1 引言

　　抗生素的大規模生產和使用已經持續了70多年，極大地促進了人類的健康和農業生產.但越來越多的證據顯示(Toleman et al., 2007)，隨著抗生素的使用，微生物(包括病原菌和非病原菌)對抗生素的抗性在逐年增加，抗生素抗性基因通過水平轉移，進入各種病原菌，給人類健康和環境安全構成了巨大的潛在危害.2011年德國爆發的“毒黃瓜”事件短期內使歐洲33人死亡、3000多人被感染，因為此次疫情的O104：H4血清型腸出血性大腸桿菌攜帶有氨基糖苷類、大環內酯類、磺胺類等多種抗生素的抗性基因，導致多種抗生素治療無效(蘇建強等，2013).臨床上常見的一種致病菌——波美不動桿菌，在30多年的時間里從一種對大多數抗生素敏感的細菌發展到了帶有45種抗生素抗性基因的“超級細菌”，這些抗性基因通過基因的水平轉移來源于各種環境微生物(Fournier et al., 2006).歐洲每年大約25000人死于抗生素抗性細菌，美國每年至少2000000人的疾病和23000人的死亡是由于抗生素抗性所導致.因此，世界衛生組織(WHO)已將抗生素抗性基因(ARGs)作為21世紀威脅人類健康的最重大挑戰之一，并將在全球范圍內對控制ARG進行戰略部署.

　　由于抗生素不僅能夠防治疾病，而且能夠提高飼料效率、促進畜禽生長，因此，獸用抗生素(如四環素、泰樂菌素等)和一些微量金屬元素如Cu、Zn、As等作為飼料添加劑在集約化畜禽養殖場得到了廣泛使用.但抗生素和微量金屬元素不能在動物體內完全代謝降解、吸收，這就導致相當比例的抗生素和大部分微量金屬元素隨糞便排泄出來，例如，約30%～90%的抗生素以母體的形式和大部分銅(隨糞便排出體外，導致畜禽糞便中含有高濃度的殘留抗生素和重金屬.這些有毒有害污染物不僅嚴重威脅畜禽產品安全，而且隨著畜禽糞污農用進入土壤、水體環境，導致微生物的抗性逐年增加，并且抗性基因通過水平轉移，對環境和人體健康構成了巨大的潛在危害.

　　畜禽養殖糞污不僅污染物排放量大，而且常規污染物質化學需氧量、氮磷與有毒有害物質殘留抗生素、重金屬并存，呈現復合污染特征，是環境的主要污染源之一，并已成為抗生素抗性基因重要的蓄積庫.根據2010年發布的《第一次全國污染源普查公報》，我國2007年度集約化畜禽養殖業糞便產生量為2.43億t，尿液產生量為1.63億t，其中主要水污染物排放量中銅為2397.23 t，鋅為4756.94 t.畜禽糞便已成為英國土壤中Cu、Zn等重金屬的重要來源，其對土壤Cu和Zn積累的年貢獻率分別達到了37%~40%和8%~17%(Nicholson et al., 2003).由于抗生素和重金屬在畜禽養殖中的廣泛使用，這不僅導致畜禽養殖場及其周邊形成了一個重金屬和抗生素交叉污染的典型環境，而且重金屬對抗生素抗性基因的長期選擇壓力及重金屬抗性基因和抗生素抗性基因的交叉分布特征更是加劇了這種污染.例如，已有研究表明，抗生素抗性基因的豐度與抗生素和砷、銅等重金屬濃度顯著相關，這表明砷、銅等重金屬和抗生素的復合污染可以增加環境中抗性基因的豐度.相較于抗生素抗性基因，目前有關重金屬抗性基因在各種環境中的傳播、分布特征及轉歸機制的研究非常少，更遑論有關重金屬抗性基因控制的研究.

