抗生素抗性基因在土壤中積累、轉移與消減的研究進展

高曉宇，王磊

1. 同濟大學環境科學與工程學院，上海 200092；2. 上海市污染控制與生態安全研究院，上海 200092

抗生素原本是環境中自然存在的微生物用以殺死或抑制其他微生物生長的物質（Davies et al.，2010），后被廣泛用于醫療、禽畜養殖業、農漁業等，預防及治療人類、動物的微生物感染（Rayner et al.，2005；Cho et al.，2012；Hvistendahl，2012）?？股氐倪^度使用導致ARGs 豐度增加及新型耐藥菌出現。攜帶各種ARGs 多重耐藥細菌可能導致一部分被感染的病人因無抗生素可用而死亡（Matthiessen et al.，2016）。由于抗生素的廣泛使用及ARGs 的水平轉移特性導致各種環境介質中的ARGs 種類及豐度激增（Martínez，2008）。盡管有不少學者認為耐藥基因通過環境耐藥菌向致病菌水平轉移的概率較小，但是不能排除這種“低概率、高影響的一次性事件”的風險（王娜等，2021）。

土壤是細菌生活的重要場所，土壤細菌的豐富度要遠遠高于水體、大氣等生態系統。土壤尤其是農業土壤也是接受禽畜糞便，回用污水污泥的主要場所（Chee-Sanford et al.，2009；Chen et al.，2014；2018；冀秀玲等，2011）。同時土壤也是人類賴以生存的基礎，土壤-植物-動物-人類系統使土壤中的耐藥微生物感染人類成為了可能，威脅人類及動物的健康和生命（Zhang et al.，2019a；Zhu et al.，2019）。土壤接收來源于外界的耐藥基因及其在土壤中的繼續傳播成為形成耐藥威脅的兩個重要方面/環節。因此闡明ARGs（iARGs/eARGs）在土壤的定殖、轉移和降解規律對于評估外界輸入對土壤環境造成的耐藥威脅風險有重要的意義。關于土壤ARGs的來源，積累及生態風險已有較多總結，但缺乏關于ARGs 在土壤中的轉移及消減研究的總結。本文匯總了目前關于土壤ARGs 的富集、轉移與消減等相關研究情況，并提出后續研究需要關注的重點方向及亟待解決的問題，以期給后續的研究工作帶來一些思考。

1 ARGs 在土壤中的積累

ARGs 是微生物對抗抗生素的重要手段，土壤微生物中也存在豐富的內在抗性來對抗環境中的不良條件。但近年來的調查發現，土壤ARGs 的豐度因抗生素濫用而逐漸提高（Zhu et al.，2013；Zhang et al.，2015），引起了人們的廣泛關注。

1.1 土壤中ARGs 的積累現狀

四環素類、多重耐藥性類、β-內酰胺類、氨基糖苷類、磺胺類、氯霉素類、萬古霉素類、大環內酯類-林可酰胺類-鏈陽性菌B 類（MLSB 類）ARGs在土壤中均有檢出，其中四環素類、磺胺類、多重耐藥類、氨基糖苷類是檢出率最高的幾類ARGs（Wang et al.，2014；Xie et al.，2016；Han et al.，2022）。土壤中ARGs 的富集倍數可以達到幾十甚至幾萬倍。例如，朱永官教授團隊利用高通量qPCR檢測了北京、浙江和福建3 個大型商業養豬場附近土壤的ARGs，發現土壤樣品中有63 種ARGs 的豐度顯著高于對照土壤，最高達21 600 倍（Zhu et al.，2013）。另一項其團隊的調查表明在經再生水灌溉的公園土壤中檢測出147 種ARGs，與對照土壤相比，再生水灌溉的土壤ARGs 的豐度富集了99—8 655 倍不等，其中多重耐藥類ARGsqacEdeltal-02富集了800 倍（Wang et al.，2014）。

