抗生素抗性基因在饮用水系统中的污染特征与去除研究进展

王婷，李芬芬，冯萃敏，杨潍琪

(1.北京建筑大学 北京未来城市设计高精尖创新中心，北京 100044；2.北京建筑大学 水环境国家级实验教学示范中心，北京 100044)

1928年亚历山大·弗莱明爵士发现青霉素，开启了抗生素发展的新时代[1]。今天抗生素已被应用于各个领域，但是其滥用和误用，导致抗生素抗性细菌(ARB)和抗生素抗性基因(ARGs)在水环境中持续增殖并广泛传播，现已被发现存在于污水处理厂、水产养殖场、医院废水、地表水和地下水中，并且抗生素抗性基因可以通过环境传播、转移到饮用水系统中，严重威胁人类的健康[2]。本文对国内外饮用水系统中抗性基因的污染特征和去除进展的研究现状进行了总结，并对未来的研究方向提出建议。

1 饮用水系统中抗生素抗性基因的污染现状

人类健康与饮用水安全密切相关，对于饮用水水源地、饮用水处理系统及输配水过程的保护皆是保障饮用水安全的重要途经。抗性基因被作为一种新型污染物提出[3]，但目前未被列入饮用水水质标准检测范围，因此饮用水系统中抗性基因污染问题的解决仍是迫在眉睫。

在我国，多个流域、水源地、管网甚至是家庭水龙头等环境都检测出了不同程度的抗性基因污染，涉及四环素类、磺胺类、氨基糖苷类、万古霉素类、大环内酯类以及β-内酰胺类等。研究表明，磺胺类和四环素类抗性基因检出含量最高[4]。Tao等[5]在珠江流域对24种抗性基因进行检测，发现tetA和tetB的检出率分别为43%和40%，除此之外还在珠江流域发现氨基糖苷类和大环内酯类抗性基因。Xu等[6]发现湘江及其附近流域含有磺胺类、四环素类及喹诺酮类抗性基因。Guo等[7]对以长江三角洲为水源水的7个自来水厂进行四环素和磺胺类抗性基因检测发现，其中2个自来水厂出水中含有抗性基因。此外，在我国松花江等[8]流域都检测出一定浓度的抗性基因。除了河流、湖泊作为饮用水水源地，其抗性基因污染也很严重。在对金山湖29类抗性基因的检测发现[9]，四环素类抗性基因检出率为88%，磺胺类抗性基因检出率为94%,链霉素类抗性基因检出率为78%，喹诺酮类抗性基因的检出率为72%。Yin等[10]在太湖发现的β-内酰胺酶类抗性基因中，blaTEM含量最高，其次是blaSHV，而blaCTX-M的含量最低。经调查发现，在我国城市湖泊中分离出的大多数细菌至少带有两种不同功能的抗性基因，在这些细菌中，革兰氏阴性细菌的抗性基因检出频率高于革兰氏阳性细菌[11]。在管网中，含有抗性基因的饮用水在经过配送后抗性基因的含量根据种类不同增减程度也不相同。王青等[12]通过对九龙江下游自来水厂的检测发现管网中tetA和ermB的含量较出厂水有所下降，而tetG和vanA的浓度较出厂水却有上升。Shi等[13]检测发现经输配水系统后饮用水中8种抗性基因的含量有明显下降。Zhang等[14]通过DWDS系统模拟发现管网中可形成供抗性细菌附着生存的生物膜，为抗性基因的转移、传播提供了媒介，使抗性基因在同种或不同种宿主细菌之间进行水平转移，造成管网中抗性基因浓度的变化。Wang等[15]学者检测出了瓶装水中含有ARB和抗性基因。除此之外，Zhang等[16]对全国71个城市的家庭水龙头出水进行抗性基因检测，发现磺胺类抗性基因的含量较高。

