青霉素菌渣堆肥中β-內(nèi)酰胺酶基因豐度變化

段會(huì)英,趙 娟,張振華,余 冉*,章嫡妮,劉 燕*,王長(zhǎng)永

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青霉素菌渣堆肥中β-內(nèi)酰胺酶基因豐度變化

段會(huì)英1,趙 娟1,張振華2,余 冉1*,章嫡妮2,劉 燕2*,王長(zhǎng)永2

(1.東南大學(xué)能源與環(huán)境學(xué)院,江蘇南京 210096；2.環(huán)境保護(hù)部南京環(huán)境科學(xué)研究所,江蘇南京 210042)

為了解抗生素菌渣堆肥中抗生素殘留對(duì)抗生素抗性基因(ARGs)環(huán)境行為的影響,以青霉素菌渣堆肥為對(duì)象,采用實(shí)時(shí)定量 PCR方法分析了8種典型β-內(nèi)酰胺酶基因,-TEM、-CTX-M-1、-CTX-M-9、-IMP-1、-VIM-2、-CMY、-OXA-23、-NDM-1在整個(gè)堆肥過(guò)程中的豐度變化.結(jié)果表明,高溫堆肥處理大大縮短了青霉素的降解時(shí)間;-NDM-1在所有樣品中均未檢出.通過(guò)比較β-內(nèi)酰胺酶基因在不同處理中第1d和30d的絕對(duì)數(shù)量變化,在處理組中除-IMP-1、-VIM-2基因絕對(duì)數(shù)量有所增加外;其他基因都明顯減少.從相對(duì)豐度看,在堆肥前期,青霉素殘留對(duì)-TEM、-CTX-M-1、-CTX-M-9、-CMY、-OXA-23、-VIM-2基因有一定誘導(dǎo)富集效應(yīng).隨著堆肥進(jìn)程及菌渣堆肥中抗生素濃度的降低,到了堆肥末期,各處理組及對(duì)照組-TEM、-CTX-M-1、-CTX-M-9、-CMY的相對(duì)豐度較堆肥前期顯著降低;而處理組中-IMP-1、-VIM-2的相對(duì)豐度較堆肥前期顯著增加.

青霉素菌渣；高溫堆肥；β-內(nèi)酰胺酶基因；相對(duì)豐度

由于抗生素抗性基因(ARGs)環(huán)境污染問(wèn)題的隱蔽性、滯后性、累積性,及其對(duì)人類(lèi)健康的潛在風(fēng)險(xiǎn)而廣受關(guān)注.各國(guó)學(xué)者針對(duì)ARGs這種新型環(huán)境污染物迅速開(kāi)展相關(guān)基礎(chǔ)研究.研究發(fā)現(xiàn)[1-2]ARGs在環(huán)境中的散播主要以細(xì)菌介導(dǎo)的質(zhì)粒、整合子、轉(zhuǎn)座子、染色體水平轉(zhuǎn)移以及噬菌體轉(zhuǎn)染的方式.而環(huán)境介質(zhì)中的抗生素濃度和活性是誘導(dǎo)ARGs在環(huán)境微生物菌群中富集的主要因素.近年來(lái),隨著抗生素在醫(yī)療和養(yǎng)殖業(yè)中的大量使用,導(dǎo)致環(huán)境中抗性基因的相對(duì)豐度和多樣性增加.已有研究表明,在不同環(huán)境介質(zhì)如污水處理廠[1]、畜禽糞便[3]、養(yǎng)殖水域[4]、河流[5]、土壤[6]、凍土[7-8]等中都檢測(cè)到不同種類(lèi)和豐度的ARGs.

