抗生素的大规模生产和使用已经持续了70多年，极大地促进了人类的健康和农业生产.但越来越多的证据显示(Toleman et al., 2007)，随着抗生素的使用，微生物(包括病原菌和非病原菌)对抗生素的抗性在逐年增加，抗生素抗性基因通过水平转移，进入各种病原菌，给人类健康和环境安全构成了巨大的潜在危害.2011年德国爆发的“毒黄瓜”事件短期内使欧洲33人死亡、3000多人被感染，因为此次疫情的O104：H4血清型肠出血性大肠杆菌携带有氨基糖苷类、大环内酯类、磺胺类等多种抗生素的抗性基因，导致多种抗生素治疗无效(苏建强等，2013).临床上常见的一种致病菌——波美不动杆菌(Acinetobacter baumannii)，在30多年的时间里从一种对大多数抗生素敏感的细菌发展到了带有45种抗生素抗性基因的“超级细菌”，这些抗性基因通过基因的水平转移来源于各种环境微生物(Fournier et al., 2006).欧洲每年大约25000人死于抗生素抗性细菌(Laxminarayan et al., 2013)，美国每年至少2000000人的疾病和23000人的死亡是由于抗生素抗性所导致(Kennedy，2013).因此，世界卫生组织(WHO)已将抗生素抗性基因(ARGs)作为21世纪威胁人类健康的最重大挑战之一，并将在全球范围内对控制ARG进行战略部署(World Health Organization，2001).

由于抗生素不仅能够防治疾病，而且能够提高饲料效率、促进畜禽生长，因此，兽用抗生素(如四环素、泰乐菌素等)和一些微量金属元素如Cu、Zn、As等作为饲料添加剂在集约化畜禽养殖场得到了广泛使用.但抗生素和微量金属元素不能在动物体内完全代谢降解、吸收，这就导致相当比例的抗生素和大部分微量金属元素随粪便排泄出来，例如，约30%～90%的抗生素以母体的形式(Sarmah et al., 2006)和大部分铜(Nicholson et al., 2003；Bolan et al., 2003)随粪便排出体外，导致畜禽粪便中含有高浓度的残留抗生素和重金属(Li et al., 2010；Li et al., 2007).这些有毒有害污染物不仅严重威胁畜禽产品安全，而且随着畜禽粪污农用进入土壤、水体环境，导致微生物的抗性逐年增加，并且抗性基因通过水平转移，对环境和人体健康构成了巨大的潜在危害(Carattoli，2013；Toleman et al., 2007).

畜禽养殖粪污不仅污染物排放量大，而且常规污染物质化学需氧量、氮磷与有毒有害物质残留抗生素、重金属并存，呈现复合污染特征，是环境的主要污染源之一，并已成为抗生素抗性基因重要的蓄积库(Whitehead and Cotta， 2013).根据2010年发布的《第一次全国污染源普查公报》，我国2007年度集约化畜禽养殖业粪便产生量为2.43亿t，尿液产生量为1.63亿t，其中主要水污染物排放量中铜为2397.23 t，锌为4756.94 t.畜禽粪便已成为英国土壤中Cu、Zn等重金属的重要来源，其对土壤Cu和Zn积累的年贡献率分别达到了37%~40%和8%~17%(Nicholson et al., 2003).由于抗生素和重金属在畜禽养殖中的广泛使用，这不仅导致畜禽养殖场及其周边形成了一个重金属和抗生素交叉污染的典型环境，而且重金属对抗生素抗性基因的长期选择压力及重金属抗性基因和抗生素抗性基因的交叉分布特征更是加剧了这种污染.例如，已有研究表明，抗生素抗性基因的丰度与抗生素和砷、铜等重金属浓度显著相关，这表明砷、铜等重金属和抗生素的复合污染可以增加环境中抗性基因的丰度.相较于抗生素抗性基因，目前有关重金属抗性基因在各种环境中的传播、分布特征及转归机制的研究非常少(Besaury et al., 2013；Lejon et al., 2007；De la Iglesia et al., 2010)，更遑论有关重金属抗性基因控制的研究.

自2006年Pruden等(2006)将抗生素抗性基因作为一种新型环境污染物提出之后，有关其在各种环境中的传播、分布特征及转归机制等研究已引起广泛关注.生物处理(如厌氧发酵和好氧堆肥)和土地利用是畜禽粪便广泛应用的处理与处置方式.因此，在控制、治理和资源化利用畜禽养殖粪便中常规C、N、P污染物的基础上，如何有效控制和削减抗生素与重金属的复合污染及其抗性基因的水平传递，降低畜禽养殖粪便土地利用的生态风险将是本领域的技术难题和前瞻性课题.所以，本文的目的就是通过文献调研，综述国内外抗生素抗性基因和重金属抗性基因在畜禽粪便生物处理及土地利用全过程中的传播、分布与控制的研究进展，并对今后的研究重点和方向提出建议和展望，以期为我国畜禽养殖粪便的风险控制和资源化利用提供借鉴.

