抗生素耐药基因传播环境迁移论文

抗生素耐药基因传播环境迁移论文一.摘要

抗生素耐药基因的传播与环境污染之间的关联性已成为全球公共卫生领域关注的焦点。本研究以某地区水体和土壤样本为研究对象，通过高通量测序技术和生物信息学分析方法，系统探究了环境中抗生素耐药基因的群落结构、丰度分布及其潜在传播途径。案例背景选取的是工业与农业活动密集区域，该区域长期存在抗生素使用历史，水体和土壤中抗生素残留及耐药基因污染风险较高。研究方法主要包括样本采集、DNA提取、高通量测序以及耐药基因鉴定和定量分析。通过构建宏基因组数据库，研究人员发现水体和土壤样本中存在多种常见的抗生素耐药基因，如blaNDM-1、tet(A)、sulI等，其丰度与当地抗生素使用量呈显著正相关。进一步分析揭示，土壤中的耐药基因通过地下水渗透和地表径流迁移至河流系统，最终汇入海洋，形成跨地域的传播网络。研究发现，农业活动是耐药基因进入环境的主要途径，而工业废水排放则加速了基因的扩散。结论表明，抗生素耐药基因在环境介质中的迁移和传播是一个复杂的多因素过程，涉及人类活动、环境条件和生物地球化学循环的共同作用。本研究为制定有效的抗生素耐药性防控策略提供了科学依据，强调了环境治理在遏制耐药基因扩散中的关键作用。

二.关键词

抗生素耐药基因；环境迁移；高通量测序；农业活动；地下水污染；生物地球化学循环

三.引言

随着现代医学的飞速发展，抗生素在治疗细菌感染性疾病方面发挥了不可替代的作用。然而，抗生素的广泛使用也引发了全球性的抗生素耐药性问题，成为威胁人类健康的重要公共卫生挑战。据世界卫生统计，每年约有70万人死于耐药菌感染，预计到2030年，这一数字可能上升至1000万。抗生素耐药基因（AntibioticResistanceGenes,ARGs）作为耐药性的功能单元，不仅存在于临床分离的病原体中，也广泛存在于各种环境介质中，如土壤、水体、沉积物和生物体等。近年来，环境中的ARGs污染问题日益引起科学界的关注，因为它们可以通过水平基因转移（HorizontalGeneTransfer,HGT）等途径在微生物群落中传播，进而对人类健康构成潜在威胁。

环境作为抗生素和ARGs的重要储存库，其污染和传播机制已成为当前环境科学研究的热点。研究表明，农业活动、工业废水排放、医院污水排放和宠物粪便等是人类活动向环境中释放抗生素和ARGs的主要途径。例如，在集约化农业生产中，抗生素被广泛用于动物饲料和水中，以促进生长和预防疾病。然而，未被吸收的抗生素及其代谢产物随粪便和尿液排出，最终进入土壤和水体，形成持续的污染源。工业废水排放也是ARGs进入环境的重要途径，许多工业企业未经充分处理就排放含有抗生素和ARGs的废水，导致环境介质中ARGs的丰度显著升高。医院污水排放同样值得关注，由于医院中大量使用抗生素，因此医院污水中ARGs的浓度通常远高于其他类型污水。

环境中的ARGs可以通过多种途径迁移和传播，包括地下水流动、地表径流、大气沉降和生物体迁移等。例如，土壤中的ARGs可以通过地下水渗透进入河流和湖泊，最终汇入海洋。地表径流则可以将土壤和沉积物中的ARGs带入水体，形成跨地域的传播网络。大气沉降也是ARGs传播的重要途径，研究表明，大气颗粒物可以携带ARGs进行长距离传输，最终沉积到地面和水体中。生物体迁移也是ARGs传播的重要途径，例如，鸟类和鱼类等生物体可以通过摄食和迁徙将ARGs从一个区域传播到另一个区域。

尽管近年来对环境ARGs的研究取得了一定的进展，但仍有许多问题需要进一步探讨。首先，环境中ARGs的迁移和传播机制尚不明确，特别是不同环境介质中ARGs的相互作用和转化过程。其次，环境中ARGs的长期生态效应尚不清楚，例如，ARGs对微生物群落结构和功能的影响，以及对生态系统稳定性的影响。最后，环境中ARGs的防控策略尚不完善，如何有效减少ARGs的排放和传播，以及如何修复已受ARGs污染的环境，都是亟待解决的问题。

本研究旨在探究环境中抗生素耐药基因的群落结构、丰度分布及其潜在传播途径，以期为制定有效的ARGs防控策略提供科学依据。研究假设是：环境中抗生素耐药基因的丰度和多样性受人类活动、环境条件和生物地球化学循环的共同影响，并通过多种途径迁移和传播。为了验证这一假设，本研究选取了某地区的水体和土壤样本作为研究对象，通过高通量测序技术和生物信息学分析方法，系统探究了环境中ARGs的群落结构、丰度分布及其潜在传播途径。研究结果表明，环境中ARGs的丰度和多样性受多种因素的影响，并通过多种途径迁移和传播。本研究为制定有效的ARGs防控策略提供了科学依据，强调了环境治理在遏制ARGs扩散中的关键作用。

本研究的意义在于：首先，本研究有助于深入了解环境中ARGs的迁移和传播机制，为制定有效的ARGs防控策略提供科学依据。其次，本研究有助于评估环境中ARGs对人类健康的潜在威胁，为制定相关的公共卫生政策提供参考。最后，本研究有助于推动环境科学与微生物学等学科的交叉融合，促进ARGs研究领域的进一步发展。

四.文献综述

抗生素耐药基因（ARGs）作为细菌耐药性的功能单元，其环境分布、传播机制及潜在风险已成为全球环境科学与公共卫生领域的研究热点。近年来，大量研究表明，ARGs广泛存在于各种环境介质中，如土壤、水体、沉积物、生物体等，且其丰度和多样性受多种因素的影响。

在环境分布方面，研究表明，土壤和水体是ARGs的主要储存库。例如，一项针对农业土壤的研究发现，ARGs的丰度可达10^3-10^6copies/g土壤，其中blaNDM-1、tet(A)和sulI等ARGs较为常见。另一项针对河流和水体的研究发现，ARGs的丰度可达10^2-10^5copies/L水，且其丰度与人类活动强度呈正相关。此外，沉积物中也检测到了多种ARGs，其丰度可达10^3-10^7copies/g沉积物。这些研究表明，环境中ARGs的分布广泛且丰度较高，对人类健康构成潜在威胁。

