第 1 章 绪论
1.1 研究背景与意义
在材料蓬勃发展的 21 世纪，纳米材料是最具有优势的生产材料这一观点逐渐成为共识，纳米材料的应用科技一方面不仅是交叉学科与现代科技发展的基础，另一方面也是各个国家之间互相竞争的战略目标[1-3]。近些年来，随着现代工业与经济的迅速发展，大众不仅满足于基本的生活保障，更对生活品质和质量有了更高的要求。纳米材料因在机械学、热力学和物理化学等方面具有优异的特性，使得其能在各个方面发挥不同的潜在功能[4]。因此纳米材料已与现代社会的生产生活息息相关，并被广泛关注应用。伴随着在生活和工业中对纳米材料的生产量和使用量的迅速增加，各种类别的纳米材料也会通过多种方式途径渗透转移到环境中，例如土壤、水体和淤积物等[5]。而且有研究报道，众多环境过程均会受到纳米材料的影响，例如污水处理厂的脱氮除磷[6]、微生物活性的抑制[7]和好氧反硝化[8]等诸多方面。
就目前而言，金属氧化物形式的纳米产品在生产生活中应用最为广泛。例如，纳米氧化铜（CuO NPs）由于其机械性能强和比表面积大，在农业、食品、医药、化工等领域得到了广泛的应用。CuO NPs 是常用在口罩和耐污织物上的抗菌药物，以防止细菌污染和腐败[9]，在近年来也被广泛应用于新型含铜农药和杀菌剂中[10]。此外，CuO NPs在缓解植物干旱胁迫和肥料的制造等方面也有不错的应用[11-12]。因此，在纳米产品的消耗过程中，纳米材料随着工业废水和生活污水进入污水处理厂。目前，污水处理厂中已有多种纳米材料的检出，其中 CuO NPs 浓度可达 mg 级[13]。
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1.2 纳米材料概述
1.2.1 纳米材料的定义及特性
在三维空间中，至少有一个维度处于 1～100 nm 的纳米尺度内，或者由其作为基本单元构成的材料，将其称之为纳米材料[18]。
纳米材料的类别根据其来源的不同，可以分为自然生成或人为活动产生的纳米材料和人工纳米材料。其中自然活动产生的纳米材料主要指的是在自然界的大气中所排放的颗粒物，比如火山爆发、沙尘暴等自然活动都会有大量纳米尺度物质的释放[19]。与此同时，生物分解过程也会有许多纳米物质的产生，例如蛋白质、ATP 和核酸等许多生物大分子都属于纳米尺度的物质[12]。人为活动所产生的纳米材料主要指在煤的燃烧、焊接、交通工具产生的烟尘等以及在获得纳米材料所具有的独特理化特性而生产制造的工程纳米材料。通常来说，人工设计制造的纳米材料大多以应用为目的，具体包括如下几大类：零价金属纳米材料（例如纳米银、纳米金等）、金属氧化物纳米材料（例如纳米氧化锌、纳米氧化铜等）、碳纳米材料（例如单臂和多臂碳纳米管、C60 等）、纳米高分子材料和半导体纳米材料等[20]。
1.2.2 纳米材料的应用
纳米技术已经在工业、农业和科学技术等方面在全球范围内引起革命性的变革，并且基本成为主要国家优先发展的科技之一[21]。由于纳米材料拥有独特新颖的理化性质，使得应用的十分广泛，其应用具体包括医学、消费品和环境修复等方面。
医学：进入血液循环系统的纳米颗粒可以清除存在于血管内的血栓，促进血液流动，有效防止心脑梗塞。此外，细胞外的支架材料和骨折后的固定材料都可以纳米材料为原料，使其在治疗骨骼缺失缺损时发挥关键作用[22]。
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第 2 章 实验材料与方法
2.1 实验装置与运行方式
2.1.1 实验装置
本实验所用的 SBR 系统的实验装置示意图与实物图分别为图 2-1 图 2-2，具体数据如下：内径 12 cm，高 18 cm，总有效容积 2 L。反应器的进出水量均采用流量泵进行控制。此外，在反应器的外围并未设置水浴，使其在常温条件下启动运行。
图 2-1 SBR 系统的实验装置示意图
2.2 实验方法
2.2.1 常规指标和磺胺甲恶唑的检测
