近年来，由于抗生素的大量使用，诱导和加速了抗生素抗性基因（Antibioticresistance genes，ARGs）的产生和传播(周启星等，2007)。细菌中携带ARGs的质粒、整合子以及转座子等可在同种属菌株间和不同种属的菌株之间发生水平基因转移，即使抗性菌株死亡后，携带ARGs的裸露DNA会在脱氧核苷酸酶的保护作用下长期存在(杨凤霞等，2013)。目前，ARGs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,已成为当前国际上的研究热点之一(王斌等，2014)。由于ARGs对水体所造成的污染及由此产生的环境效应日益严重，本文根据近年来相关研究成果对水环境中抗生素抗性基因污染进行综述，以期为今后的研究提供理论基础。
1 水环境中抗生素抗性基因的来源与污染现状
1.1 污水中的ARGs污染
水环境中抗生素污染主要来源是医用抗生素和饲用抗生素(章强等，2014)。无论是医疗废水还是养殖污水，最终都会进入污水处理厂，从而使污水处理系统中富含抗生素抗性基因。Chen 等在中国东部地区的杭州市及周边地区的不同污水处理厂的调查中，发现4 种四环素类基因tetM、tetO、tetQ、tetW 和两种磺胺类基因sul1、sul2(Chenet al.，2013)。Ma 等研究发现，我国南京市的某污水厂的水样中含有qacEΔl 和sul1 等多种抗性基因(Maet al.，2013)。Munir 等在密西根州的5 家不同处理工艺的污水厂水样中均检测出tetW、tetO 及 sul1 等抗性基因(Muniret al.，2011)。
由此可见，四环素类和磺胺类抗性基因污染较为普遍，这可能与这两类抗生素的广泛使用有关(邹威等，2014)。同时，在污水处理厂中还存在其他类型的抗性基因。Pellegrini 等在意大利某污水厂中检测出了β-内酰胺类抗性基因blaIMP-22(Pellegriniet al.，2009)。Szczepanowski等从污水处理厂的活性污泥菌群中提取了10种对红霉素具有高度抗性的抗生素耐药性质粒，并在其中8种编码质粒中发现了大环内酯类抗性基因mphA、mrx 及 mphRA的同源基因(Szczepanowskiet al.，2004)。由于中含有大量的编码抗性基因的耐药性质粒，使得污水处理厂中易于发生抗性基因的水平转移，从而进一步提高了污水处理厂中抗性基因的含量。总之，污水处理厂已经成为了抗生素抗性基因在环境中的一个重要基因库。
1.2 地表水中ARGs污染
虽然污水处理厂的处理工艺能够去除一部分抗性基因，但是仍有大量抗性基因随出水排入地表水中。近年来，研究人员在江河湖泊等地表水中检测出大量的抗生素抗性基因。罗义等在中国海河中也检测出磺胺类抗性基因和四环素类抗性基因，其中磺胺类抗性基因的检测频率与含量都高于四环素类抗性基因(罗义等，2012)。沈群辉等在黄浦江中检测到2 种磺胺类抗性基因(sul1、sul2)、8种四环素类抗性基因(tetA、tetB、tetC、tetG、tetM、tetO、tetW、tetX) 和1种内酰胺类抗性基因(TEM)，并利用实时定量PCR技术检测出这11种抗性基因的含量为3.66×10¹ copy·mL^-1 (tetB)—1.62×10⁵copy·mL^-1 (sul2)(沈群辉等，2012)。对北江水体中ARGs的研究发现sul1与16S-rRNA拷贝数的比值（相对丰度）在2.62×10^-3—4.16×10^-2之间，sul2丰度在2.60×10^-4 —7.09×10^-3水平(杨颖，2010)。
从上述研究结果可以看出，地表水体中含有较多的抗生素抗性基因，其中四环素类抗性基因和磺胺类抗性基因数量最多。这可能与这两种抗生素的大量使用及其在环境中的残留有关。总之，地表水体也是环境中抗生素抗性基因的一个主要基因库。
1.3 地下水中ARGs污染
