染程度低，甚至是没有污染的地区都有ARGs 的存在. 因为ARGs 的转移和含量变化过程可以不依存于抗生素，ARGs 通过HGT 及其他途径传播扩散，且土壤微生物群落结构会促使ARGs 含量变化[33].
微生物对抗生素的降解需携带抗性基因，即耐药菌才能对抗生素具有降解作用. 研究发现耐药细菌能够直接破坏或者修饰抗生素而使其失活，或对抗生素有降解作用. Gautam 等从土壤中提取了480种链霉菌菌株，发现平均每种菌株对7-8种抗生素有耐药性，且其耐药对象还包括新开发出来的抗生素[34]. 抗性基因对新开发抗生素具有耐药性一方面表现了其多重耐药性，另一方面可能是由于菌株在环境适应过程中产生的内在抗性.
2.3 环境中ARGs 的传播扩散
ARGs 可以在不同大洋和大陆之间传播[35]. 已有研究表明，即使在抗生素污染程度低，甚至是没有污染的地区都有ARGs 的存在. 一方面是水平基因转移使得ARGs 能在不同细菌种群之间扩散，也能通过相邻水域迁移[36]. 北黄海近岸海域水和沉积物中Escherichia coli （E. coli ）和磺胺抗性E. coli （Re-E. coli ）分布和抗性水平显示，ARGs 之间存在水平转移[37]. HGT 包括3种方式：转化（Transformation ）、接合（Conjugative transfer ）和转导（Transduction ）. 基因污染的特殊性使得ARGs 可通过物种间遗传物质的HGT 方式无限制地传播开来，存在于基因转移元件上的ARGs ，更是可以通过自我复制一直存在于微生物群落中，难以控制和消除.
另一方面，在土壤环境中有研究表明，HGT 不是土壤中ARGs 含量的主要决定因素. Kevin 等人就一系列农业土壤和草地土壤对18种抗生素的抵抗力进行了功能元基因组筛选，发现土壤细菌很少拥有物种之间ARGs 交换的序列特征. 认为土壤中细菌群落的组成结构是促使ARGs 变化的首要因素[33]. 因此，微生物群落组成结构也是ARGs 产生和传播的原因之一.
此外，人类活动对ARGs 的产生和传播是有一定影响的. 通过对原始地区的河流沉积物、农田和城市土壤中的ARGs 进行调查，结果显示，原始地区河流沉积物中ARGs 的种类和数量都明显比农田和城市土壤中低[38]. 受到人为活动干扰的环境中ARGs 的浓度要明显高于未受人类活动干扰地区的浓度. 同时，也有研究表明，原始地区ARGs 的扩散传播途径和农田土壤中ARGs 的扩散传播途径并没有显著差异[39].
3 环境中抗生素的降解和ARGs的去除
在自然环境中影响环境中抗生素和ARGs 降解的因素主要有光照、温度、微生物作用等. 而人工处理系统中主要开展多种处理工艺对环境中抗生素和ARGs 的去除研究. 本
文将ARGs 的去除处理工艺分为物理、化学和生物法.
3.1 自然和人工环境中抗生素的降解
抗生素自然降解受环境基质类型、微生物种群等因素的影响. 但是由于自身结构性质不同，其在自然界中降解表现不同，一些抗生素易发生生物降解，而一些抗生素则很难被生物降解[40]. Maki 等向养鱼场底泥中分别加入5种抗生素，发现氨比西林、多西霉素、土霉素和甲砜氯霉素均发生了明显的生物降解，而交沙霉素几乎没有发生降解[41]. 研究表明，耐药细菌能够直接破坏或者修饰抗生素而使其失活. Ali 等研究发现菌株GB-01能降解阿维菌素，矿物盐基质中50 mg/L 和100 mg/L 的阿维菌素初始浓度，分别培养30 h 和36 h ，降解率能达90%以上[42].
自然环境中光照是影响环境中抗生素残留量的重要因素. 在光照条件下，抗生素不稳定，容易发生光解，最终生成H 2O 、CO 2和其他离子等. 四环素、土霉素、红霉素在模拟日光下均能发生光降解，3 h 的降解率分别达到66.87%、90.55%和 92.80% [43]. 抗生素的光降解过程中，受到pH 、催化剂、初始浓度等因素的影响. 研究发现盐酸四环素的光催化降解与pH 、TiO 2投加量和四环素初始浓度有关，并改变影响因子会使多种抗生素的共同降解产生选择性. 例如四环素与磺胺甲恶唑共同降解时，碱性条件下优先降解四环素[44]. 通过光解实验考察了土霉素在 CTAB 等4种表面活性剂溶液中的光解，发现在自然光照下，纯水和地表水中CTAB 的存在分别使土霉素的光解加快了1.62和4.96倍[45].
水解作用是抗生素在环境中降解的重要方式，抗生素中β-内酰胺类、大环内酯类和磺胺类等易溶于水. 氨苄青霉素、头孢噻吩和头孢西丁在环境中水解受pH 和温度影响. 在环境条件（pH = 7，温度为25 ℃）下，半衰期范围5.3-27 d . 自然环境中抗生素的水解对预测抗生素的持久性有重要意义[46]. 水环境和土壤环境中抗生素的降解情况不同，这与水环境和土壤环境中的光照、温度、水分等条件有关，且与抗生素种类有关. 如在土壤环境中，Schlusener MP 等研究了大环内酯抗生素在土壤中的有氧生物降解，实验结果表明红霉素在土壤中的降解半衰期是20 d ，而罗红霉素在整个实验过程中几乎不降解[47]. 而且土壤对抗生素具有一定的吸附作用，会减缓抗生素向水环境转移. 水环境中，在可吸收礁湖肥料水区域的地下水中测不到莫能菌素. 表明莫能菌素在地表有氧层的降解比在无氧条件下的降解要快[48]. 水环境有利于某些抗生素的水解，对抗生素降解有促进作用.
