引言

抗生素是微生物学史上伟大的成就之一，由于其具有抑制微生物生长的效力而被广泛应用于人类感染疾病的治疗，畜牧养殖等诸多领域。随着医学、畜牧、养殖业的飞速发展，抗生素的过度使用和处理不当，已经造成了严重的环境问题。抗生素可通过废水处理厂、垃圾渗透液等方式进入到日常的生活中，导致出现抗生素耐药菌（antibiotic resistance bacteria，ARBs）以及抗生素耐药基因（antibiotic resistance genes，ARGs）。与此同时，环境中抗生素的选择压力也加速了ARGs在同种属与不同种属细菌间的传播。目前在相关研究中，已经从地表水、地下水、自来水、湖泊、饮用水等中发现了ARBs与ARGs，因此水源安全性问题受到了严重的威胁。

世界卫生组织和欧盟委员会已经指出，抗菌药物耐药性的快速传播是一个全球性的健康和环境问题，据预测，到2050年，抗菌药物耐药性将导致超过1000万人死亡。早在2006年ARGs就被明确定义为一种新型环境污染物，ARGs的传播也受到了广泛的关注。在现有研究中表明，在不同的环境介质中，如土壤，空气，废水处理厂，沉积物，至少已发现有39种四环素类抗性基因、4种磺胺类抗性基因和10种β-内酰胺类抗性基因。并且在已有的研究中，普遍发现ARBs以及ARGs的产生主要通过自然选择产生基因突变或者通过水平转移。水平转移的发生需借助可移动遗传元件（Mobile genetic elements，MGEs）（包括质粒、噬菌体、转座子、整合子等），方式主要为转导（transduction）、转化（trasform）和接合（conjugation），其中接合转移是目前最普遍的转移方式。接合是指供体菌和受体菌通过抗性菌毛相互连接形成通道，携带抗性基因的DNA由供体菌进入受体菌的过程。接合转移的载体主要有可自主转移的质粒（self-transmissible plasmids）和接合性转座子（conjugative transposons）；质粒是存在与细胞中的小型或大型环状DNA分子，并且是可以进行独立复制的遗传元件，有研究数据表明，大型环状DNA分子组成的大质粒与小质粒相比更容易发生转移，并且质粒一般作为抗生素抗性基因的载体。抗生素抗性基因的水平转移是细菌在抗生素药物的环境下长期压力的选择下的结果，也是细菌在抗生素环境中生存的必然进化条件。

目前大量研究者将研究关注度转移到环境中抗生素抗性基因转移上，大多数研究者认为环境中的环境污染物可影响抗生素抗性基因的转移，普遍认为机制是由于众多环境污染物，如，微塑料（microplastic，MPs），纳米塑料（nanoplastics，NPs）增加了氧化应激水平，改变了细胞膜的通透性，提高膜内ATP的水平，从而加速了接合配对。有研究发现，环境中的重金属污染对抗生素抗性基因的水平转移有促进作用，目前认为重金属与抗生素抗性基因的协同筛选机制主要有协同抗性、协同调控、交叉抗性、生物膜诱导，有研究表明，在重金属的胁迫作用下，外膜蛋白基因可以调节细胞渗透压和膜通透性，从而获得适应环境压力的能力，外膜蛋白基因的较高丰度意味着细胞膜通透性增加，因此允许相邻细胞之间更快的细胞内基因交换。随着经济的飞速发展以及生活的节奏加快，纳米塑料制品也进入到我们的日常生活。但是由于纳米材料的广泛使用以及处理不当，纳米材料已经抑制了细菌的生长和人们的生活。早在2012年就有研究报道，Al2O3纳米颗粒影响RP4、RK2和pCF10质粒ARGs的转移。再随后的报道中，又证明ZnO、TiO₂、Fe₂O₃以及SiO₂纳米颗粒都可以促进ARGs的转移，至此，纳米材料也成为了研究影响ARGs转移的重点。

