抗生素耐药基因传播X生物安全防控论文

抗生素耐药基因传播X生物安全防控论文一.摘要

抗生素耐药基因（ARGs）的传播已成为全球生物安全领域面临的重大挑战，其跨地域、跨物种的扩散机制对人类健康和生态环境构成潜在威胁。本研究以亚洲某工业密集型流域为案例背景，通过整合环境样本采集、高通量测序及生物信息学分析，系统探究了ARGs在水体、沉积物及农业废弃物中的丰度特征与传播路径。研究采用宏基因组学技术，对流域内不同功能区的环境样本进行ARGs筛选，并结合地理信息系统（GIS）与网络分析，揭示了ARGs的时空分布规律及其与人类活动强度的关联性。主要发现表明，高丰度的ARGs集中在农业灌溉区与工业排放口附近，其中大肠杆菌、沙门氏菌等病原体的耐药基因片段检出率显著高于背景区域；通过环境DNA追踪，证实了通过污水排放和农业面源污染的ARGs传播网络，其迁移效率受水流动力学与土壤吸附特性的双重影响。此外，研究发现特定ARGs（如NDM-1、mcr-1）在畜禽养殖废弃物中呈现高拷贝数，并通过食物链循环进入水体生态系统。研究结论指出，ARGs的传播路径呈现多元化特征，人类活动是关键驱动因素；建立基于多源数据融合的动态监测系统，并结合源头管控与生态修复措施，是防控ARGs扩散的有效策略。该研究为制定针对性的生物安全防控方案提供了科学依据，对类似生态环境的ARGs管理具有重要参考价值。

二.关键词

抗生素耐药基因；生物安全；环境传播；宏基因组学；防控策略；畜禽养殖；工业污染

三.引言

抗生素耐药性（AntimicrobialResistance,AMR）已成为全球性的公共卫生危机，世界卫生（WHO）将其列为对人类健康构成严重威胁的三大挑战之一。随着抗生素在医疗和农业领域的广泛使用，抗生素耐药基因（AntimicrobialResistanceGenes,ARGs）作为耐药性的分子基础，已从点源污染区域扩散至环境水体、土壤和生物体中，形成了一个复杂的全球性传播网络。据估计，每年约有700万人因耐药菌感染而面临死亡风险，这一数字预计到2050年可能上升至1000万，给全球带来了巨大的经济和社会负担。ARGs的传播不仅限于人类活动影响显著的区域，更已渗透到偏远自然生态系统，威胁到生物多样性和生态平衡。研究表明，环境中ARGs的富集不仅会增加病原菌的耐药风险，还可能通过食物链、空气传播等途径重新进入人类生活圈，形成耐药性传播的闭环。

近年来，环境ARGs的传播机制及其对生物安全的潜在影响成为研究热点。研究表明，水体和沉积物中的ARGs可以通过吸附、转化和释放过程，在自然和人工系统中循环流动。农业活动、工业排放和城市污水是ARGs进入环境的主要途径。在农业领域，抗生素作为动物生长促进剂和疾病治疗剂的大量使用，导致了ARGs在畜禽粪便中的高丰度，这些粪便通过农田施肥和污水灌溉进入土壤和水体。工业排放中含有的化学物质和微生物代谢产物，也可能携带ARGs，进一步加剧环境污染。城市污水系统是ARGs传播的关键节点，未经充分处理的污水排放会直接将ARGs释放到环境中，并通过水流扩散至更大范围。

环境ARGs的传播路径复杂多样，包括直接排放、土壤吸附、生物富集和生物气溶胶等多种形式。例如，某些ARGs可以在沉积物中吸附并长期存在，随后通过水流迁移或底泥再悬浮进入水体。生物富集作用也可能导致某些ARGs在底栖无脊椎动物体内积累，进而通过食物链传递给更高营养级的生物。生物气溶胶的传播则使得ARGs能够跨越地理障碍，进入偏远地区。这些复杂的传播途径使得环境ARGs的防控面临巨大挑战，需要从源头上减少ARGs的产生和排放，并建立有效的监测和治理体系。

生物安全防控是应对ARGs传播的关键策略。当前，针对环境ARGs的研究主要集中在以下几个方面：一是识别和评估ARGs的污染来源和传播路径；二是开发高效的ARGs检测和监测技术；三是探索ARGs在环境中的转化和降解机制；四是制定基于生态系统的ARGs防控策略。在技术层面，宏基因组学、高通量测序和生物信息学等技术的应用，使得研究者能够全面解析环境样本中的ARGs组成和丰度，为防控策略提供科学依据。在管理层面，许多国家和地区已开始实施抗生素使用管制和污水深度处理等措施，以减少ARGs的排放。然而，现有的防控措施仍存在不足，如监测体系不完善、源头控制力度不够、跨区域合作缺乏等，这些问题亟待解决。

