水產養(yǎng)殖環(huán)境中抗生素抗性基因 (ARGs) 研究進展

李丹怡，王許諾，張廣桔，王增煥，黃 珂

1. 中國水產科學研究院南海水產研究所/廣東省漁業(yè)生態(tài)環(huán)境重點實驗室/農業(yè)農村部水產品加工重點實驗室，廣東 廣州510300

2. 廣州市花都排水有限公司，廣東 廣州 510800

隨著人們對動物食源需求的增加，全球水產養(yǎng)殖產量呈指數(shù)增長，中國作為世界第一水產養(yǎng)殖大國，其產量約占全球水產養(yǎng)殖產量的61.62%[1]。在市場的推動下，水產養(yǎng)殖模式逐漸向規(guī)?；⒓s化發(fā)展，抗生素作為養(yǎng)殖藥物已被普遍用于防治疾病、促進生長和節(jié)省飼料營養(yǎng)成分等[2]。然而，水產養(yǎng)殖中使用的大量抗生素 (約80%) 未被水生生物吸收，其與水生生物的排泄物將進入水體或沉降聚集于底泥中，是抗生素耐藥性在環(huán)境中傳播擴散的重要來源[3]。

20世紀40年代，抗生素類藥物首次被應用于治療人類嚴重感染疾病，從化學結構上可將其分為氨基糖苷類、四環(huán)素類、β-內酰胺類、喹諾酮類、酰胺醇類、大環(huán)內酯類和多肽類等[4]。低濃度抗生素也具有很高的生物活性，在各種環(huán)境介質中均能被檢出，即使是低劑量暴露 (納克每升水平) 也會嚴重損害水生生物和人類機體功能[5]?？股卦谛竽痢⑺a養(yǎng)殖和醫(yī)藥等領域的長期濫用導致了環(huán)境介質中抗生素抗性基因 (Antibiotic resistant genes, ARGs) 和抗生素耐藥菌 (Antibiotic resistant bacteria, ARB) 的殘留。ARGs作為一種新型環(huán)境污染物[4]，可在環(huán)境中持久殘留，并通過在菌株間遷移傳播加速抗生素耐藥性的擴散。當ARGs進入水庫或養(yǎng)殖環(huán)境中，現(xiàn)有處理技術未能將其完全除去[6]，ARGs可通過食物鏈傳遞最終危及人類健康。由于難以完全禁止抗生素的投加使用，如何管控水產養(yǎng)殖行業(yè)中抗生素的使用以有效遏制抗性基因污染仍然任重道遠。

針對ARGs的潛在危害性、難以去除等特點，本文對ARGs的污染現(xiàn)狀、來源、遷移與傳播及影響因素，與抗生素、微生物群落和環(huán)境因素之間的關聯(lián)特性，潛在風險，管控策略和削減技術等進行了系統(tǒng)地綜述，并對今后ARGs的管控對策和研究方向提出建議，以期為揭示水產養(yǎng)殖環(huán)境中ARGs的污染機理、遏制抗生素抗性傳播提供借鑒。

1 水產養(yǎng)殖環(huán)境中ARGs的污染現(xiàn)狀

目前中國水產養(yǎng)殖業(yè)常用的抗生素主要有阿莫西林、恩諾沙星、紅霉素、氟苯尼考、磺胺嘧啶和磺胺甲惡唑等[7]。近年來，抗生素在環(huán)境中的殘留水平不斷提高，如珠江[8]、九龍江[9]和太湖[10]中抗生素的最高質量濃度達到微克每升水平，且中國南部茅尾海域附近的海水養(yǎng)殖場中檢出14種抗生素 (分屬于磺胺類、氟喹諾酮類、大環(huán)內酯類和氯霉素類)[11]。此外，在沉積物、土壤和許多農產品中均檢測到抗生素殘留[12-13]。根據(jù)聯(lián)合國糧食及農業(yè)組織(Food and Agriculture Organization of the United Nations，F(xiàn)AO) 發(fā)布的統(tǒng)計數(shù)據(jù)，中國7.7%的水產品中抗生素殘留超標[14]。與抗生素殘留相比，ARGs由于在環(huán)境中具有持久性、可移動性和可傳導性，呈現(xiàn)出更高的生態(tài)毒害效應，環(huán)境中ARGs的潛在風險正逐步成為人們關注的重點[15]。

