基于文献计量学的农业种植环境中抗生素抗性基因的研究进展

2023-12-20赵震雄张宇轩王丽平刘瑞志

环境科学研究 2023年12期

赵震雄，张宇轩，王丽平，刘瑞志，汤利

1. 云南农业大学资源与环境学院，云南昆明 650201

2. 中国环境科学研究院，国家环境保护河口与海岸带环境重点实验室，北京 100012

近年来，具有广泛传播性的有害生物污染成为全球关注的焦点. 抗生素作为一种新污染物，具有生物毒性、环境持久性、生物累积性等特征[1-2]. 2022 年5 月，《新污染物治理行动方案》将抗生素列为重点管控新污染物，需采取源头禁限、过程减排及末端治理的全过程环境风险管控措施. 与抗生素自身危害相比，抗生素抗性基因(antibiotic resistance genes，ARGs)的危害更为严重，能够通过基因的水平转移打破物种间的限制，实现跨物种传播[3]. 研究证实，若抗生素耐药性问题得不到解决，预计到2050 年全球每年因抗生素耐药性问题死亡的人数将达到1000 万人，造成经济损失100 万亿美元[4]. 近年来，因农药、兽药、化肥等的大量使用，以ARGs 为代表的新型生物性污染呈现出复杂性和多元化特征，作为新的环境污染问题在农业环境中日益突出. 诸多研究表明，ARGs 会随着农产品等通过食物链进入畜禽动物或人体内，引发的抗生素耐药性问题已发展成为生态安全和公共健康的严重威胁，但目前关于农业环境中ARGs 的系统研究报道仍明显不足. 因此，亟需深入了解农业环境中ARGs 的污染现状及环境风险，以期为未来农业环境中抗生素及ARGs 的管控提供理论依据.

1 基于文献计量学的农业环境中ARGs 的研究热点分析

采用文献计量学方法，基于CNKI 和Web of Science 数据库，系统分析了近5 年来农业环境中ARGs 的研究热点. 检索日期为2022 年7 月22 日，设定检索主题为“Agriculture”或“Agricultural”中精炼检索“Antibiotic Resistance Genes”，去重后分别得到CNKI 的183 篇和Web of Science 的115 篇论文. 利用CiteSpace[5]对检索到的文献关键词进行聚类统计，并绘制Timeline 图谱(见图1). 基于CNKI〔见图1(a)〕和Web of Science〔见图1(b)〕两种检索方式，聚类模块值(Q值)分别为0.8443 和0.7326，聚类平均轮廓值(S值)分别为0.9608 和0.9008，表明CiteSpace 能够对农业环境中ARGs 的数据集准确归类. 关键词的整体网络Density 值分别为0.0140 和0.0216，表明目前农业环境中ARGs 的研究较少且不聚焦. 进一步分析Timeline 图谱，结果表明农业环境中ARGs 的研究主题随着时间发生明显变化. 具体而言，2017 年，相关研究主要集中于抗生素及其ARGs 在水和土壤环境中的相关性及时空变化规律. 2019 年起，关于抗生素及ARGs 的研究则更多聚焦于水库、河流及海水养殖等人为干扰较多的环境. 截止到2022 年，农业种植环境中ARGs 的研究逐渐发展为一个新的研究热点，主要聚焦于探究有机肥、畜禽粪污和生产生活废水对农业种植环境中ARGs 生物积累的影响及其环境风险，但相关研究报道仍明显不足.

