ブラジル、リオデジャネイロの飲料水供給システムからの微生物群集と抗菌残留物の移動式レジストーム

Scientific Reports volume 12、記事番号: 19050 (2022) この記事を引用

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1 オルトメトリック

メトリクスの詳細

抗生物質やその他の汚染物質の過剰使用により、抗生物質耐性遺伝子 (ARG) が環境中に蔓延し、人間や動物の健康に脅威を与えています。この研究では、ブラジルのリオデジャネイロ市に飲料水を供給する 2 つの重要な流域、グアンドゥとサンジョアンの抗菌残留物、細菌の多様性、ARG を評価しました。さらに、リオデジャネイロ市の大都市圏を含むリオデジャネイロ州の 3 つの異なる都市から水道水サンプルが収集されました。クラリスロマイシン、スルファメトキサゾールおよびアジスロマイシンは、すべてのサンプルの未処理水および飲料水中に検出されました。グアンドゥおよびサンジョアン流域では、より豊富なプロテオバクテリアが観察され、その配列のほとんどはガンマプロテオバクテリアのクラスに属していました。プラスミドドームに焦点を当てたメタゲノミクスアプローチにより、主に排出系に関連する 4881 (Guandu)、3705 (São João)、および 3385 (飲料水) の ARG が明らかになりました。メタロ-β-ラクタマーゼ酵素（blaAIM、blaGIM、blaIMP、およびblaVIM）をコードする遺伝子が、2つの流域および飲料水サンプルから検出されました。さらに、我々は、コリスチン耐性遺伝子 mcr-3 と mcr-4 (両方の流域) および mcr-9 (飲料水と官渡) の存在をブラジルで初めて実証しました。私たちのデータは、水生環境における微生物レジストームの発生と蔓延を促進し、人間の健康への悪影響の可能性を予測する可能性がある抗生物質やその他の汚染物質の廃棄を削減するための措置を導入することの重要性を強調しています。

水生生態系の質、ひいては公衆衛生に最も影響を与える環境への影響は、不適切に処理された、または未処理の廃水と強く関連しています1、2。水質汚染は、衛生設備の欠如や点源または拡散源による処理を行わない廃棄物の排出によって発生する可能性があります3,4。

新しい殺虫剤、抗菌剤、パーソナルケア製品、水消毒プロセスからの一部の副産物、スクラロースなどの甘味料、ナノマテリアル、一部の微生物など、いくつかの物質が新たな汚染物質と考えられています5、6。最近の推定では、環境に最も大きな影響を与える可能性のある薬剤の主要な種類は抗菌薬であることが示されています7。

抗菌薬は人間の医学と獣医学で広く使用されています。しかし、摂取した線量の約 70 ～ 80% は変化せずに排泄され、主に病院や製薬産業から発生する廃水を通じて水域に排出されます 8。これらの薬物は廃水処理では部分的にしか除去されず、化合物に応じて、排水中に 10 ～ 1000 ng L-1 の範囲のレベルで依然として存在する可能性があります 9,10。

排水処理によって環境中に運ばれる抗菌薬は、たとえ低レベルであっても、遺伝子の伝播を促進し、その結果として耐性を高める重要なシグナルとなります11。多くの抗菌剤は天然に生分解性の化合物ですが、キノロンなどの合成薬は環境中での生分解に対してより耐性があります。これは細菌群集への長期的な影響をもたらし、耐性の増加に大きな影響を与えます。抗菌汚染が除去された場合でも、耐性決定因子は微生物集団内および微生物集団間で維持され、伝播する可能性があります12、13。

さらに、水生環境における抗菌残留物の廃棄は、生物多様性と生態系の機能に影響を与えるだけでなく、抗生物質耐性菌（ARB）を選択し、抗菌剤耐性遺伝子（ARG）の普及を刺激する可能性もあります14。とりわけファージ、プラスミド、トランスポゾンなどの可動性遺伝要素 (MGE) がこの拡散を媒介します 15。特にプラスミドは環境中に急速に広がり、遺伝子導入の媒体として微生物の進化と適応において主要な役割を果たします16。

プラスミドドームは、特定のコミュニティ内のプラスミド集団の総数として定義されます17。プラスミドドーム分析により、可動性レジストームの組成と構造に関する情報が得られます。したがって、研究対象の微生物群集に存在するプラスミドの種類と、これらのプラスミドに含まれる MGE に関する情報を提供する有望なアプローチと考えられています。

ARB の蔓延を促進する非臨床環境の役割は完全には解明されていません。一般に、たとえ汚染物質による選択圧がなくなったとしても、ARG は汚染地域から簡単に除去されません。これは、ARG が抗菌剤のない環境でよく見られる理由も説明する可能性があります 19,20。抗菌薬に対する耐性は、当初は病院内に限定されていましたが、自然環境でも観察されており、人間の健康への影響について大きな懸念が生じています。 ARB と ARG は、主に人間や動物の排泄物、下水処理場、病院の下水、肥料散布などの農業行為の排出を通じて、飲料水の原水源に分散する可能性があります 21,22。

本研究では、ブラジル・リオデジャネイロ市の大都市圏を含む、ブラジル・リオデジャネイロ州の中南部地域への飲料水供給のための2つの重要な流域における抗菌残留物とARGの存在、分布、存在量を評価した。 - タンデム質量分析と組み合わせたパフォーマンス液体クロマトグラフィーおよび培養に依存しないアプローチ。私たちの研究は、人間の健康に重大な脅威をもたらす可能性があるこれらの水域のプラスミドドームの構造、複雑さ、内容に関する関連情報を提供する可能性があります。

サンプルは、サンジョアン流域、グアンドゥ流域、および飲料水としてグループ化されました。クラリスロマイシンは最も頻繁に検出された抗菌剤であり、グアンドゥのサンプルの 80% (8/10)、サンジョアンのサンプルの 40% (4/10)、および飲料水のサンプルの 36% (4/11) で観察されました。サンジョアン川河口での最初の採取では、500 ng L-1 を超えるセフォペラゾン濃度が検出されました。スルホンアミド類に属するスルファメトキサゾール濃度は、マカコス川とケイマドス川の第 2 採取ではそれぞれ 47.4 ～ 340.5 ng L-1 の範囲でした。 Unamar の飲料水サンプルには、12.5 ng L-1 のレベルのこの抗菌剤が含まれていました。アジスロマイシンは、イタグアイ、マカコス川、サンジョアン川河口の飲料水サンプル中に 10 ng L-1 未満の濃度で検出され、ケイマドス川の 2 回目の採取では 49.9 ng L-1 の濃度で検出されました。トロレアンドマイシンとロキシスロマイシンは、レブロン飲料水サンプルから 10 ng L-1 未満の濃度でのみ検出されました (図 1)。

サンジョアン流域、グアンドゥ流域、および飲料水のグループ化されたサンプルにおける抗菌物質の検出頻度と濃度レベル。

9 つの細菌門が観察され、サンプルの 93.5% (29/31) でプロテオバクテリアが優勢で、放線菌とバクテロイデスがそれに続きました。プロテオバクテリア門内では、主なクラスはガンマプロテオバクテリア (36 ～ 46%) で、次にアルファプロテオバクテリア (11 ～ 13%) でした。バクテロイデス門では、バクテロイディア属が最も多く存在しました (12 ～ 17%)。放線菌門では、放線菌クラスが最も豊富でした (12 ～ 14%) (図 2)。サンプル収集の季節性に関連する微生物群集のアルファ多様性に有意差はありませんでした (p > 0.05)。したがって、サンプルはサンジョアン流域、グアンドゥ流域、および飲料水としてグループ化されました（図 3a）。

サンジョアン流域、グアンドゥ流域、および飲料水のグループ化されたサンプルにおけるクラスレベルでの細菌組成の相対的な豊富さ。

多様性指数 (平均)。 (A) 未処理水サンプルと処理水サンプルの収集間の運用分類単位 (OTU) のアルファ多様性の比較。シャノンのカバレッジ分析。 (B) 分析された水サンプル間の細菌 OTU のアルファ多様性の比較。 Chao1 カバレッジ分析。 (C) グアンドゥ流域 (緑)、サンジョアン流域 (青)、および飲料水 (赤) に存在する細菌群集間の主座標分析 (PCoA)。

