2021, Vol. 42
2. 天津大学海洋科学与技术学院, 天津 300350;
3. 水利部发展研究中心, 北京 100038
, XIN Rui2 , LI Kuang-jia3 , WANG Qian1 , WANG Ya-nan1 , XU Zhi-heng1 , CUI Xiang-chao1 , WEI Wei1
2. School of Marine Science and Technology, Tianjin University, Tianjin 300350, China;
3. Development Research Center, Ministry of Water Resources, Beijing 100038, China
抗生素在医疗及畜牧业等领域的广泛应用加剧了抗生素抗性基因(antibiotic resistance genes, ARGs)的发展[1].ARGs能够使用于临床治疗的抗生素失效, 从而对人体健康产生威胁.2019年, 中国工程院战略咨询中心发布的全球工程前沿中明确指出ARGs是一种新污染物, 环境中ARGs的迁移转化属于生态环境领域的重要研究内容[2].不同于其他污染物, 环境中的ARGs能够通过借助水平转移途径扩散到病原菌中[3, 4].因此, 环境是ARGs的天然储存库.德国“毒黄瓜”事件的发生和碳青霉烯类耐药细菌的检出引发了人们对自然环境中ARGs赋存现状的极大关注[5].我国是抗生素的使用大国, ARGs在我国各个环境介质中的赋存特征一直是ARGs研究领域的重点内容.有研究表明, 我国水、空气和土壤等环境介质中均有不同程度的ARGs污染[6~8], 人类活动是导致环境中ARGs广泛存在的重要因素[9].
湖库环境作为最重要的环境介质之一, 在防洪、发电和灌溉等方面具有不可替代的作用.供水水库作为我国重要的饮用水来源, 其水质状况对人体健康具有直接的影响.近年来, 我国供水水库中ARGs的污染特征受到越来越多的关注.丹江口水库、溪东水库和枫树坝水库均有不同程度的ARGs污染[10~12].近年来, 有研究开始关注多个湖库环境ARGs的赋存情况.如王龙飞等[13]的研究分析了江苏省的一些代表性水源地ARGs的赋存特征, 发现sul1及sul2是其中丰度最高的ARGs.上述研究表明湖库型水源地ARGs的赋存状况及影响因素已逐渐成为研究热点.
华中地区包括河南、湖北和湖南这3个省, 总面积约56×104 km2.近年来, 该地区经济发展日益迅速, 其社会经济地位也日益重要.然而, 越来越多的研究表明, 经济的迅速发展导致了该地区各环境介质均受到不同程度的污染[14~16].供水水库作为该地区最重要的饮用水来源, 在保障人民生活安全和经济发展方面的作用不可替代.因此, 明确华中地区供水水库ARGs的赋存特征, 识别影响该地区ARGs污染的环境因子, 具有重要的理论及实际意义.但目前为止, 针对整个华中地区ARGs赋存现状及影响因素的研究尚不多见.因此, 亟需相关研究补充该地区ARGs的丰度水平, 为华中地区抗生素及ARGs污染的控制提供数据支撑及理论依据.本研究选取了该地区11个大型水库, 分别对其秋季和夏季的水样中16S rDNA、19个ARGs和一个整合子基因(intI1)进行了定量.本研究的目的主要包括: ①确定华中地区供水水库6类共19种ARGs的污染水平; ②分析华中地区供水水库ARGs随时间的变化特征; ③识别常规水质指标在ARGs传播扩散过程中的作用.
1 材料与方法 1.1 样品采集本研究选取了华中地区11个大型水库, 其中4个位于河南(HN1、HN2、HN3和HN4), 3个位于湖北(HB1、HB2和HB3), 4个位于湖南(HU1、HU2、HU3和HU4).样品采集工作分别与于秋季(2019年10~11月)及夏季(2020年7~8月)进行.采集样品时, 于每个水库分别设置一个10 000 m2的正方形区域, 在该区域的4个顶点和中心位置各取1 L水样, 混合均匀后放置于5 L采样瓶中, 存放于带有冰盒的保温箱内并立即运往实验室.
1.2 水质指标监测本研究选取了4种水质指标, 分别为总氮(TN, HJ 636-2012)、总磷(TP, GB 11893-89)、高锰酸盐指数(GB 11892-89)以及pH(GB 6920-86). 所有指标测定前样品均放置于4℃冰箱中, 且指标均于24 h之内测定完成.
