CN110028141A - 一种污水中抗性基因深度处理方法 - Google Patents

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Abstract

本发明涉及水处理技术领域，尤其涉及一种污水中抗性基因深度处理方法，包括：将需要深度处理的污水、新生态二氧化锰和高锰酸钾混合，经沉降或过滤后，得到净化后的水体。本申请人创造性的发现，将新生态二氧化锰配合高锰酸钾协同作用，可以高效去除水体中的抗生素抗性基因。本发明进一步限定了需要深度处理的污水、新生态二氧化锰和高锰酸钾的混合方法，使得制备得到的新生态二氧化锰具有较大的比表面积和较小的粒径，对于高效去除水体中的抗生素抗性基因有促进作用。另外，本发明提供的去除方法操作简单、试剂需要量较少，成本较低。实验结果表明，本发明提供的深度处理污水的方法对于抗性基因的去除效果可以达到2.46～4.23个数量级。

Description

一种污水中抗性基因深度处理方法
技术领域
本发明涉及水处理技术领域，尤其涉及一种污水中抗性基因深度处理方法。
背景技术
近年来，由于抗生素的滥用问题，导致环境中微生物耐药性问题逐渐严重。抗生素的滥用首先诱导动物体内产生抗生素抗性基因(antibiotic resistance genes，ARGs)，从而加速了抗性基因在环境中细菌间的传播扩散。目前，抗生素抗性基因作为一类新型环境污染物，在不同环境介质中的传播、扩散可能比抗生素本身的环境危害更大。
在我国的污水处理厂和河流中都广泛检出了多种低浓度的抗生素。城市污水处理厂由于其进水来源复杂，微生物种类丰富等特点，已经成为了抗生素和耐药菌的热点地区。目前，我国城市污水处理厂主要采用的是以活性污泥为核心的生物处理法，但是已经有大量研究表明活性污泥并不能够有效的去除污水中的抗生素，并且抗生素抗性基因可以在大量低浓度抗生素的胁迫下在活性污泥体系中进行水平和垂直转移。所以有效控制污水处理厂出水中抗生素和抗生素抗性基因的丰度非常重要。
在目前的研究中，主要集中于常规消毒手段对于抗性菌和抗性基因的削减过程，比如氯，紫外，臭氧等消毒过程。已经有大量研究证明，这些常规消毒手段对于实际水体中的抗生素抗性基因都有一定的去除作用，但是由于实际水体成分复杂，微生物种类丰富等特点，这些消毒对于抗生素抗性基因的去除效果难以满足要求。
发明内容
有鉴于此，本发明要解决的技术问题在于提供一种污水中抗性基因深度处理方法，可以高效去除水体中的抗生素抗性基因。
本发明提供了一种污水中抗性基因深度处理方法，包括以下步骤：
将需要深度处理的污水、新生态二氧化锰和高锰酸钾混合，经沉降或过滤后，得到净化后的水体。
优选的，将需要深度处理的污水、新生态二氧化锰和高锰酸钾混合具体为：
将含有高锰酸钾溶液的混合污水液与含有硫代硫酸钠溶液的混合污水液混合，反应后得到含有新生态二氧化锰的产物溶液，将所述产物溶液与高锰酸钾混合；
所述含有高锰酸钾溶液的混合污水液包括所述需要深度处理的污水的一部分与高锰酸钾溶液；
所述含有硫代硫酸钠溶液的混合污水液包括所述需要深度处理的污水的另一部分与硫代硫酸钠溶液。
优选的，所述高锰酸钾溶液的浓度为0.1～0.5mol/L。
优选的，所述硫代硫酸钠溶液的浓度为0.1～0.5mol/L。
优选的，所述高锰酸钾溶液中的高锰酸钾与硫代硫酸钠溶液中的硫代硫酸钠的摩尔比为5～8：2～3。
优选的，所述需要深度处理的污水的一部分与需要深度处理的污水的另一部分的体积相同。
优选的，将含有高锰酸钾溶液的混合污水液与含有硫代硫酸钠溶液的混合污水液混合具体为：
将含有高锰酸钾溶液的混合污水液与含有硫代硫酸钠溶液的混合污水液在快速搅拌的条件下混合。
优选的，所述含有高锰酸钾溶液的混合污水液快速搅拌的速度为600～800rpm；所述含有硫代硫酸钠溶液的混合污水液快速搅拌的速度为600～800rpm。
