生活垃圾填埋場(chǎng)對(duì)河流抗生素抗性基因的影響

黃福義,安新麗,2,李 力,歐陽(yáng)緯瑩,2,李 虎,2,蘇建強(qiáng)*(.中國(guó)科學(xué)院城市環(huán)境研究所,城市環(huán)境與健康重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,福建 廈門 602；2.中國(guó)科學(xué)院大學(xué),北京 00049；.麗江市環(huán)境監(jiān)測(cè)站,云南 麗江 67400)

生活垃圾填埋場(chǎng)對(duì)河流抗生素抗性基因的影響

黃福義1,安新麗1,2,李 力3,歐陽(yáng)緯瑩1,2,李 虎1,2,蘇建強(qiáng)1*(1.中國(guó)科學(xué)院城市環(huán)境研究所,城市環(huán)境與健康重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,福建 廈門 361021；2.中國(guó)科學(xué)院大學(xué),北京 100049；3.麗江市環(huán)境監(jiān)測(cè)站,云南 麗江 674100)

為研究生活垃圾填埋場(chǎng)對(duì)河流抗生素抗性基因的影響,采用高通量熒光定量 PCR技術(shù)對(duì)廈門市某垃圾填埋場(chǎng)附近河流水中的抗生素抗性基因的多樣性和豐度進(jìn)行了分析.結(jié)果表明,垃圾填埋場(chǎng)背景點(diǎn)河水檢測(cè)到了57種抗性基因,下游河流水檢測(cè)到了158種抗性基因,下游河流150種抗性基因顯著富集(P ＜ 0.05),其中增加倍數(shù)最大的是磺胺類抗生素抗性基因dfrA1,達(dá)2299倍,沿河而下,特別是在垃圾填埋場(chǎng)下游河流水中,抗生素抗性基因檢出率、富集倍數(shù)都顯著增加,抗性基因污染加劇;可移動(dòng)元件與抗性基因顯著相關(guān);生活垃圾填埋場(chǎng)可能對(duì)河流水抗生素抗性基因的多樣性和豐度產(chǎn)生了影響.

生活垃圾填埋場(chǎng)；河流；抗生素；抗生素抗性基因

抗生素抗性基因(ARGs)被科學(xué)家認(rèn)為是一種新型的環(huán)境污染物[1],逐漸引起了世界各國(guó)和各種環(huán)境健康組織的關(guān)注.與傳統(tǒng)的化學(xué)污染物不同,抗生素抗性基因由于其固有的生物學(xué)特性,例如可在不同細(xì)菌間轉(zhuǎn)移和傳播甚至是自我擴(kuò)增,可表現(xiàn)出獨(dú)特的環(huán)境行為[2].各種環(huán)境介質(zhì)中,包括豬場(chǎng)土壤[3],制藥廢水[4],流經(jīng)市區(qū)的河流水體[5],河流沉積物[6],施用豬糞水稻土[7],垃圾滲濾液[8],甚至在城市自來水[9]中也檢測(cè)出環(huán)境抗生素抗性基因.越來越多的研究表明,致病菌耐藥性與環(huán)境微生物抗性和抗生素抗性基因有關(guān)[10-13].在醫(yī)療行業(yè)、畜牧養(yǎng)殖行業(yè)存在著抗生素過度和使用不當(dāng)現(xiàn)象,抗生素使用劑量不斷加大和抗生素使用種類不斷增加,環(huán)境中的抗生素殘留以及抗生素抗性微生物不斷被發(fā)現(xiàn),并因此形成了一個(gè)惡性循環(huán),并可能導(dǎo)致人類無藥可用的境地,對(duì)人類健康造成了極大的健康風(fēng)險(xiǎn).世界衛(wèi)生組織(WHO)在2015年11月16～22日開展了首個(gè)世界提高抗生素認(rèn)識(shí)周的活動(dòng),并把活動(dòng)周主題定為:慎重對(duì)待抗生素.