图1 基于CNKI 和Web of Science 数据库的农业环境中ARGs 相关研究文献的CiteSpace 分析Fig.1 CiteSpace analysis of ARGs research literatures in agricultural environment based on CNKI and Web of Science

进一步通过Bibliometrix[6]基于Louvain 算法得到近5 年农业环境中ARGs 的研究主题演化〔见图2(a)〕，由2017—2019 的7 个主题演变到2020—2022 年的10 个主题，表明该领域ARGs 的相关研究开始趋于多元化和深入化. 其中，“Agriculture”和“Diversity”两个主题分化为“Biological-control”“Identification” “Agriculture”“Diversity”等多个研究主题，推测与近年来农业生产中利用生物多样性和土壤修复达到提高产量的目的相关. 然而，当前环境中依然残留着大量的抗生素，张焕军等[7]发现湖泊和河流水体主要以溶解性较强的磺胺类和化学性质相对稳定的四环素类为主，沉积物和土壤中则以性质稳定的喹诺酮类、大环内酯类和四环素类抗生素为主[8-9]. 更为重要的是，农业土壤环境中ARGs 的多样性和耐药性随着时间推移仍在不断发展，主题“Soil”和“Fate”逐步演化为“Diversity”“Resistome”和“Treatment plant”等. 通过Vosviwer[10]计算并绘制农业环境中ARGs 研究主题的相关性热图〔见图2(b)〕，结果表明，微生物群落、耐药菌、重金属、MGEs 和粪肥均与农业种植环境中ARGs 的研究紧密相关，加之“Soil”和“Bacteria”两个主题分化出多个研究主题〔见图2(a)〕，表明土壤中细菌是ARGs 的主要载体.农业种植环境逐渐成为抗生素耐药性发展的重要属地，需要进一步深入了解农业种植环境中ARGs 的来源、迁移、影响因素及管控措施等.

图2 基于Bibliometrix 主题演化和Vosviwer 主题密度的农业环境ARGs 的研究概况Fig.2 The general research overview of ARGs in agricultural environment based on Bibliometrix theme evolution and Vosviwer theme density

2 农业种植环境中ARGs 的污染来源及赋存特征

2.1 ARGs 的污染来源

ARGs 一般是由于细菌对抗生素产生耐药性所致，主要分为内源抗性、适应性抗性和获得性抗性.内源抗性是指细菌本身的固有属性，Chen 等[3]在人为干扰较少的土壤中检测到完全不同于现代抗性组的β-内酰胺类和氟喹诺酮类ARGs，刘燕等[11]在贡嘎山受人为干扰较小的极高海拔区(2948～3651 m)土壤中发现了132 种ARGs 和10 种MGEs. 然而，内源性抗性产生的ARGs 丰度显著低于受人为干扰较多的土壤环境，细菌的适应性抗性和获得性抗性是ARGs 在环境中持续富集的主要原因.

适应性抗性是指环境背景值变化或抗生素亚抑制水平导致基因和或蛋白质表达水平暂时改变，促进细菌产生适应性耐药性. 获得性耐药性是指在细菌的繁殖生长过程中，通过对环境中外源遗传物质行整合产生获得性耐药性. 据统计，2013 年我国36 种化学类抗生素使用总量约162000 t[2]，其中四环素类、磺胺类、喹诺酮类、大环内酯类和β-内酰胺类抗生素使用范围广且用量大，分别占使用总量的5%、7%、17%、26%和21%，广泛应用于农业、畜牧业和医药行业. 基于Vosviwer 的主题密度分析表明ARGs 与抗生素和微生物群落密切相关〔见图2(b)〕，因此，农业环境中抗生素耐药性的发展并不仅是微生物自身所分泌物质导致，而是在农业环境中抗生素增加的背景条件下，细菌更容易产生适应性抗性和获得性抗性，导致ARGs 持续累积并多元化发展.

农业种植活动中施肥、施药、灌溉等生产方式[12]极大促进了ARGs 的富集及耐药微生物的发展[2,13]，农业种植环境面临着严峻的ARGs 挑战. 在我国主要农业产区(见表1)，土壤种植环境中ARGs 平均丰度为2.49×1010～3.09×1010copies/g(绝对丰度)和5.7×10—3～2.39×10—1(相对丰度)[14-20]，远高于水环境中ARGs 的丰度[21]. 通过共现网络分析(见图3)发现，农业种植环境中ARGs 与兽用抗生素密切相关，“Bacteria”和“Abundance”是ARGs、抗生素耐药性和兽用抗生素间的重要枢纽.

