污水中抗生素與重金屬對紅霉素抗藥性基因的選擇性效應

李侃竹，高 品，2*，王 凱，劉振鴻，2，薛 罡，2（.東華大學環境科學與工程學院，上海 20620；2.國家環境保護紡織工業污染防治工程技術中心，上海 20620）

污水中抗生素與重金屬對紅霉素抗藥性基因的選擇性效應

李侃竹1，高 品1，2*，王 凱1，劉振鴻1，2，薛 罡1，2（1.東華大學環境科學與工程學院，上海 201620；2.國家環境保護紡織工業污染防治工程技術中心，上海 201620）

采用電感耦合等離子體質譜（ICP-MS）和固相萃取-高效液相色譜串聯質譜（SPE-HPLC-MS/MS）分別檢測分析了上海某污水處理廠中6種重金屬和3種抗生素的含量水平和分布特征，采用實時熒光定量PCR檢測分析了7種紅霉素抗藥性基因（ERY-ARGs）在污水處理廠中的分布變化.結果表明，抗生素磺胺甲惡唑（SMX）、紅霉素（ERY）和四環素（TC）在污水處理廠中均被檢出，兩段A/O工藝對其去除效果較差，去除率為3%（ERY）～36%（TC）.重金屬Cr、Cu、Zn和Pb在污水中被檢出，濃度范圍分別為136.9～235.5、7.1～37.4、18.1～98.4和143.1～383.0μg/L，兩段A/O工藝對Zn基本完全去除，但對Cu、Pb和Cr的去除率分別為48%、43%和18%.目標ERY-ARGs在污水處理廠中均被檢出，其在原水中的濃度為9.28×103（ermA）～1.83×108（ereA）copies/L，兩段A/O工藝對其具有較好的去除效果，降低幅度可達1.19～3.97個對數濃度.通過相關性分析可知， ERY-ARGs與ERY之間具有顯著相關性（P＜0.05），而酯酶基因ereA與Cu、Zn和Pb之間也呈現出較好的顯著相關性（P＜0.05），表明污水中ERY對ERY-ARGs的演變產生具有重要影響，而重金屬對ERY-ARGs也可能存在潛在的選擇性作用.

污水；抗藥性基因；抗生素；重金屬；選擇性效應

近年來，環境中細菌抗藥性基因（ARGs）的產生和散播受到廣泛關注［1］.目前普遍認為，ARGs的演變產生是由抗生素藥物產生的持續選擇性壓力所引起的［2-3］.通常情況下，抗生素藥物進入人體和動物體內后只能被部分代謝吸收，未被代謝的則會隨著排泄物進入污水中，最終進入城市污水處理廠進行處理［4］.在生物處理過程中，細菌與抗生素藥物持續混合，這為細菌抗藥性的產生和傳播創造了合適的環境［5］.此外，污水中其他污染物如重金屬等也可能會對抗藥性細菌產生共選擇效應［6］.有研究指出，當金屬的濃度超過細菌可利用量時，作為其SOS（Save our soul）應答反應中的部分抵抗機制可能會被誘發以減輕重金屬所帶來的毒性作用［7］.因此，深入研究污水處理廠中抗生素藥物及重金屬等污染物對抗藥性基因產生的選擇誘導作用對于控制ARGs的產生和傳播具有重要意義.

紅霉素（ERY）是一種常用的大環內酯類抗生素，其結構穩定，難以被生物降解去除，因此在城市污水和地表水中被頻繁檢出［8-10］.通常情況下，細菌微生物對ERY的抵抗機制主要包括3種［11］：通過外排泵機制將ERY排出體外；通過改變或修飾ERY在核糖體上的結合作用位點；直接破壞ERY的分子結構使其失去抗菌作用.然而，要實現對ERY的有效降解，相關降解微生物對其必須具有抵抗性.有研究表明［12］，污水中抗藥性酯酶基因ereA的存在和增殖是ERY得以降解的重要原因.