世界其他国家地表水环境与输配系统中也有相似的抗性基因污染情况。波兰某河流[17]检测出了一定浓度的tetA和sulⅠ。加拿大地区某湖泊的大肠杆菌中发现含有一定浓度的tetA、tetB、blaTEM和sulII[18]。Stange等[19]发现德国莱茵河中blaTEM、blaSHV、sulⅠ、sulⅡ、tetA和tetB含量丰富。Dhanji[20]对英国泰晤士河检测发现含有一定量的blaTEM和blaCTX-M。Xi等[21]发现美国饮用水输配管网水中大部分抗性基因的含量要高于水厂出水和饮用水源地水。由此说明，抗性基因在世界各个国家饮用水系统中的污染已经非常普遍。

2 饮用水系统中抗生素抗性基因的来源及其影响因素

环境中抗生素抗性基因的来源主要以内在抗性和外源输入为主[22]。细菌体内基因随机突变或进行潜在抗性的表达使细菌产生的抗生素抗性即内在抗性，这是天然存在的抗性基因，并不是医学抗生素的应用致使的，常存在于土壤等环境中。抗生素用于治疗和预防人类疾病，在高水平下诱导产生抗性细菌，无法被人体吸收，随粪便排出体外进入环境广泛传播，此为外源输入。两种方式产生的抗性菌株最终随排泄物进入污水处理系统或经地表冲刷进入土壤、河流、湖泊或下渗到地下水中，使水环境成为一个巨大的抗性基因储存库。抗性基因在水环境中的污染途径[23]见图1。

图1 抗性基因在水环境中的污染途径Fig.1 Pollution pathway of resistance gene in water environment

饮用水大多由地表水经过一系列工艺处理而来，水源水则是抗性基因进入饮用水系统的主要来源。关于水源水中影响抗性基因含量的因素主要有化学污染、理化因素以及水生生物等方面。在对饮用水源保护不得当的情况下，重金属、消毒剂和清洁剂等化学污染进入水源并逐渐积累，有助于抗性基因的传播和进化。一些理化性质也对水源水中抗性基因的含量有所影响。研究发现，意大利某饮用水源湖泊水中tetA和sulⅡ丰度与溶解氧呈正相关，与叶绿素a呈负相关[24]。某城市河流中总有机碳和总氮与总抗性基因的绝对丰度呈正相关[25]。波兰某流域水体中电导率、盐度与磺胺类抗性基因丰度呈正相关[26]。水源地水生生物在抗性基因的增殖中也起着重要作用。研究发现与水蚤相关的细菌群落可以携带tetA[27]。河流中的噬菌体也被发现可以作为抗性基因的储存库，并且鱼类粪便也有助于沉积物中抗性基因的富集[28]。另外，有学者发现气候变化引起的气温上升等变化性可能会增加水体中抗性基因的浓度。研究表明，地表温度升高10 ℃时大肠杆菌、肺炎杆菌、金黄色葡萄球菌的抗性分别升高了4.2%,2.2%和2.7%[29]。因此，对于饮用水系统中抗性基因的控制应从水源水的保护开始。

3 抗生素抗性基因的转移机制

抗生素抗性基因的转移通常有两种方式，一种是通过细菌增殖的方式进行垂直传播(VGT)，另一种是通过质粒、噬菌体和转座子等可移动基因原件(MGE)进行的水平转移(HGT)，它可以在同种及不同种菌属间进行传播，使更多的微生物具有抗性。

3.1 垂直传播

抗性基因的垂直传播是指在细菌增殖过程中已携带抗性基因的细菌通过繁殖将抗性基因传递给子代细菌，从而提高抗性基因在环境中的含量。自然界中存在着天然具有抗性基因序列的微生物，对抗生素表现出抗性。天然存在的抗性基因一般位于细菌基因组和质粒上[30]，其中位于基因组上的抗性基因通过自身繁殖传递给下一代实现增殖，位于质粒上的抗性基因其传播方式与质粒特性有关，通过对环境适应能力的提高，在进化的同时相应的提高抗性基因的出现频率。