近年來在養(yǎng)殖水體、底泥、水生生物以及病原體等介質中普遍檢出ARGs，包括四環(huán)素類抗性基因 (tetA、tetB、tetC、tetD、tetE和tetG)、喹諾酮類抗性基因 [qnrA、qnrB、qnrS1和aac(6')-Ib-cr]、大環(huán)內酯類抗性基因(mphA和erm)、氨基糖苷類抗性基因 [ph、aad和aac(6')-Ib]、氯霉素類抗性基因 (catA2、cml和floR)、β-內酰胺類抗性基因 (blaCTX-M和blaTEM) 和磺胺類抗性基因 (sul1、sul2和sul3)等[16-17]。Pereira等[18]在葡萄牙鮭魚養(yǎng)殖場水體和沉積物中均檢測出高含量的四環(huán)素類抗性基因和氟喹諾酮類抗性基因。Gao等[17]研究也表明在中國天津水產養(yǎng)殖環(huán)境中四環(huán)素類抗性基因 (tetM、tetL和tetO) 與磺胺類抗性基因 (sul1和sul2) 具有較高豐度。無獨有偶，Cesare等[19]在意大利鯛魚和石斑魚養(yǎng)殖場沉積物中也發(fā)現(xiàn)了四環(huán)素類抗性基因 (tetM、tetL和tetO) 和磺胺類抗性基因 (sul1和sul2)。由此可見，在水產養(yǎng)殖業(yè)中抗性基因污染非常普遍，具有全球性特點，且四環(huán)素類抗性基因和磺胺類抗性基因檢出頻率較高，這兩類基因的環(huán)境毒理效應應成為水產養(yǎng)殖環(huán)境中的重點關注對象。除此之外，由于水產養(yǎng)殖業(yè)交叉使用多種抗生素，水源、養(yǎng)殖生物腸道及其排泄物和生物膜等其他介質中也存在不同類型的ARGs [qnrD、floR、cmlA和aac(6')-Ib等] 污染[20-22]。

2 水產養(yǎng)殖環(huán)境中ARGs的來源、遷移與傳播

2.1 ARGs的來源與暴露途徑

水產養(yǎng)殖環(huán)境中ARGs來源廣泛，主要來源包括細菌的內在抗性和外源輸入。內在抗性即細菌基因組中存在可以產生抗性表型的基因，細菌通過表達潛在抗性基因或隨機突變獲得耐藥性。微生物的內在抗性實際上是為了適應自然進化，部分ARGs早已存在于自然界，而不是由于抗生素的使用造成的[23]。自然環(huán)境介質中微生物產生的抗性基因濃度在環(huán)境中較低，而外源輸入是目前環(huán)境中抗性基因殘留的主要來源[24]。外源輸入是指自然界中存在對抗生素具有固有耐藥性的細菌，或攜帶抗生素耐藥性的腸道細菌隨著人畜糞便的排放進入水環(huán)境[25]。腸道細菌攜帶的遺傳信息可通過橫向轉移機制轉移到環(huán)境土著菌中，進而將抗生素耐藥性轉移到水生生物體內[26]。ARGs主要以水、空氣和土壤等環(huán)境介質作為儲庫和遷移擴散的媒介，畜禽養(yǎng)殖、污水處理廠出水和醫(yī)院廢水排放，以及堆肥中的固體有機物殘留等都是ARGs進入環(huán)境的主要途徑[27-28]。

多品種集約化水產養(yǎng)殖模式極易促進傳染病在水生生物中的傳播，抗生素濫用加速抗生素耐藥性的產生，ARGs逐漸進入健康的水生生物體內，進而在體內形成抗生素耐藥性模塊[29]。此外，池塘中殘留的抗生素可在水體和沉積物中累積，并對當?shù)丶毦郝涫┘涌股剡x擇性壓力[30]，土著菌通過染色體隨機突變或基因水平轉移產生抗生素耐藥性，進而利用基因交換擴散引起池塘及周圍環(huán)境中微生物抗生素耐藥水平的上升[31]。因此，水產養(yǎng)殖系統(tǒng)越來越被認為是ARGs的蓄積庫，且能有效促進ARB的增加[32]，其能夠為編碼細菌抗性的可移動遺傳元件 (Mobile genetic elements, MGEs) 的水平交換提供理想環(huán)境。深入解析水產養(yǎng)殖環(huán)境中ARGs的來源和暴露途徑，有利于準確建立關于ARGs的風險評估方法及控制治理策略。