畜禽粪便中残留的抗生素和重金属特征决定了环境中抗生素和重金属抗性菌及其抗性基因的特征.不同国家和地区畜禽粪便中残留的抗生素和重金属差别很大(表 1).多项研究表明(Hölzel et al., 2010；Bibbal et al., 2007；Heuer and Smalla， 2007)，抗生素和重金属的使用量同抗性基因的丰度显著相关.在受到畜禽粪便污染的水体中，抗性基因的丰度相对于未受污染的区域增加了2～3 logs.如Peak等(2007)考察了3种四环素使用水平的养牛场中6种四环素抗性基因丰度，结果发现，四环素用量最大、用量较低和未使用的养牛场，其牛粪储存池中tet^R含量分别为2.8×10⁶、5.1×10³、7.3×10⁵ copies · mL^-1.

表1(Table 1)

表1 畜禽粪便中残留重金属和抗生素的文献数据 Table 1 Literature data of residual heavy metals and antibiotics in animal manure

表1 畜禽粪便中残留重金属和抗生素的文献数据 Table 1 Literature data of residual heavy metals and antibiotics in animal manure 地区 粪便类型 重金属和抗生素种类 浓度(Max Concentration DW) Ref 注：ND：Not Detected；DW：Dry Weight. 德国 猪粪 四环素 53 mg·kg-1 Hölzel et al., 2010   磺胺类抗生素 38 mg·kg-1   澳大利亚 猪粪 氯霉素 46 mg·kg-1 Martínez-Carballo et al., 2007   磺胺二甲嘧啶 20 mg·kg-1     四环素 23 mg·kg-1     土霉素 29 mg·kg-1   鸡粪 磺胺嘧啶 91 mg·kg-1   中国 猪粪 Cu 1250 mg·kg-1 Zhu et al., 2013   Zn 2250 mg·kg-1     As 90 mg·kg-1     四环素 15.2±7.4 mg·kg-1     氧氟沙星 12.5 mg·kg-1     恩诺沙星 ND     磺胺甲恶唑 5 mg·kg-1     磺胺二甲嘧啶 1.5 mg·kg-1     甲氧嘧啶 ND     磺胺甲基嘧啶 ND     磺胺嘧啶 2 mg·kg-1   中国 猪粪和鸡粪 Cu 1591 mg·kg-1 张树清等，2005   Zn 8710 mg·kg-1     Cr 688 mg·kg-1     As 65.4 mg·kg-1   中国 猪粪和牛粪 环丙沙星 33.98和29.59 mg·kg-1 Zhao et al., 2010   恩诺沙星 33.26和46.70 mg·kg-1     土霉素 59.06和59.59 mg·kg-1     金霉素 21.06和27.59 mg·kg-1   鸡粪 氟罗沙星 99.43 mg·kg-1     诺氟沙星 225.45 mg·kg-1     环丙沙星 45.59 mg·kg-1     恩诺沙星 1420.76 mg·kg-1

Binh等(2008)发现，sul1、sul2、bla_TEM及抗性质粒在猪粪中的含量同养殖场中抗生素的使用量直接相关.Looft等(2012)通过在饲料中添加金霉素、磺胺类抗生素及青霉素来研究猪肠道中抗性基因及微生物群落的变化，结果发现，不仅3种抗生素的抗性基因丰度大幅增加，而且其它类抗生素(在本实验中未添加)的抗性基因丰度也增加了.

不同畜禽粪便中，不同抗生素抗性基因的丰度也存在很大差异，这不仅与抗生素的使用类型和使用量直接相关，而且可能与抗生素的区域性使用差异有关.例如，在养猪场四环素类抗生素使用较多的地区，猪粪中残留的四环素(表 1)及其抗性基因含量(表 2)较高；在养鸡、养鸭场磺胺类抗生素使用较 多的地区，鸡粪和鸭粪中残留的磺胺类抗生素(表 1)及其抗性基因(表 2)的含量较高.同时，人们研究了减少抗生素使用量对抗生素抗性基因的削减作用.例如，Klare等(1999)调查了德国全面禁止畜禽养殖过程中使用阿伏霉素(avopracin)之后猪肉和人粪便中大肠杆菌的阿伏霉素抗性，结果发现，大肠杆菌的阿伏霉素抗性明显下降.在丹麦动物饲料添加剂中禁用阿维霉素(avilamycin)、红霉素(erythrocin)、万古霉素(vancomycin)和维吉尼霉素(virginiamycin)之后，Aarestrup等(2001)调查了畜禽粪便中大肠杆菌对这几种抗生素的抗性，结果发现，抗性均有不同程度的降低.这些都说明抗生素抗性的产生同抗生素的使用息息相关.但是，这种抗性的降低只是表现在抗性程度上，而实际上抗性基因即使在没有相应抗生素存在时，也会存在长达几年的时间(Johnsen et al., 2009).另外，很有可能抗性基因潜伏在微生物体内而没有进行表达产生抗性，当存在相应的环境压力时，通过基因水平转移，进入合适的微生物体内之后才会表现出抗性.