1 环境中MPs促进ARGs转移的影响

1.1 非老化MPs对于质粒中携带ARGs转移的影响

目前由于塑料制品具有经济性，便携性，部分可生物降解性等众多优势而被广泛使用。塑料制品可进行不断的分解，目前将尺寸为100 nm到5 mm不等的微小塑料颗粒称之为MPs，MPs作为一种新兴污染物，可通过城市废水、地表径流和大气沉积等多种途径进入水环境这使MPs对环境的影响复杂化，并引起人们对其对生态系统和生物体的潜在影响的关切。在相关研究中，普遍认为，MPs可以促进质粒中携带ARGs的转移。主要是由于MPs可以增强活性氧水平，提高了细胞膜的通透性，增强了膜内ATP的水平，加速了结合配对。研究认为，适度的氧化应激（oxidative stress，ROS）生成可能导致细胞膜通透性增加，导致细胞外ARGs大量流入细胞，最终提高基因转移效率。相反，过量的ROS产生会导致不可逆的细胞功能损伤，使受体细胞失活，甚至杀死细胞。被称为全球环境污染物的MPs具有诱导ROS和破坏细胞膜完整性的能力。目前已经证明，抗生素耐药性基因可以吸附在极大的MPs的表面，以加速抗生素耐药性基因在环境中的传播。事实上，已有研究表明，生物体和环境介质中的MPs可以延长抗生素的半衰期，促进ARGs的形成。2023年，Tianyi Luo等人，研究了不同类型以及不同分化结构、不同浓度下的MPs在污泥中对细菌ARGs转移的影响，研究表明，ARGs的水平转移可能与MP的某些特征相关，随着表面疏水性的增强，ARG的水平增强；三种材料的表面疏水性关系：低密度聚乙烯（low density polyethylene，LDPE）＞聚苯乙烯（Polystyrene，PS）＞聚对苯二甲酸乙二醇酯（polyethylene terephthalate，PET）和其生物降解性的能力为：LDPE＜PS＜PET，则生物降解性越高的PET其ARG水平较低；这表明表面疏水性、生物降解性也是影响ARG的主要因素。在整个连续性实验中，当加入80颗粒/g-TS的LDPE引起ARG的产生量最大，此研究在加入30，50，80颗粒/g-TS剂量单位中，ARG的增强与颗粒剂量呈依赖性关系，且为了研究分化结构对ARG的影响中分别选取了三个分化结构：低密度聚乙烯（linear low density polyethylene，LDPE），高密度聚乙烯（high density polyethylene，HDPE），结果表明，更多的分支和更小的分子量有助于MP断裂成更小的碎片，这一行为可能导致细胞膜的破裂，从而促进促进ARG的扩散。与此同时，在研究MPs类型、浓度、分化结构的基础上，也有研究者对MP的粒径如何影响ARGs的转移情况进行了报道，2022年，Yingying Zha等人，探究了微纳米PS对于细菌中ARGs转移的影响，实验结果表明，小分子纳米粒子（半径为10 nm）的基因转移速率随其浓度的增加而降低；中等大小的MNP（半径为50 nm）引起基因转移率的增强；大的MNP（500 nm）几乎对基因转移没有影响。

目前对于MPs如何影响ARGs转移的相关研究性进展也有了更新的研究方向。有研究表明，当MPs存在于不同的环境生态系统中，会与周围的微生物群发生反应，微生物群会在MPs的表面形成一层生态冠，MPs上的生态冠是用于描述暴露于环境后附着于表面的第一层生物分子化合物的术语。生态冠改变了MPs的表面特征，这可以显著影响它们进行聚集，移动，并在生物体中传播，形成生物膜，并产生有害影响。生物膜的产生可使更多的细菌定植于生物膜表面，从而加速ARGs的传播。2024年，Yangyuan Zhou等人，探究了纳米二氧化钛对MPs生物膜中抗生素抗性基因水平转移的影响，研究表明生物膜细菌被胞外聚合物（extracellular polymeric substances，EPS）严重包裹和保护，对外部环境压力表现出更大的抵抗力，导致与悬浮细菌相比，纳米二氧化钛对生物膜细菌的影响较弱。这项研究揭示了由纳米材料诱导的微塑料生物膜内ARG缀合转移的风险，为水环境中微塑料和抗生素耐药性传播的风险提供了有价值的见解。