ARGs 污染的熱區與人類利用抗生素密切相關。施用禽畜糞便及有機肥的農業土壤ARGs 的相對豐度達到9.94×10+2gene copies/16S rRNA gene copies，但不同土壤ARGs 豐度的變動較大，在6.68×10-8—9.94×102gene copies/16S rRNA gene copies 之間變動（表1）。一項針對中國農業土壤磺胺類藥物和四環素類藥物ARGs 豐度的調查發現，東北農業土壤是ARGs 的熱區，這可能是因為東北地區長期的污水灌溉引起的（Zhou et al.，2017）。在長三角地區開展的一份土壤ARGs 豐度調查顯示ARGs 主要存在于農業和經濟最具活力的地區：太湖和上海市的農業土壤（Sun et al.，2020）。Zheng et al.（2022）利用機器學習繪制了全球土壤ARGs豐度分布圖，發現全球土壤微生物耐藥性熱點區域主要位于美國東部、歐洲西部、南亞和東亞等人口密集、農牧業發達的地區。因此，需要加強經濟及農業發達地區抗生素使用規范，加大抗生素危害及科學使用的宣傳。

表1 中國不同地區糞肥施用土壤中ARGs 的豐度Table 1 Abundance of some selected ARGs in manure application soils from different regions of China

1.2 土壤中ARGs 的主要來源

土壤中的ARGs 除土壤微生物的內在抗性之外，主要來源于糞肥施用及污水灌溉等。糞肥及污水中原本存在ARGs 被帶入土壤后，可能在土壤中繼續存活或通過ARGs 的水平轉移到土壤細菌（Heuer et al.，2011；Xie et al.，2016）。糞肥及污水中的抗生素或重金屬可能導致土壤微生物產生更多的ARGs（Li et al.，2017）。另外，糞肥的施用可刺激土壤ARB 大量繁殖，導致土壤ARGs 豐度提高（Han et al.，2018）。長期施肥與污水灌溉使土壤積累大量的抗生素及ARGs（Tang et al.，2015；Pan et al.，2018）。為控制多粘菌素抗性基因mcr-1的傳播，中國在2016 年正式停止在動物飼料中添加多粘菌素作為生長促進劑。在多粘菌素禁用3 年后，一項全國范圍內養豬場和土壤中多粘菌素ARGs 的豐度變化的調查發現，養豬場及土壤中的mcr-1豐度均顯著下降（Shen et al.，2020）。因此，需要加強對糞肥及污水處理工作，從源頭上控制ARGs 的輸入。2019 年7 月中國農村農業部發布公告，自2020 年起，停止將抗生素作為促生長類物質添加在飼料中。

2 ARGs 在土壤中的轉移及影響因素

由外界進入土壤中的ARGs 在土壤中的積累及轉移引起了眾多學者的擔憂。在評估ARGs 的生態風險時，其進入土壤后的傳播擴散能力備受關注。因為iARGs 和eARGs 賦存形態的差異（Zhang et al.，2013；Mao et al.，2014），其在環境中的傳播方式也截然不同，本文總結了不同賦存形態ARGs 在土壤中的擴散機制，如圖1 所示。針對研究中出現的差異，應考慮不同形態，不同類型的ARGs 在土壤中的轉移特征及不同土壤性質對ARGs 的影響，以明確其在土壤中對細菌耐藥性傳播帶來的風險及為尋找正確的處置方式提供依據。