研究表明，由于动物养殖场污水池及土壤中的抗性基因随着土壤的渗透作用使得地下水中也开始检测出抗性基因的存在。Chee-Sanford等在养猪场附近的化粪池内监测到8种编码核糖体保护蛋白的四环素抗性基因，即tetO、tetQ、tetW、tetM、tetP、tetS、tetT和otrA。这些抗性基因可渗滤到地下水中，在化粪池下游250m处的地下水中仍能检测到。Koike等在此研究的基础上，于2000—2003年连续对化粪池及地下水中的四环素抗性基因进行监测，结果显示，所有采样点均含有RPP基因tetM、tetO、tetQ、tetW和外排泵基因tetC、tetH、tetZ(Koikeet al., 2007)。Peak等对美国中西部8个化粪池内的6种四环素抗性基因进行了连续6个月的在线监测，结果表明，抗生素抗性基因的丰富度与抗生素的使用量有关，大量使用与混合使用抗生素的抗性基因含量显著高于不使用抗生素，而大量四环素抗性基因会对水质产生影响(Peaket al., 2007)。由此可见，地下水也是抗性基因的众多基因库之一。
2 ARGs在水环境中的传播扩散
细菌对抗生素的抗性一般表现为内在抗性和获得性抗性。内在抗性是指细菌天然对某些抗生素不敏感(苏建强等，2013)。获得性抗性涉及细菌遗传背景的改变。细菌可通过随机突变，或表达潜在抗性基因获得抗性，也可通过抗性基因水平转移获得抗性。细菌可移动遗传元件如接合性质粒、转座子、整合子及基因组岛等可以在同种甚至不同种菌株间发生水平转移，这大大加速了抗性基因的传播扩散(张骞月等，2015)。ARGs在水环境中的传播扩散主要是指饲用抗生素和医用抗生素诱导出的抗性基因污染源的传播和扩散(徐冰洁等，2010)。饲用抗生素主要用于水产养殖业的动物饲料添加剂。养殖动物肠道中的抗性菌株随粪便排泄后，进入到河流、湖泊或渗入到地下水中。这些肠道菌中的抗性基因通常位于质粒、转座子等可动遗传因子上，能够通过基因交换水平扩散到水体土著微生物中(沈怡雯等，2015)。水体土著微生物获得了抗性基因，由于适应性强，大量繁殖成为抗性基因的储存库。养殖动物性食用产品中的抗性基因极有可能随食物链进入人体。医用抗生素首先在人体内诱导出抗生素抗性菌株，这些编码了抗性的基因随粪便大肠菌群排出体外，进入到污水处理系统，随污泥再生经堆肥后作为动物饲料重新返回到农田生态系统，经雨水淋溶后抗性基因极有可能在地表水和地下水等不同环境介质中进行迁移(叶必雄等，2015)。
3 ARGs的降解与处理工艺
3.1 ARGs在水环境中的降解
水环境中，光照、温度、含氧量与微生物菌群均能影响ARGs的降解。
Engemann等利用中宇宙的方法发现四环素抗性基因tetO、tetW、tetM、tetQ、tetB、tetL在光照处理下水层基因消减系数为-0.72 d^-1，在黑暗处理下水层基因消减系数为-0.51d^-1，光照组抗性基因的降解显著高于黑暗组(Engemannet al.,2008)，充分验证了光照能加速水环境中ARGs的降解。黑暗条件下ARGs存留时间较长可能是由于基因与宿主细胞的光解减少了或者是由于光合作用的减少改变了群落的生态特性。在黑暗条件下光合作用和初级产物显著下降，理论上异养菌的生物有效性碳随之减少，导致在与抗性细菌竞争时失去优势。因此采用提高光照的措施来削减ARGs，以减少ARGs在水环境中的传播。
Pei等在研究牛奶厂废水中抗生素抗性基因对于生物处理的反应中发现，两种四环素抗性基因tetW、tetO两种磺胺类抗性基因sul1、sul2在20℃处理后的含量显著小于4℃处理后的含量(Peiet al.,2007)。较高的温度更有利于抗生素抗性基因的降解，可能因为高温处理是抗生素生物降解最有效的措施，抗生素含量的减少导致了选择性压力的减少，诱导产生的抗性也就相应减少。
厌氧有利于ARGs降解。厌氧条件下微生物的生物活性较低， ARGs的传播也受到抑制。Pei等研究发现，四环素抗性基因tetW、tetO与磺胺类抗性基因sul1、sul2在厌氧处理后的含量显著小于4℃处理后的含量。另有研究表明，废水中ARGs的浓度有明显的季节特征，冬季ARGs高于夏季，这与抗生素使用和微生物群落组成等有关。微生物群落组成对ARGs含量有一定的影响，细菌类型和多样性的变化促使ARGs含量发生变化。
3.2 ARGs的处理工艺
3.2.1 物理处理工艺