アルファバクテリアの多様性に対するサンプルタイプの影響は、OTU（分類群の絶対数）の豊富さ、多様性、均一性に基づいて評価されました。飲料水サンプル中の細菌群集は、流域からの未処理水サンプルと比較して、より低い多様性を示しました（シャノン指数で p < 0.02）（図 3A および B）。これらのサンプル間には統計的に有意な差がなかったため、プールされました。水サンプルでは、細菌群集のベータ多様性に関して有意な変動 (p < 0.001) も示されました。一方、Jaccard 法によると、サンプルは有意な変動を示さなかった (p < 0.103) (図 3C)。サンプル間で観察された幅広い変動は、降雨量や下水排出量など、水生生息地における非常に動的な環境条件を反映していると考えられます。私たちの主な目的は、これらのサンプルの抗菌剤濃度とプラスミドドーム内の ARG の存在を決定することであったため、さらに多くのサンプルを収集する必要はないと考えています。より詳細なアルファ多様性の測定値は補足資料の表 S1 に示されており、細菌群集の豊富さ (Chao1)、多様性 (シャノンとシンプソン)、および均一性 (シャノンの偶数) がサンプル間で大きく異なることが明らかになりました。

サンジョアン流域では合計 3,490,453 件のペアエンドリード、グアンドゥでは 2,719,506 件、および 3,302,359 件の飲料水サンプルが生成されました。品質管理とアセンブリの後、サンジョアン流域からの 6197 個のコンティグ (平均配列長 2.043 bp)、グアンドゥ流域からの 4866 個のコンティグ (平均配列長 4776 bp)、および飲料水からの 5185 個のコンティグ (平均配列長 3255 bp) が分析されました。 MG-RAST データベースの分析によると、抗菌剤、金属、その他の環境汚染物質に対する耐性と適応に起因する遺伝子を含む 18 の異なるサブシステムがすべてのサンプルに分布していました。官渡流域ではサブシステムの多様性が最も大きかった (n = 16) が、サンジョアンでは多様性が最も低かった (n = 4) 一方で、飲料水のサンプルでは 12 のサブシステムが明らかになりました。

サンジョアン流域シーケンスの 57 パーセントと官渡シーケンスの 4 パーセントはカドミウム耐性に起因すると考えられました。このシステムは飲料水サンプルでは見つかりませんでした。主にcusA遺伝子とczcオペロンによってコードされる亜鉛、コバルト、カドミウム流出システムを含むコバルト-亜鉛-カドミウム_抵抗サブシステムは、サンジョアン流域の14%、グアンドゥ流域の16%、飲料水域の13%で発見された。水のシーケンス。 Multidrug_Resistance_Efflux_Pumps サブシステムの遺伝的決定因子の存在は、主に多剤毒性化合物押出 (MATE) ファミリーのメンバーで構成される 3 つのサンプルグループ (サンジョアン流域 14%、グアンドゥ流域 17%、飲料水 10%) でも明らかになりました。サンジョアンおよびグアンドゥ流域のサンプル (> 90%)。飲料水サンプルでは、MATE ファミリー (37.5%)、cmeA 遺伝子によってコードされる排出抵抗-結節-細胞分裂 (RND) のスーパーファミリーポンプ (12.5%)、および macA/macB マクロライド排出システム (25%)が見つかりました（図4a）。

(A) サンジョアン流域、グアンドゥ流域、および飲料水のグループ化されたサンプルにおける抗菌剤耐性サブシステムおよび有毒化合物に関連する配列の相対的な豊富さ。 (B) 3 つのサンプルグループにおける抗菌クラスに関する ARG の相対存在量。

CARD データベース検索を通じて、グアンドゥ流域から 4881 個、サンジョアン流域から 3705 個、飲料水サンプルから 3,385 個の抗菌剤耐性遺伝子に注釈が付けられました。この分析により、抗生物質の流出、抗生物質の標的の変更/保護、および抗生物質の不活化という 3 種類の耐性メカニズムがサンプル間に均等に分布していることが明らかになりました (図 4b)。

一般に、サンプル中に見つかった ARG は、抗菌薬に対する耐性を与えることができる多くの種類のタンパク質と酵素をコードしています。 4 つ以上のクラスの抗菌薬に対する耐性を与えることができる遺伝子は多剤としてグループ化され、一方、それほど存在しない抗菌クラス (< 1%) はその他としてグループ化されました。マクロライドに対する耐性遺伝子は 3 つの採取地すべて (サンジョアン 15.2%、グアンドゥ 14.9%、飲料水 15.3%) で蔓延しており、次にグリコペプチド、テトラサイクリン、フルオロキノロン、β-ラクタムなどに対する ARG が続きました。流域と飲料水サンプルの両方で最も豊富な遺伝子は macB と tetA(58) で、どちらも流出システムに関連していました。 blaAIM (グアンドゥおよびサンジョアン流域)、blaGIM (飲料水、グアンドゥおよびサンジョアン流域)、blaIMP (グアンドゥ流域)、および blaVIM (飲料水、グアンドゥおよびサンジョアン流域) をエンコードする遺伝子の存在に注目する価値があります。メタロ-β-ラクタマーゼ酵素。さらに驚くべきことは、コリスチンに対する耐性をもたらす可能性がある mcr-3 (飲料水、官渡およびサンジョアン流域)、mcr-4 (飲料水および官渡流域)、および mcr-9 (飲料水および官渡流域) 遺伝子の存在です。現在深刻な公衆衛生上の問題と考えられている現象も観察されました。

汚染された飲料水の摂取は、環境中の ARB が人間の腸内に侵入する主要な経路です 22。サンジョアン流域とグアンドゥ流域は、周辺都市での下水処理が不足しているため、化学物質および糞便汚染のレベル上昇の影響を頻繁に受けています。したがって、この研究は、水資源中の抗菌残留物の存在を確認し、それらが微生物レジストームに与える可能性のある影響を評価することを目的としました。水生環境中の抗菌残留物は、病院、家庭排水、農村排水 (水産養殖、家畜) 23,24、および製薬産業 25 に由来する可能性があります。

この研究では、β-ラクタム、マクロライド、およびスルホンアミド抗菌クラスの物質が未処理水のサンプルから検出されました。官渡流域は抗菌物質の含有率が最も高い水域です。クラリスロマイシン、アジスロマイシン、スルファメトキサゾールも飲料水サンプルから検出されています。クラリスロマイシン残基が 3 つの環境すべてで観察されたこと、およびこの抗生物質に対する耐性遺伝子が高い割合で観察されたことは注目に値します。これは、耐性遺伝子の蔓延に対するこの薬剤の影響を示唆しています 26。さらに、トロレアンドマイシンとロキシスロマイシンは飲料水サンプルからのみ検出されました。クラリスロマイシンやアジスロマイシンなどのマクロライドは、人間や動物の医学で広く投与されており、農地土壌や下水汚泥や肥料の施用を通じて水資源に運ばれる可能性があります27。

いくつかの先進国の飲料水から、一般に 100 ng L-128 未満のレベルで多くの抗菌物質がすでに検出されています。ヨーロッパや北アメリカの国々でも、飲料水中に高濃度のカルバマゼピン、クロフィブリン酸、スルファメトキサゾールが観察されています29。しかし、私たちのデータは、セファレキシンが官渡のサンプルの 60% (6/10) とサンジョアンのサンプルの 20% (2/10) で検出されたにもかかわらず、レベルが < 10 ng L-1 から > 500 ng L- の範囲であることを示しました。 1 飲料水からは検出されませんでした。一部の抗菌剤は非生物的または生物的分解によって除去できますが、継続的に導入されると水生環境で擬似的に残留する可能性があります29。飲料水中に抗菌剤が存在するのは、下水処理場における従来の処理段階での抗菌剤の除去が不完全であることが原因です。さらに、抗菌残留物は環境中での ARB および ARG の出現と進化を加速する可能性があります 30。