本研究根據細菌微生物對ERY抵抗機制的不同，共選取7種ERY-ARGs（包括ereA、ereB、mefA/mefE、ermA、ermB、ermC和msrA/ msrB）作為研究對象，考察其在污水處理過程中濃度分布和去除特征，其中mefA/mefE和msrA/msrB為ERY外排泵基因，ermA、ermB和ermC為ERY核糖體甲基化酶基因，ereA和ereB為酯酶基因［13-14］.此外，通過對污水中3種抗生素和6種重金屬進行檢測分析，探討其與ERY-ARGs之間的相關關系，為揭示污水處理系統中ARGs演變和散播機制及其影響因素提供科學依據.

1 材料與方法

1.1 儀器與試劑

分析儀器：微波消解儀（MARS 5，CEM）、電感耦合等離子體質譜儀（iCAP-Q ICP-MS，Thermo Fisher）、固相萃取裝置（Supelco）、HLB固相萃取小柱（500mg/6mL，Waters）、恒溫水浴氮氣吹干儀（Organomation Associates）、高效液相色譜串聯雙質譜儀（HPLC-MS/MS，VARIAN 310）、臺式高速離心機（Thermo Scientific）、實時熒光定量PCR儀（Rotor-Gene 3000qPCR，Corbett）、核酸蛋白測定儀（NanoDrop 2000C，Thermo Scientific）.

藥品與試劑：磺胺甲惡唑（SMX，純度為99%）、ERY（純度為99.8%）和鹽酸四環素（TC，純度為99%）標準品均購自德國Dr. Ehrenstorfer公司.甲醇和乙腈均為色譜純，購自美國Honeywell Burdick & Jackson公司；其它化學試劑均為分析純，購自國藥集團化學試劑有限公司.

1.2 樣品采集

污水樣采自上海某城市污水處理廠，該廠污水處理采用兩段式A/O工藝，采樣點位置包括：原水進水（W1）、曝氣沉砂池出水（W2）、一級A/O出水（W3）、中間沉淀池出水（W4）、二級A/O出水（W5）和最終二沉池出水（W6）.采樣時間為2013年12月～2014年3月，共采集3次，每次取2個平行樣，采集體積為1L，水樣裝入聚丙烯瓶后放入裝有冰袋的冷卻箱內，然后迅速運回實驗室進行預處理.

1.3 檢測分析方法

1.3.1 目標抗生素藥物檢測方法 污水樣先經0.45μm的濾膜過濾，濾液收集后加入500mg/L Na2EDTA，采用0.1mol/L的磷酸將水樣pH值調至5后進行固相萃取.固相萃取小柱先用6mL甲醇和6mL超純水預活化，然后將水樣通過固相萃取小柱進行富集，流速為5mL/min.富集完成后，加入10mL超純水淋洗固相萃取小柱以去除一些殘留的無機離子，然后真空干燥，干燥后采用6mL甲醇對富集的目標抗生素藥物進行洗脫，洗脫液使用氮氣吹干，最后使用甲醇定容至1mL，裝入2mL琥珀色進樣小瓶待測.

目標抗生素藥物采用HPLC-MS/MS檢測，色譜柱為Welch Ultimate XB-C18柱（150mm× 2.1mm，3μm），流速0.2mL/min，進樣量20μL，柱溫30oC.質譜檢測為電噴霧離子源正離子模式，流動相分別為含0.1%甲酸的水溶液（相A）和100%乙腈（相B）.采用梯度洗脫模式，每個梯度完成后平衡時間為5min.檢測模式為多離子反應檢測（MRM）掃描模式.

水樣中目標抗生素藥物濃度采用外標法進行計算，檢測分析方法的回收率為86.4%～108.5%.