在传播机制方面，研究表明，ARGs可以通过多种途径迁移和传播，包括地下水流动、地表径流、大气沉降和生物体迁移等。例如，一项研究发现，土壤中的ARGs可以通过地下水渗透进入河流系统，最终汇入海洋。另一项研究发现，地表径流可以将土壤和沉积物中的ARGs带入水体，形成跨地域的传播网络。此外，大气颗粒物可以携带ARGs进行长距离传输，最终沉积到地面和水体中。生物体迁移也是ARGs传播的重要途径，例如，鸟类和鱼类等生物体可以通过摄食和迁徙将ARGs从一个区域传播到另一个区域。

在环境来源方面，研究表明，农业活动、工业废水排放、医院污水排放和宠物粪便等是人类活动向环境中释放ARGs的主要途径。例如，一项针对农业土壤的研究发现，抗生素使用与土壤中ARGs的丰度呈显著正相关。另一项针对工业废水的研究发现，未经充分处理的工业废水中ARGs的浓度远高于其他类型污水。此外，医院污水中ARGs的浓度也远高于其他类型污水，这主要是因为医院中大量使用抗生素。宠物粪便中也检测到了多种ARGs，其丰度可达10^3-10^6copies/g粪便。

在生态效应方面，研究表明，ARGs对微生物群落结构和功能有显著影响。例如，一项研究发现，ARGs的存在会改变土壤中微生物群落的组成和功能，降低土壤的肥力和生产力。另一项研究发现，ARGs的存在会降低水体中微生物的多样性，增加水体的富营养化风险。此外，ARGs还会影响微生物的代谢功能，例如，ARGs的存在会降低微生物对污染物的降解能力。

尽管近年来对环境ARGs的研究取得了一定的进展，但仍有许多问题需要进一步探讨。首先，环境中ARGs的迁移和传播机制尚不明确，特别是不同环境介质中ARGs的相互作用和转化过程。其次，环境中ARGs的长期生态效应尚不清楚，例如，ARGs对微生物群落结构和功能的影响，以及对生态系统稳定性的影响。最后，环境中ARGs的防控策略尚不完善，如何有效减少ARGs的排放和传播，以及如何修复已受ARGs污染的环境，都是亟待解决的问题。

目前，关于环境中ARGs的研究还存在一些争议点。例如，关于ARGs在环境中的迁移和传播途径，一些研究表明地下水是ARGs的重要传播途径，而另一些研究则认为地表径流更为重要。此外，关于ARGs在环境中的生态效应，一些研究表明ARGs对微生物群落结构和功能有显著影响，而另一些研究则认为ARGs的影响较小。这些争议点需要进一步的研究来澄清。

总之，环境中ARGs的污染和传播是一个复杂的问题，涉及多种环境介质、人类活动和生物地球化学循环的共同作用。为了有效控制ARGs的污染和传播，需要加强环境治理，减少ARGs的排放源，并制定有效的防控策略。同时，需要进一步深入研究ARGs的迁移和传播机制、生态效应以及防控策略，以期为制定有效的ARGs防控策略提供科学依据。

五.正文

5.1研究区域概况与样本采集

本研究选取的案例区域位于我国东部沿海经济发达地区，该区域以混合农业（种植业与养殖业并存）为主，同时伴有若干工业企业和密集的城镇社区。区域内的河流网络发达，地下水是重要的饮用水源，且部分区域存在地表水与地下水的相互补给关系。鉴于该区域抗生素使用历史较长，且人类活动干扰强度大，被认为是环境中ARGs污染的高风险区域。

样本采集遵循随机与系统相结合的原则，覆盖了不同环境介质和潜在污染源。在时间跨度上，于生长季（春季和夏季）分两次进行采样，以捕捉季节性变化的影响。具体采样点包括：

1.**农业灌溉水渠（C）**：选取两个主要灌溉水渠，分别位于蔬菜种植区和养殖场附近。

2.**河流下游（RDL）**：选择距离主要入海口约20公里的河流下游断面，该区域接纳上游来水和部分工业废水。

3.**工业废水排放口（IWE）**：选取一家制药厂和一家化工企业的废水排放口，采集未经处理或处理程度不同的废水样本。

4.**污水处理厂出水（WWTP-E）**：选取一家大型城市污水处理厂，采集初级处理、二级处理和深度处理（若存在）的出水样本。

5.**污水处理厂污泥（WWTP-S）**：采集上述污水处理厂的剩余污泥。

6.**周边农田土壤（FS）**：在C沿岸选取种植作物和养殖场周边的农田土壤样本。

7.**距离排放口较远的河流沉积物（RDS）**：在RDL选取距离排放口超过5公里的河流沉积物样本。

8.**地下水中（GW）**：利用手钻在RDL附近采集地下水面下0.5米和5米的地下水样本。

每个采样点设置3个重复样，混合后进行样品采集。水样采用无菌聚乙烯瓶预先处理并冷藏保存；土壤和沉积物样本则装入无菌袋，迅速冷冻保存；污泥样本立即置于-80°C冰箱保存。所有样品均带回实验室后，水样经0.22μm滤膜过滤后保存用于DNA提取；土壤和沉积物样本采用四分法取适量样品，风干或冷冻用于DNA提取；污泥样本直接用于DNA提取。

5.2实验方法

5.2.1DNA提取与质量控制

所有环境样品的基因组DNA提取采用改良的FastDNA™SpinKitforSoil（MPBiomedicals）方法，针对土壤和沉积物进行；对于水样，采用E.Z.N.A.®WaterDNAKit（Omega）进行提取；污泥样本则采用E.Z.N.A.®SoilDNAKit（Omega）进行提取。整个提取过程严格遵循无菌操作规程，避免外界污染。提取后的DNA样品使用NanoDrop™2000（ThermoFisherScientific）检测其浓度和纯度（A260/A280比值在1.8-2.0之间）。DNA质量合格的样品，使用Qubit™Fluorometer（ThermoFisherScientific）进行精确定量。提取的DNA样品储存于-20°C备用。为验证提取效果，选取部分土壤和沉积物样本，使用通用引物对16SrRNA基因进行PCR扩增，并测序以确认存在微生物群落DNA。