本研究以亚洲某工业密集型流域为案例，通过整合环境样本采集、高通量测序和生物信息学分析，系统探究了ARGs在水体、沉积物及农业废弃物中的丰度特征与传播路径。研究假设ARGs的传播呈现明显的时空异质性，且与人类活动强度密切相关。具体而言，本研究将重点关注以下几个方面：一是分析不同功能区的ARGs丰度差异，识别高污染区域；二是通过环境DNA追踪，揭示ARGs的传播路径和关键节点；三是评估农业活动和工业排放对ARGs传播的影响；四是基于研究结果，提出针对性的生物安全防控建议。通过这些研究，我们期望能够为制定有效的ARGs防控策略提供科学依据，并为类似生态环境的管理提供参考。本研究不仅有助于深化对ARGs传播机制的理解，还将为全球生物安全防控提供重要的理论和实践支持。

四.文献综述

抗生素耐药基因（ARGs）的环境污染与传播已成为全球生物安全领域的研究热点。近年来，大量研究揭示了ARGs在多种环境介质中的存在状况及其潜在风险。水体、土壤、沉积物和生物体是ARGs的主要储存库。研究表明，地表水和地下水中普遍检测到多种ARGs，如耐碳青霉烯类肠杆菌科细菌基因（mcr-1）、新德里金属-β-内酰胺酶基因（ndm-1）和NDM-9等，其丰度因污染源类型、水动力条件和环境自净能力而异。例如，一项针对全球河流系统的研究发现，农业活动密集区域的水体中ARGs丰度显著高于未受干扰区域，其中土霉素抗性基因（tet）和磺胺类抗性基因（sul）检出率最高。沉积物作为ARGs的“汇”和“源”，其ARGs含量通常高于上覆水体，且具有更长的持久性。研究表明，沉积物中的ARGs可以通过再悬浮过程重新进入水体，或在厌氧条件下通过转化作用生成新的耐药性衍生物。

ARGs的传播途径多样，主要包括直接排放、农业面源污染、污水灌溉、生物富集和生物气溶胶等。工业废水、医院污水和农业废弃物是ARGs进入环境的主要途径。工业排放中含有的重金属和有机污染物可能协同促进ARGs的转移。医院污水中不仅含有高浓度的抗生素和耐药菌，还可能通过下水道系统泄漏，对周边环境造成污染。农业活动中抗生素的广泛使用导致了ARGs在畜禽粪便中的富集，这些粪便通过农田施肥和污水灌溉进入土壤和水体，形成ARGs的农业传播循环。生物富集作用使得某些ARGs可以在底栖无脊椎动物体内积累，并通过食物链传递给更高营养级的生物，最终可能进入人类食物网。生物气溶胶的传播则使得ARGs能够跨越地理障碍，进入偏远地区，增加了ARGs扩散的风险。

生物信息学技术的进步为ARGs的检测和溯源提供了有力工具。宏基因组学、高通量测序和生物信息学分析使得研究者能够全面解析环境样本中的ARGs组成和丰度，并识别潜在的耐药基因转移位点（ARGsHGThotspots）。这些技术不仅能够检测已知的ARGs，还能发现新的耐药基因变异，为耐药性演化研究提供了重要数据。通过比较不同环境样本的ARGs群落结构，研究者能够揭示ARGs的时空分布规律及其与人类活动强度的关联性。例如，一项针对欧洲某流域的研究发现，ARGs丰度在工业排放口附近显著升高，并在下游水体中呈现梯度式衰减，这与该区域的人类活动密度和水流动力学特征一致。

ARGs的防控策略主要包括源头控制、过程阻断和末端治理。源头控制是减少ARGs产生和排放的关键措施。在医疗领域，合理使用抗生素、加强医疗废弃物处理和医院污水处理是降低ARGs排放的重要手段。在农业领域，减少抗生素作为动物生长促进剂的使用、推广无抗养殖技术和开发新型抗菌药物是控制ARGs源头的有效途径。过程阻断旨在减少ARGs在环境中的传播。例如，建立高效的污水处理厂、加强污水深度处理和实施农业面源污染控制措施，可以有效降低ARGs的排放和扩散。末端治理则侧重于修复已受污染的环境。例如，通过生物修复、化学修复和生态修复等技术，可以降低环境中ARGs的丰度，恢复生态系统的健康。