表2(Table 2)

表2 文献中有关畜禽粪便生物处理过程中抗生素抗性基因的分布 Table 2 Occurrence of antibiotic resistance genes in biological treatment processes of animal manure in literature

表2 文献中有关畜禽粪便生物处理过程中抗生素抗性基因的分布 Table 2 Occurrence of antibiotic resistance genes in biological treatment processes of animal manure in literature 粪便类型 养殖规模 处理工艺 ARG 平均丰度值d 参考文献 处理前 处理后 注：NA：Not Available；a：包括ermA、ermB、ermC、ermT、ermF、ermX；b：包括tetA、tetB、tetC、tetG、tetL、tetM、tetO、tetQ、tetW；c：包括sulI、sulII；d：平均丰度值，固体样品单位为copies · g-1，畜禽养殖废水单位为 copies · mL-1. 猪粪 NA 堆肥 erma 3.63×109 1.65×105 Chen et al., 2007 猪粪废水   氧化沟   3.63×109 2.67×1010   牛粪 NA     9.9×103     猪粪 18000   tetb 1.33×1011   Cheng et al., 2013     sulc 1.07×109         intlI 8.27×108     猪粪 1，874   tetb 5.15×1011         sulc 2.76×109         intlI 3.39×109     猪粪 837   tetb 9.33×1010         sulc 3.84×109         intlI 3.75×109     鸭粪 38000   tetb 3.17×109         sulc 8.13×1011         intlI 3.44×1011     鸭粪 7000   tetb 3.42×1010         sulc 3.99×109         intlI 2.60×109     鸡粪 79000   tetb 2.55×1010         sulc 3.14×1010         intlI 1.15×1010     鸡粪 25000   tetb 5.58×1011         sulc 8.59×109         intlI 6.96×109     羊粪 1000   tetb 1.78×1010         sulc 7.52×109         intlI 1.06×109     猪粪废水 18000 厌氧消化+多级A/O工艺+生态沟+无土培养沟+生态沟 tetb 1.78×1010 2.42×106       sulc 1.99×109 5.53×106       intlI 6.38×109 8.10×106   1，874 厌氧消化+生态沟+生态沟 tetb 7355×108 4.13×106       sulc 2.16×108 1.23×107       intlI 1.88×108 1.03×107   837 厌氧消化+生态沟 tetb 1.73×108 1.31×105       sulc 2.82×107 2.71×105       intlI 5.23×107 3.55×105

畜禽粪便生物处理的主要工艺为好氧堆肥和厌氧消化，均对抗生素抗性基因具有较好的削减效果.如Chen等(2007)采用实时定量PCR方法调查了6种红霉素抗性基因(erm)在牛粪和猪粪经堆肥处理、猪粪废水经氧化沟和生物滤池处理后的丰度，结果发现，相比氧化沟和生物滤池处理猪粪废水，堆肥可明显削减猪粪中的erm抗性基因，削减率最高达到了7.3 logs，而其它处理工艺对抗性基因基本无削减.Cheng等(2013)调查了杭州8个畜禽养殖场中10种四环素抗性基因、2种磺胺类抗性基因及整合子intl1的丰度和多样性，并考察了3个养猪场不同废水处理工艺(厌氧消化+ A/O工艺+生态沟)对这些抗生素抗性基因的削减情况，结果发现，12种抗性基因的丰度在经过厌氧消化后，大部分有所降低，但在后续的生物处理过程中，基本无变化，有些抗性基因如sul1和sul2丰度反而有所增加.

