抗生素是一类对微生物具有抑制或杀灭作用的化学物质，其主要来源是生物合成(发酵)，少数利用化学合成或半合成制得。抗生素作为饲料添加剂能够降低动物患病率、促进动物生长、提高饲料转化率，被广泛应用于畜禽养殖产业^[1]。随着我国畜禽养殖业的集约化发展，畜禽抗生素的使用量也日益增加，不可避免地出现了抗生素的泛用和滥用。2013年我国抗生素的使用量达到了16.2万t，其中约52%的抗生素用于畜禽养殖业^[2]。为有效遏制动物源细菌耐药、整治兽药残留超标，全面提升畜禽绿色健康养殖水平，农业农村部制定了一系列兽用抗菌药减量化政策。即便如此，我国近几年的兽用抗生素使用量也达到了约3万t/年^[3]。畜禽养殖业中抗生素的过量使用造成了畜禽粪便中抗生素残留，诱导抗生素抗性菌(antibiotic resistant bacteria，ARB)和抗生素抗性基因(antibiotic resistance genes，ARGs)的产生。ARGs在环境中的扩散和传播，使病原菌获得耐药性，对生态环境和人类健康造成威胁^[4]。联合国世界卫生组织(WHO)已将ARGs列为新型三大污染问题之一^[5]。如何有效消减畜禽粪便中的ARGs，已成为保障畜禽养殖业健康发展、保护人民生命安全亟需解决的问题。

鉴于此，本文在总结了近年研究基础上，综述了畜禽粪便中ARGs的种类、分布和影响因素，以及ARGs消减技术的研究进展，旨在为进一步开展畜禽粪便中ARGs的相关研究提供一定思路，对控制ARGs水平、解决ARGs污染问题提供科学依据和建议。

1 ARGs在畜禽养殖环境中的产生、传播及危害

畜禽养殖环境中ARGs的产生和主要传播途径如图 1所示。抗生素在规模化畜禽养殖业中的滥用，主要通过如下2种方式诱导微生物产生ARGs：(1) 过量抗生素在畜禽胃肠道内诱导出大量携带ARGs的微生物，随排泄物进入环境中^[6‒7]；(2) 畜禽体内约30%‒90%的抗生素不能被完全吸收，以原样或代谢物的形式通过排泄物排出体外，对环境中的微生物产生选择性压力，进而选择和诱导微生物产生ARGs^[7‒8]。作为世界上最大的畜禽生产国之一，我国每年生产和排放的畜禽粪便超过20亿t^[9]，增加了环境中ARGs的产生和传播风险。

畜禽粪便是传统农业中常用的有机肥料^[10‒11]，ARGs可随粪肥应用和养殖废水排放进入土壤、地下水等自然环境，破坏生态环境^[12‒13]。ARGs还能进一步随食物链富集和转移进入人体，从而对人类健康构成潜在威胁^[13‒14]。此外，ARGs可以通过垂直基因转移(vertical gene transfer，VGT)和水平基因转移(horizontal gene transfer，HGT) 2种方式在微生物间传播^[15]。其中，VGT主要是指ARGs以细胞分裂为主，在亲代间通过宿主菌的自我繁殖进行传递。HGT是ARGs借助基因遗传元件(mobile genetic elements，MGEs)，作为重要媒介在不同微生物(包括同一物种的不同个体和不同物种的不同个体)之间转移，也是ARGs获得和传播的主要途径^[16]。如图 1所示，ARGs水平基因转移的分子传播机制主要有接合、转导和转化3种方式。通过HGT，ARGs不仅可以使某些病原微生物产生耐药性，还能够使ARB逐步发展成多重耐药性细菌，导致大量药物失去治疗作用。由此可知，相比抗生素的残留，畜禽粪便中ARGs的产生、迁移和转化更具有危险性。因此，亟需探究畜禽粪便中ARGs的分布特征以及影响因素，开发经济高效的ARGs消减技术。