抗生素菌渣是我國(guó)抗生素發(fā)酵工業(yè)生產(chǎn)中的主要廢料,由于其含有抗生素殘留及代謝中間產(chǎn)物,于2008年被列入《國(guó)家危險(xiǎn)廢物名錄》.其不恰當(dāng)?shù)奶幹梅绞娇赡軙?huì)導(dǎo)致殘留抗生素進(jìn)入環(huán)境介質(zhì)中構(gòu)成潛在的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)和資源浪費(fèi).前期研究結(jié)果發(fā)現(xiàn)[9],青霉素菌渣與豬糞的好氧高溫堆肥不僅能快速降解青霉素殘留,同時(shí)青霉素菌渣中大量蛋白和微量元素促進(jìn)了微生物活性,加速堆肥過(guò)程.然而菌渣堆肥中的初始青霉素殘留較高,是否會(huì)誘導(dǎo)ARGs在微生物群菌中富集,是評(píng)價(jià)抗生素菌渣堆肥資源化利用技術(shù)環(huán)境安全風(fēng)險(xiǎn)的主要問(wèn)題.已有研究表明高溫好氧堆肥在一定程度上可以削減禽畜糞便中存在的抗生素耐藥菌數(shù)量,控制ARGs傳播和擴(kuò)散[10-11].但有關(guān)青霉素菌渣堆肥中ARGs的豐度變化研究卻鮮有報(bào)道.本實(shí)驗(yàn)以青霉素菌渣堆肥為對(duì)象,基于實(shí)時(shí)熒光定量PCR(qPCR)技術(shù),研究β-內(nèi)酰胺酶的8個(gè)典型ARGs,-TEM、-CTX-M-1、-CTX-M-9、-IMP-1、-VIM-2、-NDM-1、-CMY、-OXA-23在好氧堆肥不同階段的豐度變化.初步揭示青霉素菌渣堆肥過(guò)程中β-內(nèi)酰胺酶基因型菌群的變化規(guī)律,以期為青霉素菌渣堆肥化的環(huán)境安全性評(píng)價(jià)提供理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 堆肥材料

以青霉素濕菌渣和豬糞為主要原料,以碎木屑為調(diào)節(jié)劑進(jìn)行高溫好氧堆肥.表1為堆肥原料碳氮比例表(干)及成分比.

表1 堆肥原料碳氮比例表(干)及成分比

堆肥過(guò)程和樣品采集方式如趙娟[12]所述,堆制地點(diǎn)選在南京市蔬菜科技園,堆制時(shí)間30d.堆肥前期(升溫期)人工翻堆1d 1次,之后每隔2d翻堆1次,每次翻堆時(shí)間相同.每次翻堆完成后用“5點(diǎn)法”進(jìn)行樣品采集,然后將采集的5個(gè)樣品混勻,以保證樣品的代表性.最終選取第1、6、15、24、30d的樣品進(jìn)行前期處理,用于后續(xù)實(shí)驗(yàn)分析.表2為所用初始堆肥物料理化性質(zhì)及組成.

表2 堆肥物料初始理化性質(zhì)

1.2 青霉素的提取及痕量檢測(cè)

堆肥樣品中青霉素的提取及痕量檢測(cè)方法:參考馬珊珊等[13]方法,經(jīng)過(guò)ASE萃取和SPE凈化過(guò)程得到的洗脫液過(guò)0.22μm尼龍濾膜,然后用外標(biāo)法及超高效液相色譜方法進(jìn)行青霉素含量檢測(cè).

1.3 堆肥樣品DNA的提取

堆肥樣品DNA按照FastDNA SPIN Kit for Soil試劑盒說(shuō)明書(shū)進(jìn)行,用核酸蛋白質(zhì)分析儀 NanoDrop ND-1000 (NanoDrop Technologies, Wilmington. DE)測(cè)定DNA濃度,-20℃保存待測(cè).