　　自2006年Pruden等將抗生素抗性基因作為一種新型環境污染物提出之后，有關其在各種環境中的傳播、分布特征及轉歸機制等研究已引起廣泛關注.生物處理(如厭氧發酵和好氧堆肥)和土地利用是畜禽糞便廣泛應用的處理與處置方式.因此，在控制、治理和資源化利用畜禽養殖糞便中常規C、N、P污染物的基礎上，如何有效控制和削減抗生素與重金屬的復合污染及其抗性基因的水平傳遞，降低畜禽養殖糞便土地利用的生態風險將是本領域的技術難題和前瞻性課題.所以，本文的目的就是通過文獻調研，綜述國內外抗生素抗性基因和重金屬抗性基因在畜禽糞便生物處理及土地利用全過程中的傳播、分布與控制的研究進展，并對今后的研究重點和方向提出建議和展望，以期為我國畜禽養殖糞便的風險控制和資源化利用提供借鑒.

　　2 畜禽糞便中抗生素和重金屬抗性基因的賦存特征

　　畜禽糞便中殘留的抗生素和重金屬特征決定了環境中抗生素和重金屬抗性菌及其抗性基因的特征.不同國家和地區畜禽糞便中殘留的抗生素和重金屬差別很大(表 1).多項研究表明(H?lzel et al., 2010;Bibbal et al., 2007;Heuer and Smalla， 2007)，抗生素和重金屬的使用量同抗性基因的豐度顯著相關.在受到畜禽糞便污染的水體中，抗性基因的豐度相對于未受污染的區域增加了2～3 logs.如Peak等(2007)考察了3種四環素使用水平的養牛場中6種四環素抗性基因豐度，結果發現，四環素用量最大、用量較低和未使用的養牛場，其牛糞儲存池中tetR含量分別為2.8×106、5.1×103、7.3×105 copies · mL-1.

表1 畜禽糞便中殘留重金屬和抗生素的文獻數據

Binh等(2008)發現，sul1、sul2、blaTEM及抗性質粒在豬糞中的含量同養殖場中抗生素的使用量直接相關.Looft等(2012)通過在飼料中添加金霉素、磺胺類抗生素及青霉素來研究豬腸道中抗性基因及微生物群落的變化，結果發現，不僅3種抗生素的抗性基因豐度大幅增加，而且其它類抗生素(在本實驗中未添加)的抗性基因豐度也增加了.

　　不同畜禽糞便中，不同抗生素抗性基因的豐度也存在很大差異，這不僅與抗生素的使用類型和使用量直接相關，而且可能與抗生素的區域性使用差異有關.例如，在養豬場四環素類抗生素使用較多的地區，豬糞中殘留的四環素(表 1)及其抗性基因含量(表 2)較高;在養雞、養鴨場磺胺類抗生素使用較 多的地區，雞糞和鴨糞中殘留的磺胺類抗生素(表 1)及其抗性基因(表 2)的含量較高.同時，人們研究了減少抗生素使用量對抗生素抗性基因的削減作用.例如，Klare等(1999)調查了德國全面禁止畜禽養殖過程中使用阿伏霉素(avopracin)之后豬肉和人糞便中大腸桿菌的阿伏霉素抗性，結果發現，大腸桿菌的阿伏霉素抗性明顯下降.在丹麥動物飼料添加劑中禁用阿維霉素(avilamycin)、紅霉素(erythrocin)、萬古霉素(vancomycin)和維吉尼霉素(virginiamycin)之后，Aarestrup等(2001)調查了畜禽糞便中大腸桿菌對這幾種抗生素的抗性，結果發現，抗性均有不同程度的降低.這些都說明抗生素抗性的產生同抗生素的使用息息相關.但是，這種抗性的降低只是表現在抗性程度上，而實際上抗性基因即使在沒有相應抗生素存在時，也會存在長達幾年的時間(Johnsen et al., 2009).另外，很有可能抗性基因潛伏在微生物體內而沒有進行表達產生抗性，當存在相應的環境壓力時，通過基因水平轉移，進入合適的微生物體內之后才會表現出抗性.

