劉苗苗，楊敏，張昱，姚宏

1. 北京交通大學(xué)土木建筑工程學(xué)院市政環(huán)境工程系 水中典型污染物控制與水質(zhì)保障北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100044 2. 中國(guó)科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心 環(huán)境水質(zhì)學(xué)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100085

環(huán)境中抗藥基因水平轉(zhuǎn)移研究進(jìn)展

劉苗苗1，楊敏2,*，張昱2，姚宏1

1. 北京交通大學(xué)土木建筑工程學(xué)院市政環(huán)境工程系 水中典型污染物控制與水質(zhì)保障北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100044 2. 中國(guó)科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心 環(huán)境水質(zhì)學(xué)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100085

抗藥基因是一種新型環(huán)境污染物，一旦被致病菌獲得，將導(dǎo)致抗生素的臨床使用失效，從而危害公共健康?？顾幓蚩赏ㄟ^(guò)轉(zhuǎn)移因子在細(xì)菌間傳播，加劇抗藥基因的擴(kuò)散效應(yīng)，提升了環(huán)境健康風(fēng)險(xiǎn)性，因此抗藥基因水平轉(zhuǎn)移受到了越來(lái)越多的關(guān)注。本文介紹了抗藥基因水平轉(zhuǎn)移的分子機(jī)制，總結(jié)了不同環(huán)境中各種抗藥基因水平轉(zhuǎn)移途徑的研究現(xiàn)狀，并對(duì)該領(lǐng)域?qū)?lái)的研究方向提出了展望，以期為環(huán)境中抗藥基因的調(diào)查評(píng)估、污染控制及合理管理提供理論參考。

抗藥基因；水平轉(zhuǎn)移；質(zhì)粒；整合子；噬菌體

自19世紀(jì)40年代青霉素首次被發(fā)現(xiàn)并成功使用以來(lái)，抗生素對(duì)疾病治療和人類健康起到了極大的促進(jìn)作用[1]。但隨著抗生素的大量生產(chǎn)及使用，其在環(huán)境中的殘留水平逐漸升高，對(duì)細(xì)菌形成了選擇壓力，由此顯著促進(jìn)了抗藥性的產(chǎn)生和傳播[2]?？顾幮砸坏┍恢虏【@得，會(huì)導(dǎo)致抗生素臨床治療失效，嚴(yán)重威脅人類健康。迄今為止，已在致病菌(如金黃葡萄球菌)中頻繁發(fā)現(xiàn)抗藥基因，并且許多細(xì)菌具有多重抗藥性，甚至進(jìn)化成對(duì)已有抗生素均具有抗藥性的超級(jí)細(xì)菌[3]。據(jù)美國(guó)疾病控制研究中心統(tǒng)計(jì)，美國(guó)每年至少有2 000 000人受到抗藥菌感染，其中至少23 000人死于這些感染(http://www.cdc.gov/drugresistance/)。

細(xì)菌抗藥性通過(guò)抗藥基因來(lái)實(shí)現(xiàn)遺傳表達(dá)?？顾幓蚓幋a具有特殊功能的蛋白質(zhì)，并通過(guò)修飾抗生素與核糖體的結(jié)合位點(diǎn)、泵出抗生素、或改變抗生素結(jié)構(gòu)等途徑使抗生素失去抑菌作用。細(xì)菌主要通過(guò)3種方式獲得抗藥性：從環(huán)境或其他細(xì)菌中通過(guò)水平轉(zhuǎn)移因子(如質(zhì)粒、整合子、基因盒、轉(zhuǎn)座子、病毒等)獲得抗藥基因；在抗生素及其他物質(zhì)(如重金屬、殺蟲(chóng)劑、納米材料等)的選擇作用下產(chǎn)生抗藥性；在遺傳過(guò)程中細(xì)菌自身發(fā)生基因突變[2]。其中抗生素及其他選擇壓力可以促進(jìn)抗藥基因的水平轉(zhuǎn)移和基因突變，但其中基因突變的發(fā)生概率較低。在過(guò)去的70年當(dāng)中，抗藥基因出現(xiàn)頻率大幅增加的主要原因是在殘留抗生素的選擇作用下，水平轉(zhuǎn)移促進(jìn)了抗藥基因的傳播和增殖[2]。

水平轉(zhuǎn)移是指抗藥基因通過(guò)接合、轉(zhuǎn)化、轉(zhuǎn)導(dǎo)等途徑在細(xì)菌和細(xì)菌之間、環(huán)境和細(xì)菌之間、病毒和細(xì)菌之間傳播，最終導(dǎo)致更多細(xì)菌獲得抗藥性[4]。水平轉(zhuǎn)移使抗藥基因的傳播突破了生物遺傳的種屬保守限制，抗藥基因可在同種屬細(xì)菌之間轉(zhuǎn)移，也可以在親緣關(guān)系較遠(yuǎn)的環(huán)境細(xì)菌和致病菌、或革蘭氏陰性菌和革蘭氏陽(yáng)性菌之間傳播[3]。致病菌中的抗藥基因很可能來(lái)自環(huán)境細(xì)菌，臨床上發(fā)現(xiàn)的氨基糖苷類、萬(wàn)古霉素類、β-內(nèi)酰胺類、喹諾酮類抗藥基因均和環(huán)境中的抗藥基因存在直接聯(lián)系[5]。常見(jiàn)致病菌中由質(zhì)粒攜帶的β-內(nèi)酰胺類抗藥基因CTX-M 可以溯源到環(huán)境中的Kluyvera spp.菌屬(克魯沃菌屬，屬于腸桿菌科，γ-變形菌綱)[6]。在臨床上分離到的具有環(huán)丙沙星抗藥性的Klebsiella pneumonia (克雷伯氏肺炎球菌)中發(fā)現(xiàn)，其質(zhì)粒上攜帶的喹諾酮類抗藥基因(qnr 基因)能追溯到幾種水生環(huán)境細(xì)菌[7-8]。致病菌水平轉(zhuǎn)移促進(jìn)抗藥基因的擴(kuò)散和增殖，提升了環(huán)境健康風(fēng)險(xiǎn)，因此環(huán)境中抗藥基因的水平轉(zhuǎn)移受到了科學(xué)家們的廣泛關(guān)注。