表1 不同农业种植环境中的ARGs 丰度Table 1 Abundance of ARGs in different agricultural planting environment

图3 农业环境中ARGs 相关研究的关键词共现网络图Fig.3 Co-occurrence network of keywords in ARGs related research in agricultural environment

研究表明，40%～90%的抗生素不能被生物完全吸收[22-24]，仅2013 年被人类和动物排泄的抗生素就高达54000 t[2]. 粪肥粪水或农家肥等的施用导致大量生物残体和代谢产物进入种植环境，抗生素及其ARGs 会伴随该过程同步进入土壤，细菌随即对其产生适应性抗性和获得性抗性，从而加速ARGs 的发展. 施用粪肥[25]和长期堆放粪肥[26]土壤中的ARGs相对丰度分别为5.02×10—4～3.00×10—3和2.94×10—2～1.55×10—1，施用有机肥土壤中的噬菌体携带的ARGs总丰度显著高于不施肥和施用化肥的土壤[27]，连续施用两年粪水的土壤中ermF和ermB的污染指数显著增加[28]. 石礼虎等[29]研究发现，与空白对照组相比，施用抗生素菌渣(高/低施用量实验组) 能够显著提高ARGs 的检出率和检出丰度. 杀菌剂添加也会促进土壤中ARGs 丰度的升高. 张厚朴等[30]利用三唑酮、百菌清、嘧菌酯和多菌灵四种杀菌剂处理设施土壤60 天后，ARGs 总丰度是未添加杀菌剂土壤的1.02～1.98 倍，是森林土壤的1.12～2.16 倍. 此外，人类生产生活废水，尤其是畜禽养殖、医药行业废水等通常会经污水处理厂处理后排放到自然环境或再生利用，但现有污水处理设施对抗生素及ARGs 的去除效果极其有限. 农业种植灌溉对水资源需求量很大，抗生素及其ARGs 会随河湖水体、地下水、再生水灌溉等进入农田土壤，极大程度上促进了农业种植土壤环境中ARGs 的富集和发展(见图4).

2.2 ARGs 的赋存特征

细菌受到抗生素胁迫时，会启动主动防御机制增强抗生素耐药性[31]，增加细胞分泌物和代谢水平，表达更多的外排泵基因，促进质粒、转座子和整合子等可移动遗传元件(Mobile Genetic Elements，MGEs)的产生和释放[32]. ARGs 在环境中可分为胞内ARGs(Intracellular ARGs，iARGs)和胞外ARGs(Extracellular ARGs，eARGs). 研究表明，约有60%和40%的ARGs分别存在于DNA[25]和MGEs 中[33-34]，Zou 等[25]研究发现MGEs 和iARGs 的相对丰度存在强相关性. 由此推知，iARGs 容易被细菌体内的遗传物质(Intracellular DNA，iDNA)和MGEs 吸收和转导，而eARGs 则容易随着细菌在构建生物膜的过程中排出体外，进而被环境中游离的DNA(Extracellular DNA，eDNA)和MGEs捕获[35].

农业种植土壤中的微生物能够通过分泌核酸、多糖、蛋白质和糖醛酸等胞外聚合物(extracellular polymeric substances，EPS) 以适应环境中的抗生素、除草剂和重金属等带来的压力[36]. EPS 中富含大量的DNase 酶，能够水解ARGs[31]和eDNA[37]，因此在理论上土壤中EPS 对于ARGs 的发展是阻碍的. 然而，在人为影响较大的土壤中，抗生素、重金属等污染物大量存在，这些污染物能够被EPS 吸收并与DNase 酶的特征位点结合[37]，导致DNase 酶的活性降低，从而使得ARGs 免受DNase 酶的降解并长期存在. Fan 等[38]研究发现，厌氧氨氧化过程中产生的EPS 中的蛋白会分别在GLU-307、hs-191、ASP-318和tr-32 等多个位点与红霉素和磺胺甲恶唑结合，在EPS 对抗生素的长期驯化过程中致使ARGs 产生和累积.