物理法主要是应用沉淀、过滤和紫外消毒等措施去除ARGs，去除机理即吸附和光降解等作用。城市污水厂初沉淀池可明显除去污水中的四环素类ARGs中tetA和tetB基因。此外，Mckinney等发现紫外线消毒（UV）消毒可去除1个数量级的甲氧西林（mecA）抗性基因，但对万克霉素（vanA）抗性基因无明显去除。消毒处理可以消减抗性细菌的总量，但有人发现抗性细菌的比例有所增加(Da Silvaet al.,2006)。
3.2.2 化学处理工艺
化学方法主要有石灰稳定法、臭氧和氯消毒等。Munir用石灰稳定法处理污泥中四环素类ARGs和磺胺类ARGs，sul1去除效果高于tetO(Muniret al.,2011b)。Macauley等比较了养猪废水中氯消毒、UV和臭氧消毒对金霉素、林可霉素、磺胺甲嘧啶和四环素抗性细菌的去除效果，结果为UV＞臭氧＞氯。但是消毒并非对所有ARGs都有效果。
3.2.3 生物处理工艺
生物处理工艺中活性污泥法、滴滤池、MBR、厌氧消化和人工湿地等对抗性基因都有去除效果。滴滤池对tetA去除效果高于活性污泥法，但差别不大(Boerjessonet al.,2010b)。四环素类ARGs和磺胺类ARGs的去除效果MBR法好于活性污泥法，且MBR工艺对耐药菌与抗性基因的去除效果达2.57-7.06 log单位。厌氧消化对sulⅠ去除效果约0.5 log单位，tetO去除效果约1 log单位。人工湿地处理3种四环素类ARGs（tetM、tetO和tetW）的结果发现沸石湿地对3种ARGs的去除效果要好于火山岩湿地。腐殖土中ARGs绝对含量要高于红壤，说明腐殖土对ARGs具有较好的累积能力。植物的存在减少了土壤中tetM和tetO累积量，但是增加了tetW累积量。植物对不同环境中的ARGs的含量具有一定的影响。
综上所述，可以通过改变环境因素和应用人为处理工艺等方法，从而达到有效遏制ARGs在水环境中传播和扩散的目的。但是最根本的办法依然要从源头上控制，改进抗生素的使用模式，改变其滥用现状，改进水管理方法和水处理技术，才能从根本上解决水环境中ARGs的污染问题。
4 ARGs的检测方法
目前，抗生素抗性基因的检测方法主要有两种，一种是传统微生物抑制法，另一种是分子生物学方法。近年来，分子生物学方法在传统PCR技术的基础上，发展到了Real time-PCR技术，实现了从定性到定量的飞跃(刘佳等，2011)。
4.1 传统微生物抑制试验法
传统的微生物方法主要是利用细菌的抗性表型来表达其抗性的大小，然后通过鉴定细菌所属的种类，确定ARGs的宿主特性，从而了解ARGs的来源及传播途径。
依赖微生物培养法是主要的传统研究方法，即基于最小抑制浓度的药敏试验。该方法可用来评估抗生素对微生物生长的抑制情况。抗生素的含量越高，微生物群落所受的生长抑制越大，在平板上形成的菌落则越小。圆盘检验法是目前的通用方法，通过将待测的环境样品处理液点在接种有试验菌的琼脂上，经在适宜条件下的一定的时间后，分析所形成的抑菌圈。抑菌圈表明抗生素的存在，而圈的大小则与抗生素的浓度相关，据此评估细菌对抗生素的抗性强弱。虽然传统的细菌培养法在细菌的抗性研究中发挥了很大的作用，但是，进行平板培养需要对环境中许多微生物的最适生长温度、湿度、营养成分、pH 和氧等因子十分了解，所以难以掌控。因此，以传统的微生物培养方法去评价细菌的抗性，不仅会低估微生物群落中的抗性微生物总量，而且试验误差也会相对较大。
4.2 分子生物学技术
4.2.1 PCR技术
PCR 是进行体外复制目的基因的过程(王丽梅等，2010)。在PCR 之前，需要对样品的目的基因进行提纯。细胞抽提法与直接溶解法是两种较为常见的DNA 提取法，前者首先需将微生物从环境中分离出来，然后提取DNA。此方法弊端较多：耗时、DNA 的损失率高、试验效果不理想等。后者是在不分离细胞的前提下通过物理、化学或酶的作用来直接裂解细胞释放DNA。该方法方便、灵敏、快速、准确，能够使样品中微生物群落状态更为真实地反映出来，因此广泛应用于ARGs的研究。普通的PCR技术无法实现对样品中目的基因的准确定量，而实时荧光定量PCR 则可以对水体中的目的基因进行定量，荧光试剂主要有荧光染料和荧光探针两种。其中TaqMan 荧光探针已经广泛应用于实际样品中的ARGs的定量分析，如污水中blaVIM、vanA、ampC 和mecA 的检测。相比于荧光染料，TaqMan探针具有荧光信号强、定量准确的优点。