优选的，所述产物溶液与高锰酸钾混合的温度为20～30℃，所述产物溶液与高锰酸钾混合的时间为15～90min。
优选的，所述需要深度处理的污水、新生态二氧化锰和高锰酸钾的用量比为1L：10～40mg：10～20mg。
本发明提供了一种污水中抗性基因深度处理方法，包括以下步骤：将需要深度处理的污水、新生态二氧化锰和高锰酸钾混合，经沉降或过滤后，得到净化后的水体。本申请人创造性的发现，将新生态二氧化锰配合高锰酸钾协同作用，可以高效去除水体中的抗生素抗性基因。本发明进一步限定了需要深度处理的污水、新生态二氧化锰和高锰酸钾的混合方法，使得制备得到的新生态二氧化锰具有较大的比表面积和较小的粒径，对于高效去除水体中的抗生素抗性基因有促进作用。另外，本发明提供的深度处理污水方法操作简单、试剂需要量较少，成本较低。
实验结果表明，本发明提供的深度处理污水的方法对于抗性基因的去除效果可以达到2.46～4.23个数量级。
附图说明
图1为实施例1制备的新生态二氧化锰的SEM图；
图2为实施例1中各类基因在不同混合时间下的去除效率曲线；
图3为实施例2中各类基因的去除效率随着混合液中高锰酸钾浓度变化的曲线；
图4为实施例2中TOC的去除效率随着混合液中高锰酸钾浓度变化的曲线；
图5为深度处理前后，水体中各类抗性基因的基因丰度柱状图。
具体实施方式
下面将结合本发明实施例，对本发明的技术方案进行清楚、完整地描述，显然，所描述的实施例仅仅是本发明一部分实施例，而不是全部的实施例。基于本发明中的实施例，本领域普通技术人员在没有做出创造性劳动前提下所获得的所有其他实施例，都属于本发明保护的范围。
本发明提供了一种污水中抗性基因深度处理方法，包括以下步骤：
将需要深度处理的污水、新生态二氧化锰和高锰酸钾混合，经沉降或过滤后，得到净化后的水体。
本发明对需要深度处理的污水的来源并无特殊的限制。在本发明的某些实施例中，所述需要深度处理的污水为二沉池出水。具体到某些实施例中，所述需要深度处理的污水为合肥市望塘污水处理厂的二沉池出水。
在本发明的实施例中，将需要深度处理的污水、新生态二氧化锰和高锰酸钾混合具体为：
将含有高锰酸钾溶液的混合污水液与含有硫代硫酸钠溶液的混合污水液混合，反应后得到含有新生态二氧化锰的产物溶液，将所述产物溶液与高锰酸钾混合；
所述含有高锰酸钾溶液的混合污水液包括所述需要深度处理的污水的一部分与高锰酸钾溶液；
所述含有硫代硫酸钠溶液的混合污水液包括所述需要深度处理的污水的另一部分与硫代硫酸钠溶液。
本发明进一步限定需要深度处理的污水、新生态二氧化锰和高锰酸钾混合的方法，可以有效避免药剂局部浓度不均匀的情况，对抗性基因的去除有促进作用。
在本发明的实施例中，所述高锰酸钾溶液的浓度为0.1～0.5mol/L。在某些实施例中，所述高锰酸钾溶液的浓度为0.2mol/L。本发明对所述高锰酸钾溶液的配制方法并无特殊的限制，采用本领域技术人员熟知的溶液的配制方法即可。在某些实施例中，所述高锰酸钾溶液中的溶剂为去离子水。
在本发明的实施例中，所述硫代硫酸钠溶液的浓度为0.1～0.5mol/L。在某些实施例中，所述硫代硫酸钠溶液的浓度为0.2mol/L。本发明对所述硫代硫酸钠溶液的配制方法并无特殊的限制，采用本领域技术人员熟知的溶液的配制方法即可。在某些实施例中，所述硫代硫酸钠溶液中的溶剂为去离子水。
在本发明的实施例中，所述高锰酸钾溶液中的高锰酸钾与硫代硫酸钠溶液中的硫代硫酸钠的摩尔比为5～8：2～3。在某些实施例中，所述高锰酸钾溶液中的高锰酸钾与硫代硫酸钠溶液中的硫代硫酸钠的摩尔比为8：3。
在本发明的某些实施例中，所述需要深度处理的污水的一部分与需要深度处理的污水的另一部分的体积相同。
在本发明的某些实施例中，将含有高锰酸钾溶液的混合污水液与含有硫代硫酸钠溶液的混合污水液混合具体为：