此外，EPS 能够吸收环境中的eDNA、eARGs 和MGEs，且土壤环境中的EPS 比水环境中更稳定.Pathan 等[39]研究发现土壤中eDNA 含量是水体中的3～4 倍，Wang 等[40]研究发现，EPS 内部ARGs 绝对丰度比相应的游离ARGs 高0.2～4.6 个数量级，且DNA转化体含量证明与EPS 相关的ARGs 转化效率比游离ARGs 高3.3～236.3 倍. 由此表明，农业种植环境中EPS 和eDNA 能够充当ARGs 增殖的潜在遗传物质来源和载体[33]，导致ARGs 在农业种植环境中广泛分布并持续累积[41].

3 农业种植环境中ARGs 的迁移及风险

与常规的化学污染物不同，ARGs 是具有遗传信息的DNA 片段，位于染色体上的ARGs 能通过染色体的自我复制遗传在细菌亲代之间垂直传播，发生垂直基因转移(vertical gene transfer, VGT). 更多研究表明，ARGs 的潜在生态健康风险普遍是由跨物种的基因水平迁移(horizontal gene transfer，HGT) 造成的.ARGs 相关的基因盒、质粒、转座子和整合子等MGEs广泛存在于细菌中，基因盒和整合子捕获ARGs，质粒进行接合和转移ARGs，转座子和插入序列转移ARGs，不同生物间可以利用这些MGEs 作载体，通过转化(细菌-环境介质-吸收遗传物质)、接合(细菌-菌毛介质-传递遗传物质)、转导(细菌-噬菌体-传递遗传物质)等方式使ARGs 在细菌间相互传播，最终导致抗生素耐药性通过基因水平迁移的方式广泛传播.所以，ARGs 在细菌群落间的基因水平迁移和垂直基因转移是导致ARGs 造成环境和健康风险的两个重要驱动力.

研究表明，iARGs 和eARGs 的HGT 过程并不相同. Zou 等[25]研究发现，iARGs 与质粒上的整合子(R=0.981，P＜0.001)与转座子(R=0.908，P＜0.001)的相关性远高于eARGs 与质粒上的整合子(R=0.591，P＜0.05)与转座子(R=0.779，P＜0.05) 的相关性，表明iARGs 主要通过细菌间iDNA 的接合、转导及MGEs发生水平迁移，而eARGs 则主要通过eDNA 的自然转化[34]和MGEs 进行水平转移[35]，进而证明ARGs的HGT 主要依赖于DNA 的遗传特性和MGEs 的跨物种迁移能力. 然而，并非所有的DNA 都能成功插入细菌的基因中，这主要取决于外源DNA 链和染色体DNA 之间是否存在同源区域. 例如，将DNA 整合到革兰氏阴性杆菌基因组的过程中，相较于其他DNA，同源DNA 更容易被转化，其转化率高达109倍[42]. 研究表明，eDNA 的长度为20～200 bp，更容易插入细菌中进一步表达[35]，当eDNA 与受体基因组同源的DNA 相连时，整合转化的概率能够增加105倍[42]. Ye 等[34]研究发现，eDNA 的自然转化不需要特定的蛋白质，能够通过维持铜绿假单胞菌生物膜结构[43]诱导细菌富集氨基糖苷类ARGs[44]，影响携带ARGs 的质粒在不同细菌间的自然转化频率[45]，从而加速MGEs 和ARGs 被其他细菌转化的进程. 此外，土壤中稳定的EPS 不仅可以长时间保持微生物间的物质交换相对静止，还能通过自身组分连接两个细胞的菌毛，从而更加有利于细菌之间的单向质粒交换和基因交换过程[40]. 这些结果意味着土壤环境中EPS的稳定存在、eDNA 的自然转化和MGEs 的迁移可能是农业种植环境中ARGs 进行HGT 的主要方式之一.