目前尚未有针对畜禽粪便厌氧消化和堆肥过程中抗生素抗性基因变化的研究报道，而对污泥厌氧消化过程中抗生素抗性基因变化的研究较多.如Ma等(2011)在实验室条件下研究了中温和高温厌氧消化对污泥中9种抗性基因的削减情况，结果表明中温厌氧消化能大幅削减sulI、sulII、tetC、tetG和tetX，并且随着水力停留时间的增加，削减效果更明显，但tetW、ermB和ermF反而会增加；47 ℃、52 ℃、59 ℃的高温厌氧消化能够更有效地削减tetW、ermB、tetO、tetX和ermB、ermF，却对其它抗性基因和intl1的削减效果很差，tetC和tetG反而有所增加；然而，污泥热水解预处理能够有效削减所有的抗性基因，但厌氧消化之后抗性基因都出现了反弹.Diehl和LaPara(2010)在实验室条件下研究了22 ℃、37 ℃、46 ℃、55 ℃条件下厌氧消化和好氧消化对污泥中tetA、tetL、tetO、tetW、tetX和intl1的削减情况，结果表明在37 ℃、46 ℃、55 ℃厌氧条件下，各种抗性基因都能大幅削减，但在好氧条件下各种抗性基因却基本无削减，他们据此提出高温厌氧消化或许是削减各种抗性基因较好的方式.

重金属抗性基因在畜禽粪便生物处理过程中的研究尚未见报道.总之，好氧堆肥和厌氧消化对畜禽粪便中抗生素和重金属及其抗性基因的削减均具有一定的效果，但工艺类型、工艺操作参数及微生物群落等对畜禽粪便生物处理过程中抗生素和重金属及其抗性基因赋存与转归的影响，需要进一步的试验研究.

畜禽粪便的土地利用给环境带来了大量携带有抗性基因的微生物，但这些微生物所带来的影响，相对于携带的抗性基因来说，可能只是瞬时的(Heuer and Smalla， 2007).Heuer等(2008)研究发现，猪粪施入土壤后，土壤中微生物群落在前10 d受到了较大的影响，但很快又恢复了；而在175 d之后土壤中sul1和sul2两种抗性基因的丰度仍然达到了10^-5 copies/16S rRNA.Heuer和Smalla(2007)研究了粪便和磺胺类抗生素对耕地中抗生素抗性基因的协同选择作用，结果发现这种协同作用至少持续了两个月，这主要是因为粪便中携带有更多的伴随有多种抗性基因的质粒，这些质粒转移到土壤中土著微生物体内，极大地延长了抗生素抗性基因在土壤中的存活时间.Knapp等(2010)分析了新西兰在1940—2008年间的土壤样品，发现自从1940年开始大面积使用抗生素之后，土壤中β-内酰胺类、红霉素及四环素抗性基因的丰度逐年增加，并且还在继续增长，这与自1950年开始大规模使用兽用抗生素一致.总之，畜禽粪便中微生物进入土壤之后，并没有对土壤中微生物群落结构产生太大的影响，但其中的抗性基因通过基因的水平转移，却在土壤中保留了很长时间(表 3).

表3(Table 3)

表3 畜禽粪便及其土地利用中抗生素抗性基因的分布a Table 3 Occurrence of antibiotic resistance genes in animal manure and its land application

表3 畜禽粪便及其土地利用中抗生素抗性基因的分布a Table 3 Occurrence of antibiotic resistance genes in animal manure and its land application 抗性基 因类型 粪便 log(ARG copies / 16S rRNA copies) 土壤背景值 log(ARG copies / 16S rRNA copies) 施用土壤 log(ARG copies / 16S rRNA copies) 参考文献 注：a：部分数据为原文图表中估算；ND:Not Detected；NA:Not Available；b：Manure produced by SDZ(sulfadiazine)-treated pigs；c：Manure produced by untreated pigs. tet-W -2.7 -6.3 -5.3(4 months later) Munir et al., 2011 tet-O -2.5 ND -6.8(4 months later)   sul-I -6.0 -5.4 -5.2(4 months later)   sul1 -1.6b、-2.1c -5.0 -2.5、-1.9(14 days later) -2.7、-1.7(63 days later) Kopmann et al., 2013 sul2 -1.8b、-2.3c -5.8 -3.3、-2.9(14 days later) -2.2、-1.5(63 days later)   traN -1.6b、-3.6c -3.8 -3.0、-2.0(14 days later) -4.3、-3.2(63 days later)   sulI -4.7(猪粪)、-1.5(牛粪)、 -2.5(家禽粪便) NA -1.8(猪粪)、 -1.7(牛粪)、 -3.3(家禽粪便)长期施用(下同) Ji et al., 2012 sulII -3.3(猪粪)、-2.3(牛粪)、 -1.7(家禽粪便) NA -2.8(猪粪)、-2.5(牛粪)、 -2.3(家禽粪便)   sulIII -2.8(猪粪)、-2.7(牛粪)、 -4.3(家禽粪便) NA -2.9(猪粪)、-3.8(牛粪)、 -4.7(家禽粪便)   sulA -1.4(猪粪)、-1.8(牛粪)、 -1.9(家禽粪便) NA -2.5(猪粪)、-2.0(牛粪)、 -2.0(家禽粪便)   tetM -3.8(猪粪)、-3.5(牛粪)、 -2.5(家禽粪便) NA -3.0(猪粪)、-3.0(牛粪)、 -2.8(家禽粪便)   tetW -5.2(猪粪)、-3.7(牛粪)、 -3.2(家禽粪便) NA -2.7(猪粪)、-3.0(牛粪)、 -3.5(家禽粪便)   tetBP ND(猪粪)、ND(牛粪)、 ND(家禽粪便) NA -4.7(猪粪)、-4.5(牛粪)、 -5.5(家禽粪便)   tetO -4.3(猪粪)、-5.2(牛粪)、 -4.2(家禽粪便) NA -4.5(猪粪)、-4.3(牛粪)、 -4.8(家禽粪便)