1 抗藥基因水平轉(zhuǎn)移的途徑、機(jī)制及相關(guān)基因元件

幾乎所有的功能基因都能進(jìn)行水平轉(zhuǎn)移[9]。介導(dǎo)抗藥基因水平轉(zhuǎn)移的轉(zhuǎn)移因子主要包括質(zhì)粒、整合子、轉(zhuǎn)座子和噬菌體?？顾幓蛩睫D(zhuǎn)移的途徑主要有3種，分別為接合、轉(zhuǎn)化和轉(zhuǎn)導(dǎo)(見(jiàn)圖1)[3]。其中，接合涉及到受體細(xì)菌和供體細(xì)菌之間的生理接觸，需要在細(xì)胞之間形成通道以供抗藥基因傳遞，抗藥基因能通過(guò)接合在不同界的生物之間進(jìn)行遺傳物質(zhì)傳遞，如細(xì)菌和植物之間，以及細(xì)菌和酵母菌之間，這種轉(zhuǎn)移方式主要通過(guò)可轉(zhuǎn)移的或可移動(dòng)的質(zhì)粒實(shí)現(xiàn)；轉(zhuǎn)化是指從環(huán)境中吸收游離的DNA，成為細(xì)菌自身的遺傳物質(zhì)，這種轉(zhuǎn)移方式能夠在親緣關(guān)系較遠(yuǎn)的微生物之間傳播；轉(zhuǎn)導(dǎo)是指噬菌體在自我復(fù)制的過(guò)程中將一個(gè)宿主的遺傳物質(zhì)轉(zhuǎn)移到另一個(gè)宿主當(dāng)中(普通轉(zhuǎn)導(dǎo))，或?qū)⑹删w吸附位點(diǎn)附近的DNA轉(zhuǎn)移到宿主當(dāng)中(特異轉(zhuǎn)導(dǎo))[4]。

圖1 抗藥基因的水平轉(zhuǎn)移機(jī)制[3]

1.1 整合子(integrons)

整合子通過(guò)基因盒(gene cassettes)的位點(diǎn)特異重組系統(tǒng)捕獲和轉(zhuǎn)移抗藥基因，同時(shí)提供啟動(dòng)子以實(shí)現(xiàn)基因盒的表達(dá)，在抗藥基因水平轉(zhuǎn)移中起到非常重要的作用[10]。整合子的主要結(jié)構(gòu)包括3個(gè)關(guān)鍵部分：整合酶基因(intI 基因)、特異重組位點(diǎn)(attI )、啟動(dòng)子(Pc)。整合子通常存在2種重組類型：(1)在attI 位點(diǎn)和attC 位點(diǎn)之間，在attI 位點(diǎn)上插入基因盒；(2)在2個(gè)attC 位點(diǎn)之間，基因盒被剪切[11]?；蚝屑瓤梢允蔷€狀形式的整合子，也可以是共價(jià)閉合的環(huán)狀游離基因。基因盒通常不帶有啟動(dòng)子，因此需要啟動(dòng)子輔助其實(shí)現(xiàn)抗藥基因的表達(dá)[12]。

根據(jù)整合酶基因序列可將整合子分為5類(I型～V型)，常見(jiàn)的整合子主要是I～I(xiàn)II型[10]。至今，已在整合子上發(fā)現(xiàn)了130余種抗藥基因，如編碼β-內(nèi)酰胺類、氨基糖苷類、甲氧芐氨嘧啶類、氯霉素類、喹諾酮類、利福平類、大環(huán)內(nèi)酯類等抗生素的抗藥基因。攜帶抗藥基因的整合子自身并不能轉(zhuǎn)移，但可以以其他轉(zhuǎn)移因子(如質(zhì)粒和轉(zhuǎn)座子)為載體實(shí)現(xiàn)抗藥基因在細(xì)菌之間的傳播。其中I型整合子在臨床和環(huán)境細(xì)菌，尤其是革蘭氏陰性菌中分布最為廣泛。I型整合子通常和一些較大的轉(zhuǎn)座子相連，如Tn402等，促進(jìn)了其在環(huán)境中的傳播，甚至環(huán)境細(xì)菌中I型整合子攜帶的基因盒多樣性高于臨床細(xì)菌[10]。II型整合子的檢出頻率僅次于I型整合子，但由于大多數(shù)II型整合子中含有一個(gè)終止子，使得II型整合子的基因盒組成較為穩(wěn)定，主要包括甲氧芐氨嘧啶類、氨基糖苷類、鏈絲菌素類抗藥基因。II型整合子通常與轉(zhuǎn)座子Tn7相連，因此加強(qiáng)了自身的傳播。目前，其他類型的整合子(III型～V型)在臨床細(xì)菌中檢出頻率較低，而在環(huán)境細(xì)菌中關(guān)于這些整合子的研究仍然較少。

值得一提的是，由于I型整合子具有如下特征：(1)與抗藥基因、抗重金屬基因、抗消毒劑基因相連；(2)在許多致病菌和非致病菌中均有檢出；(3)其宿主具有較短的世代時(shí)間，其豐度變化較快，且能通過(guò)水平轉(zhuǎn)移在細(xì)菌之間傳播；(4)在受人類活動(dòng)影響的環(huán)境中發(fā)現(xiàn)特異的I型整合子序列，因此，Gillings等[13]提出I型整合子可以作為人類活動(dòng)污染的指示基因。

1.2 插入序列共同區(qū)域和復(fù)雜整合子(insertion sequence common region and complex integrons)

隨著自然環(huán)境中殘留抗生素增加，整合子發(fā)生了進(jìn)化，因此有些整合子在基因盒區(qū)域以外增加了一些非基因盒抗性基因。這些非基因盒抗性基因通常與共同區(qū)域(CR , common region)相連，且位于I型整合子3’端保守區(qū)下游，由于共同區(qū)域含有正向插入序列(insertion sequence, IS)，因此也被稱為“插入序列共同區(qū)域”(insertion sequence common region, ISCR s)[14]。ISCR s作為一種新型轉(zhuǎn)移因子，由于其攜帶β-內(nèi)酰胺、碳青霉烯、氯霉素、甲氧芐啶和喹諾酮等多種抗生素抗藥基因而備受關(guān)注。根據(jù)保守區(qū)域結(jié)構(gòu)對(duì)已發(fā)現(xiàn)的ISCR s進(jìn)行分類，可分為20余類，其中1～3類ISCR s(ISCR 1～I(xiàn)SCR 3)上抗藥基因出現(xiàn)的頻率最高。除了自身攜帶抗藥基因外，ISCR s有一個(gè)重要特征，即能與普通整合子形成復(fù)雜整合子(complex integrons)，實(shí)現(xiàn)抗藥基因的傳播[14]。

1.3 轉(zhuǎn)座子(transponson)