表2 文獻中有關畜禽糞便生物處理過程中抗生素抗性基因的分布

3 畜禽糞便生物處理過程中抗生素和重金屬抗性基因的賦存特征與削減效果

　　畜禽糞便生物處理的主要工藝為好氧堆肥和厭氧消化，均對抗生素抗性基因具有較好的削減效果.如Chen等(2007)采用實時定量PCR方法調查了6種紅霉素抗性基因(erm)在牛糞和豬糞經堆肥處理、豬糞廢水經氧化溝和生物濾池處理后的豐度，結果發現，相比氧化溝和生物濾池處理豬糞廢水，堆肥可明顯削減豬糞中的erm抗性基因，削減率最高達到了7.3 logs，而其它處理工藝對抗性基因基本無削減.Cheng等(2013)調查了杭州8個畜禽養殖場中10種四環素抗性基因、2種磺胺類抗性基因及整合子intl1的豐度和多樣性，并考察了3個養豬場不同廢水處理工藝(厭氧消化+ A/O工藝+生態溝)對這些抗生素抗性基因的削減情況，結果發現，12種抗性基因的豐度在經過厭氧消化后，大部分有所降低，但在后續的生物處理過程中，基本無變化，有些抗性基因如sul1和sul2豐度反而有所增加.

　　目前尚未有針對畜禽糞便厭氧消化和堆肥過程中抗生素抗性基因變化的研究報道，而對污泥厭氧消化過程中抗生素抗性基因變化的研究較多.如Ma等(2011)在實驗室條件下研究了中溫和高溫厭氧消化對污泥中9種抗性基因的削減情況，結果表明中溫厭氧消化能大幅削減sulI、sulII、tetC、tetG和tetX，并且隨著水力停留時間的增加，削減效果更明顯，但tetW、ermB和ermF反而會增加;47 ℃、52 ℃、59 ℃的高溫厭氧消化能夠更有效地削減tetW、ermB、tetO、tetX和ermB、ermF，卻對其它抗性基因和intl1的削減效果很差，tetC和tetG反而有所增加;然而，污泥熱水解預處理能夠有效削減所有的抗性基因，但厭氧消化之后抗性基因都出現了反彈.Diehl和LaPara(2010)在實驗室條件下研究了22 ℃、37 ℃、46 ℃、55 ℃條件下厭氧消化和好氧消化對污泥中tetA、tetL、tetO、tetW、tetX和intl1的削減情況，結果表明在37 ℃、46 ℃、55 ℃厭氧條件下，各種抗性基因都能大幅削減，但在好氧條件下各種抗性基因卻基本無削減，他們據此提出高溫厭氧消化或許是削減各種抗性基因較好的方式.

　　重金屬抗性基因在畜禽糞便生物處理過程中的研究尚未見報道.總之，好氧堆肥和厭氧消化對畜禽糞便中抗生素和重金屬及其抗性基因的削減均具有一定的效果，但工藝類型、工藝操作參數及微生物群落等對畜禽糞便生物處理過程中抗生素和重金屬及其抗性基因賦存與轉歸的影響，需要進一步的試驗研究.

　　4 畜禽糞便土地利用過程中抗生素和重金屬抗性基因的賦存特征

　　畜禽糞便的土地利用給環境帶來了大量攜帶有抗性基因的微生物，但這些微生物所帶來的影響，相對于攜帶的抗性基因來說，可能只是瞬時的(Heuer and Smalla， 2007).Heuer等(2008)研究發現，豬糞施入土壤后，土壤中微生物群落在前10 d受到了較大的影響，但很快又恢復了;而在175 d之后土壤中sul1和sul2兩種抗性基因的豐度仍然達到了10-5 copies/16S rRNA.Heuer和Smalla(2007)研究了糞便和磺胺類抗生素對耕地中抗生素抗性基因的協同選擇作用，結果發現這種協同作用至少持續了兩個月，這主要是因為糞便中攜帶有更多的伴隨有多種抗性基因的質粒，這些質粒轉移到土壤中土著微生物體內，極大地延長了抗生素抗性基因在土壤中的存活時間.Knapp等(2010)分析了新西蘭在1940—2008年間的土壤樣品，發現自從1940年開始大面積使用抗生素之后，土壤中β-內酰胺類、紅霉素及四環素抗性基因的豐度逐年增加，并且還在繼續增長，這與自1950年開始大規模使用獸用抗生素一致.總之，畜禽糞便中微生物進入土壤之后，并沒有對土壤中微生物群落結構產生太大的影響，但其中的抗性基因通過基因的水平轉移，卻在土壤中保留了很長時間(表 3).