1.2 老化MPs对于质粒中携带ARGs转移的影响

由于塑料制品的普及和广泛使用，MPs会以多种方式进入到我们的日常生活中。进入环境后，MP会暴露于各种化学和物理的过程，从而导致它们老化。MP具有高抗性等优势，一般可通过光老化、机械破碎、热老化、生物降解等多种方式降解。在水生环境中，MP可通过与沉积物和湖水或海洋中的卵石相互作用以及潮浪的碰撞作用而发生机械破碎，MP的老化也可以由自由基引起，并且在氧气存在下暴露于紫外线辐射会加速老化，这个过程被称之为光老化，光老化也是MP发生老化的主要原因。MP的热老化与光老化具有一定的差异，它们两者之间的引发剂和老化产物有所不同^[35]。但这些老化都改变了MP表面的吸附性能，以及MP中添加剂和聚合物的浸出。在近期的一项研究中，有研究者使用紫外照射对PS进行光老化作用，来探究老化的MP对于ARGs的转移影响，研究表明老化的MP对大肠杆菌（escherichia coli, E.coli）、质粒、携带ARG的噬菌体的吸附能力显著增强，导致ARG的转移频率增强。这一研究结果，认为老化的MP比表面积和ARG更具有亲和性。当老化的MP会释放一定量的化学有机化合物，这些有机化合物会诱导活性氧的产生，并上调与水平基因转移相关的基因，导致载体（特别是质粒）的ARG转移。近期有研究表明，光照导致的老化MP可以吸附更多的四环素（Tetracycline，TC），其中Qe在288K时从0.387 mg/g增加到0.507 mg/g，在308K时从0.507 mg/g增加到0.688 mg/g；TC吸附的增强进一步促进了7个抗生素耐药基因：tetA、tetB、tetC、tetD、tetE、tetG、tetK的形成。机械老化一般会导致MP变小，因此MPs的机械老化和MP尺寸影响ARGs的转移相关。MPs的老化会导致MP表面粗糙，MP表面粗糙和ARG与细菌分类群之间的密切关系促进了ARG的传播。MP生物膜上对于抗生素残留的吸附和ARG的直接吸收是富集ARG的关键因素。因此，在环境中MP表面生物膜的量与ARG的丰度以及微生物群落的情况具有密切关系。在探究光老化导致的MP如何影响ARGs的相关问题时，有研究采用不同温度下MP表面生物膜上ARGs的转移情况来进行探究，结果表明，PS、PP、PLA表面的生物膜会随着温度的升高而减少。温度似乎比溶解氧和营养物对MP生物膜上季节性生物量变化具有更大的影响。总之，光老化会影响MP表面生物膜量的产生从而对ARG的转移，ARG的丰度与MP表面生物膜的量呈正相关。早在2016年，就有研究对于不同温度下厌氧消化过程中ARG的变化进行探究，实验表明，在嗜热消化过程中，8/10检测到的ARGs下降，5/10减少超过1.0 log，而在中度和嗜温消化期间分别只有4和5个ARGs降低。在中度和嗜温处理下，ARGs和细菌群落的变化相似，但与嗜热系统中的变化不同。总之，温度将会影响ARG的丰度与转移情况，普遍认为，高温与ARG的丰度情况呈现负相关的趋势。MP生物膜有时被成为塑料圈，所以这也就意味着有更多的微生物定植与生物膜表面。当微生物定植于MP表面的生物膜上时，MP聚合物将为微生物提供一定的碳源，导致MP发生一定程度的生物降解。由于MP聚合物类型不同从而其生物降解速率不同。生物膜已成为水生环境中抗生素耐药基因（ARG）的热点，2022年，Liu等人，在研究过程中发现，磺胺甲噁唑、四环素和锌的单独和组合压力用于驱动MP和天然底物的生物膜中ARGs、intI1、MRGs和细菌群落的动态进化；与天然底物的生物膜相比，磺胺甲噁唑、四环素和锌联合选择的外源性压力及其浓度的增加都显着增加了MP上ARGs的丰度。并且还有相关研究对于MP表面生物膜以及不同基质下如，树叶、岩石表面生物膜上ARGs的丰度以及微生物的群落结构，结果发现，巴尔通体、伯克霍尔德氏菌和布鲁氏菌等主要病原体选择性地富集在MP生物膜上。这也就意味着MP可能作为ARG与病原菌的载体。综上所述，MP表面生物膜的产生，使定植的微生物种类数目增多是导致MP生物降解的主要原因，并且目前认为生物降解所导致的MP老化会提高ARGs的丰度以及转移、繁殖。