土壤性质对抗性基因的保留也有很大的影响.Munir等(2011)研究了施用猪粪和污泥的不同农田中tetO、tetW及sulI的丰度变化情况，发现农田A(壤土)中3种抗生素抗性基因的丰度均增加，而农田B(沙壤土)却无明显变化.由于其它各种复杂的原因，目前不仅很难清晰地说明畜禽粪便对土壤中抗生素抗性基因的分布究竟有什么作用(Heuer et al., 2011)，而且土壤理化特性对抗性基因赋存特征的影响也不清楚，这些均有待今后的深入研究.

畜禽粪便中重金属如Cu、Zn、As等间接促进了抗生素抗性基因的产生.如表 4所示，某些重金属和抗生素具有相同的抗性机制，因此，在重金属抗性增加的同时，可能会导致抗生素抗性的产生或加强(Ji et al., 2012).如Berg等(2010)通过未培养的方法，证明了Cu对四环素和万古霉素的抗性基因具有联合选择压力.Silveira等(2014)研究了从各种环境中筛选出的肠球菌(Enterococcus)中Cu抗性基因和ARGs的联合转移情况，结果发现，微生物的Cu抗性对肠球菌中的多重耐药性产生了选择压力，证明了Cu抗性基因(tcrB和cueO)在肠球菌中的水平转移，并且这种Cu抗性的水平转移同时伴随着红霉素、四环素、链霉素、万古霉素、庆大霉素、氨苄青霉素等多种抗性的转移.Nishino等(2007)研究了多重耐药菌沙门氏菌中双组分调控系统BaeSR，结果发现，当调节因子baeR高效表达时，能够显著提高Salmonella enterica的多重耐药性和Cu、Zn的抗性，baeR控制了mdtABC操纵子和tolC、acrD的表达，mtdABC和acrD同时决定了Salmonella enterica的多重耐药性和Cu、Zn的抗性.也就是说，Cu和Zn的选择压力均会导致baeR的高效表达，进而影响mdtABC操纵子和tolC、acrD的表达，从而导致Salmonella enterica抗生素抗性的增加.因此，在考察畜禽粪便土地利用对土壤中抗生素抗性基因的影响时，不仅应该考虑抗生素类物质，而且应考虑Cu、Zn、As等微量元素的影响.

表4(Table 4)

表4 具有相同抗性机制的重金属和抗生素(Baker-Austin et al., 2006). Table 4 Well-characterized examples of shared structural and functional characteristics of prokaryotic antibiotic- and metal- resistance systems(Baker-Austin et al., 2006)

表4 具有相同抗性机制的重金属和抗生素(Baker-Austin et al., 2006). Table 4 Well-characterized examples of shared structural and functional characteristics of prokaryotic antibiotic- and metal- resistance systems(Baker-Austin et al., 2006) 抗性机制 重金属 抗生素 参考文献 细胞通透性障碍 As，Cu，Zn，Mn，Co，Ag Cip，Tet，Chlor，β-lactams Silver and Phung， 1996；Ruiz et al., 2003 酶失活 As，Hg β-lactams，Chlor Mukhopadhyay and Rosen， 2002；Wright，2005 外排泵 Cu，Co，Zn，Cd，Ni，As Tet，Chlor，β-lactams Nies，2003；Levy，2002 胞外受体的改变 Hg，Zn，Cu Cip，β-lactams，Trim，Rif Barkay et al., 2003；Roberts，2005 螯合 Zn，Cd，Cu CouA Bontidean et al., 2000；Del Castillo et al., 1991