表3 畜禽糞便及其土地利用中抗生素抗性基因的分布a?

土壤性質對抗性基因的保留也有很大的影響.Munir等(2011)研究了施用豬糞和污泥的不同農田中tetO、tetW及sulI的豐度變化情況，發現農田A(壤土)中3種抗生素抗性基因的豐度均增加，而農田B(沙壤土)卻無明顯變化.由于其它各種復雜的原因，目前不僅很難清晰地說明畜禽糞便對土壤中抗生素抗性基因的分布究竟有什么作用(Heuer et al., 2011)，而且土壤理化特性對抗性基因賦存特征的影響也不清楚，這些均有待今后的深入研究.

　　畜禽糞便中重金屬如Cu、Zn、As等間接促進了抗生素抗性基因的產生.如表 4所示，某些重金屬和抗生素具有相同的抗性機制，因此，在重金屬抗性增加的同時，可能會導致抗生素抗性的產生或加強(Ji et al., 2012).如Berg等(2010)通過未培養的方法，證明了Cu對四環素和萬古霉素的抗性基因具有聯合選擇壓力.Silveira等(2014)研究了從各種環境中篩選出的腸球菌(Enterococcus)中Cu抗性基因和ARGs的聯合轉移情況，結果發現，微生物的Cu抗性對腸球菌中的多重耐藥性產生了選擇壓力，證明了Cu抗性基因(tcrB和cueO)在腸球菌中的水平轉移，并且這種Cu抗性的水平轉移同時伴隨著紅霉素、四環素、鏈霉素、萬古霉素、慶大霉素、氨芐青霉素等多種抗性的轉移.Nishino等(2007)研究了多重耐藥菌沙門氏菌中雙組分調控系統BaeSR，結果發現，當調節因子baeR高效表達時，能夠顯著提高Salmonella enterica的多重耐藥性和Cu、Zn的抗性，baeR控制了mdtABC操縱子和tolC、acrD的表達，mtdABC和acrD同時決定了Salmonella enterica的多重耐藥性和Cu、Zn的抗性.也就是說，Cu和Zn的選擇壓力均會導致baeR的高效表達，進而影響mdtABC操縱子和tolC、acrD的表達，從而導致Salmonella enterica抗生素抗性的增加.因此，在考察畜禽糞便土地利用對土壤中抗生素抗性基因的影響時，不僅應該考慮抗生素類物質，而且應考慮Cu、Zn、As等微量元素的影響.

表4 具有相同抗性機制的重金屬和抗生素

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土壤中土著細菌含有許多抗性基因，現在用于大規模生產的抗生素生產菌基本都來自于土壤.但是，同畜禽糞便相比，土壤細菌自身攜帶的抗性基因無論在數量上還是在自身屬性上均有很大區別.例如，在數量上，Yang等(2010)采用實時定量PCR方法，雖然沒有在美國洛杉磯國家公園土壤中檢測到tetB、tetC、tetW和tetO，但這些基因卻大量存在于其它受農業活動影響的276個土壤樣品中.其次，從抗性基因屬性來看，土著細菌所攜帶的抗性基因大多同微生物正常的新陳代謝聯系在一起，使微生物在低濃度的抗生素條件下生存，很少同水平轉移因子結合在一起(Baquero et al., 2009).但是，在較大的環境選擇壓力下，如畜禽糞便中所含的抗生素和重金屬，這些抗性基因會進行復制，并轉移到轉座子和質粒上以獲得更高的抗性水平.而這些轉座子和廣譜的質粒或者其他的基因擴散因子，進入更大范圍的微生物，從而使抗性基因得到了傳播(Martínez2007 et al., 2007).

　　目前有關施用畜禽糞便的土壤中重金屬抗性基因的分布特征尚未見報道，但是施用含重金屬的有機糞肥后，土壤中微生物的重金屬和抗生素抗性均產生了明顯的變化.如Berg等(2010)的研究表明，含Cu有機肥進行土地利用后，Cu的加入不僅增加了土著微生物的Cu抗性，而且間接增加了具有Cu抗性微生物的抗生素抗性.

