抗生素耐药性监测是由选定的污水系统(活性污泥系统、废物稳定塘和化粪池系统)在埃塞俄比亚东部从2018年10月到2019年4月。活性污泥系统和废物稳定塘全面植物接收污水从宿舍,食堂,动物农场,尔达瓦大学和Haramaya大学和实验室(图 1)。第三个监测站点是化粪池系统接收医院废水Hiwot Fana专业大学医院(HFSUH)。尔达瓦大学污水处理厂活性污泥系统(屁股)由初步废物处理单位(除毅力和稳定塘),初级沉淀池(多特蒙德槽),活性污泥系统(曝气单元和二次沉淀),和废物氧化塘。Haramaya大学污水处理厂是一个废物稳定塘(WSP)筛选单元组成的,两个主要的兼性池塘,池塘和一个成熟。废水样品收集在入渗和废水的位置在每个单元操作/过程废水处理过程中。

废水样品是按季度收集2018年10月——2019年4月从指定的取样位置在废水系统。塑料容器消毒酒精70% (v / v)被用来收集样本。在抽样,样本与样本容器冲洗三次水灌装前的样品。获得一个代表性样本,实际样本获得的积分获取样本收集在一个早上30分钟间隔小时8 - 11点。样本集合后,免受阳光直射和运输在冷却器框包含冰袋的实验室分析。所有样品都是储存在4^◦C在24 h(样本收集和分析。

废水样本分析酸碱现场使用数字仪表。化学需氧量(COD)、生化需氧量(BOD)和总悬浮固体在实验室根据标准分析方法( 12]。数据流量等操作条件,停留时间,除垢率污水处理厂收集废水采样的每一次。

水样分析目标细菌的使用标准方法检查水和废水 12]。样本彻底分析之前分发细菌混合均匀。连续稀释(10-2-10-6)的样本准备无菌蒸馏水。从复制50毫升每个样本的稀释过滤使用0.45 µm, 47毫米,直径,纤维素白色网格过滤器放置在滤光片夹。大约25毫升蒸馏水首次加入湿滤纸。媒体选择根据制造商推荐的过程和高压灭菌消毒的15磅的压力(121°C) 15分钟。膜过滤器是无菌培养皿转移到45毫米与适当的选择性的媒体。

R2A总异养细菌的琼脂用于枚举孵化后37°C 24小时。mEndo-LES琼脂用于大肠杆菌和mFC琼脂粪便大肠杆菌总数孵化后37°C和24小时44.5°C,分别。m-TEC琼脂用于耐热的枚举 大肠杆菌35-37°C 2小时和44.5±0.5°C 22小时。隔离的 粪肠球菌和 肠球菌都有效,使用m-Enterococcus琼脂。盘子在37°C,孵化后,结果读24和48 h。最多五个随机选择的假定 肠球菌殖民地mEnterococcus琼脂的亚文化 肠球菌微分琼脂基(TITG琼脂基地)之间的区别 粪肠球菌和 肠球菌都有效。第35 - 37孵化后°C 18 - 24小时1% TTC解决方案,殖民地的深红色和一条狭窄的白色边缘被当成中心 粪肠球菌,而被确定为白色或淡粉色颜色的殖民地 肠球菌都有效。溴棕三甲铵琼脂用于隔离的 铜绿假单胞菌在37°C孵化后48 h。我们使用 马达思班- v琼脂的隔离 气单胞菌属spp。在孵化温度控制的孵化器孵化条件见表 1。盘子被贴上一个污水处理厂,取样位置、日期和样本数量。

两个隔离/样本收集细菌进行药敏试验(AST)除了医院污水,三个分离收集。标准Kirby-Bauer磁盘扩散法是用于确定隔离的药敏资料( 13]。细菌培养液被暂停新细菌生长在准备4 - 5毫升生理盐水,和浊度是0.5麦克法兰标准的调整。然后,悬挂在整个传播Mueller-Hinton琼脂表面使用棉签产生融合性的增长。

磁化率测试是由磁盘放置纸浸渍与特定数量的抗生素对细菌生长的草坪琼脂和耗氧孵化35 + 1°C 18 - 24小时。潜伏期后,直径抑制区,周边地区磁盘没有细菌生长,是测量。

表型耐药通常是解释基于临床标准和推荐的断点。更可靠的选择环境细菌对抗生素耐药性的解释可能是流行病学截止(ECOFF)值由欧洲委员会药敏测试(EUCAST),在给定的分类,把人口与获得性耐药机制(non-wild-type)野生种群没有抵抗。与临床断点、临床流行病学ECOFF值,不与治疗效率,并且不不同在不同的委员会( 14]。本研究的抑菌圈直径解释根据EUCAST指南( 15),除了 大肠杆菌检测四环素、 Enterococci测试评估的临床实验室标准协会( 16)的指导方针。磁盘内容和断点在这项研究中使用的每个抗生素如表所示 2。

玛丽决定为每个孤立使用公式 毛伊岛 = 一个 / b ,在那里 一个代表的数量测试隔离描绘阻力和抗生素 b代表总数的抗生素敏感性测试隔离已经评估了( 17]。MARI值为0.2时表示一个高风险环境中抗生素(经常使用 18, 19]。