1.4 β-內(nèi)酰胺酶基因及細(xì)菌數(shù)量的定量PCR (qPCR)的分析

β-內(nèi)酰胺酶按照Ambler分類(lèi)法,可分為A、B、C、D 4大類(lèi).本次實(shí)驗(yàn)從4大類(lèi)中分別選取了典型的基因分型-TEM、-CTX-M-1、-CTX-M-9、-IMP-1、-VIM-2、-NDM-1、-OXA-23開(kāi)展其在青霉素菌渣堆肥過(guò)程中豐度的變化特征研究. 8種不同基因序列在National Center for Biotechnology Information(簡(jiǎn)稱(chēng)NCBI)中通過(guò)GenBank (http://www.ncbi.nlm.nih.gov/ genbank/) 查找獲得合成,具體見(jiàn)表3.本文中所用到引物及探針序列均由生工生物工程(上海)股份有限公司合成.

表3 β-內(nèi)酰胺酶基因序列

實(shí)驗(yàn)中標(biāo)準(zhǔn)曲線的相關(guān)系數(shù)2值為0.990~1.000,擴(kuò)增效率范圍為95.4%~102%.詳細(xì)操作方法如下:將合成的質(zhì)粒進(jìn)行克隆轉(zhuǎn)化、培養(yǎng)、提取,作為定量PCR的標(biāo)準(zhǔn)模板. β-內(nèi)酰胺酶基因采用特異性Taqman水解探針?lè)▉?lái)制作 qPCR 標(biāo)準(zhǔn)曲線.反應(yīng)用20μL體系,包括Taqman PCR Mix 10μL,上下游引物(= 8000nmol/L)各1.0μL,探針(=4000nmol/L) 0.5μL,超純水6.5μL,質(zhì)粒模版1.0μL.同時(shí)對(duì)細(xì)菌16S rRNA基因進(jìn)行定量,方法是SYBR Green染料法. 20μL擴(kuò)增體系為SYBR Green Mix 10μL,上下游引物(=100μmol/L)各0.2μL,超純水8.6μL,質(zhì)粒模版1.0μL.

將克隆測(cè)序得到的標(biāo)準(zhǔn)質(zhì)粒稀釋105~109倍,作為模板構(gòu)建標(biāo)準(zhǔn)曲線.樣品作為定量PCR模板時(shí),稀釋10倍,并以無(wú)菌水作為陰性對(duì)照.所有樣品均3個(gè)平行,最終計(jì)算平均值.表4是實(shí)驗(yàn)過(guò)程中所用引物和探針以及擴(kuò)增反應(yīng)條件.

表4 目的基因引物、探針序列及擴(kuò)增反應(yīng)條件

續(xù)表4

1.5 數(shù)據(jù)分析

所得數(shù)據(jù)用Microsoft Excel 2010進(jìn)行處理,采用Origin8.5進(jìn)行作圖并用SPSS19.0進(jìn)行統(tǒng)計(jì)學(xué)分析.按照公式[19]:相對(duì)豐度=β-內(nèi)酰胺酶基因的拷貝數(shù)/16S rRNA基因的拷貝數(shù),計(jì)算抗性基因的相對(duì)豐度,進(jìn)行分析討論.

2 結(jié)果討論

2.1 青霉素殘留降解

如圖1所示,高溫混合堆肥能快速降解堆體中的青霉素殘留.處理組1、2、3中青霉素濃度分別從初始的(305.1±16.8)、(208.6±4.2)和(74.9± 3.0)mg/kg降至濃度低于UPLC方法檢測(cè)限,所用時(shí)間分別為9、9、6d.在青霉素菌渣和豬糞的堆肥研究中,有研究稱(chēng)降解99%的青霉素在堆肥前7d內(nèi)完成[9].青霉素的降解符合一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)模型[12],處理組1、2、3青霉素鈉的降解半衰期(1/2)分別為1.9、2.4、2.3d.