　　總之，現階段畜禽糞便土地利用過程中抗生素、重金屬、抗生素抗性基因的分布特征研究多集中在單因素，不僅缺乏復合污染條件下抗生素抗性基因的遷移與傳播機制研究，而且重金屬抗性基因的遷移轉化有待進一步明確，同時迫切需要深入研究畜禽糞便的施用頻率、施用量、施用時間和土壤類型、植物類型等對土地利用過程中抗生素和重金屬及其抗性基因賦存與轉歸的影響.

　　5 抗生素和重金屬抗性基因產生、轉移、分布的微生物學機理

　　抗生素抗性基因在不同環境中相互影響，并呈現一定的全球性.已有調查顯示，從未使用過抗生素的環境中，抗生素抗性基因的數量卻在逐年增加(Segawa et al., 2013)，這同抗性基因的傳播方式和途徑息息相關.

　　現階段發現的微生物對抗生素產生抗性的機制主要有4種(Allen et al., 2010)：細胞通透性障礙、外排泵、抗性突變和抗生素失活機制.不同抗生素產生的抗性機制不一樣.以四環素抗性基因為例(圖 1)，迄今為止主要有35種類型的四環素抗性基因，包括外排泵機制24種、抗生素失活機制1種、核糖體保護蛋白機制(抗性突變機制)10種(McArthur et al., 2013).一般在研究抗生素抗性基因分布的時候，往往選擇特定幾種抗性基因來研究，以四環素抗性基因為例，外排泵機制選擇tetG、tetA、tetC等較多，酶失活機制選擇tetX，核糖體保護蛋白機制選擇tetM和tetQ較多.這幾類四環素抗性基因在環境中豐度一般比較高，具有代表性.不同環境中并不是存在所有抗性機制的抗性基因，這可能同定量PCR方法有一定的檢測限有關.如Zhu等(2013)采用定量PCR方法檢測到了28種四環素抗性基因中的22種.隨著分子生物學技術的不斷發展，新的抗性基因也不斷被發現.如Su等(2014)利用功能基因組學的方法，篩選了不同土壤環境樣品中多種抗生素抗性基因，結果發現，同已發現的抗生素抗性基因相比，氨基酸水平上只有2%的抗性基因的相似性在90%以上，67%以上抗性基因的相似性低于60%.這說明環境中還有很多尚未被認識的抗性基因.另外，微生物不斷進化，人們相信新的抗生素抗性機制也會隨之產生(Karisetty et al., 2013).

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圖 1 四環素抗性基因

水體、土壤和工業廢棄物中的許多微生物都表現出了對重金屬的抗性.同抗生素抗性基因一樣，重金屬抗性基因存在于染色體、質粒和轉座子，有時兩者連接在一起.由于不同重金屬的電化學性質不一樣，微生物對其抗性機制也有較大差別.現階段主要有6種重金屬抗性機制：細胞通透性障礙、細胞內外螯合、外排泵、酶解毒和降低受體敏感性.目前針對環境樣品中重金屬抗性的研究比較多，但是針對重金屬抗性基因的研究比較少，大多是針對某個具體的微生物.以Cu為例，研究較多的是黃單胞桿菌屬(Xanthomonas)中的抗性基因變化情況.如Behlau等(2013)研究了同柑橘相關的黃單胞桿菌屬中Cu抗性基因的變化情況，證明了Cu抗性基因復雜的來源.Abou-Shanab等(2007)的研究結果表明，各種重金屬的抗性基因都是大量存在于從含重金屬Ni豐富的土壤及庭薺根際中篩選出的G+菌和G-菌.

