环境科学  2018, Vol. 39 Issue (9): 4229-4235   PDF    
引用本文
花莉, 李璐, 杨春燕. 制革废水处理过程中磺胺类抗生素和抗性细菌的分布特征[J]. 环境科学, 2018, 39(9): 4229-4235.
HUA Li, LI Lu, YANG Chun-yan. Distribution Characteristics of Sulfonamides and Sulfamethoxazole-Resistant Bacteria in Tannery Wastewater Treatment Processes[J]. Environmental Science, 2018, 39(9): 4229-4235.
制革废水处理过程中磺胺类抗生素和抗性细菌的分布特征
花莉, 李璐, 杨春燕     
陕西科技大学环境科学与工程学院, 西安 710021
收稿日期: 2017-10-22; 修订日期: 2018-03-07
作者简介: 花莉(1978~), 女, 博士, 教授, 主要研究方向为水污染控制技术及废物资源化, E-mail:tuliphua@126.com
摘要: 针对两家制革厂废水处理过程中3种磺胺类抗生素和磺胺类抗性细菌的丰度和分布特性以及两个不同工艺污水处理厂对抗生素的去除规律做了相关研究.结果表明，3种抗生素在两家制革污水处理过程中均有检出，水样中3种抗生素的总质量浓度在59.1~706.7 ng·L-1之间；两家制革厂废水处理剩余污泥中3种抗生素的总含量分别为4388 ng·kg-1和2979.4 ng·kg-1，与市政污水处理厂中的抗生素含量相差不大.不同的污水处理工段对3种抗生素去除效果不同，但去除效率均大于70%.生物处理单元对抗生素的去除率相对较高，而厌氧池是去除抗生素的主要阶段（去除率>50%）.两个制革厂的进出水和剩余污泥中共筛选出8株抗性细菌，这8个分离菌株可分为5个菌属.进出水中的抗性细菌含量介于9.37×103~5.08×105 CFU·mL-1之间，剩余污泥中的磺胺类抗性细菌含量较高分别为1.17×107 CFU·g-1和7.2×106 CFU·g-1.两个制革污水处理厂对磺胺甲唑抗性细菌的去除率分别达到了1.34 log和2.15 log.
关键词: 制革废水      抗生素      抗生素抗性细菌      丰度      去除率     
Distribution Characteristics of Sulfonamides and Sulfamethoxazole-Resistant Bacteria in Tannery Wastewater Treatment Processes
HUA Li , LI Lu , YANG Chun-yan     
College of Environmental Science and Engineering, Shaanxi University of Science and Technology, Xi'an 710021, China
Abstract: The study investigated abundance and distribution of three sulfonamides and sulfonamide-resistant bacteria in the wastewater treatment processes of two tannery wastewater plants, as well as the extent of their removal in different treatment units of the plants. Results showed that the three sulfonamides were detected in two different tannery wastewater treatment processes, with total content in water samples of 59.1-706.7 ng·L-1. The content of sulfonamides in excess sludge samples from the two plants was 4388 ng·kg-1and 2979.4 ng·kg-1, respectively. Antibiotic content was therefore similar to that in municipal wastewater treatment plants. The three sulfonamides were removed in two different sewage treatment processes; both led to removal extents>70%. Antibiotic removal extent was relatively high in the biological unit, especially in anaerobic tanks (removal extent>50%). Eight strains of resistant bacteria were screened out from influent, effluent, and excess sludge samples of the two plants. These were identified as five kinds of sulfonamide-resistant bacteria. The content of resistant bacteria in influent and effluent was between 9.37×103-5.08×105 CFU·mL-1and the content of sulfonamides was 1.17×107 CFU·g-1and 7.2×106 CFU·g-1in excess sludge samples. The removal extent of sulfamethoxazole-resistant bacteria in the two plants was 1.34 log and 2.15 log, respectively.
Key words: tannery wastewater      antibiotics      antibiotic-resistant bacteria      abundance      removal extent     