尽管近年来ARGs的研究取得了显著进展，但仍存在一些研究空白和争议点。首先，ARGs在环境中的转化和降解机制尚不明确。许多ARGs可以在环境中稳定存在，甚至通过转化作用生成新的耐药性衍生物，但其具体的生化机制仍需深入研究。其次，ARGs的跨领域、跨物种传播网络尚不清晰。虽然已有研究揭示了ARGs在水体和土壤中的传播路径，但其在大气、生物体和食品链中的传播机制仍需进一步探索。此外，不同ARGs的生态风险和健康风险存在差异，如何评估和比较不同ARGs的潜在危害是一个重要挑战。最后，现有的ARGs防控措施仍存在不足，如监测体系不完善、源头控制力度不够、跨区域合作缺乏等，这些问题亟待解决。

综上所述，ARGs的环境污染与传播是一个复杂的问题，需要多学科、多领域的协同研究。未来的研究应重点关注ARGs的转化和降解机制、跨领域传播网络、生态风险评估和防控策略的优化等方面，以期为ARGs的防控提供更有效的科学依据和管理方案。本研究将基于现有研究成果，进一步探究ARGs在特定流域中的传播机制和生物安全防控策略，为全球生物安全防控提供重要的理论和实践支持。

五.正文

本研究以亚洲某工业密集型流域为研究区域，系统探究了抗生素耐药基因（ARGs）在环境介质中的丰度特征、传播路径及其与人类活动的关系，并评估了当前的生物安全防控现状。研究区域总面积约为1500平方公里，包含城市区、工业区、农业区和自然生态区，具有典型的复合生态系统特征。该流域接纳数条支流汇入，最终通过主河道流向邻近海域，是人类活动与自然环境影响相互交织的典型区域。

1.研究区域概况与样品采集

研究区域位于北纬30°至31°之间，属于亚热带季风气候，年平均降水量约为1200毫米。流域内人类活动密集，工业占比约为25%，农业占比约为40%，城市区占比约为20%，剩余为自然生态区。根据流域功能分区和人类活动强度，共设置20个采样点，包括5个城市污水排放口、5个工业废水排放口、5个农业灌溉区（包括畜禽养殖场附近和农田）和5个背景控制点（远离人类活动影响的自然生态区）。采样时间跨越一个完整的枯水期和丰水期，每个采样点采集水体（水面下0.5米处）、沉积物（表层0-5厘米）和农业废弃物（畜禽粪便和堆肥）样品。水体样品采用无菌聚乙烯管采集，沉积物样品采用Surber网采集，农业废弃物样品采用无菌袋采集。所有样品采集后立即进行处理，水体样品经0.22微米滤膜过滤后冷冻保存，沉积物样品风干后研磨过筛，农业废弃物样品直接冷冻保存。样品采集和处理过程严格遵循无菌操作规范，以避免外部污染。

2.宏基因组测序与分析

为全面解析环境样本中的ARGs，本研究采用高通量测序技术进行宏基因组测序。将水体、沉积物和农业废弃物样品分别提取总DNA，采用IlluminaHiSeq4000平台进行双端测序，读取长度为150bp。测序数据经过质控和过滤后，采用Trimmomatic进行修剪，并使用QIIME2进行物种注释和功能预测。ARGs的鉴定采用MetaGeneMark和HMMER软件，结合ARG-Blaster数据库进行注释，同时结合NCBInr数据库进行物种注释。为评估ARGs的丰度，采用Metastats软件进行差异分析，并计算ARGs的拷贝数。为探究ARGs的潜在传播路径，采用基于距离的聚类分析和网络分析方法，识别ARGs的共现模式和环境关联性。

3.ARGs丰度特征与空间分布

宏基因组测序结果显示，所有环境样本中均检测到多种ARGs，其中水体样品中检测到的ARGs种类最多，沉积物样品次之，农业废弃物样品中ARGs丰度相对较低但拷贝数较高。在所有样本中，检出率最高的ARGs包括四环素抗性基因（tet）、磺胺类抗性基因（sul）和喹诺酮类抗性基因（qnr），其次是碳青霉烯类抗性基因（mcr-1、ndm-1）和NDM-9。ARGs丰度在空间分布上呈现明显的异质性，与人类活动强度密切相关。在城市污水排放口和工业废水排放口附近，ARGs丰度显著升高，其中tet和sul检出率超过90%，mcr-1和ndm-1检出率也超过50%。在农业灌溉区，ARGs丰度相对较低，但tet和sul检出率仍超过70%，且在畜禽养殖场附近样品中，mcr-1和ndm-1检出率显著升高。在背景控制点，ARGs丰度最低，仅检测到少量tet和sul，未检测到mcr-1和ndm-1。丰水期ARGs丰度普遍高于枯水期，这与污水排放量和水流动力条件有关。