水は、細菌の多様性が最も豊かな淡水生息地を含む、異なる水生環境間で細菌を拡散させる重要な方法でもあります 31。従属栄養原核生物が、栄養ネットワークの構造と動態、および有機物の再石灰化において重要な役割を果たしていることがよく知られています 32。分析した環境のほとんど (93.5%、29/31) は、プロテオバクテリア門、放線菌門、およびバクテロイデス門によって支配されていることがわかりました。プロテオバクテリアは代謝の多様性に優れており、これにより最も多様な環境での普及が可能になります 33。

私たちの研究に関連する発見は、ジュトゥルナイバダムに大量の放線菌が存在することであった。ダムは、抗菌薬を産生する微生物やMDRプロファイルのキャリアを含む微生物がいることで最もよく知られているグループの1つであり、ARGの最も蔓延する発生源の1つである34。放線菌は、アミノグリコシドに対する最大の耐性メカニズムを表す多くのアセチルトランスフェラーゼとホスホトランスフェラーゼを持っています 34。

物理的、化学的、生物学的汚染は微生物の組成に影響を与える可能性があり、水質と安全性に影響を与える可能性があります。安全で信頼性の高い飲料水の供給を維持することは非常に重要ですが、潜在的な病原性微生物はほとんど認識されておらず、規制されている微生物はさらに少ないです35。私たちの研究で示された細菌群集間の均質性は、糞便や生体異物化合物を含む未処理の廃棄物や下水が大量に水域に排出される都市化プロセスによって説明できます36,37。影響を受けていない環境では、より高い濃度の細菌が存在します。 Acidobacteria 門と Verrucomicrobia 門の有病率 36。また、飲料水の処理は微生物負荷を減らすことを目的としており、これが、未処理の流域水域の微生物群集のアルファおよびベータ多様性が飲料水群落と比較して高かった理由を説明しています 38,39。

私たちのプラスミドドーム分析により、分析したすべての環境において czc (コバルト-亜鉛-カドミウム) 流出システムが大量に存在することが明らかになりました。このシステムは、油、汚泥、金属、その他の都市廃棄物の影響を受ける場所と強く関連しています40。このシステムと抗菌薬耐性の増加との関係については大きな懸念があります。尿道カテーテルから分離された緑膿菌株は、カルバペネムに感受性があり、czc オペロンを保有しており、亜鉛に曝露されるとイミペネムに対する耐性を示します。また、交差耐性メカニズムの分析により、カルバペネム、特にイミペネムに対する耐性に関連するチャネルをコードする czcR 過剰発現と oprD 発現の減少の共制御が明らかになりました 41,42。

ARB が水処理プロセス中に発生する選択圧に耐えることができることはすでに知られています 43。一方、ARG の除去は水処理スキームによって異なります。塩素消毒は多くの ARB を除去できますが、ARG は破壊されず、水生環境への排出につながります 44,45。

私たちの研究で検出されたいくつかの ARG は、環境水、堆積物および土壌、飲料水、および下水処理場で以前に報告されています 46,47。プラスミドなどの可動性遺伝要素でよく見られる blaNDM および blaCTX-M 型遺伝子は、すでに世界中で飲料水中に報告されています 22,48。また、MBL（メタロ-β-ラクタマーゼ）、カルバペネマーゼ、およびプラスミドに関連してコリスチンに対する耐性を与えるmcr（モバイルコリスチン耐性）遺伝子をコードするいくつかの遺伝子の存在も示します。

私たちが知る限り、これが飲料水サンプル中の mcr-3 および mcr-9 遺伝子の存在を報告した最初の研究であることは注目に値します。いくつかの mcr 様遺伝子はすでに水系で記載されており、例えば mcr-1 は中国の動物、食品、ヒトから分離された腸内細菌科で最初に記載されましたが 49、すでに中国の水系でも明らかにされています 46。これまでのところ、ブラジルでは分離細菌でもメタゲノム研究でも mcr-9 遺伝子の存在は報告されていません。コリスチン残基は我々の研究では明らかにされなかったが、グアンドゥおよびサンジョアン流域および飲料水サンプルにおけるmcr様遺伝子の発生は、mcr耐性遺伝子の蔓延に重要なコリスチンおよび/または他の薬剤のレベルの低さに関連している可能性がある。それらの環境。 Stanton ら 50 は、低濃度 (最小発育阻止濃度未満) の抗生物質が自然環境における抗生物質耐性の出現と持続を促進するという証拠を実証しました。実際、ブラジルでは、牛、豚、家禽の成長促進剤としてコリスチンが動物飼料に大量に添加されています51。中国、インド、日本、ベトナムなどの一部のアジア諸国でも同様のことが観察され、そこでは動物の体重増加を改善するためにコリスチンが広く使用されています52。ヨーロッパでは、主に豚、鶏、牛、羊、ヤギの腸内細菌科によって引き起こされる感染症の治療に使用されています53。

β-ラクタマーゼ酵素の生成は、β-ラクタム系抗菌薬に対する細菌の耐性の最も一般的なメカニズムです53。この研究では、カルバペネマーゼをコードする遺伝子は、評価された流域の 1 つ (Guandu) でのみ見つかりました。しかし、カルバペネム耐性遺伝子を持つグラム陰性菌はすでに河川、廃水、飲料水のサンプルから分離されており、環境中に蔓延する可能性が高いことが強調されています 54,55。

他のカルバペネム耐性遺伝子に加えて、本研究の飲料水サンプルでは blaGIM 遺伝子と blaVIM 遺伝子が検出されました。一般に、MBL 遺伝子を保有する株は MDR であり、臨床分離株では治療上の重大な問題となります。 MGE に関連する MBL をコードする遺伝子の記述により、これらの酵素への注目が大幅に高まり、21 世紀の人間の健康に対する主な脅威の 1 つにそれらが含まれます 56,57。

広範な抗菌薬耐性は、抗生物質の治療可能性の喪失とその結果としての罹患率と死亡率に関連しているため、人間の健康に対する深刻な脅威となっています58。現在、研究では、重金属 59、消毒剤 60、消毒副産物 61、ナノマテリアル 62 など、抗菌性ではない化合物も抗菌剤耐性を選択して刺激する可能性があることが示唆されています。

処理施設での飲料水の処理は消毒剤を除去することを目的としていないため、配水中の水質を長持ちさせるために供給システムに残留量が維持されることがよくあります63。しかし、そのような残留物の影響と選択圧は、通常、ARG、ARB、および MGE の存在に関して考慮されません。それに加えて、これらの植物は抗菌剤や金属を効率的に除去しません64,65。したがって、消毒、抗菌剤、金属剤によって引き起こされるこの選択圧力は流通全体を通じて継続する可能性があり、耐性決定因子を保有する細菌、または耐性決定因子を獲得できる細菌が飲料水中に残留する可能性があります11,66。

現在の規制では、飲料水および廃水中の ARB、ARG、および MGE の監視と管理が確立されていません。私たちのデータは、微生物レジストームの強化と維持を促進する可能性のある抗生物質やその他の汚染物質の廃棄を削減するための対策を導入することの重要性を強調しています。それに加えて、私たちのデータは、AMR のリスクを軽減し、動物と人間に使用できる現在利用可能な抗菌剤の有効性を延長するために緩和戦略を導入する必要があることを示しています。

グアンドゥ流域 (南緯 22 度 50 分 22.11 秒、経度 43 度 36 分 36.70 秒) の 5 つの採集場所 (ケイマドス川、グアンドゥ川、ピライ川、マカコス川とグアンドゥダム) と、サンジョアン流域の 5 つの採集場所 (22 度 37 秒) が選択されました。南緯 36.60 秒、経度 42 度 17 分 54.36 秒) (カピヴァリ川、バカシャ川、サンジョアン川、サンジョアン川河口、ジュトゥルナイバダム)。サンプル (各部位から 5 L) を 6 か月間隔で滅菌ボトルに収集しました (2015 年 1 月と 6 月)。さらに、2015 年 1 月に、リオデジャネイロ市のさまざまな地区 (セントロ、コパカバーナ、ゴベルナドル島、ジャカレパグア、ジャルディムボタニコ) で 11 の家庭用水道飲料水サンプル (各地点から 5 L) が収集されました (地区ごとに 1 つのサンプル)。、レブロン、レアレンゴ、サンタテレサ、ビスタアレグレ）、およびリオデジャネイロ州の小さな町ウナマルとイタグアイ（都市ごとに1つのサンプル）から採取しました。すべてのサンプルは 3 回に分けて収集され、24 時間以内に実験室で処理されるまで冷蔵保存されました。すべての実験はキットと内部対照を使用して実行されました。すべてのサンプルのメタデータは補足の表 2 に含まれています。