人工处理系统中，活性污泥法是对抗生素去除最有效的方法之一. 活性污泥法和膜法工艺中，AB 工艺、氧化沟、膜生物反应器（Membrane bio-reactor ，MBR ）及传统活性污泥法（Conventional activated sludge ，CAS ）等都对抗生素有去除效果. 其中MBR 比CAS 去除效率稍微高效一点[49]，这可能与MBR 工艺实现了水力停留时间（Hydraulic retention time ，HRT ）与污泥停留时间（Sludge retention time ，SRT ）的完全分离相关，运行控制更加灵活稳定且处理高效.
以上研究表明，抗生素的降解能力与其自身结构有
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关，自然界中的光照和水解是影响抗生素降解的重要因素和降解途径，废水生化处理系统是抗生素去除的有效方法.
3.2 自然和人工环境中ARGs 的去除
自然环境中，光照、温度、含氧量与微生物菌群均能影响ARGs 的降解. 如光照可以加速ARGs 的降解[50]. 堆肥过程中sul Ⅰ、sul Ⅱ和erm (B )丰度的变化与温度的变化呈负相关，温度可能是影响磺胺类和大环内酯类抗性基因变化的重要因素[51]. 厌氧有利于ARGs 降解[52]. 研究表明，废水中ARGs 的浓度有明显的季节特征，冬季ARGs 高于夏季，这与抗生素使用和微生物群落组成等有关[53]. 微生物群落组成对ARGs 含量有一定的影响，细菌类型和多样性的变化促使ARGs 含量发生变化[33].
人工处理系统中，不同的处理工艺对ARGs 去除效果不一. 我们分析了物理法、化学法和生物法对相同基因的去除效果，见表3. 物理法主要是应用沉淀、过滤和紫外消毒等措施去除ARGs ，去除机理即吸附和光降解等作用. 城市污水厂初沉淀池可明显除去污水中的四环素类ARGs 中tetA 和tetB 基因[54]. 此外，Mckinney 等发现紫外线消毒（UV ）消毒可去除1个数量级的甲氧西林（mecA ）抗性基因，但对万克霉素（vanA ）抗性基因无明显去除[55]. 消毒处理可以消减抗性细菌的总量，但有人发现抗性细菌的比例有所增加[56].
化学处理工艺主要有石灰稳定法、臭氧和氯消毒等. Munir 用石灰稳定法处理污泥中四环素类ARGs 和磺胺类ARGs ，sul Ⅰ去除效果高于tetO [57]. Macauley 等比较了养猪废水中氯消毒、UV 和臭氧消毒对金霉素、林可霉素、磺胺甲嘧啶和四环素抗性细菌的去除效果，结果为UV ＞臭氧＞氯[58]. 但是消毒并非对所有ARGs 都有效果.
生物处理工艺中活性污泥法、滴滤池、MBR 、厌氧消化和人工湿地等对抗性基因都有去除效果. 从表2可知，滴滤池对tetA 去除效果高于活性污泥法，但差别不大[54]. 四
环素类ARGs 和磺胺类ARGs 的去除效果MBR 法好于活性污泥法，且MBR 工艺对耐药菌与抗性基因的去除效果达2.57-7.06 log 单位. 厌氧消化对sul Ⅰ去除效果约0.5 log 单位，tetO 去除效果约1 log 单位[57]. 人工湿地处理3种四环素类ARGs （tetM 、tetO 和tetW ）的结果发现沸石湿地对3种ARGs 的去除效果要好于火山岩湿地. 腐殖土中ARGs 绝对含量要高于红壤，说明腐殖土对ARGs 具有较好的累积能力. 植物的存在减少了土壤中tetM 和tetO 累积量，但是增加了tetW 累积量. 植物对不同环境中的ARGs 的含量具有一定的影响[59].
综上可以发现，自然条件下光照和厌氧条件有利于ARGs 的降解；人工处理系统中，不同生化和物化方法对于ARGs 的去除效果各不相同，优化生化处理工艺以提高ARGs 的去除率是当今研究的热点.
题及未来研究方向
抗生素类药物和个人护理品的污染引起人们新的关注. 国内外抗生素和ARGs 在环境中的研究也越来越多，但仍有许多问题有待解决. 在抗生素和ARGs 的环境迁移转化和相关性研究方面，不同种类抗生素和ARGs 之间的相关性有差异，其原因和机理需要进一步揭示；环境介质中ARGs 含量通过HGT 传播扩散，而土壤中ARGs 含量则主要受微生物群落组成结构影响；抗生素和ARGs 在不同的环境介质中都有污染残留，最新的研究表明，在固体废弃物和垃圾渗滤液中也检测出较高水平的抗生素和ARGs [60]，但是其在填埋过程中的变化及控制对策还有待进一步研究. 研究土壤环境（水环境等）中易降解的抗生素及ARGs 种类及迁移转化规律，对于环境中抗生素和ARGs 污染进行控制，降低其含量水平具有重要意义.
表3 不同处理工艺对ARGs 的去除效果
Table 3 ARGs removal ef ?
ciency of different treatment processes
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抗生素及其抗性基因在环境中的污染、降解和去除研究进展 2期
在抗生素和ARGs 的去除研究方面，虽然一些处理技术如紫外消毒和臭氧消毒的效果较好，但是与ARGs 种类是否有关需要进一步探索. 生物处理工艺对污（废）水中抗生素的去除有一定的效果，但并非都有效，如何通过优化处理工艺实现对抗生素和ARGs 的高效去除效果，也是目前和今后值得研究的发展方向. 参考文献 [References]
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