抗生素耐藥基因由于肥料的應用在農(nóng)業(yè)領域得到擴展[文獻綜述]

1、<p>　　本科畢業(yè)論文文獻綜述</p><p><b>　　環(huán)境工程</b></p><p>　　抗生素耐藥基因由于肥料的應用在農(nóng)業(yè)領域得到擴展</p><p>　　摘要：抗生素在畜牧業(yè)的運用推動了抗生素耐藥性在農(nóng)業(yè)環(huán)境中的發(fā)展和多樣性。肥料成為了耐藥菌和抗生素化合物的儲存庫，它在農(nóng)業(yè)土壤的運用是假設抗生素耐藥基因的顯著增加和土壤中

2、耐藥菌種群的選擇?？剐曰蚪M的位置很可能朝著可移動遺傳元件轉(zhuǎn)移，例如，廣宿主范圍質(zhì)粒、整合子和轉(zhuǎn)座元件。細菌水平轉(zhuǎn)移這些元件以適應土壤或其他生長環(huán)境來維持原始宿主中傳播環(huán)境的獨立。人類對于土壤帶耐藥性的曝光有待決定，但是很可能被很嚴重地忽視。</p><p>　　關鍵詞：抗生素耐藥性；糞肥；土壤；耐藥性傳遞</p><p><b>　　1. 前沿</b></p&

3、gt;<p>　　抗生素抗性基因的擴展和演變，還有它們通過病原體而采集，已經(jīng)成為了一項至為重要的臨床挑戰(zhàn)。大量的抗生素化合物被運用在畜牧業(yè)，引起動物耐藥性比例的增長[1]。公共衛(wèi)生有著抗傳染病因子可能會從動物傳遞到人類的危險，這會導致方針政策上的一個改變。例如，在歐洲聯(lián)盟，是禁止使用抗生素來作為促進生長的因子，在很多國家，是通過引進食用動物的抗生素來探測系統(tǒng)。當動物或食物隔離群的抗生素耐藥性被詳細調(diào)查的時候，抗性基因從農(nóng)田

4、轉(zhuǎn)移到周圍環(huán)境的研究僅僅在過去的時光里前進。耐藥性的重要來源是畜糞在耕種土壤的施用和糞肥氧化池的泄漏。</p><p>　　這個文學觀察主要來自于過去的三年。它概述在不同家畜糞肥中的抗生素化合物，抗病菌和耐藥基因的最新發(fā)現(xiàn)，把焦點放在耕種土壤中糞肥的抗藥水平?？股啬退幓虻乃睫D(zhuǎn)移是一個特殊的重點，它坐落在可移動遺傳元件，例如，轉(zhuǎn)位因子或質(zhì)粒。在物種與層之間，這些遺傳成分的轉(zhuǎn)移是被辯論的，它的轉(zhuǎn)移是為了辨別數(shù)據(jù)

5、缺口進行人類曝光的鑒定。</p><p><b>　　2．抗生素耐藥性</b></p><p>　　2.1 獸醫(yī)的抗生素在糞肥和土壤中的命運</p><p>　　雖然抗生素的用法大致決定了糞肥細菌抗生素的模類型，抗生素分泌的數(shù)量和抗生素在糞肥和土壤中的命運將決定耐藥菌在環(huán)境中的選擇優(yōu)勢。抗生素的數(shù)量有助于農(nóng)場動物在物種和地區(qū)之間的多重復合。在歐

6、洲，每千克動物產(chǎn)物抗生素總量應位于少于20和188毫克之間[2]。牛奶場在強度上有比制肉場低的待遇。一旦被執(zhí)行，差不多30-90%獸醫(yī)的抗生素和糞便一起被排掉。在糞肥中，β內(nèi)酰胺和大環(huán)內(nèi)酯族，例如，太樂菌素依時間為序降低儲存期間半衰期，但是很多抗生素化合物擴散在糞肥中被轉(zhuǎn)移到土壤。然而，標準濃度會比在糞肥中小很多，抗生素也變得不能探查。偵查水平和提取程序激烈地傾向于抗生素化合物與土基的結合[3]。因此，抗生素在土壤中的實際總額可能被大量

7、低估。生物藥效率在正常位置上的資料是仍就缺失的。</p><p>　　2.2 源自于畜牧業(yè)的糞肥的抗生素耐藥性</p><p>　　很多最近的研究要點是關于抗生素的用法與細菌菌株耐藥性出現(xiàn)概率的聯(lián)系，這些細菌菌株來自于糞肥，或被糞肥污染的地表水。例如，豬細菌攜帶耐藥基因的頻率比?；蜓蚋?，它與用于動物物種的抗生素用量相關[4]。以120個農(nóng)場的豬糞為例，當四環(huán)素殘渣可探測時，四環(huán)素抗性基因M