圖1 ARGs 在土壤中的轉移模式圖Figure 1 Transfer pattern of ARGs in the soil

2.1 ARB 在土壤中的定殖與ARGs 的轉移

iARGs 可以通過接合轉移和轉導的方式在細菌間進行水平轉移。其中，接合轉移被認為是ARGs借助可移動元件進行水平轉移的主要方式?？梢苿釉ㄞD座子、整合子、質粒等。目前對質粒介導的ARGs 在土壤中的轉移的研究最為深入。Fan et al.（2019）利用熒光蛋白標記的含有RP4 質粒的惡臭假單胞菌KT2442，發現在長達75 d 的土壤培養試驗后，獲得了至少15 個菌門的接合子，其中變形菌門占絕對優勢，達85%以上，其它的優勢菌門有擬桿菌、厚壁菌和放線菌。一項針對外源細菌在土壤細菌懸浮液中的接合轉移試驗也證明主要的接合子是變形菌且轉移率可達到1 次/104土壤細菌（Musovic et al.，2010）。通過糞便引入耐藥菌后，土壤通過接合轉移獲得的新耐藥菌數量在施用糞便4 d 內達到最大數量，說明接合轉移在耐藥菌進入土壤后很快即可發生（Macedo et al.，2022）。攜帶ARGs的抗性菌進入土壤后可能由于不能適應土壤環境而死亡，但由其攜帶ARGs 可能會迅速通過接合轉移進入土壤土著細菌，并在土壤環境中持續存在（Udikovic-Kolic et al.，2014）。更深入的研究發現，土壤細菌特別是變形桿菌可能從外源大腸桿菌中捕獲RP4 質粒并將其轉移到植物內生菌中（Xu et al.，2021）。以上的研究結果表明，ARGs 可以通過接合轉移在土壤中傳播并有可能轉移到植物體內。

攜帶ARGs 的宿主進入土壤后的定殖能力限制了ARGs 在土壤中的持久性及傳播能力。不同種類ARGs 進入土壤后的傳播能力與其宿主的關系密切。例如，環境樣本中sul1豐度要高于sul2（He et al.，2014；Su et al.，2017），可能是因為sul1通常與整合子有關，具有更廣的宿主范圍（Skold，2000）。另外，ARB 與土壤微生物的相互作用也影響著ARGs 在土壤中的命運。土壤中變形桿菌和放線菌是ARGs 的主要潛在宿主（Yang et al.，2019；Guo et al.，2020；Qian et al.，2020；Li et al.，2022）。細菌群落結構塑造了土壤抗性組（Forsberg et al.，2014）。研究表明土壤ARGs 豐度與微生物多樣性呈負相關關系，可能是因為更高的微生物多樣性抵抗了外源抗性組對土壤微生物的沖擊（Chen et al.，2018；Li et al.，2020；Chen et al.，2022）。

噬菌體介導的轉導作用可以將宿主細菌內的任何DNA 片段轉移到另一個細菌。環境病毒組數據表明各生態系統噬菌體中均含有大量的ARGs（Calero-Caceres et al.，2019）。噬菌體介導的ARGs轉導也在多種細菌中被發現，包括化膿性鏈球菌、大腸桿菌和沙門氏菌屬等（Hyder et al.，1978；Schmieger et al.，1999；Billard-Pomares et al.，2014）。越來越多的研究證實環境中含有ARGs 的噬菌體與人類活動密切相關，攜帶ARGs 的噬菌體多出現在受動物糞便和城市廢水影響的地區（Ross et al.，2015；Sun et al.，2018；Calero-Caceres et al.，2019）。禽畜糞便的施用增加了土壤噬菌體中的ARGs 的豐度（胡雪瑩等，2022）。噬菌體可能是土壤中另一個重要ARGs 儲存庫，了解噬菌體ARGs 的水平轉移機制對于研究移動抗性組具有重要意義，有利于控制ARGs 的傳播。研究表明從土壤中分離的噬菌體可以介導ARGs 的水平轉移（Ross et al.，2015）。然而，由于土壤環境的復雜性和物種的多樣性，目前對土壤中噬菌體介導的ARGs 水平轉移的研究還處于起步階段。