　　畜禽糞便攜帶大量的具有抗性的微生物，這些微生物帶有大量的可移動因子如整合子、轉座子和質粒等，進入環境后，增加了環境的抗生素抗性.基因的水平轉移(Horizontal Gene Transfer，HGT)是抗性擴散的主要因素，這是因為畜禽糞便中的微生物并不能很好地適應新環境.已有研究表明，畜禽糞便中微生物群落結構完全不同于其他環境如土壤，畜禽糞便土地利用幾個月之后，土壤中就很難再檢測到來自于畜禽糞便中的微生物.但HGT卻使大量的可移動因子進入到土著細菌，從而使抗性基因在土壤中長期存在.已有研究表明，豬糞能夠促進抗性基因的水平轉移，并且抗生素能夠進一步增加整合酶和轉移酶的活性，從而促進基因的水平轉移，而這得益于細胞自身的SOS效應.現已發現多種類型的整合子和成千上萬的移動基因盒，而整合子分布于染色體、質粒和轉座子上，但有趣的是抗生素抗性基因盒大多整合在質粒和轉座子的整合子上，很少整合在染色體的整合子上，這些都加劇了抗生素抗性基因的水平轉移.例如，現在研究最多的1類整合子主要是插入在Tn402家族的轉座子上，并且捕捉sul1基因盒，這對很多臨床上微生物抗性基因的聚集有很大關系.

　　另一方面，抗生素抗性基因進入受體細胞之后，需要表達來抵抗外來抗生素的影響，這增加了受體細胞的代謝負擔，但通過質粒載體進入細胞之后，這種基因帶來的代謝負擔就會少很多，而且在傳接幾代之后會明顯改善.另外，相當一部分抗性基因在進入受體細胞之后并不表達出活性，是一種沉默基因(Partridge et al., 2009)，在沒有抗生素存在時，以最小的代價使抗性基因得到擴散，并且傳統培養方法檢測不到.

　　不同的抗生素抗性基因可能同時存在于同一個質粒或者轉座子上，也就是說一種抗性基因的轉移和增殖，伴隨著另外一種抗性基因的轉移和增殖，或者是獲得了一種抗性基因之后，受體細胞對其它抗性基因的通透性加強，這樣就產生了多重抗性基因，導致一種微生物同時具有多重抗性.例如，盡管畜禽養殖場未使用氨基糖苷類抗生素，但是氨基糖苷類抗生素抗性基因的數目卻增加了近1萬倍;同樣地，在未使用酰胺醇類抗生素時，其抗性基因的豐度也增加了近500倍(Looft et al., 2012).這些都說明了抗生素之間存在的共選擇作用(Co-selection).

　　重金屬和抗生素存在復合選擇壓力的現象，環境中的重金屬會促進抗生素抗性的增加.Knapp等(2011)研究了土壤中內在的抗生素抗性基因與重金屬之間的關系，結果發現許多抗生素抗性基因的豐度與Cu含量呈顯著正相關(p≤0.05)，其它重金屬如Cd、Ni、Pb、Fe也與某些抗生素抗性基因呈正相關.Berg等(2005)的結果發現，施用含Cu肥料后，Cu的加入不僅增加了土著微生物的Cu抗性，而且也間接增加了具有Cu抗性微生物的抗生素抗性.

　　從抗生素抗性基因和重金屬抗性基因復合分布的微生物角度來看，主要存在以下4種機制(見圖 2)：①交叉抗性.無論抗生素還是重金屬，任何一方的抗性增加均會導致另一方的抗性增加.如TetL蛋白不僅能夠向外排出四環素(Tet)，而且能夠排出Co2+.②共抗性.當抗生素抗性基因和重金屬抗性基因處在同一段基因上時，那么一種抗性基因的增加就會導致另一種抗性基因的增加.如鏈霉素抗性基因(strB)和汞抗性基因(merE)共存于質粒pHCM1，因此任何一個基因的擴增均會伴隨著另外一個基因的同等擴增.③共調節抗性.各種調節系統在轉錄水平上是聯系在一起的，那么重金屬導致的抗性也會通過一種未知途徑增加抗生素的抗性.如mex操縱子和CZC操縱子共同調節亞胺培南(Imipenem)和Co、Zn、Cd的外排泵機制抗性(Perron et al., 2004).

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圖 2 抗生素和重金屬抗性基因復合分布的微生物學機理

抗生素污染主要集中在抗生素集中利用的一些地區，一般環境條件下抗生素含量都比較低，而一般環境中重金屬含量往往是抗生素含量的幾十至幾百倍，所以重金屬對抗生素抗性基因的影響至關重要，另外，環境溫度、微生物群落結構及其它性質也會影響抗性基因的分布.至于哪種因素起到了決定性作用，現在尚無定論，需要進一步的研究.