2.2 β-內(nèi)酰胺酶基因的絕對(duì)數(shù)量

β-內(nèi)酰胺酶基因在不同處理中第1d和30d的數(shù)量變化如表5所示,堆肥第1d,-TEM、-CTX-M-1、-CTX-M-9、-CMY、-OXA-23、-VIM-2、-IMP-1基因的絕對(duì)數(shù)量顯著高于對(duì)照組.一方面,可能由于青霉素菌渣中有機(jī)質(zhì)含量較高且易降解,加速了細(xì)菌在堆體內(nèi)的繁殖數(shù)量,同時(shí)也促進(jìn)了攜帶β-內(nèi)酰胺酶基因的微生物菌群數(shù)量.另一方面,由于青霉素水溶性強(qiáng),菌渣菌絲體中的青霉素殘留快速釋放到堆體內(nèi),促進(jìn)了誘導(dǎo)性抗性基因的表達(dá)豐度.

圖1 堆肥過(guò)程中的青霉素殘留濃度

表5 不同處理組中β-內(nèi)酰胺酶基因在第1d和30d的絕對(duì)數(shù)量(copies/g DW)

注:#表示同日樣品,與對(duì)照組存在顯著性差異(<0.05):*表示同一處理,與其余天樣品存在顯著性差異(<0.05).

好氧高溫堆肥過(guò)程能有效消除β-內(nèi)酰胺酶基因的數(shù)量.處理組中除-IMP-1、-VIM-2基因的絕對(duì)數(shù)量呈上升趨勢(shì),其他基因的絕對(duì)數(shù)量均顯著降低;對(duì)照組中的β-內(nèi)酰胺酶基因除-CMY-OXA-23外均能通過(guò)高溫好氧堆肥方式得到一定的去除.-NDM-1基因經(jīng)PCR和qPCR檢測(cè)結(jié)果均顯示陰性,表明整個(gè)堆肥過(guò)程中不存在-NDM-1基因型菌群.

2.3 β-內(nèi)酰胺酶基因的相對(duì)豐度

圖2 堆肥過(guò)程中細(xì)菌16S rRNA基因數(shù)量變化

#表示同天樣品,與對(duì)照組存在顯著性差異(<0.05):*表示同一處理,與其余天樣品存在顯著性差異(<0.05)

為了降低堆肥樣品DNA提取效率和細(xì)菌數(shù)量背景值造成的影響.用β-內(nèi)酰胺酶基因的絕對(duì)數(shù)量與16S rRNA基因絕對(duì)數(shù)量的比值(即相對(duì)豐度)來(lái)分析攜帶β-內(nèi)酰胺酶基因型菌群在總細(xì)菌群落中所占的平均比例.如圖2所示,在堆肥初期和腐熟期處理組的中細(xì)菌16S rRNA基因的絕對(duì)數(shù)量顯著高于對(duì)照組,說(shuō)明青霉素菌渣的添加顯著提高了堆體中細(xì)菌的數(shù)量.

2.3.1-TEM基因相對(duì)豐度-TEM屬于典型的A類(lèi)超廣譜β-內(nèi)酰胺酶基因(ESBLs),于1965年首次在質(zhì)粒中發(fā)現(xiàn)[20].至2014年已發(fā)現(xiàn)了216種亞型[21].主要分布于....和等宿主的質(zhì)粒中[22].堆肥過(guò)程中-TEM基因相對(duì)豐度變化如圖3所示,在堆肥初期各個(gè)處理組中抗性基因-TEM相對(duì)豐度在0.4%~3%之間,顯著高于其他各個(gè)堆肥時(shí)期.堆肥高溫階段各處理組的-TEM相對(duì)豐度最低.在堆肥腐熟階段,各個(gè)處理組的-TEM相對(duì)豐度有所上升(0.05%~0.11%,24d),且無(wú)顯著差異.堆肥結(jié)束后處理1、2、3-TEM基因的相對(duì)豐度分別下降了83.6%、42.3%、26.9%.高溫堆肥過(guò)程雖然在一定程度能消除-TEM基因的相對(duì)豐度,但堆肥結(jié)束后各處理組的-TEM相對(duì)豐度還維持在2×10-3~4×10-3之間.這可能由于-TEM廣泛的存在于sp.、sp.、sp.中,而這些菌群又是豬糞堆肥后期的優(yōu)勢(shì)菌群[23-24].