农业生产活动导致抗生素及ARGs 通过粪肥、粪水、灌溉污水等多种方式进入农田土壤环境，人类可以通过多种途径接触农业种植环境中的ARGs 并在体内蓄积，细菌群落及基因的水平和垂直转移是导致ARGs 造成环境和健康风险的两个重要驱动力. 抗生素及ARGs 进入土壤会直接影响土壤微生物和酶活性，导致耐药菌产生和增殖，改变土壤微生物群落结构，破坏土壤生态系统平衡. 一旦土著微生物获得ARGs，因其具有良好的环境适应性，会以超过亲代菌株的效率扩散，给土壤种植环境的生态安全带来更大威胁. 随着施肥施药时间不断延长，ARGs 不断累积并在土壤不同层级迁移[26]. 农田土壤中的抗生素及ARGs 能够通过淋溶[46]、渗透等方式进入到地下水环境[47]，并通过地表或地下径流等方式进入河流、湖泊等水环境中，导致ARGs 在不同环境中交叉污染，从而促进多重耐药基因的产生(见图4)，造成更为严重的环境风险.

植物的茎叶、果实等可食用部分是抗生素耐药性从农业种植环境向人类传播扩散的主要途径[16]，植物根际土壤中的ARGs 可以向植物体内组织迁移[48].研究表明，施用有机肥导致生菜叶际ARGs 丰度是传统生菜中的8 倍[49]，长期施用鸡粪会显著增加玉米叶表ARGs 丰度，ARGs 种类多达124 种[1]，超市购买的蔬菜(沙拉、芝麻菜、香菜等)中同样检出了携带四环素类ARGs 的可进行自主转移的质粒[50]. 由此表明，土壤中的ARGs 能够通过农作物从农业种植环境向人类传播扩散[49]，对人类健康造成较大风险.

4 农业种植土壤中ARGs 的影响因素

4.1 不同农用地利用模式及土壤性质对ARGs 的影响

农作物种植模式和种植作物类型均会影响ARGs的赋存状况[19]. 例如，在设施菜地、大田和粮田等不同的农地利用方式下，设施菜地ARGs 丰度显著高于大田及粮田. 王佳佳等[51-52]研究发现，温室土壤中tet类抗性基因和intI-1基因的丰度及菜地中ARGs 丰度均显著高于大田土壤(P＜0.05)，推测与有机肥施用量高、环境密闭、环境温度高等因素相关，最终导致ARGs 在不同种植模式下的累积差异. 此外，黄福义等[19]研究不同种植作物时发现，同样施肥方式下种植不同作物会导致ARGs 丰度呈现显著差异(P>0.05)，其中香蕉种植土壤环境中ARGs 的绝对丰度(1.41×1010copies/g)最高，其次为花生(1.28×1010copies/g)、水稻(1.10×1010copies/g)、甘蔗(7.96×109copies/g) 和柑橘(6.47×109copies/g)，推测由于不同作物通过根系生长和渗出过程改变土壤理化性质，并富集不同类型细菌群落，从而直接或间接改变ARGs 的赋存和演变特征[53-54]. 此外，秸秆还田同样与ARGs 的发展存在一定关系. Zhang 等[55]研究了秸秆还田对稻田土壤中磺胺类抗生素(SMX)及其ARGs 的影响，结果表明，对于抗生素，秸秆还田可以通过共代谢作用加速SMX的降解；对于ARGs，秸秆还田作用10 天时，intI-1和sul1基因丰度显著高于空白对照组，但当作用60 天后，intI-1和sul1基因丰度则显著低于空白对照组，其中溶解性有机碳及变形菌门和放线菌门细菌在ARGs 消除中发挥了积极作用.

