抗生素（antibiotics）原称抗菌素，是指由细菌、放线菌、真菌等微生物经培养而得到的某些产物，或用化学合成或半合成法制造的相同或类似的物质；在一定浓度下对病原体有抑制和杀灭作用。它不仅能杀灭细菌而且对霉菌、支原体、衣原体、螺旋体、立克次氏体等其它致病微生物也有良好的抑制和杀灭作用。目前被广泛使用的抗生素, 按照化学结构可分为β-内酰胺类、喹诺酮类、四环素类、氨基糖苷类、大环内酯类、磺胺类等。抗生素目前被广泛应用于人类疾病治疗、畜禽养殖和水产养殖业中，这些抗生素大部分不能完全被机体吸收，而是以原形或代谢物形式经由粪便排出体外，经不同途径最终进入土壤环境，在土壤中累积造成污染。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、传播以及耐药细菌形成的风险. 抗生素的滥用使90%以上不能被动物和人体吸收的部分，经过羟基化、裂解等代谢反应，最终以原药形态直接排放于环境中，形成广泛且难以控制的面源污染(周启星,2007)ARGs是一种新型、持久性的环境污染物. 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（Horizontal genetransfer，HGT），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)。ARGs的持久性和易传播扩散会成为环境污染的隐患。
1．土壤中抗生素的来源
土壤环境中的抗生素来源主要有以下方面：
（1）农用抗生素。抗生素进入土壤的最主要途径是通过向耕作土壤施入畜禽粪便(Gulkowska, et al.,2008)。大量未经无害化处理或经简单堆肥处理的含有抗生素残留的禽畜粪便作为有机肥施于农田，是土壤环境中抗生素的主要来源之一。在水产养殖中施用抗生素后，当渔塘污泥用做土壤调节剂施入农田土壤后也造成抗生素的污染。灌溉含抗生素的污水及喷洒抗生素防治水果、蔬菜和观赏性植物细菌性病害也是抗生素进入土壤的重要途径(俞慎,2011)。
（2）医用抗生素。这被认为是土壤中抗生素的另一个主要来源，在某些地区甚至成为土壤中抗生素污染的主要来源。医用抗生素的来源主要归为下列5类：①随病人粪便、尿液排出的处方抗生素；②医院、家庭丢弃的过期抗生素；③在药瓶和器械上残留的抗生素；④医药企业在生产过程中损失的抗生素；⑤抗生素生产过程产生的固体废弃物（菌渣），其主要成分为抗生素产生菌的菌丝体、残留培养基及少量抗生素及其降解物等.
1.1 畜禽粪便施肥
据不完全统计，全世界范围内的抗生素年使用量在2003年以前已高达100000到200000吨(Kummerer, K,2003)。根据美国FDA近期的一项调查：美国市场上销售的抗生素中有80%被应用于畜禽的养殖。中国作为世界上抗生素生产和使用最多的国家之一，2007年的一项调查报告显示：我国各类抗生素的年生产量210000吨，其中46.1%被用于畜禽养殖业，相当于美国1999年畜禽养殖业使用量的4倍(Hvistendahl, M,2012)。绝大部分含有抗生素的畜禽粪便未经无害化处理或经简单堆肥处理作为有机肥直接施于农田，导致抗生素直接进入土壤。
有文献报道，Zhao等(Zhao,2010)在中国8 个省、市、自治区规模化养殖厂的畜禽（牛、猪、鸡）粪便中都检测到了FQs、SAs、TCs抗生素的存在，并且抗生素残留水平表现出显著的区域和动物种类差异：位于东部的江苏省抗生素残留水平普遍要高于其他地区；对于SAs，残留浓度为鸡粪＞猪粪＞牛粪。Pan等在山东省猪粪样品中检测到CTC最高残留浓度为764.4 mg/kg，是目前国内外粪便抗生素残留最高水平(Pan,et al.,2011)。天津集约化养殖场的猪、鸡粪便中金霉素最高值达到563.8 mg/kg（干基），四环素和土霉素最高值分别为34.8和22.7 mg/kg. 菜田土壤中的四环素最高值达到196.7 μg/kg，金霉素最高值达到477.8 μg/kg，并且温室和大棚菜田土壤的四环素类抗生素残留水平高于露地菜田土壤(俞慎,2011)。