2.2 ARGs的遷移與傳播

抗生素耐藥性問題被稱為“21世紀重大健康安全的挑戰(zhàn)”[33]，ARGs在水產養(yǎng)殖環(huán)境中的分布、遷移與傳播擴大了污染面，并加劇了抗性基因污染的復雜特性。水體是污染物的重要載體，且ARGs和ARB極易在水環(huán)境中遷移擴散，因此水體是抗生素抗性進入水產養(yǎng)殖環(huán)境的重要媒介。由于現(xiàn)有技術難以完全除去污水處理廠和畜禽養(yǎng)殖場中的ARGs和ARB，其會被排放至受納水體(如河流)中，最終進入以河流為水源的水產養(yǎng)殖環(huán)境中[34]。

ARGs的主要轉移機制是水平轉移 (Horizontal gene transfer, HGT)，僅少數(shù)位于染色體上的ARGs通過垂直擴散 (Vertical gene transmission, VGT) 進行傳播。ARGs主要復制機制是利用水平轉移使位于質粒、轉座子或整合子等MGEs上的遺傳物質轉移到相關或不相關的細菌菌屬中[35]。在這些MGEs中，整合子在介導抗生素耐藥性轉移和傳播上具有極大優(yōu)勢，它們通過捕獲和整合一個或多個基因盒，并將其轉化為功能表達基因，因而迅速獲得多種抗性基因[36]。大多數(shù)可移動ARGs能夠利用MGEs通過結合、轉化和轉導等方式在養(yǎng)殖水體、生物膜和沉積物的微生物區(qū)系間進行水平轉移[37]。垂直擴散則主要是通過細菌增殖分裂來完成，分裂過程中ARGs可作為遺傳物質從親代傳遞給子代。ARGs在環(huán)境中可持續(xù)殘留，即使攜帶ARGs的細胞裂解消亡，其攜帶ARGs的裸露DNA仍可通過水平或垂直擴散轉移至其他菌株中[38]。攜帶編碼抗性基因菌株的養(yǎng)殖生物經(jīng)排泄后可將ARGs和ARB轉移至周圍生態(tài)環(huán)境和人居環(huán)境中，進而對生態(tài)和人類安全構成威脅。水產養(yǎng)殖環(huán)境中ARGs的來源、分布和遷移傳播過程如圖1所示。

圖1 水產環(huán)境中ARGs的來源、遷移與傳播Fig. 1 Source, migration and spread behavior of ARGs in aquaculture environment

2.3 ARGs遷移與傳播的影響因素

水產養(yǎng)殖環(huán)境是一種受人類活動影響的半自然環(huán)境，為進一步闡釋水產養(yǎng)殖環(huán)境中ARGs的遷移與傳播規(guī)律，應系統(tǒng)研究環(huán)境因素和人類活動對ARGs遷移傳播的影響。影響水產養(yǎng)殖環(huán)境中ARGs遷移與傳播的因素主要包括以下3類。

1) 自然環(huán)境影響因素。在堿性或高溶解氧的海洋環(huán)境中，細菌具有良好的增殖能力，能夠促進ARGs在不同屬的細菌之間進行水平轉移[39]。水動力條件可能是影響ARGs在水體中遷移和擴散的主要因素，當處于旱季時，蒸發(fā)作用引起養(yǎng)殖水體表面積縮小，ARGs富集[40]，且水體中誘導ARGs水平遷移的污染物 (如重金屬、持久性有機污染物和營養(yǎng)物質) 濃度也升高[41]。此外，旱季的低溫環(huán)境不利于ARGs衰減，這是由于攜帶ARGs的微生物在低溫條件下更具優(yōu)勢[42]。