すべての飲料水は関渡水処理場 (GWTP) から供給されます。 GWTP は、毎秒約 45,000 L の流量で連続生産する世界最大の飲料水処理プラントとしてギネスブックに登録されています67。 GWTP に到達すると、化学凝固剤が水に添加され、続いて高分子電解質が添加されます。凝固剤が適切に分散された状態で、水は水圧凝集器を通過します。凝集器の制御された撹拌により粒子の衝突が促進され、その結果として凝集が促進され、フロックが形成されます。次に、水は沈降タンク (デカンター) に入り、そこで速度が低下し、すでに形成され、より重量のあるフレークが底に沈みます。浄化された水はブレード表面のチャネルを通じて収集され、濾過システムに分配されます。フィルターは、浄化された水中にまだ存在する最も細かい粒子を保持できる粒度分布を持つ砂の層で構成されています。濾過された後、水は接触貯水池に流れ、そこで塩素が添加されて消毒が行われます。水は消毒された後、地下水路を通って高圧リフトに供給されます。これらのチャンネルでは、生石灰を添加することで pH 補正が行われます。フッ化物は、虫歯と戦う補助剤として処理水にも適用されます68。

アモキシシリントリヒドレート（AMOX）、アンピシリン（AMPI）、セファクロール（CFCL）、セファドロキシル（CFDX）、セファレキシン水和物（CFLX）、セファゾリン（CFZL）、クラリスロマイシン（CLA）、塩酸シプロフロキサシン（CPF）、ノルフロキサシン（NOR）、塩酸テトラサイクリン(TC) およびスルファメトキサゾール (SMZ) は、ブラジル薬局方条約 (サンタマリア、サウスカロライナ州、ブラジル) の化学参照物質でした。アジスロマイシン無水物 (AZI)、ロキシスロマイシン (ROX)、スピラマイシン (SPI)、オレアンドマイシン (OLE)、チルミコシン (TILM)、およびセフキノム硫酸塩 (CFQN) は、Dr. Ehrenstorfer (Augsburg, Germany) から入手しました。オキシテトラサイクリン (OTC)、ドキシサイクリン水和物 (DC)、クロルテトラサイクリン (CTC) およびデメクロサイクリン (DMC) の塩酸塩、ダプソン (DAP)、スルファセトアミド (SCT)、スルファジメトキシン (SDM)、スルファメラジン (SFM)、スルファメタジン (SMT)、スルファキノキサリン(SQN)、スルファチアゾール(STZ)、酒石酸チロシン(TYL)、トロアンドマイシン(TRO)、エリスロマイシン(ERY)、セファピリンナトリウム塩(CPPN)、セフチオフル(CFTF)、セフォペラゾン(CFPZ)、ベンジルペニシリンナトリウム塩(PENG)、オキサシリンナトリウム塩水和物 (OXA)、モキシフロキサシン (MXF) およびオフロキサシン (OFX) は、米国薬局方会議 (米国メリーランド州ロックビル) から供給されました。フェノキシメチルペニシリンカリウム塩 (PENV)、クロキサシリンナトリウム塩水和物 (CLOX)、ジクロキサシリンナトリウム塩水和物 (DCLOX) およびナフシリンナトリウム塩 (NAFC) は、WHO 化学標準物質協力センター (ストックホルム、スウェーデン) から供給されました。メタサイクリン (MTC)、4-エピオキシテトラサイクリン (4-EOTC)、4-エピテトラサイクリン (4-ETC)、および 4-エピクロルテトラサイクリン塩酸塩 (4-ECTC) は、Acros (米国ペンシルバニア州ピッツバーグ) から入手しました。アンピシリン-d5 (AMPID5) は、Purity Grade Standards (米国カリフォルニア州サンフランシスコ) から購入しました。デサセチルセファピリン (DESAC) は、Bristol-Myers Squibb (ニューヨーク、米国) から供給されました。

メタノール (MeOH) およびアセトニトリル (ACN) HPLC グレード、塩酸 (HCl) およびギ酸 (FOA) 分析グレードは Merck (ダルムシュタット、ドイツ) から購入しました。水酸化ナトリウム (NaOH)、アセトン (ACE)、およびアスコルビン酸 (ASA) は、Merck (ダルムシュタット、ドイツ) から購入しました。エチレンジアミン四酢酸二ナトリウム二水和物 (EDTA) は、Calbiochem (米国ニュージャージー州ギブスタウン) から入手しました。超純水は、Milli-Q 精製システム (Millipore、ベッドフォード、マサチューセッツ州、米国) から入手しました。

固相抽出 (SPE) は、Waters Corp. (米国マサチューセッツ州ミルフォード) の 60 mg Oasis® HLB カートリッジを使用して実行されました。孔径 0.22 μm のポリフッ化ビニリデン (PVDF) のメンブレンフィルターを Millipore (米国マサチューセッツ州ビレリカ) から購入しました。

標準ストック溶液は、約 1000 μg mL-1 の濃度になるように調製されました。 β-ラクタム（BL）のストック溶液は水で調製し、フルオロキノロン（FQ）のストック溶液は0.03 mol L-1 NaOHで調製しました。最後に、マクロライド (MC)、スルホンアミド (SF)、およびテトラサイクリン (TC) 溶液を MeOH で調製しました。各標準の秤量量は、純度、水分含量、遊離酸/塩基補正を考慮して計算されました。溶液をマイクロチューブに移し、-70 °C 以下の冷凍庫に保存しました。 DMC および AMPID5 を内部標準として使用しました。

中間標準溶液と作業標準溶液は、標準原液を適切に希釈していくつかの濃度で新たに調製しました。

抗菌残留物の抽出方法は、米国環境保護庁 (US EPA) の標準法であるメソッド 169469 に基づいており、Monteiro らによって記載された修正が加えられました 70。

サンプルは事前に濾紙と 0.22 µm PVDF メンブレンフィルターを通して濾過されています。各サンプルの 50 mL アリコートに 100 ng L-1 の内部標準をスパイクし、HCl で pH 2.5 に酸性化し、2 mL の 25 mg L-1 EDTA ストック溶液を加えました。飲料水サンプルの場合、残留塩素を減らすために 2 mL の 625 mg L-1 ASA を添加しました。この溶液を、予め３ｍＬのＭｅＯＨ、３ｍＬの超純水、およびＨＣｌでｐＨ２．５に酸性化した３ｍＬの超純水で順に調整しておいたＯａｓｉｓ（登録商標）ＨＬＢカートリッジに適用した。２ｍＬの水で２回洗浄した後、ＳＰＥカートリッジを２分間真空乾燥（−３５ｋＰａ）した。抗菌剤は、重力流のみを使用して、2 mL MeOH で 3 回、2 mL ACE で 1 回溶出しました。溶出液の 4 mL アリコートを 2 本の遠心分離管に移し、N2 を用いて最高 47 °C の温度で蒸発乾固させました。残渣を、TC および SF 分析の場合は 1 mL の 0.1% FOA:MeOH (80:20、v/v) で再構成し、BL、MC および FQ 分析の場合は 1 mL の MeOH:H2O (65:35、v/v) で再構成しました。、30 秒間ボルテックスし、0.22 µm ポリフッ化ビニリデン (PVDF) シリンジフィルターを通して濾過し、琥珀色のオートサンプラーバイアルに入れます。

