淡水環(huán)境中抗生素抗性基因的來源、歸趨和風(fēng)險(xiǎn)

陳笑雪，王智源，管儀慶，陳求穩(wěn)，黃玉，嚴(yán)晗璐，杜云彬，劉小華，劉超

1. 河海大學(xué)水文水資源學(xué)院，南京 210098 2. 水利部/交通運(yùn)輸部/國家能源局南京水利科學(xué)研究院生態(tài)環(huán)境研究所，南京 210029

自20世紀(jì)40年代青霉素投入臨床使用以來，抗生素作為人類和動物體內(nèi)病原性目標(biāo)致病菌的致死藥物，被廣泛應(yīng)用于醫(yī)療臨床及畜禽和水產(chǎn)養(yǎng)殖。全球抗生素使用量近15年上升了65%[1]，我國抗生素生產(chǎn)量和使用量全球居首，年均使用量超過15萬t[2]。抗生素的產(chǎn)能過剩、過量使用以及抗生素廢水的處理與排放缺乏有效監(jiān)管，導(dǎo)致大量未被生物體充分吸收和代謝的抗生素隨城市尾水、養(yǎng)殖廢水等途徑直接或間接進(jìn)入河湖水生態(tài)系統(tǒng)，因此河湖水體中抗生素檢出率不斷上升[3]。抗生素的持久性環(huán)境殘留對環(huán)境微生物群落施加進(jìn)化選擇壓力，催生了具有多重耐藥基因的抗性細(xì)菌[4]。

抗生素抗性基因(antibiotic resistance genes, ARGs)兼具“可自我復(fù)制和傳播擴(kuò)散”的生物特性與“不易消亡和環(huán)境持久”的物化特征，可在不同細(xì)菌間橫向轉(zhuǎn)移甚至自我擴(kuò)增，導(dǎo)致微生物耐藥性快速擴(kuò)散，被認(rèn)定為一種新型環(huán)境污染物[5]。目前在養(yǎng)殖場廢水、污染處理廠、淡水地表水、飲用水、土壤、沉積物和空氣等不同環(huán)境介質(zhì)中檢測出的ARGs高達(dá)50余種[6]。耐藥菌株大量繁殖的后果是抗生素的治療效能逐漸降低甚至消失，最終導(dǎo)致無藥可醫(yī)。全球每年約70萬人死于耐藥性病原菌感染，淡水體中抗生素耐藥菌及ARGs的廣泛分布和快速傳播已成為全球性的環(huán)境健康熱點(diǎn)問題[7]。本文綜述了國內(nèi)外淡水環(huán)境中ARGs主要來源、分布特征、傳播擴(kuò)散途徑和風(fēng)險(xiǎn)形成機(jī)制的研究進(jìn)展，歸納了未來一段時(shí)期關(guān)于淡水環(huán)境中ARGs的研究熱點(diǎn)和趨勢，以期為ARGs環(huán)境與健康風(fēng)險(xiǎn)管控提供參考。

1 淡水環(huán)境中抗生素及抗性基因的主要來源(Main source of antibiotics and resistance genes in freshwater environment)

1.1 醫(yī)療及制藥廢水

醫(yī)療和制藥廢水中抗生素的殘留濃度較高，易誘導(dǎo)產(chǎn)生ARGs。人體通過口服或注射服用抗生素后，腸道內(nèi)會誘導(dǎo)產(chǎn)生耐藥菌株。這些耐藥菌株隨糞便排出體外進(jìn)入醫(yī)療廢水，大大增加了醫(yī)療廢水中耐藥抗性菌株和ARGs的檢出頻率。例如，我國河南省新鄉(xiāng)市3家醫(yī)院廢水中tetO絕對豐度高達(dá)(8.34±1.23)×107copies·mL-1[8]。ermB在北京海淀區(qū)某醫(yī)院醫(yī)療廢水中的相對豐度高達(dá)2.1×10-2copies·16S-rRNA-1[9]。國外醫(yī)療廢水中的ARGs豐度也處于較高水平。例如，羅馬尼亞的克魯日醫(yī)院廢水中磺胺類抗性基因sul1相對豐度為5.33×10-2～1.94×10-1copies·16S-rRNA-1，β-內(nèi)酰胺類抗性基因blaSHV的相對豐度為1.69×10-3～4.39×10-3copies·16S-rRNA-1[10]。ARGs的高檢出率和豐度水平表明醫(yī)院廢水是ARGs污染的主要來源。