1.3 DNA提取将2 L水样于0.22 μm滤膜(Millipore, USA)上真空抽滤.抽滤结束后, 将滤膜尽量剪碎后放置于10 mL灭菌离心管中, 用水样DNA提取试剂盒(Omega, USA)提取其中的DNA.提取的DNA与6×Load buffer(Transgen, 中国)混合后于1.5%的琼脂糖凝胶孔中点样, 电泳30 min后于紫外凝胶成像仪(Tanon 1600, 中国)中显色, 定性观察DNA的提取结果.采用超微量核酸蛋白定量仪(Nanodrop 2000, USA)对DNA的提取浓度及纯度进行定量检测.
1.4 实时荧光定量PCR本研究采用实时荧光定量PCR仪(ABI QuantStudioⓇ 3, Thermo Fisher Scientific, USA)对intI1及19个ARGs进行定量分析.定量反应体系为20 μL.包括10.0 μL TB Green Premix Ex Taq(Tli RNase H Plus, Takara)、0.4 μL上游引物、0.4 μL下游引物、0.4 μL ROX Reference Dye Ⅱ、6.8 μL ddH2O以及2 μL水样DNA.PCR扩增程序为: 预变性(95℃, 30 s), 变性(95℃, 5 s, 40个循环), 退火/延伸(60℃, 34 s).PCR扩增引物及标曲制作过程见文献[17, 18].
1.5 数据分析采用SPSS 25.0进行独立样本t-检验分析(t-test)、描述统计分析及Spearman相关性分析.采用R软件3.5.3版本的ggplot2绘制箱型图, 采用pheatmap包绘制热图.
2 结果与讨论 2.1 华中地区供水水库ARGs的时空分布特征华中地区供水水库各类ARGs分布特征如图 1所示.从中可知, 各类别中绝对丰度和相对丰度位于前3位的基因均是四环素类、磺胺类以及β-内酰胺类.独立样本t-检验结果表明, 平均丰度较高的四环素类ARGs与处于后3位的基因(氨基糖苷类、大环内酯类以及喹诺酮类)均无显著性差异(P>0.05), 这可能是由于四环素类ARGs在个别采样点的高值造成的.四环素类ARGs在HB2和HB3的秋季定量结果中的相对丰度(以16S rRNA计, 下同)分别高达1.76×10-2及1.43×10-2, 绝对丰度中也有类似的结果出现.个别的高值拉高了四环素类ARGs的整体平均值, 造成了四环素类ARGs平均丰度偏高.磺胺类ARGs的丰度显著高于后3位ARGs耐药基因的平均丰度(P < 0.05), 表明磺胺类ARGs是华中地区供水水库中的优势耐药基因.上述结果与以往针对其他介质的研究结果相似[19, 20], 这可能是由华中地区养殖业较为发达导致的. 2016年华中地区猪、牛和羊的总量分别占全国总量的23.5%、17.3%和11.2%[21].磺胺类抗生素作为使用最为广泛的饲料添加剂之一在畜牧业长期大量使用[22].大部分进入动物肠道的磺胺类抗生素最终以原药的形式排放到环境中, 这势必会导致华中地区各个环境介质中磺胺类ARGs的污染.
|
图 1 各类抗生素抗性基因的分布特征 Fig. 1 Distribution pattern of each ARGs type |
独立样本t-检验的结果表明, 秋季和夏季华中地区供水水库ARGs相对和绝对丰度之间均无显著性差异(P>0.05), 表明水库环境ARGs丰度较为稳定, 这与以往的研究结果相一致[23].供水水库水质与人体健康密切相关, 因此供水水库向来受人类活动影响较小, 这可能是导致供水水库ARGs丰度较为稳定的重要原因.湖北地区总基因(TARGs)的平均绝对基因和相对基因丰度高于河南及湖南地区TARGs的平均丰度, 表明华中地区供水水库ARGs呈现区域差异.四环素类ARGs在湖北地区供水水库均呈现较高丰度.湖北省作为千湖之省, 水产养殖业普遍较为发达.四环素是目前水产养殖业中普遍使用的抗生素, 这可能是导致湖北省四环素类ARGs普遍较高的重要原因.