クロマトグラフィー分析は、四次ポンプ (LC-20AD)、膜脱気装置 (DGU-20A5)、オートサンプラー (SIL-20AC)、カラムオーブン (CTO) を備えた島津プロミネンス HPLC (京都、日本) で実行されました。 -20AC）と、TurboIonSpray® 源を備えたトリプル四重極質量分析計（API5000、Applied Biosystems/MDS Sciex、カリフォルニア州フォスターシティ）に接続されたシステムコントローラー（CBM-20A）。 Analyst® V1.4.2 LC/MS 制御ソフトウェアを使用しました。分析カラムは、それぞれのガードカラムを備えた Pursuit™ C18 RS (100 mm × 2 mm id、3 µm 粒子サイズ、200 Å) でした (Varian、Lake Forest、CA、USA)。移動相 A、B、C はそれぞれ水、ACN、MeOH を使用し、すべて 0.1% FOA を使用して調製しました。 TC および SF メソッドの勾配溶出プログラムは 25 °C で 0.15 mL min-1 の流速で使用され、BL、MC および FQ については別の勾配溶出プログラムが 35 °C で 0.30 mL min-1 の流速で使用されました。 C. 注入量はどちらの方法でも 25 μL でした。オートサンプラーは 4 °C に設定されました。多重反応モニタリング (MRM) 取得モードのポジティブエレクトロスプレーイオン化技術 (ESI +) を使用して、各物質の 2 つのイオンをモニタリングしました。

6 点校正セットは、超純水にさまざまなレベルの作業標準溶液をスパイクすることによって新たに調製されました。サンプル中の分析物を定量するために、25 ～ 1000 ng L-1 の濃度範囲のすべての分析物の検量線が作成されました。

クロマトグラフィーのピークは、Analyst® ソフトウェアの IntelliQuan アルゴリズムと統合されました。検出には、少なくとも 2 つの遷移について 3:1 以上のピークの信号対雑音比が必要でした。マトリックス強化標準とサンプルの両方における定量と確認の MRM 遷移の間の相対保持時間と相対存在量は、この研究が実施されたときに実施されていた 2002/657/EC 委員会決定の推奨許容差に従って確認基準として使用されました 71。液体クロマトグラフィータンデム質量分析による識別基準に従って分析物が検出され、濃度値が検出限界 (LOD) を超えた場合、サンプルは汚染されていると見なされます。

水サンプルを無菌条件下で 0.22 μm 酢酸セルロース膜 (Millipore、米国) を通して濾過しました。すべての実験はキットと内部対照を使用して実行されました。 PowerWater DNA Isolation Kit (Qiagen Science、米国) を使用してフィルターから DNA を抽出しました。アンプリコンライブラリーの調製では、Qubit 2.0 Fluorometer (ThermoFisher Scientific、USA) を使用して DNA を定量し、サンプルあたり 5 ng μL-1 の濃度になるようにサンプルを希釈しました。 16S rRNA 遺伝子の V4 超可変領域は、プライマー 16Sf (5'- GTGCCAGCMGCCGCGGTAA-3') および 16Sr (5'- GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3') と適切なバーコードおよびアダプターを使用した PCR によって増幅されました 72。 PCR産物は、ChargeSwitch™ PCR Clean-Up Kit (ThermoFisher Scientific、米国)を使用して精製しました。個々のサンプルライブラリーをそれぞれ 4 nM に希釈し、プールし、500 サイクル MiSeq Reagent v2 キットを使用して MiSeq システム (Illumina Inc. USA) でペアエンドシーケンスを行いました。

生リードの品質分析は FastQC ソフトウェア 73 で実行され、平均品質 20 以上の配列のフィルタリングは PRINSEQ プログラム 74 で実行されました。データ分析は、QIIME (Quantitative Insights Into Microbial Ecology) 1.9.175 を使用して実行されました。データは、最大 e 値 1e-5、最小同一性 99% で SILVA リボソーム RNA データベース (非冗長) 132 release72 と比較され、分類グループの表が生成されました。アルファおよびベータ多様性などの統計分析は、MicrobiomeAnalyst Web プラットフォーム (https://www.microbiomeanalyst.ca/) を使用して計算されました 76,77。細菌群集の多様性は、進化距離 0.01 (または 99% 16S rRNA 遺伝子配列類似性) の OTU に対して計算された Chao1 指数とシンプソン指数を使用して評価されました。グアンドゥ、サンジョアン流域および飲料水に存在する細菌群集間の主座標分析 (PCoA) は、PERMANOVA を使用した Jaccard 法と細菌 OTU を使用して構築されました。

プラスミドＤＮＡ（ｐＤＮＡ）を、製造業者のプロトコールに従って、ＰｌａｓｍｉｄＭｉｎｉＫｉｔ（ＱｉａｇｅｎＳｃｉｅｎｃｅ、ＵＳＡ）を使用するアルカリ溶解によってフィルターから抽出した。 pDNAをイソプロパノールで沈殿させ、70%エタノールで洗浄した。ゲノム DNA の可能性のある痕跡を除去するために、メーカーの指示に従って沈殿物を ATP 依存性 Plasmid Safe DNase (Epicentre、USA) で処理しました 46。製造業者のマニュアルに従って、Qubit 2.0 Fluorometer (ThermoFisher ScientificTM、米国) を使用して pDNA を定量しました。

pDNA配列決定ライブラリは、Nextera XT DNA Library Prep Kit (Illumina Inc. USA)を製造業者の推奨に従って使用して調製した。ペアエンドシーケンスは、MiSeq プラットフォーム (Illumina Inc. USA) 上の 600 サイクル Miseq Reagent Kit v.3 を使用して実行されました。配列品質チェックは FastQC ソフトウェア 73 を使用して実行され、平均品質 20 以上の配列フィルタリングは PRINSEQ 78 によって実行されました。コンティグは、metaSPAdes パイプラインを使用して SPAdes バージョン 3.1379,80 でアセンブルされました。

配列は MG-RAST (メタゲノム - サブシステム技術を使用した迅速なアノテーション) プラットフォーム 81 によって分析されました。このプラットフォームでは、サブシステムを含むいくつかの異なるカテゴリでアノテーションを表示できます。サブシステムは、特定の生物学的または構造的プロセスを実行する一連の機能的役割として理解できます82。サブシステムは階層レベルに分類されており、レベル 1 には一般的な異化作用および同化作用 (DNA 代謝など) が含まれ、レベル 2 および 3 には抗菌剤耐性やその他の化合物などのより特殊な経路が含まれています 83。

さらに、配列を DIAMOND86 を使用して包括的抗生物質耐性データベース (CARD) データベース 84,85 と比較しました。 e 値 < 1e5、カバレッジ > 60%、およびアミノ酸同一性 > 30% のアライメントのみが考慮されました 87。

この記事には、著者らによって行われた人間や動物を対象とした研究は含まれていません。

このレポートで使用されているすべてのデータは、GenBank の BioProject PRJNA812588 (https://www.ncbi.nlm.nih.gov/bioproject/PRJNA812588) で入手できます。さらに、メタゲノム配列データは、MG-RAST でアクセッション番号 mgm4919709.3、mgm4919786.3、mgm4919818.3 で入手できます。

イリヤス、M.ら。パキスタンにおける産業廃水の環境と健康への影響: レビュー。Ｒｅｖ．Ｅｎｖｉｒｏｎ．ヘルス 34、171–186 (2019)。

論文 MathSciNet PubMed CAS Google Scholar

マサチューセッツ州ロイら。ハイチの地表水の水質を評価するためのメタゲノムアプローチ。内部。Ｊ．Ｅｎｖｉｒｏｎ．解像度公衆衛生学 15、2211 (2018)。

論文 PubMed Central CAS Google Scholar

Liu, M. & Lu, J. サポートベクターマシン - 農業の非点源汚染河川における水質予測のための人工ニューロンネットワークの代替品?。環境。科学。汚染。解像度 21、11036–11053 (2014)。

記事 CAS Google Scholar

Yao, H.、Qian, X.、ying, H.、Gao, H.、および Wang, Y. 中国のタイプー川の水質モデルに基づく点源汚染の地域リスク評価。リスクアナル。 35、265–277 (2015)。