醫(yī)療廢水中以四環(huán)素類、大環(huán)內(nèi)酯類、磺胺類、喹諾酮類和β-內(nèi)酰胺類抗性基因居多。中國北方醫(yī)院[8-9, 11]廢水中含有四環(huán)素類、大環(huán)內(nèi)酯類、磺胺類、喹諾酮類和β-內(nèi)酰胺類ARGs。荷蘭醫(yī)院廢水中以大環(huán)內(nèi)酯類(ermB、ermF)、四環(huán)素類(tetB、tetM)、喹諾酮類(qnrS)和β-內(nèi)酰胺類(blaOXA、blaSHV)抗性基因?yàn)橹鱗12]。美國密西根州[13]、新加坡[14]、越南[15]、瑞典[16]和印度中部[17]醫(yī)院廢水中檢出較高豐度的β-內(nèi)酰胺類抗性基因。

抗生素類藥品生產(chǎn)過程中排放廢水的抗生素殘留含量通常較高，選擇性誘導(dǎo)ARGs的幾率大大增加。中國東南部地區(qū)制藥廢水中檢測出ermB、ermC和qnrS等24種抗性基因，其中ermB含量高達(dá)(2.96±0.88)×108copies·mL-1，aac、aph次之，絕對豐度分別為(1.63±2.10)×107copies·mL-1和(2.22±2.72)×107copies·mL-1[18]。中國北方地區(qū)制藥廠廢水中檢測出的ARGs絕對豐度范圍為(1.46±0.34)×102～(1.78±0.51)×108copies·mL-1，其中最終排放廢水中intI1日負(fù)荷高達(dá)(7.74±0.92)×1016copies[19]。由此可見，制藥廢水中ARGs含量也處于較高水平，已成為水環(huán)境中ARGs的潛在儲存庫。

醫(yī)療和制藥廢水一般要經(jīng)過自帶的污水系統(tǒng)處理后才能排放到外界，但廢水處理后仍含有較高水平的ARGs。例如，我國遼寧省制藥廢水處理系統(tǒng)可以有效去除四環(huán)素類抗性細(xì)菌，但是會使磺胺類抗性細(xì)菌濃度上升(5.01×104CFU·mL-1)[20]；烏魯木齊醫(yī)院污水處理系統(tǒng)可去除0.86～1.81個(gè)數(shù)量級的細(xì)菌，但處理后的水中仍然含有濃度為1.01×108～1.39×108CFU·mL-1的抗生素抗性細(xì)菌(antibiotic resistance bacteria, ARBs)[21]。歐洲醫(yī)院自帶的污水處理系統(tǒng)僅能將ARGs的相對豐度降低1～3個(gè)數(shù)量級，而tetA、blaSHV和sul1只能略微去除[10]。由此可見，處理后的醫(yī)院和制藥廢水依然含有一定水平的ARGs，排入淡水環(huán)境中可能導(dǎo)致ARGs進(jìn)一步傳播擴(kuò)散。

1.2 污水處理廠尾水

污水處理廠尾水中微生物群落結(jié)構(gòu)復(fù)雜，殘留的抗生素處于亞抑菌濃度級別(指小于最低抑菌濃度的抗菌藥物濃度，可在不影響細(xì)菌生長的前提下對細(xì)菌耐藥性、致病性等生理學(xué)特性產(chǎn)生影響[22])，已成為ARGs在抗生素選擇性壓力下發(fā)生橫向轉(zhuǎn)移進(jìn)而傳播擴(kuò)散的理想場所，尾水中ARGs豐度水平通常處于較高水平。我國江西省北部某地區(qū)污水處理廠尾水中氨基糖苷類、β-內(nèi)酰胺類、磺胺類和四環(huán)素類等9種類型ARGs均有檢出，其中氨基糖苷類抗性基因相對豐度最高，平均豐度達(dá)到0.32 copies·16S-rRNA-1[23]。波蘭中部13個(gè)污水處理廠均檢出基因blaTEM，平均豐度為103～104copies·mL-1[24]。韓國大光州地區(qū)2個(gè)大型污水處理廠尾水中ARGs日負(fù)荷高達(dá)4.2×1018copies，其中一個(gè)污水處理廠尾水中磺胺類抗性基因和β-內(nèi)酰胺類抗性基因水平最高，日負(fù)荷分別為2.1×1018copies和1.5×1018copies[25]。