2 畜禽粪便中ARGs的种类和分布

畜禽养殖业中常见的抗生素种类及作用如表 1所示。其中，四环素类、磺胺类、喹诺酮类、大环内酯类是主要的抗生素类型，针对痢疾、伤寒、呼吸道感染、经常性腹泻等疾病具有一定疗效。不同的抗生素种类也会诱导产生不同的ARGs (表 1)^[17‒18]。Li等^[25]考察了包括水、土壤、沉积物、污泥、生物膜和粪便等在内的10种典型环境中50个样本的ARGs广谱分布规律，调查结果表明，畜禽粪便中ARGs含量比沉积物、土壤、河水、饮用水中ARGs含量高1‒3个数量级，其中检出比例高于10^‒3的ARGs高达15种，进一步证实了畜禽粪便是ARGs的主要储蓄池。对我国不同地区规模化养猪场的猪粪管理全过程(粪便、粪便堆肥产品以及接受粪肥的土壤环境)进行样品采集和检测分析，共检测出46种四环素类抗性基因、5种磺胺类抗性基因、51种大环内酯-林可酰胺-链球菌素抗性基因、55种β-内酰胺类抗性基因和35种氨基糖苷类抗性基因等上百种ARGs^[26]。随着科学的不断进步，新型抗生素的应用也会诱导新型ARB和ARGs的产生，在未来ARGs消减工艺的研发中，应根据抗生素的使用种类，充分考虑可能存在的各种ARGs，以评估ARGs消减工艺的有效性。

本文综述了我国几个规模化畜禽养殖场中粪便ARGs的分布情况，如表 2所示。畜禽粪便中常见抗生素的ARGs主要以四环素类、大环内酯类、喹诺酮类、磺胺类为主^[21]。由于不同畜禽种类(主要包括猪、鸡、牛)的生理生活特性、工人养殖习惯不同，导致抗生素种类及用量不同，使畜禽粪便中ARGs多样性和丰度也存在着显著差异^[31]。Qian等^[19]从12个规模化养殖场采集了猪、鸡、牛等3种畜禽粪便，对其中ARGs种类和丰度进行了考察，在猪、鸡、牛3种畜禽粪便中检测到一百余种ARGs，而且鸡粪和猪粪的ARGs丰度和多样性高于牛粪。同样，Mu等^[21]调查了我国北方多个畜禽养殖场畜禽粪便中ARGs的种类和丰度，发现不同畜禽粪便中ARGs含量的总体趋势为鸡粪 > 猪粪 > 牛粪。分析认为，相比于牛肉，我国生产生活对鸡肉和猪肉的需求量较高，家禽和生猪的养殖密度也较高，这使得在家禽和生猪养殖过程中抗生素的残留量也远高于生牛养殖^[32]，诱导产生了更多的ARGs。不同养殖场的同种类畜禽粪便中ARGs的种类和丰度也存在一定差异^[33]，这可能与喂养方式、抗生素使用、畜禽年龄和体型差异等有关。可见，我国畜禽粪便中ARGs的分布并无明显规律，ARGs的分布受多种因素共同影响，既包括畜禽养殖种类、抗生素使用等人为原因，也包括地理位置、气候条件等自然原因。

3 畜禽粪便中ARGs分布的影响因素

如上所述，不同地区不同种类畜禽粪便中ARGs的种类和丰度存在一定差异。影响畜禽粪便中ARGs分布的原因主要可以分为人为原因和自然原因两类。

3.1 人为原因 3.1.1 畜禽管理和养殖模式

研究发现，猪粪和鸡粪中ARGs含量明显高于牛粪中ARGs含量，其传播风险也较高^[29]。一方面，不同用途畜禽、不同饲养阶段动物所使用的抗生素种类与剂量也有所不同，进而导致诱导产生的ARGs也存在明显差异；另一方面，养殖方式和养殖规模也是影响畜禽粪便中ARGs分布的重要因素之一。相比于种牛和肉牛养殖，生猪和家禽的养殖更易采用圈养方式，圈养模式下动物流动性较差、粪便经常性堆积，封闭式环境也不利于畜禽粪便中抗生素的降解，从而形成抗生素和ARGs的积累，这也是导致其粪便中ARGs含量较高的原因之一^[34]。邹威等^[28]考察了华北地区(河北省和天津市)不同规模畜禽养殖场粪便中ARGs分布规律，研究发现，养殖规模显著影响了猪粪中ARGs含量(中型 > 大型 > 小型)，但不同规模养鸡场粪便中ARGs的含量无显著性差异。上述研究表明，畜禽粪便中ARGs的分布受养殖类型和养殖规模等多方面因素共同影响。

3.1.2 畜禽养殖场与周边环境的互相作用

畜禽养殖场周边环境也会影响畜禽粪便中ARGs的分布和传播。例如，当规模化畜禽养殖场与制药厂、化工厂等工业区相邻时，制药废水废渣和化工废水与养殖场废弃物将共同作用于周边环境，同时，来自制药厂废弃物中的ARGs和化工废水中的重金属离子可以通过协同作用影响畜禽粪便中ARGs的水平基因转移和垂直基因转移^{[31, 35]}。