近年来, 抗生素在人畜医药中被广泛用于防止细菌感染, 另一方面也可作为家畜的生长促进剂[1].抗生素的大量使用, 造成环境中抗生素的污染加重, 抗生素在环境中的降解能力有限, 在水环境中不易分解, 这就会使抗生素在环境中积累, 出现“假持久性”[2], 这种在环境中的残留累积会在一定程度上诱导细菌类微生物产生选择性压力, 使其逐渐成为具有耐药性的细菌群, 使致病菌对抗生素产生抗性, 从而导致抗生素的剂量和种类不断地增加, 这一恶性循环最终会导致复杂的生态风险[3]. Kosma等[4]调查了希腊某地区市政和制药废水处理厂中抗生素的分布含量, 其所测抗生素的平均浓度在0.6~70.1 μg·L-1之间. Zhu等指出[5], 污水排放是微生物全球大迁徙的推手之一, 一旦和这些微生物一起旅行的污染物中含有抗生素, 那么到达目的地的时候可能已经诞生了一些超级细菌.关注细菌耐药性问题已经到了刻不容缓的地步. Jiang等[6]在研究大肠杆菌的抗性中发现, 高达81%的菌株同时对5~6种不同抗生素具有抗性.这种动物源性耐药菌产生的“抵抗力”会主动地影响逐渐变化的环境.李佳楠[7]调查了两个污水处理厂中抗四环素细菌和抗磺胺甲唑细菌的含量, 其进水中两种抗性细菌数目分别达到3.70×105 CFU·mL-1和4.30×106 CFU·mL-1, 出水中两类细菌数目分别为8.00×102 CFU·mL-1和3.44×104 CFU·mL-1.

人们对于抗生素的关注、研究目前主要集中在市政污水、医疗、制药、养殖废水领域.许多国家的医药行业和养殖业过度使用抗生素现象越来越严重.制革工业是我国的传统产业之一, 近年来虽然制革工业给国民经济创造了显著的效益, 但也给环境保护、生态平衡带来巨大的负担和压力[8].同时因为制革工业的原材料来源为动物皮毛, 磺胺类抗生素经常被养殖行业用作动物的炎症治疗药物, 最终由于脂溶性强而大量累积于动物的皮肤及脂肪里, 因此制革废水中往往存在一定浓度的磺胺类药物.然而, 在制革废水处理过程中磺胺类抗生素和抗性细菌的丰度、分布和相关性目前还没有相关研究, 不利于对制革生产中的抗生素污染风险进行全面的评价.

本文以3种常见的抗生素磺胺嘧啶、磺胺甲基嘧啶、磺胺甲唑和磺胺类抗性细菌为目标, 以河北两家大型制革厂污水处理过程中各工艺段的水样和剩余污泥为研究对象, 对比两家制革污水处理过程中目标污染物的浓度水平和分布情况, 并在此基础上深入讨论抗生素的含量水平对抗生素抗性细菌丰度的影响, 以期为制革行业中抗生素和抗性细菌的污染控制提供依据.

1 材料与方法 1.1 样品采集

水样取自河北两家制革污水处理厂, W1厂和W2厂制革废水处理工艺充分利用厌氧好氧单元交替进行去除污染物, 这是制革污水处理厂普遍采用的工艺. W1厂主要采用传统的多段A/O工艺去除制革废水中的COD和NH4+-N. W2厂与W1厂相比, 在水解酸化池前加了一个一级生化池, 以便在后续处理前先去除一部分COD, 再进入多段A/O工艺, 使得制革废水COD得到进一步去除, 同时实现NH4+-N的去除.本试验于2016年12月~2017年4月定期在两家制革污水处理厂的各工艺单元采集4次水样和污泥样品, 以4次检测结果的平均值作为最终分析依据.水样使用棕色玻璃瓶24 h混合采样, 在4℃下避光保存样品, 尽快送回实验室进行进一步处理.污泥样品用锡箔纸包好尽快送到实验室进行冷冻干燥, 然后进行下一步处理.每个样品做3个平行.两厂的工艺流程和采样点如图 1和图 2.