2.2 水库环境中各种ARGs赋存状况分析华中地区供水水库各ARGs的赋存状况如图 2所示.在本研究选取的19种ARGs中, 仅有一种(mcr-1)在所有品中均未被检出, 其余ARGs均有不同程度地检出.mcr-1能对多粘菌素表达抗性, 从而加剧用于临床治疗的该类抗生素的难度.以往的研究在其他水源地中发现了该基因的存在, 且该基因能够从水源地进入供水系统中[24].本研究的结果表明华中地区供水水库无该基因的威胁.这与我国逐渐加大抗生素的管控力度有关.农业部于2016年颁布了禁令, 规定自2017年5月1日起停用粘菌素作为饲料添加剂.有研究表明, 该措施显著降低了食源性动物(猪)粪便样本中mcr-1的检出率[25].
|
图 2 各采样点抗生素抗性基因的赋存状况 Fig. 2 Content of each detected ARG in reservoirs of central China |
所有能被检出的基因在不同季节的丰度均无显著性差异(t-检验, P < 0.05), 表明水库环境中各基因的丰度受季节因素影响很小, 这与2.1节的结论相同.有7种(sul1、sul2、qnrS、strA、strB、blaampC和blaTEM1)ARGs的检出率为100%, 表明这些基因是华中地区供水水库最为普遍的耐药基因.所有耐药基因中, 平均绝对丰度和相对丰度均位于前5位的ARGs分别是sul1、sul2以及tetQ.相比于其他基因, 两种磺胺类耐药基因sul1和sul2的丰度与检出率在所有ARGs中均具有一定优势, 表明这两种基因是华中地区供水水库环境中的优势基因, 该结果与其他环境介质中的结果类似[26, 27].除磺胺类抗生素的大量使用外, 基因本身的特性可能是造成这种情况的另一重要原因. sul1、sul2可以位于intI1、intI2等可移动遗传元件上, 从而促进这两种基因的广泛传播[28].
为明确水库环境中高风险ARGs的赋存特征, 本研究选取了4种β-内酰胺类ARGs.其中, blaTEM1的丰度在所有ARGs中为最高.blaTEM1广泛存在于革兰氏阴性菌中, 其能够对盘尼西林和第一代头孢菌素表达出耐药性.此外, 该基因是最为常见的β-内酰胺类耐药基因[18].以往针对饮用水的文章显示blaTEM是我国饮用水环境中丰度较高的抗生素抗性基因[18], 饮用水源地中较高的blaTEM1丰度可能是导致这一现象的重要原因.此外, 本研究检出了对碳青霉烯类耐药基因具有抗性的blaGES1, 其最早分离自肺炎克雷伯氏菌, 其能够通过抗生素失活机制对青霉烷、碳青霉烯类及头孢菌素类等多种抗生素表达抗性[29].以往针对自来水中的研究中并未发现碳青霉烯类ARGs[18].华中地区供水水库blaGES1的检出率(27.3%)及丰度(5.70×10-6)均处于较低水平, 这可能是由于碳青霉烯类抗生素用量受到严格控制的结果.饮用水中的处理工艺能够在一定程度上去除ARGs[30], 因此供水水库低水平的blaGES1不会对人体产生影响.但考虑到碳青霉烯类ARGs抗药的广谱性, 其在水库环境的检出仍需一定程度地重视.
王龙飞等[13]和Zhang等[31]的研究分别总结了世界不同供水水源地的饮用水ARGs的赋存状况.其中, 王龙飞等的研究发现江苏省代表性水源地的ARGs相对于其他水源地处于较低水平.本研究的结论与之类似, 无论是相对丰度(5.70×10-6~1.23×10-3)还是绝对丰度(5.25×103~1.15×106 copies·L-1), 湖库型水源地的ARGs均处于较低水平.
2.3 影响ARGs传播扩散中的因素 2.3.1 intI1对ARGs传播扩散的影响本研究评估了intI1与18种耐药基因的相关性(Spearman), 结果如表 1所示.在18种基因中, 仅有4种基因(sul1、sul2、strB和blaOXA1)与intI1有显著性正相关.上述结果表明, 华中地区供水水库环境中, intI1能够促进水库少数基因的传播扩散.
|
表 1 intI1与耐药基因的Spearman的相关性结果1) Table 1 Spearman's correlation coefficient between intI1 and ARGs |
作为最为常见的可移动遗传元件之一, intI1能够捕获耐药基因并携带其进行水平转移.河流、土壤等环境介质中, 其产生的作用也得到广泛证实[32, 33].但自然界中还广泛存在其他可移动遗传元件, 包括整合子、插入序列、转座子以及质粒等[34].此外, 环境因素如重金属、多环芳烃、离子液体等也在ARGs的传播扩散过程中起着重要作用[35~37].因此, 水库环境中其他因素可能扮演着更为重要的角色.此外, 以往的研究结果表明, 在营养成分较高或污染相对较重的地区, 水平转移是造成耐药基因污染的主要因素; 而在污染相对较轻的地区, 菌落结构的演变则在耐药基因传播扩散中起主导作用[38].本次调查的饮用水水源地水质常年在地表水水质标准3类标准以上, 污染相对较轻, 因此, intI1仅仅能够在少数ARGs的传播扩散中起到作用.