3.2 水平转移

抗性基因的水平转移是通过整合子(integron)、转座子(transposon)、及质粒(plasmid)等可移动基因原件的转化(从死亡细胞中摄取胞外游离DNA片段)、转导(噬菌体等介导的DNA)和接合(DNA由供体细胞转移到受体细胞)等方式进行传递，见图2[31]。

图2 抗性基因的水平转移机制Fig.2 Horizontal transfer mechanism of resistance gene

Ⅰ类整合子是环境中抗性基因进行水平转移的主要载体之一。Yin等[10]在太湖中发现近40%的细菌中含有Ⅰ类整合子。Chen等[32]研究表明Ⅰ类整合子与sulⅠ基因呈正相关。研究者对扬子江沿岸15个湖泊沉积物样品[33]的研究发现，Ⅰ类整合子与抗性基因丰度呈显著正相关关系。这进一步证明了Ⅰ类整合子在抗性基因的水平转移中起着重要作用。抗性基因的水平转移是微生物在抗生素药物的选择性压力下长期进化的结果，是微生物适应抗生素的主要分子机制之一[34]。生物学分析确定细菌中移动基因元件的转移受细菌群落组成的控制，因此，在选择性压力下，抗性基因的增殖主要通过同种及不同种细菌间的水平转移进行富集实现的。

4 饮用水处理工艺对抗生素抗性基因的处理进展

常规的饮用水处理工艺通过对重金属、固体颗粒物、病原微生物等污染物的去除保障出水安全性，对抗性基因并没有特定设施进行去除。饮用水系统中抗性基因的富集和去除程度与处理工艺类型有很大关系，见表1。

4.1 传统处理工艺

传统的饮用水处理通常涉及物理和化学过程，如混凝、沉淀、砂滤、消毒等。这些处理单元对不同的抗性基因去除效果不尽相同，但是抗性基因的种类与丰度基本上会有较大程度的减少。混凝剂可以使水体中的悬浮物质、有机物、抗性细菌等结合成大分子聚合物，经过砂滤后使抗性细菌含量减少，从而去除抗性基因。研究表明，在砂滤之后tetC和tetG的丰度增加，但抗性基因的绝对浓度减少。qepA、qnrA、qnrB、qnrD、qnrS、ermB、tetM、tetO、tetQ、tetS和tetW在过滤后的丰度都有所下降[39]。砂滤器中常用的石英砂可以去除水相中的微生物、悬浮颗粒物和抗性基因。此外，聚合氯化铁和FeCl3在混凝过程中对sulⅠ、sulⅡ、tetO、tetW、tetQ和intlⅠ等抗性基因有一定的去除作用[40]。

表1 不同水处理方法对ARGs的去除效果Table 1 Removal effect of different water treatment methods on ARGs

4.2 膜过滤与生物活性炭处理工艺

饮用水处理厂为了保障出水水质，常采用超滤膜过滤单元进行处理。研究发现，超滤可以有效去除了地下水中的ermB、mecA、blaSHV-5、ampC、tetO和vanA等抗性基因[41]，但是对实际饮用水处理厂超滤膜单元出水进行检测后，发现超滤对抗性基因的去除效果较差，由于抗性基因常存在于移动基因元件上，它们可以透过超滤膜转移到饮用水输配系统中的载体细菌上进行增殖与传播。生物活性炭具有物理吸附、化学吸附、化学氧化和生物氧化等性质，常被作为一种高效的水处理工艺，但是其对抗性基因的去除效果却不尽人意。Su等[39]观察到颗粒状活性炭会增加饮用水系统中抗性基因的含量，如tetS、fexA、qepA、qnrA和qnrD等抗性基因有上升趋势，这可能是因为生物活性炭表面形成了促进抗性基因扩散的生物膜。