经过污水处理系统后，部分抗生素会被活性污泥吸附。污泥中检测到的抗生素主要包括四环素类、磺胺类、大环内酯类和氟喹诺酮类抗生素(Golet, et al.,2002)目前对污水处理厂抗生素的处理效果主要集中在废水中的去除率，对于吸附在活性污泥中的高浓度抗生素关注较少，未经过深度处理的剩余污泥通常作为肥料直接施于土壤。导致抗生素残留直接进入农田土壤，不仅污染土壤环境，还可能通过植物根系活动造成抗生素次生污染。
污水处理厂在处理制药废水、医疗废水和生活污水时，一般都是采用的常规处理技术和工艺，不能完全去除抗生素，导致含有抗生素残留的出水直接被排放到水环境。长期利用含抗生素的污水对农田灌溉，导致抗生素进入土壤环境。
1.4抗生素和ARGs的关系
抗生素的存在诱导了ARGs的产生。研究表明ARGs与其抗生素的使用之间存在相关性，且抗性强度与抗生素含量有关. 抗生素自身在环境中的迁移、转化及归趋等环境行为与其所诱导的抗生素抗性基因的广泛传播具有一致性和相似性(杨凤霞等,2013)。但ARGs产生后并不依存于抗生素，已有研究表明，即使在抗生素污染程度低，甚至是没有污染的地区都有ARGs的存在。因为ARGs的转移和含量变化过程可以不依存于抗生素，ARGs通过HGT及其他途径传播扩散，且土壤微生物群落结构会促使ARGs含量变化(Forsberg, et al.,2014)。
2．土壤中抗生素的迁移转化
抗生素进入土壤环境后，会发生吸附和降解等物理化学和生物过程。土壤的理化性质、有机质组成和抗生素本身的性质以及微生物活动之间的交互作用决定抗生素在土壤中的吸附和降解行为。
吸附是抗生素在土壤环境中迁移和转化的重要过程，其很大程度上取决于抗生素和土壤的特性。抗生素在土壤环境固相介质上的吸附行为决定了液相抗生素的浓度、抗生素在环境介质中的迁移、生物学效应及其降解速率(王冲,2014)。土壤吸附可能使得原本活性较强且易降解的抗生素在土壤中持久存在。一般用土壤吸附常数Kd值表示土壤对抗生素的吸附强度。Kd值高的物质容易吸附于土壤，移动性差；而kd值低的物质与土壤结合不牢固，容易移动到下层土壤或地下水(Tolls，2001)。影响抗生素在土壤中吸附的主要因素包括抗生素的种类、土壤pH、土壤矿物质、阳离子交换能力和有机质含量等(Lertpaitoonpan
,2009)。具体如下：（1）抗生素种类对抗生素的吸附分配系数( Kd值) 影响很大，如，四环素类含有的活性官能团最多，吸附性最强。磺胺类抗生素只含有苯胺基和酰胺基两个离子型官能团，在土壤中的吸附作用较弱，容易迁移进入地下水和地表水中。（1）土壤类型：黏质和壤质土壤对抗生素的吸附能力更强，而砂质土壤中积累的抗生素较易流失，很容易污染地表水和地下水。（2）pH：土壤的pH 值随土壤类型和组成的不同有所差异，并通过改变抗生素和吸附介质的电荷状态对吸附作用产生显著影响。例如：四环素类抗生素在土壤上的吸附能力随土壤或沉积物pH 的增加而降低。（3）阳离子交换能力：阳离子交换能力会影响吸附作用，如Na
+、K
+等一价金属离子会通过与阳离子态/零价态的抗生素竞争吸附位而对吸附作用产生影响。通过试验证明随着pH(4~8)的升高，土壤对四环素类的吸附能力逐渐减弱。这主要是由于在低pH条件下，四环素类以阳离子形式存在，吸附作用以阳离子交换吸附为主，随着pH 的升高，四环素的形态发生改变，离子交换能力减弱，从而影响吸附能力。磺胺类抗生素的吸附能力随pH(2.0~11.7)的增加呈先增加再降低的趋势，氨苯磺胺、磺胺甲恶唑和磺胺砒啶在pH值为9时吸附系数最大，磺胺嘧啶在pH 值为3 时吸附系数最大。（4）有机质含量：有机质是天然土壤主要的吸附活性组分之一，抗生素可以与有机质中的极性官能团发生氢键作用而被吸附。但是土壤中有机质的含量一般较低，并且有机质的存在可能会屏蔽黏土矿物表面的吸附位点，从而导致有机质在土壤吸附抗生素的机制中发挥的作用有限。