2.2 胞外游離ARGs 在土壤中的轉移

細菌能將胞外DNA 吸收，并在體內重新發揮作用是ARGs 環境危害的原因之一（Johnston et al.，2014；Luby et al.，2016）。目前已發現約有87 種細菌可通過自然轉化吸收胞外游離的DNA 并發生水平轉移（De Vries，2004；Johnston et al.，2014；Liu et al.，2017）。另外，已知12 種最優先抗生素耐藥病原體中的11 種（世界衛生組織于2017 年確定）可以通過自然轉化獲得胞外游離ARGs（Lerminiaux et al.，2019）。研究者們在不同的生境環境中均檢測到豐度不等的胞外游離ARGs（Dong et al.，2019；Hao et al.，2019；Yuan et al.，2019a）。游離ARGs的濃度甚至會在經污水處理工藝后提高，尤其在消毒之后（Yuan et al.，2019b；Yuan et al.，2022）。土壤擁有世界上最豐富的微生物多樣性，另外由于土壤的特殊性質，土壤中的各種顆粒及膠體可以吸附游離的DNA 使其免于DNA 酶的降解，從而得以在土壤中存留較長的時間，使游離DNA 有更大的機會被細菌吸收（Khanna et al.，1992；Lee et al.，1999）。

自然轉化在環境中抗生素耐藥性的傳播中起到重要的作用（Martínez，2008；Zhang et al.，2018a）。Li et al.（2020）利用單細胞拉曼光譜，結合重水逆向標記技術，跟蹤胞外ARGs 從土壤到臨床病原菌轉化過程，發現土壤攜帶ARGs 的游離質粒的可轉化性如下：氨芐青霉素＞頭孢拉定和環丙沙星＞美羅培南和萬古霉素。總結已有的研究發現，土壤中游離ARGs 的轉化頻率約為10-6—10-3（轉化子/受體細菌）（Zarei-Baygi et al.，2021）。由于檢測方法的限制，自然轉化在實驗室中并不經常被檢測到，但在自然條件下，自然轉化可能更為常見（Arnold et al.，2022）。因此，游離ARGs 在土壤中的轉化對ARGs 的抗生素耐藥性傳播的貢獻需要更多關注。

2.3 影響ARGs 在土壤中轉移的因素

ARGs 在土壤中的傳播受到多種因素的影響。ARGs 進入土壤的過程中往往伴隨著高濃度的抗生素殘留?？股氐倪x擇壓力是ARGs 傳播的主要因素。除此之外，影響ARGs 在土壤中傳播的因素可以分為兩個方面，如圖2 所示。一是土壤類型、土壤質地及理化性質（pH、含水率等）；二是環境污染物（重金屬、農藥殘留等）。

圖2 ARGs 在土壤中轉移的影響因素Figure 2 Factors relevant to the transfer of exogenous ARGs in soil

不同類型土壤在施入有機肥后，其ARGs 豐度的變化有所差異。Zhang et al.（2018b）的研究發現污泥堆肥引入了大量的ARGs 到土壤中，經過172 d 的污泥堆肥處理，黃土中的總ARGs 豐度增加，但紅土和黑土中的總ARGs 豐度降低至控制水平。亦有研究發現對不同土壤質地農田施用豬糞和污泥后tetO，tetW及sul1的豐度變化的研究發現,壤土中3 種ARGs 的豐度均有增加,沙壤土卻無明顯變化（Munir et al.，2011）。土壤理化性質對ARGs傳播的影響體現在土壤微生物群落結構、對DNA的吸附特性等方面（Saeki et al.，2010；Manzoni et al.，2012）。Liu et al.（2023）通過宏基因組分析pH塑造了土壤多重耐藥抗性組。針對華南地區水稻土ARGs 的研究發現，其豐度與土壤pH 顯著相關，這可能是由于pH 影響了微生物群落結構（Xiao et al.，2016）。土壤含水率是影響ARGs 在土壤中傳播的另一因素。例如，Kittredge et al.（2020）的研究表明土壤含水率在10%時，轉化效率最高，并隨著土壤含水率的上升而下降。胞外DNA 的降解速率與土壤含水率成正比（Sirois et al.，2009）。根據在滴灌農業土壤的研究發現，土壤含水率更高的滴灌點的土壤比距離50 cm 的采樣點處的ARGs 的豐度更高，這可能是由于潮濕土壤中更高水平的微生物活性或水平基因轉移（Negreanu et al.，2012）。盡管針對土壤特性對ARGs 傳播的影響有較多研究，但是不同種類及賦存形態ARGs 與土壤之間的相互作用的復雜性導致目前很難理清土壤特性對ARGs 的影響，需要進一步的研究去揭示其中的機理。