将含有高锰酸钾溶液的混合污水液与含有硫代硫酸钠溶液的混合污水液在快速搅拌的条件下混合。
在本发明的实施例中，所述含有高锰酸钾溶液的混合污水液快速搅拌的速度为600～800rpm。所述含有硫代硫酸钠溶液的混合污水液快速搅拌的速度为600～800rpm。在某些实施例中，所述含有高锰酸钾溶液的混合污水液快速搅拌的速度为600rpm。在某些实施例中，所述含有硫代硫酸钠溶液的混合污水液快速搅拌的速度为600rpm。
在本发明的实施例中，所述含有高锰酸钾溶液的混合污水液与含有硫代硫酸钠溶液的混合污水液反应的化学式如式(1)所示：
3S2O3 2-+8MnO4 -+2H2O＝8MnO2+6SO4 2-+2OH- (1)
所述含有高锰酸钾溶液的混合污水液中的高锰酸钾被还原的瞬间，产生新生态二氧化锰，溶液呈棕黄色。在本发明的实施例中，所述反应的时间不超过1min。具体的，反应后的溶液由紫红色变为棕黄色时，得到新生态二氧化锰。在本发明的实施例中，所述反应的温度为20～30℃。在某些实施例中，所述反应的温度为25℃。
得到的新生态二氧化锰具有较大的比表面积和较小的粒径。在本发明的实施例中，所述新生态二氧化锰的比表面积在150～200m2/g。在某些实施例中，所述新生态二氧化锰的比表面积为180m2/g。所述新生态二氧化锰的粒径为20～100nm。
所述反应后，得到含有新生态二氧化锰的产物溶液，将所述产物溶液与高锰酸钾混合。
在本发明的实施例中，所述产物溶液与高锰酸钾混合的温度为20～30℃。在某些实施例中，所述混合的温度为25℃。所述产物溶液与高锰酸钾混合的时间为15～90min。在某些实施例中，所述混合的时间为15min、30min、45min、60min或90min。
在本发明的实施例中，所述需要深度处理的污水、新生态二氧化锰和高锰酸钾的用量比为1L：10～40mg：10～20mg。在某些实施例中，所述需要深度处理的污水、新生态二氧化锰和高锰酸钾的用量比为1L：10～20mg：10～20mg。在某些实施例中，所述需要深度处理的污水、新生态二氧化锰和高锰酸钾的用量比为1L：10mg：10mg。
所述混合的过程中，高锰酸钾作为一种强氧化剂，可以氧化细菌的细胞膜使细菌破胞，而释放到胞外的DNA及在其上的抗性基因可以被新生态锰氧化物混凝去除。通过二者的协同作用，可以高效去除水体中的抗生素抗性基因。
本发明中，所述沉降和过滤的作用均为固液分离。本发明对所述沉降的方法并无特殊的限制，采用本领域技术人员熟知的自然沉降方法即可。为了加快固液分离，在某些实施例中，采用过滤代替沉降。本发明对所述过滤的方法并无特殊的限制，采用本领域技术人员熟知的过滤方法即可。在本发明的某些实施例中，所述过滤采用采用中速定性滤纸过滤，所述中速定性滤纸的孔径为20～30μm。
本发明提供的深度处理污水的方法可以高效去除二沉池出水中的抗生素耐药菌和抗生素抗性基因。广泛适用于二沉池出水中耐药基因的控制和实际水体深度处理。与其他消毒手段(紫外、臭氧、氯)相比，本方法具有高效，低剂量低成本，工艺简捷等特点。
本发明对上文所采用的原料的来源并无特殊的限制，可以为一般市售。
本发明提供了一种污水中抗性基因深度处理方法，包括以下步骤：将需要深度处理的污水、新生态二氧化锰和高锰酸钾混合，经沉降或过滤后，得到净化后的水体。本申请人创造性的发现，将新生态二氧化锰配合高锰酸钾协同作用，可以高效去除水体中的抗生素抗性基因。本发明进一步限定了需要深度处理的污水、新生态二氧化锰和高锰酸钾的混合方法，使得制备得到的新生态二氧化锰具有较大的比表面积和较小的粒径，对于高效去除水体中的抗生素抗性基因有促进作用。另外，本发明提供的深度处理污水方法操作简单、试剂需要量较少，成本较低。