进入土壤中的抗生素会发生一系列的降解作用，主要有水解、光解和生物降解作用。一般认为，抗生素在环境中的降解与其化学特性（如水溶性、pH、挥发性和吸附性）、环境条件（如温度、土壤类型、pH 等）和使用剂量有关。
水解是有机污染物在水环境和土壤中的一种重要的降解途径。人们在研究抗生素水解时主要是考虑pH的影响各类抗生素中β-内酰胺类、大环内酯类和磺胺类易溶于水发生水解。大环内酯和磺胺类在中性pH条件下水解慢，且活性较低。β-内酰胺类在弱酸性至碱性条件下的降解速度都相当快。头孢菌素类抗生素在酸性、碱性和中性条件的水环境中都能发生水解反应。
Yang JF 等研究了磺胺嘧啶在三种土壤中的吸附、水解行为。结果表明，磺胺嘧啶在厌氧条件的土壤中存在更持久，厌氧条件下土壤微生物对磺胺嘧啶的降解起的作用不大。磺胺嘧啶在好氧贫瘠土壤中也发生降解，磺胺嘧啶的水解受pH 影响，只在酸性条件下水解(Yang, et al.,2009)。
光降解是在能接受到光照的水体表层中的抗生素降解的另一种重要途径，喹诺酮类和四环素类抗生素比较容易发生光降解。光降解是吸附在土壤表面的抗生素得以去除的主要因素。光降解程度与抗生素的类型、pH、季节、和纬度等环境条件有关(Kallenborn,et al.,2008)。一般而言，具有可光降解、水溶性和非易失性的物质在土壤表面易发生光降解，而大部分抗生素具有这3 个特征，因此通过畜禽施肥或灌溉进入土壤表面的抗生素在暴露于阳光的条件下较易发生光降解(Kumar,2012)。
生物降解是抗生素在环境中降解的最重要的途径。被生物降解的抗生素，可能转化为生物体的组成部分或是最终转化为没有生物毒性的无机或有机小分子。生物降解主要有植物降解和微生物降解两种方式。（1）微生物降解：光合菌、乳酸菌、放线菌、酵母菌、发酵丝状菌、芽孢杆菌、枯草杆菌、硝化细菌、酵母等都具有抗生素的降解功能。（2）植物降解：植物降解就是指环境中的污染物被绿色植物转化、吸收、代谢、降解，仍而达到对已受污染的水体、土壤和大气等环境的去毒、降毒的修复(Kirk, et al.,2005)。植物修复受污染的水土环境主要有3 种机制:①植物直接吸收有机污染物后转移或分解;②植物释放分泌物和特定酶降解土壤环境中的有机污染物;③植物促进根际微生物对土壤环境中有机污染物的吸收或利用转化。Kumar等研究结果表明玉米、叶用洋葱和甘蓝等3 种农作物能够吸收氯四环素，但不吸收泰乐菌素，且3 种作物体内氯四环素的含量随着肥料(畜禽粪便)中氯四环素含量的增加而增加。生菜和胡萝卜均可吸收土壤中的氟苯尼考和甲氧苄啶，但生菜吸收左旋咪唑，而不吸收恩诺沙星；胡萝卜却与之相反(Kumar, et al.,2005)。
已有研究表明，即使在抗生素污染程度低，甚至是没有污染的地区都有ARGs的存在. 一方面是水平基因转移使得ARGs能在不同细菌种群之间扩散，也能通过相邻水域迁移(Barlow, M,2009)。北黄海近岸海域水和沉积物中Escherichia coli（E. coli）和磺胺抗性E.coli（Re-E. coli）分布和抗性水平显示，ARGs之间存在水平转移(张婉茹等,2014)。HGT包括3种方式：转化、接合和转导。基因污染的特殊性使得ARGs可通过物种间遗传物质的HGT方式无限制地传播开来，存在于基因转移元件上的ARGs，更是可以通过自我复制一直存在于微生物群落中，难以控制和消除。
另一方面，在土壤环境中有研究表明，HGT不是土壤中ARGs含量的主要决定因素. Kevin等人就一系列农业土壤和草地土壤对18种抗生素的抵抗力进行了功能元基因组筛选，发现土壤细菌很少拥有物种之间ARGs交换的序列特征。认为土壤中细菌群落的组成结构是促使ARGs变化的首要因素(Forsberg,et al.,2014)。因此，微生物群落组成结构也是ARGs产生和传播的原因之一。
此外，人类活动对ARGs的产生和传播是有一定影响的。通过对原始地区的河流沉积物、农田和城市土壤中的ARGs进行调查，结果显示，原始地区河流沉积物中ARGs的种类和数量都明显比农田和城市土壤中低。受到人为活动干扰的环境中ARGs的浓度要明显高于未受人类活动干扰地区的浓度。同时，也有研究表明，原始地区ARGs的扩散传播途径和农田土壤中ARGs的扩散传播途径并没有显著差异(Yang, et al.,2010)。