实验中水质指标的监测项目及测定方法见表 2-5，水质指标测定办法参照《水和废水监测分析方法》(第四版)。
表 2-5 分析项目与检测方法
测定进出水中磺胺甲恶唑浓度的方法如下[56]：取 1000 mL 出水，分多次放入玻璃砂芯抽滤装置内，经 0.45 μm 的混合纤维素滤膜进行过滤，之后对过滤后的水样进行酸化，使 pH 在 3-5 之间。分别用 5 mL 甲醇和 5 mL 的超纯水以 1 mL/min 的流速通过固相萃取柱，对小柱进行活化。将酸化后的水样以 5 mL/min 的流速通过己活化固相萃取柱，待水样全部通过后，用 3 mL 的甲醇将保留在固相萃取柱中的磺胺甲恶唑洗脱，为了将磺胺甲恶唑洗脱完全，再反复洗脱两次。将三次的洗脱液混合后在 420C 恒温水浴的条件下进行氮吹，吹干后保存于-200C 冰箱中，在 UPLC 检测前用 l mL 甲醇进行复溶，0.22μm 有机系滤膜进行过滤。
经上述方法富集浓缩后采用超高液相色谱检测，检测方法:使用 Waters C18 (4.6×250 mm)保护柱，流动相采用 0.1%甲酸:乙腈=60%:40%，流速为 1 mL/min，柱温为 150C，在波长为 268 nm 的可见光探测器下检测。
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第 3 章 CUO NPS 对 SBR 系统运行效能的影响研究 ...................... 16
3.1 SBR 系统中常规污染物的去除 ........................................ 16
3.1.1 常规污染物短期周期内的去除情况 .............................. 16
3.1.2 常规污染物长期的去除情况 ................................. 18
第 4 章 磺胺甲恶唑和 CUO NPS 的复合污染对 SBR 系统运行效能的影响研究 .......... 29
4.1 SBR 系统中常规污染物的去除 .......................................... 29
4.1.1 常规污染物长期的去除情况 ...................................... 29
4.1.2 常规污染物长期周期内的去除情况 ................................. 33
第 5 章 磺胺甲恶唑和 CUO NPS 的复合污染对 SBR 系统内抗性基因传播的影响机制研究 ................................... 45
5.1 CuO NPs 的单一污染对出水中抗性基因传播的影响 ............................................. 45
5.1.1 出水中 ARGs 的丰度 ......................................... 45
5.1.2 出水中 Cu 抗性基因的丰度 .................................... 47
第 5 章 磺胺甲恶唑和 CuO NPs 的复合污染对 SBR 系统内抗性基因传播的影响机制研究
5.1 CuO NPs 的单一污染对出水中抗性基因传播的影响
5.1.1 出水中 ARGs 的丰度
由于四环素类抗生素和磺胺类抗生素在禽畜养殖业用量很大，而 β-内酰胺类抗生素和大环内酯类抗生素在临床方面广泛应用。所以，本研究选择四环素类抗性基因（tet A、tet O、tet W、tet M、tet Q）、磺胺类抗性基因（sul Ⅰ、sul Ⅱ）、β-内酰胺类抗性基因（bla TEM、bla OXA-1、bla OXA-10）、大环内酯类抗性基因（erm B、erm F）以及Ⅰ类整合子（int Ⅰ1）为研究对象，对 SBR 污水生物处理系统中 ARGs 污染以及去除效果进行实验分析[57]。