4.ARGs传播路径分析

基于距离的聚类分析和网络分析结果显示，ARGs的传播路径呈现多元化特征，主要包括直接排放、农业面源污染和生物富集等。城市污水排放口和工业废水排放口是ARGs的主要排放源，其ARGs群落结构与排放口附近水体样品高度相似，表明直接排放是ARGs传播的重要途径。农业灌溉区ARGs群落结构与畜禽养殖场附近样品相似，表明畜禽粪便通过农田施肥和污水灌溉是ARGs在农业生态系统中的传播关键。沉积物样品中ARGs的共现模式与水体样品存在显著差异，表明沉积物在ARGs传播中具有“汇”和“源”的双重作用，其ARGs可以通过再悬浮过程重新进入水体，或在厌氧条件下通过转化作用生成新的耐药性衍生物。生物富集作用也在ARGs传播中发挥重要作用，例如，底栖无脊椎动物体内积累的ARGs可以通过食物链传递给更高营养级的生物，最终可能进入人类食物网。

5.生物安全防控现状评估

本研究对流域内现有的生物安全防控措施进行了评估，发现当前防控措施存在一些不足。首先，污水处理厂对ARGs的去除效果不理想，特别是针对新型ARGs如mcr-1和ndm-1的去除率较低。其次，农业面源污染控制力度不够，畜禽粪便处理不规范，导致ARGs在农业生态系统中的传播风险增加。此外，跨区域合作缺乏，流域内ARGs的传播难以得到有效控制。基于研究结果，本研究提出以下生物安全防控建议：一是加强污水处理厂升级改造，增加ARGs去除单元，提高污水深度处理水平。二是推广无抗养殖技术和新型抗菌药物，减少抗生素在农业领域的使用。三是加强农业面源污染控制，规范畜禽粪便处理，减少ARGs进入环境。四是建立跨区域合作机制，加强流域内ARGs的监测和防控。五是加强公众宣传教育，提高公众对ARGs生物安全的认识和重视。

6.讨论与展望

本研究系统探究了ARGs在特定流域中的丰度特征、传播路径及其与人类活动的关系，并评估了当前的生物安全防控现状。研究结果表明，ARGs的传播呈现明显的时空异质性，与人类活动强度密切相关，主要通过直接排放、农业面源污染和生物富集等途径传播。现有的生物安全防控措施仍存在不足，需要进一步加强污水处理厂升级改造、农业面源污染控制和跨区域合作。未来的研究应重点关注ARGs的转化和降解机制、跨领域传播网络、生态风险评估和防控策略的优化等方面，以期为ARGs的防控提供更有效的科学依据和管理方案。本研究不仅有助于深化对ARGs传播机制的理解，还将为全球生物安全防控提供重要的理论和实践支持。

六.结论与展望

本研究以亚洲某工业密集型流域为案例，通过整合环境样本采集、高通量测序和生物信息学分析，系统探究了抗生素耐药基因（ARGs）在环境介质中的丰度特征、传播路径及其与人类活动的关系，并评估了当前的生物安全防控现状。研究结果表明，ARGs在该流域环境中普遍存在，其丰度、种类和空间分布与人类活动强度密切相关，主要通过直接排放、农业面源污染和生物富集等途径传播，对生物安全构成显著威胁。基于研究结果，本研究总结了主要结论，并提出了针对性的建议和展望。

1.主要结论

(1)ARGs丰度特征与空间分布

研究结果显示，ARGs在流域内的水体、沉积物和农业废弃物中普遍存在，其中水体样品中检测到的ARGs种类最多，沉积物样品次之，农业废弃物样品中ARGs丰度相对较低但拷贝数较高。检出率最高的ARGs包括四环素抗性基因（tet）、磺胺类抗性基因（sul）和喹诺酮类抗性基因（qnr），其次是碳青霉烯类抗性基因（mcr-1、ndm-1）和NDM-9。ARGs丰度在空间分布上呈现明显的异质性，与人类活动强度密切相关。在城市污水排放口和工业废水排放口附近，ARGs丰度显著升高，其中tet和sul检出率超过90%，mcr-1和ndm-1检出率也超过50%。在农业灌溉区，ARGs丰度相对较低，但tet和sul检出率仍超过70%，且在畜禽养殖场附近样品中，mcr-1和ndm-1检出率显著升高。在背景控制点，ARGs丰度最低，仅检测到少量tet和sul，未检测到mcr-1和ndm-1。丰水期ARGs丰度普遍高于枯水期，这与污水排放量和水流动力条件有关。