2) 養(yǎng)殖場自身影響因素。養(yǎng)殖模式、養(yǎng)殖周期和微生物群落等差異性均會影響ARGs的分布與遷移情況。據(jù)Wu等[43]報道，不同海水養(yǎng)殖區(qū)測得的ARGs含量存在顯著差異，而且從飼養(yǎng)期到收獲期，魚類體內ARGs總含量顯著增加 (P＜0.01)。Su等[44]研究發(fā)現(xiàn)，成蝦腸道內ARGs濃度是幼蝦的2.45～3.92倍 (P＜0.05)，且成蝦腸道內微生物豐度變化更顯著。此外，家禽糞便中存在的MGEs可能會加速ARGs的水平遷移[45]，I型整合子 (intI) 介導的ARGs遷移轉化是養(yǎng)殖環(huán)境中抗性基因污染的重要途徑。Zhou等[46]研究指出，在魚、鴨混養(yǎng)池塘中，鴨糞會攜帶ARGs (AmpC β-內酰胺酶基因) 進入魚塘，arsB和arsC均與I型整合子整合酶基因 (intI1) 呈現(xiàn)顯著正相關關系 (P＜0.05)，ARGs具有遷移轉化潛力。

3) 養(yǎng)殖場周邊其他人為活動影響因素。與養(yǎng)殖場相鄰的工業(yè)區(qū)排出的廢水中重金屬對抗生素具有協(xié)同選擇效應，能夠促進抗生素抗性的傳播，同時使ARGs的豐度維持在較高水平[47-48]。重金屬不僅對ARGs的遷移轉化產生協(xié)同作用，還極易導致菌株產生多重抗藥性[49]。Zhou等[46]研究揭示了頭孢噻肟抗生素在重金屬砷的協(xié)同作用下能夠加劇ARGs的遷移轉化進程。此外，城市化程度也會引起ARGs的分布差異，如sul1基因的豐度與城市化程度具有顯著相關性[50]。

綜上，影響ARGs遷移與傳播的因素十分復雜。隨著全球對抗生素耐藥性傳播的擔憂日益加劇[51]，很有必要開發(fā)先進的分析模型以加深對ARGs傳播機理的研究。其中，數(shù)學模型在揭示ARGs傳播規(guī)律方面的應用日益廣泛，如可以利用數(shù)學建模定量評估ARGs的遷移傳播行為，其中建模須考慮ARGs復制、水平轉移的傳播動力學以及自然衰減機制 (水解、光解和ARGs沉積等)?；诖耍延醒芯坷脭?shù)學建模來評估耐藥細菌在環(huán)境中傳播的影響因子[52]。

3 水產養(yǎng)殖環(huán)境中ARGs與抗生素、微生物群落和環(huán)境因素之間的關聯(lián)特性

抗生素濫用現(xiàn)象日趨嚴重，其誘導產生的ARGs具有普遍存在、持續(xù)殘留和可遷移轉化等特點，攜帶ARGs的微生物能夠隨著水體、水生生物的活動等迅速擴散到周圍環(huán)境，而ARGs在遷移傳播過程容易受到外界環(huán)境因素的干擾。因此，很有必要開展ARGs與抗生素、微生物群落和環(huán)境因素之間的關聯(lián)性分析，為進一步闡明ARGs在環(huán)境介質中的遷移、傳播和歸趨等行為提供依據(jù)。

3.1 ARGs與抗生素之間的關聯(lián)特性

現(xiàn)階段，關于抗生素的使用歷史和ARGs的產生之間的關聯(lián)機制仍未明確。研究表明，水產養(yǎng)殖廢水中高濃度ARGs (如tetB和tetD) 可能與四環(huán)素類抗生素的頻繁使用有關[53]。Zhou等[46]指出，環(huán)境因素壓力增加 (即頭孢噻肟濃度上升) 會導致ARGs含量升高，同時頭孢噻肟會改變水體和生物膜中ARGs、微生物群落的分布。可見，抗生素在水產養(yǎng)殖環(huán)境中的分散性將促進ARGs的產生。然而，Zhao等[54]研究揭示了抗生素和ARGs的存在及其不一致的相關性。與此同時，Zhang等[55]研究也表明，長江 (江蘇段) 中磺胺類抗生素和sul類基因之間無顯著相關性，且喹諾酮抗性基因 (qnrC/16S-rRNA) 豐度與恩諾沙星濃度呈現(xiàn)負相關關系。由此可見，較高的抗性基因豐度可能與抗生素的選擇性壓力相關，但并非所有抗生素的使用都能引起相應ARGs豐度的增加，抗生素的使用歷史和ARGs的產生之間的相關性未達成一致觀點，需要進一步開展研究。