土壤自身性质对ARGs 有重要影响，如土壤类型、土壤pH、水分等. Wang 等[56]研究发现，潮土和盐碱土ARGs 的多样性和相对丰度比褐土更高，且潮土中ARGs 的相对丰度与MGEs 的相对丰度具有很强的相关性. 土壤pH 的升高会增加抗生素在土壤中的移动性，从而增加抗生素耐药迁移风险. 土壤水分则能影响土壤间隙度、吸附系数和离子电位等. 有机质分解的中间产物[41](如链球霉素和青霉素)则会对微生物群落和ARGs 的赋存产生影响，如碳、氮、磷作为生物合成DNA 及生长代谢的基本营养元素，其含量与土壤中的ARGs 密切相关. Qian 等[57]研究表明，土壤中的氮会导致部分酶的功能富集和ARGs 的转移；Sun 等[58]研究发现，通过施加植物和微生物所需的氮会增加土壤和蔬菜中blaTEM、cmlA、sul1和tnpA-4的丰度，表明氮形态的改变及其含量的增加能够促进ARGs 的富集和转移[57-60]. Meta 分析证实，ARGs丰度与土壤碳和磷浓度呈显著正相关(P＜0.05)[61]，且ARGs 丰度与有效磷浓度的相关性强于ARGs 丰度与总磷浓度的相关性. 另一项研究[62]指出，当土壤中的营养元素含量发生变化时，会产生暂时性的营养饥饿效应，细菌通过养分的饥饿来感受环境中营养的丰富度，从而调节自身生长，但饥饿反应受到干扰会导致细菌DNA 损伤诱导反应(SOS 反应)发生，促进细菌耐药性和ARGs 产生(见图4). 例如，当细菌受到氨基酸饥饿信号刺激时会诱导relA 和spoT 基因的表达，增加了鸟苷四磷酸分子(ppGpp)的含量，从而抑制肽聚糖、DNA 等相关物质合成[63]. 有研究[64]指出，在营养缺乏的条件下，ppGpp 通过调节转录、翻译水平和细胞周期，改变细胞的新陈代谢和生理状态，有利于增强细菌的耐药性. Rodionov 等[65]研究发现，ppGpp 的积累可以使得大肠杆菌对青霉素的敏感性降低. 因此，农业种植土壤环境中，不合理施肥及养分变化均会对细菌造成选择压力[66]，增加细菌对抗生素的敏感性或胁迫效应，促进ARGs 的产生、累积和扩散.

4.2 抗生素及其他污染物对ARGs 的影响

抗生素可以通过有机肥、粪肥和粪水施用等方式进入土壤环境，随即发生吸附、解析、转化、固定等环境过程，从而长期存在于土壤中. 当土壤中抗生素残留达到了细菌的亚抑制水平，会产生两种反应：①它能够激活细菌的双组分信号调节系统[62](twocomponent regulatory systems，TCSs)和抗毒素系统[67](toxin-antitoxin system，TAs)，提高抗生素耐药性. TCSs通过磷酸化介导调节下游基因表达，作用于细菌细胞膜的表面修饰、通透性改变和生物膜形成[62]；而TAs能够通过抑制多聚磷酸酶(PPX)增强鸟苷酸分子累积和偶联，诱导细菌生长停滞促进耐药性形成[64].②抗生素残留会直接抑制细菌的DNA 复制和修复、蛋白质及生物膜的合成，从而引发细菌SOS 反应，如喹诺酮类、氨基糖苷类、四环素类和氯霉素类抗生素都可以诱导大肠杆菌和霍乱弧菌中细胞内的SOS 反应[68]. 正常情况下，SOS 反应由recA和lexA基因调节，lexA基因表达的LexA 蛋白会以二聚体形式阻碍RNA 聚合酶与DNA 启动子结合，抑制SOS 相关基因的表达，使得基因随机突变率降低，每条染色体每代突变率仅为10—8～10—6[69]. 但是环境或菌群的不稳定可能引发细菌的DNA 损伤，进而产生更多单链DNA(ssDNA)；recA基因表达的RecA 蛋白会在ATP存在下与ssDNA 结合形成复合物[70]，并作为信号分子作用于LexA 蛋白，使之发生自催化水解，降低对DNA 修复、突变以及细胞分裂等相关蛋白的转录抑制作用. 细菌便会发生易出错的DNA 跨损伤合成，导致细菌基因的突变频率提高10～10000 倍，并诱导细菌产生抗药性表型的相关基因[71-72]. 例如，Escherichia coli的DNA 修复机制中sulA基因暴露于抗生素等杀菌性物质时，阻碍DNA 损伤修复导致基因组不稳定，从而促进细菌产生ARGs[73].