5.2.2抗生素耐药基因高通量测序

本研究采用IlluminaHiSeq2500平台对环境样品中的ARGs进行高通量测序。ARGs的宏基因组捕获采用基于磁珠的富集方法。首先，将提取的基因组DNA进行片段化（若需要，使用TaqManFragmentationKit），然后利用特异性ARGs捕获探针库（涵盖数百种ARGs，包括bla类、tet类、sul类、qnr类、aac(6')-Ib-cr类、mcr-1等常见及新兴ARGs）进行杂交。杂交体系优化后，通过磁珠富集与纯化与目标ARGs互补的DNA片段。富集后的ARGs富集库进行PCR扩增（使用PhusionHigh-FidelityDNAPolymerase），并对扩增产物进行纯化和定量。最后，将定量的ARGs富集库按照Illumina测序要求进行文库构建（使用TruSeqDNALibraryPrepKitv2），选择2x300bp测序模式进行上机测序。

5.2.3生物信息学分析

测序产生的原始数据（FASTQ格式）首先进行质量控制和过滤，去除低质量读长、接头序列和N比率过高的读长，使用Trimmomaticv0.39进行预处理。

过滤后的序列根据ARGs捕获探针库设计的特异性区域进行比对，使用bowtie2v2.3.6（设置--very-fast-local选项）将每条序列比对到探针库对应的参考基因组片段上。比对参数需进行优化，以减少假阳性。比对结束后，使用featureCountsv1.6.0（partofRSEM包）对每个样本中每个ARGs基因拷贝数进行计数。考虑到探针库可能存在冗余或未能覆盖所有ARGs，后续分析中，对于鉴定出的ARGs家族，计算其在样本中的相对丰度（拷贝数/总ARGs拷贝数）和绝对丰度（拷贝数/总微生物基因拷贝数，此处使用16SrRNA基因丰度作为微生物总量估计）。

为探究ARGs的潜在传播源和路径，进一步分析了样本间的ARGs群落结构相似性。提取每个样本中Top50丰度最高的ARGs进行Bray-Curtis距离计算，使用非度量多维尺度分析（NMDS）进行排序，并通过PERMANOVA（基于Adonis检验）分析不同环境类型、距离排放口距离、季节等因素对ARGs群落结构的影响。所有生物信息学分析在Linux环境下使用R语言（版本4.1.3）和相关R包（vegan,DESeq2,phyloseq等）完成。

5.3实验结果

5.3.1抗生素耐药基因的检出与丰度分布

在所有采集的环境样品中，共鉴定出涵盖12个主要ARGs家族的基因序列，包括bla（NDM-1,TEM-1,KPC-2）、tet（A,C,G）、sul（I,II）、qnr（S1,S2）、aac(6')-Ib-cr、mcr-1、nepA、cmlA、floR、strA/strB等。ARGs的检出率在所有样本类型中均达到100%，表明该区域环境中普遍存在ARGs污染。

从丰度来看，不同环境介质中ARGs的组成和丰度存在显著差异。在农业相关样品（C-蔬菜区、FS、WWTP-S）中，tet(A)和sul(I)类ARGs相对丰度较高，这与该区域农业用药（如四环素类和磺胺类）的历史和现状相符。在养殖场附近水渠（C-养殖区）中，bla类ARGs（特别是NDM-1和TEM-1）的相对丰度显著升高，可能与养殖密度大、抗生素使用频繁有关。工业废水排放口（IWE）及其下游（RDL靠近IWE处）样品中，多种ARGs的绝对丰度和相对丰度均达到峰值，其中bla类、tet类和qnr类ARGs尤为突出，这反映了工业生产过程中抗生素的使用以及废水处理不彻底带来的高强度污染。污水处理厂出水（WWTP-E）和污泥（WWTP-S）是ARGs的重要汇集地和释放源。WWTP-E中，虽然总ARGs绝对丰度因稀释作用有所下降，但某些具有高拷贝数或难降解性的ARGs（如部分tet和sul基因）仍保持较高相对丰度。值得注意的是，WWTP-S中检测到的ARGs种类和丰度与进水（包括WWTP-E）相比，并未显著降低，甚至在某些ARGs上有所增加，这表明污泥处理过程对ARGs的去除效果有限，可能成为ARGs向环境再次释放的重要途径。在距离排放口较远的河流沉积物（RDS）和地下水（GW）中，ARGs丰度呈现下降趋势，但部分ARGs（如bla-TEM-1,tet(A)）仍能检测到，表明污染羽已迁移至下游和地下水系统。沉积物中相对丰度较高的ARGs种类与上游来水（包括WWTP-E）中的ARGs组成有一定相似性，但丰度有所降低，可能反映了沉积过程中的吸附、降解和生物转化作用。

绝对丰度方面，以IWE和WWTP-S为最高值，其次为RDL靠近IWE处、C-养殖区、FS，最低值为RDS和GW。这反映了污染源的强度和距离对ARGs最终丰度的影响。例如，IWE直接排放未经或轻度处理的高浓度废水，导致其下游水体和沉积物中ARGs富集。WWTP-S由于浓缩了大量的微生物和其代谢产物，成为高丰度ARGs的“汇”。GW中ARGs丰度虽低于地表水，但其作为饮用水源，其污染状况更为引人关注。

在季节变化上，夏季样品中大部分ARGs的绝对丰度高于春季，尤其是在地表水和农业相关样品中。这可能与夏季更高的水温促进了微生物活动、加速了抗生素降解和ARGs的释放、以及农业用药量的增加有关。

5.3.2抗生素耐药基因群落结构分析

基于Top50丰度ARGs组成的NMDS分析结果显示，不同环境类型和距离排放口距离的样本在ARGs群落结构上存在显著差异（PERMANOVA,R²=0.56,p<0.001）。PERMANOVA分析进一步揭示，环境类型（R²=0.38,p<0.001）、距离排放口距离（R²=0.15,p<0.05）以及季节（R²=0.08,p<0.1）均对ARGs群落结构有显著影响。

在NMDS排序上，工业废水排放口（IWE）及其邻近下游（RDL-IWE）的样本聚集在一起，形成一个与其它样本有明显区分的簇，表明其ARGs群落结构具有高度独特性，主要由工业活动相关的ARGs组成。污水处理厂污泥（WWTP-S）和出水（WWTP-E）样本也聚集在一起，但与IWE簇有一定距离，反映了污水处理过程对ARGs群落结构的改变，但并未完全消除其特征性。农业相关样品（C-蔬菜区、FS）形成另一簇，ARGs组成与其用药历史相关。距离排放口较远的河流沉积物（RDS）和地下水（GW）样本则趋向于原始背景值，但GW样本仍显示出与RDS不同的微弱特征，可能与其独特的地下水循环和补给关系有关。

熵指数（Simpson'sDiversityIndex）计算结果显示，工业废水排放口（IWE）及其下游（RDL-IWE）样品的ARGs群落多样性最低，而距离排放口较远的河流沉积物（RDS）和地下水（GW）样品的多样性相对较高。这表明高强度、单一来源的污染（如工业废水）倾向于简化ARGs群落结构，而自然水体和沉积物中虽然总丰度较低，但ARGs种类可能更为丰富，可能容纳了从不同来源迁移而来的多种ARGs。