8、和O展現(xiàn)出高濃度。在美國，四環(huán)素的價值和四環(huán)素耐藥基因M，O，Q和W含量間的相互關系在豬氧化池的例子中被發(fā)現(xiàn)。在另一個研究中，抗性基因sul1，sul2和bla TEM的多樣性，還有大規(guī)模的糞肥的抗性質(zhì)粒與抗生素在農(nóng)場的高施用有關，斷奶的小豬和小有機農(nóng)場的低施用有關[5]。</p><p>　　在農(nóng)場和地域性水平上，很少有信息關于如何快速減少使用抗生素來引起耐藥性的降低。在一些生長促動因子的禁止使用之后，觀察到動

9、物腸球菌耐藥性的減少，這些促動因子的例子在歐洲可作為幾個名垂青史的例子。然而，抗藥性水平的降低僅僅在百分比范圍內(nèi)，回顧最近，抗性基因在缺少相應的抗生化合物的情況下持續(xù)了很多年[6]。不同的糞肥處理或處理措施降低耐藥性的效率是不被探究的。堆肥減少了患病率和絕對數(shù)量的一些，但并非所有的乙琥紅霉素抗性基因，當厭氧消化或存儲時是沒有效力的。</p><p>　　2.3 施肥土壤的抗生素耐藥性</p><

10、;p>　　農(nóng)業(yè)土壤肥料改良增加了相當數(shù)量的細菌，這些細菌攜帶有耐藥基因。但是，肥料的作用是偶爾發(fā)生的。一系列的研究證明了肥料的改善和耐藥性之間的聯(lián)系。例如，使用含抗生素的肥料兩年之后的野外土壤的磺胺耐藥性隔離群的傳播與應用土壤相比增加了[7]。通過兩個不同耕作土壤的微觀實驗表明：肥料和磺胺（SDZ）的協(xié)同作用在細菌種群的抗藥水平上最少持續(xù)兩個月[8]。</p><p>　　間接加強耐藥基因擴散的因素有金屬，

11、例如砷，銅，鋅，它們由于肥料的施用而在土壤中積聚[9]。至少銅被證明是四環(huán)素和萬古霉素耐藥性的共選。溴脫氧尿苷編入微生物DNA以判斷不同抗生素濃度在土壤的響應。被銅污染的土壤微生物群落更能耐抗生素，從抗生素濃度的增加導致了50%溴脫氧尿苷編入的降低看出。確定哪些主要因素影響抗藥性在土壤中的擴散是一個值得探究的挑戰(zhàn)。</p><p>　　在非耕種土壤的微生物群落中隱匿著一個巨大多樣的耐藥決定簇，多數(shù)臨床耐藥基因從環(huán)

12、境細菌的基因演變而來[10]。土壤中耐藥基因的存在由抗生素生產(chǎn)者的存在被解釋清楚了，抗生素生產(chǎn)者包含耐藥基因，保護自己免受次生代謝。抗生素在低濃度環(huán)境中可能有其他功能，包括打信號和目的代謝[11]。耐藥基因在原始土壤上可能適合處理低抗生素濃度，它是結合了代謝和調(diào)節(jié)網(wǎng)系統(tǒng)，并趨向于可動的遺傳因子[12]。在高濃度，選擇性壓力下，這些基因在基因組可能復制，與轉(zhuǎn)位分子遺傳成分和質(zhì)粒聯(lián)合，賦予更高的耐藥水平。它們整合廣宿主范圍質(zhì)?；蚱渌稚⒌脑?/p>

13、素，由此有利于細菌宿主的寬量程，從而豐富了水平基因庫[13]。</p><p>　　3.抗生素耐藥性的傳遞</p><p>　　3.1 施肥土壤中種族間抗生素抗藥性的傳遞</p><p>　　環(huán)境的存儲庫是臨床分離株中新耐藥基因的重要來源[10]。初看，肥料加大土壤微生物群落中耐藥性的存儲，似乎是不可能的。然而，耐藥基因和選擇性因子在數(shù)量上有很大輸入，肥料有利于土壤