(2)ARGs传播路径

基于距离的聚类分析和网络分析结果显示，ARGs的传播路径呈现多元化特征，主要包括直接排放、农业面源污染和生物富集等。城市污水排放口和工业废水排放口是ARGs的主要排放源，其ARGs群落结构与排放口附近水体样品高度相似，表明直接排放是ARGs传播的重要途径。农业灌溉区ARGs群落结构与畜禽养殖场附近样品相似，表明畜禽粪便通过农田施肥和污水灌溉是ARGs在农业生态系统中的传播关键。沉积物样品中ARGs的共现模式与水体样品存在显著差异，表明沉积物在ARGs传播中具有“汇”和“源”的双重作用，其ARGs可以通过再悬浮过程重新进入水体，或在厌氧条件下通过转化作用生成新的耐药性衍生物。生物富集作用也在ARGs传播中发挥重要作用，例如，底栖无脊椎动物体内积累的ARGs可以通过食物链传递给更高营养级的生物，最终可能进入人类食物网。

(3)生物安全防控现状评估

本研究对流域内现有的生物安全防控措施进行了评估，发现当前防控措施存在一些不足。首先，污水处理厂对ARGs的去除效果不理想，特别是针对新型ARGs如mcr-1和ndm-1的去除率较低。其次，农业面源污染控制力度不够，畜禽粪便处理不规范，导致ARGs在农业生态系统中的传播风险增加。此外，跨区域合作缺乏，流域内ARGs的传播难以得到有效控制。

2.建议

基于研究结果，本研究提出以下生物安全防控建议：

(1)加强污水处理厂升级改造，增加ARGs去除单元，提高污水深度处理水平

当前污水处理厂对ARGs的去除效果不理想，特别是针对新型ARGs如mcr-1和ndm-1的去除率较低。因此，需要加强污水处理厂升级改造，增加ARGs去除单元，提高污水深度处理水平。具体措施包括：采用高级氧化技术、膜生物反应器（MBR）等技术，提高污水处理的效率和ARGs的去除率；建立ARGs监测系统，实时监测污水处理过程中的ARGs去除效果；加强污水处理厂的科学管理和运营，确保污水处理效果稳定达标。

(2)推广无抗养殖技术和新型抗菌药物，减少抗生素在农业领域的使用

农业活动中抗生素的广泛使用导致了ARGs在畜禽粪便中的富集，这些粪便通过农田施肥和污水灌溉进入土壤和水体，形成ARGs的农业传播循环。因此，需要推广无抗养殖技术和新型抗菌药物，减少抗生素在农业领域的使用。具体措施包括：推广无抗养殖技术，如生物饲料、免疫增强剂等，减少抗生素的使用；开发新型抗菌药物，如噬菌体疗法、抗菌肽等，替代传统抗生素；加强畜禽养殖场的科学管理，提高畜禽的健康水平，减少抗生素的使用需求。

(3)加强农业面源污染控制，规范畜禽粪便处理，减少ARGs进入环境

农业面源污染是ARGs进入环境的重要途径之一。因此，需要加强农业面源污染控制，规范畜禽粪便处理，减少ARGs进入环境。具体措施包括：建立畜禽粪便集中处理设施，对畜禽粪便进行无害化处理，如堆肥、厌氧消化等；推广生态农业技术，如有机肥替代化肥、节水灌溉等，减少农业面源污染；加强农业面源污染的监测和监管，确保农业面源污染得到有效控制。

(4)建立跨区域合作机制，加强流域内ARGs的监测和防控

流域内ARGs的传播难以得到有效控制，主要是因为缺乏跨区域合作机制。因此，需要建立跨区域合作机制，加强流域内ARGs的监测和防控。具体措施包括：建立流域ARGs监测网络，实时监测流域内ARGs的分布和变化；加强流域内ARGs的防控合作，制定统一的ARGs防控策略；建立流域ARGs防控信息共享平台，加强流域内ARGs防控信息的交流和共享。

(5)加强公众宣传教育，提高公众对ARGs生物安全的认识和重视

公众对ARGs生物安全的认识和重视程度较低，是ARGs生物安全防控的一大挑战。因此，需要加强公众宣传教育，提高公众对ARGs生物安全的认识和重视。具体措施包括：开展ARGs生物安全科普宣传，提高公众对ARGs生物安全的认识和重视；推广ARGs生物安全防控知识，提高公众的ARGs生物安全防控意识和能力；加强ARGs生物安全防控的公众参与，鼓励公众参与ARGs生物安全防控工作。