轉(zhuǎn)座子(transposon)又稱跳躍基因(jumping gene)，是最早發(fā)現(xiàn)的可以水平移動(dòng)的遺傳單元，廣泛存在于原核生物和真核生物中。Courvalin等[15]觀察到一株沒(méi)有質(zhì)粒的臨床肺鏈球菌(Streptococcus pneumoniae )具有多藥抗性，后來(lái)發(fā)現(xiàn)該多藥抗性是由其染色體上的可連接轉(zhuǎn)座子(Tn1545, 25.3 kb)引起的，該轉(zhuǎn)座子可轉(zhuǎn)移到多種革蘭氏陽(yáng)性菌種，也可轉(zhuǎn)移到重組缺陷的大腸埃希氏菌(Escherichia coli HB101)及芽孢桿菌(Bacillus subtilis )的染色體上。轉(zhuǎn)座子轉(zhuǎn)移的第一步是剪切特定的遺傳分子(如抗藥基因)，形成不可復(fù)制的環(huán)形中間物；第二步是轉(zhuǎn)座子通過(guò)該環(huán)形中間物的特異位點(diǎn)插入實(shí)現(xiàn)遺傳因子(如抗藥基因)的水平轉(zhuǎn)移。轉(zhuǎn)座子宿主廣泛存在，能在革蘭氏陰性菌和陽(yáng)性菌之間傳播。一個(gè)細(xì)菌細(xì)胞內(nèi)可同時(shí)存在多個(gè)轉(zhuǎn)座子，轉(zhuǎn)座子既可以存在于質(zhì)粒上，也可以存在于染色體上，轉(zhuǎn)座子能攜帶多種抗藥基因，如四環(huán)素、紅霉素、氯霉素、卡那霉素抗藥基因。轉(zhuǎn)座子傳播抗藥基因主要有以下4種機(jī)制：(1)最常見(jiàn)的是轉(zhuǎn)座子內(nèi)部編碼的抗藥基因直接轉(zhuǎn)移；(2)通過(guò)編碼抗藥基因的質(zhì)?；蚱渌D(zhuǎn)座子的轉(zhuǎn)移而傳播抗藥基因，如Tn916轉(zhuǎn)座子的剪切和轉(zhuǎn)移有利于同一細(xì)胞中其他可接合轉(zhuǎn)座子的轉(zhuǎn)移，而位于不可接合質(zhì)粒上的可接合轉(zhuǎn)座子也使得該質(zhì)粒具有轉(zhuǎn)移能力；(3)整合到更大的可連接轉(zhuǎn)座子中，如Tn5251可整合到更大的含有更多抗藥基因的Tn5252中；(4)允許供體和受體之間進(jìn)行染色體上同源基因的重組[16]。

1.4 質(zhì)粒(plasmids)

質(zhì)粒(plasmids)是染色體外能夠進(jìn)行自主復(fù)制的DNA分子。來(lái)自細(xì)菌細(xì)胞的質(zhì)粒大多是雙鏈、共價(jià)閉合的環(huán)狀分子，以超螺旋形式存在，是細(xì)菌的輔助遺傳單位。質(zhì)粒對(duì)宿主生存沒(méi)有決定性作用，但其存在賦予宿主細(xì)菌特殊功能。根據(jù)質(zhì)粒攜帶的基因和功能不同，可分為抗性質(zhì)粒、致育因子、降解質(zhì)粒、侵入性質(zhì)粒等?？剐再|(zhì)?？赡軘y帶抗生素、重金屬等抗性基因，是抗藥基因轉(zhuǎn)移的最重要載體，前文所述的轉(zhuǎn)座子、插入序列共同區(qū)域、整合子等轉(zhuǎn)移元件都可以在質(zhì)粒上進(jìn)行組合，然后通過(guò)接合的方式實(shí)現(xiàn)轉(zhuǎn)移，因此，質(zhì)粒介導(dǎo)的傳播是抗藥基因水平轉(zhuǎn)移的最主要機(jī)制[17-18]。質(zhì)粒的接合轉(zhuǎn)移主要包括以下幾種類型：(1)自我傳送功能(self-transmissible)接合質(zhì)粒的轉(zhuǎn)移，如F-質(zhì)粒和大腸桿菌的RP4質(zhì)粒。(2)可移動(dòng)性(mobilizable)質(zhì)粒的轉(zhuǎn)移。一個(gè)不具有自我傳送功能但具有一個(gè)起始接合轉(zhuǎn)移位點(diǎn)(oriT )的質(zhì)粒能通過(guò)接合質(zhì)粒進(jìn)行轉(zhuǎn)移。如IncQ質(zhì)粒RSF1010可以通過(guò)接合IncP1質(zhì)粒(如RP4)進(jìn)行轉(zhuǎn)移。(3)共合體(cointegration)的轉(zhuǎn)移。一個(gè)沒(méi)有自我傳送功能及移動(dòng)功能的環(huán)狀質(zhì)?？梢耘c另一個(gè)有自我傳送功能的環(huán)狀質(zhì)粒合為一體，從而被轉(zhuǎn)移[19]。

1.5 噬菌體(bacteriophages)

噬菌體(bacteriophages)是生物圈中豐度最高的生物體，估計(jì)總數(shù)量范圍為1030～1032。噬菌體由DNA或RNA基因組及蛋白質(zhì)外衣組成，可將自身的基因組注入宿主細(xì)胞，之后，這些噬菌體基因組在整合酶的作用下整合到宿主基因組中，或在宿主細(xì)胞內(nèi)復(fù)制，該過(guò)程稱為轉(zhuǎn)導(dǎo)。在轉(zhuǎn)導(dǎo)過(guò)程中，噬菌體作為載體實(shí)現(xiàn)不同宿主細(xì)菌之間的基因交換，從而可能傳播抗藥基因[20]。近年來(lái)年，關(guān)于環(huán)境中噬菌體介導(dǎo)的抗藥基因水平轉(zhuǎn)移受到越來(lái)越多的關(guān)注。

2 抗藥基因水平轉(zhuǎn)移的研究方法

2.1 細(xì)菌培養(yǎng)和傳統(tǒng)分子生物學(xué)技術(shù)