实验结果表明，本发明提供的深度处理污水的方法对于抗性基因的去除效果可以达到2.46～4.23个数量级。具体的，磺胺类抗性基因sulI和sulII的去除效率分别为3.27个数量级和3.02个数量级；四环素抗性基因tetQ、tetO和tetW的去除效率分别为4.23个数量级、3.82个数量级和2.46个数量级；一类整合子intI1的去除效率为3.40个数量级；细菌的16S rRNA的去除效率为3.37个数量级。
为了进一步说明本发明，以下结合实施例对本发明提供的一种污水中抗性基因深度处理方法进行详细描述，但不能将其理解为对本发明保护范围的限定。
以下实施例中，所述需要深度处理的污水为合肥市望塘污水处理厂的二沉池出水。
实施例1
将1L的二沉池出水均分为体积相等的两部分，一部分水体与0.2mol/L的高锰酸钾水溶液混合，得到第一混合液；另一部分水体与0.2mol/L的硫代硫酸钠水溶液混合，得到第二混合液；分别对第一混合液和第二混合液进行快速搅拌，所述第一混合液快速搅拌的速度为600rpm，所述第二混合液快速搅拌的速度为600rpm，然后将快速搅拌的两种混合液在25℃下进行对混，反应不超过1min，溶液由紫红色变为棕黄色时，得到含有新生态二氧化锰的产物溶液，迅速加入高锰酸钾混合，混合后的溶液用中速定性滤纸(孔径20～30μm)过滤后，得到净化后的水体。
所述高锰酸钾溶液中的高锰酸钾与硫代硫酸钠溶液中的硫代硫酸钠的摩尔比为8：3。所述需要深度处理的污水、新生态二氧化锰和高锰酸钾的用量比为1L：10mg：10mg。
本实施例采用场发射扫描电镜(GeminiSEM500,蔡司)来表征得到的新生态二氧化锰的粒径，结果如图1所示。图1为实施例1制备的新生态二氧化锰的SEM图。从图1可以看出，本实施例中的新生态二氧化锰的粒径较小，为20～100nm，并且颗粒之间形成巨大的空间网状结构，这种空间网状的疏松结构有利于对于污染物的混凝去除，也有利于后续新生态二氧化锰的分离。因而，得到的新生态二氧化锰的比表面积较大，采用氮气吸附脱附法(BET)检测，可知，得到的新生态二氧化锰的比表面积在180m2/g。
本实施例研究了随着含有新生态二氧化锰的产物溶液与高锰酸钾混合时间的变化，各类基因的去除效率情况，具体的，深度处理前后的水体分别按照以下方法进行处理：水体经过0.22μm滤膜过滤截留细菌和DNA，然后采用试剂盒(MoBio Laboratories,USA)提取滤膜上的DNA。提取到的DNA采用定量PCR(96,Roche,Switzerland)检测抗性基因丰度。结果如图2所示。图2为实施例1中各类基因在不同混合时间下的去除效率曲线。具体的，给出了磺胺类抗性基因(sulI、sulII)、四环素抗性基因(tetQ、tetO、tetW)、一类整合子(intI1)和细菌的16S rRNA在不同混合时间下的去除效率曲线。
从图2可以看出，随着混合时间的增长，各类基因的下降趋势呈现了一定的相似性，即在前30min内去除效率较快，在随后的时间内基因丰度均缓慢下降。综合时间成本和去除效率两方面因素后，认为含有新生态二氧化锰的产物溶液与高锰酸钾混合优选的混合时间为60min。
实施例2
将1L的二沉池出水均分为体积相等的两部分，一部分水体与0.2mol/L的高锰酸钾水溶液混合，得到第一混合液；另一部分水体与0.2mol/L的硫代硫酸钠水溶液混合，得到第二混合液；分别对第一混合液和第二混合液进行快速搅拌，所述第一混合液快速搅拌的速度为600rpm，所述第二混合液快速搅拌的速度为600rpm，然后将快速搅拌的两种混合液在25℃下进行对混，反应不超过1min，溶液由紫红色变为棕黄色时，得到含有新生态二氧化锰的产物溶液，迅速加入高锰酸钾混合60min，混合后的溶液用中速定性滤纸(孔径20～30μm)过滤后，得到净化后的水体。
所述高锰酸钾溶液中的高锰酸钾与硫代硫酸钠溶液中的硫代硫酸钠的摩尔比为8：3。所述需要深度处理的污水、新生态二氧化锰和高锰酸钾的用量比为1L：10mg：10mg。