3.2 ARGs與微生物群落之間的關聯(lián)特性

微生物群落主要通過MGEs的轉移獲得抗性基因，其介導行為對ARGs的分布、遷移與轉化起到了重要作用[44]，微生物群落與ARGs之間可能存在顯著相關性。在大型湖泊養(yǎng)殖系統(tǒng)中，變形菌門和擬桿菌門被鑒定為ARGs的潛在優(yōu)勢宿主[56]，且變形菌門屬于ARB的優(yōu)勢菌門，類似結果在其他環(huán)境介質 (城市河流[57]、淡水[58]或飲用水[59]等) 中均得到了驗證。網(wǎng)絡分析方法可以為闡明復雜環(huán)境中ARGs與其潛在宿主之間的關系提供新視角。Wu等[43]利用網(wǎng)絡分析方法揭示了假交替單胞菌 (Pseudoalteromonassp.) 與sul2之間存在正相關關系，假交替單胞菌可能是sul類基因的宿主。此外，Su等[44]研究發(fā)現(xiàn)，蝦腸道內的變形菌門與sul1、qnrD，厚壁菌門與floR、sul2，疣菌門與floR、sul2之間均存在顯著正相關關系，優(yōu)勢菌門的差異是導致蝦腸道內ARGs豐度升高的主要原因?；【呛ＫB(yǎng)殖環(huán)境中常見的細菌種群，由于其在沿海水域的豐富性和多樣性，一直被視為抗生素耐藥性的儲庫。在屬水平上，弧菌是海洋環(huán)境中最占優(yōu)勢的ARB[60]。綜上，ARGs與微生物群落之間相關性顯著，擁有基因水平轉移內在機制的微生物類群可能是ARGs的潛在優(yōu)勢宿主。

3.3 ARGs與環(huán)境因素之間的關聯(lián)特性

目前，水產養(yǎng)殖中ARGs與環(huán)境因素之間相關性的系統(tǒng)研究尚很缺乏[56]。與其他環(huán)境因素相比，鹽度對ARB和ARGs的影響最為顯著，鹽度與弧菌的豐度呈正相關關系[43]，而與大多數(shù)ARGs呈負相關關系，例如sul類基因豐度的降低與河口鹽度的顯著增加有關[61]。對東江流域水質進行跟蹤監(jiān)測發(fā)現(xiàn)[62]，ARGs的豐度與流域水體的總磷、總氮、總有機碳以及銅 (Cu)、鋅 (Zn) 濃度呈現(xiàn)一定相關性。在梅斯基塔爾河谷的土壤中，長期污水灌溉導致ARGs、硫 (S) 和磷 (P) 濃度升高，且硫和磷的濃度與抗生素耐藥性水平呈現(xiàn)正相關關系[63]。除此之外，氧含量、光照和溫度等因素均會影響環(huán)境中殘留ARGs的降解過程，例如在厭氧或光照條件下，ARGs豐度顯著下降，且高溫能夠加速部分大環(huán)內酯類抗性基因和磺胺類抗性基因的降解[64]。在開放性環(huán)境中，ARGs的分布、遷移與傳播機制會受到多種因素的干擾，環(huán)境因素是否適宜是決定ARGs能否進行水平轉移的重要條件。

抗生素的選擇性壓力、微生物群落的介導作用以及環(huán)境因素干擾等被認為是促進ARGs不斷擴散、轉化的主要因素[65-66]，其中微生物群落的改變對ARGs的影響最顯著[67]。殘留抗生素通過影響原生生物區(qū)系和對環(huán)境微生物施加選擇性壓力來干擾微生物系統(tǒng)，且環(huán)境因素 (水溫、營養(yǎng)成分和溶解氧等) 能夠改變微生物群落特征，進而影響ARGs的豐度和遷移傳播行為[67-68]。ARGs與抗生素、微生物群落和環(huán)境因素之間的關聯(lián)特性見圖2。系統(tǒng)研究ARGs與抗生素、微生物群落和環(huán)境因素之間的關聯(lián)特性已成為揭示ARGs在水產養(yǎng)殖環(huán)境中分布特征和轉歸規(guī)律的重點問題，對該科學問題的深入認識將有助于提出ARGs減控的有效策略。

圖2 水產養(yǎng)殖環(huán)境中ARGs與抗生素、微生物群落和環(huán)境因素之間的關聯(lián)特性Fig. 2 Correlations between ARGs and antibiotics, microbial communities and environmental factors in aquaculture environment