在新一代測(cè)序技術(shù)出現(xiàn)以前，人們主要通過(guò)細(xì)菌培養(yǎng)、PCR、定量PCR、克隆、基因轉(zhuǎn)移等實(shí)驗(yàn)手段來(lái)研究抗藥基因的水平轉(zhuǎn)移。一方面，使用培養(yǎng)方法從環(huán)境中篩選抗藥菌，通過(guò)藥敏試驗(yàn)確定該細(xì)菌的抗性譜，并通過(guò)DNA提取、PCR檢測(cè)測(cè)定細(xì)菌中的轉(zhuǎn)移因子及攜帶的抗藥基因，最后以這些抗藥菌作為供體細(xì)菌，以抗生素敏感的模式細(xì)菌(如大腸桿菌、假單胞菌等)作為受體細(xì)菌，在一定條件下共同培養(yǎng)，考察抗藥基因從供體菌向受體菌轉(zhuǎn)移的概率[21]。另一方面，也可將環(huán)境樣品的總基因組作為研究對(duì)象，使用PCR、定量PCR等手段定性和定量分析抗藥基因及轉(zhuǎn)移因子的存在情況和豐度水平，并通過(guò)系統(tǒng)發(fā)育多樣性分析(克隆)、數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析(如相關(guān)性分析)來(lái)探討抗藥基因的來(lái)源及轉(zhuǎn)移因子在抗藥基因傳播中的可能作用[5, 22]。

2.2 新一代測(cè)序技術(shù)

新一代測(cè)序技術(shù)克服了環(huán)境中大多數(shù)細(xì)菌不可培養(yǎng)的局限性，目前已普遍應(yīng)用于抗藥基因及轉(zhuǎn)移因子的研究[23]。數(shù)以千計(jì)的宏基因組測(cè)序結(jié)果已上傳到一些公共平臺(tái)(如MG-RAST、IMG/M)中，這些測(cè)序結(jié)果可用于探索各種環(huán)境中的抗藥基因組(resistome)和轉(zhuǎn)移基因組(mobilome)[24-25]。Balcazar等[20]通過(guò)MG-RAST平臺(tái)比較了海洋、土壤、淡水、人類糞便、污水處理系統(tǒng)等不同環(huán)境樣品的測(cè)序結(jié)果(共27個(gè)宏基因組)，發(fā)現(xiàn)上述環(huán)境中均含有很高水平的轉(zhuǎn)移因子，包括質(zhì)粒、整合子、噬菌體，人類糞便、污水處理系統(tǒng)中的抗藥基因和轉(zhuǎn)移因子均高于其他自然環(huán)境。由于宏基因組測(cè)序不依賴于細(xì)菌培養(yǎng)，且能夠同時(shí)得到微生物群落組成和功能的信息，并且隨著測(cè)序方法的不斷更新，測(cè)序成本逐漸降低，公共數(shù)據(jù)庫(kù)和生物信息學(xué)分析手段日漸成熟和普及，該方法逐漸成為環(huán)境中抗藥基因研究的有力工具[26-27]。

3 環(huán)境中抗藥基因水平轉(zhuǎn)移的研究進(jìn)展

3.1 環(huán)境中質(zhì)粒介導(dǎo)的抗藥基因水平轉(zhuǎn)移

質(zhì)粒是抗藥基因轉(zhuǎn)移的重要媒介，尤其是廣譜宿主質(zhì)粒，能促進(jìn)抗藥基因在不同種屬、不同門、甚至不同界之間傳播，因此，它在各種環(huán)境中的出現(xiàn)、分布、基因型、抗藥性表型受到了廣泛關(guān)注。Binh等[28]對(duì)豬糞中的質(zhì)粒進(jìn)行了系統(tǒng)研究，使用E. coli 共捕獲了15個(gè)豬糞樣品中的228個(gè)轉(zhuǎn)化接合子(通過(guò)接合方式獲得了其他細(xì)菌基因的受體細(xì)菌)，并通過(guò)基因組DNA的PCR和雜交等技術(shù)，在豬糞中發(fā)現(xiàn)81個(gè)質(zhì)粒，包含了IncN、IncW、IncP-1、pHHV216等類型，并在這些質(zhì)粒上檢測(cè)到阿莫西林、磺胺類抗藥基因。Bengtsson-Palme等[21]使用測(cè)序方法在印度某抗生素污染河流中檢測(cè)到26種已知質(zhì)粒和21種新型質(zhì)粒，表明抗生素污染導(dǎo)致環(huán)境中的抗藥基因具有很高的水平轉(zhuǎn)移潛力。Szczepanowski等[29]從城市污水廠的活性污泥和出水中分別篩選了140株和123株細(xì)菌，通過(guò)高通量測(cè)序發(fā)現(xiàn)細(xì)菌質(zhì)粒上幾乎含有所有抗生素的抗藥基因。Zhang等[30]從城市污水活性污泥中直接提取總質(zhì)粒DNA，發(fā)現(xiàn)其中含有大量抗藥基因、整合子和轉(zhuǎn)座子，表明質(zhì)粒是污水處理系統(tǒng)中抗藥基因的重要傳播媒介。Parsley等[31]使用測(cè)序和功能宏基因組方法，在城市污水廠活性污泥的質(zhì)?；蚪M中發(fā)現(xiàn)了細(xì)菌抗藥基因，表明污水處理系統(tǒng)中抗藥基因可通過(guò)質(zhì)粒(接合)進(jìn)行轉(zhuǎn)移。在海洋的養(yǎng)殖區(qū)域、以及遠(yuǎn)海(離岸邊522 km)、深海(深度達(dá)8 200 m)區(qū)域均發(fā)現(xiàn)抗藥性細(xì)菌，并在其中檢測(cè)到質(zhì)粒攜帶的抗藥基因，且海洋細(xì)菌中的抗性質(zhì)粒存在情況與其抗生素污染程度存在正相關(guān)[32]。Jechalke等[33-34]使用PCR、定量PCR等分子生物學(xué)手段，在經(jīng)過(guò)100年污水灌溉的土壤中發(fā)現(xiàn)了28個(gè)IncP-1ε質(zhì)粒，且這些質(zhì)粒全部攜帶I型整合子，表明污水灌溉導(dǎo)致土壤中的質(zhì)粒、整合子、抗藥基因均顯著升高。