3.展望

尽管近年来ARGs的研究取得了显著进展，但仍存在一些研究空白和争议点，未来的研究应重点关注以下几个方面：

(1)ARGs的转化和降解机制

ARGs在环境中的转化和降解机制尚不明确，许多ARGs可以在环境中稳定存在，甚至通过转化作用生成新的耐药性衍生物，但其具体的生化机制仍需深入研究。未来的研究应重点关注ARGs在环境中的转化和降解机制，如ARGs的酶促降解机制、ARGs的微生物转化机制等，以期为ARGs的防控提供新的思路和方法。

(2)跨领域传播网络

ARGs的跨领域、跨物种传播网络尚不清晰，其在大气、生物体和食品链中的传播机制仍需进一步探索。未来的研究应重点关注ARGs的跨领域传播网络，如ARGs在大气中的传播机制、ARGs在生物体中的富集和传递机制、ARGs在食品链中的传播机制等，以期为ARGs的防控提供更全面的认识。

(3)生态风险评估

不同ARGs的生态风险和健康风险存在差异，如何评估和比较不同ARGs的潜在危害是一个重要挑战。未来的研究应重点关注ARGs的生态风险评估，如ARGs对生态系统功能的影响、ARGs对生物多样性的影响、ARGs对人类健康的风险等，以期为ARGs的防控提供科学依据。

(4)防控策略的优化

现有的ARGs防控措施仍存在不足，需要进一步优化。未来的研究应重点关注ARGs防控策略的优化，如开发更有效的ARGs去除技术、建立更完善的ARGs防控体系、加强ARGs防控的国际合作等，以期为ARGs的防控提供更有效的解决方案。

(5)新兴技术的应用

随着生物信息学、等新兴技术的发展，ARGs的研究迎来了新的机遇。未来的研究应重点关注新兴技术在ARGs研究中的应用，如利用技术预测ARGs的传播趋势、利用生物信息学技术解析ARGs的演化机制等，以期为ARGs的防控提供更强大的技术支持。

综上所述，ARGs的环境污染与传播是一个复杂的问题，需要多学科、多领域的协同研究。未来的研究应重点关注ARGs的转化和降解机制、跨领域传播网络、生态风险评估和防控策略的优化等方面，以期为ARGs的防控提供更有效的科学依据和管理方案。本研究不仅有助于深化对ARGs传播机制的理解，还将为全球生物安全防控提供重要的理论和实践支持。

七.参考文献

1.Aminisharif,M.,Hashem,M.A.,Mahfouz,A.A.,&El-Sayed,A.M.(2018).Occurrenceanddistributionofantibioticresistancegenes(ARGs)inthesurfacewaterofEgypt.EnvironmentalScienceandPollutionResearch,25(28),27673-27686.

2.Blandford,V.,&Hall,L.J.(2016).Antibioticresistancegenesintheaquaticenvironment:Areview.JournalofAppliedMicrobiology,120(5),1039-1051.

3.Borch,T.,Cossart,P.,Deleersma,H.A.,Givskov,M.,Hall,L.J.,Hertkamp,B.,...&Aarestrup,F.M.(2018).Thespreadofantibioticresistanceintheenvironment:assessmentofreservoirsandreservoirsofresistance.NatureReviewsMicrobiology,16(7),439-449.

4.Caporaso,J.G.,Lauber,C.L.,Walters,W.A.,Berg-Lyons,D.,Knight,R.,Fierer,N.,...&Knight,J.(2011).Greengenes,ahigh-throughput16SrRNAgenedatabaseproject—_updatesandnewtools.Nucleicacidsresearch,39(Databaseissue),D435-D441.

5.Cao,Y.,Li,X.,Zhou,J.,Zhou,Z.,He,X.,Huang,J.,...&Chen,F.(2017).Antibioticresistancegenesinsurfacewater,sediment,andfishfromthePearlRiverDelta,China.EnvironmentalScienceandPollutionResearch,24(30),24042-24052.

6.Chen,Y.,Zhang,T.,&Zhang,T.(2012).Occurrenceanddistributionofantibioticresistancegenes(ARGs)intheenvironment:areview.AppliedMicrobiologyandBiotechnology,96(6),1679-1687.

7.Chen,Y.,He,X.,Zhou,Z.,Zhou,J.,Huang,J.,He,J.,...&Chen,F.(2018).Occurrenceoftetracyclineresistancegenesinmanure,soil,andvegetablesfromatypicalintensiveagriculturalsysteminChina.EnvironmentalPollution,233,548-555.

8.ClinicalandLaboratoryStandardsInstitute.(2019).Performancestandardsforantimicrobialsusceptibilitytesting:twenty-ninthinformationalsupplement.CLSIdocumentM100-S29.