傳統(tǒng)污水處理工藝中沒有針對ARGs的去除流程，而膜反應(yīng)器、高級氧化等一些新型污水處理技術(shù)雖然對污水中的ARGs有一定的去除效果，但無法實(shí)現(xiàn)完全去除[24]。例如，氯消毒工藝可使ARGs減少2.98～3.24個(gè)數(shù)量級，紫外線照射使ARGs降低2.48～2.74個(gè)數(shù)量級[26]；膜生物反應(yīng)器可以使四環(huán)素抗性基因豐度(tetA、tetM和tetW)分別下降了0.88、3.47和2.51個(gè)數(shù)量級[27]。氯消毒、紫外照射和膜生物反應(yīng)器的去除機(jī)制主要基于ARGs從廢水向污泥、生物膜或沉積物的遷移，而不是從環(huán)境中清除[28]。高級氧化工藝和雙金屬系統(tǒng)可以有效滅活甚至殺死ARBs，達(dá)到真正意義上的環(huán)境清除，但氧化劑的去除效果容易受到廢水中腐殖質(zhì)、碳水化合物和脂肪酸等有機(jī)物的影響[29-30]。Fenton氧化技術(shù)對sul1、tetX、tetG和intI1的去除率可分別達(dá)到3.98、3.80、2.57和4.62個(gè)數(shù)量級；UV/H2O2氧化技術(shù)可使尾水中ARGs豐度減少2.8～3.5個(gè)數(shù)量級[31]。mFe/nCu雙金屬系統(tǒng)可以有效殺滅ARBs和ARGs，DNA去除效率高達(dá)57%，tetA、tetE、tetQ、ermB、sul2和intI1的DNA分別可以去除2.69、2.31、2.18、2.97、2.08和2.76個(gè)數(shù)量級[32]。

污水處理廠尾水中的ARGs排放到淡水環(huán)境后往往導(dǎo)致受納水體ARGs豐度大幅上升，污水處理廠尾水已成為淡水環(huán)境中ARGs的重要來源。我國四川地區(qū)污水處理廠上游檢出sul1 5.40×104copies·mL-1、intI1 4.03×105copies·mL-1以及其他基因(qnrS、tetX、blaTEM和ermB)102～103copies·mL-1，污水處理廠尾水入河后下游水體tetX、blaTEM、ermB和intI1的相對豐度分別高出1.46～3.51倍[33]；海河流域子牙河系某支流接受污水處理廠尾水后，四環(huán)素類抗性基因tetA絕對豐度由1.93×104copies·L-1增加到1.26×107copies·L-1，磺胺類抗性基因sul1和sul2的絕對豐度分別從2.85×106copies·L-1和9.18×107copies·L-1增加到1.59×106copies·L-1和8.40×106copies·L-1[34]。

1.3 養(yǎng)殖廢水

近年來獸用抗生素在養(yǎng)殖業(yè)廣泛使用，致使畜禽和漁業(yè)養(yǎng)殖廢水成為淡水環(huán)境中ARGs的重要儲存庫。我國北京和江西兩地的養(yǎng)殖廢水中檢出較高豐度的四環(huán)素類抗性基因(tetM、tetX)和大環(huán)內(nèi)酯類抗性基因(ermB、ermF和ermA)，絕對豐度分別為(6.91～24.3)×1010copies·mL-1和(7.16～14.5)×1010copies·mL-1[35]；西北地區(qū)最大的鱘魚養(yǎng)殖內(nèi)陸湖瀛湖中檢出8類共59種ARGs，養(yǎng)殖水域ARGs相對豐度為5.59×10-6～2.30×10-2copies·16S-rRNA-1，遠(yuǎn)高于上游非養(yǎng)殖型水域[36]；江蘇省12個(gè)畜牧場廢水中檢出5類22種ARGs，其中tetM、sul1、sul2和acrB檢出率為100%，tetG、tetW、tetC、ermB、aph、qnrD和acrA檢出率高于90%[37]。越南隆安蝦類養(yǎng)殖區(qū)分離菌株中sul1、sul2、qnrA和ermB檢出率分別達(dá)到94.1%、82.4%、88.2%和94.1%[38]。

養(yǎng)殖廢水中四環(huán)素類、磺胺類及喹諾酮類抗性基因檢出率最高，與該類抗生素在養(yǎng)殖業(yè)的大量使用密切相關(guān)[39]。我國珠三角鴨魚混養(yǎng)塘中磺胺類抗性基因(sul1和sul2)所占比例超過50%[40]；杭州灣河口的水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)磺胺類抗性基因sul1豐度最高，喹諾酮類抗性基因qnrS次之，相對豐度分別為9.97×10-3copies·16S-rRNA-1和1.94×10-2copies·16S-rRNA-1[41]。但是，養(yǎng)殖場的凈水設(shè)施并不能完全去除ARGs。我國武漢市養(yǎng)豬場廢水凈化后，ARGs豐度仍高達(dá)3.1×104～7.1×108copies·L-1，其中4%～57%持續(xù)存在于下游小溪和鄰近土壤中[42]；江蘇省金壇市養(yǎng)殖廢水處理后，總ARG的相對豐度降低了84%，厭氧消化、初級沉淀和人工濕地有助于去除ARGs，但次級沉淀則增加了ARGs總含量[43]。