2.3.2 环境因子对水库ARGs传播扩散的影响本研究选取的水质参数结果如图 3所示.由于TP浓度相对较低, 因此在图中显示为很小的一部分.在本研究选取的5种指标中, 所有时间点pH均达到我国地表水环境质量标准1类水体标准, 高锰酸盐指数均符合地表水环境质量标准的3类水体标准, 大部分TN(90.9%)和TP(86.4%)符合地表水环境质量标准3类水体标准.上述结果表明, 华中地区供水水库水质状况整体处于良好状态.
|
图 3 华中地区供水水库常规水质参数 Fig. 3 Chemical parameters of reservoirs in central China |
水库环境因子与ARGs的Spearman相关性分析结果如图 4所示.本研究参与分析的3个环境因子均与ARGs呈现出正相关关系(P < 0.05).在参与分析的18个ARGs中, 有11个与水质指标显示出相关性, 且这11个基因涵盖了本研究选区的所有耐药基因类别.此外, 每种水质指标均与至少4种ARGs呈现出相关性, TP和高锰酸盐指数均与7种基因有相关关系.上述研究结果表明环境因子能够对水库ARGs丰度分布产生影响.这与以往针对其他环境介质中的研究相一致[39].
|
1.TP, 2.TN, 3.高锰酸盐指数, 4.blaampC, 5.blaGES1, 6.strB, 7.ermC, 8.ermB, 9.oqxB, 10.qnrS, 11.tetL, 12.tetQ, 13.sul2, 14.sul1 图 4 水质指标与抗生素抗性基因的联系 Fig. 4 Correlation between water quality parameters and ARGs |
高锰酸盐指数、TP和TN都是重要的水质理化指标, 它们能够反映人类活动对水库环境的影响.人类活动被认为是导致环境中ARGs污染的重要因素, 因此理化指标与ARGs丰度有一定相关关系.此外, 高锰酸盐指数在一定程度上能反映水体被有机物污染的程度, TN以及TP也是表征水体富营养化程度的重要指标, 它们都与水环境的营养状态密切相关.以往研究表明富营养状态下ARGs的水平转移更加活跃[38].因此, 高锰酸盐指数、TN以及TP可以考虑成为水库ARGs污染程度的指示指标.
2.4 水库环境ARGs之间的相关性分析本研究探讨了水库环境ARGs之间的相关性, 结果如表 2所示.在参与分析的18种基因中, 有17种与至少1种其他基因体现出相关性.喹诺酮类ARGs(oqxB)与其他基因均无显著性正相关.oqxB为外排泵机制基因, 其常常位于染色体上, 因此与其他基因相关性较弱[40].本研究选取的5种四环素类ARGs均与至少2种其他类别的基因有相关性, 且这5种基因之间的联系也比较密切.四环素类ARGs是环境中最为常见的ARGs之一, 其在环境中的宿主菌非常广泛, 且借助质粒等可移动遗传元件上进行水平转移.以往研究结果表明, 相关性较强的基因很可能位于同一种可移动遗传元件上[41].因此, 基因的水平转移可能是造成四环素类ARGs与其他类ARGs联系密切的重要因素.
|
|
表 2 各抗生素抗性基因的相关性分析结果1) Table 2 Spearman's correlation among ARGs in reservoirs of central China |
两种氨基糖苷类ARGs(strA以及strB)的Spearman系数高达0.96, 表明这两种基因之间的联系非常密切.此外, 这两种基因均能与β-内酰胺类基因以及多种四环素类基因表现出一定相关性.有研究结果表明, 这两种基因能够位于各种可移动遗传元件以及染色体上, 且在多种病原菌中均能发现这两种基因.在识别氨基糖苷类耐药菌携带的耐药基因时, 这两种基因经常成对出现(strA-strB pair)[42, 43], 且与intI1联系密切.本研究中2.2节发现水库环境中这两种基因普遍存在(检出率100%), 2.3节发现strB基因与intI1有一定的相关性, 且strA与intI1相关性系数的P值也接近0.05(P=0.066).因此, 虽然整体上intI1与ARGs的联系不强, 但该元件仍然能够促进水库环境中个别基因的传播扩散.