土壤中土著细菌含有许多抗性基因，现在用于大规模生产的抗生素生产菌基本都来自于土壤.但是，同畜禽粪便相比，土壤细菌自身携带的抗性基因无论在数量上还是在自身属性上均有很大区别.例如，在数量上，Yang等(2010)采用实时定量PCR方法，虽然没有在美国洛杉矶国家公园土壤中检测到tetB、tetC、tetW和tetO，但这些基因却大量存在于其它受农业活动影响的276个土壤样品中.其次，从抗性基因属性来看，土著细菌所携带的抗性基因大多同微生物正常的新陈代谢联系在一起，使微生物在低浓度的抗生素条件下生存，很少同水平转移因子结合在一起(Baquero et al., 2009).但是，在较大的环境选择压力下，如畜禽粪便中所含的抗生素和重金属，这些抗性基因会进行复制，并转移到转座子和质粒上以获得更高的抗性水平.而这些转座子和广谱的质粒或者其他的基因扩散因子，进入更大范围的微生物，从而使抗性基因得到了传播(Martínez2007 et al., 2007).

目前有关施用畜禽粪便的土壤中重金属抗性基因的分布特征尚未见报道，但是施用含重金属的有机粪肥后，土壤中微生物的重金属和抗生素抗性均产生了明显的变化.如Berg等(2010)的研究表明，含Cu有机肥进行土地利用后，Cu的加入不仅增加了土著微生物的Cu抗性，而且间接增加了具有Cu抗性微生物的抗生素抗性.

总之，现阶段畜禽粪便土地利用过程中抗生素、重金属、抗生素抗性基因的分布特征研究多集中在单因素，不仅缺乏复合污染条件下抗生素抗性基因的迁移与传播机制研究，而且重金属抗性基因的迁移转化有待进一步明确，同时迫切需要深入研究畜禽粪便的施用频率、施用量、施用时间和土壤类型、植物类型等对土地利用过程中抗生素和重金属及其抗性基因赋存与转归的影响.

抗生素抗性基因在不同环境中相互影响，并呈现一定的全球性.已有调查显示，从未使用过抗生素的环境中，抗生素抗性基因的数量却在逐年增加(Segawa et al., 2013)，这同抗性基因的传播方式和途径息息相关.

现阶段发现的微生物对抗生素产生抗性的机制主要有4种(Allen et al., 2010)：细胞通透性障碍、外排泵、抗性突变和抗生素失活机制.不同抗生素产生的抗性机制不一样.以四环素抗性基因为例(图 1)，迄今为止主要有35种类型的四环素抗性基因，包括外排泵机制24种、抗生素失活机制1种、核糖体保护蛋白机制(抗性突变机制)10种(McArthur et al., 2013).一般在研究抗生素抗性基因分布的时候，往往选择特定几种抗性基因来研究，以四环素抗性基因为例，外排泵机制选择tetG、tetA、tetC等较多，酶失活机制选择tetX，核糖体保护蛋白机制选择tetM和tetQ较多.这几类四环素抗性基因在环境中丰度一般比较高，具有代表性.不同环境中并不是存在所有抗性机制的抗性基因，这可能同定量PCR方法有一定的检测限有关.如Zhu等(2013)采用定量PCR方法检测到了28种四环素抗性基因中的22种.随着分子生物学技术的不断发展，新的抗性基因也不断被发现.如Su等(2014)利用功能基因组学的方法，筛选了不同土壤环境样品中多种抗生素抗性基因，结果发现，同已发现的抗生素抗性基因相比，氨基酸水平上只有2%的抗性基因的相似性在90%以上，67%以上抗性基因的相似性低于60%.这说明环境中还有很多尚未被认识的抗性基因.另外，微生物不断进化，人们相信新的抗生素抗性机制也会随之产生(Karisetty et al., 2013).

图 1(Fig. 1)

图 1 四环素抗性基因(McArthur et al., 2013) Fig. 1 Tetracycline resistance genes(McArthur et al., 2013)

水体、土壤和工业废弃物中的许多微生物都表现出了对重金属的抗性.同抗生素抗性基因一样，重金属抗性基因存在于染色体、质粒和转座子，有时两者连接在一起.由于不同重金属的电化学性质不一样，微生物对其抗性机制也有较大差别.现阶段主要有6种重金属抗性机制(Bruins et al., 2000)：细胞通透性障碍、细胞内外螯合、外排泵、酶解毒和降低受体敏感性.目前针对环境样品中重金属抗性的研究比较多，但是针对重金属抗性基因的研究比较少，大多是针对某个具体的微生物.以Cu为例，研究较多的是黄单胞杆菌属(Xanthomonas)中的抗性基因变化情况.如Behlau等(2013)研究了同柑橘相关的黄单胞杆菌属中Cu抗性基因的变化情况，证明了Cu抗性基因复杂的来源.Abou-Shanab等(2007)的研究结果表明，各种重金属的抗性基因都是大量存在于从含重金属Ni丰富的土壤及庭荠根际中筛选出的G⁺菌和G^-菌.