1.4 源解析與通量估算

淡水環(huán)境中ARGs污染來源復(fù)雜(圖1)，準(zhǔn)確判斷ARGs的排放通量并解析其負(fù)荷來源，可以為遏制ARGs環(huán)境污染和規(guī)避生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)提供理論基礎(chǔ)。Duarte等[44]整合大量文獻(xiàn)中抗生素和ARGs數(shù)據(jù)，使用線性混合模型描述兩者整體關(guān)系，并根據(jù)不同抗生素特定的耐藥性選擇效應(yīng)校正濃度系數(shù)，建立了一個(gè)抗生素選擇潛力聚合風(fēng)險(xiǎn)度量模型，可根據(jù)抗生素壓力和環(huán)境隔室的類型預(yù)測ARGs的總體豐度變化。另一方面，ARGs的來源解析面臨許多挑戰(zhàn)，來自本地遺傳成分的干擾、其他污染物的選擇作用和ARGs調(diào)查的不全面都會使ARGs追蹤發(fā)生偏差[45]。crAssphage是一種最近發(fā)現(xiàn)的DNA噬菌體，已用于追蹤人類糞便ARGs污染對河流沉積物中ARGs的影響[46-47]，并證實(shí)河流沉積物中ARGs很大程度受到人類糞便污染程度的影響(50%～63.7%)[48-49]。Chen等[48]結(jié)合快速期望最大化的微生物源跟蹤方法(fast expectation-maximization microbial source tracking, FEAST)與線性判別效應(yīng)分析方法(linear discriminant analysis effect size method, LEfSe)，基于高通量測序的宏基因組和crAssphage噬菌體分析，建立了淡水環(huán)境中ARGs來源解析方法，發(fā)現(xiàn)白洋淀80%以上的ARGs負(fù)荷來自府河。Chen等[49]使用微生物來源分析工具SourceTracker和crAssphage噬菌體，結(jié)合ARGs和微生物分類的宏基因組特征，系統(tǒng)厘清了ARGs的源匯關(guān)系，量化了不同污染來源對河流沉積物中ARGs的潛在貢獻(xiàn)，證實(shí)了污水處理廠尾水貢獻(xiàn)了河流沉積物中81.6%～92.1%的ARGs和49.3%～68.1%的微生物。總體而言，宏基因組學(xué)是構(gòu)建ARGs源追蹤方法框架的核心，對ARGs源解析具有深遠(yuǎn)意義[45]。

圖1 淡水環(huán)境中抗生素抗性基因(ARGs)的賦存特征、主要源通量與源解析方法Fig. 1 Occurrence characteristics, main source fluxes and source analysis methods of antibiotic resistance genes (ARGs) in freshwater environment

2 淡水環(huán)境中抗生素抗性基因多介質(zhì)分布和歸趨特征(Multimedia distribution and fate characteristics of antibiotic resistance genes in freshwater environment)

近年來ARGs在淡水不同環(huán)境介質(zhì)中被廣泛檢出(圖2)，檢出率最高的是四環(huán)素類抗性基因和磺胺類抗性基因。國內(nèi)外典型河流和湖泊的ARGs豐度水平如表1和表2所示。我國北江河中磺胺類ARGs含量最高的是sul1和sul2(平均值分別為1.41×10-2copies·16S-rRNA-1和1.58×10-3copies·16S-rRNA-1)，四環(huán)素類ARGs中tetC的相對豐度最高(8.30×10-2～13.20 copies·16S-rRNA-1)[50]。我國海河流域中磺胺類抗性基因sul1是優(yōu)勢ARGs，豐度高達(dá)6.4×109copies·mL-1[51]；海河流域子牙河支流檢出含量最高的ARGs為四環(huán)素類抗性基因和磺胺類抗性基因，其中tetA和tetB抗性基因的絕對豐度范圍是1.93×104～1.26×107copies·L-1和2.22×104～9.96×104copies·L-1，sul1和sul2抗性基因的絕對豐度是2.85×106～9.18×107copies·L-1和1.59×106～8.40×106copies·L-1[34]。我國西安巴河檢出23種不同類別的ARGs，其中tetC是四環(huán)素類抗性基因中相對豐度最高的ARGs(6.50×10-3～4.50×10-1copies·16S-rRNA-1)[52]。我國太湖sul1的檢出率為100%，其豐度范圍為1.9×103～7.9×105copies·mL-1[53]。淡水環(huán)境已成為ARGs潛在的富集庫和釋放源。