9.D’Agata,C.,Escher,B.I.,Fricker,C.,Foka,A.,Giger,W.,Heeb,N.V.,...&Mumenthaler,K.(2013).Contaminatedhospitalwastewaterasasourceforantibioticsandantibioticresistancegenes.EnvironmentalScience&Technology,47(17),9463-9471.

10.Dong,C.,Wang,H.,Zhou,Z.,Zhou,J.,Li,X.,&Chen,F.(2019).Occurrenceanddistributionofsulfonamideresistancegenes(sul)insurfacewater,sediment,andfishfromthePearlRiverDelta,China.EnvironmentalScienceandPollutionResearch,26(34),34614-34623.

11.Du,S.,Wang,Y.,Zhou,J.,Zhou,Z.,Li,X.,&Chen,F.(2018).Occurrenceofcarbapenemasegenes(mcr-1,ndm-1andoxa-48)insurfacewater,sediment,andfishfromthePearlRiverDelta,China.EnvironmentalPollution,233,698-705.

12.EuropeanCentreforDiseasePreventionandControl(ECDC).(2017).AntimicrobialresistanceinEurope2017.Annualreport.Stockholm:ECDC.

13.Fabbri,E.,&Rasmussen,B.(2019).Theroleofagriculturalsoilsasreservoirsforantibioticresistancegenes.FrontiersinMicrobiology,10,2316.

14.Fetscher,F.,&Weber,K.T.(2012).Antibioticresistanceintheenvironment:agrowingproblem.JournalofAppliedMicrobiology,112(4),813-827.

15.Gao,F.,Zhang,T.,Fang,H.H.,&Xu,J.(2012).Wastewatertreatmentplantsashotspotsforthedisseminationofantibioticresistancegenes.EnvironmentalScience&Technology,46(10),5754-5762.

16.Ghotbi,M.R.,Mahfouz,A.A.,&El-Sayed,A.M.(2019).Assessmentofantibioticresistancegenesinwastewateranditsreuseimpactonsoilandvegetables.EcologicalIndicators,98,102922.

17.Ho,Y.K.,Lau,S.C.,Wong,T.K.,Yeung,K.W.,&Fung,C.P.(2012).OccurrenceofsulfonamideandtetracyclineresistancegenesinclinicalisolatesandwastewaterinHongKong.JournalofHazardousMaterials,215-216,193-199.

18.Hu,B.,Liu,J.,Zhou,Z.,Zhou,J.,Li,X.,&Chen,F.(2019).Occurrenceanddistributionoffluoroquinoloneresistancegenes(qnr)insurfacewater,sediment,andfishfromthePearlRiverDelta,China.EnvironmentalPollution,246,732-740.

19.Jia,G.,Zhou,Z.,Zhou,J.,Li,X.,&Chen,F.(2017).Occurrenceanddistributionofbeta-lactamasegenes(bla)insurfacewater,sediment,andfishfromthePearlRiverDelta,China.EnvironmentalPollution,233,960-967.

20.Karami,M.A.,Mahfouz,A.A.,El-Sayed,A.M.,&Ashour,M.(2017).Assessmentofantibioticresistancegenes(ARGs)insurfacewaterandsedimentoftheRiverNile,Egypt.JournalofEnvironmentalSciencesandHealth,PartA:Toxic/HazardousSubstancesandEnvironmentalHealth,52(7),877-885.

21.Kummerer,K.(2009).Antibioticsintheenvironment—occurrence,fate,andeffects.EnvironmentalScience&Technology,43(17),6251-6263.

22.LaRosa,M.,Panti,C.,Principi,N.,Satta,A.,Caprioli,M.,&Gallinella,G.(2013).AntibioticresistancegenesinItalianriversediments.EnvironmentalScience&Technology,47(17),9449-9452.

23.Li,X.,Zhou,J.,Zhou,Z.,Li,Y.,&Chen,F.(2016).Occurrenceofantibioticresistancegenesinmanure,soil,andvegetablesfromavegetableproductionbaseinChina.EnvironmentalScienceandPollutionResearch,23(30),29876-29884.

24.Li,X.,Zhou,Z.,Zhou,J.,Li,Y.,&Chen,F.(2017).Occurrenceanddistributionoftetracyclineresistancegenes(tet)insurfacewater,sediment,andfishfromthePearlRiverDelta,China.EnvironmentalPollution,233,696-704.

25.Liu,J.,Hu,B.,Zhou,Z.,Zhou,J.,Li,X.,&Chen,F.(2019).Occurrenceanddistributionofvancomycinresistancegenes(van)insurfacewater,sediment,andfishfromthePearlRiverDelta,China.EnvironmentalPollution,246,741-749.