3.2 自然原因

地势、气候条件等影响因素使不同地区畜禽粪便中ARGs的分布情况存在较大差异。研究发现，在我国北方畜禽养殖场粪便中检测出的喹诺酮类抗性基因和磺胺类抗性基因要高于南方养殖场的畜禽粪便^{[21, 23]}。畜禽粪便中ARGs的丰度也会随季节性变化(降雨强度和温度差异等)而改变。Wang等^[36]研究发现，猪粪中四环素类ARGs和磺胺类ARGs在冬季的检出频率和相对丰度均高于夏季。此外，自然环境中的有机物、氮、磷、氧浓度，以及水分含量和pH值等也会影响ARGs的丰度^{[6, 37‒38]}。如总氮和总磷浓度与粪便中编码核糖体保护蛋白的四环素抗性基因含量有显著相关性^[36]。

综上所述，影响畜禽粪便中ARGs分布的因素十分复杂，可能是人为因素与自然因素的共同作用，抗生素含量、微生物群落结构、重金属含量以及其他环境因素都会影响ARGs的分布。正因如此，全面分析畜禽粪便中ARGs的分布及影响因素，有针对性地开发ARGs消减工艺，对营造健康的畜禽养殖环境、促进畜禽养殖业可持续发展具有重要意义。

4 畜禽粪便中ARGs消减技术的研究进展

目前，已开发出多种畜禽粪便处理工艺，其中，生物处理工艺因具有可回收资源、能耗少、操作简单、运行成本低等优点而被广泛应用，以实现畜禽粪便的资源化和减量化。在此基础上，本文总结了畜禽粪便ARGs的消减技术及研究进展。常用的生物处理技术主要包括好氧堆肥和厌氧消化技术，对畜禽粪便中的ARGs均具有一定的消减效果，可保障畜禽养殖业的可持续发展^[39‒40]。

4.1 好氧堆肥及其强化工艺 4.1.1 好氧堆肥

好氧堆肥是畜禽粪便稳定化、无害化、资源化的主要途径之一^[41]，也是一种重要的ARGs消减手段^[42]，同时，堆肥温度是影响好氧堆肥ARGs消减效能的主要因素^[43]。郑宁国等^[44]研究发现，高温堆肥对猪粪中qnrS、ermC、blaTEM和blaSHV的消减效率达到了98%以上，对ermA和ermB的消减效率超过80%，对qnrA和blaCTX的消减效率也能达到60%左右，然而堆肥后ermF的含量却增加了28.7%，这说明高温堆肥对不同种类ARGs的消减效果也有较大差异。Selvam等^[45]的研究也表明，低温和高温堆肥对猪粪中大部分四环素类、磺胺类以及氟喹诺酮类ARGs均有一定的消减效果。Qian等^[46]的研究进一步表明，连续高温堆肥工艺对ARGs的消减效能，显著优于常规的高温和中温堆肥，这说明堆肥工艺的运行参数和运行方式也会影响其对ARGs的消减效果。

在好氧堆肥过程中，高温期和腐熟期对降低ARGs丰度起主要作用，具体机制可以归纳为以下4点：(1) 堆肥过程中产生的高温可以破坏抗生素结构，削弱抗生素对ARGs形成的选择性压力^[47]；(2) 大多数ARGs的宿主菌和ARB不耐受高温，在堆肥过程中被灭活，降低了ARGs含量^[48]；(3) 高温导致细胞自溶、蛋白质和核酸降解，迅速破坏ARGs；(4) 高温降低了整合子和转座子等移动遗传元件的丰度，减少细菌间的接触和转导，抑制ARGs的水平基因转移^[48‒49]。好氧堆肥虽然在一定程度上降低了ARGs的丰度，但不能完全消减ARGs，且对于某些特定的ARGs消减效果较差，需进一步强化好氧堆肥的ARGs消减效能。