論文 PubMed Google Scholar

Dey, S.、Bano, F. & Malik, A. 医薬品およびパーソナルケア製品 (PPCP) の汚染 - 世界的な排出在庫。医薬品およびパーソナルケア製品:廃棄物管理および処理技術 1–26 (エルゼビア、2019)。土井：https://doi.org/10.1016/B978-0-12-816189-0.00001-9。

リチャードソン SD およびテルンズ、TA 水分析: 新たな汚染物質と現在の問題。アナル。化学。 86、2813–2848 (2014)。

論文 PubMed CAS Google Scholar

Felis、E.ら。水生環境における抗菌薬の発生と環境への影響。ユーロ。Ｊ．Ｐｈａｒｍａｃｏｌ． 866、172813 (2020)。

論文 PubMed CAS Google Scholar

Nassiri Koopaei, N. & Abdollahi, M. 廃水中の医薬品に関連する健康リスク。ダル25、9（2017）。

論文 PubMed PubMed Central Google Scholar

ギリングス、MR 他。人為的汚染の代用としてクラス 1 インテグロンインテグラーゼ遺伝子を使用する。 ISME J. 9、1269–1279 (2015)。

論文 PubMed CAS Google Scholar

バケロ、F.、マルティネス、J.-L. & Cantón, R. 水環境における抗生物質と抗生物質耐性。カー。意見。バイオテクノロジー。 19、260–265 (2008)。

論文 PubMed CAS Google Scholar

Martinez、JL 自然環境における抗生物質と抗生物質耐性遺伝子。サイエンス 321、365–367 (2008)。

論文 ADS PubMed Google Scholar

Grenni, P.、Ancona, V. & Barra Caracciolo, A. 自然生態系に対する抗生物質の生態学的影響: 総説。マイクロケム。 J. 136、25–39 (2018)。

記事 CAS Google Scholar

Kraemer, SA、Ramachandran, A. & Perron, GG 環境における抗生物質汚染: 微生物生態学から公共政策まで。微生物 7, 180 (2019).

論文 PubMed Central CAS Google Scholar

スビラッツ、J. et al. 新たな汚染物質と栄養素は、安定した川底細菌群集内のクラス 1 インテグロンインテグラーゼ (intI1) および sul1 遺伝子の拡散に相乗的に影響を与えます。水耐性 138、77–85 (2018)。

論文 PubMed CAS Google Scholar

Partridge, SR、Kwong, SM、Firth, N. & Jensen, SO 抗菌剤耐性に関連する移動性遺伝要素。クリン。微生物。改訂版 https://doi.org/10.1128/CMR.00088-17 (2018)。

論文 PubMed PubMed Central Google Scholar

Wein, T.、Hülter, NF、Mizrahi, I. & Dagan, T. 非選択的条件下でのプラスミドの安定性の出現により、抗生物質耐性が維持されます。ナット。共通。 10、2595 (2019)。

論文 ADS PubMed PubMed Central Google Scholar

ウォーカー、A. プラスミドドームへようこそ。ナット。 Rev.Microbiol. 10、379 (2012)。

論文 PubMed CAS Google Scholar

ノーマン、A.ら。メタモビロームに上限サイズ範囲のプラスミドを組み込むための改良された方法。 PLoS ONE 9、e104405 (2014)。

論文 ADS PubMed PubMed Central Google Scholar

アミノフ、RI & マッキー、RI 抗生物質耐性遺伝子の進化と生態。 FEMS 微生物。レット。 271、147–161 (2007)。

論文 PubMed CAS Google Scholar

Rahman, MH、Nonaka, L.、Tago, R. & 鈴木, S. 日本の海洋堆積物中のテトラサイクリン (TC) 耐性細菌におけるテトラサイクリン (TC) 耐性遺伝子 tet(M) の 2 つの遺伝子型の発生。環境。科学。テクノロジー。 42、5055–5061 (2008)。

論文 ADS PubMed CAS Google Scholar

Unc, A. & Goss, MJ 肥料からのバクテリアの輸送と水資源の保護。応用ソイルエコル。 25、1–18 (2004)。

記事 Google Scholar

Alawi, M.、Torrijos, TV & Walsh, F. 飲料水におけるプラスミド媒介抗菌耐性。環境。上級 https://doi.org/10.1016/j.envadv.2022.100191 (2022)。

記事 Google Scholar

Kümmerer, K. 水生環境における抗生物質 – レビュー – パート I. Chemosphere 75、417 – 434 (2009)。

論文 ADS PubMed Google Scholar

Kümmerer, K. 水生環境における抗生物質 - レビュー - パート II。ケモスフィア https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2008.12.006 (2009)。

論文 PubMed Google Scholar

カルドーソ、O.、ポルシェ、J.-M. & Sanchez, W. 工場から排出された医薬品は、水生環境汚染の関連源となる可能性があります: 証拠のレビューと知識の必要性。 Chemosphere 115、20–30 (2014)。

論文 ADS PubMed CAS Google Scholar

彼、Y.ら。家畜排泄物からの抗生物質耐性遺伝子: 発生、蔓延、および治療。 npj クリーンウォーター 3、4 (2020)。

記事 Google Scholar

Topp, E.、Renaud, J.、Sumarah, M.、および Sabourin, L. マクロライド系抗生物質であるエリスロマイシン、クラリスロマイシン、およびアジスロマイシンが野外で数年間暴露された後の農地土壌中の残留性が減少しました。科学。トータル環境。 https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2016.03.210 (2016)。

論文 PubMed Google Scholar

Segura, PA、François, M.、Gagnon, C. & Sauvé, S. 汚染された廃水、天然水および飲料水における抗感染症物質の発生に関するレビュー。環境。健康の観点。 117、675–684 (2009)。

論文 PubMed PubMed Central CAS Google Scholar

ベノッティ、MJ 他米国の飲料水に含まれる医薬品と内分泌かく乱化合物。環境。科学。テクノロジー。 43、597–603 (2009)。

論文 ADS PubMed CAS Google Scholar

ベン、Y.ら。環境中の抗生物質残留物に関連する抗生物質耐性に関するヒトの健康リスク評価: レビュー。環境。解像度 169、483–493 (2018)。

論文 PubMed Google Scholar

Vaz-Moreira, I.、Nunes, OC & マナイア, CM 水域生息環境における細菌の多様性と抗生物質耐性: ヒトのマイクロバイオームとの関連性の探索。 FEMS 微生物。改訂 38、761–778 (2014)。

論文 PubMed CAS Google Scholar

フェン、B.-W. 他。東シナ海の長江河口と沿岸地域の水と堆積物の細菌多様性。 FEMS 微生物。エコル。 70、80–92 (2009)。

論文 PubMed Google Scholar

Qin, Y. et al. さまざまな飼料を与えられた池の水中の細菌の豊富さと多様性。科学。代表者 https://doi.org/10.1038/srep35232 (2016)。

論文 PubMed PubMed Central Google Scholar

フォースバーグ、KJら。細菌の系統発生は、生息地全体にわたる土壌レジスタームを構造化します。自然 https://doi.org/10.1038/nature13377 (2014)。

論文 PubMed PubMed Central Google Scholar

スタニッシュ、LF 他。米国オハイオ川流域の都市飲料水における細菌の多様性と群集構成に影響を与える要因。 PLoS ONE 11、e0157966 (2016)。

論文 PubMed PubMed Central Google Scholar

メデイロス、JD et al. 都市化現象の影響を受けた河川のメタゲノムの比較。ブラズ。Ｊ．Ｍｉｃｒｏｂｉｏｌ． https://doi.org/10.1016/j.bjm.2016.06.011 (2016)。

論文 PubMed PubMed Central Google Scholar

ポール、マイケル J. & マイヤー、ジュディ L. 都市風景の中の小川。都市生態学 (Marzluff、John M. 他編) (Springer、2008)。

Google スカラー

IS 州ノゲイラ、JC ナバウト、JC オリベイラ、JE および KD シルバゴイアニア市の 4 つの都市人工湖の植物プランクトン群集の多様性 (アルファ、ベータ、ガンマ)。 Hoehnea 35、219–233 (2008)。