图 5-1 为 CuO NPs 对 SBR 系统出水中目标 ARGs 总丰度的影响。由图可知，未添加 CuO NPs 的系统目标 ARGs 的总出水丰度为 1.34×105 copies/mL。当向 SBR 系统中添加 CuO NPs 后，出水中目标 ARGs 的总丰度之和与对照组相比均有所增加，其中添加 0.1 mg/L 的 CuO NPs 后出水中目标 ARGs 总丰度最高，可达 3.78×105 copies/mL，为对照组的 2.80 倍，且出水中目标 ARGs 总丰度随着 CuO NPs 添加量的提高逐渐降低。添加 1 mg/L 的 CuO NPs 出水总丰度达 3.20×105 copies/mL，为对照组的 2.40 倍，当添加 CuO NPs 的浓度为 10 mg/L 时，系统出水总丰度为 1.50×105 copies/mL，与对照组出水丰度相比相差不大。因此，向系统中添加 0.1、1 和 10 mg/L 的 CuO NPs 会促进出水中目标 ARGs 的积累，但随暴露浓度的增加，积累量逐渐降低。
图 5-1 CuO NPs 对出水中目标 ARGs 丰度的影响
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结论与展望
本论文研究了磺胺甲恶唑和 CuO NPs 的复合污染对 SBR 污水处理系统运行和系统内抗性基因传播的影响，通过测定系统中常规污染物的去除效率、系统内微生物群落结构变化等方面，从出水中和污泥中的抗性基因的丰度变化、单一污染及复合污染下水平转移机制、垂直转移机制及潜在的宿主细胞等角度探讨了纳米材料和抗生素对环境中抗性基因的作用机制。本论文研究的主要结论如下：
（1） CuO NPs 的单一污染下，实验组 SBR1、SBR2 和 SBR3 无论在短期暴露（8 h）和长期暴露（50 d）后，对 SBR 污水处理系统有机物的降解，氨氮的和总氮的去除未产生显著的影响，但短期暴露对亚硝态氮转化成硝态氮过程产生了明显的影响。CuO NPs 的暴露促进了硝化菌属 Nitrospira 和反硝化菌属 Clostridium_sensu_stricto_1、Bdellovibrio、Caenimonas、Dechloromonas 在 SBR 系统内的生长。
（2） 磺胺甲恶唑和 CuO NPs 的复合污染下长期暴露（50 d）和长期暴露后的周期（8 h）内，系统的出水中 COD、氨氮、总氮浓度与空白对照组无显著差别，长期暴露状态下虽在一定时间段内对磷的去除产生了影响，但随后影响消除。同时，长期暴露后的周期内 MSBR1 和 MSBR3 会促进硝态氮的积累，也会抑制周期内总氮的去除。Candidatus_Accumulibacter、Microlunatus、Dechloromonas 是聚磷菌，复合污染下其丰度降低。Candidatus_Rhabdochlamydia 是聚糖菌，复合污染下其丰度增加。
（3） CuO NPs 单一污染会促进出水中目标 ARGs 和基因 int Ⅰ1 的积累。SBR1和 SBR2 会促进污泥中目标 ARGs 和基因 int Ⅰ1 的传播，但 SBR3 会抑制其在污泥中的传播。CuO NPs 促进了出水中目标铜抗性基因与 bla OXA-1 基因的传播，同时促进了 sul Ⅰ基因在系统中发生水平转移。在污泥中 CuO NPs 暴露导致 pco A 基因和 cop A 基因的增加。此外，bla TEM 基因、erm B 基因、sul Ⅰ基因、tet Q 基因和 bla OXA-10 基因易在出水中积累。
（4） 磺胺甲恶唑和 CuO NPs 的复合污染会促进出水和污泥中目标 ARGs 和基因int Ⅰ1 的积累，对目标 Cu 抗性基因也产生了显著的影响。同时，tet O 基因、bla OXA-10基因容易在出水中积累，对环境产生潜在的危害。
参考文献（略）