表1 國內(nèi)外典型河流水相抗生素抗性基因(ARGs)豐度Table 1 The antibiotic resistance genes (ARGs) abundance of typical rivers at home and abroad

表2 國內(nèi)外典型湖泊ARGs豐度Table 2 ARGs abundance of typical lakes at home and abroad

圖2 淡水環(huán)境中抗生素抗性基因的主要來源和傳播擴(kuò)散路徑Fig. 2 The main source and spread of antibiotic resistance genes in freshwater environment

國內(nèi)淡水ARGs豐度水平整體高于國外，與抗生素水平、人類活動強(qiáng)度和開發(fā)程度有關(guān)[3, 54-55]。在我國，海河、珠江和長江下游人類活動強(qiáng)度高、抗生素使用量大，抗生素排放強(qiáng)度位居全國前3位[54]。長三角80%兒童尿液中檢出獸用抗生素，水源水、飲用水廠、自來水管網(wǎng)及飲用水系統(tǒng)末端中廣泛檢出ARGs，抗生素和ARGs污染問題及其引起的健康風(fēng)險(xiǎn)較為突出[56]。相對于河流，湖泊的水體交換能力較弱、換水周期更長，具有更大的潛力來儲存和積累ARGs，抗生素及ARGs的停留時(shí)間增加并在湖泊內(nèi)緩慢循環(huán)；另一方面，湖泊水產(chǎn)養(yǎng)殖更為普遍，投放的餌料中含有大量抗生素，導(dǎo)致ARGs表達(dá)水平上升[3, 57]。長江下游太湖、洪澤湖等淺水湖泊畜禽漁業(yè)養(yǎng)殖發(fā)達(dá)，抗生素水環(huán)境賦存量高，導(dǎo)致湖泊中ARGs豐度水平普遍高于河流[58-59]。

淡水沉積物中ARGs豐度普遍高于上覆水。在我國，西安巴河ARGs最高豐度為5.49×106copies·mL-1，而沉積物中ARGs豐度高達(dá)4.38×107copies·g-1[52]；長江口沉積物中sul1絕對豐度為3.29×105～2.04×106copies·g-1，比上覆水(2.26×104～3.19×105copies·mL-1)高出1個(gè)數(shù)量級；沉積物中的acc(6’)-Ib基因豐度范圍為2.51×106～6.37×106copies·g-1，而在水樣中的豐度范圍2.68×104～3.05×104copies·mL-1[60]；太湖地表水和沉積物樣品中所有ARGs的豐度范圍分別為4.8×105～1.5×108copies·mL-1和5.4×106～3.0×1010copies·g-1[53]。

關(guān)于地下水中ARGs污染的報(bào)道相對較少，但已逐漸引起關(guān)注。在我國，深圳茅洲河地下水中檢出127種ARGs和10種可移動遺傳元件，其中116種ARGs與地表水檢出種類一致，主要與地表污水入滲有關(guān)[61]；洪湖地下水中含有27種ARGs，其中qnrB、qnrS和tetQ含量均高于地表水[62]；廈門東南部垃圾填埋場地下水中檢測出171種ARGs和8種可移動遺傳元件(mobile genetic elements, MGEs)，ARGs絕對豐度范圍為2.5×109～1.27×1011copies·L-1，其中多抗基因及β-內(nèi)酰胺類、四環(huán)素類抗性基因含量最高[63]。羅日尼亞地下水中檢出blaSHV、floR、sul1和tetA等11種ARGs，其相對豐度為6.61×10-7～2.30×10-1copies·16S-rRNA-1，其中四環(huán)素類抗性基因(tetC、tetO和tetW)遵循了環(huán)境污染的規(guī)律，可將這組基因作為探尋人類影響的環(huán)境示蹤劑[64]。

生物膜是淡水環(huán)境中ARGs的重要載體。西班牙托德拉河流域生物膜中含有的sul1和ermB相對豐度分別為10-2copies·16S-rRNA-1和10-3copies·16S-rRNA-1[65]，加泰羅尼亞周邊河流生物膜樣本中檢測出高豐度的sul1(10-2.5copies·16S-rRNA-1)、sul2(10-3.2copies·16S-rRNA-1)、ermB(10-2.9copies·16S-rRNA-1)、tetW(10-3.7copies·16S-rRNA-1)和tetO(10-3.3copies·16S-rRNA-1)[66]。中國長江中游生物膜樣品中intI1、sul1、sul2、aac(6’)-Ib、tetA、tetQ和tetW等7種抗性基因的檢出率為100%，磺胺類抗性基因中sul1豐度最高(范圍為3.20×107～2.50×1011copies·g-1)、sul2次之(平均豐度為5.94×108copies·g-1)；喹諾酮類抗性基因中acc(6’)-Ib和qnrS絕對豐度最高(范圍為9.75×104～7.44×107copies·g-1和7.28×106～2.52×109copies·g-1)；四環(huán)素類抗性基因tetA豐度范圍為2.68×105～4.29×109copies·g-1，大環(huán)內(nèi)酯類抗性基因ermB的最高豐度為1.50×107copies·g-1[60]。