4 水產養(yǎng)殖環(huán)境中抗生素、ARGs和ARB對生態(tài)環(huán)境與人類健康的影響

水產養(yǎng)殖環(huán)境中ARGs的來源、遷移與傳播行為決定了抗性基因污染現(xiàn)狀的復雜性，而ARGs與抗生素、微生物群落和環(huán)境因素之間的關聯(lián)特性影響著其分布特征、遷移與傳播規(guī)律。ARGs的潛在污染極易對生態(tài)與人類安全造成長期、不可逆的危害，特別是多重耐藥性菌株的出現(xiàn)會削弱各種疾病的治療效果，這已然成為一項重大的公共衛(wèi)生挑戰(zhàn)[69]。

4.1 抗生素、ARGs對生態(tài)環(huán)境和人類健康的影響

當抗生素進入水生環(huán)境，可能對野生非目標物種 (藻類和細菌) 產生毒性效應，危害動物早期發(fā)育過程，并通過細菌毒害作用破壞浮游動植物的多樣性，而且影響浮游植物葉綠素的產生[70]。藻類是食物鏈的基礎，藻類數(shù)量的微小變化都會影響水生系統(tǒng)的平衡，與水蚤和魚類相比，藻類對抗生素 (如四環(huán)素類) 更加敏感[71-72]?？股氐臍埩暨€會導致水生生物的生長障礙和免疫抑制，引起腸道微生物群落的改變[73]。如前所述，這些改變反過來會在生態(tài)系統(tǒng)各個層級上產生負面影響，引起食物鏈變化，極易導致生態(tài)失衡。環(huán)境中抗生素的殘留還會對生態(tài)系統(tǒng)的功能產生潛在影響，抗生素通過殺死或抑制微生物的生長進而打破生態(tài)系統(tǒng)中微生物之間的平衡，例如利用被抗生素殘留污染的廢水灌溉農田會導致重要固氮菌群的消亡[74]。此外，水產養(yǎng)殖業(yè)中殘留的抗生素不僅直接影響到水產品質量，還可被野生魚類攝入從而威脅捕撈漁業(yè)產品的安全。人類食用抗生素殘留物的后果包括藥物不良反應和臨床重要病原菌耐藥性的發(fā)展，例如青霉素G、四環(huán)素類和磺胺類藥物的抗原性可能引起消費者過敏反應，且殘留在人體中的藥物積累將導致“慢性毒性”，極易損傷器官[75]。

ARGs已廣泛分布于多種水體介質中，如地表淡水[76]、城市河流[77]和沿海地帶[78]，水生環(huán)境中潛在的ARGs可通過質粒介導的整合子轉移到非致病菌中[79]。在自然環(huán)境中，ARGs從非致病菌到病原體的傳播可能比抗生素本身能產生更大的生態(tài)毒理效應[80]?？股乜剐曰蛞驯皇澜缧l(wèi)生組織 (Word Health Organization, WHO) 確定為21世紀威脅人類健康的最重大挑戰(zhàn)之一[81]。長時間低水平接觸抗生素會誘導魚類腸道細菌產生抗生素耐藥性，ARGs通過結合作用能夠轉移至人類病原體內[82]。攜帶ARGs的人畜共患病病原體 [如氣單胞菌屬 (Aeromonas)] 既能夠對動物宿主造成感染，又可以通過直接接觸水產養(yǎng)殖設施或通過食源性感染間接傳遞給人類[83]。此外，人類腸道和皮膚的微生物群可通過ARGs的遷移傳播污染水生環(huán)境[84]，而水體的自然稀釋和降解作用均無法消除ARGs[85]。

4.2 ARB對生態(tài)環(huán)境和人類健康的影響

當環(huán)境中抗生素的濃度超過特定閾值，便會產生選擇性壓力以促進ARB的產生與擴散[86]。雖然部分ARB本身不具備致病性，但其可通過將耐藥基因轉移到病原體中[87]，從而降低抗生素對病原體引起的疾病的治療有效性。利用人或動物糞便作為魚塘肥料是一種資源化、高效的養(yǎng)殖模式，但是通過糞-口途徑傳播的腸道病原體、ARB以及通過魚類傳播的人畜共患吸蟲已被確認為是亞洲廢棄物喂養(yǎng)-水產養(yǎng)殖模式的潛在健康隱患[88]。Trang等[89]指出，接觸廢棄物喂養(yǎng)-水產養(yǎng)殖模式的工人患腹瀉、皮膚病和肝吸蟲感染的風險提高，而當水體或魚類中存在ARB時，患病風險可能加劇。