图 1 W1制革污水处理厂污水处理工艺及采样点 Fig. 1 Sewage treatment process and sampling points from W1

图 2 W2制革污水处理厂污水处理工艺及采样点 Fig. 2 Sewage treatment process and sampling points from W2

1.2 样品的处理和分析 1.2.1 试剂

磺胺类标准品：磺胺嘧啶(sulfadiazine, SD, 纯度>99.9%)、磺胺甲基嘧啶(sulfamerazine, SM1, 纯度>99.9%)、磺胺甲唑(sulfamethoxazole, SMX, 纯度>99.9%).均购于德国奥格斯堡公司(Dr.Ehrenstorfer, Germany)

其他试剂：乙腈(色谱纯)和甲醇(色谱纯)均购于Merck公司, Na2EDTA(分析纯)、柠檬酸钠(分析纯)和柠檬酸(分析纯)均购于天津瑞金特化学品有限公司, 甲酸(分析纯)购于天津市科密欧化学试剂有限公司.

1.2.2 抗生素分析

(1) 样品的提取

水样：经0.22 μm水系滤膜抽滤后调节pH到5, 然后经固相萃取富集到2 mL, 过0.22 μm滤膜, 上机.

泥样：采用振荡-超声-离心法[9]提取固体样品中待测抗生素.具体操作如下：将经冷冻干燥的固体污泥样品研磨后过80目筛.准确称取样品1 g, 加入15 mL提取液(甲醇-Na2EDTA-McIlvaine缓冲溶液, 1:1, 体积比), 振荡5 min, 超声15 min, 4 000 r·min-1下离心10 min, 收集上清液, 再重复此过程3次, 混合3次上清液, 用超纯水稀释至500 mL, 用稀HCl调节pH到5, 之后的操作与水样相同.

(2) 样品的分析检测

美国Waters UPLC-Hclass超高效液相色谱仪[检测器:紫外可见检测器, 色谱柱: Hydrophilic-Lipophilic Balance(HLB)Oasis小柱(6 mL/500 mg, Waters, WatfordUK)].

分析条件, 流动相为：乙腈(A), 0.1%甲酸(B), 流速0.8 mL·min-1, 柱温25℃, 进样量20 μL, 平行梯度：0~10 min, 20% A.检测波长：268 nm(参比波长286 nm).

1.2.3 方法质量学控制

配制一系列浓度为0.1、0.5、1、5、10、50、100、1 000 μg·L-1的3种磺胺类抗生素的混合标准溶液, 根据1.2.2节的色谱条件分别进样(n=3).以样品浓度(y)对应相应组分的出峰面积(x)作图, 得到各抗生素目标物的标准曲线.在500 mL水样中添加不同浓度水平的混合标准溶液(添加水平分别为50、100、500 ng·L-1), 在l g污泥样品中添加3个浓度水平的混合标准溶液(添加水平分别为50、100、500 μg·kg-1), 每个添加水平取4个平行样进行平行试验.然后按照1.2.2节的样品提取和分析检测方法, 分别计算目标物在水样和污泥样品中的回收率, 按信噪比(S/N)为3和10分别得到MDL和MQL[10].详细结果见表 1.

表 1 分析方法的回收率、检出限、定量限及线性系数 Table 1 Recoveries, MDL, MQL and correlation coefficients of analysis method

1.3 抗性细菌在污水和污泥中的筛选、碳源分析与菌种鉴定 1.3.1 培养基

采用牛肉膏蛋白胨培养基[11]制备抗生素培养基, 将称量好的培养基各成分溶解于1 L水中搅拌均匀, 加热煮沸至完全溶解, 冷却后, 调节pH值为7.2~7.4, 在121℃、0.1 MPa下灭菌20 min.

1.3.2 试剂

试剂：磺胺甲唑(SMX)标准品(Dr.Ehrenstorfer GmbH); 乙醇、甲醇、NaCl(分析纯)购于天津市科密欧化学试剂有限公司; 蛋白胨、琼脂粉、牛肉膏购于北京市奥博星生物技术有限责任公司; ECO板购于美国Biolog公司.

1.3.3 磺胺甲唑抗性细菌的分离筛选

抗性细菌数目采用异养菌菌落计数法[12].制备不添加抗生素和添加磺胺甲唑的2种牛肉膏蛋白胨培养基.依据临床和实验室标准协会(Clinical and Laboratory Standards Institute, CLSI)指出抗生素对细菌的最小抑制浓度确定磺胺甲唑的浓度为50.4 mg·L-1.样品取回后, 按照10倍梯度进行梯度稀释, 涂布, 然后在30℃的培养箱中培养3d, 最后进行菌落计数(CFU·mL-1), 每个样品做3个平行.