1.3.2 重金屬檢測方法 水樣消解預處理方法參照美國環境保護署推薦方法（USEPA 3015A）［15］.首先，取5mL經0.45μm濾膜過濾后的水樣置于聚四氟乙烯消解管中，分別加入1.5mL濃HNO3和1mL 飽和H2O2，混合后靜置30min，然后放入微波消解儀中進行消解，微波消解過程參數［16］見表1.消解完成后，將消解液轉至10mL的容量瓶中，使用體積分數為1% 的HNO3進行定容.檢測時，先將樣品溶液在10000r/min轉速下離心10min，上清液經0.45μm濾膜過濾后采用ICP-MS測定溶液中Cr、Ni、Cu、Zn、Cd和Pb等重金屬的含量，每次檢測做3個平行樣. ICP-MS主要檢測條件參數見表2.

表1 微波消解條件參數Table 1 Optimized parameters for microwave digestion process

1.3.3 ERY-ARGs檢測方法 采用TIANamp Soil DNA Kit （TIANGEN）提取樣品DNA，操作步驟參照試劑盒說明書，所提取的DNA使用1%瓊脂糖凝膠電泳和NanoDrop 2000C核酸蛋白測定儀分別檢測其純度和濃度.結果顯示，所提取DNA的OD260/OD280值均大于1.8，純度符合要求.

目標ERY-ARGs包括ereA、ereB、mefA/mefE、ermA、ermB、ermC和msrA/msrB，所使用的擴增引物序列見文獻［17］.qPCR反應體系（20μL）包括：10μL SuperReal Premix Plus（2×）（TIANGEN），上下游引物（10μmol/L）各1μL，DNA模板1μL，ddH2O 7μL.qPCR反應程序：95oC預變性15min，95oC變性10s，58℃退火30s，72℃延伸32s，共反應40個循環.每個樣品做3個平行樣，同時采用無菌水作為陰性對照.

表2 ICP-MS檢測條件參數Table 2 Operating parameters for ICP-MS detection

1.4 數據分析

目標抗生素藥物、ARGs和重金屬含量數據分析均采用3次采樣的檢測平均值.利用SPSS 19.0統計分析軟件對檢測數據進行處理，計算因變量和自變量之間的皮爾遜相關系數（R）和P值.P≤0.05認為變量之間具有顯著相關性，反之則認為相關性不顯著.

2 結果與討論

2.1 目標抗生素藥物在污水處理過程中的含量水平

圖1 抗生素藥物在污水處理過程中的濃度水平（n=6）Fig.1 Concentration of antibiotics during the sewage treatment process （n=6）

圖1為目標抗生素藥物在污水處理過程中的濃度分布情況.由圖1可以看出， SMX、ERY和TC三種抗生素在污水處理廠中均被檢出，濃度范圍分別為24.5～38.7，47.5～49.2和43.1～85.4ng/L. Chang等［18］在重慶某污水處理廠最終出水中檢出SMX、ERY和TC的濃度分別為2020、206和118ng/L，均要高于本研究檢測結果，分析原因可能是不同區域抗生素藥物的使用情況不同.此外，通過數據分析可知，兩段A/O工藝對目標抗生素藥物的去除效果普遍較差，去除率僅為3%（ERY）～36%（TC），大部分去除效果主要發生在一級A/O處理段，而初級處理工藝（格柵+曝氣沉砂池）對其去除效果微乎其微.與此同時，由圖1分析可以發現，ERY在整個污水處理流程中的濃度水平基本保持不變，表明ERY分子結構穩定，在傳統活性污泥系統中難以被有效去除.Rosal等［19］在西班牙一家城市污水處理廠中檢測發現了類似結果.

2.2 重金屬在污水處理過程中的分布特征

在污水樣中共檢出Cr、Cu、Zn和Pb四種重金屬元素，其在整個污水處理過程中的分布變化特征如圖2所示.重金屬檢出濃度由高到低的排列順序為Pb＞Cr＞Zn＞Cu，濃度范圍分別為143.1～383.0、136.9～235.5、18.1～98.4和7.1～37.4μg/L.Karvelas等［20］在希臘塞薩洛尼基一家污水處理廠同樣檢測出Cr、Cu、Zn和Pb等重金屬元素，濃度高低順序為Zn＞Cu＞Pb＞Cr，濃度范圍分別為270～470、33～79、27～39和20～40μg/L，其中Zn和Cu的濃度高于本研究結果，而Pb和Cr則相反.這可能是由于不同地區污水處理廠所接納的污水水質、周邊環境重金屬污染狀況等不同所造成的.