3 结论(1) 华中地区水库环境中ARGs随时间变化特征不明显, 不同省份ARGs丰度有一定差异; sul1和sul2是华中地区水库环境中的优势ARGs, 与其他环境介质相比, 华中地区供水水库ARGs处于较低水平, 本研究未检出mcr-1, 表明我国抗生素控制措施已展现出一定成效.
(2) 水库理化指标与ARGs有较强相关性, 表明理化指标可以考虑成为水库环境ARGs污染的指示指标, 相较而言, intI1与ARGs整体相关性不强.
(3) 四环素类耐药基因与其他类耐药基因关系密切, 基因的水平转移可能是导致该现象的重要因素; intI1虽然整体上与ARGs相关性不强, 但仍可能是导致水库环境中个别基因传播扩散的重要因素.
| [1] | Gu X, Zhai H Y, Cheng S Z. Fate of antibiotics and antibiotic resistance genes in home water purification systems[J]. Water Research, 2020, 190. DOI:10.1016/j.watres.2020.116762 |
| [2] |
中国工程院全球工程前沿项目组. 全球工程前沿2018[M]. 北京: 高等教育出版社, 2019. Global Engineering Frontier Project Group, Chinese Academy of Engineering. Engineering fronts[M]. Beijing: Higher Education Press, 2019. |
| [3] | Marano R B M, Zolti A, Jurkevitch E, et al. Antibiotic resistance and class 1 integron gene dynamics along effluent, reclaimed wastewater irrigated soil, crop continua: elucidating potential risks and ecological constraints[J]. Water Research, 2019, 164. DOI:10.1016/j.watres.2019.114906 |
| [4] | Letten A D, Hall A R, Levine J M. Using ecological coexistence theory to understand antibiotic resistance and microbial competition[J]. Nature Ecology & Evolution, 2021, 5(4): 431-441. |
| [5] | Su S C, Li C Y, Yang J P, et al. Distribution of antibiotic resistance genes in three different natural water bodies-A lake, river and sea[J]. International Journal of Environmental Research and Public Health, 2020, 17(2). DOI:10.3390/ijerph17020552 |
| [6] | Singh R, Singh A P, Kumar S, et al. Antibiotic resistance in major rivers in the world: a systematic review on occurrence, emergence, and management strategies[J]. Journal of Cleaner Production, 2019, 234: 1484-1505. |
| [7] | Mao Y X, Ding P, Wang Y B, et al. Comparison of culturable antibiotic-resistant bacteria in polluted and non-polluted air in Beijing, China[J]. Environment International, 2019, 131. DOI:10.1016/j.envint.2019.104936 |
| [8] | Wang L J, Wang J H, Wang J, et al. Soil types influence the characteristic of antibiotic resistance genes in greenhouse soil with long-term manure application[J]. Journal of Hazardous Materials, 2020, 392. DOI:10.1016/j.jhazmat.2020.122334 |
| [9] | Kalinowska A, Jankowska K, Fudala-Ksiazek S, et al. The microbial community, its biochemical potential, and the antimicrobial resistance of Enterococcus spp. in Arctic lakes under natural and anthropogenic impact(West Spitsbergen)[J]. Science of the Total Environment, 2021, 763. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.142998 |
| [10] | Dang C Y, Xia Y, Zheng M S, et al. Metagenomic insights into the profile of antibiotic resistomes in a large drinking water reservoir[J]. Environment International, 2020, 136. DOI:10.1016/j.envint.2019.105449 |
| [11] | Liu X, Xiao P, Guo Y Y, et al. The impacts of different high-throughput profiling approaches on the understanding of bacterial antibiotic resistance genes in a freshwater reservoir[J]. Science of the Total Environment, 2019, 693. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.133585 |
| [12] | Chen Y H, Su J Q, Zhang J Y, et al. High-throughput profiling of antibiotic resistance gene dynamic in a drinking water river-reservoir system[J]. Water Research, 2019, 149: 179-189. DOI:10.1016/j.watres.2018.11.007 |
| [13] |
王龙飞, 程逸群, 胡晓东, 等. 江苏省代表性水源地抗生素及抗性基因赋存现状[J]. 环境科学, 2021, 42(2): 749-760. Wang L F, Cheng Y Q, Hu X D, et al. Occurrence of antibiotics and antibiotic resistance genes in representative drinking water resources in Jiangsu province[J]. Environmental Science, 2021, 42(2): 749-760. |