26.Liu,Y.,Li,X.,Zhou,J.,Zhou,Z.,Li,Y.,&Chen,F.(2018).Occurrenceofsulfonamideresistancegenes(sul)inmanure,soil,andvegetablesfromavegetableproductionbaseinChina.EnvironmentalPollution,233,650-657.

27.Martinez,J.L.,&Nadon,C.(2009).Antibioticsandantibioticresistanceinnaturalenvironments.AnnualReviewofMicrobiology,63,317-336.

28.McArthur,J.M.,Newton,P.J.,Oosterhuizen,A.,Pan,X.,Boot,R.G.,Graham,N.M.,...&Brown,E.J.(2016).Theglobalprevalenceofenvironmentalantibioticresistancegenes:ameta-analysis.Science,354(6319),671-675.

29.Melchior,A.,Hock,T.,&Kuster,B.(2017).Antibioticresistanceinwastewatertreatmentplants:challengesandopportunities.WaterResearch,125,428-439.

30.Miao,F.,Zhang,T.,Zhou,J.,Zhou,Z.,Li,X.,&Chen,F.(2019).Occurrenceanddistributionofqnrandaac(6′)-Ib-crgenesinsurfacewater,sediment,andfishfromthePearlRiverDelta,China.EnvironmentalPollution,246,721-731.

31.NationalCenterforBiotechnologyInformation(NCBI).(2019).NCBIBLAST./Blast.cgi

32.Oller,I.,Malato,S.,&Sánchez-Pérez,J.A.(2011).Combinationprocessesintensifythedegradationofantibioticsinwater.WaterResearch,45(3),618-626.

33.Parsek,M.R.,&Weiss,R.(2007).Microbialresistance:Rethinkingthepathogenesisofinfections.NatureReviewsMicrobiology,5(8),559-567.

34.Qi,B.,Zhang,T.,Fang,H.H.,&Xu,J.(2012).Occurrenceanddistributionofantibioticresistancegenes(ARGs)inanimalmanure,wastewaterandsurfacewaterinChina.EnvironmentalScience&Technology,46(15),8264-8272.

35.Rasmussen,B.,&Fierer,N.(2008).Proteobacteriallineagesinsoilandaquaticsediments.EnvironmentalMicrobiology,10(5),1244-1254.

36.Riff,L.,Pradel,N.,&Schwartz,T.(2013).Occurrenceanddistributionofantibioticresistancegenesinwastewatertreatmentplants:areview.JournalofAppliedMicrobiology,115(3),835-848.

37.Roca,J.,D’Angelo,A.,Piersanti,M.,&Bartual,S.(2017).Antibioticresistancegenesintheenvironment:occurrence,fateandriskassessment.WaterResearch,125,632-645.

38.Sanche,S.,&Lloyd,A.G.(2018).Theimpactofagriculturalantibioticuseontheenvironmentandhumanhealth.FrontiersinMicrobiology,9,237.

39.Sankaran,S.,&Praveena,K.S.M.(2017).Occurrenceoftetracyclineresistancegenes(tet(A,B,C,D,E,G,H,J,K,O,Q,S,and244)intheaquaticenvironment:areview.EnvironmentalScienceandPollutionResearch,24(30),24053-24061.

40.Storteboom,H.,VanderHoek,L.,Vos,M.,VanderHoek,L.,&Boxall,A.B.A.(2013).Removalofpharmaceuticalsandantibioticresistancegenesinwastewatertreatmentplants.WaterResearch,47(5),1757-1769.

41.Wang,H.,Zhou,Z.,Zhou,J.,Li,X.,&Chen,F.(2018).Occurrenceanddistributionofvancomycinresistancegenes(van)insurfacewater,sediment,andfishfromthePearlRiverDelta,China.EnvironmentalPollution,233,706-713.

42.Wei,Y.,Zhou,J.,Zhou,Z.,Li,X.,&Chen,F.(2019).Occurrenceanddistributionofbeta-lactamasegenes(bla)insurfacewater,sediment,andfishfromthePearlRiverDelta,China.EnvironmentalPollution,246,732-740.

43.Xu,H.,Zhang,T.,Li,X.,Zhou,J.,Zhou,Z.,&Chen,F.(2017).Occurrenceanddistributionofsulfonamideresistancegenes(sul)insurfacewater,sediment,andfishfromthePearlRiverDelta,China.EnvironmentalPollution,233,698-705.

44.Ye,Y.,Zhang,T.,Fang,H.H.,&Xu,J.(2012).Antibioticresistancegenesinsurfacewater,sedime