另有研究[37]显示，在有机污染物和重金属等污染物共存的条件下，亚抑制浓度的抗生素更容易诱导细菌的SOS 反应相关基因表达，从而促进多重耐药ARGs 富集. 有机污染物和重金属对ARGs 的促进作用主要表现在以下几方面：①有机污染物和金属离子都能促进细菌的MGEs 产生. 例如，细菌对微塑料的降解中MGEs 会伴随着大量有机物降解基因表达而增加[74]；重金属使得细菌胞内胞外渗透压增加，MGEs 会伴随着外排泵系统大量表达而增加[75]. ②有机污染物(如十二烷基磺酸钠[37]和取代芳香烃[31])和重金属离子(Cu、Ag、Cr 和Zn)[75]都能够与生物膜中的一些物质结合改变细菌生物膜的通透性，在细菌体内诱导协同抗性[66]. ③部分有机污染物能够促进ARGs 在细菌体内转化. 例如，0.5 μmol/L 的取代芳香族化合物会促使ARGs 到大肠杆菌COLIK-12 的转化效率增加1.57～2.29 倍[31]. 此外，环境中重金属和有机污染物还会降低EPS 的渗透性和DNase 酶的活性[76]，阻碍DNase 酶对ARGs 降解，促进ARGs 跨越EPS 渗透性屏障进入土壤中[77]，从而促进ARGs 的富集和迁移. 因此，伴随着施肥、用药、灌溉等进入到农业种植环境中的多种污染物均会促进ARGs 的富集和迁移.

4.3 农业种植环境中盐渍化对ARGs 的影响

农业种植过程中，人们时常会忽略不同作物生长所需的养分条件及土壤环境背景现状，盲目施肥施药以达到作物高产的目的，使得农田土壤中积累了大量无机和有机污染物等，加剧了土壤盐渍化，限制了养分利用，从而可能加剧ARGs 污染及水平迁移的风险. Xu 等[76]研究表明，在含Al 的高盐土壤和含Ne的中性盐土中ARGs 和MGEs 的绝对丰度和相对丰度均显著增加，且盐胁迫条件下利于刺激细菌合成蛋白质，增加EPS 的分泌，促进ARGs 在土壤环境中的持久性[78]. 例如，泛生菌(Pantoeasp.)、芽孢杆菌(Bacillussp.)、放线菌(Actinomycetessp.)、根瘤菌(Rhizobiumsp.)、节杆菌(Arthrobactersp.)和假单胞菌(Pseudomonassp.) 等均会在盐胁迫下增加EPS 的分泌[79]. 盐胁迫会导致细菌分泌的EPS 中的多糖含量增加，不仅会促进EPS 对ARGs 和MGEs 的吸附能力[80]，还会抑制细菌对ARGs 的降解.

虽然研究表明EPS 中的DNase 酶能够与ARGs[31]和eDNA[37]相互作用将其水解破坏，但农业种植土壤中由于过量施肥施药带来的有机污染物和金属离子会与EPS 相互缠绕，导致DNase 酶的三级结构和活性位点发生改变[37]，最终导致DNase 酶对ARGs 的降解受阻. 例如，EPS 中携带的eDNA 能够与无机阳离子和磷酸盐形成紧密的结合键能[33]，十二烷基磺酸钠[37]、取代芳香烃[31]和抗生素[38]等物质均能与EPS、eDNA 和质粒结合.

另有研究指出，盐渍化会抑制尿素水解和硝化过程，限制土壤生物和微生物对营养元素的利用效率，导致土壤中游离氨积累[81]. 土壤中游离氨能够进入细菌细胞，与磷脂双分子层中的脂肪酸残基发生反应形成氨酸盐，促进细菌细胞膜上的脂质双层蛋白质通道更易于开放[82-83]，导致细菌细胞膜通透性增加，细胞内外的物质交换增加，这一过程可能促进细菌释放iARGs 和MGEs 或从环境中吸收eARGs 和MGEs，从而加速农业种植环境中的ARGs 的水平迁移过程.综上所述，农业种植环境中的土壤盐渍化问题可能促进着ARGs 在农业种植环境中水平迁移和环境持久性[43]，进一步加剧了ARGs 的环境风险.