2 环境中重金属促进ARGs转移的影响

重金属是ARGs在水环境中传播的促进剂，但其对ARGs在活性污泥过程中转移的影响尚不清楚。早有报道指出，重金属，例如，汞（Hg）、砷（V）、通常共存于工业废水的流物中，在2018年有关研究重金属如何促进抗生素抗性基因的相关文献中就有表明，即使在很低的浓度下，重金属也会刺激ARG的迁移过程，0.01 mg/L的Cr（VI）或0.1 mg/L的Ag（I）促进了两株大肠杆菌之间的接合基因转移，其机理主要是由于重金属改变了外膜基因的表达，且早有研究指出omp基因的较高丰度表达意味着细胞膜通透性的增强。在微量重金属也会影响抗生素抗性基因转移的研究成果下，又有文献表明，一直被作为抗生素抗性基因转移热点的环境污染物“微塑料”可以通过官能团作用，静电作用使得MPs表面吸附重金属，可能会导致更大的抗生素抗性基因转移影响，但尚未有文献证实。但是在2024年相关文献中有表明MPs与金属镉协调促进了藻类ARG的传播，其主要机制在于MPs可以改变藻类的细胞壁通透性从而使得吸附更多的重金属，从而促进了抗生素抗性基因的转移。在2022年，有文献指出在重金属污染环境中，MRG，ARG和整合子的丰度呈增加趋势，表明高的重金属浓度通过水平基因传递和影响细菌群落，具有很强的促进重金属的能力。许多重金属耐药性机制与抗生素耐药性机制重叠，表明重金属可能共同选择抗生素耐药性，具体表现在，重金属可通过交叉耐药性，共耐药性，共调节性来促进抗生素的抗性。此外，Cesaer等人发现，当MRG和ARG都位于相同的MGE上时，抗生素抗性的金属驱动的选择显著更大（例如，1类整合子，int 1）。

3 环境中消毒剂促进ARGs转移的影响

消毒剂和抗生素被广泛用于细菌感染性疾病的预防和控制，并且越来越多的研究表明消毒剂可加剧耐药基因的传播。三氯生是目前最常用的防腐化学试剂，2022年有相关研究表明，三氯生可显著增强RP 4质粒在活性污泥的接合转移；使用高通量的16S rRNA基因测序表明，三氯不仅促进了属间转移，但也使活性污泥群落中属内的RP 4质粒发生转移。苯扎氯铵（C12）（BC）消毒剂被认为对抗生素耐药性施加选择压力，短期使苯扎氯铵（C12）暴露可诱发农业土壤广谱抗生素耐药性的发生，对人类健康构成潜在风险；苯扎氯铵（C12）（BC）消毒剂一直被认为对抗生素耐药性施加选择压力；在研究农业土壤中添加磺胺二甲嘧啶（SMZ，10 mg kg ^-+）和BC梯度浓度（0−100 mg kg⁻¹）的ARG剖面动态的相关进展中，使用高通量定量PCR和Illumina测序，研究表明随着BC浓度的增加，土壤中检测到的ARG数量增加，但归一化ARG丰度降低；网络分析发现，低-中浓度的BC暴露导致土壤中形成小而强的ARG共生簇，而高浓度的BC暴露导致较高的ARG发生率。由于消毒剂的广泛适用性以及高效性，会被医院，学校等人员密集的场所频繁进行使用，有研究调查了余氯对下水系统中微生物群落和ARG组成的影响；结果表明，余氯对微生物群落结构的干扰是可逆的，但对ARG组成的影响是持久的；研究发现，生物膜中ARG组分的演替是由垂直传播和水平基因转移共同驱动的，而沉积物中ARG组分的演替主要是由水平基因转移驱动的，这一研究主要是由于杀菌剂抗性基因（BRG）亚型chtR通过质粒、整合元件和接合元件在促进与ARG的共选择中发挥了重要作用。2022年，Selina B.I. Schmidt等人证明了材料防腐剂中使用的活性物质可以以种属和物质依赖性方式增加突变和结合率，而转化率没有增加。双双胍氯己定二葡萄糖酸盐、季铵化合物双癸基二甲基氯化铵、金属铜、拟除虫菊酯类杀虫剂氯菊酯和唑类杀菌剂丙环唑会增加大肠杆菌的突变率，而枯草芽孢杆菌和贝伊不动杆菌的突变率没有增加，此外，还发现RpoS介导的一般应激与RecA连锁的SOS反应之间存在联系，突变率和接合率增加，但并非所有杀菌剂都存在这种联系。在全球应对2019年冠状病毒大流行期间，消毒剂的广泛使用，增加了消毒副产物（DBPs）和抗生素耐药基因（ARG）的共存，有团队基于亚氯酸盐和溴酸盐对大肠杆菌菌株间RP4质粒接合转移的影响做了相关研究，结果发现，当亚氯酸盐或溴酸盐暴露时间小于24h，接合转移的频率最初受到抑制，但当暴露时间延长至36h时，这种抑制转化为促进，短时间暴露于亚氯酸盐或溴酸盐会阻碍电子传递链，导致ATP不足，随后抑制接合转移。

