抗生素抗性基因在飲用水系統中的污染特征與去除研究進展

王婷，李芬芬，馮萃敏，楊濰琪

(1.北京建筑大學 北京未來城市設計高精尖創新中心，北京 100044；2.北京建筑大學 水環境國家級實驗教學示范中心，北京 100044)

1928年亞歷山大·弗萊明爵士發現青霉素，開啟了抗生素發展的新時代[1]。今天抗生素已被應用于各個領域，但是其濫用和誤用，導致抗生素抗性細菌(ARB)和抗生素抗性基因(ARGs)在水環境中持續增殖并廣泛傳播，現已被發現存在于污水處理廠、水產養殖場、醫院廢水、地表水和地下水中，并且抗生素抗性基因可以通過環境傳播、轉移到飲用水系統中，嚴重威脅人類的健康[2]。本文對國內外飲用水系統中抗性基因的污染特征和去除進展的研究現狀進行了總結，并對未來的研究方向提出建議。

1 飲用水系統中抗生素抗性基因的污染現狀

人類健康與飲用水安全密切相關，對于飲用水水源地、飲用水處理系統及輸配水過程的保護皆是保障飲用水安全的重要途經?？剐曰虮蛔鳛橐环N新型污染物提出[3]，但目前未被列入飲用水水質標準檢測范圍，因此飲用水系統中抗性基因污染問題的解決仍是迫在眉睫。

在我國，多個流域、水源地、管網甚至是家庭水龍頭等環境都檢測出了不同程度的抗性基因污染，涉及四環素類、磺胺類、氨基糖苷類、萬古霉素類、大環內酯類以及β-內酰胺類等。研究表明，磺胺類和四環素類抗性基因檢出含量最高[4]。Tao等[5]在珠江流域對24種抗性基因進行檢測，發現tetA和tetB的檢出率分別為43%和40%，除此之外還在珠江流域發現氨基糖苷類和大環內酯類抗性基因。Xu等[6]發現湘江及其附近流域含有磺胺類、四環素類及喹諾酮類抗性基因。Guo等[7]對以長江三角洲為水源水的7個自來水廠進行四環素和磺胺類抗性基因檢測發現，其中2個自來水廠出水中含有抗性基因。此外，在我國松花江等[8]流域都檢測出一定濃度的抗性基因。除了河流、湖泊作為飲用水水源地，其抗性基因污染也很嚴重。在對金山湖29類抗性基因的檢測發現[9]，四環素類抗性基因檢出率為88%，磺胺類抗性基因檢出率為94%,鏈霉素類抗性基因檢出率為78%，喹諾酮類抗性基因的檢出率為72%。Yin等[10]在太湖發現的β-內酰胺酶類抗性基因中，blaTEM含量最高，其次是blaSHV，而blaCTX-M的含量最低。經調查發現，在我國城市湖泊中分離出的大多數細菌至少帶有兩種不同功能的抗性基因，在這些細菌中，革蘭氏陰性細菌的抗性基因檢出頻率高于革蘭氏陽性細菌[11]。在管網中，含有抗性基因的飲用水在經過配送后抗性基因的含量根據種類不同增減程度也不相同。王青等[12]通過對九龍江下游自來水廠的檢測發現管網中tetA和ermB的含量較出廠水有所下降，而tetG和vanA的濃度較出廠水卻有上升。Shi等[13]檢測發現經輸配水系統后飲用水中8種抗性基因的含量有明顯下降。Zhang等[14]通過DWDS系統模擬發現管網中可形成供抗性細菌附著生存的生物膜，為抗性基因的轉移、傳播提供了媒介，使抗性基因在同種或不同種宿主細菌之間進行水平轉移，造成管網中抗性基因濃度的變化。Wang等[15]學者檢測出了瓶裝水中含有ARB和抗性基因。除此之外，Zhang等[16]對全國71個城市的家庭水龍頭出水進行抗性基因檢測，發現磺胺類抗性基因的含量較高。