生活垃圾填埋場(chǎng)是城市生活垃圾、污水廠的處置污泥、垃圾焚燒廠飛灰殘?jiān)裙腆w廢棄物的主要的最終堆放場(chǎng)所.受人類生產(chǎn)生活的影響,這些固體垃圾中往往有抗生素殘留以及含有抗生素抗性的微生物[14].同時(shí)垃圾填埋場(chǎng)從開始垃圾填埋到填埋場(chǎng)封場(chǎng)后一直持續(xù)地產(chǎn)生滲濾液.垃圾滲濾液是伴隨垃圾填埋場(chǎng)運(yùn)營(yíng)整個(gè)生命周期的二次污染物,具有污染物成份復(fù)雜,污染物濃度高的特點(diǎn),處理工藝復(fù)雜,垃圾濃縮液深度處置難,整體處理成本高等棘手問題,也是目前水處理研究的難題之一[15].通過研究垃圾滲濾液中四環(huán)素類抗生素、磺胺類抗生素等抗生素極其抗性基因的分布情況,表明垃圾填埋場(chǎng)和垃圾滲濾液中高濃度的抗生素及抗生素抗性基因可能是被低估的環(huán)境抗生素抗性的來源之一[14].垃圾填埋場(chǎng)填埋受短時(shí)強(qiáng)降雨、使用年限、管理運(yùn)營(yíng)不善等因素的影響,垃圾雨水混合液以及垃圾滲濾液可能會(huì)沖刷或者滲漏到周圍環(huán)境水體,從而直接或間接污染河流水體,可能使得河流水環(huán)境中微生物抗生素抗性得以增強(qiáng),進(jìn)而造成潛在的環(huán)境健康與安全風(fēng)險(xiǎn).

本研究采用高通量熒光定量PCR(HT-PCR)技術(shù),對(duì)廈門市某垃圾填埋場(chǎng)附近河流水的抗生素抗性基因進(jìn)行了研究,從環(huán)境抗生素抗性整體集合的角度出發(fā),對(duì)河流水中抗生素抗性基因的豐度和多樣性進(jìn)行分析,以期增加對(duì)河流水抗生素抗性基因污染的認(rèn)識(shí),進(jìn)一步提高對(duì)生活垃圾填埋場(chǎng)營(yíng)運(yùn)管制水平,為垃圾填埋場(chǎng)及其伴生的滲濾液潛在環(huán)境健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)與管理決策提供理論支撐.

1 材料與方法

1.1 河流水樣品采集

采樣點(diǎn)位于廈門市東部固廢處理中心垃圾填埋場(chǎng)附近的河流.本河流發(fā)源于填埋場(chǎng)背后山谷,并最終從廈門市同安區(qū)匯入大海.填埋場(chǎng)垃圾填埋庫(kù)區(qū)和滲濾液污水處理區(qū)符合《生活垃圾衛(wèi)生填埋技術(shù)規(guī)范》CJJ17-2004[16]中關(guān)于距離河流和湖泊 50m以外的規(guī)定.采樣點(diǎn)位分別為區(qū)域背景點(diǎn) R0,根據(jù)所處區(qū)域的地勢(shì)高低和雨水匯水流向,確定填埋庫(kù)區(qū)和污水處理區(qū)雨污混合液/垃圾滲濾液潛在的溢流口/滲漏區(qū)的上游 R1和下游R2采樣點(diǎn)(圖1),R1和R2點(diǎn)附近的土地利用方式相似,除了與垃圾填埋及處理的相關(guān)活動(dòng)和少量農(nóng)田外,以原生態(tài)的自然環(huán)境為主.每個(gè)點(diǎn)位分別采集3L河流水樣,3個(gè)采樣平行,所采集的河流水樣品放置于低溫采樣箱中并迅速運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室的-20℃冰箱中保存,用于環(huán)境樣品的DNA提取.

圖1 河流水采樣點(diǎn)位示意Fig.1 Sketch of sampling sites

1.2 河流水樣品DNA提取

采用六聯(lián)抽濾設(shè)備 JTFA0215(天津市津騰實(shí)驗(yàn)設(shè)備有限公司)對(duì)所采集的3個(gè)點(diǎn)位河流水樣品進(jìn)行抽濾,濾膜采用直徑為50mm的0.22μm滅菌過濾膜(ADVANTEC,日本).