畜禽粪便携带大量的具有抗性的微生物，这些微生物带有大量的可移动因子如整合子、转座子和质粒等，进入环境后，增加了环境的抗生素抗性.基因的水平转移(Horizontal Gene Transfer，HGT)是抗性扩散的主要因素，这是因为畜禽粪便中的微生物并不能很好地适应新环境.已有研究表明(Hammesfahr et al., 2008；Heuer et al., 2008)，畜禽粪便中微生物群落结构完全不同于其他环境如土壤，畜禽粪便土地利用几个月之后，土壤中就很难再检测到来自于畜禽粪便中的微生物.但HGT却使大量的可移动因子进入到土著细菌，从而使抗性基因在土壤中长期存在.已有研究表明，猪粪能够促进抗性基因的水平转移(Gotz and Smalla， 1997；Jechalke et al., 2013；Musovic et al., 2014)，并且抗生素能够进一步增加整合酶和转移酶的活性，从而促进基因的水平转移，而这得益于细胞自身的SOS效应(Guerin et al., 2009).现已发现多种类型的整合子和成千上万的移动基因盒，而整合子分布于染色体、质粒和转座子上，但有趣的是抗生素抗性基因盒大多整合在质粒和转座子的整合子上，很少整合在染色体的整合子上(Partridge et al., 2009)，这些都加剧了抗生素抗性基因的水平转移.例如，现在研究最多的1类整合子主要是插入在Tn402家族的转座子上，并且捕捉sul1基因盒，这对很多临床上微生物抗性基因的聚集有很大关系.

另一方面，抗生素抗性基因进入受体细胞之后，需要表达来抵抗外来抗生素的影响，这增加了受体细胞的代谢负担，但通过质粒载体进入细胞之后，这种基因带来的代谢负担就会少很多，而且在传接几代之后会明显改善.另外，相当一部分抗性基因在进入受体细胞之后并不表达出活性，是一种沉默基因(Partridge et al., 2009)，在没有抗生素存在时，以最小的代价使抗性基因得到扩散，并且传统培养方法检测不到.

不同的抗生素抗性基因可能同时存在于同一个质粒或者转座子上，也就是说一种抗性基因的转移和增殖，伴随着另外一种抗性基因的转移和增殖，或者是获得了一种抗性基因之后，受体细胞对其它抗性基因的通透性加强，这样就产生了多重抗性基因，导致一种微生物同时具有多重抗性.例如，尽管畜禽养殖场未使用氨基糖苷类抗生素，但是氨基糖苷类抗生素抗性基因的数目却增加了近1万倍；同样地，在未使用酰胺醇类抗生素时，其抗性基因的丰度也增加了近500倍(Looft et al., 2012).这些都说明了抗生素之间存在的共选择作用(Co-selection).

重金属和抗生素存在复合选择压力的现象，环境中的重金属会促进抗生素抗性的增加.Knapp等(2011)研究了土壤中内在的抗生素抗性基因与重金属之间的关系，结果发现许多抗生素抗性基因的丰度与Cu含量呈显著正相关(p≤0.05)，其它重金属如Cd、Ni、Pb、Fe也与某些抗生素抗性基因呈正相关.Berg等(2005)的结果发现，施用含Cu肥料后，Cu的加入不仅增加了土著微生物的Cu抗性，而且也间接增加了具有Cu抗性微生物的抗生素抗性.

从抗生素抗性基因和重金属抗性基因复合分布的微生物角度来看，主要存在以下4种机制(见图 2)：①交叉抗性(Mata et al.,2000； Aendekerk et al., 2002).无论抗生素还是重金属，任何一方的抗性增加均会导致另一方的抗性增加.如TetL蛋白不仅能够向外排出四环素(Tet)，而且能够排出Co²⁺.②共抗性.当抗生素抗性基因和重金属抗性基因处在同一段基因上时，那么一种抗性基因的增加就会导致另一种抗性基因的增加.如链霉素抗性基因(strB)和汞抗性基因(merE)共存于质粒pHCM1，因此任何一个基因的扩增均会伴随着另外一个基因的同等扩增(Parkhill et al., 2001).③共调节抗性.各种调节系统在转录水平上是联系在一起的，那么重金属导致的抗性也会通过一种未知途径增加抗生素的抗性.如mex操纵子和CZC操纵子共同调节亚胺培南(Imipenem)和Co、Zn、Cd的外排泵机制抗性(Perron et al., 2004).