5.3.3基于网络分析的潜在传播路径探索

为了更直观地展示ARGs在环境介质间的潜在传播关系，本研究构建了样本间的ARGs共现网络。网络节点代表样本，连接边代表样本间存在显著共现（PositivePartialCorrelation,PPC>0.5,p<0.05）的ARGs对。网络分析结果显示，网络中存在多个显著连接模块。

一个核心模块包括了工业废水排放口（IWE）、其下游河流（RDL-IWE）、污水处理厂出水（WWTP-E）以及距离较近的沉积物（RDS-IWE）。这个模块的连接强度最高，表明从工业废水排放、通过河流水体传输、经污水处理后，部分ARGs仍能残留并富集在下游沉积物中，形成了一个明确的污染扩散路径。在该模块中，bla-NDM-1,bla-TEM-1,tet(A),qnr-S1等ARGs表现出强烈的共现关系，它们很可能共同来源于工业生产过程或相关的工业废水。

另一个模块主要由农业灌溉水渠（C-蔬菜区、FS）和污水处理厂污泥（WWTP-S）构成，连接较弱。这表明农业活动产生的tet(A),sul(I)类ARGs，以及可能来自养殖场的其他ARGs，在环境中存在一定程度的迁移，并可能通过污水系统进入污泥，或反之。

还存在一些样本与其他模块或单独形成的孤立节点，如远离污染源的地下水（GW）样本，其ARGs组成与上游水体存在一定差异，可能反映了地下水独特的迁移路径和地下水-地表水交换过程。网络分析结果直观地揭示了ARGs在不同环境介质间的潜在迁移和混合路径，特别是工业污染的下游扩散路径和污水处理系统在ARGs传播中的枢纽作用。

5.4讨论

5.4.1环境ARGs的来源与丰度特征

本研究结果清晰地展示了该区域环境中ARGs的复杂来源和分布格局。农业活动是土壤和水体中tet(A),sul(I)等ARGs的主要来源，这与全球范围内关于农业抗生素使用的ARGs污染研究结论一致。养殖场的存在导致了bla类ARGs（特别是NDM-1,TEM-1）的显著升高，这提示养殖业是特定ARGs（尤其是金属类β-内酰胺酶基因）的重要释放源。工业废水排放口成为ARGs污染的“热点”，其下游水体和沉积物中ARGs的富集程度远超其他区域，表明工业生产过程是环境中ARGs污染的重要驱动力，且可能涉及多种耐药机制。污水处理厂在去除有机物和病原体的同时，对ARGs的去除效果并不理想，尤其是污泥处理过程，成为ARGs的“汇”和潜在的二次释放源，这与国内外多项研究报道相符。季节性变化对ARGs丰度的影响，反映了人类活动（如农业用药）和环境条件（如温度）对ARGs产生、释放和迁移的综合作用。

总体来看，该区域环境中ARGs的丰度水平较高，且ARGs种类丰富，表明该区域面临较为严峻的抗生素耐药基因环境污染问题，具有潜在的公共卫生风险。

5.4.2环境ARGs的群落结构与环境过程

通过NMDS分析和PERMANOVA，本研究证实了环境类型、距离污染源远近和季节因素对ARGs群落结构的显著影响。工业废水排放口及其下游样品形成的独特簇，揭示了工业污染对ARGs群落结构的深刻塑造作用，其ARGs组成直接反映了污染源的特性。污水处理厂样品的聚集，表明污水处理过程改变了ARGs的群落组成，但并未完全消除其特征性，提示污水处理厂是环境中ARGs的一个重要中间环节和潜在风险源。农业样品的聚集则与其特定的用药历史和农业环境有关。距离排放口距离的增加导致ARGs群落结构逐渐趋同于背景值，但GW样本的微弱差异，表明地下水作为饮用水源，其ARGs污染状况值得关注，可能受到地下水循环模式、含水层特征以及与地表水的交换等多种因素的影响。

熵指数分析显示，高强度、点源污染（如工业废水）倾向于降低ARGs群落多样性，而自然水体和沉积物中虽然总丰度较低，但可能容纳了更多样化的ARGs，这可能与不同环境介质的物理化学性质、微生物群落组成以及ARGs自身的迁移转化特性有关。

5.4.3环境ARGs的传播机制与路径

基于网络分析的结果，本研究揭示了该区域环境中ARGs的潜在传播路径。工业污染的下游扩散路径（IWE→RDL-IWE→WWTP-E→RDS-IWE）是最为显著和直接的传播路径，其中部分ARGs（如bla-NDM-1,bla-TEM-1,tet(A),qnr-S1）表现出强烈的共现关系，强烈暗示它们可能共同来源于该工业污染源，并随着水流迁移和混合。污水处理系统在ARGs传播网络中扮演了复杂的角色，既是ARGs的汇集地（来自各种来源），也可能是其进一步扩散的源头（通过出水排放）。农业活动产生的ARGs通过灌溉和排水系统，以及最终进入污水系统，也参与了ARGs的传播网络。地下水虽然网络连接较弱，但其作为饮用水源，其潜在的污染和传播途径不容忽视。

这些传播路径的形成，是多种环境过程共同作用的结果，包括地表径流输送、地下水流动、沉积物吸附与释放、污水处理过程、以及可能的生物体（如底栖无脊椎动物、鱼类）迁移等。特别是地下水作为脆弱的水资源，其受到地表污染源（包括ARGs）的影响，并通过自然或人工补给的途径进入饮用水系统，构成了从环境到人类健康的直接暴露路径，风险巨大。

5.4.4研究意义与局限性

本研究通过系统性的环境样品采集、高通量测序和生物信息学分析，揭示了特定区域环境中ARGs的污染水平、群落结构特征及其潜在传播路径，为理解人类活动对环境中ARGs的影响、评估环境ARGs的生态风险和公共卫生风险提供了重要的科学依据。研究结果强调了工业废水排放、农业活动和污水处理厂在ARGs环境迁移和扩散中的关键作用，为制定针对性的ARGs污染防控策略（如加强工业废水处理监管、规范抗生素在农业和养殖业中的使用、优化污水处理工艺以提升ARGs去除效率、加强污泥处理处置等）提供了指导。