| [14] | Yin L S, Wen X F, Du C Y, et al. Comparison of the abundance of microplastics between rural and urban areas: a case study from East Dongting Lake[J]. Chemosphere, 2020, 244. DOI:10.1016/j.chemosphere.2019.125486 |
| [15] | Zhang H, Yin S S, Bai L, et al. Establishment and evaluation of anthropogenic black and organic carbon emissions over Central Plain, China[J]. Atmospheric Environment, 2020, 226. DOI:10.1016/j.atmosenv.2020.117406 |
| [16] | Hu B F, Shao S, Ni H, et al. Current status, spatial features, health risks, and potential driving factors of soil heavy metal pollution in China at province level[J]. Environmental Pollution, 2020, 266. DOI:10.1016/j.envpol.2020.114961 |
| [17] | Gu Y R, Shen S Z, Han B J, et al. Family livestock waste: an ignored pollutant resource of antibiotic resistance genes[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2020, 197. DOI:10.1016/j.ecoenv.2020.110567 |
| [18] | Zhang K, Xin R, Zhao Z, et al. Antibiotic resistance genes in drinking water of China: occurrence, distribution and influencing factors[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2020, 188. DOI:10.1016/j.ecoenv.2019.109837 |
| [19] | Zhang K, Xin R, Zhao Z, et al. Mobile genetic elements are the Major driver of High antibiotic resistance genes abundance in the Upper reaches of Huaihe River basin[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 401. DOI:10.1016/j.jhazmat.2020.123271 |
| [20] | Xu T, Zhao W T, Guo X P, et al. Characteristics of antibiotics and antibiotic resistance genes in Qingcaosha Reservoir in Yangtze River Delta, China[J]. Environmental Sciences Europe, 2020, 32. DOI:10.1186/s12302-020-00357-y |
| [21] |
中华人民共和国农业部. 中国农业统计资料2015[M]. 北京: 中国农业出版社, 2016. Ministry of Argiculture of People's Republic of China. China agriculture statistical report[M]. Beijing: China Agriculutre Press, 2016. |
| [22] |
丁世敏. 磺胺类抗生素的光降解及其光致毒性研究[D]. 重庆: 西南大学, 2019. Ding S M. Photodegradation and phototoxicity of sulfonamide antibiotics[D]. Chongqing: Southwest University, 2019. |
| [23] | Huang Z F, Zhao W T, Xu T, et al. Occurrence and distribution of antibiotic resistance genes in the water and sediments of Qingcaosha Reservoir, Shanghai, China[J]. Environmental Sciences Europe, 2019, 31. DOI:10.1186/s12302-019-0265-2 |
| [24] | Khan H, Miao X C, Liu M K, et al. Behavior of last resort antibiotic resistance genes(mcr-1 and blaNDM-1)in a drinking water supply system and their possible acquisition by the mouse gut flora[J]. Environmental Pollution, 2020, 259. DOI:10.1016/j.envpol.2019.113818 |
| [25] | Shen C, Zhong L L, Yang Y Q, et al. Dynamics of mcr-1 prevalence and mcr-1-positive Escherichia coli after the cessation of colistin use as a feed additive for animals in China: a prospective cross-sectional and whole genome sequencing-based molecular epidemiological study[J]. The Lancet Microbe, 2020, 1(1): e34-43. DOI:10.1016/S2666-5247(20)30005-7 |
| [26] | Hao H, Shi D Y, Yang D, et al. Profiling of intracellular and extracellular antibiotic resistance genes in tap water[J]. Journal of Hazardous Materials, 2019, 365: 340-345. DOI:10.1016/j.jhazmat.2018.11.004 |
| [27] | Zhang G D, Lu S T, Wang Y Q, et al. Occurrence of antibiotics and antibiotic resistance genes and their correlations in lower Yangtze River, China[J]. Environmental Pollution, 2020, 257. DOI:10.1016/j.envpol.2019.113365 |
| [28] | Zhang H P, Chen S Y, Zhang Q K, et al. Fungicides enhanced the abundance of antibiotic resistance genes in greenhouse soil[J]. Environmental Pollution, 2020, 259. DOI:10.1016/j.envpol.2019.113877 |