圖3 堆肥過(guò)程中bla-TEM基因的相對(duì)豐度

#表示同天樣品,與對(duì)照組存在顯著性差異(<0.05):*表示同一處理,與其余天樣品存在顯著性差異(<0.05)

2.3.2-CTX-M基因相對(duì)豐度-CTX-M屬于A類(lèi)異源分子結(jié)構(gòu)的β-內(nèi)酰胺酶基因,目前已發(fā)現(xiàn)6種亞型(CTX-M-1、CTX-M-2、CTX-M-8、CTX-M-9、CTX-M-25和KLUC),-CTX-M-1和-CTX-M-9是其主要亞型.-CTX-M最初發(fā)現(xiàn)于.sp的染色體上[25],隨后研究發(fā)現(xiàn),質(zhì)粒轉(zhuǎn)染是-CTX-M在不同宿主間轉(zhuǎn)移的主要方式,而禽畜糞便中的.和是其主要攜帶者[26].大量研究表明,糞便中攜帶-CTX-M的宿主豐度占到了細(xì)菌總豐度的5%~12%[27].如圖4所示,不同處理組和對(duì)照組中-CTX-M-1和-CTX-M-9基因相對(duì)豐度在第1d較高,分別在0.008%~0.1%和0.1%~3%.隨著堆肥化過(guò)程,-CTX-M基因豐度顯著降低.堆肥結(jié)束后處理1、2、3和對(duì)照組的-CTX-M-1和-CTX-M-9基因相對(duì)豐度分別下降了99.7%、96.9%、97.5%、96.1%和99.8%、99.7%、99.8%、99.9%.說(shuō)明了堆肥化過(guò)程能有效消減堆肥原料中的-CTX-M基因豐度.不同處理組及對(duì)照組在第1d的-CTX-M基因相對(duì)豐度有顯著差別,處理1組顯著大于其他處理組及對(duì)照組,表明在堆肥初期青霉素菌渣中的殘留青霉素能夠誘導(dǎo)豬糞中的微生物產(chǎn)生青霉素耐藥性,進(jìn)而誘導(dǎo)-CTX-M基因富集.堆肥結(jié)束后,不同處理組及對(duì)照組的-CTX-M-1基因相對(duì)豐度無(wú)顯著差異,而-CTX-M-9在3個(gè)處理組中顯著大于對(duì)照組.

#表示同天樣品,與對(duì)照組存在顯著性差異(<0.05):*表示同一處理,與其余天樣品存在顯著性差異(<0.05)

2.3.3-IMP-1基因的相對(duì)豐度-IMP屬于B類(lèi)金屬酶類(lèi)β-內(nèi)酰胺酶基因(MBLs),最早在1994年發(fā)現(xiàn)于染色體上.至今已發(fā)現(xiàn)了42種亞型,其中30多種亞型是在醫(yī)學(xué)臨床中的病原菌中發(fā)現(xiàn)的[28-29].前期相關(guān)研究主要集中于醫(yī)學(xué)臨床分離的病原菌中-IMP基因多樣性及抗性特征,近年在禽畜糞便堆肥和抗生素廣泛使用的近海漁場(chǎng)沉積物中也發(fā)現(xiàn)-IMP大量富集.說(shuō)明了環(huán)境介質(zhì)中的抗生素殘留也能誘導(dǎo)-IMP基因在環(huán)境微生物中的轉(zhuǎn)移與富集[30-31].如圖5所示,堆肥初始1d處理1、2、3中-IMP-1相對(duì)豐度分別為4.39×10-6、2.09× 10-6、5.15×10-6顯著低于對(duì)照組的3.65×10-5.可能是由于堆肥初期-IMP-1主要來(lái)源于.sp.,sp.,sp.等熱敏性較低的革蘭氏陰性病原菌中.青霉素菌渣堆肥較對(duì)照組能快速進(jìn)入高溫期,從而有效抑制了-IMP-1宿主的數(shù)量.隨著堆肥過(guò)程,各處理組的-IMP-1基因相對(duì)豐度變化的趨勢(shì)為先減少后增加,至堆肥結(jié)束30d,各處理組的-IMP-1相對(duì)豐度維持在2×10-5~4×10-4之間.