由圖2分析可知，兩段A/O工藝對Zn的總體去除效果最好，對Cu和Pb的去除率分別約為48%和43%，但對Cr的去除效果較差，去除率僅為18%.üstün［21］在土耳其布爾薩一家城鎮污水處理廠檢測結果顯示，活性污泥系統對Cr、Cu、Zn和Pb等重金屬的去除率可達47%～95%.由于活性污泥處理工藝的設計主要是針對有機污染物的去除［22］，并且污水成分相對復雜，其中腐殖酸等物質與重金屬之間還會發生吸附螯合作用，導致重金屬在污水處理過程中的去除變化較大［23］.通過圖2進一步分析可知，污水中重金屬的去除主要發生在物理處理階段（曝氣沉砂池和中間沉淀池），初級處理工藝對Cr、Cu、Zn和Pb的去除幅度約為21%（Pb）～36%（Zn）.在生物處理階段，活性污泥由于靜電作用實現對重金屬的吸附，這些與活性污泥結合的重金屬最終通過剩余污泥的排出得到去除，檢測結果顯示，中間沉淀池對Cr、Cu、Zn和Pb等重金屬的去除率可達39%（Cr）～73%（Zn）.

圖2 重金屬在污水處理過程中的濃度水平（n=6）Fig.2 Concentration of heavy metals during the sewage treatment process （n=6）

2.3 污水處理過程中ERY-ARGs的濃度分布和去除特征

圖3為污水處理過程中目標ERY-ARGs的濃度分布情況.由圖3可知，目標ERY-ARGs和16S rRNA基因在原水中均被檢出，其中ereA濃度最高，達1.83×108copies/L，而ermA的濃度最低，為9.28×103copies/L.此外，ereB、mefA/mefE和ermB在原水中的濃度也相對較高，均超過107copies/L.從圖3還可以看出，目標ERY-ARG在整個污水處理工藝流程中呈現出逐步降低的趨勢，表明兩段A/O工藝對目標ERY-ARGs具有較好的去除效果，去除幅度可達1.19～3.97個對數濃度，其中一級A/O工藝段對目標ERY-ARGs具有顯著去除效果（P＜0.05），去除幅度為0.88（ermB）～3.12（ermA）個對數濃度，而二級A/O段對ermA去除效果顯著，在最終處理出水中未檢出，但對其他目標ERY-ARGs未發現具有明顯的去除效果（ermB除外）.

2.4 目標抗生素與ERY-ARGs之間相關性分析

據報道，抗生素藥物產生的持續選擇性壓力是細菌抗藥性出現的主要原因［24］，但也有研究表明［25-26］，當抗生素藥物的選擇性壓力消失或減弱時，相應ARGs并未隨之消失或減少.目前，關于抗生素藥物對其ARGs演變產生的選擇性機制尚不清楚［27］.

表3為目標抗生素與ERY-ARGs之間的相關性分析數據，可以發現，SMX作為一種磺胺類抗生素藥物，與ERY-ARGs之間無顯著相關性，而TC為四環素類抗生素藥物，與ERY-ARGs之間也無顯著相關性（msrA/msrB除外）.盡管如此，表3數據顯示，ERY與目標ERY-ARGs（除ermA）之間均呈現出顯著相關性（0.859≤R≤0.963，P＜0.05），而且與酯酶基因ere總和、核糖體甲基化酶基因erm總和、外排泵基因mef/msr總和，以及ERY-ARGs總和之間具有極高顯著相關性（0.865≤R≤0.975，P＜0.05），這在一定程度上表明污水中ERY對其相應ARGs的誘導產生和散播具有一定促進作用.Gao等［28］研究發現，活性污泥系統中磺胺類抗生素濃度與其相應ARGs sulI之間具有顯著的線性相關性（R2=0.97， P＜0.05）.