1.3.4 磺胺甲唑抗性细菌ECO板碳源分析

对1.3.3节中筛选出的抗性细菌进行划线纯化分离后[13], 挑取适当的菌株到ECO板[14], 进行碳源分析.用96个孔吸光度的平均值(average well color development, AWCD)与其时间变化来表示微生物的平均活性.

AWCD的计算公式为:

式中, Ci是除对照孔外各孔吸光度值; R是对照孔吸光度值.

1.3.5 磺胺甲唑抗性细菌的菌种鉴定

对1.3.3节中划线纯化后的单菌落平板送到苏州金唯智生物科技有限公司采用Sanger测序法, 双向测序进行测序分析.测序结果到NCBI上在线BLAST后即可知此种菌所在的属(NCBI, http://www.ncbi.nlm.nih.gov/).

2 结果与讨论 2.1 抗生素在污水和污泥中的浓度分布

两家制革污水处理厂各工段磺胺类抗生素的分布和水相总去除率见表 2和表 3.在整个废水处理过程中3种磺胺类抗生素均有检出.水样中磺胺嘧啶的含量在28.3~313.1 ng·L-1之间; 磺胺甲基嘧啶的含量在15.2~232.3 ng·L-1之间; 磺胺甲唑的含量在15.6~161.3 ng·L-1之间. W1和W2两家厂剩余污泥中磺胺嘧啶的含量为1 287.3 ng·kg-1和984.7 ng·kg-1; 磺胺甲基嘧啶的含量为990.7 ng·kg-1和788.7 ng·kg-1; 磺胺甲唑的含量为2 110 ng·kg-1和1 206 ng·kg-1.剩余污泥中的抗生素浓度均大于进水中的浓度, 这说明磺胺类抗生素容易在污泥中富集, 一旦这种富集多种抗生素的污泥不经过有效处理直接排放到环境中, 可能会造成潜在生态毒性和威胁[15].陈涛等[16]分析了广州市3个污水处理厂进出水中磺胺类抗生素含量特征, 结果表明进水和出水中磺胺类抗生素总含量分别为3 591.9~7 782.5 ng·L-1和2 216.6~3 591.9 ng·L-1, Brown等[17]在美国新墨西哥州一个大型污水处理厂的进水中检测到磺胺甲唑的浓度为0.399 μg·L-1, 出水中的浓度分别为0.31 μg·L-1.由此可见这两家制革污水处理过程中磺胺类抗生素的含量与市政污水处理厂的抗生素含量相差不大, 针对制革污水中的抗生素风险可以与市政污水中抗生素风险划分为同一水平, 采用相同的手段加以控制.两家制革污水处理厂的污水处理工艺对3种抗生素的去除率均大于70%, W2厂的污水处理工艺对SM1去除率高达90.85%.

表 2 污水处理厂W1中各工艺段磺胺类抗生素的含量水平和总去除率1) Table 2 Concentration and total removal extent of sulfonamide antibiotics in different samples from W1

表 3 污水处理厂W2中各采样点磺胺类抗生素的含量水平和总去除率 Table 3 Concentration and total removal extent of sulfonamide antibiotics in different samples from W2

从表 2和表 3可以看出, 初沉池对3种磺胺类抗生素的去除率均不高, 在2.9%~6.4%之间. Sui等[18]也报道过初级处理对污水中待测药物的去除效率较低.相比于初沉池, 各生物处理单元对抗生素的去除率相对较高, 说明活性污泥对抗生素有较好的去处作用; W1厂好氧池对3种抗生素的总去除率为33.96%, W2厂好氧池的总去除率为24.89%;而W1厂消化池对3种抗生素的总去除率为71.14%, W2厂水解酸化池对3种抗生素的总去除率为71.32%, 这说明相比于好氧池, 厌氧池对抗生素的去除效果要好, W1厂厌氧池对磺胺甲唑的去除率最低达到了55.11%, 好氧池对W1厂磺胺嘧啶的最高去除率为35.60%;两家厂二沉池对抗生素的去除率在20%左右, 最高为27.60%, 最低为16.65%, 这是由于二沉池在泥水分离过程中, 抗生素大量吸附在了污泥上, 从而使得抗生素得以从水相去除.这一结果与李佳楠[7]的报道相同, 生物处理对于抗生素的去除起最主要作用.