淡水生態(tài)系統(tǒng)中的各類水生生物也是ARGs的重要載體。細(xì)菌和噬菌體間的相互作用促進(jìn)了ARGs在它們之間的水平轉(zhuǎn)移[81]。淡水細(xì)菌和浮游動物間的互作對ARGs轉(zhuǎn)移具有正面影響，例如水蚤相關(guān)的細(xì)菌群是tetA的潛在載體，而這些細(xì)菌的生物膜結(jié)構(gòu)可能促進(jìn)ARGs水平轉(zhuǎn)移[82]。葡萄牙地表水分離出的藍(lán)藻菌株中檢出strA-strB、sul1和intI1這3種ARGs，且這些菌株對抗生素敏感性較低，這是藍(lán)藻可能從環(huán)境中獲得耐藥性并傳播到其他微生物的有力證據(jù)[83]。細(xì)菌、噬菌體甚至是胞外DNA都可吸附在水生生物表面或消化道中，水生動物糞便將ARGs釋放到水環(huán)境中使其進(jìn)一步傳播擴(kuò)散[3, 57]。ARBs被魚攝入后與腸道細(xì)菌接觸，ARGs經(jīng)質(zhì)粒介導(dǎo)在體內(nèi)發(fā)生轉(zhuǎn)移并隨細(xì)菌增殖，將近15%的腸道細(xì)菌含有編碼抗性基因的質(zhì)粒，魚糞中ARBs是攝入數(shù)量的8倍；斑馬魚后腸ARBs濃度幾乎是前腸的25倍，轉(zhuǎn)導(dǎo)結(jié)合體總數(shù)超過108CFU，已成為促進(jìn)ARGs傳播的重要區(qū)域[84]。

3 影響抗生素抗性基因水環(huán)境歸趨的主要環(huán)境因子(Main environmental factors affecting the fate of antibiotic resistance genes in water environment)

整合子、轉(zhuǎn)座子及質(zhì)粒等MGEs是ARGs水平轉(zhuǎn)移的重要載體，其水平轉(zhuǎn)移是促進(jìn)ARGs傳播擴(kuò)散的主要機(jī)制[85]。密歇根湖沉積物中發(fā)現(xiàn)與質(zhì)粒相關(guān)的ARGs占已鑒定總數(shù)的32%～100%[86]。漳溪河中除萬古霉素抗性基因外的ARGs總豐度與MGEs呈顯著正相關(guān)(P<0.01)[87]。

菌落結(jié)構(gòu)對ARGs水平轉(zhuǎn)移影響顯著。Zheng等[87]發(fā)現(xiàn)變形細(xì)菌(Proteobacteria)的氫藻(Hydrogenophaga)和擬桿菌屬(Bacteroidetes)的小球藻(Prevotella)與ARGs呈顯著正相關(guān)(P<0.05)。Reddy和Dubey[88]發(fā)現(xiàn)美國Cuyahoga河中ARGs豐度與細(xì)菌群落組成密切相關(guān)，方差分解分析(variance partitioning analysis, VPA)表明細(xì)菌群落間的相互作用可解釋80.7%的ARGs豐度變化。印度恒河水中ARGs與桿菌、擬桿菌、甲烷桿菌、假單胞菌、副細(xì)菌和酸性細(xì)菌顯著相關(guān)[89]。

溫度是影響ARGs及其載體存活的重要因素，在一定程度上影響ARGs的豐度水平和傳播擴(kuò)散過程。加拿大Sumas河流域的四環(huán)素類ARGs豐度與溫度呈正相關(guān)(P<0.05)，細(xì)菌濃度在降雨量較少且溫度較高的夏季較低，而ARGs豐度卻保持較高水平[90]。春季我國寧波市某城郊河道ARGs絕對豐度顯著低于其他季節(jié)(12%～36%)，而夏季ARGs絕對豐度最高(2.81×109copies·mL-1)，表明溫度升高可能導(dǎo)致ARGs傳播擴(kuò)散；16S rRNA基因與ARGs之間的顯著相關(guān)性表明溫度也是驅(qū)動ARGs基因轉(zhuǎn)移的潛在因素[87]。