3．土壤中抗生素的危害
抗生素在环境中的浓度普遍较低, 一般在μg/L级, 有的甚至低至μng/ L 级, 但仍然可能对环境存在风险。抗生素对土壤环境中微生物、动物、植物的生长发育均具有明显的抑制作用。所以,它们对环境构成潜在的威胁。环境中的抗生素可能存在的潜在风险主要表现在如下几个方面(王敏,2010):
（1）诱导耐药性细菌。抗生素的使用能诱导病原菌产生耐药性, 特别是由于长期大剂量的在饲料中添加抗生素, 导致产生了一些能够抵抗强力抗生素的病原菌, 这些病原菌珠的出现, 对人和动物的健康都极具威胁。另外, 抗生素能够导致耐药基因的产生, 而耐药基因又可以在不同的细菌间传递, 一旦这些耐药基因转移给致病菌, 就更增加了对人类健康的威胁。
（2）对微生物的影响。抗生素的作用就是抑制某类病菌的生长, 在水体及土壤中不具耐药性的菌株被抗生素杀死, 而具耐药性的优势菌得以大量繁殖, 因此长期低浓度抗生素的存在对微生物群落有一定的影响, 并且该影响可通过食物链对高级生物发生作用, 从而破坏了生态系统的平衡。
（3）对植物生长发育的影响。抗生素随动物的粪尿和城市污水施入农田, 对农田植物的生长发育产生影响。如0 .009～0 .012 mg/L四环素的动物粪便对猩猩木的液体培养物产生毒害;300～900mg/L的磺胺地索辛能明显抑制车前草、玉米等作物的生长, 并在植物的根部和叶中富集, 根部的浓度较高；土霉素和氯四环素减少了杂色豆植株的生节、鲜重, 并影响其对钙、钾和镁的吸收。而抗生素对植物生长发育的影响与其化学性质、使用剂量、土壤吸附能力及植物的品种有关。
（4）食品中抗生素对人类健康的威胁。抗生素长期作为添加剂大量用于畜牧生产, 会导致抗生素在动物食品肉、蛋、奶中残留, 人食用后,抗生素就会沿食物链传递到人, 一方面会引起人群的过敏反应, 严重时会造成食物中毒;另一方面, 部分药物还具有致癌、致畸、致突变或激素类作用, 严重干扰人类各项生理功能, 威胁人类健康。
4 防治措施
4.1 从源头控制使用
从源头控制抗生素的使用抗生素不规范使用和滥用问题严重，因此源头控制对治理抗生素污染具有很重要的作用。源头控制可以通过引入一些法律法规以及加强抗生素使用规范得以实现。另外，也可以使用对环境影响甚小的抗生素替代品．其中细菌素具有高效性、安全性、应用范围广和对病原菌不易产生抗性等诸多优点，目前已应用于食品、医学、养殖等多个领域(吴清平等,2010)。
从耕禾节能环保这几年的生态环境修复的情况来看，畜禽粪便施肥是抗生素进入土壤环境的主要途径，因此在粪肥进入土壤之前进行无害化处理是控制土壤抗生素污染的关键。目前国内外广泛使用、经济可行的处理畜禽粪便的方法是堆肥技术。通过堆肥和厌氧降解，畜禽粪便中的抗生素浓度可显著降低，从而大量减少暴露于土壤环境中抗生素的量。在堆肥过程中，畜禽粪便类型以及堆体的理化性质（如pH、堆肥温度、TN、TOC、TP、重金属总量）影响堆肥过程中微生物的活性，从而影响抗生素的去除效率。
耕禾节能环保在生态环境修复过程中通过实验研究了堆肥生产过程中，菌剂添加对鸡粪高温堆肥中四环素类抗生素（四环素和土霉素）降解、四环素抗性细菌和致病菌（大肠菌群和沙门氏菌）的影响。结果表明，菌剂添加可以提高鸡粪堆肥的高温期温度，促进肥料腐熟，并且能够提高土霉素的降解速率(仇天雷等,2015)。Arika等的研究表明，在55 ℃堆肥条件下，金霉素的降解率可超过99%(Arikan,2009)。田哲等研究表明，堆肥化处理可有效消减畜禽粪便中的四环素类抗生素，并且对抗性基因的扩散和传播具有一定的控制效果(田哲,2015)。另一研究表明，堆肥过程中四环素类药物的降解与微生物降解作用有关，除了热解、光解和水解等非生物降解机制，微生物降解是环境中四环素类抗生素去除的一种重要途径(田哲,2014)。
5．展望