作為ARGs的直接選擇壓力，環境中ARGs的豐度與其對應的抗生素濃度應存在一定的相關性.然而有研究顯示，環境中ARGs的豐度與非同族抗生素之間可能也存在良好的相關性.Chad等［29］研究發現養殖場附近磺胺類抗生素與四環素類ARGs之間的相關性要高于四環素類抗生素與四環素類ARGs之間的相關性，同時也高于其與磺胺類ARGs之間的相關性，這可能是環境中抗生素對ARGs共選擇的結果.在其它族抗生素的選擇性壓力下，可移動遺傳因子上可能會同時攜帶一種或多種ARGs，從而使得環境中的ARGs豐度升高，并導致ARGs與不同族抗生素之間的相關性不斷增強［30-31］.

表3 目標抗生素與ERY-ARGs之間相關性分析Table 3 Correlation analysis between concentrations of the target antibiotics and ERY-ARGs

2.5 檢出重金屬與ERY-ARGs之間相關性分析

ERY對ERY-ARGs的演變產生具有一定的誘導作用.Ji等［32］對養殖場周邊的農田土壤檢測分析發現，四環素類和磺胺類抗生素與其相應ARGs之間沒有顯著相關性，而與重金屬Cu、Zn和Hg之間呈現出較好的顯著相關性，這表明重金屬的存在對細菌微生物抗性的產生和傳播可能也具有非常重要的作用.

由表4中數據分析可知，酯酶基因ereA與重金屬Cu、Zn和Pb之間均呈現出較好的顯著相關性（0.826≤R≤0.886，P＜0.05），其它ERY-ARGs與重金屬Cr、Cu、Zn和Pb之間也呈現出一定的正相關性（R值在0.491～0.886之間），但并不顯著（P＞0.05），表明重金屬的存在可能是污水處理過程中ERY-ARGs豐度變化的一個重要因素. Knapp等［33］研究發現，在使用抗生素之前，土壤中的ERY-ARGs（ermB、ermC、ermE和ermF）就與重金屬（Co、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn和Fe）存在一定的相關性，其中ermB和ermF與重金屬Cu之間具有顯著相關性.事實上，有研究表明［34］，重金屬能夠誘導細菌微生物對抗生素藥物產生抵抗性或加強其抗性.Mcarthur等［35］在研究地表河流中鏈霉素和卡那霉素抗性細菌的空間分布時發現，抗藥性細菌出現頻率最高的地方是在一個接納核反應堆和工業中心污水的支流與河流的匯合處，并隨著匯合點往上游方向增加.此外，細菌抗藥性與沉積物中Hg的含量呈現顯著相關性（R2=0.54，P=0.023），表明重金屬Hg可通過間接的選擇性壓力增強細菌微生物對相應抗生素藥物的抵抗性.Stepanauskas等［36］研究發現，抗生素藥物氨芐青霉素和四環素，以及重金屬Cd和Ni均會顯著提高具有多重抗藥性菌群的檢出頻率，表明重金屬暴露對抗藥性菌群具有共選擇效應.

雖然低濃度的重金屬元素對細菌微生物的生理和生化過程是必不可少的，然而高濃度的重金屬可能會對其產生毒害作用，破壞其DNA和細胞膜結構.此外，這部分不能被細菌所利用的重金屬可能會誘發細菌SOS反應中的抵抗機制，以減輕重金屬對生物體的毒害作用.值得注意的是，抗生素藥物在水環境中的濃度相對較低，通常不足以影響微生物的正常生命活動，但重金屬污染卻已非常普遍，而且呈現出日益加劇的趨勢.重金屬在活細菌體內的存在非常持久，尤其是在一些非生命體或是生命跡象消失的生物體中，因此能夠產生長期的選擇性壓力［37］.與此同時， ARGs通常位于細胞質粒和轉座子上，而質粒和轉座子在微生物種內甚至是種間的水平轉移是人體病原微生物獲得對抗生素藥物抵抗性的重要途徑［38］.因此，重金屬暴露對抗藥性菌群的共選擇壓力在一定程度上會促進ARGs在人體病原微生物上的轉移和傳播，對生態環境和人體健康具有潛在的危害.