14、中的耐藥水平。另外，肥料引進了細菌，這些細菌傳播復雜的耐藥基因的各種制品，它們位于轉(zhuǎn)位分子元素上?？梢杂行У貍魉蛷V宿主范圍或其他成對元素到土壤的多數(shù)種群，接著是其他棲息地。</p><p>　　從肥料到土壤細菌的水平轉(zhuǎn)移在耐藥性傳播上是一個重要因素。事實表明，肥料和土壤的細菌群落大半是不同的，將核糖核酸型引入到土壤能降低檢測水平。總所周知，可培養(yǎng)的糞便細菌在土壤中的殘存時間只有幾個星期到幾個月。然而，水平基因從這

15、些細菌轉(zhuǎn)移到天然土壤細菌可能間接保留耐藥基因在土壤中。</p><p>　　土壤和糞肥里的一些耐藥性細菌是種族發(fā)育的，它們貼近人類的病原體，如不動桿菌屬，使基因交換的可能性更大。例如IS Aba1的插入順序，它調(diào)解blaOXA-23在多重耐藥鮑曼不動桿菌的臨床隔離群上的采集[14]，IS Aba2是在全歐洲流行的克隆繁殖的一個耐碳青霉烯的質(zhì)粒上發(fā)現(xiàn)的，還時常發(fā)現(xiàn)在隔離糞肥和土壤的LowGC-type質(zhì)粒上。這些質(zhì)

16、粒有很多的遺傳簽名，在不動桿菌屬很好的復制。</p><p>　　后天性的耐藥基因和移動的遺傳因素經(jīng)常強加代價在宿主細胞上，代價就是在缺少抗生素時，宿主的適用性降低。后天性耐藥基因在缺少選擇性壓力時的代價是進一步降低人口，通過異構現(xiàn)象的水平基因轉(zhuǎn)移[16]。耐藥基因堅持一個開放的亞軀體，從而提高抗生素選擇性的相對豐度。</p><p>　　3. 2 抗生素耐藥性在棲息地和人類的接觸地之間的

17、傳遞</p><p>　　關于抗生素耐藥性從農(nóng)場轉(zhuǎn)移到人類的大多數(shù)研究是集中在動物傳染病，細菌和與動物的直接環(huán)境，排泄或生產(chǎn)品接觸的直接傳染[16]。然而，大量的糞肥引進耐藥性細菌和抗生素化合物到土壤，水平基因轉(zhuǎn)移的效應表明環(huán)境傳染可能同樣扮演一個重要角色。耐藥性細菌粘附在農(nóng)作物內(nèi)或變成內(nèi)寄生菌，可能導致人類通過食物消耗而暴露。耐藥性內(nèi)生寄生菌的建立可能通過植物攝取抗生素來得到支持。最近的一個風險評估是關于人類暴

18、露于彎曲桿菌屬，得出結論，食入娛樂用水僅11分之1可能低于來自于生雞的暴露?？諝庵袀鞑ヮw粒的耐藥性細菌可吸入，沉積在人類皮膚的也可直接吸入。低估了耐藥性的環(huán)境傳播可能突出顯示耐藥基因流到遙遠的區(qū)域。但是，這些路徑一旦被定量化，必須要與其他暴露的耐藥性路徑比較，例如，住院治療，與動物或人類直接接觸，或食用受污染的肉，建立一個適當?shù)娘L險屬性。</p><p><b>　　4.小結</b><

19、/p><p>　　農(nóng)用抗菌素的使用很有可能對人類社區(qū)耐藥性傳播有重要的影響，因為環(huán)境污染帶有可轉(zhuǎn)移的耐藥基因，它具有極高的曝光率。許多人低或中度暴露于攜帶耐藥基因的細菌中，這些細菌在環(huán)境或食物中可能導致比小數(shù)病人攜帶一種高風險的傳播。耐藥基因和選擇性因子在數(shù)量上的大量輸入，有利于人類的耐藥性治療。此外，可移動基因包含在肥料中，與天然土壤細菌的基因相比是不同的。耐藥基因位于可移動遺傳的因素，通過水平基因轉(zhuǎn)移從土壤里轉(zhuǎn)移

20、到其他環(huán)境層。因此，跟蹤耐藥基因和聯(lián)合可移動遺傳元素看起來更適合的去辨別主要的傳播路徑和預期將來的臨床挑戰(zhàn)[17]。</p><p>　　盡管近期很多的研究都是關于抗生素耐藥性傳播的，很多問題仍需要更系統(tǒng)地發(fā)表。在耐藥性整體水平上，減少抗生素使用生物信息是需要的，是為了評估管理選項。更多的信息關于怎么結合和沒收獸藥的抗生素，這些抗生素影響生物利用度?？梢苿舆z傳因素的抗生素選擇效果需要被探究，并整合到物種和棲息地之