2.2 抗生素抗性细菌在污水厂中的丰度与鉴定 2.2.1 抗生素抗性细菌在污水厂中的丰度与分布特征

两家制革厂污水处理系统中进水(W1-J和W2-J)、出水(W1-C和W2-C)和剩余污泥(W1-S和W2-S)中总可培养细菌和磺胺甲唑抗性细菌的绝对含量(CFU·mL-1或CFU·g-1)列于图 3.从中可知, 两家制革厂的磺胺类抗性细菌含量并无太大差异, 进出水中的抗性细菌含量介于9.37×103~5.08×105 CFU·mL-1之间, 剩余污泥中的磺胺类抗性细菌含量较高, 分别为1.17×107 CFU·g-1和7.2×106 CFU·g-1.两家制革污水处理厂对磺胺甲唑抗性细菌的去除率分别为1.34 log和2.15 log.李佳楠[7]研究了两个不同工艺的污水处理厂对磺胺甲唑抗性细菌的去除效果, 其去除率分别为2.10 log和1.76 log.如果剩余污泥未经有效措施处理进入环境中, 就会导致含有大量抗性基因的抗性细菌进一步增殖传播, 造成环境污染[19].

图 3 所检测细菌含量 Fig. 3 Detected bacterial content

图 4总结了两家制革污水处理厂的进出水和剩余污泥中磺胺类抗性细菌在总可培养细菌中的比例情况.从中可知, W2-J中磺胺类抗性细菌占总可培养细菌的比例最低, 为16.43%, W1-S中的比例最高, 为45.17%.在本研究中磺胺甲唑的浓度为50.4 mg·L-1, 可见细菌能耐受高浓度的磺胺甲唑.剩余污泥中磺胺甲唑抗性细菌占总可培养细菌的比例较高, 其分别为45.17%和23.29%.

图 4 磺胺类抗性细菌含量占总可培养细菌含量的比例 Fig. 4 Percentage of sulfonamide-resistant bacteria content to total cultured bacteria content

W1厂磺胺甲唑抗性细菌含量占总可培养细菌含量的比例为进水高于出水, 可见污水处理对抗生素抗性菌有一定的去除能力, 但是W2厂出水中磺胺甲唑抗性细菌占总可培养细菌的比例反而有所增加. W2厂进水中细菌对磺胺甲唑耐药率为16.43%, 而W2厂出水中则增加至24.08%. Figueira等[20]同样发现了出水中耐药细菌占总可培养细菌的比例高于进水的现象.此外, Kim等的研究发现[21], 四环素抗性细菌的增加与活性污泥有机负荷增加和污泥泥龄的减少有关.刘冲等[22]认为造成出水中抗性细菌增多的原因有以下几种：①没有专门针对去除抗性细菌的工艺, 一般工艺对它的去除效果不大. ②一般活性污泥对抗生素的吸附效果很好, 当污泥中吸附抗生素时, 可能会诱导污泥中的细菌转变成抗性细菌. ③在污泥沉淀过程, 吸附在污泥中的抗性细菌又被释放到污水中, 随出水排出.总体来看, 虽然在污水处理过程中, 抗生素抗性细菌的总量会有一定量的削减, 但是抗生素抗性细菌的耐药率有增加的趋势, 故导致出水中仍还有大量抗性细菌, 这些抗性细菌进入环境后, 会造成水体、土壤等污染, 最终影响人体健康[23].

2.2.2 磺胺类抗性细菌对6种碳源的利用情况

如图 5所示, 从两家制革污水处理厂的进出水和剩余污泥中筛选出的8个分离株对6类碳源的利用程度存在差异, 不同分离株对同一碳源情况不同.如对碳水化合物类物质W1-J、W1-S1、W2-C和W2-S2这4个分离株的利用程度较高, 对胺类物质W1-J和W2-C的利用程度较高.同一分离株对不同碳源的利用程度也有差异, 如W1-C对氨基酸类物质利用程度最高, 而对碳水化合物类物质利用程度较低.