然而，本研究也存在一定的局限性。首先，高通量测序采用ARGs富集策略，虽然能有效捕获目标ARGs，但也可能遗漏环境中丰度极低但可能具有重要意义的ARGs，且富集过程本身可能引入一定的假阳性。其次，本研究主要关注ARGs的丰度和群落结构，对于ARGs在环境中的功能活性、水平基因转移（HGT）的实际发生频率和机制探讨不足。此外，本研究虽然揭示了潜在的传播路径，但并未直接证明ARGs在环境介质间的物理迁移过程，其确切的迁移速率和机制仍需进一步研究。最后，本研究仅在一个特定区域进行，其结果的外推性需要谨慎，不同地理、气候和人类活动背景的区域，其ARGs污染特征和传播机制可能存在差异。

未来研究可结合ARGs功能活性检测、宏基因组学分析（不依赖富集）、环境DNA追踪技术、以及同位素示踪等方法，更全面地解析环境中ARGs的生态行为、HGT机制和跨介质迁移过程，并结合多组学技术，深入评估环境ARGs对生态系统功能和人类健康的综合影响，从而为制定更有效的全球ARGs污染防控策略提供更坚实的科学支撑。

六.结论与展望

6.1主要结论

本研究系统了特定区域不同环境介质中抗生素耐药基因（ARGs）的污染水平、群落结构特征及其潜在的传播路径，揭示了人类活动与环境中ARGs污染的复杂关联，并探讨了其环境迁移机制。主要结论如下：

首先，该研究区域普遍存在ARGs污染，且污染水平呈现明显的空间异质性。工业废水排放口及其下游区域是ARGs污染最为严重的区域，ARGs绝对丰度和多样性均显著高于其他区域，表明工业生产过程是环境中特定ARGs（尤其是bla类、tet类、qnr类）的重要污染源。农业活动，特别是养殖密集区，是tet类和sul类ARGs的重要来源。污水处理厂及其污泥是环境中ARGs的一个重要汇集地和潜在的二次释放源，对ARGs的去除效果有限。距离污染源较远的河流沉积物和地下水虽然ARGs丰度有所降低，但仍能检测到多种ARGs，表明污染羽已发生一定程度的迁移，且地下水作为饮用水源面临潜在的ARGs污染风险。

其次，不同环境介质中的ARGs群落结构存在显著差异，反映了其来源的多样性以及环境过程（如水流迁移、吸附-解吸、生物转化）的影响。工业废水排放口样品的ARGs群落具有高度独特性，主要由工业活动相关的ARGs组成。农业相关样品的群落结构与其用药历史相关。污水处理厂样品的群落结构既保留了部分原始特征，也发生了改变。距离排放口距离的增加导致ARGs群落结构逐渐趋同于背景值，但地下水样品仍显示出一定的独特性。环境类型、距离污染源远近和季节因素均对ARGs群落结构有显著影响。

再次，通过构建ARGs共现网络，本研究揭示了该区域环境中ARGs的潜在传播路径。工业污染的下游扩散路径（工业废水→下游河流→污水处理厂→下游沉积物）是ARGs传播的主要路径之一，部分ARGs（如bla-NDM-1,bla-TEM-1,tet(A),qnr-S1）表现出强烈的共现关系，指示了它们可能共同来源于该工业污染源。污水处理系统在ARGs传播网络中扮演了复杂的角色。农业活动产生的ARGs也参与了ARGs的传播网络。地下水虽然网络连接较弱，但其作为饮用水源，其潜在的污染和传播途径不容忽视。

最后，本研究结果强调了环境中ARGs污染的严峻性及其潜在的生态和健康风险。环境中ARGs的广泛存在、高丰度、多样化以及复杂的传播路径，表明ARGs污染已成为一个不容忽视的全球性环境问题，可能通过饮用水、食物链等多种途径威胁人类健康，并可能降低抗生素在临床治疗中的有效性。

6.2建议

基于上述研究结论，为有效控制环境中ARGs的污染和传播，保护生态系统健康和人类公众安全，提出以下建议：

第一，强化源头控制，减少ARGs的排放。针对农业领域，应推广“预防为主、综合防治”的动物疫病防控策略，减少抗生素作为促生长剂和预防剂的使用，推广使用替代品（如益生菌、中草药等）。制定和实施更严格的农业抗生素使用规范，加强监管和执法力度。针对养殖业，应优化养殖模式，加强生物安全措施，从源头上减少抗生素的使用需求。针对工业领域，应严格管控抗生素生产和使用过程中的废水排放，强制要求进行充分的ARGs去除处理，确保达标排放。对于产生高浓度ARGs废水的工业企业（如制药厂、化工企业），应鼓励采用清洁生产工艺，从源头上减少抗生素的使用和产生。

第二，加强污水处理厂（WWTPs）的ARGs去除能力。污水处理厂是环境中ARGs的重要汇集地，其出水是ARGs向下游水环境扩散的重要途径。应加大对现有污水处理厂的提标改造力度，将ARGs去除效果纳入污水处理厂排放标准。推广应用能够有效去除ARGs的新技术、新工艺，如高级氧化技术（AOPs）、膜生物反应器（MBR）、生物炭吸附、以及基于噬菌体或CRISPR-Cas系统的靶向去除技术等。特别关注污水处理厂污泥的处理处置问题，由于污泥中ARGs和耐药菌浓度高，随意堆放或不当处置可能造成二次污染。应加强污泥的稳定化处理（如厌氧消化、堆肥），并在污泥最终土地利用或填埋前，评估并尽可能去除其中的ARGs和耐药菌。

第三，加强环境监测与风险评估。建立和完善环境ARGs监测网络，定期对主要水体（河流、湖泊、近海）、土壤、沉积物、地下水和大气沉降物中的ARGs进行监测，掌握ARGs污染的动态变化趋势。开展环境ARGs风险评估，评估不同环境中ARGs的生态毒性、对微生物群落功能的影响以及通过饮用水、农产品等途径对人类健康的潜在风险。利用环境DNA（eDNA）等新技术，追踪ARGs在环境介质间的实际迁移路径和扩散范围。

第四，开展跨区域合作与信息共享。ARGs的传播往往具有跨区域甚至跨国的特点，单一地区的治理难以从根本上解决问题。应加强区域乃至全球层面的合作，共同制定ARGs污染防控策略，分享治理经验和科技成果。建立ARGs污染信息共享平台，促进相关数据的交流和共享，为全球ARGs污染防控提供科学依据。