最新的研究表明，在固体废弃物和垃圾渗滤液中也检测出较高水平的抗生素和ARGs。但是对其治理方面的对策还有待进一步研究研究。土壤环境中易降解的抗生素及ARGs种类及迁移转化规律，对于环境中抗生素和ARGs污染进行控制，降低其含量水平具有重要意义。通过研究新的抗生素降解技术及优化已有的生态环境修复处理工艺实现对抗生素和ARGs的高效去除效果，是目前和今后值得研究的发展方向。
[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[J]. 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[J]. 应用生态学报, 2013(10):2993-3002.
[3]
Gulkowska A, Leung H W, So M K, et al. Removal of antibiotics from wastewater by sewage treatment facilities in Hong Kong and Shenzhen, China[J]. WATER RESEARCH, 2008,42(1-2):395-403.
[4]
俞慎, 王敏, 洪有为. 环境介质中的抗生素及其微生物生态效应[J]. 生态学报, 2011(15):4437-4446.
[5]
Kummerer K. Significance of antibiotics in the environment[J]. JOURNAL OF ANTIMICROBIAL CHEMOTHERAPY, 2003,52(1):5-7.
[6]
Hvistendahl M. PUBLIC HEALTH China Takes Aim at Rampant Antibiotic Resistance[J]. SCIENCE, 2012,336(6083):795.
[7]
Zhao L, Dong Y H, Wang H. Residues of veterinary antibiotics in manures from feedlot livestock in eight provinces of China[J]. SCIENCE OF THE TOTAL ENVIRONMENT, 2010,408(5):1069-1075.
[8]
Zhao L, Dong Y H, Wang H. Residues of veterinary antibiotics in manures from feedlot livestock in eight provinces of China[J]. SCIENCE OF THE TOTAL ENVIRONMENT, 2010,408(5):1069-1075.
[9]
Pan X, Qiang Z, Ben W, et al. Residual veterinary antibiotics in swine manure from concentrated animal feeding operations in Shandong Province, China[J]. CHEMOSPHERE, 2011,84(5):695-700.
[10]
俞慎, 王敏, 洪有为. 环境介质中的抗生素及其微生物生态效应[J]. 生态学报, 2011(15):4437-4446.
[11]
Golet E M, Strehler A, Alder A C, et al. Determination of fluoroquinolone antibacterial agents in sewage sludge and sludge-treated soil using accelerated solvent extraction followed by solid-phase extraction[J]. ANALYTICAL CHEMISTRY, 2002,74(21):5455-5462.