記事 Google Scholar

Tuomisto, H. 種の多様性を定量化するための一貫した用語はありますか? はい、それは存在します。 Oecologia 164、853–860 (2010)。

論文 ADS PubMed Google Scholar

カブラル、L.ら。マングローブ堆積物に対する人為的影響は、微生物群集の重金属および抗生物質耐性における異なる反応を引き起こします。環境。汚染。 https://doi.org/10.1016/j.envpol.2016.05.078 (2016)。

論文 PubMed Google Scholar

Conejo, MC、García, I.、Martínez-Martínez, L.、Picabea, L.、Pascual, A. シリコン処理されたラテックス尿道カテーテルから溶出した亜鉛は OprD 発現を減少させ、緑膿菌にカルバペネム耐性を引き起こします。抗菌。エージェント・ケマザー。 47、2313–2315 (2003)。

論文 PubMed PubMed Central CAS Google Scholar

ペロン、Ｋ．ら。 CzcR-CzcS、緑膿菌の重金属およびカルバペネム耐性に関与する 2 成分系。Ｊ．Ｂｉｏｌ．化学。 279、8761–8768 (2004)。

論文 PubMed CAS Google Scholar

Guo, X.、Li, J.、Yang, F.、Yang, J. & ying, D. 中国、長江デルタの飲料水処理プラントにおけるスルホンアミドおよびテトラサイクリン耐性遺伝子の蔓延。科学。トータル環境。 https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2014.06.035 (2014)。

論文 PubMed Google Scholar

古川徹、軸丸明、上野哲、聖和一、塩素消毒による抗生物質耐性遺伝子の不活化効果。水 (スイス) https://doi.org/10.3390/w9070547 (2017)。

記事 Google Scholar

Khan, H.、Miao, X.、Liu, M.、Ahmad, S. & Bai, X. 飲料水供給システムにおける最終手段の抗生物質耐性遺伝子 (mcr-1 および blaNDM-1) の挙動とその獲得の可能性マウスの腸内フローラによる。環境。汚染。 https://doi.org/10.1016/j.envpol.2019.113818 (2020)。

論文 PubMed PubMed Central Google Scholar

リー、A.-D.、リー、L.-G. & Zhang, T. 下水処理プラントからのプラスミドメタゲノムにおける抗生物質耐性遺伝子と金属耐性遺伝子の探索。フロント。微生物。 6、1025 (2015)。

論文 PubMed PubMed Central Google Scholar

ネスメ、J.ら。環境における抗生物質耐性に関する大規模なメタゲノムに基づく研究。カー。バイオル。 https://doi.org/10.1016/j.cub.2014.03.036 (2014)。

論文 PubMed Google Scholar

Taggar, G.、Attiq Rehman, M.、Boerlin, P. & Diarra, M. ヒト、動物、食品、環境由来の腸内細菌におけるカルバペネマーゼの分子疫学。抗生物質 9、693 (2020)。

論文 PubMed Central CAS Google Scholar

リュウ、Y.-Y. 他。中国の動物と人間におけるプラスミド媒介コリスチン耐性メカニズム MCR-1 の出現: 微生物学的および分子生物学的研究。ランセット。感染する。ディス。 16、161–168 (2016)。

論文 PubMed Google Scholar

フェルナンデス、MR 他南米におけるコリスチン耐性大腸菌の静かな蔓延は、mcr-1 遺伝子の世界的な蔓延に寄与する可能性があります。ユーロ監視 https://doi.org/10.2807/1560-7917.ES.2016.21.17.30214 (2016)。

論文 PubMed Google Scholar

Kempf, I.、Jouy, E. & Chauvin, C. 動物由来の細菌におけるコリスチンの使用とコリスチン耐性。内部。 J. Antimicrob. エージェント https://doi.org/10.1016/j.ijantimicag.2016.09.016 (2016)。

論文 PubMed Google Scholar

Catry, B. et al. 欧州連合および欧州経済領域 (EU/EEA) 内でのコリスチン含有製品の使用: 動物における耐性の発現と、人間および動物の健康への影響の可能性。内部。 J. Antimicrob. エージェント 46、297–306 (2015)。

論文 PubMed CAS Google Scholar

ロッソリーニGMほか環境微生物叢におけるメタロ-β-ラクタマーゼ生産者: Janthinobacterium lividum の新しい分子クラス B 酵素。抗菌。エージェント・ケマザー。 https://doi.org/10.1128/AAC.45.3.837-844.2001 (2001)。

論文 PubMed PubMed Central Google Scholar

Marathe, NP et al. 未処理の都市廃棄物は、最終手段の抗生物質に対する耐性遺伝子でインドの河川堆積物を汚染しています。水耐性 https://doi.org/10.1016/j.watres.2017.07.060 (2017)。

論文 PubMed Google Scholar

Piedra-Carrasco、N. et al. スペインの河川生態系から回収されたカルバペネマーゼ産生腸内細菌科。 PLoS ONE https://doi.org/10.1371/journal.pone.0175246 (2017)。

論文 PubMed PubMed Central Google Scholar

マサチューセッツ州イスラム他バングラデシュのダッカにおけるニューデリーのメタロ-β-ラクタマーゼ-1を産生する多剤耐性細菌の環境拡散。応用環境。微生物。 https://doi.org/10.1128/AEM.00793-17 (2014)。

論文 PubMed Google Scholar

Mombini, S.、Rezatofighi, SE、Kiyani, L. & Motamedi, H. 家庭用水処理システムのフィルターから分離された緑膿菌株の多様性とメタロ-β-ラクタマーゼ産生遺伝子。Ｊ．Ｅｎｖｉｒｏｎ．管理。 https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2018.10.068 (2019)。

論文 PubMed Google Scholar

ニュージャージー州アシュボルトら。環境開発と抗生物質耐性の伝達のための人間の健康リスク評価 (HHRA)。環境。健康の観点。 https://doi.org/10.1289/ehp.1206316 (2013)。

論文 PubMed PubMed Central Google Scholar

Seiler, C. & Berendonk, TU 重金属による、農業と水産養殖の影響を受ける土壌と水域における抗生物質耐性の共同選択。フロント。微生物。 3、399 (2012)。

論文 PubMed PubMed Central Google Scholar

Zhang, Y.、Gu, AZ、He, M.、Li, D. & Chen, J. 消毒剤の準抑制濃度は、属内および属間での多剤耐性遺伝子の水平移動を促進します。環境。科学。テクノロジー。 51、570–580 (2017)。

論文 ADS PubMed CAS Google Scholar

Li, D.、Zeng, S.、He, M. & Gu, AZ 水消毒副産物は抗生物質耐性を誘発する - 耐性現象における環境汚染物質の役割。環境。科学。テクノロジー。 50、3193–3201 (2016)。

論文 ADS PubMed PubMed Central CAS Google Scholar

ディン、C.ら。ナノアルミナの存在下で抗生物質耐性遺伝子の取り込みが強化されます。ナノ毒性学 10、1051–1060 (2016)。

論文 PubMed CAS Google Scholar

フィッシュ、KE、リーブス・マクラーレン、N.、ハズバンド、S.、ボクソール、J. 著者訂正: 未知の海域: 水質と生物膜に対する残留塩素の予期せぬ影響。 NPJ バイオフィルムマイクロバイオーム 8、55 (2022)。

論文 PubMed PubMed Central Google Scholar

Bergeron, S.、Boopathy, R.、Nathaniel, R.、Corbin, A. & LaFleur, G. 原水および処理済み飲料水における抗生物質耐性細菌および抗生物質耐性遺伝子の存在。内部。バイオデテリア。生分解性。 102、370–374 (2015)。

記事 CAS Google Scholar

Xi、C.ら。飲料水の処理および配水システムにおける抗生物質耐性の蔓延。応用環境。微生物。 75、5714–5718 (2009)。

論文 ADS PubMed PubMed Central CAS Google Scholar

Colomer-Lluch, M.、Jofre, J. & Muniesa, M. 環境サンプルのバクテリオファージ DNA 画分の抗生物質耐性遺伝子。 PLoS ONE 6、e17549 (2011)。