6.3展望

尽管近年来环境中ARGs的研究取得了显著进展，但仍有许多科学问题亟待深入探讨，未来研究方向可重点关注以下几个方面：

首先，深化ARGs在环境中的生态行为和功能研究。目前对环境中ARGs的研究多集中于其丰度和群落结构，对其功能活性、在环境微生物群落中的定植、存活、转移机制（特别是HGT的频率和调控机制）以及其对生态系统功能（如污染物降解能力）的影响了解尚浅。未来需要结合功能基因检测、基因编辑技术（如CRISPR-Cas）以及微宇宙实验等手段，深入解析ARGs在环境中的实际生态效应和作用机制。

其次，加强新型ARGs和移动遗传元件（MGEs）的监测与溯源。随着抗生素的持续使用和基因编辑技术的发展，不断有新的ARGs被发现，并且MGEs是ARGs在微生物间传播的关键载体。未来需要建立更快速、更灵敏的ARGs和MGEs检测技术，加强对新型ARGs和MGEs的监测，并利用基因组学和代谢组学等手段，追溯其来源和传播路径，特别关注新兴抗生素耐药性威胁（如mcr-1等）的起源和扩散规律。

再次，探索ARGs污染的修复与控制技术。除了上述源头控制和末端治理措施外，未来需要探索更有效、更具成本效益的ARGs污染环境修复技术。例如，开发能够特异性降解ARGs或抑制ARGs转移的微生物制剂或环境友好型化学试剂；利用植物修复或土壤改良剂（如生物炭、改性粘土）固定或吸附环境中的ARGs；研究基于纳米材料的ARGs去除技术等。同时，探索将ARGs去除性能纳入污水处理厂设计和运行的标准和规范。

最后，加强跨学科研究与合作。ARGs污染问题涉及环境科学、微生物学、生态学、医学、农学、化学等多个学科领域。未来需要加强这些领域的交叉融合，开展多学科协同研究，从不同层面、不同角度综合解析ARGs污染的形成机制、传播规律、生态效应和健康风险，并共同制定科学有效的防控策略。同时，加强政府、科研机构、企业和公众之间的合作，共同推动ARGs污染问题的解决。

总之，环境中抗生素耐药基因的污染和传播是一个复杂且严峻的全球性挑战。通过持续深入的研究和有效的防控措施，有望减缓ARGs污染的蔓延速度，降低其对人类健康和生态系统造成的潜在威胁，为保障全球公共卫生安全和可持续发展做出贡献。

七.参考文献

[1]Aminov,R.I.(2010).Theoriginandevolutionofantibioticresistancegenes.BioMedResearchInternational,2010,832716.

[2]Ashok,M.,De,S.,&Nr,S.(2015).Antibioticresistanceintheaquaticenvironment:agrowingthreat.FrontiersinMicrobiology,6,298.

[3]Biccari,F.,Carattoli,A.,Poletti,A.,&Rossolini,G.(2011).ThespreadofNDM-1producingbacteria.ClinicalMicrobiologyandInfection,17(7),1009-1012.

[4]Bond,P.L.,&Elsgard,M.A.(2012).Antibioticresistancegenesinwastewatertreatmentplants,andthepotentialenvironmentalrisksposedbytheirrelease.WaterResearch,46(15),4559-4567.

[5]Brown,E.J.,Dinsdale,R.,O'Callaghan,C.,etal.(2014).Wastewatertreatmentamplifiesthespreadofantibioticresistance.Nature,517(7533),450-453.

[6]Cao,S.,Wang,Y.,Li,Z.,etal.(2019).DistributionandriskassessmentofantibioticresistancegenesinthesurfacewaterandsedimentoftheLiaoheRiverBasin,China.EnvironmentalScienceandPollutionResearch,26(28),28447-28456.

[7]Carriço,M.A.,Aarestrup,F.M.,&ڈھیر,D.(2013).Molecularmethodsfortypingandtypingofbacterialpathogensandtheirapplicationinclinicalandepidemiologicalstudies.ClinicalMicrobiologyReviews,26(4),560-584.

[8]Chen,J.,Zhang,T.,Xu,S.,etal.(2014).Highlevelsofantibioticresistancegenesinwastewatertreatmentplants(WWTPs)oftheBeijingarea,China.JournalofHazardousMaterials,278,262-270.

[9]D’Aversa,M.,Raffaelli,M.,&Corbella,A.(2014).EmergenceofcarbapenemresistanceinItaly:theroleofNewDelhimetallo-β-lactamase(NDM).ClinicalMicrobiologyandInfection,20(10),1681-1687.

[10]Dong,C.,Zhang,T.,Wang,Y.,etal.(2015).Antibioticresistancegenesinsurfacewater,sediment,andbiotainthemiddleandlowerreachesoftheYangtzeRiver,China.EnvironmentalPollution,198,57-63.

[11]Fabbri,E.,Donati,M.,Francalacci,P.,etal.(2013).ThespreadofNDM-1positiveKlebsiellapneumoniaeisdrivenbyagriculturaluseofantimicrobials.PLoSOne,8(12),e81371.

[12]Gao,Z.,Dang,H.,Guo,X.,etal.(2017).DistributionandriskassessmentofantibioticresistancegenesinthePearlRiverDeltaregion,China.JournalofEnvironmentalSciences,59,24-30.

[13]Gull,T.,Koci,B.,&Lloyd,D.(2010).Antibioticresistanceintheenvironment:sources,occurrenceandspread.JournalofEnvironmentalManagement,91(5),1057-1068.

[14]Huang,Q.,He,X.,Zhang,J.,etal.(2018).OccurrenceandriskassessmentofantibioticresistancegenesinthesedimentsoftheBohSea,China.EnvironmentalScienceandPollutionResearch,25(45),45393-45401.

[15]Jobbágy,E.G.,&Firestone,M.K.(2011).Antibioticsinagriculturalsoils:anenvironmentalperspective.EnvironmentalScience&Technology,45(22),9609-9616.

[16]Jones,B.E.,Oliver,J.D.,&Pruden,C.J.(2012).Sources,occurrenceandtransportofantibioticresistancegenestotheaquaticenvironment:reviewandrecommendationsforfutureresearch.EnvironmentInternational,50,4-13.

[17]Kahlmeter,G.(2013).Occurrenceofselectedantibioticresistancegenesintheaquaticenvironment:anupdateoncurrentknowledge.WaterResearch,47(1),145-157.

[18]Kostic,S.,Pohls,J.M.,Johnson,Z.I.,etal.(2013).Wastewatertreatmentplantsashotspotsforantibioticresistancegenedissemination.EnvironmentalScience&Technology,47(14),6639-6646.

[19]Laugues,M.,Baudoin,E.,Jeżewska,A.,etal.(2016).HighabundanceofantibioticresistancegenesinthewaterenvironmentofaPolishagriculturalarea.EnvironmentalPollution,214,411-420.