3.2 環(huán)境中整合子及異常插入序列介導(dǎo)的抗藥基因水平轉(zhuǎn)移

I型整合子作為最常見(jiàn)的整合子，在城市污水、醫(yī)療廢水、養(yǎng)殖廢棄物、土壤、地表水中均有報(bào)導(dǎo)(見(jiàn)表1)。I型整合子在革蘭氏陰性菌中分布尤其廣泛，在革蘭氏陰性人類病原菌、畜牧業(yè)病原菌和共生菌中的檢出率甚至高達(dá)40%～70%[11]。Agerso等[35]在豬糞和豬場(chǎng)土壤中分別篩選出了44和216株細(xì)菌，發(fā)現(xiàn)其中分別有25%和7%的細(xì)菌含有I型整合子，攜帶多種氨基糖苷類、甲氧芐啶類抗藥基因。Li等[36]結(jié)合篩菌和分子生物學(xué)方法，發(fā)現(xiàn)土霉素生產(chǎn)廢水處理系統(tǒng)出水異養(yǎng)菌中I型整合子的檢出率高達(dá)94.2%，但未在其基因盒區(qū)域發(fā)現(xiàn)相應(yīng)的四環(huán)素類抗藥基因。使用定量PCR方法調(diào)查發(fā)現(xiàn)，四環(huán)素和螺旋霉素生產(chǎn)廢水中I型整合子的相對(duì)豐度高達(dá)10-1～100數(shù)量級(jí)，且與多種四環(huán)素類、大環(huán)內(nèi)酯類抗藥基因呈顯著正相關(guān)[37-38]。Wang等[39]發(fā)現(xiàn)在豬糞灌溉的土壤中，I型整合子豐度為10-3數(shù)量級(jí)，并發(fā)現(xiàn)I型整合子和四環(huán)素類抗藥基因tet (G)、磺胺類抗藥基因sul (II)之間存在顯著正相關(guān)關(guān)系。Mokracka等[40]從波蘭某城市污水廠中篩選了1 832株腸細(xì)菌，發(fā)現(xiàn)其中207株(11.3%)含有I型整合子，14株(1.0%)含有II型整合子，并在其中發(fā)現(xiàn)了多種抗藥基因盒。I型整合子在自然水體中也很常見(jiàn)，Drudge等[41]綜合使用PCR和基因芯片等方法研究發(fā)現(xiàn)，某淡水水域中I型整合子中具有很高的多樣性，9種抗生素的抗藥基因均被檢出。

II型整合子的179位點(diǎn)含有編碼終止子的堿基序列，導(dǎo)致其合成的多肽不完整、無(wú)活性，因此，環(huán)境中II型整合子的檢出率和多樣性通常顯著低于I型整合子[10, 42]。Mokracka等[40]從城市污水廠篩選的腸細(xì)菌中發(fā)現(xiàn)14株(1.0%)細(xì)菌含有II型整合子，并在這些整合子上發(fā)現(xiàn)了氨基糖苷類、甲氧芐啶類、鏈絲菌素類等抗藥基因。Marathe等[43]在印度某抗生素生產(chǎn)廢水處理系統(tǒng)中發(fā)現(xiàn)II型整合子的檢出率高達(dá)80%，但未在其中發(fā)現(xiàn)抗藥基因盒。盡管目前II型整合子的檢出率較低，且攜帶的抗藥基因盒較少，但關(guān)于II型整合子在抗藥基因水平轉(zhuǎn)移中的作用仍需要更多的研究。

目前關(guān)于異常插入序列及復(fù)雜整合子也有一些報(bào)導(dǎo)。Wang等[44]從醫(yī)院環(huán)境篩選革蘭氏陰性菌，通過(guò)PCR檢測(cè)發(fā)現(xiàn)33.3%的細(xì)菌含有ISCR 1，并在其上發(fā)現(xiàn)了12種喹諾酮類、β-內(nèi)酰胺類抗藥基因。Kristiansson等[45]使用高通量測(cè)序的方法在抗生素生產(chǎn)廢水受納河流的排放口和下游檢出了ISCR 2。Xia等[46-47]發(fā)現(xiàn)從醫(yī)院廢水篩選的細(xì)菌中發(fā)現(xiàn)ISCR 1，該ISCR 1元件和I型整合子形成的復(fù)雜整合子攜帶多種喹諾酮類抗藥基因。

3.3 環(huán)境中噬菌體介導(dǎo)的抗藥基因水平轉(zhuǎn)移

通過(guò)噬菌體轉(zhuǎn)導(dǎo)的抗藥基因水平轉(zhuǎn)移可能也是一個(gè)重要途徑，環(huán)境中噬菌體介導(dǎo)的抗藥基因水平轉(zhuǎn)移受到越來(lái)越多的關(guān)注。噬菌體對(duì)環(huán)境中的細(xì)菌具有很高的適應(yīng)性[49]，裂解性噬菌體存在于30%的可培養(yǎng)細(xì)菌中；基于非培養(yǎng)方法的估計(jì)表明，土壤細(xì)菌中4%～68%攜帶噬菌體。雖然目前發(fā)現(xiàn)轉(zhuǎn)導(dǎo)對(duì)致病基因島、病毒特征轉(zhuǎn)移的作用超過(guò)對(duì)抗藥基因轉(zhuǎn)移的作用，但Allen等[50]對(duì)使用抗生素的豬糞噬菌體基因組進(jìn)行研究，發(fā)現(xiàn)抗生素的存在能對(duì)豬糞中的噬菌體產(chǎn)生選擇作用。Colomer-Lluch等[51]使用實(shí)時(shí)定量PCR方法，在城市污水和屠宰廢水的噬菌體基因組中均檢出β-內(nèi)酰胺類、喹諾酮類、磺胺類、甲氧西林抗藥基因，在城市污水和河水的病毒基因組中發(fā)現(xiàn)了較高水平的β-內(nèi)酰胺類抗藥基因bla (TEM)和bla (CTX-M)及磺胺類抗藥基因sul1 (102～104copies·mL-1，與之相比，細(xì)菌DNA中的抗藥基因豐度為105～107copies·mL-1)，并通過(guò)轉(zhuǎn)移實(shí)驗(yàn)驗(yàn)證了這2種基因能使抗生素敏感的埃希氏大腸桿菌(E. coli )中產(chǎn)生β-內(nèi)酰胺類抗藥性，證實(shí)了環(huán)境中抗藥基因通過(guò)噬菌體傳播的可能性[52]。此外，該作者在城市污水和動(dòng)物養(yǎng)殖廢水的噬菌體DNA中檢出喹諾酮類抗藥基因qnr A和qnr S，豐度水平達(dá)到101～103copies·mL-1，并發(fā)現(xiàn)一些噬菌體誘導(dǎo)因子(如EDTA、檸檬酸鈉)導(dǎo)致噬菌體基因組中喹諾酮類、β-內(nèi)酰胺類抗藥基因豐度升高[53]。Marti等[54]使用qPCR方法定量研究發(fā)現(xiàn)，醫(yī)院廢水和城市污水處理系統(tǒng)出水的病毒基因組中含有較高水平的β-內(nèi)酰胺類、喹諾酮類抗藥基因，其中qnr S和blaSHV的豐度達(dá)到104copies·mL-1。

表1 環(huán)境中I型整合子和II型整合子攜帶的抗藥基因盒Table 1 Antibiotic resistance gene cassettes in Class 1 and Class 2 integron from environment