3個(gè)采樣點(diǎn)位每張過濾膜上過濾的水樣體積分別為1.5、0.5和0.5L.過濾好的濾膜分別用干凈的鑷子對(duì)折,用鋁箔紙包好于-20℃冰箱中保存.取出濾膜,濾膜用滅菌過的手術(shù)剪剪成約3×5mm 的小紙塊,將這些剪好的小紙塊放入FastDNA? Spin Kit for Soil試劑盒(MP Biomedicals,美國(guó))中的Lysing Matrix E tube,加入978μL試劑盒中自帶的PBS緩沖液.所有經(jīng)過預(yù)處理好的樣品均采用FastDNA? Spin Kit for Soil試劑盒提取總DNA,提取操作步驟參照試劑盒自帶說明書,最終洗脫DNA的體積為100 μL,所提取的DNA樣品用QuantiFluor? dsDNA System (Promega Corporation,美國(guó))試劑盒測(cè)定雙鏈DNA 濃度.根據(jù)測(cè)定的樣品DNA濃度,實(shí)驗(yàn)樣品用滅菌的超純水統(tǒng)一稀釋至25ng/μL.最終DNA樣品置于-20℃冰箱中保存.

1.3 抗生素抗性基因高通量熒光定量PCR

采用 SmartChip Real-Time PCR Systems (WaferGen Inc.,美國(guó))高通量熒光定量反應(yīng)平臺(tái).研究中所采用的 293對(duì)引物在先前的相關(guān)研究中被有效驗(yàn)證過[3].此外另外添加了 1對(duì)用于檢定超級(jí)細(xì)菌抗生素抗性基因 blaNDM-1的引物

[13], 1對(duì) intI1整合子基因 (class1integron)引物

[17]和1對(duì)CintI1臨床醫(yī)學(xué)意義上的整合子基因(clinical class 1integon)引物[18].

定量PCR擴(kuò)增反應(yīng)的體積為100nL.反應(yīng)體系中各試劑的終濃度為:1×的 LightCycler 480SYBR?Green Master MixⅠ(Roche Inc.,美國(guó)),nuclease-free PCR-grade water,1ng/μL 的BSA,2.5ng/μL的DNA模板,1μmol/L的上下游引物.PCR反應(yīng)條件為:95℃預(yù)變性10min;95℃變性30s,60℃退火延伸30s,總共40個(gè)循環(huán);熱循環(huán)儀Cycler的程序自動(dòng)升溫進(jìn)行熔解曲線分析.高通量定量PCR每個(gè)芯片都有不添加DNA模板(用滅菌水超純水替代)的陰性對(duì)照.qPCR反應(yīng)得到的數(shù)據(jù)通過Cycler預(yù)設(shè)定的篩選條件(擴(kuò)增效率介于 1.8～2.2)進(jìn)行導(dǎo)出.根據(jù) SmartChip Real-Time PCR Systems的靈敏度和精確度,參照DNA樣品濃度,確定循環(huán)次數(shù)CT值為31時(shí)作為儀器的檢測(cè)限.每個(gè)樣品都進(jìn)行3次技術(shù)重復(fù)實(shí)驗(yàn),當(dāng)3次技術(shù)重復(fù)都被擴(kuò)增出來認(rèn)為是陽(yáng)性擴(kuò)增,3個(gè)采樣平行樣品都是陽(yáng)性擴(kuò)增時(shí),認(rèn)為采樣點(diǎn)的目的基因被有效檢出.

1.4 數(shù)據(jù)分析處理

高通量熒光定量 PCR的數(shù)據(jù)采用 Excel 2010進(jìn)行處理,采用R3.2.4軟件[19]的vegan數(shù)據(jù)包進(jìn)行PCA分析以及pheatmap數(shù)據(jù)包進(jìn)行熱圖分析.河流水中微生物抗生素抗性基因的相對(duì)拷貝數(shù)(Gene Relative Copy Number)參照 Looft等

[20]的相關(guān)研究文獻(xiàn),用公式(1)進(jìn)行估計(jì)計(jì)算抗生素抗性基因的豐度.根據(jù)Schmittgen等[21]關(guān)于相對(duì)定量分析方法,用Fold Change(FC)值用公式(2)來表征河流水中環(huán)境抗生素抗性的富集或者衰減狀況.

式中:CT是 PCR反應(yīng)收集到特定熒光時(shí)的循環(huán)次數(shù);ARG代表抗生素抗性基因;16S是代表16S rDNA基因;Target是環(huán)境實(shí)驗(yàn)樣品;Ref為對(duì)照樣品;FC值(Fold Change)是ARGs拷貝數(shù)的富集或衰減程度.當(dāng)FC=2(-(ΔΔCT+2s))＞1時(shí),且student t檢驗(yàn)具有顯著性時(shí),認(rèn)為目標(biāo)實(shí)驗(yàn)樣品相對(duì)于對(duì)照樣品顯著富集.