表4 檢出重金屬與ERY-ARGs之間相關性分析Table 4 Correlation analysis between concentrations of the detected heavy metals and ERY-ARGs

3 結論

3.1 抗生素藥物SMX、ERY和TC在污水處理廠中均被檢出，濃度范圍分別為24.5～38.7，47.5～49.2和43.1～85.4ng/L.在污水中共檢出Cr、Cu、Zn和Pb等4種重金屬元素，濃度由高到低順序為Pb＞Cr＞Zn＞Cu.目標ERY-ARGs在污水處理廠中也均被檢出，在原水中的濃度范圍為9.28×103（ermA）～1.83×108（ereA）copies/L.

3.2 ERY與目標ERY-ARGs（除ermA）之間均具有顯著相關性，與ERY-ARGs的總和之間也呈現出極高的顯著相關性，表明ERY對ERY-ARGs的產生和散播具有重要影響.

3.3 酯酶基因ereA與重金屬Cu、Zn和Pb之間呈現出較好的顯著相關性，一定程度上表明重金屬暴露可能對ERY-ARGs具有共選擇性作用.

［1］Hsu J T， Chen C Y， Young C W， et al. Prevalence of sulfonamideresistant bacteria， resistance genes and integron-associated horizontal gene transfer in natural water bodies and soils adjacent to a swine feedlot in northern Taiwan ［J］. Journal of Hazardous Materials， 2014，227：34-43.

［2］Livermore D. Can better prescribing turn the tide of resistance？［J］. Nature Reviews Microbiology， 2004，2（1）：73-78.

［3］邰義萍，莫測輝，李彥文，等.長期施用糞肥土壤中喹諾酮類抗生素的含量和分布特征 ［J］. 中國環境科學， 2010，30（6）：816-821.

［4］Elmund G K， Morrison S M， Grant D W， et al. Role of excreted chlortetracycline in modifying the decomposition process in feedlot waste ［J］. Bulletin of Environmental Contamination Toxicology， 1971，6（2）：129-132.

［5］Auerbach E A， Seyfried E E， McMahon K D. Tetracycline resistance genes in activated sludge wastewater treatment plants［J］. Water Research， 2007，41（5）：1143-1151.

［6］Wright M S， Peltier G L， Stepanauskas R， et al. Bacterial tolerances to metals and antibiotics in metal-contaminated and reference streams ［J］. FEMS Microbiology Ecology， 2006，58（2）：293-302.

［7］Beaber J W， Hochhut B， Waldor M K. SOS response promotes horizontal dissemination of antibiotic resistance genes ［J］. Nature， 2003，427（6969）：72-74.

［8］Li W， Shi Y， Gao L， et al. Occurrence， distribution and potential affecting factors of antibiotics in sewage sludge of wastewater treatment plants in China ［J］. Science of the Total Environment， 2013，445：306-313.

［9］Jiang H， Zhang D， Xiao S， et al. Occurrence and sources of antibiotics and their metabolites in river water， WWTPs， and swine wastewater in Jiulongjiang River basin， south China ［J］. Environmental Science and Pollution Research， 2013，20（12）：9075-9083.

［10］Gao P， Ding Y， Li H， et al. Occurrence of pharmaceuticals in a municipal wastewater treatment plant： mass balance and removal processes ［J］. Chemosphere， 2012，88（1）：17-24.

［11］李凌凌，張部昌，馬清鈞.紅霉素抗菌作用及細菌產生紅霉素抗性的機制 ［J］. 國外醫藥：抗生素分冊， 2004，25（1）：12-16.

［12］Fan C A， He J Z. Proliferation of antibiotic resistance genes in microbial consortia of sequencing batch reactors （SBRs） upon exposure to trace erythromycin or erythromycin-H2O ［J］. Water Research， 2011，45（10）：3098-3106.

［13］Amin M M， Zilles J L， Greiner J， et al. Influence of the antibiotic erythromycin on anaerobic treatment of a pharmaceutical wastewater ［J］. Environmental Science and Technology， 2006， 40（12）：3971-3977.