4 抗藥基因水平轉(zhuǎn)移的影響因素

首先，抗藥基因水平轉(zhuǎn)移受供體細(xì)菌和受體細(xì)菌濃度的影響。由于接合轉(zhuǎn)移需要細(xì)胞和細(xì)胞之間接觸形成鞭毛或膜孔通道，因此細(xì)菌濃度高可能有利于接合轉(zhuǎn)移的發(fā)生。Guo等[55]從城市污水廠篩選含有抗藥性質(zhì)粒的大腸埃希氏菌(E. coli )作為供體細(xì)菌，使用不具有抗藥性的E. coli NK5449作為受體細(xì)菌，發(fā)現(xiàn)細(xì)菌濃度低于104CFU·mL-1時(shí)，接合轉(zhuǎn)移受到明顯抑制(幾乎不發(fā)生接合轉(zhuǎn)移)，而高于105CFU·mL-1時(shí)，不受細(xì)菌濃度影響，表明可能存在接合轉(zhuǎn)移的細(xì)菌濃度閾值。

其次，環(huán)境中的營(yíng)養(yǎng)元素，如碳源、氮、磷等也對(duì)抗藥基因水平轉(zhuǎn)移產(chǎn)生顯著影響。Guo等[55]發(fā)現(xiàn)添加葡萄糖、α-乳糖能將城市污水中抗藥基因的水平轉(zhuǎn)移頻率提高1～4個(gè)數(shù)量級(jí)，而添加氮和磷也能顯著提高接合轉(zhuǎn)化子的數(shù)量。

此外，環(huán)境中的抗生素、重金屬選擇壓力可能促進(jìn)抗藥基因的水平轉(zhuǎn)移。Zhu等[56]使用高通量定量PCR芯片(high-capacity quantitative PCR arrays)比較了飼喂抗生素和不飼喂抗生素的豬糞處理處置過(guò)程中的抗藥基因和轉(zhuǎn)移因子，發(fā)現(xiàn)土霉素和銅均促進(jìn)了抗藥基因和轉(zhuǎn)移因子水平的升高，且抗生素和重金屬同時(shí)存在會(huì)形成更強(qiáng)的促進(jìn)作用。醫(yī)療廢水、制藥廢水等環(huán)境中抗生素濃度高，對(duì)生物處理的功能主體-細(xì)菌形成較強(qiáng)的選擇作用，為抗藥基因的水平轉(zhuǎn)移創(chuàng)造了有利條件。城市污水中雖然抗生素濃度較養(yǎng)殖廢水、醫(yī)療廢水、制藥廢水低，但其中抗生素種類繁多，其生物處理過(guò)程也是抗藥基因水平轉(zhuǎn)移發(fā)生的重要環(huán)境。

為了充分利用水資源，常采用三級(jí)處理如消毒、膜處理等方法對(duì)生物處理出水進(jìn)行進(jìn)一步凈化，以獲得再生水，飲用水通常也會(huì)使用氯、臭氧、紫外等消毒方法。消毒過(guò)程對(duì)抗藥基因水平轉(zhuǎn)移的影響受到越來(lái)越多的關(guān)注。Shi等[57]使用宏基因組測(cè)序方法研究了實(shí)際飲用水處理過(guò)程中的抗藥基因，發(fā)現(xiàn)氯消毒不僅富集了抗藥基因，同時(shí)也富集了質(zhì)粒、插入序列、整合子等轉(zhuǎn)移因子。Guo等[55]通過(guò)批量試驗(yàn)比較了紫外消毒和氯消毒對(duì)城市污水中抗藥基因水平轉(zhuǎn)移的影響，發(fā)現(xiàn)在較低的消毒劑使用劑量下，紫外消毒對(duì)接合轉(zhuǎn)移沒(méi)有顯著影響，氯消毒使得接合轉(zhuǎn)移頻率升高2～5倍，而當(dāng)消毒劑量升高到一定范圍，紫外和氯消毒均能有效抑制抗藥基因的水平轉(zhuǎn)移。氯消毒在較低劑量下可能促進(jìn)抗藥基因水平轉(zhuǎn)移，一方面是由于氯消毒劑提高細(xì)胞膜通透性，另一方面則是由于抗氯基因可能和抗藥基因共存于質(zhì)粒等轉(zhuǎn)移元件上，因此氯消毒劑會(huì)在選擇抗氯基因的同時(shí)對(duì)抗藥基因產(chǎn)生共選擇作用。

5 展望

抗藥菌和抗藥基因的在環(huán)境中的分布和傳播是國(guó)際上環(huán)境學(xué)科、微生物學(xué)科、公共衛(wèi)生領(lǐng)域關(guān)注的重點(diǎn)問(wèn)題，盡管過(guò)去幾十年國(guó)內(nèi)外很多研究人員致力于探索抗藥基因的傳播規(guī)律，但至今為止抗藥基因在環(huán)境中的傳播風(fēng)險(xiǎn)和控制技術(shù)仍存在很多困難。許多研究表明，生物處理過(guò)程中的高生物量可能促進(jìn)抗藥基因的擴(kuò)散，而水處理中常用的消毒方法對(duì)抗藥基因的控制效果尚不明確，在某些條件下甚至可能起到促進(jìn)作用[55]，給抗藥基因的控制帶來(lái)阻礙。關(guān)于抗藥基因的行為及影響機(jī)制還需要深入研究，隨著新一代測(cè)序技術(shù)日漸成熟，綜合使用傳統(tǒng)培養(yǎng)法、分子生物學(xué)方法、宏基因組測(cè)序等方法對(duì)環(huán)境中抗藥基因的傳播途徑進(jìn)行深入研究，將為抗生素的合理使用及抗藥基因的有效控制提供參考。

[1] Walsh C. Antibiotics: Actions, Origins, Resistance [M]. American Society for Microbiology, 2003: 1-345

[2] Martinez J L. Environmental pollution by antibiotics and by antibiotic resistance determinants [J]. Environmental Pollution, 2009, 157(11): 2893-2902

[3] Rosenblatt-Farrell N. The landscape of antibiotic resistance [J]. Environmental Health Perspectives, 2009, 117(6): A244-A250

[4] Ochman H, Jeffrey G L, Eduardo A G. Lateral gene transfer and the nature of bacterial innovation [J]. Nature, 2000, 405(6784): 299-304

[5] Perry J A, Gerard D W. The antibiotic resistance “mobilome”: Searching for the link between environment and clinic [J]. Frontiers in Microbiology, 2013, 4: 138-144

[6] Humeniuk C, Guillaume A, Valerie G, et al. β-Lactamases of Kluyvera ascorbata , probable progenitors of some plasmid-encoded CTX-M types [J]. Antimicrobial Agents and Chemotherapy, 2002, 46(9): 3045-3049