2 結(jié)果與討論

2.1 河流水中抗生素抗性基因的多樣性

將檢測(cè)的抗生素抗性基因類型分為氨基糖苷類抗性基因(Aminoglycoside)、β-內(nèi)酰胺類抗性基因(Beta Lactamase)、喹諾酮類氯霉素類抗性基因(FCA)、大環(huán)內(nèi)脂類-林肯酰胺類-鏈陽(yáng)性菌素 B類抗性基因(MLSB)、磺胺類抗性基因(Sulfonamide)、四環(huán)素類抗性基因(Tetracycline)、萬古霉素類抗性基因(Vancomycin)和其他類或者發(fā)揮外排泵作用(Other/efflux)八類抗生素抗性基因.河流的3個(gè)采樣點(diǎn)檢測(cè)到的抗生素抗性基因基本涵蓋了目前已知的主要抗生素抗性類型(圖2A),并且覆蓋了3種主要的抗性機(jī)制類型——包括抗生素失活、外排泵機(jī)制和細(xì)胞保護(hù).其中抗生素失活機(jī)制占的比例達(dá)44.88%,是河流水微生物抗生素抗性的最主要機(jī)制(圖 2B).潛在的溢流口/滲漏區(qū)的下游 R2(158種)采樣點(diǎn)檢測(cè)到的抗生素抗性基因顯著高于區(qū)域背景點(diǎn)R0(57種),并且抗性基因的多樣性也顯著升高(圖2A),表明垃圾填埋場(chǎng)下游區(qū)域河流可能是潛在的抗性基因存儲(chǔ)庫(kù).

區(qū)域背景點(diǎn)檢測(cè)到的抗生素抗性基因都存在于潛在的溢流口/滲漏區(qū)的上游R1和下游R2采樣點(diǎn)的水體中,這些抗性基因可能是垃圾填埋場(chǎng)區(qū)域“土著”的“背景抗性基因”,這些基因涵蓋了主要的抗性基因類型和抗性機(jī)制,表明抗生素抗性基因在沒有人類活動(dòng)的區(qū)域也是廣泛存在的,屬于微生物的內(nèi)在抗性[22].因此在 R1和 R2這 2個(gè)點(diǎn)檢測(cè)到的其他類型的抗生素抗性基因可能是受垃圾填埋場(chǎng)填埋、運(yùn)營(yíng)過程中引入的“外源抗性基因”.進(jìn)一步的分析表明,“背景抗性基因”和“外源抗性基因”都有獨(dú)特的組成特征(圖3),下游R2采樣點(diǎn)β-內(nèi)酰胺類抗生素抗性基因(Beta Lactamase)的比例增加,并且出現(xiàn)了磺胺類抗生素抗性基因(Sulfonamide)類型.β-內(nèi)酰胺類抗生素是醫(yī)療行業(yè)最重要的一類抗感染藥物

[23-24],也是普通居民在藥店可以購(gòu)買得到并常常被使用的抗生素;而磺胺類藥物是一種廣譜抗菌藥,臨床上主要用于預(yù)防和治療感染性疾病.日常生活未被使用而且棄置的這兩類抗生素往往隨著生活垃圾被運(yùn)送到了城市生活垃圾填埋場(chǎng),垃圾填埋物中潛在的抗生素類型與檢測(cè)到的抗性基因類型一致[25].因此,這兩類抗性基因在垃圾填埋場(chǎng)檢出,表明垃圾填埋等人類活動(dòng)影響可能改變了河流水的抗性基因組成,可以被認(rèn)為是“外源抗性基因”.

圖2 河流水抗生素抗性基因檢出種類特征Fig.2 Detected ARGs in river

圖3 河流水檢出抗性基因類型比例特征Fig.3 Ratios of detected ARGs in river

2.2 河流水中抗生素抗性基因分布結(jié)構(gòu)

垃圾填埋場(chǎng)下游河流水中抗生素抗性基因的多樣性較背景點(diǎn)顯著增加,因此用主成分分析方法來進(jìn)一步評(píng)估 3個(gè)河流水采樣位點(diǎn)的抗生素抗性基因結(jié)構(gòu)差異(圖 4).在 PCA1軸上(解釋量為84.8%),區(qū)域背景點(diǎn)R0與下游R2樣品形成獨(dú)立兩簇,明顯分開,經(jīng) mrpp顯著性分析檢驗(yàn)表明垃圾填埋場(chǎng)下游河流水抗性的分布基因結(jié)構(gòu)與背景點(diǎn)呈現(xiàn)顯著差異(P＜0.01).同時(shí)上游R1和背景點(diǎn)R0比較接近,表明垃圾填埋場(chǎng)對(duì)R1采樣點(diǎn)河流水抗性基因沒有顯著影響.