2.3.4-VIM-2基因的相對(duì)豐度-VIM也屬于典型的B類(lèi)金屬酶類(lèi)β-內(nèi)酰胺酶基因(MBLs),于1997年首次在意大利醫(yī)院分離的染色體中發(fā)現(xiàn)[32].近年來(lái),有研究報(bào)道了從飼養(yǎng)豬和家禽農(nóng)場(chǎng)中分離出攜帶-VIM基因的和sp.且主要通過(guò)IncHI2型質(zhì)粒在不同宿主中進(jìn)行基因水平轉(zhuǎn)移[33].如圖5所示,青霉素菌渣中的青霉素殘留可能對(duì)-VIM-2基因在堆肥微生物中的富集產(chǎn)生一定誘導(dǎo)作用.各個(gè)堆肥時(shí)期,處理1、2、3中-基因相對(duì)豐度顯著高于對(duì)照組.各處理組和對(duì)照組中bla-VIM-2基因相對(duì)豐度在堆肥前后發(fā)生明顯變化(>0.05). 堆肥結(jié)束后處理1、2、3和對(duì)照組分別增加了5.8、2.7、10.4和2.5倍,由于IncHI2型質(zhì)粒中含有編碼抗銅、銀、汞、鋅等重金屬基因,因此禽畜糞便中重金屬殘留也是誘導(dǎo)-基因在堆肥微生物菌群中富集的機(jī)制之一[34].

圖5 堆肥過(guò)程中β-內(nèi)酰胺酶基因的相對(duì)豐度變化

#表示同天樣品,與其他組存在顯著性差異(<0.05):同一處理,*表示與其他天樣品存在顯著性差異(<0.05)

2.3.5-CMY基因的相對(duì)豐度-CMY屬于典型的C類(lèi)AmpC型β-內(nèi)酰胺酶基因,最早于1989年在的質(zhì)粒中發(fā)現(xiàn),至今已經(jīng)發(fā)現(xiàn)43種亞型[35].

近年來(lái),隨著抗生素在禽畜養(yǎng)殖業(yè)中的廣泛使用,從禽畜食品、糞便中分離的、sp.等病原菌中檢測(cè)出較高豐度的-CMY-2亞型質(zhì)粒編碼基因[36-37].如圖5所示,堆肥初始1d處理1、2、3中-CMY相對(duì)豐度顯著高于對(duì)照組.這可能是由于-CMY中部分亞型如-CMY-13、-CMY-11屬于底物誘導(dǎo)型,而菌渣堆肥前期中的青霉素殘留誘導(dǎo)了相關(guān)基因的表達(dá)[38].在堆肥高溫階段,各處理組的-CMY基因豐度降到了最低值.隨著堆肥進(jìn)入腐熟期,各處理組的-CMY基因豐度又逐漸上升且無(wú)顯著差異.至堆肥末期,處理1、2、3中-CMY基因的相對(duì)豐度分別下降了86.1%、66.7%、63.5%.

2.3.6-OXA-23基因的相對(duì)豐度-OXA屬于典型的D類(lèi)β-內(nèi)酰胺酶基因,于1993年首次在中發(fā)現(xiàn),目前主要分為4組類(lèi)群:-OXA-23(OXA-23,-27,-49);-OXA-24(OXA-24,-25,-46,-72);-OXA-58(OXA-58,-96)和-OXA-51,而sp.是其主要的宿主來(lái)源[39].如圖5所示,處理組和對(duì)照組1d中-OXA-23基因的相對(duì)豐度分別為2.70×10-5、6.54×10-6、4.52×10-6,顯著高于對(duì)照組的2.35×10-7.至堆肥結(jié)束30d,處理組1、2中-OXA-23基因幾乎全部去除,處理3中-OXA-23基因去除55.0%,而對(duì)照組增加了3.1倍.