4.2.2 DNA 微阵列技术
DNA 微阵列也叫寡核苷酸阵列，该技术多应用于临床样品ARGs的评估，因该方法的检测限过高，在ARGs浓度相对较低，基质复杂的环境样品中，检测应用很少。
4.2.3 宏基因组学
宏基因组学是将环境样品中的DNA 直接克隆到合适的载体，并导入宿主细菌，然后筛选出目的基因和测序分析的研究方法。宏基因组学法可以检测获得新的抗性基因，且不单单局限于已有序列的抗性基因类型。2004 年，Riesenfeld 等首次(Riesenfeldet al.,2004)将宏基因组学的方法应用于土壤样品中的DNA 的测定，构建了宏基因组文库6个，筛选出了9个表达氨基糖苷类抗生素抗性的克隆子，1个表达四环素抗性的克隆子。除一个ARGs外，余下所有的ARGs所编码的氨基酸序列全部与先前报道的序列差异度很大(相似度＜60%)，由此可以说明土壤是ARGs的储库。通过宏基因组学的方法，可以发现新的ARGs，同时能够客观地反映环境中ARGs的多样性(徐春燕等，2011)。
5 研究展望
鉴于目前对水环境中抗生素抗性基因的来源、传播和扩散机制尚缺乏系统的研究，对于其可能造成的生态风险缺乏系统研究数据。因此，我国今后的研究重点应主要集中在以下几个方面：
（1）建立水环境ARGs监测分析的方法体系，以加强这类新型污染物的研究。
（2）开展对不同种类ARGs在水环境中的来源、分布、传播研究，确定我国水环境ARGs的污染区域、污染种类和污染水平，建立我国水环境ARGs污染的数据库。
（3）研究水环境中ARGs的控制对策，建立ARGs的环境生态风险评估体系和预警体系，以保障人类健康、保护生态环境。


参考文献
 1. 周启星，罗义，王美娥， 抗生素的环境残留、生态毒性及抗性基因污染. 生态毒理学报， 2007（03）： 243-251.
 2. 杨凤霞，毛大庆，罗义等， 环境中抗生素抗性基因的水平传播扩散. 应用生态学报， 2013（10）： 2993-3002.
 3. 王斌，周颖，姜庆五， 环境中抗生素污染及对人群健康的影响. 中华预防医学杂志， 2014， 48（6）： 540-544.
 4. 章强，辛琦，朱静敏等， 中国主要水域抗生素污染现状及其生态环境效应研究进展. 环境化学， 2014， 33（7）： 1075-1083.
 5. H Chen,M Zhang, Occurrence and removal of antibiotic resistance genes in municipal wastewater and rural domestic sewage treatment systems in eastern China. ENVIRONMENT INTERNATIONAL, 2013, 55: 9-14.
 6. L Ma,X Zhang,F Zhaoet al., Sewage treatment plant serves as a hot-spot reservoir of integrons and gene cassettes. JOURNAL OF ENVIRONMENTAL BIOLOGY, 2013, 34(2SI): 391-399.
 7. M Munir,K Wong,I Xagoraraki, Release of antibiotic resistant bacteria and genes in the effluent and biosolids of five wastewater utilities in Michigan. WATER RESEARCH, 2011a, 45(2): 681-693.
 8. 邹威，罗义，周启星， 畜禽粪便中抗生素抗性基因(ARGs)污染问题及环境调控. 农业环境科学学报， 2014（12）： 2281-2287.