　　6 抗性基因的削減與控制

　　很多研究表明，傳統污水處理工藝對抗生素抗性基因和抗性菌的削減效果不明顯(佟娟和魏源送，2012)，甚至出現抗生素抗性基因經過生物處理后增加的現象，但也有研究表明，傳統污水處理工藝對抗生素抗性基因具有明顯的削減效果.目前抗生素抗性基因的控制尚未有明確的解決辦法，但已有研究表明，污泥高溫厭氧消化對抗生素抗性基因的控制具有明顯的優勢，這是因為高溫過程能大幅減少質粒的結合，從而減少抗性基因的水平轉移，進而削減抗性基因.那么可將厭氧消化作為畜禽糞便抗生素和重金屬抗性基因削減與控制的一項策略進行深入探究，從“源頭”控制抗性基因.

　　堆肥廣泛應用于有機固體廢棄物的處理，但目前有關堆肥過程中抗性基因分布特征的研究較少，缺乏堆肥工藝參數對抗性基因削減的研究.Zhu等(2013)調查了我國3個豬糞堆肥廠堆肥前后抗生素抗性基因豐度的變化情況，結果發現，抗性基因豐度有的增加，有的減少，有的變化不明顯.Chen等(2007)研究了堆肥處理豬糞和氧化溝、生物濾池養豬廢水，結果發現，堆肥后豬糞中各種紅霉素抗性基因均大幅減少，ermA、ermB、ermC、ermF、ermT、ermX分別減少了2.3 logs、5.7 logs、5.0 logs、4.3 logs、7.1 logs、7.3 logs，并且堆肥對各種四環素抗性基因具有相似的削減效果，這可能是由于通風、高溫和固相中基因水平轉移的減少等共同作用導致了堆肥對抗性基因的有效削減.上述結果說明工藝操作參數對抗生素抗性基因的削減至關重要，因此，迫切需要深入探究工藝操作參數的優化對抗生素抗性基因削減的影響.具體參見 污水處理技術資料或污水技術資料更多相關技術文檔。

　　7 結語和展望

　　盡管國內外開展了大量的研究，但已有研究主要針對畜禽糞污、生物處理或土地利用的單一過程進行，缺乏對畜禽糞污—生物處理—土地利用的全過程進行考察，導致人們對全過程的抗生素和重金屬及其抗性基因的賦存與轉歸特征缺乏全面、系統的認識，難以進行全面的風險評價，進而難以提出有效的抗性基因污染削減與控制策略.例如，在全過程中，抗生素是如何一步步降解?哪一步是抗生素降解的關鍵步驟?全過程中重金屬形態的變化規律?復合污染條件下對抗性基因在全過程中的賦存與轉歸特征有何影響?如何在全過程中有效削減和控制抗生素抗性基因?現階段不僅抗生素和重金屬抗性基因在環境中復合分布特征的研究較少，而且非常缺乏在畜禽糞便生物處理過程中的賦存與轉歸特征、工藝參數對抗性基因削減、復合分布形態的影響等方面的研究.目前人們尚未對畜禽糞便中抗生素和重金屬抗性基因的控制和削減提出明確的策略和出臺相關的規定.針對以上情況，可在以下幾個方面開展研究：

　　1. 深入研究畜禽糞便生物處理及其土地利用全過程中抗生素抗性基因和重金屬抗性基因的分布特征及其影響因素，并對其進行風險評估.

　　2. 深入研究畜禽糞便生物處理及其工藝操作參數對抗生素、重金屬、抗生素和重金屬抗性基因、微生物群落結構的影響，尤其是高溫厭氧消化和堆肥工藝.

　　3. 加強畜禽養殖糞便風險控制與資源化利用的綜合管理研究，從源頭上削減抗生素和重金屬的使用量，進而削減和控制抗性基因污染.

　　4. 從前端(飼料獸藥)、過程(糞污處理)和末端(土地利用)控制入手，研發適于全過程抗生素、重金屬及其抗性基因的協同控制關鍵技術，為控制和削減畜禽養殖糞污中抗生素、重金屬及其抗性基因提供科學依據和技術支撐.