3 結(jié)論

3.1 高溫堆肥處理大大縮短了青霉素的降解時(shí)間,堆肥結(jié)束后,處理組中青霉素殘留濃度均低于UPLC方法檢測(cè)限.

3.2 堆肥期間,各處理樣品中均未檢測(cè)到-NDM-1基因.絕對(duì)數(shù)量上,純豬糞堆肥對(duì)-TEM、-CTX-M-1、-CTX-M-9、-IMP-1有消減作用,青霉素菌渣堆肥對(duì)-IMP-1有誘導(dǎo)富集作用對(duì)-CMY產(chǎn)生有效削減.

3.3 相對(duì)豐度上,在堆肥前期,青霉素殘留對(duì)-TEM、-CTX-M-1、-CTX-M-9、-OXA-23、-CMY、-VIM-2基因有一定誘導(dǎo)富集效應(yīng).至堆肥末期,4個(gè)堆體中-TEM、-CTX-M-1、-CTX-M-9、-CMY的相對(duì)豐度較堆肥前期顯著降低;而處理1、2、3中-IMP-1、-VIM-2的相對(duì)豐度較堆肥前期顯著增加.

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Abundance dynamics of β-lactamase genes in penicillin biomass-residue composting.

DUAN Hui-ying1, ZHAO Juan1, ZHANG Zhen-hua2, YU Ran1*, ZHANG Di-ni2, LIU Yan2*, WANG Chang-yong2

(1.Department of Energy and Environment Southeast University, Nanjing 210096, China；2.Nanjing Institute of Environmental Sciences, Ministry of Environmental Protection, Nanjing 210042, China)., 2017,37(10)：3873~3881

In order to reveal the environmental impacts of antibiotic resistance genes (ARGs) during penicillin biomass-residue composting because of the possible antibiotic residues, the relative abundances and distributions of eight typical β-lactamase genes (-TEM、-CTX-M-1、-CTX-M-9、-IMP-1、-VIM-2、-CMY、-OXA-23、-NDM-1) were investigated with quantitative PCR technique. The results indicated that high temperature composting greatly shortened the degradation time of penicillin. No-NDM-1gene was detected in any sample. The abundances of all studied genes were significantly reduced from day 1 to day 30 in the different penicillin biomass-residue composting experiments except those of the-IMP-1and-VIM-2genes which slight increased. The penicillin residue induced the increases of relative abundance of-TEM,-CTX-M-1.-CTX-M-9,-CMY,-OXA-23, and-VIM-2genes during the early composting stage. With the elongation of the composting process, penicillin residue gradually degraded. At the end of composting, the relative abundances of-TEM、-CTX-M-1、-CTX-M-9、-CMYsignificantly decreased in all treated samples and the control in comparison with those of-IMP-1、-VIM-2, which greatly increased.

Penicillin biomass-residue；composting；β-lactamase genes；relative abundance

X172

A

1000-6923(2017)10-3873-09

段會(huì)英(1990-),女,山東臨沂人,東南大學(xué)能源與環(huán)境學(xué)院碩士研究生,主要從事污水處理及環(huán)境微生物研究.

2017-03-10

國(guó)家自然青年科學(xué)基金資助項(xiàng)目(41401363,41301278);江蘇省自然青年基金資助項(xiàng)目(BK20130102);環(huán)境保護(hù)部環(huán)保公益性行業(yè)科研專(zhuān)項(xiàng)(201209024);2016年公益性科研院所基本科研業(yè)務(wù)費(fèi)項(xiàng)目

* 責(zé)任作者, 余 冉, 副教授, yuran@seu.edu.cn;劉 燕, 副研究員, liuyan@nies.org