世界其他國家地表水環境與輸配系統中也有相似的抗性基因污染情況。波蘭某河流[17]檢測出了一定濃度的tetA和sulⅠ。加拿大地區某湖泊的大腸桿菌中發現含有一定濃度的tetA、tetB、blaTEM和sulII[18]。Stange等[19]發現德國萊茵河中blaTEM、blaSHV、sulⅠ、sulⅡ、tetA和tetB含量豐富。Dhanji[20]對英國泰晤士河檢測發現含有一定量的blaTEM和blaCTX-M。Xi等[21]發現美國飲用水輸配管網水中大部分抗性基因的含量要高于水廠出水和飲用水源地水。由此說明，抗性基因在世界各個國家飲用水系統中的污染已經非常普遍。

2 飲用水系統中抗生素抗性基因的來源及其影響因素

環境中抗生素抗性基因的來源主要以內在抗性和外源輸入為主[22]。細菌體內基因隨機突變或進行潛在抗性的表達使細菌產生的抗生素抗性即內在抗性，這是天然存在的抗性基因，并不是醫學抗生素的應用致使的，常存在于土壤等環境中?？股赜糜谥委熀皖A防人類疾病，在高水平下誘導產生抗性細菌，無法被人體吸收，隨糞便排出體外進入環境廣泛傳播，此為外源輸入。兩種方式產生的抗性菌株最終隨排泄物進入污水處理系統或經地表沖刷進入土壤、河流、湖泊或下滲到地下水中，使水環境成為一個巨大的抗性基因儲存庫。抗性基因在水環境中的污染途徑[23]見圖1。

圖1 抗性基因在水環境中的污染途徑Fig.1 Pollution pathway of resistance gene in water environment

飲用水大多由地表水經過一系列工藝處理而來，水源水則是抗性基因進入飲用水系統的主要來源。關于水源水中影響抗性基因含量的因素主要有化學污染、理化因素以及水生生物等方面。在對飲用水源保護不得當的情況下，重金屬、消毒劑和清潔劑等化學污染進入水源并逐漸積累，有助于抗性基因的傳播和進化。一些理化性質也對水源水中抗性基因的含量有所影響。研究發現，意大利某飲用水源湖泊水中tetA和sulⅡ豐度與溶解氧呈正相關，與葉綠素a呈負相關[24]。某城市河流中總有機碳和總氮與總抗性基因的絕對豐度呈正相關[25]。波蘭某流域水體中電導率、鹽度與磺胺類抗性基因豐度呈正相關[26]。水源地水生生物在抗性基因的增殖中也起著重要作用。研究發現與水蚤相關的細菌群落可以攜帶tetA[27]。河流中的噬菌體也被發現可以作為抗性基因的儲存庫，并且魚類糞便也有助于沉積物中抗性基因的富集[28]。另外，有學者發現氣候變化引起的氣溫上升等變化性可能會增加水體中抗性基因的濃度。研究表明，地表溫度升高10 ℃時大腸桿菌、肺炎桿菌、金黃色葡萄球菌的抗性分別升高了4.2%,2.2%和2.7%[29]。因此，對于飲用水系統中抗性基因的控制應從水源水的保護開始。

3 抗生素抗性基因的轉移機制

抗生素抗性基因的轉移通常有兩種方式，一種是通過細菌增殖的方式進行垂直傳播(VGT)，另一種是通過質粒、噬菌體和轉座子等可移動基因原件(MGE)進行的水平轉移(HGT)，它可以在同種及不同種菌屬間進行傳播，使更多的微生物具有抗性。

3.1 垂直傳播

抗性基因的垂直傳播是指在細菌增殖過程中已攜帶抗性基因的細菌通過繁殖將抗性基因傳遞給子代細菌，從而提高抗性基因在環境中的含量。自然界中存在著天然具有抗性基因序列的微生物，對抗生素表現出抗性。天然存在的抗性基因一般位于細菌基因組和質粒上[30]，其中位于基因組上的抗性基因通過自身繁殖傳遞給下一代實現增殖，位于質粒上的抗性基因其傳播方式與質粒特性有關，通過對環境適應能力的提高，在進化的同時相應的提高抗性基因的出現頻率。