圖4 河流水抗性基因主成分分析Fig.4 Principle component analysis of ARGs in river

把檢測(cè)到的抗生素抗性基因用聚類熱圖進(jìn)一步深入分析抗性基因在 3個(gè)采樣位點(diǎn)中的分布格局和演變趨勢(shì)(圖 5).總體上看,樣品的聚類分布結(jié)果與主成分分析結(jié)果一致,抗性基因可以聚為四類:Cluster Ⅰ,在背景點(diǎn)R0以極低豐度存在或者未檢出,在上游R1和下游R2豐度略有增加;Cluster Ⅱ,在背景點(diǎn)R0和上游R1以低豐度存在或者未檢出,在下游 R2以較高豐度水平存在;Cluster Ⅲ,在所有點(diǎn)位均有存在,并從上游到下游富集趨勢(shì)依次遞進(jìn);Cluster Ⅳ,所有點(diǎn)位均以高豐度存在,并且在下游采樣點(diǎn)出現(xiàn)顯著富集現(xiàn)象.因此,我們認(rèn)為 Cluster Ⅲ和 Cluster Ⅳ是“背景抗性基因”類型,Cluster Ⅱ可以認(rèn)為是“外源抗性基因”.垃圾填埋場(chǎng)附近河流水抗性基因與城市河流水的抗性基因的分布演變趨勢(shì)格局相似[5].抗性基因熱圖表明,垃圾填埋活動(dòng)及可能存在的雨污水沖刷和滲漏的影響下,河流水的“背景抗性基因”的豐度顯著增加,而且河流水輸入了“外源性抗性基因”,從上游到下游抗性基因污染加劇,改變了河流水抗性基因的分布格局.

圖5 河流水抗性基因相對(duì)豐度聚類熱圖Fig.5 Pheatmap for relative copy number of ARGs

2.3 下游河流水中富集的抗生素抗性基因

填埋場(chǎng)上游R1點(diǎn)與背景點(diǎn)R0抗生素抗性基因種類和豐度比較相似(沒有顯著性差異, P＞0.05),因此我們著重分析垃圾填埋場(chǎng)下游河流水中抗性基因的富集情況.相對(duì)背景點(diǎn) R0,垃圾填埋場(chǎng)下游河流水顯著富集的抗性基因達(dá)到了150種,富集倍數(shù)最高的是磺胺類抗生素抗性基因dfrA1,達(dá)2299倍(圖6).富集的抗性基因類類型涵蓋了前述的八大類抗生素抗性類型,抗性類型種類數(shù)前三的分別是other/efflux、β-內(nèi)酰胺類和氨基糖苷類抗生素抗性基因.富集結(jié)果表明,下游河流水高豐度存在的抗性基因也是富集的抗性基因,垃圾填埋場(chǎng)附近匯水土壤及其淺層地下水可能受到填埋場(chǎng)抗生素抗性基因污染.抗生素抗性基因在填埋堆體、垃圾滲濾液、附近土壤和淺層地表水的遷移、擴(kuò)散和富集情況需要開展進(jìn)一步的研究工作.

圖6 下游河流水(R2)富集的抗生素抗性基因Fig.6 Enrichment ARGs in downstream (R2)

2.4 抗生素抗性基因與可移動(dòng)元件的關(guān)系

圖7 可移動(dòng)元件與磺胺類類/大環(huán)內(nèi)脂類-林肯酰胺類-鏈陽(yáng)性菌素B類抗生素抗性基因豐度關(guān)系Fig.7 Corralation between MGEs and ARGs (Sulfonamide/MLSB)