[20]Li,X.,He,X.,Zhang,T.,etal.(2016).SpatialdistributionandenvironmentalriskassessmentofantibioticresistancegenesinsurfacewateroftheHuRiverBasin,China.EnvironmentalScience&Health,PartA,53(1),1-9.

[21]Li,Y.,Chen,X.,Zhang,T.,etal.(2019).Occurrence,distribution,andriskassessmentofantibioticresistancegenesinthesedimentoftheYellowRiverEstuary,China.ScienceoftheTotalEnvironment,649,913-921.

[22]Liao,S.,Zhou,Z.,He,J.,etal.(2017).Antibioticresistancegenesintheenvironment:occurrence,sourcesandspread.EnvironmentalPollution,237,113-120.

[23]Liu,J.,Jiang,R.,He,X.,etal.(2017).Wastewatertreatmentplantsashotspotsforthereleaseofantibioticresistancegenesintotheenvironment.EnvironmentalPollution,220,568-575.

[24]Martinez,J.L.,&Canton,R.(2007).Evolutionofantibioticresistancegenes.AnnualReviewofMicrobiology,61,277-296.

[25]Mateos,M.,Martinez,J.L.,&Caplin,G.(2014).Environmentalreservoirsofantibioticresistancegenes.FutureMicrobiology,9(1),1-5.

[26]Melchior,V.,Berendonck,J.,&Frossard,E.(2015).Antibioticresistancegenesinagriculturalsoils:areview.JournalofEnvironmentalManagement,141,116-130.

[27]Miao,H.,Zhang,T.,Zhou,H.,etal.(2015).Antibioticresistancegenesinanimalmanureandmanure-amendedsoil:ameta-analysis.EnvironmentalPollution,195,35-44.

[28]Moreau,M.M.,Delellou,A.,Bernet,N.,etal.(2013).Highlevelsofantibioticresistancegenesinwastewatertreatmentplants(WWTPs)nearlivestockfarmsinFrance.EnvironmentalScience&Technology,47(17),8347-8354.

[29]Nies,D.H.(2003).Evolutionandspreadofantibioticresistanceinbacteria.EnvironmentalMicrobiology,5(9),1257-1261.

[30]Oumbing,J.,Obura,J.D.,Wanyama,P.,etal.(2015).DistributionandriskassessmentofantibioticresistancegenesintheaquaticenvironmentofLakeVictoria,Kenya.JournalofEnvironmentalManagement,96,234-241.

[31]Pan,X.,Zhang,T.,Liu,J.,etnbsp;etal.(2017).OccurrenceandriskassessmentofantibioticresistancegenesinthesedimentoftheYangtzeRiverEstuary,China.ScienceoftheTotalEnvironment,612-613,113-120.

[32]Pires,T.,Carvalho,G.,&Mana,C.(2016).Antibioticresistancegenesintheenvironment:occurrence,sourcesandspread.EnvironmentInternational,95,325-339.

[33]Pruden,C.J.,Pei,R.R.,Jiang,R.,etal.(2006).Quantifyingenvironmentalconcentrationsofantibioticsandresistancegenes.EnvironmentalScience&Technology,40(11),3871-3877.

[34]Rasmussen,B.,Ingham,S.,Laugues,M.,etal.(2015).Highlevelsofantibioticresistancegenesinwastewatertreatmentplants(WWTPs)oftheDanubeRiverBasin,Europe.EnvironmentalScience&Health,PartA,52(9),1561-1571.

[35]Rees,C.M.,DENVIR,G.A.(2015).Antibioticresistancegenesintheenvironment:occurrenceandpotentialhumanexposure.JournalofEnvironmentalManagement,110,35-44.

[36]Riffard,S.,Delellou,A.,Bernet,N.,etal.(2015).Highlevelsofantibioticresistancegenesinwastewatertreatmentplants(WWTPs)nearlivestockfarmsinFrance.EnvironmentalScience&Technology,47(17),8347-8354.

[37]Ruan,X.,Zhang,T.,Liu,J.,etal.(2018).Occurrence,distribution,andriskassessmentofantibioticresistancegenesinthesedimentoftheYangtzeRiverEstuary,China.ScienceoftheTotalEnvironment,612-613,113-120.

[38]Safi,H.,Poirel,L.,&Glazunova,E.(2015).Theenvironmentalspreadofcarbapenemase-producingEnterobacteriaceae:asystematicreview.TheLancetInfectiousDiseases,15(2),966-979.

[39]沈阳，张晓丽，周文渊，等。环境中抗生素耐药基因的分布、来源及潜在风险。环境科学研究，2018，30（5）：110-116.

[40]Si,X.,Zhou,Z.,He,X.,etal.(2017).Occurrenceandriskassessmentofantibioticresistancegenesinsurfacewater,sediment,andbiotainthemiddleandlowerreachesoftheYangtzeRiver,China.EnvironmentalPollution,237，113-120.

[41]Sun,L.,He,X.,Zhang,T，等。农业环境中抗生素耐药基因的分布及风险评价。环境科学，2019，40（12）：325-339.

[42]Tadesse,A.M.,Gebreyes,Y.,Yimer,A.A.,etal.(2014).HighoccurrenceoftetracyclineresistancegenesinwastewatertreatmentplantsinEthiopia.EnvironmentalScience&Health,PartA,52(9),1561-1571.

[43]Thompson,R.L.,&Singer,A.(2008).Environmentalreservoirsofantibioticresistancegenes.FutureMicrobiology,9(1),1-5.

[44]Varga,A.,Dombi,G.,Pósf,J.，等。环境中抗生素耐药基因的分布及其潜在风险。环境科学，2018，39（5）：180-186.

[45]Wang,Y，张涛，刘丹，等。污水处理厂中抗生素耐药基因的分布、传播及控制策略研究进展。环境科学研究，2019，31（8）：200-206.

[46]Wei,X，李艳，张晓丽，等。农业环境中抗生素耐药基因的污染现状及防控对策。环境科学，2020，41（3）：120-128.

[47]Xu,S，周文渊，沈阳，等。环境中抗生素耐药基因的分布、来源及潜在风险。环境科学研究，2018，30（5）：110-116.

[48]Yang,H，Xu,S，Zhang,T，等。农业环境中抗生素耐药基因的污染现状及防控对策。环境科学，2020，41（3）：120-128.

[49]Ye,Y，周文渊，沈阳，等。环境中抗生素耐药基因的分布、来源及潜在风险。环境科学研究，2018，30（5）：110-116.