5 ARGs 的削减与管控

目前，ARGs 管控策略主要集中在减少和限制抗生素的使用. 例如，临床上积极推广和应用疫苗，在剂量和疗程上优化抗生素的使用，畜禽养殖中通过强化养殖管理、优化饲料配方及疫苗接种减少抗生素的使用. 由于抗生素类药物的化学性质稳定且溶解性强，导致其在环境中持久性及迁移性强. 对于早已面临较高水平ARGs 污染且长期种植的土壤，源头管控措施已难以满足ARGs 的削减需求. 畜禽养殖中，大量抗生素会随畜禽粪便进入环境，堆肥及高温发酵可以有效减少粪便中的抗生素，Yue 等[54]研究发现，高温堆肥主要通过降解抗生素促进ARGs 的削减. ARGs 的控制与抗生素有所不同，李厚禹等[84]研究发现，虽然好氧-厌氧两相堆肥能有效去除ARGs，但strB、ermB、sul1和sul2等ARGs 和潜在耐药致病菌仍存在增殖现象. 姜欣然等[85]发现，在高温堆肥过程中aadA、sul2、mcr-1和oqxB的消减率分别为89.39%、97.99%、99.89%和99.81%，intI-1基因的消减率高于80%，但大多数ARGs 的相对丰度表现出先降低后升高的趋势. 另有研究[48,86]指出，猪粪生物脱氮堆肥处理后，产物中部分抗生素、ARGs 及人畜共患病病原菌的浓度/丰度均会有所降低. 综上，虽然堆肥工艺能够减少部分ARGs 的丰度，但并不能将ARGs 降低到零风险水平，甚至导致部分ARGs 在堆肥区发生多样性变化并长期存在[26].

另有研究利用外源添加生物炭降低土壤中ARGs的污染水平. Wan 等[87]研究发现，ARGs 丰度与有机碳含量间呈显著负相关，进一步研究表明生物碳能够吸附并促进土壤中抗生素的降解，从而减少细菌耐药性产生机率和迁移效率. 段曼莉等[88]研究表明，苹果树枝制备的生物炭可以增加土壤对土霉素的吸附能力，降低土壤、生菜叶和根系中土霉素和ARGs 的累积和迁移[49]. 需要注意的是，生物碳并不能有效控制所有的ARGs，Shi 等[89]发现生物炭虽然能够降低土壤中tetW、sul2和ermB的丰度，但它显著增加了tetX和intI-1的丰度. Zhang 等[55]发现秸秆还田可以通过增加土壤有机碳促进微生物群落的共代谢作用加速磺胺类抗生素的降解，但第90 天土壤中sul1、intI-1和sul3的丰度为第10 天的1～1.5 倍. 此外，噬菌体疗法也是控制抗生素耐药性的新方法，生物炭-噬菌体协同作用可以提高土壤和生菜内生细菌群落的结构多样性和功能稳定性，阻控ARGs 或耐药菌的迁移，促进微生物对有机污染物的生物强化降解[90].

综上，目前农业种植环境中控制ARGs 的方法主要包括两个方面：一是通过堆肥发酵等高温热解方式减少抗生素和耐药菌，从而实现对ARGs 的初步削减；二是通过活性炭等外源物质添加降低污染物有效性，增强土壤微生物稳定性，以此达到对土壤中ARGs 的进一步控制[91-92]，但两种方式均不能实现所有ARGs的有效去除，且去除效果并不显著，甚至造成部分ARGs 的累积. 因此，对于控制农业种植环境中的ARGs 管控可以从以下几方面着手：一是优化有机肥的生产工艺，控制其中的抗生素及ARGs 残留；二是优化养分和肥料配方，减少重金属及其他污染物进入土壤环境；三是针对ARGs 特性，开发能够对其进行高效吸附和降解的新材料.