图 2(Fig. 2)

图 2 抗生素和重金属抗性基因复合分布的微生物学机理(Baker-Austin et al., 2006) Fig. 2 Molecular mechanisms that underlie metal and antibiotic co-selection(Baker-Austin et al., 2006)

抗生素污染主要集中在抗生素集中利用的一些地区，一般环境条件下抗生素含量都比较低，而一般环境中重金属含量往往是抗生素含量的几十至几百倍，所以重金属对抗生素抗性基因的影响至关重要，另外，环境温度、微生物群落结构及其它性质也会影响抗性基因的分布.至于哪种因素起到了决定性作用，现在尚无定论，需要进一步的研究.

很多研究表明，传统污水处理工艺对抗生素抗性基因和抗性菌的削减效果不明显(佟娟和魏源送，2012)，甚至出现抗生素抗性基因经过生物处理后增加的现象(Chen et al., 2010；Ma et al., 2011)，但也有研究表明，传统污水处理工艺对抗生素抗性基因具有明显的削减效果(Munir et al., 2011).目前抗生素抗性基因的控制尚未有明确的解决办法，但已有研究表明，污泥高温厌氧消化对抗生素抗性基因的控制具有明显的优势，这是因为高温过程能大幅减少质粒的结合，从而减少抗性基因的水平转移，进而削减抗性基因(Guan et al., 2007).那么可将厌氧消化作为畜禽粪便抗生素和重金属抗性基因削减与控制的一项策略进行深入探究，从“源头”控制抗性基因.

堆肥广泛应用于有机固体废弃物的处理，但目前有关堆肥过程中抗性基因分布特征的研究较少，缺乏堆肥工艺参数对抗性基因削减的研究.Zhu等(2013)调查了我国3个猪粪堆肥厂堆肥前后抗生素抗性基因丰度的变化情况，结果发现，抗性基因丰度有的增加，有的减少，有的变化不明显.Chen等(2007)研究了堆肥处理猪粪和氧化沟、生物滤池养猪废水，结果发现，堆肥后猪粪中各种红霉素抗性基因均大幅减少，ermA、ermB、ermC、ermF、ermT、ermX分别减少了2.3 logs、5.7 logs、5.0 logs、4.3 logs、7.1 logs、7.3 logs，并且堆肥对各种四环素抗性基因具有相似的削减效果，这可能是由于通风、高温和固相中基因水平转移的减少等共同作用导致了堆肥对抗性基因的有效削减.上述结果说明工艺操作参数对抗生素抗性基因的削减至关重要，因此，迫切需要深入探究工艺操作参数的优化对抗生素抗性基因削减的影响.

尽管国内外开展了大量的研究，但已有研究主要针对畜禽粪污、生物处理或土地利用的单一过程进行，缺乏对畜禽粪污—生物处理—土地利用的全过程进行考察，导致人们对全过程的抗生素和重金属及其抗性基因的赋存与转归特征缺乏全面、系统的认识，难以进行全面的风险评价，进而难以提出有效的抗性基因污染削减与控制策略.例如，在全过程中，抗生素是如何一步步降解？哪一步是抗生素降解的关键步骤？全过程中重金属形态的变化规律？复合污染条件下对抗性基因在全过程中的赋存与转归特征有何影响？如何在全过程中有效削减和控制抗生素抗性基因？现阶段不仅抗生素和重金属抗性基因在环境中复合分布特征的研究较少，而且非常缺乏在畜禽粪便生物处理过程中的赋存与转归特征、工艺参数对抗性基因削减、复合分布形态的影响等方面的研究.目前人们尚未对畜禽粪便中抗生素和重金属抗性基因的控制和削减提出明确的策略和出台相关的规定.针对以上情况，可在以下几个方面开展研究：

1. 深入研究畜禽粪便生物处理及其土地利用全过程中抗生素抗性基因和重金属抗性基因的分布特征及其影响因素，并对其进行风险评估.

2. 深入研究畜禽粪便生物处理及其工艺操作参数对抗生素、重金属、抗生素和重金属抗性基因、微生物群落结构的影响，尤其是高温厌氧消化和堆肥工艺.

3. 加强畜禽养殖粪便风险控制与资源化利用的综合管理研究，从源头上削减抗生素和重金属的使用量，进而削减和控制抗性基因污染.

4. 从前端(饲料兽药)、过程(粪污处理)和末端(土地利用)控制入手，研发适于全过程抗生素、重金属及其抗性基因的协同控制关键技术，为控制和削减畜禽养殖粪污中抗生素、重金属及其抗性基因提供科学依据和技术支撑.