現(xiàn)階段仍缺乏關于水產養(yǎng)殖中ARB潛在的公共健康影響的綜合性研究報告，而且ARGs與ARB的劑量響應曲線和暴露評估方法的依據(jù)還未形成，微生物定量風險評估(Quantitative microbial risk assessment, QMRA) 被認為是一種適合評價和量化人類健康風險的方法[90]。通過采用熒光定量PCR、下一代測序分析結合水質理化參數(shù)檢測等方法研究魚塘水體污染源、病原體、ARB和其他微生物群落，能夠鑒定其與水產養(yǎng)殖作業(yè)相關的潛在健康風險[91]。

5 水產養(yǎng)殖環(huán)境中ARGs的控制策略與去除技術

為了有效消除ARGs遷移傳播引起的基因污染隱患，亟需開展ARGs的控制策略研究，全程管控源頭預防至末端治理環(huán)節(jié)，并針對性選用有效削減ARGs污染的處理技術，達到雙管齊下的效果。

5.1 控制策略

實際上，減少和優(yōu)化水產養(yǎng)殖行業(yè)中抗生素的使用是從源頭上抑制動物源性ARGs產生與傳播的最直接方法。丹麥曾在動物工業(yè)中停止使用非治療性抗生素，結果發(fā)現(xiàn)在1～2年內，動物和肉制品中的ARGs與ARB含量顯著降低[92]。耐藥性的產生通常與細菌對環(huán)境的適應度降低有關，減少抗生素使用，將有助于適應性較強的易感菌淘汰耐藥菌[93]。其次，尋找抗生素替代品，如其他添加劑 (植物源性產品、益生菌和益生元等)，將有助于改善動物健康狀況和降低食品中食源性致病菌的風險[94]?？咕膽{借其有效的抗生素功效和較弱的耐藥性誘導能力，被認為是抗生素的有效替代品[95]。此外，提供良好的漁業(yè)養(yǎng)殖環(huán)境衛(wèi)生、持續(xù)監(jiān)控水產養(yǎng)殖作業(yè)的規(guī)范性和嚴格管制養(yǎng)殖尾水的達標排放對于阻斷抗生素耐藥性的傳播途徑至關重要。制定關于抗生素、ARGs和ARB監(jiān)測的標準化方法，并建立全球共享數(shù)據(jù)庫，其中數(shù)據(jù)庫囊括全球關于抗生素的使用情況，ARGs的污染現(xiàn)狀、傳播機制和潛在風險，以及應對ARGs威脅的措施等信息。至于末端治理，通過謹慎處理養(yǎng)殖尾水和廢棄物可減少抗生素和ARGs釋放到環(huán)境中。當環(huán)境中抗生素驅動的選擇性降低時，ARGs在不同生態(tài)位中的遷移和增殖均被遏制。

5.2 去除技術

有效處理養(yǎng)殖尾水是控制ARGs遷移轉化的關鍵，處理技術的差異很大程度上會影響ARGs的歸趨?，F(xiàn)有對ARGs的去除方法包括物理法、化學法和生物法等。關于ARGs的去除技術及效果見表1。

表1 現(xiàn)有技術對ARGs的去除效果Table 1 Reduction efficiency of ARGs by existing technologies

物理法主要包括吸附、混凝、過濾、沉淀和紫外消毒等技術，具有成本低、工藝簡單等優(yōu)勢，可作為后續(xù)生化處理的預處理。常用的吸附劑種類有活性炭、生物炭和火山渣等，吸附處理未能使抗生素或ARGs失效，后續(xù)還需對其進行降解和處理、解析吸附劑。投加混凝劑 (聚合硫酸鐵、聚合氯化鋁和聚丙烯酰胺等) 可使水體中游離的ARB與懸浮物、膠體物質和溶解性有機物凝聚成大分子物質，經(jīng)沉淀或過濾處理后抗性菌株及其攜帶的ARGs均被去除。此外，UV能夠直接被DNA吸收，從而破壞ARGs結構，UV消毒在合適劑量下既不會生成消毒副產物 (DBPs)，也不存在殘留物。據(jù)Guo等[96]報道，當UV劑量為5 mJ·cm-2時，UV消毒能夠有效去除水中紅霉素類抗性基因和四環(huán)素類抗性基因。