本实施例研究了各类基因的去除效率随着混合后的溶液中高锰酸钾浓度变化的曲线，具体的，深度处理前后的水体分别按照以下方法进行处理：水体经过0.22μm滤膜过滤截留细菌和DNA，然后采用试剂盒(MoBio Laboratories,USA)提取滤膜上的DNA。提取到的DNA采用定量PCR(96,Roche,Switzerland)检测抗性基因丰度。结果如图3所示。图3为实施例3中各类基因的去除效率随着混合液中高锰酸钾浓度变化的曲线。具体的，给出了磺胺类抗性基因(sulI、sulII)、四环素抗性基因(tetQ、tetO、tetW)、一类整合子(intI1)和细菌的16S rRNA的去除效率随着混合液中高锰酸钾浓度变化的曲线。
从图3中可以看出，各类抗性基因的去除效率随着混合液中高锰酸钾浓度的增大而呈明显增加的趋势，但是在混合液中高锰酸钾浓度为10mg/L之后，增势减缓。
同时，本实施例还研究了总有机碳(TOC)的去除效率随着混合液中高锰酸钾浓度变化的曲线，TOC采用MutiN/C 2100(AnalytikJenaAG,Germany)测得，如图4所示。图4为实施例2中TOC的去除效率随着混合液中高锰酸钾浓度变化的曲线。从图4中可以看出，TOC的去除效率随着混合液中高锰酸钾浓度的增大而呈明一直增长的趋势。
综合图3和图4可知，混合液中高锰酸钾浓度大于10mg/L之后，高锰酸钾浓度对于各类抗性基因的去除效率的影响就不大了，但是进一步增大高锰酸钾的浓度有利于水体中有机物的矿化。因而，综合考虑去除效率和成本，认为优选的高锰酸钾浓度为10mg/L。
实施例3
将1L的二沉池出水均分为体积相等的两部分，一部分水体与0.2mol/L的高锰酸钾水溶液混合，得到第一混合液；另一部分水体与0.2mol/L的硫代硫酸钠水溶液混合，得到第二混合液；分别对第一混合液和第二混合液进行快速搅拌，所述第一混合液快速搅拌的速度为600rpm，所述第二混合液快速搅拌的速度为600rpm，然后将快速搅拌的两种混合液在25℃下进行对混，反应不超过1min，溶液由紫红色变为棕黄色时，得到含有新生态二氧化锰的产物溶液，迅速加入高锰酸钾混合60min，混合后的溶液用中速定性滤纸(孔径20～30μm)过滤后，得到净化后的水体。
所述高锰酸钾溶液中的高锰酸钾与硫代硫酸钠溶液中的硫代硫酸钠的摩尔比为8：3。所述需要深度处理的污水、新生态二氧化锰和高锰酸钾的用量比为1L：10mg：10mg。
本实施例研究了深度处理前后，水体中抗生素抗性基因的基因丰度，具体的，深度处理前后的水体分别按照以下方法进行处理：采用0.22μm滤膜截留水体中的细菌和DNA，然后采用试剂盒提取过滤后的滤膜上的DNA，并且采用定量PCR检测样品中的抗性基因丰度，如图5所示。图5为深度处理前后，水体中各类抗性基因的基因丰度柱状图。其中，图5中的KMnO4+δ-MnO2对应的柱状图为实施例3去除抗生素抗性基因前后，水体中各类抗性基因的基因丰度柱状图。具体的，给出了磺胺类抗性基因(sulI、sulII)、四环素抗性基因(tetQ、tetO、tetW)、一类整合子(intI1)和细菌的16S rRNA在采用实施例3的去除方法前后的基因丰度柱状图。
从图5中KMnO4+δ-MnO2对应的柱状图可以看出，实施例3提供的去除方法对抗性基因的去除效率在2.46～4.23个数量级。具体的，磺胺类抗性基因sulI和sulII的去除效率分别为3.27个数量级和3.02个数量级；四环素抗性基因tetQ、tetO和tetW的去除效率分别为4.23个数量级、3.82个数量级和2.46个数量级；一类整合子intI1的去除效率为3.40个数量级；细菌的16S rRNA的去除效率为3.37个数量级。
比较例1
将1L的二沉池出水与高锰酸钾混合60min，所述混合后的溶液中，高锰酸钾的浓度为10mg/L，混合后的溶液用中速定性滤纸(孔径20～30μm)过滤后，得到净化后的水体。