［14］Wright G D. Bacterial resistance to antibiotics： enzymatic degradation and modification ［J］. Advanced Drug Delivery Reviews， 2005，57（10）：1451-1470.

［15］EPA method 3015A. Microwave assisted acid digestion of aqueous samples and extracts. U.S. EPA， 1998.

［16］高利娟，劉善江，孫欽平，等.土壤樣品重金屬統一消解法的探討［J］. 安徽農業科學， 2010，38（36）：20693-20695.

［17］李侃竹，吳立樂，黃圣琳，等.污水處理廠中紅霉素抗藥性基因的污染特征及其選擇性因子 ［J］. 環境科學， 2014，35（17）：175-181.

［18］Chang X， Meyer M T， Liu X， et al. Determination of antibiotics in sewage from hospitals， nursery and slaughter house， wastewater treatment plant and source water in Chongqing region of Three Gorge Reservoir in China ［J］. Environmental Pollution， 2010， 158（5）：1444-1450.

［19］Rosal R， Rodríguez A， Perdigón-Melón J A， et al. Occurrence of emerging pollutants in urban wastewater and their removal through biological treatment followed by ozonation ［J］. Water Research， 2010，44（2）：578-588.

［20］Karvelas M， Katsoyiannis A， Samara C. Occurrence and fate of heavy metals in the wastewater treatment process ［J］. Chemosphere， 2003，53（10）：1201-1210.

［21］üstün G E. Occurrence and removal of metals in urban wastewater treatment plants ［J］. Journal of Hazardous Materials， 2009，172（2）：833-838.

［22］Neufeld R D， Hermann E R. Heavy metal removal by acclimated activated sludge ［J］. Water Pollution Control Federation， 1975： 310-329.

［23］Da Silva Oliveira A， Bocio A， Trevilato T M B， et al. Heavy metals in untreated/treated urban effluent and sludge from a biological wastewater treatment plant ［J］. Environmental Science and Pollution Research-International， 2007，14（7）：483-489.

［24］Peak N， Knapp C W， Yang R K， et al. Abundance of six tetracycline resistance genes in wastewater lagoons at cattle feedlots with different antibiotic use strategies ［J］. EnvironmentalMicrobiology， 2007，9（1）：143-151.

［25］Tamminen M， Karkman A， L?hmus A， et al. Tetracycline resistance genes persist at aquaculture farms in the absence of selection pressure ［J］. Environmental Science and Technology， 2010，45（2）：386-391.

［26］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 and Technology， 2010，44（16）：6102-6109.

［27］Pruden A， Larsson D G J， Amézquita A， et al. Management options for reducing the release of antibiotics and antibiotic resistance genes to the environment ［J］. Environmental Health Perspectives， 2013，121（8）：878-885.

［28］Gao P， Munir M， Xagoraraki I. Correlation of tetracycline and sulfonamide antibiotics with corresponding resistance genes and resistant bacteria in a conventional municipal wastewater treatment plant ［J］. Science of the Total Environment， 2012，421： 173-183.

［29］Chad， Keith， Michael， et al. tet and sul antibiotic resistance genes in livestock lagoons of various operation type， configuration， and antibiotic occurrence ［J］. Environmental Science and Technology， 2010，44：6102-6109.

［30］Binh C T， Heuer H， Gomes N C， et al. Short-term effects of amoxicillin on bacterial communities in manured soil ［J］. FEMS Microbiology Ecology， 2007，62：290-302.

［31］Wardwedd L H， Jude B A， Moody J P， et al. Co-selection of mercury and antibiotic resistance in sphagnum core samples dating back 2000years ［J］. Geomicrobiol Journal， 2009，26：351-360.

［32］Ji X， Shen Q， Liu F， et al. Antibiotic resistance gene abundances associated with antibiotics and heavy metals in animal manures and agricultural soils adjacent to feedlots in Shanghai， China ［J］. Journal of Hazardous Materials， 2012，235：178-185.