| [29] | Ballaben A S, Galetti R, Andrade L N, et al. Plasmid carrying blaCTX-M-2 and blaGES-1 in extensively drug-resistant Pseudomonas aeruginosa from cerebrospinal fluid[J]. Antimicrobial Agents and Chemotherapy, 2019, 63(7). DOI:10.1128/AAC.00186-19 |
| [30] | Tan Q W, Li W Y, Zhang J P, et al. Presence, dissemination and removal of antibiotic resistant bacteria and antibiotic resistance genes in urban drinking water system: a review[J]. Frontiers of Environmental Science & Engineering, 2019, 13(3). DOI:10.1007/s11783-019-1120-9 |
| [31] | Zhang T Q, Lv K Y, Lu Q X, et al. Removal of antibiotic-resistant genes during drinking water treatment: a review[J]. Journal of Environmental Sciences, 2021, 104: 415-429. DOI:10.1016/j.jes.2020.12.023 |
| [32] | Poey M E, Azpiroz M F, Laviña M. On sulfonamide resistance, sul genes, class 1 integrons and their horizontal transfer in Escherichia coli[J]. Microbial Pathogenesis, 2019, 135. DOI:10.1016/j.micpath.2019.103611 |
| [33] | Fayyazi A, Halaji M, Sadeghi A, et al. High frequency of integrons and efflux pump in Uropathogenic Escherichia coli isolated from Iranian kidney and non-kidney transplant patients[J]. Gene Reports, 2020, 21. DOI:10.1016/j.genrep.2020.100873 |
| [34] | Zhang M, He L Y, Liu Y S, et al. Variation of antibiotic resistome during commercial livestock manure composting[J]. Environment International, 2020, 136. DOI:10.1016/j.envint.2020.105458 |
| [35] | Nguyen C C, Hugie C N, Kile M L, et al. Association between heavy metals and antibiotic-resistant human pathogens in environmental reservoirs: a review[J]. Frontiers of Environmental Science & Engineering, 2019, 13. DOI:10.1007/s11783-019-1129-0 |
| [36] | Wang X L, Chen Z Y, Mu Q H, et al. Ionic liquid enriches the antibiotic resistome, especially efflux pump genes, before significantly affecting microbial community structure[J]. Environmental Science & Technology, 2020, 54(7): 4305-4315. |
| [37] | Das N, Kotoky R, Maurya A P, et al. Paradigm shift in antibiotic-resistome of petroleum hydrocarbon contaminated soil[J]. Science of the Total Environment, 2021, 757. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.143777 |
| [38] | Yao L H, Li Y, Li Z Q, et al. Prevalence of fluoroquinolone, macrolide and sulfonamide-related resistance genes in landfills from East China, mainly driven by MGEs[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2020, 190. DOI:10.1016/j.ecoenv.2019.110131 |
| [39] | McKinney C W, Loftin K A, Meyer M T, et al. tet and sul antibiotic resistance genes in livestock lagoons of various operation type, configuration, and antibiotic occurrence[J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44(16): 6102-6109. |
| [40] | Xu Q Q, Sheng Z K, Hao M, et al. RamA upregulates multidrug resistance efflux pumps AcrAB and OqxAB in Klebsiella pneumoniae[J]. International Journal of Antimicrobial Agents, 2021, 57(2). DOI:10.1016/j.ijantimicag.2020.106251 |
| [41] | Zhao Z, Zhang K, Wu N, et al. Estuarine sediments are key hotspots of intracellular and extracellular antibiotic resistance genes: a high-throughput analysis in Haihe Estuary in China[J]. Environment International, 2020, 135. DOI:10.1016/j.envint.2019.105385 |
| [42] | Sundin G W. Distinct recent lineages of the strA-strB streptomycin-resistance genes in clinical and environmental bacteria[J]. Current Microbiology, 2002, 45(1): 63-69. DOI:10.1007/s00284-001-0100-y |
| [43] | Ruppé E, Cherkaoui A, Charretier Y, et al. From genotype to antibiotic susceptibility phenotype in the order Enterobacterales: a clinical perspective[J]. Clinical Microbiology and Infection, 2020, 26(5). DOI:10.1016/j.cmi.2019.09.018 |