参考文献：

1. [1] Clark M D, Halford Z, Herndon C, et al. Evaluation of antibiotic initiation tools in end-of-life care[J] American of Journal of hospice & palliative medicine,2022,39(03):274-281.
2. [2] Lu S, Lin C, Lei K, et al. Occurrence, spatiotemporal variation, and ecological risk of antibiotics in the water of the semi-enclosed urbanized Jiaozhou Bay in eastern China[J].Water research,2020,184:116187.
3. [3] 杨凤霞,毛大庆,罗义,等.环境中抗生素抗性基因的水平传播扩散[J].应用生态学报,2013,24(10):2993-3002.
4. [4] Fu C, Xu B, Chen H, et al. Occurrence and distribution of antibiotics in groundwater, surface water, and sediment in Xiong'an New Area, China, and their relationship with antibiotic resistance genes[J].Science of the total environment,2022,807:151011.
5. [5] Li F, Chen L, Bao Y, et al. Identification of the priority antibiotics based on their detection frequency, concentration, and ecological risk in urbanized coastal water[J].Science of the total environment,2020,807:141275.
6. [6] Li N, Ho K W K, Ying G, et al. Veterinary antibiotics in food, drinking water, and the urine of preschool children in Hong Kong[J].Environment international,2017,108:246-252.
7. [7] Zhang H, Zhou Y, Guo S, et al. Prevalence and characteristics of extended-spectrum beta-lactamase (ESBL)-producing Enterobacteriaceae isolated from rural well water in Taian, China, 2014[J].Environmental science polluttion research,2015,22(15):11488-11492.
8. [8] Ouyang B, Yang C, Lv Z, et al. Recent advances in environmental antibiotic resistance genes detection and research focus: From genes to ecosystems[J].Environment international,2024,191:108989.
9. [9] Rysz M, Alvarez P J J. Amplification and attenuation of tetracycline resistance in soil bacteria: Aquifer column experiments[J].Water research,2004,38(17):3705-3712.
10. [10] Thompson S A, Maani E V, Lindell A, et al. Novel tetracycline resistance determinant isolated from an environmental strain of Serratia marcescens[J].Applied and environmental microbiology,2007,73(07):2199-2206.
11. [11] Michaelis C, Grohmann E. Horizontal gene transfer of antibiotic resistance genes in biofilms[J].Antibiotics,2023,12(02):328.
12. [12] Bennett P M. Plasmid encoded antibiotic resistance: Acquisition and transfer of antibiotic resistance genes in bacteria[J].British journal of pharmacology,2008,153:S347-S357.
13. [13] Luo Y, Mao D, Rysz M, et al. Trends in antibiotic resistance genes occurrence in the Haihe River[J].Environmental science & technology,2010,44(19):7220-7225.
14. [14] Baker-Austin C, Wright M S, Stepanauskas R, et al. Co-selection of antibiotic and metal resistance[J].Trends in microbiology,2006,14(04):176-182.
15. [15] Huang X, Zhao X, Fu L, et al. The distribution and key influential factors of antibiotic resistance genes in agricultural soils polluted by multiple heavy metals[J].Environmental geochemistry health,2024,46(10):385.
16. [16] Liu Y, Song X, Hou X, et al. Effect of Mn-HA on ARGs and MRGs in nitrogen-culturing sludge[J].Journal of environmental management,2024,365:121615.
17. [17] Walker T R, Fequet L. Current trends of unsustainable plastic production and micro(nano) plastic pollution[J].Trac-trends in analytical chemistry,2023,160.