[12]
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[J]. 应用生态学报, 2013(10):2993-3002.
[13]
Forsberg K J, Patel S, Gibson M K, et al. Bacterial phylogeny structures soil resistomes across habitats[J]. NATURE, 2014,509(7502):612.
[14]
王冲, 罗义, 毛大庆. 土壤环境中抗生素的来源、转归、生态风险以及消减对策[J]. 环境化学, 2014(01):19-29.
[15]
Lertpaitoonpan W, Ong S K, Moorman T B. Effect of organic carbon and pH on soil sorption of sulfamethazine[J]. CHEMOSPHERE, 2009,76(4):558-564.
[16]
Yang J, Ying G, Yang L, et al. Degradation behavior of sulfadiazine in soils under different conditions[J]. JOURNAL OF ENVIRONMENTAL SCIENCE AND HEALTH PART B-PESTICIDES FOOD CONTAMINANTS AND AGRICULTURAL WASTES, 2009,44(PII 9094341533):241-248.
[17]
Kallenborn R, Fick J, Lindberg R, et al. Pharmaceutical Residues in Northern European Environments: Consequences and Perspectives[M]//Kummerer K. 2008:61-74.
[18]
Kumar R R, Lee J T, Cho J Y. Fate, Occurrence, and Toxicity of Veterinary Antibiotics in Environment[J]. JOURNAL OF THE KOREAN SOCIETY FOR APPLIED BIOLOGICAL CHEMISTRY, 2012,55(6):701-709.
[19]
Kirk J L, Klironomos J N, Lee H, et al. The effects of perennial ryegrass and alfalfa on microbial abundance and diversity in petroleum contaminated soil[J]. ENVIRONMENTAL POLLUTION, 2005,133(3):455-465.
[20]
Kumar K, Gupta S C, Chander Y, et al. Antibiotic use in agriculture and its impact on the terrestrial environment[M]//Sparks D L. Advances in Agronomy. 2005:1-54.
[21]
Barlow M. What Antimicrobial Resistance Has Taught Us About Horizontal Gene Transfer[M]//Gogarten M B, Gogarten J P, Olendzenski L. Methods in Molecular Biology. 2009:397-411.
[22]
张婉茹, 那广水, 陆紫皓, 等. 北黄海近岸海域磺胺类抗生素及其抗性Escherichia coli分布[J]. 应用与环境生物学报, 2014(03):401-406.
[23]
Forsberg K J, Patel S, Gibson M K, et al. Bacterial phylogeny structures soil resistomes across habitats[J]. NATURE, 2014,509(7502):612.
[24]
Yang H, Byelashov O A, Geornaras I, et al. Presence of antibiotic-resistant commensal bacteria in samples from agricultural, city, and national park environments evaluated by standard culture and real-time PCR methods[J]. CANADIAN JOURNAL OF MICROBIOLOGY, 2010,56(9):761-770.
[25]
王敏, 唐景春. 土壤中的抗生素污染及其生态毒性研究进展[J]. 农业环境科学学报, 2010(S1):261-266.
[26]
吴清平, 黄静敏, 张菊梅, 等. 细菌素的合成与作用机制[J]. 微生物学通报, 2010(10):1519-1524.
[27]
仇天雷, 高敏, 韩梅琳, 等. 鸡粪堆肥过程中四环素类抗生素及抗性细菌的消减研究[J]. 农业环境科学学报, 2015(04):795-800.
[28]
Arikan O A, Mulbry W, Rice C. Management of antibiotic residues from agricultural sources: Use of composting to reduce chlortetracycline residues in beef manure from treated animals[J]. JOURNAL OF HAZARDOUS MATERIALS, 2009,164(2-3):483-489.
[29]
田哲, 张昱, 杨敏. 堆肥化处理对畜禽粪便中四环素类抗生素及抗性基因控制的研究进展[J]. 微生物学通报, 2015(05):936-943.
[30]
田哲, 张昱, 杨敏. 四环素类药物酶修饰基因-tet(X)的起源、分布及在环境中的作用[J]. 环境化学, 2014(12):2027-2037.