3.2 水平轉移

抗性基因的水平轉移是通過整合子(integron)、轉座子(transposon)、及質粒(plasmid)等可移動基因原件的轉化(從死亡細胞中攝取胞外游離DNA片段)、轉導(噬菌體等介導的DNA)和接合(DNA由供體細胞轉移到受體細胞)等方式進行傳遞，見圖2[31]。

圖2 抗性基因的水平轉移機制Fig.2 Horizontal transfer mechanism of resistance gene

Ⅰ類整合子是環境中抗性基因進行水平轉移的主要載體之一。Yin等[10]在太湖中發現近40%的細菌中含有Ⅰ類整合子。Chen等[32]研究表明Ⅰ類整合子與sulⅠ基因呈正相關。研究者對揚子江沿岸15個湖泊沉積物樣品[33]的研究發現，Ⅰ類整合子與抗性基因豐度呈顯著正相關關系。這進一步證明了Ⅰ類整合子在抗性基因的水平轉移中起著重要作用?？剐曰虻乃睫D移是微生物在抗生素藥物的選擇性壓力下長期進化的結果，是微生物適應抗生素的主要分子機制之一[34]。生物學分析確定細菌中移動基因元件的轉移受細菌群落組成的控制，因此，在選擇性壓力下，抗性基因的增殖主要通過同種及不同種細菌間的水平轉移進行富集實現的。

4 飲用水處理工藝對抗生素抗性基因的處理進展

常規的飲用水處理工藝通過對重金屬、固體顆粒物、病原微生物等污染物的去除保障出水安全性，對抗性基因并沒有特定設施進行去除。飲用水系統中抗性基因的富集和去除程度與處理工藝類型有很大關系，見表1。

4.1 傳統處理工藝

傳統的飲用水處理通常涉及物理和化學過程，如混凝、沉淀、砂濾、消毒等。這些處理單元對不同的抗性基因去除效果不盡相同，但是抗性基因的種類與豐度基本上會有較大程度的減少。混凝劑可以使水體中的懸浮物質、有機物、抗性細菌等結合成大分子聚合物，經過砂濾后使抗性細菌含量減少，從而去除抗性基因。研究表明，在砂濾之后tetC和tetG的豐度增加，但抗性基因的絕對濃度減少。qepA、qnrA、qnrB、qnrD、qnrS、ermB、tetM、tetO、tetQ、tetS和tetW在過濾后的豐度都有所下降[39]。砂濾器中常用的石英砂可以去除水相中的微生物、懸浮顆粒物和抗性基因。此外，聚合氯化鐵和FeCl3在混凝過程中對sulⅠ、sulⅡ、tetO、tetW、tetQ和intlⅠ等抗性基因有一定的去除作用[40]。

表1 不同水處理方法對ARGs的去除效果Table 1 Removal effect of different water treatment methods on ARGs

4.2 膜過濾與生物活性炭處理工藝

飲用水處理廠為了保障出水水質，常采用超濾膜過濾單元進行處理。研究發現，超濾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]，但是對實際飲用水處理廠超濾膜單元出水進行檢測后，發現超濾對抗性基因的去除效果較差，由于抗性基因常存在于移動基因元件上，它們可以透過超濾膜轉移到飲用水輸配系統中的載體細菌上進行增殖與傳播。生物活性炭具有物理吸附、化學吸附、化學氧化和生物氧化等性質，常被作為一種高效的水處理工藝，但是其對抗性基因的去除效果卻不盡人意。Su等[39]觀察到顆粒狀活性炭會增加飲用水系統中抗性基因的含量，如tetS、fexA、qepA、qnrA和qnrD等抗性基因有上升趨勢，這可能是因為生物活性炭表面形成了促進抗性基因擴散的生物膜。