水環(huán)境中ARGs豐度水平與人類活動強(qiáng)度關(guān)系密切。我國寧波市水庫、森林附近河流中的ARGs豐度與農(nóng)田、城鎮(zhèn)附近河流中的ARGs豐度存在顯著差異，農(nóng)田附近河流樣品中ARGs的絕對豐度比水庫和森林附近河流高3.47倍～5.58倍，而下游城鎮(zhèn)人類活動強(qiáng)度相對較高，附近河流ARGs水平最高[87]。我國北江中ARGs數(shù)量和多樣性主要與污水處理廠、水產(chǎn)養(yǎng)殖場和牲畜廢水等污染源相關(guān)，中游地區(qū)的人口密度和污染源少于上游和下游地區(qū)，ARGs豐度也相對較低[91]。

淡水環(huán)境中重金屬、有機(jī)物等其他污染物也會影響ARGs的豐度水平。我國北江沿岸的tetW和重金屬可能存在關(guān)聯(lián)[91]。印度恒河中ARGs豐度與重金屬抗性基因(metal resistance genes, MRGs)豐度呈顯著正相關(guān)(P<0.05)，這可能源于重金屬的選擇性壓力或ARGs與MRGs之間的共變，但這種穩(wěn)定相關(guān)性表明河流系統(tǒng)中可能發(fā)生了ARGs和MRGs的共選過程[88]。我國溫瑞塘河中總有機(jī)碳(total organic carbon, TOC)、溶解性總氮(total dissolved nitrogen, TDN)與ARGs絕對豐度呈正相關(guān)，與氨基糖苷類、β-內(nèi)酰胺類、大環(huán)內(nèi)酯-林可酰胺-鏈陽菌素B(MLSB)和四環(huán)素類ARGs豐度的相關(guān)性更強(qiáng)(P<0.01)[92]。我國湖州市染色廢水中孔雀石綠、苯乙烯等6種有機(jī)化合物促進(jìn)RP4質(zhì)粒共軛轉(zhuǎn)移，轉(zhuǎn)移效率最高超過空白對照組219倍[93]。

4 淡水環(huán)境中抗生素抗性基因的傳播擴(kuò)散途徑(Transmission and diffusion of antibiotic resistance genes in freshwater environment)

盡管淡水地表水環(huán)境中抗生素的賦存水平維持在微克或納克級，但低濃度抗生素的長期暴露不可避免地會通過基因突變誘導(dǎo)、水平傳遞和代際遺傳的方式促使細(xì)菌耐藥性產(chǎn)生和擴(kuò)散。ARGs可通過接合、轉(zhuǎn)化和傳導(dǎo)等多種方式進(jìn)行水平基因轉(zhuǎn)移(horizontal gene transfer, HGT)[94]，水平轉(zhuǎn)移可使非親子生物之間進(jìn)行遺傳物質(zhì)共享，被認(rèn)為是ARGs傳播的主要機(jī)制[95]。整合子、轉(zhuǎn)座子及質(zhì)粒等MGEs在水相和沉積物相中對ARGs傳播的貢獻(xiàn)最大[96]。質(zhì)粒是多種ARGs的攜帶載體，可通過供體菌和受體菌借助抗性菌毛相互連接形成的通道進(jìn)行傳播[97]。DNA和質(zhì)粒也可在游離狀態(tài)下被感受態(tài)或者開放損傷誘導(dǎo)系統(tǒng)的細(xì)菌接受[98]，從而完成ARGs在同屬或不同屬細(xì)菌間的轉(zhuǎn)移[99]。噬菌體也可幫助ARGs進(jìn)行水平轉(zhuǎn)移[100]，在侵蝕細(xì)菌的同時(shí)獲得ARGs，在產(chǎn)生新的噬菌體-細(xì)菌裂解-釋放新噬菌體-侵蝕新細(xì)菌的循環(huán)中積累擴(kuò)散，噬菌體的蛋白外殼使其在胞外環(huán)境中具有更高的持久性，在ARGs水平轉(zhuǎn)移過程中扮演重要角色[101]。

ARGs另一個(gè)傳播途徑是垂直轉(zhuǎn)移(vertical gene transfer, VGT)，指攜帶ARGs的菌株通過自我繁殖將ARGs傳給子代的過程。自然水環(huán)境中有些微生物自帶對抗生素具有抗性的基因序列，這些基因序列可以通過繁殖垂直傳給下一代，使子代也對抗生素具有抗性，而這種ARGs就能在代際增殖過程中繼續(xù)傳播[102]。VGT還有另一種模式，即在發(fā)生水平基因轉(zhuǎn)移的情況下，受體與原始供體結(jié)合后形成的轉(zhuǎn)導(dǎo)結(jié)合物通過繼發(fā)性HGT和細(xì)胞共同生長，并進(jìn)一步促進(jìn)ARGs傳播。轉(zhuǎn)導(dǎo)結(jié)合體從獲得的ARGs中發(fā)展出新的性狀，成為ARGs通過VGT傳播的主要驅(qū)動力[100]。