图 5 8个分离株基于六大类碳源AWCD的变化 Fig. 5 AWCD of eight isolated strains based on six categories of carbon sources

总体来说8个分离株在碳源代谢方面优势群落依次为氨基酸类代谢群落, 羧酸类代谢群落, 胺类代谢群落, 碳水化合物代谢群落, 酚酞类代谢群落和多聚物类代谢群落.

2.2.3 磺胺甲唑抗性细菌菌种鉴定结果

由表 4可以看出, 在两家制革污水处理厂的进出水和剩余污泥中总共筛选出8个分离菌株可分为5个菌属, 其进出水中检测到的抗性细菌分别为气单胞菌(Aeromonas bivalvium)、粪产碱杆菌(Alcaligennes feacalic)和农杆菌(Agrobacterium sp.), 剩余污泥中为枯草芽孢杆菌(Bacillus wiedmannii)和梭菌(Lysinibacillus fusiformis).虽然一些抗性菌株没有致病性, 但是它们可以通过基因水平转移, 将抗性基因转移给致病菌[24], 使得致病菌携带抗性基因而产生耐药性, 导致在疾病治疗过程中抗生素的使用剂量越来越高, 疗效也越来越不理想[25], 从而使疾病救治更加棘手, 构成潜在的生态风险.

表 4 磺胺甲唑抗性细菌鉴定结果 Table 4 Identification of SMX-resistant bacteria in water and sediment

研究过程中发现枯草芽孢杆菌(Bacillus wiedmannii)和粪产碱杆菌(Alcaligennes feacalic)相对于其他抗性细菌, 它们在数量上占一定的优势, 表明这两种抗性细菌是从剩余污泥和废水中筛选出的抗性细菌中的优势菌, 说明这两种抗性细菌有可能成为SMX的高效降解菌.

2.3 抗生素的含量水平对抗性细菌的丰度的影响

Gao等[26]报道了污水处理厂进出水中磺胺类抗生素的总浓度与磺胺甲唑抗性细菌间的关联性, 其相关系数为0.75, 说明磺胺类抗生素的总浓度与磺胺甲唑抗性细菌丰度为正相关性.本论文研究了两个制革厂的进出水中磺胺类抗生素(磺胺嘧啶、磺胺甲基嘧啶和磺胺甲唑)总浓度对磺胺甲唑抗性细菌丰度的影响, 以及单一抗生素的含量水平对抗性细菌丰度的影响.由表 5可知, 通过对比进出水中磺胺类抗生素的总浓度和单一抗生素的浓度与抗性细菌的丰度特征, 发现随着磺胺类抗生素总浓度、磺胺嘧啶、磺胺甲基嘧啶和磺胺甲唑抗生素含量的增加, 磺胺类抗性细菌也有所增加, 这说明磺胺类抗生素可能会诱导抗性细菌的出现.因此, 本研究进一步分析了磺胺类抗生素(磺胺嘧啶、磺胺甲基嘧啶和磺胺甲唑)总浓度和磺胺甲唑抗性细菌浓度的相关性, 以及单一抗生素的含量与抗性细菌含量的相关性, 结果为磺胺类抗生素总浓度、磺胺嘧啶、磺胺甲基嘧啶和磺胺甲唑与磺胺类抗性细菌之间均有较好的正相关性, 分别为：R2=0.84、R2=0.64、R2=0.92和R2=0.98.

表 5 两个制革污水处理厂的进出水中磺胺类抗生素总浓度、单一抗生素和磺胺甲唑抗性细菌的丰度 Table 5 Total concentration of sulfonamides, single antibiotics, and sulfamethoxazole-resistant bacteria in influent and effluent of two tannery sewage treatment plants

3 结论

(1) 两家制革污水处理过程中均检测到3种磺胺类抗生素, 并且对3种抗生素的去除率均大于70%.这两家制革污水处理过程中磺胺类抗生素的含量与市政污水处理厂的抗生素含量相差不大, 针对制革污水中的抗生素产生的风险可以与市政污水中抗生素产生的风险划分为同一水平, 可采用相同的手段加以控制.

(2) 两家制革污水处理过程中共筛选出5种磺胺类抗性细菌.剩余污泥中的抗性细菌的数量与种类都高于进出水中.制革污水的进出水中磺胺甲唑抗性细菌数分别随着磺胺类抗生素总浓度、磺胺嘧啶、磺胺甲基嘧啶和磺胺甲唑的浓度增加均有所增加, 这说明磺胺类抗生素可能会诱导大量抗性细菌的出现.