論文 ADS PubMed PubMed Central CAS Google Scholar

アラバマ州ブリット、A. マイエロ、S. クインツラーリオデジャネイロ都市圏の水道システム: 新興巨大都市における水へのアクセスに関する未解決の問題、矛盾、課題。Ｊ．ハイドロール． 573、1007–1020 (2019)。

記事 Google Scholar

バシャ、L.ら。グアンドゥ川（ブラジル、リオデジャネイロ）の水質崩壊の危険性。微生物。エコル。 84、314–324 (2022)。

論文 PubMed CAS Google Scholar

米国環境保護庁。方法 1694: HPLC/MS/MS による水、土壌、堆積物、および生物固体中の医薬品およびパーソナルケア製品。 EPA メソッド (2007) doi:https://doi.org/10.1002/etc.3451。

モンテイロ、M. et al. ブラジル、リオデジャネイロの地表水および飲料水中のベータラクタム、マクロライド、フルオロキノロン、スルホンアミドおよびテトラサイクリンを測定するための液体クロマトグラフィー - タンデム質量分析法の開発と検証。 J. ブラズ化学。社会 https://doi.org/10.21577/0103-5053.20170203 (2017)。

記事 Google Scholar

ヨーロッパのコミュニティ。分析方法の実行と結果の解釈に関する理事会指令 96/23/EC を実施する 2002 年 8 月 12 日の委員会決定。 8–36 (2002)。

Kozich, JJ、Westcott, SL、Baxter, NT、Highlander, SK & Schloss, PD MiSeq Illumina シーケンスプラットフォームでアンプリコンシーケンスデータを分析するためのデュアルインデックスシーケンス戦略とキュレーションパイプラインの開発。応用環境。微生物。 79、5112–5120 (2013)。

論文 ADS PubMed PubMed Central CAS Google Scholar

Andrews, S. FastQC: 高スループットのシーケンスデータの品質管理ツール。バブラハムバイオインフォマティクス http://www.bioinformatics.babraham.ac.uk/projects/ (2010) doi:citeulike-article-id:11583827。

Schmieder, R. & Edwards, R. メタゲノムアプローチによる抗生物質耐性への洞察。未来の微生物。 7、73–89 (2012)。

論文 PubMed CAS Google Scholar

カポラソ、JG et al. QIIME により、高スループットのコミュニティシーケンスデータの分析が可能になります。ナット。方法 7、335–336 (2010)。

論文 PubMed PubMed Central CAS Google Scholar

ダリワル、A.ら。 MicrobiomeAnalyst: マイクロバイオームデータの包括的な統計分析、視覚分析、およびメタ分析のための Web ベースのツール。核酸研究所 45、W180–W188 (2017)。

論文 PubMed PubMed Central CAS Google Scholar

Chong, J.、Liu, P.、Zhou, G. & Xia, J. MicrobiomeAnalyst を使用してマイクロバイオームデータの包括的な統計分析、機能分析、メタ分析を行います。ナット。プロトック。 https://doi.org/10.1038/s41596-019-0264-1 (2020)。

論文 PubMed Google Scholar

Schmieder, R. & Edwards, R. メタゲノムデータセットの品質管理と前処理。バイオインフォマティクス 27、863–864 (2011)。

論文 PubMed PubMed Central CAS Google Scholar

Bankevich、A. et al. SPAdes: 新しいゲノムアセンブリアルゴリズムとその単一細胞配列決定への応用。Ｊ．Ｃｏｍｐｕｔ．バイオル。 19、455–477 (2012)。

論文 MathSciNet PubMed PubMed Central CAS Google Scholar

Nurk, S.、Meleshko, D.、Korobeynikov, A. & Pevzner, PA メタSPAdes: 新しい汎用性の高いメタゲノムアセンブラ。ゲノム研究所 27、824–834 (2017)。

論文 PubMed PubMed Central CAS Google Scholar

Keegan, KP、Glass, EM & Meyer, F. MG-RAST、微生物群集の構造と機能を分析するためのメタゲノミクスサービス。方法Ｍｏｌ．バイオル。 1399、207–233 (2016)。

論文 PubMed CAS Google Scholar

オーバービーク、R. et al. このサブシステムは、ゲノムアノテーションと、1000 ゲノムにアノテーションを付けるプロジェクトでのその使用にアプローチします。核酸研究所 https://doi.org/10.1093/nar/gki866 (2005)。

論文 PubMed PubMed Central Google Scholar

ディンズデール、EA 他 9 つの生物群系の機能的メタゲノムプロファイリング。自然 https://doi.org/10.1038/nature06810 (2008)。

論文 PubMed Google Scholar

Jia、B.ら。 CARD 2017: 包括的な抗生物質耐性データベースの拡張とモデル中心のキュレーション。核酸研究所 45、D566–D573 (2017)。

論文 PubMed CAS Google Scholar

Alcock、BP et al. CARD 2020: 包括的な抗生物質耐性データベースを使用した抗生物質レジスターム監視。核酸研究所 https://doi.org/10.1093/nar/gkz935 (2020)。

論文 PubMed Google Scholar

ブッフフィンク、B.、ロイター、K.、ドロスト、H.-G. DIAMOND を使用した、生命の樹スケールでの高感度なタンパク質のアラインメント。ナット。方法 18、366–368 (2021)。

論文 PubMed PubMed Central CAS Google Scholar

ディアス、MF 他。環境および臨床現場における飲料水のレジストーム、ウイルスローム、マイクロバイオームを調査します。水耐性 174、115630 (2020)。

論文 PubMed CAS Google Scholar

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この研究は、高等教育人材改善調整、オズワルド・クルーズ財団、国家科学技術開発評議会から資金提供を受けました。

国立衛生品質管理研究所 INCQS/FIOCRUZ、オズワルドクルーズ財団、リオデジャネイロ、RJ、4365、ブラジル

カヨ・ビアンコ、ベアトリス・オリベイラ・デ・ファリアス、アンドレッサ・シルバ・ゴンサルヴェス＝ブリトー、アナ・パウラ・アウヴェス・ド・ナシメント、マリアナ・マガルディ、ケイランヌ・モンテネグロ、クラウディア・フローレス、サマラ・オリベイラ、ミシェル・アルベス・モンテイロ、ベルナルデテ・フェラス・スピッソ、マラーリーネ・ウルバーグ・ペレイラ、ロサナ・ゴメス・フェレイラ＆メイサ・マンデッタクレメンタイン

リオデジャネイロ州立大学、リオデジャネイロ、ブラジル

ロドルフォ・マットス・アルバーノ & アレクサンダー・マチャド・カルドーソ

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KB はサンプルを収集し、実験作業とデータ分析を実行し、原稿を書きました。 BOF は実験作業とデータ分析を実施しました。 ASGB は実験作業とデータ分析を実施しました。 APAN はデータ分析と論文執筆 (レビューと編集) に貢献しました。 MM は実験作業とデータ分析を実行しました。 KM はデータ分析と論文執筆に貢献しました。 CF は実験作業とデータ分析を実行しました。 SOは実験作業とデータ分析を実行しました。 MAM は実験作業に貢献しました。 BFS データ分析と論文執筆 (レビューと編集)。 RMA、BFS、MUP、RGF は実験作業、データ分析、論文執筆 (レビューと編集) に貢献しました。 AMC はデータ分析と論文執筆 (レビューと編集) に貢献しました。 MMCは資金調達、プロジェクト管理、監修を担当し、論文執筆（査読・編集）にも貢献しました。著者全員が原稿を読んで承認しました。

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転載と許可

Bianco, K.、de Farias, BO、Gonçalves-Brito、AS 他ブラジル、リオデジャネイロの飲料水供給システムからの微生物群集と抗菌残留物の移動式レジストーム。 Sci Rep 12、19050 (2022)。 https://doi.org/10.1038/s41598-022-21040-7

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受信日: 2022 年 3 月 29 日

受理日: 2022 年 9 月 22 日

公開日: 2022 年 11 月 9 日

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-022-21040-7

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ブラジル、リオデジャネイロの飲料水供給システムからの微生物群集と抗菌残留物の移動式レジストーム