[7] Poirel L, Jose-Manuel R M, Hedi M, et al. Origin of plasmid-mediated quinolone resistance determinant QnrA [J]. Antimicrobial Agents and Chemotherapy, 2005, 49(8): 3523-3525

[8] Baquero F, José-Luis M R C. Antibiotics and antibiotic resistance in water environments [J]. Current Opinion in Biotechnology, 2008, 19(3): 260-265

[9] Gogarten J, Peter J, Townsend P. Horizontal gene transfer, genome innovation and evolution [J]. Nature Reviews Microbiology, 2005, 3(9): 679-687

[10] Stalder T, Olivier B, Magali C, et al. Integron involvement in environmental spread of antibiotic resistance [J]. Frontiers in Microbiology, 2012, 3: 119-132

[11] Mazel D. Integrons: Agents of bacterial evolution [J]. Nature Reviews Microbiology, 2006, 4(8): 608-620

[12] Collis C, Ruth M, Hall M. Site-specific deletion and rearrangement of integron insert genes catalyzed by the integron DNA integrase [J]. Journal of Bacteriology, 1992, 174(5): 1574-1585

[13] Gillings M R, William H G, Amy P, et al. Using the class 1 integron-integrase gene as a proxy for anthropogenic pollution [J]. The ISME Journal, 2015, 9: 1269-1279

[14] Toleman M A, Bennett P M, Walsh T R. ISCR elements: Novel gene-capturing systems of the 21st century? [J]. Microbiology and Molecular Biology Reviews, 2006, 70(2): 296-316

[15] Courvalin P. Transfer of antibiotic resistance genes between gram-positive and gram-negative bacteria [J]. Antimicrobial Agents and Chemotherapy, 1994, 38(7): 1447-1451

[16] Rice L B. Tn916 family conjugative transposons and dissemination of antimicrobial resistance determinants [J]. Antimicrobial Agents and Chemotherapy, 1998, 42(8): 1871-1877

[17] Bennett P M. Plasmid encoded antibiotic resistance: Acquisition and transfer of antibiotic resistance genes in bacteria [J]. British Journal of Pharmacology, 2008, 153(s1): S347-S357

[18] Norman A, Lars H H, S?ren J S. Conjugative plasmids: Vessels of the communal gene pool [J]. Philosophical Transactions of the Royal Society B: Biological Sciences, 2009, 364(1527): 2275-2289

[19] Davison J. Genetic exchange between bacteria in the environment [J]. Plasmid, 1999, 42(2): 73-91

[20] Balcazar J L. Bacteriophages as vehicles for antibiotic resistance genes in the environment [J]. PLoS Pathogens, 2014, 10(7): e1004219

[21] Bengtsson-Palme J, Fredrik B, Jerker F, et al. Shotgun metagenomics reveals a wide array of antibiotic resistance genes and mobile elements in a polluted lake in India [J]. Frontiers in Microbiology, 2014, 5: 648-661

[22] Vaz-Moreira I, Nunes O C, Manaia C M. Bacterial diversity and antibiotic resistance in water habitats: Searching the links with the human microbiome [J]. FEMS Microbiology Reviews, 2014, 38(4): 761-778

[23] Metzker M L. Sequencing technologies - The next generation [J]. Nature Reviews Genetics, 2010, 11(1): 31-46

[24] Markowitz V M, Chen I M A, Palaniappan K, et al. IMG: The integrated microbial genomes database and comparative analysis system [J]. Nucleic Acids Research, 2012, 40(D1): D115-D122

[25] Meyer F, Paarmann D, D'Souza M, et al. The metagenomics RAST server-A public resource for the automatic phylogenetic and functional analysis of metagenomes [J]. BMC Bioinformatics, 2008, 9(1): 386-393

[26] Knight R, Jansson J, Field D, et al. Unlocking the potential of metagenomics through replicated experimental design [J]. Nature Biotechnology, 2012, 30(6): 513-520

[27] Schmieder R, Edwards R. Insights into antibiotic resistance through metagenomic approaches [J]. Future Microbiology, 2012, 7(1): 73-89

[28] Binh C T T, Heuer H, Kaupenjohann M, et al. Piggery manure used for soil fertilization is a reservoir for transferable antibiotic resistance plasmids [J]. FEMS Microbiology Ecology, 2008, 66(1): 25-37

[29] Szczepanowski R, Linke B, Krahn I, et al. Detection of 140 clinically relevant antibiotic-resistance genes in the plasmid metagenome of wastewater treatment plant bacteria showing reduced susceptibility to selected antibiotics [J]. Microbiology-SGM, 2009, 155: 2306-2319

[30] Zhang T, Zhang X X, Ye L. Plasmid metagenome reveals high levels of antibiotic resistance genes and mobile genetic elements in activated sludge [J]. PLoS ONE, 2011, 6(10): e26041

[31] Parsley L C, Erin J C, Kavita S K, et al. Identification of diverse antimicrobial resistance determinants carried on bacterial, plasmid, or viral metagenomes from an activated sludge microbial assemblage [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2010, 76(11): 3753-3757

[32] Aminov R I. Horizontal gene exchange in environmental microbiota [J]. Frontiers in Microbiology, 2011, 2: 158-176

[33] Jechalke S, Melanie B, Friederike L, et al. Effects of 100 years wastewater irrigation on resistance genes, class 1 integrons and IncP-1 plasmids in Mexican soil [J]. Frontiers in Microbiology, 2015, 6: 163-172

[34] Jechalke S, Schreiter S, Wolters B, et al. Widespread dissemination of class 1 integron components in soils and related ecosystems as revealed by cultivation-independent analysis [J]. Frontiers in Microbiology, 2013, 4: 420-427

[35] Agers? Y, Sandvang D. Class 1 integrons and tetracycline resistance genes in Alcaligenes , Arthrobacter , and Pseudomonas spp. isolated from pigsties and manured soil [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2005, 71(12): 7941-7947

[36] Li D, Yu T, Zhang Y, et al. Antibiotic resistance characteristics of environmental bacteria from an oxytetracycline production wastewater treatment plant and the receiving river [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2010, 76(11): 3444-3451

[37] Liu M M, Zhang Y, Yang M, et al. Abundance and distribution of tetracycline resistance genes and mobile elements in an oxytetracycline production wastewater treatment system [J]. Environmental Science & Technology, 2012, 46(14): 7551-7557

[38] Liu M M, Ding R, Zhang Y, et al. Abundance and distribution of macrolide-lincosamide- streptogramin resistance genes in an anaerobic-aerobic system treating spiramycin production wastewater [J]. Water Research, 2014, 63: 33-41