(3) 两家制革污水处理厂对磺胺甲唑抗性细菌的去除率分别为1.34 log和2.15 log, 但出水中抗生素抗性细菌的细菌耐药率有增加的趋势, 导致出水中仍还有大量抗性细菌, 这些抗性细菌进入环境后, 会造成水体、土壤等环境污染, 最终影响人体健康.

参考文献
[1] Zhou L J, Ying G G, Liu S, et al. Occurrence and fate of eleven classes of antibiotics in two typical wastewater treatment plants in South China[J]. Science of the Total Environment, 2013, 452-453: 365-376. DOI:10.1016/j.scitotenv.2013.03.010
[2] Zhang Q Q, Ying G G, Pan C G, et al. Comprehensive evaluation of antibiotics emission and fate in the river basins of China:source analysis, multimedia modeling, and linkage to bacterial resistance[J]. Environmental Science & Technology, 2015, 49(11): 6772-6782.
[3] Jiang L, Hu X L, Xu T, et al. Prevalence of antibiotic resistance genes and their relationship with antibiotics in the Huangpu River and the drinking water sources, Shanghai, China[J]. Science of the Total Environment, 2013, 458-460: 267-272. DOI:10.1016/j.scitotenv.2013.04.038
[4] Kosma C I, Lambropoulou D A, Albanis T A. Occurrence and removal of PPCPs in municipal and hospital wastewaters in Greece[J]. Journal of Hazardous Materials, 2010, 179(1-3): 804-817. DOI:10.1016/j.jhazmat.2010.03.075
[5] Zhu Y G, Gillings M, Simonet P, et al. Microbial mass movements[J]. Science, 2017, 357(6356): 1099-1100. DOI:10.1126/science.aao3007
[6] Jiang H X, Lü D H, Chen Z L, et al. High prevalence and widespread distribution of multi-resistant Escherichia coli isolates in pigs and poultry in China[J]. The Veterinary Journal, 2011, 187(1): 99-103. DOI:10.1016/j.tvjl.2009.10.017
[7] 李佳楠. 城市污水系统中典型抗生素、抗性基因和抗性细菌的丰度与关联性研究[D]. 杭州: 浙江大学, 2014.
Li J N. The abundance and relationships between typical antibiotics and corresponding resistance in municipal wastewater treatment system[D]. Hangzhou: Zhejiang University, 2014. http://www.wanfangdata.com.cn/details/detail.do?_type=degree&id=Y2523737
[8] 高忠柏, 吴琪. 污染——中国制革业不得不面对的难题[J]. 中国皮革, 2007(15): 68-72.
[9] 宋淑敏, 张翔宇, 周佳虹, 等. 超高效液相色谱串联质谱法同时测定城市污水处理厂污泥中12种抗生素[J]. 环境化学, 2017, 36(9): 1923-1931.
Song S M, Zhang X Y, Zhou J H, et al. Simultaneous determination of 12 antibiotics in sewage sludge by ultra performance liquid chromatography-electrospray ionization tandem mass spectrometry[J]. Environmental Chemistry, 2017, 36(9): 1923-1931. DOI:10.7524/j.issn.0254-6108.2017012004
[10] 洪蕾洁, 石璐, 张亚雷, 等. 固相萃取-高效液相色谱法同时测定水体中的10种磺胺类抗生素[J]. 环境科学, 2012, 33(2): 652-657.
Hong L J, Shi L, Zhang Y L, et al. Simultaneous determination of 10 sulfonamide antibiotics in water by solid-phase extraction and high performance liquid chromatography[J]. Environmental Science, 2012, 33(2): 652-657.
[11] GB 4789. 2-2016, 食品安全国家标准食品微生物学检验菌落总数测定[S].
[12] 许媛媛, 吴涛, 骆淑媛, 等. 武汉东湖水体中的细菌对抗生素耐性的研究[J]. 科学技术创新, 2017(26): 1-3. DOI:10.3969/j.issn.1673-1328.2017.26.001
[13] 韩秋菊. 药用微生物[M]. 北京: 化学工业出版社, 2011.
[14] 李明智, 张宇, 梅荣武, 等. Biolog ECO分析活性污泥微生物功能多样性特征[J]. 环境科学与技术, 2016, 39(6): 55-58, 100.
Li M Z, Zhang Y, Mei R W, et al. Analysis of microbial community functional diversity of activated sludge by Biolog ECO method[J]. Environmental Science & Technology, 2016, 39(6): 55-58, 100.