 9. C Pellegrini,P S Mercuri,G Celenzaet al., Identification of bla(IMP-22) in Pseudomonas spp. in urban wastewater and nosocomial environments: biochemical characterization of a new IMP metallo-enzyme variant and its genetic location. JOURNAL OF ANTIMICROBIAL CHEMOTHERAPY, 2009, 63(5): 901-908.
10. R Szczepanowski,I Krahn,B Linkeet al., Antibiotic multiresistance plasmid pRSB101 isolated from a wastewater treatment plant is related to plasmids residing in phytopathogenic bacteria and carries eight different resistance determinants including a multidrug transport system. MICROBIOLOGY-SGM, 2004, 150(11): 3613-3630.
11. 罗义，张宏杰，徐琳等， 天津海河流域抗生素抗性基因污染. 中国天津: 2012. 3.
12. 沈群辉，冀秀玲，傅淑珺等， 黄浦江水域抗生素及抗性基因污染初步研究. 生态环境学报， 2012（10）： 1717-1723.
13. 杨颖， 北江水环境中抗生素抗性基因污染分析. 硕士，2010.
14. S Koike,I G Krapac,H D Oliveret al., Monitoring and source tracking of tetracycline resistance genes in lagoons and groundwater adjacent to swine production facilities over a 3-year period. Applied and Environmental Microbiology, 2007, 73(15): 4813-4823.
15. N Peak,C W Knapp,R K Yanget al., Abundance of six tetracycline resistance genes in wastewater lagoons at cattle feedlots with different antibiotic use strategies. Environmental Microbiology, 2007, 9(1): 143-151.
16. 苏建强，黄福义，朱永官， 环境抗生素抗性基因研究进展. 生物多样性， 2013（04）： 481-487.
17. 张骞月，赵婉婉，吴伟， 水产养殖环境中抗生素抗性基因污染及其研究进展. 中国农业科技导报， 2015（06）： 125-134.
18. 徐冰洁，罗义，周启星等， 抗生素抗性基因在环境中的来源、传播扩散及生态风险. 环境化学， 2010（02）： 169-178.
19. 沈怡雯，黄智婷，谢冰， 抗生素及其抗性基因在环境中的污染、降解和去除研究进展. 应用与环境生物学报， 2015（02）： 181-187.
20. 叶必雄，张岚， 环境水体及饮用水中抗生素污染现状及健康影响分析. 环境与健康杂志， 2015（02）： 173-178.
21. C A Engemann,P L Keen,C W Knappet al., Fate of tetracycline resistance genes in aquatic systems: Migration from the water column to peripheral biofilms. ENVIRONMENTAL SCIENCE & TECHNOLOGY, 2008, 42(14): 5131-5136.
22. R Pei,J Cha,K H Carlsonet al., Response of antibiotic resistance genes (ARG) to biological treatment in dairy lagoon water. ENVIRONMENTAL SCIENCE & TECHNOLOGY, 2007, 41(14): 5108-5113.
23. M F Da Silva,I Tiago,A Verissimoet al., Antibiotic resistance of enterococci and related bacteria in an urban wastewater treatment plant. FEMS MICROBIOLOGY ECOLOGY, 2006, 55(2): 322-329.
24. M Munir,K Wong,I Xagoraraki, Release of antibiotic resistant bacteria and genes in the effluent and biosolids of five wastewater utilities in Michigan. WATER RESEARCH, 2011b, 45(2): 681-693.
25. S Boerjesson,A Mattsson,P Lindgren, Genes encoding tetracycline resistance in a full-scale municipal wastewater treatment plant investigated during one year. JOURNAL OF WATER AND HEALTH, 2010, 8(2): 247-256.
26. 刘佳，隋铭皓，朱春艳， 水环境中抗生素的污染现状及其去除方法研究进展. 四川环境， 2011， 30（2）： 111-114.
27. 王丽梅，罗义，毛大庆等， 抗生素抗性基因在环境中的传播扩散及抗性研究方法. 应用生态学报， 2010（04）： 1063-1069.
28. C S Riesenfeld,R M Goodman,J Handelsman, Uncultured soil bacteria are a reservoir of new antibiotic resistance genes. ENVIRONMENTAL MICROBIOLOGY, 2004, 6(9): 981-989.
29. 徐春燕，苏建强，鄢庆枇等， 抗生素抗性组学研究进展. 海南大学学报(自然科学版)， 2011（02）： 188-192.