Ciric等[26]證實(shí)了四環(huán)素類抗生素抗性基因與一些新型的可移動(dòng)元件有關(guān).在同一個(gè)微生物生境中,抗生素抗性基因可以隨著可移動(dòng)元件進(jìn)行水平基因轉(zhuǎn)移(HGT),從而使得抗性基因在不同種屬微生物遷移傳播[27-28].分析河流水中可移動(dòng)元件(transposon轉(zhuǎn)座子、intI1整合子基因和CintI1整合子三類)與各類抗生素抗性基因豐度關(guān)系表明,可移動(dòng)元件(MGEs)與磺胺類(Sulfonamide)/大環(huán)內(nèi)脂類-林肯酰胺類-鏈陽(yáng)性菌素B類(MLSB)抗生素抗性基因均呈現(xiàn)極顯著的線性相關(guān)(P＜0.01),MGEs與 Sulfonamide和MLSB的 Pearson相關(guān)系數(shù)分別為 0.9474、0.9026(圖7),可移動(dòng)元件豐度高,抗性基因的豐度也高,進(jìn)一步證實(shí)了垃圾填埋場(chǎng)附近河流水微生物中可移動(dòng)元件與抗性基因的遷移傳播富集有顯著正相關(guān)的關(guān)系.

3 結(jié)論

3.1 抗生素抗性基因的多樣性、檢出率、豐度和富集程度沿著河流逐漸增加,在垃圾填埋場(chǎng)下游顯著富集,抗性基因污染加劇;

3.2 河流的可移動(dòng)元件豐度與抗性基因豐度顯著相關(guān),生活垃圾填埋場(chǎng)可能對(duì)河流水抗生素抗性基因產(chǎn)生了影響.

[1] Pruden A, Pei R, Storteboom H, et al. Antibiotic resistance genes as emerging contaminants: studies in northern Colorado [J]. Environmental Science & Technology, 2006,40(23):7445-7450.

[2] 蘇建強(qiáng),黃福義,朱永官.環(huán)境抗生素抗性基因研究進(jìn)展 [J]. 生物多樣性, 2013,21(4):481-487.

[3] Zhu Y G, Johnson T A, Su J Q, et al. Diverse and abundant antibiotic resistance genes in Chinese swine farms [J]. Proceedings of the National Academy of Sciences, 2013,110(9): 3435-3440.

[4] 湯薪瑤,左劍惡,余 忻,等.制藥廢水中頭孢類抗生素殘留檢測(cè)方法及環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2014,34(9):2273-2278.

[5] Ouyang W Y, Huang F Y, Zhao Y, et al. Increased levels of antibiotic resistance in urban stream of Jiulongjiang River, China [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2015,99(13):5697-5707.

[6] Pei R, Kim S C, Carlson K H, et al. Effect of river landscape on the sediment concentrations of antibiotics and corresponding antibiotic resistance genes (ARG) [J]. Water Research, 2006, 40(12):2427-2435.

[7] 黃福義,李 虎,韋 蓓,等.長(zhǎng)期施用豬糞水稻土抗生素抗性基因污染研究 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2014,35(10):3869-3873.

[8] 黃福義,李 虎,安新麗,等.城市生活污水和生活垃圾滲濾液抗生素抗性基因污染的比較研究 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2016,37(10): 3949-3954.

[9] Xu L K, Ouyang W Y, Qian Y Y, et al. High-throughput profiling of antibiotic resistance genes in drinking water treatment plants and distribution systems [J]. Environmental Pollution, 2016,213: 119-126.

[10] Hoge C W, Gambel J M, Srijan A, et al. Trends in antibiotic resistance among diarrheal pathogens isolated in Thailand over 15years [J]. Clinical Infectious Diseases, 1998,26(2):341-345.

[11] Weber D J, Raasch R, Rutala W A. Nosocomial infections in the ICU: the growing importance of antibiotic-resistant pathogens [J]. CHEST Journal, 1999,115(suppl_1):34S-41S.

[12] Fischbach M A, Walsh C T. Antibiotics for emerging pathogens [J]. Science, 2009,325(5944):1089-1093.

[13] Ahammad Z S, Sreekrishnan T, Hands C L, et al. Increased waterborne bla NDM-1resistance gene abundances associated with seasonal human pilgrimages to the Upper Ganges River [J]. Environmental Science & Technology, 2014,48(5):3014-3020.

[14] Allen S E, Boerlin P, Janecko N, et al. Antimicrobial resistance in generic Escherichia coli isolates from wild small mammals living in swine farm, residential, landfill, and natural environments in southern Ontario, Canada [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2011,77(3):882-888.

[15] 余建恒,趙淑賢,夏耿東,等.接人垃圾滲濾液對(duì)城市污水廠運(yùn)行的影響與對(duì)策 [J]. 中國(guó)給水排水, 2010,(4):95-97.