21、間的基因流動的模型，交換群落是存在的，可移動遺傳因素是主要的阻力載體。編入流行病學研究計劃可能是有利的，例如，通過特殊的可移動遺傳因素患病率進行分析，這些遺傳因素在糞便和土壤中攜帶耐藥性基因。</p><p><b>　　參考文獻</b></p><p>　　[1] 朱春敬. 環(huán)境中抗生素抗性基因污染的初步研究 [D].中山大學碩士學位論文. 2008: 1-2.&l

22、t;/p><p>　　[2] Grave K, Torren-Edo J, Mackay D. Comparison of the sales of veterinary antibacterial agents s between 10 European countries[J]. J Antimicrob Chemother, 2010, 65: 2037-2040.

23、 </p><p>　　[3] Forster M, Laabs V, Lamshoft M, et al. Sequestration of manure-applied sulfadiazine residues in soils[J]. Environ Sci Technol , 2009, 43: 1824-1830.</p><p

24、>　　[4] Enne VI, Cassar C, Sprigings K, et al. A high prevalence of antimicrobial resistant Escherichia coli isolated from pigs and a low prevalence of antimicrobial resistant E. colifrom cattle and sheep in Great Brit

25、ain at slaughter [J]. FEMS Microbiol Lett , 2008, 278 : 193-199.</p><p>　　[5] Binh CTT, Heuer H, Kaupenjohann M, et al. Piggery manure used for soil fertilization is a reservoir for transferable antibiotic r

26、esistance plasmids[J]. FEMS Microbiol Ecol, 2008, 66: 25-37.</p><p>　　[6] Johnsen PJ, Townsend JP, Bohn T, et al. Factors affecting the reversal of antimicrobial- drug resistance [J]. Lancet Infect Dis , 200

27、9, 9 : 357-364.</p><p>　　[7] Chen J, Yu Z, Michel FC, et al. Development and application of real-time PCR assays for quantification of erm genes conferring resistance to macrolides-lincosamides- streptogrami

28、n B in livestock manure and manure management systems [J]. Appl Environ Microbiol, 2007, 73: 4407-4416.</p><p>　　[8] Heuer H, Smalla K. Manure and sulfadiazine synergistically increased bacterial antibiotic

29、resistance in soil over at least two months [J]. Environ Microbiol , 2007, 9: 657-666.</p><p>　　[9] Bolan NS, Adriano DC, Mahimairaja S. Distribution and bioavailability of trace elements in livestock and po

30、ultry manure by-products[J]. Crit Rev Environ Sci Technol , 2004, 34: 291-338.</p><p>　　[10] Walsh TR. Combinatorial genetic evolution of multiresistance[J]. Curr Opin Microbiol, 2006, 9: 476-482.</p>

31、<p>　　[11] 吳青峰, 洪漢烈, Li ZH. 環(huán)境中抗生素污染物的研究進展[J]. 安全與環(huán)境工程, 2010, 17(2) : 68-72. </p><p>　　[12] Baquero F, Alvarez OC, Martinez JL. Ecology and evolution of antibiotic resistance[J]. Environ Microbiol Rep,

32、 2009, 1 : 469-476.</p><p>　　[13] Heuer H, Abdo Z, Smalla K. Patchy distribution of flexible genetic elements in bacterial populations mediates robustness to environmental uncertainty[J]. FEMS Microbiol Ecol

33、, 2008, 65: 361-371.</p><p>　　[14] Adams-Haduch JM, Paterson DL, Sidjabat HE, et al. Genetic basis of multidrug resistance in Acinetobacter baumanniiclinical isolates at a tertiary medical center in Pennsylv

34、ania[J]. Antimicrob Agents Chemother, 2008, 52: 3837-3843.</p><p>　　[15] Heuer H, Kopmann C, Binh CTT, et al. Spreading antibiotic resistance through spread manure: characteristics of a novel plasmid type wi

35、th low %G+C content[J]. Environ Microbiol, 2009, 11: 937-949.</p><p>　　[16] 周啟星,羅義,王美娥. 抗生素的環(huán)境殘留、生態(tài)毒性及抗性基因污染[J]. 生態(tài)毒理學報，2007,2（3）: 244-246.</p><p>　　[17] O’Brien TF. Emergence, spread, and envir