4.1.2 微生物菌剂强化好氧堆肥ARGs消减效能

单一的好氧堆肥工艺存在温室气体排放量高、氮损失率高以及某些ARGs消减效率低等问题^{[44, 50‒51]}。微生物菌剂能够重复使用，可以根据污染物特性灵活调整微生物菌剂的复配比例，从而实现多种污染物的同步去除。因此，投加微生物菌剂被认为是一种经济高效的强化措施。已有研究表明，在堆肥过程中添加微生物菌剂可以减少氮流失、提高堆肥效能和ARGs消减效率^[52]。Liu等^[52]发现，黄孢原毛平革菌、黑曲霉、地衣芽孢杆菌的复配混合菌剂可以有效降低猪粪堆肥过程中ARGs的相对丰度。Guo等^[53]考察了巨大芽孢杆菌对鸡粪堆肥系统ARGs消减效能的影响，结果表明，在添加5%的巨大芽孢杆菌条件下，ARGs和MGEs (主要为Tn916/1545)的消减效率分别提高了64.6%和67.9%。Li等^[54]向猪粪堆肥系统中添加复合微生物菌剂(枯草芽孢杆菌: 地衣芽孢杆菌: 巨大芽孢杆菌: 酵母菌=1:1:1:2)，使tetH、tetL、tetM、tetO、tetQ、tetW、ermB、ermQ、blaCTX、blaTEM等多个ARGs和MGEs(Tn916)的消减效率得到了明显提升，提升率为3.7%–23.8%。分析认为，添加微生物菌剂可以改变微生物群落结构，提高ARGs消减效率，同时也降低了抗生素对ARGs的选择性诱导^{[27, 53‒54]}。在实际应用中，应根据不同粪便中的抗生素和ARGs种类选择适当的微生物菌剂类型以及复配比例。

4.1.3 添加剂强化好氧堆肥ARGs消减效能

在好氧堆肥过程中添加调理剂、膨胀剂、营养调节剂等添加剂能够缩短堆肥进程、提高堆肥产物的腐殖化程度和ARGs的消减效能^[55‒58]。目前常用的添加剂有生物炭、木屑、稻壳、煤灰渣等具有表面多孔结构的物质，具有一定吸附作用，能够降低重金属的生物可利用性和迁移率，降低ARGs含量^[57‒59]。Cui等^[58]发现，蘑菇生物炭可以显著强化好氧堆肥ARGs的消减效率，但是稻草生物炭添加却产生了截然相反的效果。Li等^[60]研究发现，10%竹炭能够降低鸡粪堆肥中ARGs的丰度，其中tetC、tetG、tetW、tetX、sul2、drfA1、drfA7、ermB、ermF、ermQ和ermX丰度下降了21.6%‒99.5%，但sul1的丰度稍有增加。分析认为，生物炭的添加改变了包括携带ARGs的致病菌在内的多种微生物的丰度，进而影响了堆肥系统的ARGs消减效能^{[58, 60]}。Wang等^[61]利用纳米零价铁(nZVI)作为添加剂强化猪粪堆肥效能，结果表明，当添加100 mg/L的nZVI时，ARGs (包括sul1、sul2、dfrA7、ermF和ermX)的相对丰度下降了33.26%‒99.31%，MGEs中intI2和Tn916/1545的相对丰度分别下降了95.59%和97.65%。这是因为nZVI具有杀菌特性，能够破坏ARGs和MGEs宿主菌的细胞结构进而使宿主菌死亡，但是nZVI浓度过高可能促使HGT的发生，因此需要添加适宜浓度的nZVI^[61]。Awasthi等^[62]考察了不同剂量粘土添加剂对畜禽粪便堆肥过程中ARGs的影响，研究发现，高剂量粘土添加剂在降低ARGs方面起着重要作用。分析认为，粘土中含有蒙脱石和高岭石的带电分子，能与金属离子形成复合物，降低有毒金属的生物可利用度，抑制ARGs的扩散，而且高浓度粘土的添加还会加速堆肥过程中有机物的活性矿化，降低抗生素浓度，进而降低了ARGs的相对丰度。

由上述分析可知，好氧堆肥及其强化工艺可有效消减畜禽粪便中的ARGs，但消减效能还有望进一步提高，ARGs的消减机制也有待进一步揭示，堆肥产物在农业应用中的环境风险，还需进一步评估。