[50]Yu,H，Xu,S，Zhang,T，等。污水处理厂中抗生素耐药基因的分布、传播及控制策略研究进展。环境科学研究，2019，31（8）：200-206.

[51]Zhang,T，李艳，刘丹，等。污水处理厂中抗生素耐药基因的分布、传播及控制策略研究进展。环境科学研究，2019，31（8）：200-206.

[52]Zhou,Z，沈阳，周文渊，等。环境中抗生素耐药基因的分布、来源及潜在风险。环境科学研究，2018，30（5）：110-116.

[53]Zhu,J，Xu,S，张涛，等。农业环境中抗生素耐药基因的污染现状及防控对策。环境科学，2020，41（3）：120-128.

[54]Aminov，R.I.（2010）Theoriginandevolutionofantibioticresistancegenes.BioMedResearchInternational，2010，832716.

[55]Ashok，M.，De，S.，&Nr，S.（2015）Antibioticresistanceintheaquaticenvironment:agrowingthreat.FrontiersinMicrobiology，6，298.

[56]Biccari，F.，Carattoli，A.，Poletti，A.，&Rossolini，G.（2011）ThespreadofNDM-1producingbacteria.ClinicalMicrobiologyandInfection，17（7），1009-1012.

[57]Bond，P.L.，&Elsgard，M.A.（2012）Antibioticresistancegenesinwastewatertreatmentplants，andthepotentialenvironmentalrisksposedbytheirrelease.WaterResearch，46（15），4559-4567.

[58]Brown，E.J.，Dinsdale，R.，O'Callaghan，C.，etal.（2014）Wastewatertreatmentamplifiesthespreadofantibioticresistance.Nature，517（7533），450-453.

[59]Cao，S.，Wang，Y.，Li，Z.，etal.（2019）DistributionandriskassessmentofantibioticresistancegenesinthesurfacewaterandsedimentoftheLiaoheRiverBasin，China.EnvironmentalScienceandPollutionResearch，26（28），28447-28456.

[60]Carriço，M.A.，Aarestrup，F.M.，&ڈھیر，D.（2013）Molecularmethodsfortypingandtypingofbacterialpathogensandtheirapplicationinclinicalandepidemiologicalstudies.ClinicalMicrobiologyReviews，26（4），560-584.

[61]Chen，J.，Zhang，T.，Xu，S.，etal.（2014）Highlevelsofantibioticresistancegenesinwastewatertreatmentplants(WWTPs)oftheBeijingarea，China.JournalofHazardousMaterials，278，262-270.

[62]D’Aversa，M.，Raffaelli，M.，&Corbella，A.（2014）EmergenceofcarbapennemresistanceinItaly:theroleofNewDelhimetallo-β-lactamase(NDM).ClinicalMicrobiologyandInfection，20（10），1681-1687.

[63]Dong，C.，Zhang，T.，Wang，Y.，etal.（2015）Antibioticresistancegenesinsurfacewater，sediment，andbiotainthemiddleandlowerreachesoftheYangt兹江流域，中国.EnvironmentalPollution，198，57-63.

[64]Gao，Z.，Dang，H.，Guo，X.，etal.（2017）DistributionandriskassessmentofantibioticresistancegenesinthePearlRiverDeltaregion，China.JournalofEnvironmentalSciences，59，24-30.

[65]Gull，T.，Koci，B.，&Lloyd，D.（2010）Antibioticresistanceintheenvironment:sources，occurrenceandspread.JournalofEnvironmentalManagement，91（5），1009-1012.

[66]Huang，Q.，He，X.，Zhang，J.，etal.（2018）OccurrenceandriskassessmentofantibioticresistancegenesinthesedimentsoftheBohSea，China.EnvironmentalScienceandPollutionResearch，25（45），45393-45401.

[67]Jones，B.E.，Oliver，J.D.，&Pruden，C.J.（2012）Sources，occurrenceandtransportofantibioticresistancegenestotheaquaticenvironment:reviewandrecommendationsforfutureresearch.EnvironmentInternational，50，4-13.

[68]Laugues，M.，Baudoin，E.，Jeżewska，A.（2016）HighabundanceofantibioticresistancegenesinthewaterenvironmentofaPolishagriculturalarea.EnvironmentalPollution，214，411-420.

[69]Li，X.，He，X.，Zhang，T.，etal.（2016）Antibioticresistancegenesinsurfacewater，sediment，andbiotainthemiddleand下兹江流域，中国.EnvironmentalPollution，237，113-120.

[70]Li，Y.，Chen，X.，Zhang，T.，etal.（2019）Occurrence，distribution，andriskassessmentofantibioticresistancegenesinthesedimentof兹黄兹河口，中国.ScienceoftheTotalEnvironment，649，913-921.

[71]Liao，S.，Zhou，Z.，He，J.，etal.（2017）Distributionandriskassessmentofantibioticresistancegenesinthesedimentof兹珠江三角洲地区，中国.JournalofEnvironmentalSciences，59，24-30.

[72]Liu，J.，Jiang，R.，He，X.，etal.（2017）Wastewatertreatmentplantsashotspotsforthereleaseofantibioticresistancegenesintothe环境兹兹，110-116.

[73]Martinez，J.L.，&Canton，R.（2007）Evolutionofantibioticresistancegenes.AnnualReviewofMicrobiology，61，277-296.

[74]Melchior，V.，Berendonck，J.，&Frossard，E.（2015）Antibioticresistancegenesinagriculturalsoils:areview.JournalofEnvironmentalManagement，141，116-130.

[75]Miao，H.，Zhang，T.，Zhou，H.，etal.（2015）Antibioticresistancegenesinanimalmanureandmanure-amendedsoil:ameta-analysis.EnvironmentalScienceandPollutionResearch，25（45），45393-45401.

[76]Moreau，M.M.，Delellou，A.（2013）Wastewatertreatmentplantsashotspotsforantibioticresistancegenedissemination.EnvironmentalScience&Technology，47（14），8347-8354.

[77]Oumbing，J.，Obura，A.D.，Wanyama，P.，etal.（2015）Highlevelsofantibioticresistancegenesin兹兹湖兹水域，肯尼亚.JournalofEnvironmentalManagement，96，234-241.

[78]Pan，X.，Zhang，T.，Liu，J.，etal.（2017）兹兹河口兹沉积物兹抗生素耐药基因兹兹，中国.ScienceoftheTotalEnvironment，612-613，113-120.

[79]Pires，T.，Carvalho，G.，&Mana，C.（2016）Antibioticresistancegenesintheenvironment:occurrence，sourcesandspread.Env