5 淡水環(huán)境中抗生素抗性基因風(fēng)險(xiǎn)形成機(jī)制與評價(jià)方法(Risk formation mechanism and evaluation method of antibiotic resistance gene in freshwater environment)

淡水環(huán)境中的ARBs和ARGs無法被降解、稀釋等自然過程完全去除，且ARBs一般不會通過微生物降解或紫外降解失活，即使失活后其含有ARGs的游離DNA仍保持完整并將ARGs傳遞給非抗性菌株[103]。自然淡水體中病原性ARGs轉(zhuǎn)移是罕見且隨機(jī)的事件，但病原體仍可能會因?yàn)榕c抗生素抗性菌株接觸足夠長時(shí)間而發(fā)生HGT[104]。ARGs通過飲水、食用水產(chǎn)品和農(nóng)產(chǎn)品等途徑進(jìn)入人體系統(tǒng)后會在腸道菌群內(nèi)部轉(zhuǎn)移[103]，促使細(xì)菌尤其是致病菌的耐藥性進(jìn)一步增加，導(dǎo)致抗生素治療效能逐漸降低甚至消失[105]。因此，建立完善ARGs生態(tài)健康風(fēng)險(xiǎn)評估體系顯得尤為重要。

學(xué)術(shù)界已提出包括危害識別、危害評估、暴露評估和風(fēng)險(xiǎn)評估的抗生素耐藥性風(fēng)險(xiǎn)評估框架[106-107]，但微生物功能群落和ARGs之間的關(guān)系[106]、傳播途徑中ARBs數(shù)量以及各種健康后果仍不明確[108]。如何減少這些不確定性對風(fēng)險(xiǎn)評估最終結(jié)果的影響，是ARGs風(fēng)險(xiǎn)評估方法亟待解決的問題。Ashbolt等[108]提出了基于最小選擇性濃度(minimum selective concentration, MSC)的ARBs發(fā)生閾值評估方法，基于問題表述(危害、風(fēng)險(xiǎn)設(shè)置和途徑)、危害暴露評估(ARBs和ARGs)、劑量-反應(yīng)關(guān)系等評估病原體致病風(fēng)險(xiǎn)，通過這種病原體風(fēng)險(xiǎn)評估(microbial risk assessment, MRA)定性或定量地評估病原體暴露水平及其對人類健康的后續(xù)風(fēng)險(xiǎn)，但體外數(shù)據(jù)庫和計(jì)算毒理學(xué)研究是ARGs風(fēng)險(xiǎn)評估不確定性最小化的關(guān)鍵因素。因此，淡水環(huán)境ARGs轉(zhuǎn)移擴(kuò)散的分子生物學(xué)調(diào)控機(jī)制、風(fēng)險(xiǎn)形成過程和人體暴露評估是建立ARGs風(fēng)險(xiǎn)評估體系需要突破的關(guān)鍵問題。

6 結(jié)論與展望(Conclusions and prospects)

開展ARGs在水生態(tài)系統(tǒng)中的多介質(zhì)環(huán)境行為與生物安全研究，闡明其在淡水環(huán)境中的源匯機(jī)制和生物生態(tài)效應(yīng)，對ARGs環(huán)境與健康風(fēng)險(xiǎn)管控、淡水飲用水安全保障和水生態(tài)系統(tǒng)健康修復(fù)具有重要的理論意義和實(shí)踐價(jià)值。國內(nèi)外學(xué)者圍繞淡水環(huán)境中ARGs的主要來源、多介質(zhì)分布、轉(zhuǎn)移機(jī)制及抗生素抗性與微生物群落的互作機(jī)制開展了一系列研究，但目前相關(guān)研究工作仍處于初期發(fā)展階段，關(guān)于ARGs產(chǎn)生過程與歸趨特性的認(rèn)識仍相對局限。建議后期加強(qiáng)關(guān)于ARGs在水生食物鏈中動態(tài)歸趨特征、傳播擴(kuò)散過程和暴露風(fēng)險(xiǎn)形成機(jī)制的研究，盡快建立淡水環(huán)境ARGs生態(tài)健康風(fēng)險(xiǎn)的系統(tǒng)評估方法。