[39] Wang F H, Qiao M, Lv Z E, et al. Impact of reclaimed water irrigation on antibiotic resistance in public parks, Beijing, China [J]. Environmental Pollution, 2014, 184: 247-253

[40] Mokracka J, Koczura R, Kaznowski A. Multiresistant Enterobacteriaceae with class 1 and class 2 integrons in a municipal wastewater treatment plant [J]. Water Research, 2012, 46(10): 3353-3363

[41] Drudge C N, Amy V C E, Janina M P, et al. Diversity of integron-and culture-associated antibiotic resistance genes in freshwater floc [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2012, 78(12): 4367-4372

[42] Liu M M, Zhang Y, Ding R, et al. Response of activated sludge to the treatment of oxytetracycline production waste stream [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2013, 97: 8805-8812

[43] Marathe N P, Viduthalai R R, Sandeep A W, et al. A treatment plant receiving waste water from multiple bulk drug manufacturers is a reservoir for highly multi-drug resistant integron-bearing bacteria [J]. PLoS ONE, 2013, 8(10): e77310

[44] Wang F P, Wu K H, Sun J J, et al. Novel ISCR1-linked resistance genes found in multidrug-resistant Gram-negative bacteria in southern China [J]. International Journal of Antimicrobial Agents, 2012, 40(5): 404-408

[45] Kristiansson E, Fick J, Janzon A, et al. Pyrosequencing of antibiotic-contaminated river sediments reveals high levels of resistance and gene transfer elements [J]. PLoS ONE, 2011, 6(2): e17038

[46] Xia R, Guo X, Zhang Y, et al. qnr VC-like gene located in a novel complex class 1 integron harboring the ISCR 1 element in an Aeromonas punctata strain from an aquatic environment in Shandong Province, China [J]. Antimicrobial Agents and Chemotherapy, 2010, 54(8): 3471-3474

[47] Xia R R, Ren Y, Xu H. Identification of plasmid-mediated quinolone resistance qnr genes in multidrug-resistant Gram-negative bacteria from hospital wastewaters and receiving waters in the Jinan Area, China [J]. Microbial Drug Resistance, 2013, 19(6): 446-456

[48] Li D, Yang M, Hu J Y, et al. Determination and fate of oxytetracycline and related compounds in oxytetracycline production wastewater and the receiving river [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2008, 27(1): 80-86

[49] Vos M, Philip J B, Elizabeth B, et al. Local adaptation of bacteriophages to their bacterial hosts in soil [J]. Science, 2009, 325(5942): 833-833

[50] Allen H K, Torey L, Darrell O B, et al. Antibiotics in feed induce prophages in swine fecal microbiomes [J]. MBio, 2011, 2(6): e00260-11

[51] Colomer-Lluch M, William C C, Sihem J, et al. Antibiotic resistance genes in bacterial and bacteriophage fractions of Tunisian and Spanish wastewaters as markers to compare the antibiotic resistance patterns in each population [J]. Environment International, 2014, 73: 167-175

[52] Colomer-Lluch M, Jofre J, Muniesa M. Antibiotic resistance genes in the bacteriophage DNA fraction of environmental samples [J]. PLoS One, 2011, 6(3): e17549

[53] Colomer-Lluch M, Jofre J, Muniesa M. Quinolone resistance genes (qnr A and qnr S) in bacteriophage particles from wastewater samples and the effect of inducing agents on packaged antibiotic resistance genes [J]. Journal of Antimicrobial Chemotherapy, 2014, 69(5): 1265-1274

[54] Marti E, Balcázar E V. Bacteriophages as a reservoir of extended‐spectrum β‐lactamase and fluoroquinolone resistance genes in the environment [J]. Clinical Microbiology and Infection, 2014, 20(7): O456-O459

[55] Guo M T, Yuan Q B, Yang J. Distinguishing effects of ultraviolet exposure and chlorination on the horizontal transfer of antibiotic resistance genes in municipal wastewater [J]. Environmental Science & Technology, 2015, 49(9): 5771-5778

[56] Zhu Y G, Johnson T A, Su J Q, et al. Diverse and abundant antibiotic resistance genes in Chinese swine farms [J]. Proceedings of the National Academy of Sciences, 2013, 110(9): 3435-3440

[57] Shi P, Jia S, Zhang X X, et al. Metagenomic insights into chlorination effects on microbial antibiotic resistance in drinking water [J]. Water Research, 2012, 47(1): 111-120

Horizontal Transfer of Antibiotic Resistance Genes in Environment: A Review

Liu Miaomiao1, Yang Min2,*, Zhang Yu2, Yao Hong1

1. Department of Municipal and Environmental Engineering, Beijing Jiaotong University, Beijing 100044, China 2. State Key Laboratory of Environmental Aquatic Chemistry, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China

Received 1 June 2015 accepted 24 August 2015

Antibiotic resistance genes are a major emerging environmental pollutant of concern as they reduce the efficacy of antibiotic medical treatment and consequently threaten public health. Horizontal gene transfer of such genes between bacteria greatly accelerates the spread of antibiotic resistance, intensifying the public health risk. Thus, the mobility of antibiotic resistance genes has drawn increasing attention worldwide. This review introduces the molecular mechanisms of the horizontal transfer of antibiotic resistance genes. It is summarized that the variation of these mechanisms amongst different environments. Based on this current progress, future research directions are proposed. Overall, this review aims to provide insight for the future survey and control of antibiotic resistance genes in the environment.

antibiotic resistance genes; horizontal transfer; plasmids; integrons; bacteriophage

國(guó)家自然科學(xué)基金青年基金(51408032)；環(huán)境模擬與污染控制國(guó)家重點(diǎn)聯(lián)合實(shí)驗(yàn)室(中國(guó)科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心)專項(xiàng)經(jīng)費(fèi)(14K01ESPCR)

劉苗苗(1986-)，女，博士，講師，研究方向?yàn)榄h(huán)境微生物，E-mail: lmmhit@163.com；

*通訊作者(Corresponding author)， E-mail: yangmin@mails.rcees.ac.cn

10.7524/AJE.1673-5897.20150601001

2015-06-01錄用日期：2015-08-24

1673-5897(2015)5-011-09

X171.5

A

楊敏(1964-)，男，研究員，博士生導(dǎo)師。主要研究方向?yàn)楣I(yè)廢水、城市污水、飲用水處理技術(shù)及其中的微生物作用機(jī)制。

劉苗苗，楊敏，張昱, 等. 環(huán)境中抗藥基因水平轉(zhuǎn)移研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2015, 10(5): 11-19

Liu M M, Yang M, Zhang Y, et al. Horizontal transfer of antibiotic resistance genes in environment: A review [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(5): 11-19 (in Chinese)