本比较例研究了深度处理前后，水体中抗生素抗性基因的基因丰度，具体的，深度处理前后的水体分别按照以下方法进行处理：采用0.22μm滤膜截留水体中的细菌和DNA，然后采用试剂盒提取过滤后的滤膜上的DNA，并且采用定量PCR检测样品中的抗性基因丰度，如图5所示。其中，图5中的KMnO4对应的柱状图为比较例1去除抗生素抗性基因前后，水体中各类抗性基因的基因丰度柱状图。具体的，给出了磺胺类抗性基因(sulI、sulII)、四环素抗性基因(tetQ、tetO、tetW)、一类整合子(intI1)和细菌的16S rRNA在采用比较例1的去除方法前后的基因丰度柱状图。
从图5中KMnO4对应的柱状图可以看出，比较例1提供的去除方法对抗性基因的去除效率在0.13～0.28个数量级。具体的，磺胺类抗性基因sulI和sulII的去除效率分别为0.20个数量级和0.13个数量级；四环素抗性基因tetQ、tetO和tetW的去除效率分别为0.21个数量级、0.28个数量级和0.18个数量级；一类整合子intI1的去除效率为0.16个数量级；细菌的16S rRNA的去除效率为0.17个数量级。
比较例2
将1L的二沉池出水均分为体积相等的两部分，一部分水体与0.2mol/L的高锰酸钾水溶液混合，得到第一混合液；另一部分水体与0.2mol/L的硫代硫酸钠水溶液混合，得到第二混合液；分别对第一混合液和第二混合液进行快速搅拌，所述第一混合液快速搅拌的速度为600rpm，所述第二混合液快速搅拌的速度为600rpm，然后将快速搅拌的两种混合液在25℃下进行对混，反应不超过1min，溶液由紫红色变为棕黄色时，得到含有新生态二氧化锰的产物溶液，混合60min后的溶液用中速定性滤纸(孔径20～30μm)后，得到净化后的水体。
本比较例研究了深度处理前后，水体中抗生素抗性基因的基因丰度，具体的，深度处理前后的水体分别按照以下方法进行处理：采用0.22μm滤膜截留水体中的细菌和DNA，然后采用试剂盒提取过滤后的滤膜上的DNA，并且采用定量PCR检测样品中的抗性基因丰度，如图5所示。其中，图5中的δ-MnO2对应的柱状图为比较例2去除抗生素抗性基因前后，水体中各类抗性基因的基因丰度柱状图。具体的，给出了磺胺类抗性基因(sulI、sulII)、四环素抗性基因(tetQ、tetO、tetW)、一类整合子(intI1)和细菌的16S rRNA在采用比较例2的去除方法前后的基因丰度柱状图。
从图5中δ-MnO2对应的柱状图可以看出，比较例2提供的去除方法对抗性基因的去除效率在0.64～1.2个数量级。具体的，磺胺类抗性基因sulI和sulII的去除效率分别为1.2个数量级和0.64个数量级；四环素抗性基因tetQ、tetO和tetW的去除效率分别为1.14个数量级、0.94个数量级和0.97个数量级；一类整合子intI1的去除效率为0.94个数量级；细菌的16S rRNA的去除效率为0.79个数量级。
比较例3
在1L的二沉池出水中依次加入α-MnO2和高锰酸钾混合60min，所述混合后的溶液中，高锰酸钾的浓度为10mg/L，α-MnO2的浓度为10mg/L，混合后的溶液用中速定性滤纸(孔径20～30μm)后，得到净化后的水体。
本比较例研究了深度处理前后，水体中抗生素抗性基因的基因丰度，具体的，深度处理前后的水体分别按照以下方法进行处理：采用0.22μm滤膜截留水体中的细菌和DNA，然后采用试剂盒提取过滤后的滤膜上的DNA，并且采用定量PCR检测样品中的抗性基因丰度，如图5所示。其中，图5中的KMnO4+α-MnO2对应的柱状图为比较例3去除抗生素抗性基因前后，水体中各类抗性基因的基因丰度柱状图。具体的，给出了磺胺类抗性基因(sulI、sulII)、四环素抗性基因(tetQ、tetO、tetW)、一类整合子(intI1)和细菌的16S rRNA在采用比较例2的去除方法前后的基因丰度柱状图。