4.3 氯消毒

氯制劑被廣泛應用于飲用水消毒中進一步去除水樣中所含的致病微生物，但其在減少抗性基因豐度方面效果并不明顯。近幾年，有很多關于氯制劑處理飲用水中抗性基因及其去除機制的研究，研究表明，在高劑量情況下，游離氯可以破壞抗性細菌的細胞壁并進入細胞質，通過與DNA間的相互作用使抗性基因失活[42]。Shi等[13]通過宏基因測序發現，二氧化氯可以富集ampC、blaTEM-1、tetA、tetG、ermA和ermB，但對sulⅠ有很好的去除效果。在使用氯胺時也得到了同樣的結果，但是氯胺在去除磺胺類抗性基因方面比游離氯表現的更好。在經過游離氯處理過的飲用水中四環素類和β-內酰胺類抗性基因卻有很高含量，表明氯制劑對抗性基因的去除效果取決于目標抗性基因。氯化作用可以通過環境中抗性細菌向病原菌傳遞的方式增加抗性基因的豐度，表明氯化作用通過增強細胞通透性促進抗性基因的接合轉移[43]。此外，消毒副產物如二溴乙酸、二氯乙腈和溴酸鉀等也表現出了對抗性細菌的選擇作用[44]。Lv等發現致病性銅綠假單胞菌PAO1的致病基因來自于飲用水中消毒副產物的誘導作用，表明氯消毒可以誘導抗性基因的產生。

4.4 紫外線與高級氧化工藝

紫外線消毒產生的消毒副產物較少，常被作為消毒首選方式。研究表明，在315～400 nm劑量下，紫外線可以促進活性氧化物的形成，從而造成抗性細菌和抗性基因的氧化性損傷。200～280 nm的紫外燈照射下能促進DNA中環丁烷嘧啶的形成導致抗性細菌的失活[45]。將紫外線與高級氧化工藝(UV/氯、UV/H2O2、UV/Fe2+等)相結合能提高飲用水中抗性細菌和抗性基因的去除率。UV/氯工藝可以使抗磺胺甲惡唑假單胞菌HLS-6菌株1 min內完全失活，而紫外線單獨照射時5 min內完全失活[46]。研究表明，紫外線高級氧化工藝對抗性基因的去除除了與抗性基因種類有關外，還受pH值、有機物等飲用水相關的物理化學性質的影響[47]。在紫外線照射下，pH值由5～9時將會使sulⅠ的基因對數值從3.8下降到2.2，intIⅠ的對數值則由4.3下降到2.4。此外，Yoon等[48]研究結果表明，抗性基因的損傷動力學與僅紫外線照射后的損傷動力學相似，并且表明羥基自由基在抗性基因的失活中并不起主要作用。

4.5 光催化工藝

光催化可以滅活飲用水中細菌。對TiO2等光催化劑進行照射產生活性氧(ROS)如羥基自由基等，可以氧化細胞膜、RNA、DNA、蛋白質和脂類等殺死微生物。然而鮮有人利用光催化對飲用水中抗性細菌和抗性基因的去除進行研究。Guo等[49]發現在TiO2和H2O2存在下，用6 mJ/cm2劑量的UV254照射耐甲氧西林金黃色葡萄球菌(MRSA)可使其減少4.5～5 log，并且發現TiO2/UV可以有效去除抗性基因，使mecA和ampC分別降低5.8 log和4.7 log。

5 結論與展望

抗性基因進入飲用水系統大部分源于水源水，以水平轉移為主要方式進行傳播。

對比不同飲用水處理工藝對抗性基因的去除效果發現，不同的處理工藝對不同種類的抗性基因去除效果不盡相同，其中傳統飲用水處理工藝和光催化方法對抗性基因去除效果略好。

目前對于飲用水系統中抗性基因的去除僅停留在各處理工藝前后抗性基因的豐度變化的研究，對具體的去除機制鮮有探究。需要深入調查研究飲用水處理廠和輸配水系統中不同種類抗性基因的分布特征和傳播規律，進一步闡明抗性基因在飲用水系統各個環節中的遷移轉化機制，進行風險評估，并且建立飲用水處理廠抗性基因監測及預警機制，提出合理的控制措施，保障飲用水安全。