[15] Zhu S C, Chen H, Li J A. Sources, distribution and potential risks of pharmaceuticals and personal care products in Qingshan Lake basin, eastern China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2013, 96: 154-159. DOI:10.1016/j.ecoenv.2013.06.033
[16] 陈涛, 李彦文, 莫测辉, 等. 广州污水厂磺胺和喹诺酮抗生素污染特征研究[J]. 环境科学与技术, 2010, 33(6): 144-147, 180.
Chen T, Li Y W, Mo C H, et al. Screening of sulfonamide and fluroquinolone antibiotics in wastewater of sewage treatment plants in Guangzhou, South China[J]. Environmental Science & Technology, 2010, 33(6): 144-147, 180.
[17] Brown K D, Kulis J, Thomson B, et al. Occurrence of antibiotics in hospital, residential, and dairy effluent, municipal wastewater, and the Rio Grande in New Mexico[J]. Science of the Total Environment, 2006, 366(2-3): 772-783. DOI:10.1016/j.scitotenv.2005.10.007
[18] Sui Q, Huang J, Deng S B, et al. Occurrence and removal of pharmaceuticals, caffeine and DEET in wastewater treatment plants of Beijing, China[J]. Water Research, 2010, 44(2): 417-426. DOI:10.1016/j.watres.2009.07.010
[19] Brooks J P, Maxwell S L, Rensing C, et al. Occurrence of antibiotic-resistant bacteria and endotoxin associated with the land application of biosolids[J]. Canadian Journal of Microbiology, 2007, 53(5): 616-622. DOI:10.1139/W07-021
[20] Figueira V, Serra E, Manaia C M. Differential patterns of antimicrobial resistance in population subsets of Escherichia coli isolated from waste-and surface waters[J]. Science of the Total Environment, 2011, 409(6): 1017-1023. DOI:10.1016/j.scitotenv.2010.12.011
[21] Kim S, Aga D S. Potential ecological and human health impacts of antibiotics and antibiotic-resistant bacteria from wastewater treatment plants[J]. Journal of Toxicology and Environmental Health, Part B, 2007, 10(8): 559-573. DOI:10.1080/15287390600975137
[22] 刘冲, 黄满红, 肖斌. 城市污水处理厂污水处理系统中四环素类药物耐药菌的分布特性研究[J]. 环境污染与防治, 2013, 34(12): 5-8.
Liu C, Huang M H, Xiao B. Study on the distribution characteristics of tetracyclines resistant bacteria in wastewater treatment plant[J]. Environmental Pollution & Control, 2013, 34(12): 5-8.
[23] 刘亚兰, 李冰, 邱勇, 等. 无锡市污水处理厂抗生素抗性菌分布与去除特性研究[J]. 环境科学学报, 2017, 37(6): 2114-2121.
Liu Y L, Li B, Qiu Y, et al. Distribution and removal characteristics of antibiotic resistant bacteria in wastewater treatment plants at Wuxi[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2017, 37(6): 2114-2121.
[24] 徐冰洁, 罗义, 周启星, 等. 抗生素抗性基因在环境中的来源、传播扩散及生态风险[J]. 环境化学, 2010, 29(2): 169-178.
Xu B J, Luo Y, Zhou Q X, et al. Sources, dissemination, and ecological risks of antibiotic resistances genes (ARGs) in the environment[J]. Environmental Chemistry, 2010, 29(2): 169-178.
[25] Um M M, Barraud O, Kérourédan M, et al. Comparison of the incidence of pathogenic and antibiotic-resistant Escherichia coli strains in adult cattle and veal calf slaughterhouse effluents highlighted different risks for public health[J]. Water Research, 2016, 88: 30-38. DOI:10.1016/j.watres.2015.09.029
[26] 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): 2355-2364. DOI:10.1016/j.watres.2012.02.004