从图5中KMnO4+α-MnO2对应的柱状图可以看出，比较例3提供的去除方法对抗性基因的去除效率在0.71～0.99个数量级。具体的，磺胺类抗性基因sulI和sulII的去除效率分别为0.96个数量级和0.99个数量级；四环素抗性基因tetQ、tetO和tetW的去除效率分别为0.84个数量级、0.71个数量级和0.89个数量级；一类整合子intI1的去除效率为0.35个数量级；细菌的16S rRNA的去除效率为0.34个数量级。
通过上述实施例和比较例可以看出，单独的高锰酸钾和新生态二氧化锰对于实际水体中抗生素抗性基因的去除效果均很弱，均小于1个数量级。而本发明高锰酸钾协同新生态二氧化锰的体系(KMnO4+δ-MnO2)对于抗性基因的去除效果则显著提升到2.46～4.23个数量级。并且我们也采用市售的α-MnO2作为对照，发现市售的α-MnO2复合高锰酸钾的体系也并不能有效去除实际水体中的抗生素抗性基因。从而也印证了新生态二氧化锰独特的性质在此协同体系中的重要作用。
对所公开的实施例的上述说明，使本领域专业技术人员能够实现或使用本发明。对这些实施例的多种修改对本领域的专业技术人员来说将是显而易见的，本文中所定义的一般原理可以在不脱离本发明的精神或范围的情况下，在其它实施例中实现。因此，本发明将不会被限制于本文所示的这些实施例，而是要符合与本文所公开的原理和新颖特点相一致的最宽的范围。

Claims (10)

1.一种污水中抗性基因深度处理方法，包括以下步骤：
将需要深度处理的污水、新生态二氧化锰和高锰酸钾混合，经沉降或过滤后，得到净化后的水体。
2.根据权利要求1所述的污水中抗性基因深度处理方法，其特征在于，将需要深度处理的污水、新生态二氧化锰和高锰酸钾混合具体为：
将含有高锰酸钾溶液的混合污水液与含有硫代硫酸钠溶液的混合污水液混合，反应后得到含有新生态二氧化锰的产物溶液，将所述产物溶液与高锰酸钾混合；
所述含有高锰酸钾溶液的混合污水液包括所述需要深度处理的污水的一部分与高锰酸钾溶液；
所述含有硫代硫酸钠溶液的混合污水液包括所述需要深度处理的污水的另一部分与硫代硫酸钠溶液。
3.根据权利要求2所述的污水中抗性基因深度处理方法，其特征在于，所述高锰酸钾溶液的浓度为0.1～0.5mol/L。
4.根据权利要求2所述的污水中抗性基因深度处理方法，其特征在于，所述硫代硫酸钠溶液的浓度为0.1～0.5mol/L。
5.根据权利要求2所述的污水中抗性基因深度处理方法，其特征在于，所述高锰酸钾溶液中的高锰酸钾与硫代硫酸钠溶液中的硫代硫酸钠的摩尔比为5～8：2～3。
6.根据权利要求2所述的污水中抗性基因深度处理方法，其特征在于，所述需要深度处理的污水的一部分与需要深度处理的污水的另一部分的体积相同。
7.根据权利要求2所述的污水中抗性基因深度处理方法，其特征在于，将含有高锰酸钾溶液的混合污水液与含有硫代硫酸钠溶液的混合污水液混合具体为：
将含有高锰酸钾溶液的混合污水液与含有硫代硫酸钠溶液的混合污水液在快速搅拌的条件下混合。
8.根据权利要求7所述的污水中抗性基因深度处理方法，其特征在于，所述含有高锰酸钾溶液的混合污水液快速搅拌的速度为600～800rpm；所述含有硫代硫酸钠溶液的混合污水液快速搅拌的速度为600～800rpm。
9.根据权利要求2所述的污水中抗性基因深度处理方法，其特征在于，所述产物溶液与高锰酸钾混合的温度为20～30℃，所述产物溶液与高锰酸钾混合的时间为15～90min。
10.根据权利要求1所述的污水中抗性基因深度处理方法，其特征在于，所述需要深度处理的污水、新生态二氧化锰和高锰酸钾的用量比为1L：10～40mg：10～20mg。
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