化學法主要包括臭氧氧化、光催化氧化，芬頓氧化和氯消毒等技術。高級氧化法 (AOPs) 在去除抗生素和ARGs方面具有很大優(yōu)勢，如優(yōu)異的去除效能和良好的環(huán)境相容性等，可提高漁業(yè)養(yǎng)殖用水的衛(wèi)生安全性。AOPs涉及原位生成高活性自由基，如羥基或硫酸根，能夠去除大量有機化學品和生物制劑。其中，電氧化法可以同步除去致病細菌、抗生素和ARGs[97]。Hou等[98]應用上下流厭氧污泥床 (UASB)，缺氧-好氧池 (A/O) 結合4個獨立的AOPs系統(tǒng) (UV、臭氧、芬頓和芬頓/UV) 處理實際藥物廢水，結果發(fā)現(xiàn)能夠同時高效去除18種抗生素和10種ARGs。

生物法主要有傳統(tǒng)的生物處理工藝、氧化塘和人工濕地處理等。生物處理具有經(jīng)濟性和可重復利用性，但經(jīng)生物處理后形成的抗生素降解中間產物可能存在毒性增強的風險。傳統(tǒng)活性污泥法難以去除養(yǎng)殖尾水中的抗生素 [例如磺胺甲惡唑(SMX)、四環(huán)素和文拉法辛等][99]，而且污泥作為ARGs的蓄積庫，能夠加劇ARGs的水平轉移。近年來，移動床生物膜反應器(MBBR)系統(tǒng)已被證實是處理含抗生素廢水的有效技術[99]。Marti等[58]通過向MBBR中添加無色桿菌JL9(Achromobacter JL9) 以強化對養(yǎng)殖尾水中SMX的生物降解 (80.49%)。然而，MBBR中生物量較高，可能存在ARGs水平轉移的風險，仍需探尋高效去除ARGs的耦合新工藝，比如組合AOPs技術 [H2O2/紫外線C波段輻照(UV-C)，催化活化過一硫酸鹽 (PMS)/UV-C和PMS/Fe(II)/UV-C等]對ARGs進行深度處理[100]。

6 總結與展望

目前水產養(yǎng)殖業(yè)中抗生素濫用形勢依舊嚴峻[107]，不僅加劇了ARGs水平轉移的連鎖傳遞，而且導致抗性菌株的豐度和抗性強度不斷增加，抗性基因的生態(tài)污染和毒性效應持續(xù)惡化。如何在水產養(yǎng)殖環(huán)境中合理使用抗生素、消除抗生素耐藥性和阻斷其傳播途徑已成為人們關注的世界性難題。鑒于此，未來可從3個方面進一步開展ARGs研究：

1) 從整體角度來研究抗生素耐藥性，即研究重點需囊括人類、動植物以及各種環(huán)境單元 (水、土壤和空氣等) 介質，持續(xù)監(jiān)測并借助數(shù)學建模研究ARGs的來源、分布和遷移傳播機制，并建立關于ARGs的生態(tài)毒理效應評價體系和環(huán)境安全基準體系，為今后控制ARGs污染和提高水產品安全性提供借鑒。

2) 采取新的多元化替代性治療策略以抑制抗生素耐藥性的發(fā)展，如使用化學抑制劑 (包括酶抑制劑、外排泵抑制劑、細菌生物膜形成抑制劑和其他多重耐藥機制靶向分子等) 作為抗生素耐藥性感染的附加治療。同時深入研究并明確影響耐藥性傳遞的主要菌株，對其進行針對性滅活以阻斷抗性基因的傳遞，養(yǎng)殖過程中應減少與重金屬、微塑料等污染物接觸，避免在共選作用下ARB向多重耐藥菌發(fā)展。

3) 改進ARGs的檢測方法，如采用第三代基因測序技術 (PacBio) 以獲得更長的DNA序列，從而更精確地識別ARGs及其相鄰基因，為研究MGEs和攜帶ARGs的細菌宿主提供有利信息。此外，針對ARGs遷移轉化過程進行安全調控，并開發(fā)有效去除ARGs和抗性菌株的關鍵技術和集成工藝，以期進一步提高ARGs的去除效能。