重金屬與ARGs 會產生共選擇抗性（Davies et al.，2010）。研究發現，多種環境介質中ARGs 的豐度與重金屬含量呈正相關關系（Ji et al.，2012；He et al.，2017）。例如，針對上海養豬場附近土壤ARGs、抗生素及重金屬的量化分析發現sulA和sulIII與Cu、Zn 和Hg 的濃度密切相關（Ji et al.，2012）。通過量化分析長期施用豬糞的土壤重金屬含量及ARGs 豐度發現，Cu、Zn 和Pb 的濃度與tetG，tetO，tetW，tetB（P），sul1，sul2，ermB和ermF的相對豐度呈顯著正相關（Peng et al.，2017）。除重金屬外，環境中其他的污染物，如殺菌劑、農藥、納米顆粒等都會對ARGs 在環境中的變化產生影響。因此，在ARGs 的環境風險評估中，要將其與其他污染物的復合作用考慮其中。

3 土壤ARGs 的消減特征及強化措施

3.1 消減特征

堆肥或污水施加到土壤中后，土壤中ARGs 通常會在一開始出現提高的現象，如果不繼續施加堆肥或污水，土壤中ARGs 的豐度通常會逐漸下降，甚至在一段時間以后，回到原來的水平（Marti et al.，2014；Muurinen et al.，2017），這可能是由于土壤土著細菌的競爭，導致外源攜帶ARGs 細菌的死亡（Zhang et al.，2023）。然而，不同的ARGs 在土壤中的消減快慢可能有差異。比如Zhang et al.（2018b）的研究表明，在施入污泥后的6 個月時間內，tetX的豐度在22 d 時下降到施肥前的水平，ermF的豐度在172 d 后下降到施肥前的水平，然而tetG的豐度在土壤中的變化不大。Cheng et al.（2016）的研究也發現，tetG在農業環境中持久性較長。這可能是因為tetG在土壤中具有最多的潛在寄主細菌類群，寄主的高度多樣性有助于tetG在土壤中的持久性（Zhang et al.，2018b）。不同種類ARGs 在土壤中的消減特征對于評估其生態風險至關重要，但目前相關研究還處于起步階段，仍需進一步的研究。

禽畜糞便、污水等中的微生物在土壤中的適應性對其中的ARGs 進入土壤后的命運起到了重要的作用。研究表明，禽畜堆肥中的細菌進入土壤后是否能生存下來受到很多因素的影響，如微生物種類、溫度等（Chee-Sanford et al.，2009）。糞便或堆肥中的細菌可能會被土著細菌取代并逐漸消失在土壤中（Riber et al.，2014）。部分細菌可以在土壤中存在幾天到幾個月，尤其是沙門氏菌及大腸桿菌等病原微生物（Scallan et al.，2015）。在土壤中長時間的存留可能導致其進入食物鏈而威脅人類健康。攜帶ARGs 的外源細菌尤其是能在土壤中長期存活的病原菌，不僅其自身會對人類健康造成危害，而且會增加耐藥性向土壤中其他土著細菌傳播的風險。

另外，土壤中的胞外ARGs 可以在土壤中留存幾個月甚至一年以上（Blum et al.，1997；Hill et al.，1998），可能被土壤微生物吸收，使微生物獲得新的抗性。因此，在外源細菌逐漸死亡及游離DNA 降解的這一段時間是外源ARGs 能否在土壤中定殖的重要時間節點，很有可能成為控制ARGs在土壤中傳播的關鍵時間。圖3 總結了ARGs 進入土壤后逐漸消減的情況，但攜帶ARGs 的宿主細菌進入土壤后的消減規律及游離ARGs 在土壤中的轉化可能性的研究還處于起步階段，仍需開展大量的研究。