数据分析使用描述性和推论统计工具在R编程环境。一个 P 值≤0.05被认为是一个统计上的显著差异。箱线图被选出的图表说明梅里的分布值使用平均值。为了决定哪些统计测试应该用于确定意义,正态分布的数据首先分析使用Shapiro-Wilk测试。数据不是正态分布,和克鲁斯卡尔-沃利斯检验、非参数版本的经典单向方差分析(方差分析),是用来确定抗生素抗性水平的变化(以梅里)在研究细菌组。结果是用来维护三国抗生素耐药性水平是否明显不同监测系统和抗生素抗性水平不同废水处理过程中进步。

选择废水的物理化学和生物学特性分析提出了在表 4。废水特征(包括理化和微生物负载)的三个系统几乎是类似的。然而,动物农场废物废物稳定塘是最强的废物进入Haramaya大学有机和细菌负荷意味着BOD和COD测量为1108.33和1275.33 mg / L,分别为5.55 ∗ 10⁸,2.74 ∗ 10⁸和1.13 ∗ 10⁸cfu / 100毫升 总大肠菌, 粪便大肠杆菌, Enterococci。spp。, 大肠杆菌,分别。废水的pH值的成熟池塘Haramaya大学的废物稳定塘和活性污泥的氧化塘系统尔达瓦大学的9.25和9.45,分别。污水厂的处理效率提出了表 4作为特定的物理化学和日志减少细菌污染。去除的效率在对数尺度范围从0.83到3.21 (COD去除率的WSP总大肠杆菌的活性污泥系统。

BOD鳕鱼比是一个重要的聚合程度的废水特点,说明废水的生物降解性 20.和微生物群落 21, 22]。典型的BOD / COD值比未经处理的生活污水的范围从0.3到0.8 ( 23]。BOD / COD比浪费在屁股和WSP的原始污水的范围从0.79到0.61的污水废水和从0.87到0.46(生废水污水废水,分别。这使它适合于生物处理,这使得屁股和WSP的正确选择治疗这样的浪费。实现高水平的微生物去除效率从95%到99%不等的屁股和水。这可能与阳光之间的相互影响,藻类增长,pH值升高( 24]。

本研究评估十常用抗生素对五组的细菌提出指示环境中抗生素抗性水平和这项研究的结果发表在表 5。从三个监测站点,在污水处理过程中,151年 大肠杆菌分离和检测对十个常用抗生素的耐药模式。抗生素耐药性的模式 大肠杆菌呈现在图 2。如图所示, 大肠杆菌抵抗是高 β-Lactams和头孢菌素组如氨苄西林、阿莫西林/克拉维酸低时氨基甙类抗生素(庆大霉素和阿米卡星),和碳青霉烯(Meropenem)组。

隔离显示敏感性降低 β-Lactams和头孢菌素(氨苄西林、阿莫西林/ Clav和头孢他啶)所有监控的位置。同样,在所有网站,隔离显示更高的对氨基糖甙类(庆大霉素和阿米卡星)和碳青霉烯(Meropenem)。最高的频率对氨苄青霉素抗性被记录为94.7% 大肠杆菌隔离从医院废水,其次是头孢他啶的频率为86.8% 大肠杆菌从医院废水分离。除了氨苄西林、阿莫西林/ clav和头孢他啶,抵抗频率显示的隔离与其他抗生素是< 50%,如图 2。

从三个监测站点,共286人 肠球菌spp。(144 粪大肠和142年 大肠都有效)被孤立,他们的抗生素耐药性测试对五种常用抗生素如氨苄青霉素、庆大霉素、左氧氟沙星、环丙沙星、复方磺胺甲恶唑。抗生素敏感性试验的结果呈现在图 3。两个隔离的 肠球菌种虫害表现出更高水平的抗氨苄青霉素、复方磺胺甲基异恶唑,同时为庆大霉素表现出更高的敏感性。的电阻 粪大肠屁股废水庆大霉素范围从13.3%至91.7%的氨苄青霉素STS的医院污水。同样,抗生素耐药性 大肠都有效在屁股废水庆大霉素范围从18.9%至88.9%的氨苄青霉素STS的医院污水。

总共有143 铜绿假单胞菌被隔绝的屁股(59),WSP (48), STS (36)。抗生素耐药性的隔离测试活动与七个抗生素,即头孢他啶,头孢吡肟,庆大霉素、阿米卡星、左氧氟沙星、环丙沙星、Meropenem,结果呈现在图 4。如图所示, 铜绿假单胞菌隔离表示更高层次的耐头孢菌素如头孢他啶和头孢吡肟,同时为庆大霉素和meropenem显示更高的敏感性。阻力位在范围从18%抗meropenem在隔离的屁股77.8%耐头孢他啶和头孢吡肟隔离STS的医院。

表单收集的66个样本三个网站,142 气单胞菌属种虫害是孤立和他们的抗生素耐药性资料测试5个评论抗生素如头孢他啶、头孢吡肟、左氧氟沙星、环丙沙星、复方磺胺甲恶唑。隔离表达了更高层次的抗生素耐药性复方磺胺甲基异恶唑、头孢他啶,头孢吡肟,同时为左氧氟沙星表达更高的敏感性。