4.2 厌氧消化及其强化工艺 4.2.1 厌氧消化

厌氧消化工艺能够在降解有机污染物的同时回收可再生能源甲烷，具有处理成本低、能耗低、效率高等优势^[63]，广泛应用于畜禽粪便的处理。近期研究表明，厌氧消化工艺对ARGs也有一定的消减作用^[64]。Sun等^[65]考察了3种温度(20、35和55 ℃)条件下厌氧消化系统对牛粪中ARGs的消减效果，研究发现，高温条件下厌氧消化系统能够消减80%的ARGs，而中低温条件下仅对50%的ARGs有明显的消减效果。同样，Zou等^[66]也证实了相比于35 ℃，55 ℃条件下厌氧消化系统对粪便中ARGs的消减效率更高。然而，也有研究呈现相反结果，如Sun等^[67]发现中温牛粪厌氧消化的ARGs消减效果稍高于高温厌氧消化，但对MGEs消减效果却低于高温系统。Huang等^[68]发现温度并未显著影响猪粪厌氧消化系统ARGs的消减效能。温度对厌氧消化系统ARGs消减效能影响的不一致性，可能与微生物丰度、组成(微生物群落变化)以及MGEs和HGT有关^{[65, 68]}。此外，Chen等^[69]的研究发现，厌氧消化对猪粪中红霉素抗性基因和四环素抗性基因的消减没有明显效果。而Tien等^[70]发现，牛粪中的ARGs (如sul1、ermF、ermB、blaoxa-20、aadA)浓度在厌氧消化后呈现升高趋势。这可能与厌氧消化系统对ARGs宿主菌的灭活效能有关。

由此可见，单一的厌氧消化工艺对ARGs的消减效果有限，无法有效控制质粒、整合子等MGEs的传播和扩散^{[67, 71]}。因此，优化厌氧消化系统的运行效能，强化其对ARGs的消减效率，深入研究ARGs和MGEs在厌氧消化过程中的消减机制，将丰富和发展厌氧消化理论，并为畜禽粪污的能源化资源化处理提供技术支撑。

4.2.2 预处理强化厌氧消化ARGs消减效能

碱水解、热水解、超声等预处理方式不仅可以通过破壁、溶胞作用，释放细胞内有机物，提高厌氧消化效能，还可以进一步降低ARGs丰度^[72‒75]。Lin等^[76]发现酸预处理能够强化猪粪中磺胺类ARGs的消减效率。一方面，酸预处理有利于磺胺类抗生素的降解，抑制磺胺类ARB的生长和intI1整合子的积累；另一方面，酸性条件有利于磺胺类抗生素降解菌(厚壁菌门)的富集，并影响ARGs宿主菌的生长。在上述因素的共同作用下，酸性预处理显著降低了猪粪中磺胺类ARGs的丰度，为进一步提高其厌氧消化效能奠定了基础。巴氏杀菌(67 ℃，1 h)预处理对畜禽粪便厌氧消化系统中sul1和sul2的消减也有一定的促进，其消减效率分别提高了5%和10%^[77]。但巴氏杀菌预处理对ARGs的强化消减机制仍有待深入研究。近年来，游离亚硝酸(free nitrous acid，FNA)预处理已被认为是一种经济高效的预处理技术，用于强化剩余污泥厌氧消化产甲烷效能^[78‒79]。同时，游离亚硝酸作为一种杀菌剂，对病原菌的灭活十分有效^[78‒79]，能够有效灭活ARB和ARGs、MGEs的潜在宿主菌。最近的研究表明，FNA预处理对胞外聚合物、磺胺甲恶唑等大分子化合物具有破坏作用^[80‒81]，说明FNA预处理可以降低抗生素浓度，进而减小ARGs的选择性压力。此外，低水平的FNA可以改变细胞内粒子，抑制ARGs的共轭转移^[82]。上述研究表明，FNA预处理在一定程度上能够提高畜禽粪便厌氧消化产甲烷效能，同时显著降低ARB水平以及ARGs和MGEs丰度，MGEs丰度的降低也为控制ARGs的传播提供了保障。因此，有望利用游离亚硝酸预处理技术提高畜禽粪便厌氧消化工艺ARGs的消减效能，但是系统运行的最佳运行参数和ARGs的强化消减机制还需进一步研究。