4.3 氯消毒

氯制剂被广泛应用于饮用水消毒中进一步去除水样中所含的致病微生物，但其在减少抗性基因丰度方面效果并不明显。近几年，有很多关于氯制剂处理饮用水中抗性基因及其去除机制的研究，研究表明，在高剂量情况下，游离氯可以破坏抗性细菌的细胞壁并进入细胞质，通过与DNA间的相互作用使抗性基因失活[42]。Shi等[13]通过宏基因测序发现，二氧化氯可以富集ampC、blaTEM-1、tetA、tetG、ermA和ermB，但对sulⅠ有很好的去除效果。在使用氯胺时也得到了同样的结果，但是氯胺在去除磺胺类抗性基因方面比游离氯表现的更好。在经过游离氯处理过的饮用水中四环素类和β-内酰胺类抗性基因却有很高含量，表明氯制剂对抗性基因的去除效果取决于目标抗性基因。氯化作用可以通过环境中抗性细菌向病原菌传递的方式增加抗性基因的丰度，表明氯化作用通过增强细胞通透性促进抗性基因的接合转移[43]。此外，消毒副产物如二溴乙酸、二氯乙腈和溴酸钾等也表现出了对抗性细菌的选择作用[44]。Lv等发现致病性铜绿假单胞菌PAO1的致病基因来自于饮用水中消毒副产物的诱导作用，表明氯消毒可以诱导抗性基因的产生。

4.4 紫外线与高级氧化工艺

紫外线消毒产生的消毒副产物较少，常被作为消毒首选方式。研究表明，在315～400 nm剂量下，紫外线可以促进活性氧化物的形成，从而造成抗性细菌和抗性基因的氧化性损伤。200～280 nm的紫外灯照射下能促进DNA中环丁烷嘧啶的形成导致抗性细菌的失活[45]。将紫外线与高级氧化工艺(UV/氯、UV/H2O2、UV/Fe2+等)相结合能提高饮用水中抗性细菌和抗性基因的去除率。UV/氯工艺可以使抗磺胺甲恶唑假单胞菌HLS-6菌株1 min内完全失活，而紫外线单独照射时5 min内完全失活[46]。研究表明，紫外线高级氧化工艺对抗性基因的去除除了与抗性基因种类有关外，还受pH值、有机物等饮用水相关的物理化学性质的影响[47]。在紫外线照射下，pH值由5～9时将会使sulⅠ的基因对数值从3.8下降到2.2，intIⅠ的对数值则由4.3下降到2.4。此外，Yoon等[48]研究结果表明，抗性基因的损伤动力学与仅紫外线照射后的损伤动力学相似，并且表明羟基自由基在抗性基因的失活中并不起主要作用。

4.5 光催化工艺

光催化可以灭活饮用水中细菌。对TiO2等光催化剂进行照射产生活性氧(ROS)如羟基自由基等，可以氧化细胞膜、RNA、DNA、蛋白质和脂类等杀死微生物。然而鲜有人利用光催化对饮用水中抗性细菌和抗性基因的去除进行研究。Guo等[49]发现在TiO2和H2O2存在下，用6 mJ/cm2剂量的UV254照射耐甲氧西林金黄色葡萄球菌(MRSA)可使其减少4.5～5 log，并且发现TiO2/UV可以有效去除抗性基因，使mecA和ampC分别降低5.8 log和4.7 log。

5 结论与展望

抗性基因进入饮用水系统大部分源于水源水，以水平转移为主要方式进行传播。

对比不同饮用水处理工艺对抗性基因的去除效果发现，不同的处理工艺对不同种类的抗性基因去除效果不尽相同，其中传统饮用水处理工艺和光催化方法对抗性基因去除效果略好。

目前对于饮用水系统中抗性基因的去除仅停留在各处理工艺前后抗性基因的丰度变化的研究，对具体的去除机制鲜有探究。需要深入调查研究饮用水处理厂和输配水系统中不同种类抗性基因的分布特征和传播规律，进一步阐明抗性基因在饮用水系统各个环节中的迁移转化机制，进行风险评估，并且建立饮用水处理厂抗性基因监测及预警机制，提出合理的控制措施，保障饮用水安全。