[16] CJJ17-2004 生活垃圾衛(wèi)生填埋技術(shù)規(guī)范 [S].

[17] Stokes H W, Nesb? C L, Holley M, et al. Class 1integrons potentially predating the association with Tn402-like transposition genes are present in a sediment microbial community [J]. Journal of Bacteriology, 2006,188(16):5722-5730.

[18] Gillings M R, Gaze W H, Pruden A, et al. Using the class 1integron-integrase gene as a proxy for anthropogenic pollution [J]. The ISME Journal, 2015,9(6):1269-1279.

[19] R Core Team (2016). R: A language and environment for statistical computing. R Foundation for Statistical Computing, Vienna, Austria. URL https://www.R-project.org/.

[20] Looft T, Johnson T A, Allen H K, et al. In-feed antibiotic effects on the swine intestinal microbiome [J]. Proceedings of the National Academy of Sciences, 2012,109(5):1691-1696.

[21] Schmittgen T D, Livak K J. Analyzing real-time PCR data by the comparative CT method [J]. Nature Protocols, 2008,3(6):1101-1108.

[22] D'Costa V M, McGrann K M, Hughes D W, et al. Sampling the antibiotic resistome [J]. Science, 2006,311(5759):374-377.

[23] 張致平. β-內(nèi)酰胺類抗生素研究的進(jìn)展 [J]. 中國(guó)抗生素雜志, 2000,25(2):81-86.

[24] 杜德才,周書明,沈愛宗,等.醫(yī)院抗菌藥物使用強(qiáng)度分析 [J]. 中華醫(yī)院感染學(xué)雜志, 2010,20(6):848-851.

[25] Wu D, Huang Z, Yang K, et al. Relationships between antibiotics and antibiotic resistance gene levels in municipal solid waste leachates in Shanghai, China [J]. Environmental Science & Technology, 2015,49(7):4122-4128.

[26] Ciric L, Mullany P, Roberts A P. Antibiotic and antiseptic resistance genes are linked on a novel mobile genetic element: Tn6087 [J]. Journal of Antimicrobial Chemotherapy, 2011,66(10): 2235-2239.

[27] Cruz F, Davies J. Horizontal gene transfer and the origin of species: lessons from bacteria [J]. Trends in Microbiology, 2000, 8(3):128-133.

[28] Kurland C G, Canback B, Berg O G. Horizontal gene transfer: a critical view [J]. Proceedings of the National Academy of Sciences, 2003,100(17):9658-9662.

High-throughput profiling of antibiotic resistance genes in river in the vicinity of a landfill.

HUANG Fu-yi1, AN Xin-li1,2, LI Li3, OUYANG Wei-ying1,2, LI Hu1,2, SU Jian-qiang1*
(1.Key Laboratory of Urban Environment and Health, Institute of Urban Environment, Chinese Academy of Sciences, Xiamen 361021, China；2.University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China；3.Lijiang Environmental Monitoring Station, Lijiang 674100, China). China Environmental Science, 2017,37(1)：203～209

Aquatic environment especially the river is an important reservoir of antibiotic resistance genes (ARGs). For the further insight into the ARGs in a river in the vicinity of a landfill, high-throughput qPCR technique was used to investigate the diversity and abundance of ARGs. The results showed that a total of 57ARGs was detected in control sample, while, 158ARGs was detected in the downstream river sample, in which 150ARGs in the downstream river were significantly enriched (P ＜ 0.05). A maximum enrichment of 2299-fold was detected in dfrA1, which conferred resistance to sulfonamide. The detection number of ARGs and the enrichment of ARGs were significantly increased along the river. The abundance of mobile genetic elements was significantly correlated with the abundance of ARGs. These results implied that landfill may lead to the dissemination and enrichment of ARGs in river.

landfill；river；antibiotic；antibiotic resistance genes

X703.1

A

1000-6923(2017)01-0203-07

黃福義(1987-),男,福建連城人,碩士,助理工程師,主要研究方向?yàn)榄h(huán)境抗生素抗性基因污染.發(fā)表論文5篇.

2016-03-22

國(guó)家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃(2016YFD0800205);國(guó)家自然科學(xué)基金國(guó)際(地區(qū))合作交流項(xiàng)目(21210008)

* 責(zé)任作者, 研究員, jqsu@iue.ac.cn