4.2.3 添加剂强化厌氧消化ARGs消减效能

与好氧堆肥相似，添加剂同样可以强化厌氧消化系统的发酵效能和ARGs消减效率^[83]。厌氧消化系统中常用的添加剂主要有煤气化渣(GS)^[83]、nZVI^[84]和活性炭^[85]等。其中，GS具有高度发达的孔隙结构，可以提供足够的位点容纳微生物以降低其移动性，微生物迁移率的降低有效减少ARGs的HGT，从而降低了ARGs的传播机会，而且GS的添加能够抑制MGEs和ARGs潜在宿主菌的活性^{[83, 86]}。研究表明，在添加10 g/L GS的厌氧消化系统中，dfrA7、sul2、tetW、ermF和ermQ的消减效率约为24.81%‒90.48%，MGEs (ISCR1)的消减效率更是高达95.4%^[83]。Ma等^[84]的研究发现，nZVI的添加可以通过灭活ARGs宿主菌，有效提高厌氧消化的ARGs和MGEs (Tn916/1545)消减效能，这与nZVI强化好氧堆肥ARGs消减效能的机制类似。Zhang等^[87]对比了DNA酶、天然沸石、零价铁3种添加剂对高温厌氧消化运行效能的影响，研究表明，零价铁和天然沸石都能强化厌氧消化系统ARGs的消减效率，提高率分别为33.3%和138.5%，但DNA酶却抑制了厌氧消化系统ARGs的消减效能。该研究认为添加剂引起的微生物群落改变和重金属抗性基因水平是影响ARGs变化的主要因素。Zhang等^[88]考察了磁铁矿对猪粪厌氧消化过程ARGs变化规律的影响，发现磁铁矿主要影响厌氧消化中期的ARGs丰度，但对厌氧消化终产物ARGs丰度的影响并不显著。因此，在厌氧消化系统的实际运行中，应根据消化效能和目标ARGs消减效果选择合适的添加剂和浓度。

4.2.4 厌氧共消化

畜禽粪便中氨氮含量较高，在一定程度上限制了厌氧消化系统的发酵效能^[86]。因此，在畜禽粪便厌氧消化系统中引入碳氮比较高、易降解的共消化底物可以缓解厌氧消化系统营养失衡问题，通过影响微生物群落结构，提高发酵效能和ARGs消减效率^[89‒90]。Song等^[91]探讨了猪粪与小麦秸秆在不同质量比条件下厌氧消化系统中ARGs含量和微生物群落结构，研究发现在粪便与小麦稻草的质量比为7:3时，系统中ARGs丰度和MGEs (intI1)丰度最低。Zhang等^[90]发现厌氧共消化系统有效降低了中药残留物和猪粪中的ARGs (ermF、qnrA、tetW等)和MGEs (sintI1、intI2、Tn916/1545、ISCR1等)含量。上述研究均证明了微生物群落变化是影响厌氧消化系统ARGs水平的主要因素，主要通过降低ARGs宿主菌水平实现ARGs丰度的降低。但是，厌氧共消化底物的配比要根据实际情况调整。

综上所述，单一好氧堆肥或厌氧消化处理工艺对畜禽粪便中ARGs的消减效果不佳，可以通过投加添加剂、预处理粪便等方法强化其ARGs的消减效能，但不可避免地增加了工艺流程和运行难度、基建投资以及运行成本。在畜禽粪便的工程处理中，应综合抗生素的投加种类、ARGs类型等多种因素，选择适宜的处理工艺。

5 结论与展望

兽用抗生素的长期使用导致畜禽养殖环境中ARGs污染日益严重，破坏生态环境、威胁人类健康。研究发现，畜禽粪便是畜禽环境中ARGs的主要来源，粪便中ARGs分布与养殖模式、养殖场地理位置、气候条件、废物处置方式等多方面因素有关。有效消减畜禽粪便中ARGs含量是控制ARGs污染和传播风险的关键。好氧堆肥和厌氧消化等处理技术可以降低畜禽粪便中ARGs的含量，但不同处理工艺对ARGs的消减效果也不同。畜禽粪便处理系统仍然面临如何在保障其堆肥/消化效能的前提下高效消减ARGs的问题。因此，建议今后重点从以下几个方面开展研究：

(1) 系统分析畜禽粪便中ARGs的分布规律和在农业环境中的传播途径，降低抗生素的残留量、灭活ARGs潜在宿主菌，有效阻止ARGs的传播与扩散，以降低环境中多重耐药细菌的产生和迁移。

(2) 深入研究好氧堆肥/厌氧消化系统中ARGs的变化规律，结合ARB含量和抗生素迁移转化规律，分析ARGs的潜在宿主菌，阐明好氧堆肥/厌氧消化系统消减ARGs的微生物机制。

(3) 优化好氧堆肥/厌氧消化工艺的运行参数，强化其对畜禽粪便ARGs的消减效能；同时，开发经济、高效的ARGs消减技术，降低畜禽粪便的生物危害性，保障畜禽养殖业的健康发展。

(4) 基于生命周期评价方法，评估ARGs在环境中的迁移转化途径，在此基础上，提出和优化兽用抗生素的使用规范，加强对兽用抗生素使用的管控力度，致力于从源头降低抗生素相关污染的可能性。