［33］Knapp C W， McCluskey S M， Singh B K， et al. Antibiotic resistance gene abundances correlate with metal and geochemical conditions in archived Scottish soils ［J］. Plos One， 2011，6（11）：e27300.

［34］Deredjian A， Colinon C， Brothier E， et al. Antibiotic and metal resistance among hospital and outdoor strains of Pseudomonas aeruginosa ［J］. Research in Microbiology， 2011，162（7）：689-700.

［35］McArthur J V， Tuckfield R C. Spatial patterns in antibiotic resistance among stream bacteria： effects of industrial pollution［J］. Applied and Environmental Microbiology， 2000，66（9）：3722-3726.

［36］Stepanauskas R， Glenn T C， Jagoe C H， et al. Coselection for microbial resistance to metals and antibiotics in freshwater microcosms ［J］. Environmental Microbiology， 2006，8（9）：1510-1514.

［37］Kolpin D W， Furlong E T， Meyer M T， et al. Pharmaceuticals， hormones， and other organic wastewater contaminants in US streams， 1999-2000： A national reconnaissance ［J］. Environmental Science and Technology， 2002，36（6）：1202-1211.

［38］Wilson B A， Salyers A. Is the evolution of bacterial pathogens an out-of-body experience？ ［J］. Trends Microbial， 2003，11：347-350.

Selective pressure of antibiotics and heavy metals on erythromycin resistance genes in wastewater.

LI Kan-zhu1，GAO Pin1，2*， WANG Kai1， LIU Zhen-hong1，2， XUE Gang1，2（1.College of Environmental Science and Engineering，Donghua University， Shanghai 201620， China；2.State Environmental Protection Engineering Center for Pollution Treatment and Control in Textile Industry， Donghua University， Shanghai 201620， China）. China Environmental Science，2015，35（3）：889～896

Occurrence and distribution of six heavy metals and three antibiotics were investigated in a sewage treatment plant in Shanghai using inductively coupled plasma mass spectrometer （ICP-MS） and solid-phase extraction combined with high-performance liquid chromatograph tandem mass spectrometer （SPE-HPLC-MS/MS）， respectively. Quantitative PCR （qPCR） was used to determine the distribution and removal of seven erythromycin resistance genes（ERY-ARGs） during the wastewater treatment process. The results showed that sulfamethoxazole （SMX）， erythromycin（ERY） and tetracycline （TC） were detected， and their respective removal efficiency was low in the range from 3%（ERY） to 36% （TC）. Heavy metals of Cr、Cu、Zn and Pb were detected with concentrations in the ranges of 136.9～235.5， 7.1～37.4， 18.1～98.4 and 143.1～383.0μg/L， respectively. Almost completely removal of Zn was found by the two-stage anoxic/oxic （A/O） process， while the elimination rates for Cu， Pb and Cr were 48%， 43% and 18%，respectively. Additionally， all ERY-ARGs were detected in the range between 9.28×103copies/L （ermA） and 1.83×108copies/L （ereA） in raw influent and were significantly reduced （1.19～3.97logs） in the wastewater treatment process. Based on the correlation analyses， the concentrations of ERY-ARGs exhibited significantly positive correlation （P＜0.05） with ERY. Also， the concentration of ereA genes was strongly correlated with those of Cu， Zn and Pb （P＜0.05）， indicating that the presence of ERY played an important role in the evolution of ERY-ARGs， while heavy metals possibly exert selective pressures on the ERY-ARGs.

wastewater；antibiotic resistance gene；antibiotic；heavy metal；selective pressure

X52，R944.6

A

1000-6923（2015）03-0889-08

李侃竹（1990-），女，湖南株洲人，上海東華大學環境工程專業碩士研究生，主要從事水質安全與環境健康研究.

2014-07-10

國家自然科學基金項目（51208086，51178093）；上海市浦江人才計劃項目（13PJ1400100）；中央高校基本科研業務費專項（14D111312）；東華大學"勵志計劃"項目（14D211301）

* 責任作者， 副教授， pingao@dhu.edu.cn