圖3 ARGs 進入土壤后的消減模式圖Figure 3 Elimination pattern of exogenous ARGs into the soil

3.2 強化消減措施

抗生素的過度使用是ARGs 在環境中泛濫的主要原因，因此減少抗生素的使用也是減少環境耐藥菌及耐藥基因最重要的手段。全世界范圍內針對控制抗生素的使用出臺了很多措施以控制耐藥性的傳播及風險。近10 年，中國陸續出臺了“減抗”，“禁抗”措施以減少并規范抗生素使用。此外，研究者們也測試了堆肥及污水處理過程中的各類技術對抗生素和ARGs 消減的影響，例如好氧高溫堆肥，厭氧發酵，紫外線和氯消毒技術（Ma et al.，2011；Qian et al.，2016；Zhang et al.，2019b）。然而，目前的處理技術并不能完全去除堆肥，污水，污泥中的ARGs（Qian et al.，2018；Liu et al.，2019），甚至有可能增加某些ARGs 的豐度（Wu et al.，2018；Liu et al.，2019）。

此外，針對土壤環境，研究者們也做了許多研究。農藝措施可以改變土壤pH、結構、有機質及氮磷等元素含量，從而進一步改變土壤的微生物含量及種群結構，被認為可以改變土壤中的ARGs 豐度及種類（Han et al.，2022）。生物炭添加到土壤中后，會對微生物活動產生不同的效應（Ennis et al.，2012）。生物炭在不同的研究中對土壤中ARGs 的反饋也不相同。如在長期施肥的土壤上，竹子生物炭在添加60 d 后，土壤，生菜葉片及根系中的ARGs的豐度均有所下降（Duan et al.，2017）。而Chen et al.（2018）的研究卻表明在種植植物的土壤上，生物炭的施入對土壤及青菜葉中ARGs 的豐度并無影響，但無植物生長的土壤ARGs 會降低。另外，有研究表明添加生物質炭30 d 后土壤中ARGs 顯著降低，而60 d 后，添加生物質炭的土壤中ARGs 顯著高于對照（Cui et al.，2018）。將堆肥糞便和由堆肥糞便產生的生物炭施用于土壤，與堆肥相比，生物炭的施用顯著降低了土壤中ARGs 和MGEs 的豐度（Zhou et al.，2019）。生物炭在不同研究中產生的不同效果可能與不同的生物炭性質，ARGs 的賦存形態及其宿主等有關。但由于目前對ARGs 在土壤中的消減機制尚不明確，因此難以采取有效的強化措施。

另外，噬菌體療法被認為是治療抗生素抗性細菌的新方法（Kortright et al.，2019）。Sun et al.（2019）的研究發現生物炭與多價噬菌體聯合能夠阻控或消除抗生素抗性細菌和ARGs 的遷移，而且這種組合療法適用于多種土壤系統而不受非生物因素的干擾。目前，針對土壤ARGs 消減措施的研究仍處于初步階段，在接下來的研究中不僅要關注已有的污染處置方法對ARGs的處置效果，也要針對ARGs創新性的開發新的處理方法。

4 結語

外源污染物（抗生素、重金屬、ARGs 等）的輸入導致土壤尤其是農業土壤積累了大量的ARGs。部分ARGs 在土壤環境中繼續傳播擴散，增加了ARGs 的生態風險。目前針對不同種類及賦存形態ARGs 在土壤中的傳播規律、生態風險及消減的強化措施的研究仍需進一步加強。因此，針對目前的研究現狀，本文對土壤抗生素耐藥性的研究提出以下建議：

1）結合高通量測序與微生物培養等技術，闡明不同種類ARGs 與宿主之間的聯系。

2）重視土壤胞外游離ARGs 的環境風險。

3）闡明ARGs 在土壤環境中的轉移、消減過程的機制尤其是土壤細菌與致病菌之間的ARGs 轉移規律，并評估其風險等級。

4）通過科學的管理及農業措施減少ARGs 進入農業土壤并尋找強化ARGs 消減的新措施。