根据表中所示的敏感性测试的结果 5,隔离从医院废水都显示出高电阻特性隔离和药物测试。比例最高的抵抗所有隔离是AMP抵抗医院废水36例(94.7%),33(91.7%),和32例(88.9%) 大肠杆菌, 粪大肠,和 大肠都有效,分别。低电阻率是GEN10活性污泥污水处理系统10(16.4%),8例(13.3%),11(18.9%),12例(20.3%) 粪大肠杆菌,大肠,大肠都有效,铜绿假单胞菌,分别。

因此,隔离从医院废水都显示出高电阻特性隔离和药物测试而隔离的屁股对所有隔离和低电阻测试药物。比例最高的抵抗所有隔离医院废水的氨苄青霉素耐药性是36(94.7),(91.7),33和32 (88.9) 大肠杆菌, 粪大肠, 大肠都有效,分别。低电阻率被认为对庆大霉素对活性污泥污水处理系统,是10 (16.4),(13.3),11 (18.9),12 (20.3) 粪大肠杆菌,大肠,大肠都有效, 铜绿假单胞菌,分别。更高层次的 大肠杆菌电阻被认为在医院废水的氨苄青霉素meropenem区间为42.1%和94.7%。

抗药细菌隔离的速率在医院废水高于nonhospital环境中的所有指标变量;这是统计学意义( P < 0.001 )。类似的观察报告( 25]。的差异之间的环境阻力三个污水系统可以解释为不同类型的废水来源。影响废水屁股被人类浪费包括抗生素残留和耐药性细菌,混合,在适宜的条件下,高养分含量和细菌之间的密切接触,可以促进抗生素耐药性传播( 26]。然而,影响废水WSP是由畜牧业废水,这可能包括大量的抗生素的残留,进而有助于提高利率隔离抗生素耐药性的细菌( 27]。其他因素比滥用抗生素在人类医学、畜牧、农业可能会扰乱微生物的耐药细菌的平衡。医院放电致病菌,其中大部分可以携带阻力因素进入污水,和抗生素的痕迹尿液,粪便,泄漏和过期药物、随意丢弃到洗手盆,都引导到污水系统。

抗生素耐药性的差异水平在三个监测站点及其变化过程中废水处理过程框图所示的数据 5和 6,分别。在箱线图(图所示 5),有明显的变化在梅里利率更高的价值三个监控网站的多药耐药性的STS医院废水。

多药耐药性水平测量的平均值梅里也显示出明显的变化在每个阶段的三个监测站点。图中的条形图 6描述的改变意味着梅里价值过程中废水处理过程。每个废水的网站监控,废水具有更高层次的梅里相比原始的废水。也被证明在每个阶段增加的屁股和WSP。

玛丽被用来估计与耐药性的传播相关的健康风险的环境中。玛丽值0.2(任意)是用来区分高低健康风险,和玛丽大于0.2表明,应变(s)的细菌来自一个环境高污染或抗生素的使用 18]。玛丽估计获得隔离从我们的研究地点分别为0.287,0.36,和0.639,屁股,WSP和STS分别。这些措施都大于0.2,这表明高的隔离起源于环境使用或抗生素的污染。高毛伊岛这一研究获得的值可能会建议分离抗生素的接触压力,这可能会导致不适当的使用抗生素在研究区人口中,并可能导致进一步的多药耐药性的发展增加加班如果适当措施不到位 28]。

这项研究表明,阻力的增加强度的污水处理过程。有明显增加的多药耐药性的分离过程中废水处理过程。这可以作为指示倾向的污水系统,加强抗生素耐药性。目前,没有明确的证据表明电阻是否可能发展污水处理厂(WWTPs) [ 29日]。之间的因果关系尚未完善的抗生素耐药性的存在因素在污水处理厂和耐药细菌的支持。然而,建立有证据表明,废水,甚至处理废水,含有较高比例的各种耐药细菌种群与其他水生环境中包含的各自的比例( 10]。按照前研究,污水处理厂的条件有利于ARB的扩散和不抵抗细菌获得耐药性基因( 30.]。Goni-Urriza et al。 31日)监测耐药性细菌的数量在污水处理厂的污水河和接收,和抗生素敏感性测试,发现抵抗21的22抗生素检测显著增加的菌株 肠杆菌科和 气单胞菌属仕达屋优先计划 。收集废水排放点的下游。Iwane et al。 32)也报道,tetracycline-resistant大肠菌的比例增加了6.8%的下游污水处理厂。

这份报告有许多优点;提到一些,我们试图避免错误的警报的“高阻”不包括细菌/抗生素组合导致内在阻力。我们有显著降低冗余测试的情况下抗力移转是一个规则。尽管本研究解决重要的环境健康问题,它不是不受限制。我们无法识别基因表达的阻力。我们也无法确定抗生素抗性水平的决定因素,如抗生素残留,重金属浓度,和废水中的抗生素抗性基因系统。此外,"和extended-spectrum beta-lactamase孤立的细菌种类的模式并不确定。