楊夢(mèng)瑤，張明珠，汪 穎，孫慶業(yè)*

(1.安徽大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院，安徽 合肥 230601；2.濕地生態(tài)保護(hù)與修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，安徽 合肥 230601)

【研究意義】人類社會(huì)的可持續(xù)發(fā)展離不開豐富的水資源，但隨著人類各項(xiàng)開發(fā)開采活動(dòng)的進(jìn)行，可利用的淡水資源正在急劇減少并受到了嚴(yán)重污染[1]，目前，水資源的緊缺和污染已經(jīng)成為一個(gè)全球性問題，我國(guó)的水資源現(xiàn)狀更是不容樂觀。資料顯示，我國(guó)四大流域近90%的湖泊都已呈現(xiàn)出富營(yíng)養(yǎng)化狀態(tài)，有過(guò)半比例的城鎮(zhèn)水源已不符合飲用水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)，近40%的水源已完全無(wú)法使用，對(duì)居民健康造成了嚴(yán)重威脅[2]。人類活動(dòng)對(duì)水資源造成的污染主要包括生活污染、工業(yè)型污染和農(nóng)業(yè)污染等，污染物的排入在加劇水體富營(yíng)養(yǎng)化的同時(shí)也為水體中病原微生物的生長(zhǎng)繁殖提供了條件，相關(guān)數(shù)據(jù)表明，飲用水是全世界傳染病最主要的傳播媒介之一[3]。通過(guò)水體傳播的疾病，如痢疾、腹瀉、霍亂等，均與其中的腸道致病菌有關(guān)。常見的人體腸道致病菌有腸炎沙門氏菌[4]、志賀氏菌[5]、致病性大腸埃希氏菌[6]等，這些細(xì)菌侵入人體后會(huì)對(duì)腸道造成損傷，導(dǎo)致疾病。例如，一些大腸桿菌菌株通過(guò)產(chǎn)生外毒素來(lái)誘發(fā)分泌性腹瀉，沙門氏菌血清可侵入腸道上皮細(xì)胞，對(duì)上皮造成神經(jīng)性損傷并使其喪失粘膜屏障完整性，最終導(dǎo)致″炎癥性腹瀉″[7]，因此，針對(duì)水體中人體腸道病原微生物的研究已經(jīng)引起人們的廣泛重視，這對(duì)保護(hù)人體健康具有重要意義。【前人研究進(jìn)展】目前，國(guó)內(nèi)外對(duì)致病基因的研究多集中于水體[8-9]、土壤[10-12]以及食品[13-14]中幾種致病基因的檢測(cè)或各類抗生素對(duì)其產(chǎn)生的影響[15-17]，而針對(duì)采煤沉陷區(qū)水體中不同人體腸道病原菌致病基因受不同污染物影響后的豐度差異研究開展較少。在采煤過(guò)程中，地面形成大面積沉降，較高的地下水位和周邊的河流會(huì)導(dǎo)致大面積沉陷積水區(qū)的形成[18]。由于沉陷區(qū)與外界的循環(huán)較少，外界污染物排入后會(huì)在水體中富集，化學(xué)肥料和農(nóng)藥、煤結(jié)塊浸出及周邊畜牧養(yǎng)殖廢水等，都是沉陷區(qū)水體污染的主要來(lái)源，而上覆水和沉積物形成的動(dòng)-靜系統(tǒng)不僅會(huì)使沉積物中的養(yǎng)分釋放到上覆水中隨水體流動(dòng)不斷擴(kuò)散，上覆水中的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)也會(huì)隨著水流逐漸富集至沉積物中[19]，這樣的物質(zhì)交換會(huì)對(duì)水體中人體腸道病原微生物的空間分布產(chǎn)生影響?！颈狙芯壳腥朦c(diǎn)】本研究以皖北地區(qū)采煤沉陷區(qū)中幾種受到不同污染的水體為研究對(duì)象，采用qPCR[20-21]等現(xiàn)代分子生物學(xué)方法，分析上覆水和沉積物的基本理化性質(zhì)及其中五種人體腸道病原菌致病基因的相對(duì)豐度差異，以已知飲用水源地董鋪水庫(kù)為參照系?！緮M解決的關(guān)鍵問題】探究迪溝采煤沉陷區(qū)水域作為飲用水源地的合適性，為皖北缺水地區(qū)的水資源保護(hù)和利用提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

1.1.1 研究區(qū)概況 研究區(qū)是位于安徽省阜陽(yáng)市迪溝采煤沉陷區(qū)(116°19′31″～116°26′38″E，32°45′57″～32°48′42″N)的大面積湖區(qū)及周邊入湖河流，該區(qū)域?qū)倥瘻貛О霛駶?rùn)季風(fēng)氣候，夏熱冬寒，四季分明，光照充足，雨量適中，年平均氣溫14.7 ℃，年均降水量950 mm，年均無(wú)霜期221 d。

對(duì)照區(qū)是位于安徽省合肥市的已知水源地董鋪水庫(kù)(117°05°48″～117°12′22″E，31°51′40″～31°55′33″N)。

1.1.2 樣品采集 2019年10月，在安徽省阜陽(yáng)市迪溝采煤沉陷區(qū)的湖區(qū)及河流中采集35個(gè)上覆水和沉積物樣品(圖1、表1)。同年同月，在安徽省合肥市董鋪水庫(kù)的中心區(qū)域采集5個(gè)上覆水和沉積物樣品。上覆水樣品由經(jīng)高溫高壓滅菌的玻璃瓶保存于4 ℃冰盒中，沉積物樣品由高溫滅菌自封袋臨時(shí)保存，帶回實(shí)驗(yàn)室經(jīng)真空冷凍干燥后備用。

1.1.3 供試菌種 5株標(biāo)準(zhǔn)菌株腸炎沙門氏菌CMCC(B)50041、志賀氏菌CMCC(B)51571、小腸結(jié)腸炎耶爾森菌CMCC(B)52204、糞腸球菌ATCC29212、O157：H7大腸埃希氏菌800014均購(gòu)于中國(guó)醫(yī)學(xué)細(xì)菌保藏管理中心(National Center for Medical Culture Collections)。

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1 上覆水理化性質(zhì)的測(cè)定 pH值、電導(dǎo)率、溶解氧分別用pH儀、便攜式電導(dǎo)率儀和便攜式溶解氧儀器現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定，硝氮用紫外分光光度法測(cè)定，氨氮用水楊酸分光光度法測(cè)定，總氮用堿性過(guò)硫酸鉀消解紫外分光光度法測(cè)定，總磷用鉬酸銨分光光度法測(cè)定，CODMn的測(cè)定依據(jù)國(guó)標(biāo)ISO 8467—1986。

1.2.2 沉積物理化性質(zhì)的測(cè)定 pH用pH儀測(cè)定，總氮用凱氏定氮儀測(cè)定，總磷用硫酸—高氯酸消煮—分光光度法測(cè)定，氨氮用苯酚—次氯酸鈉分光光度法，硝氮紫外分光光度法測(cè)定，Zn、As、Cd、Pb、Cu的含量采用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(ICAPQ，Thermo Fisher，美國(guó))測(cè)定。

1.2.3 DNA提取和標(biāo)準(zhǔn)品制備 DNA提?。好總€(gè)樣點(diǎn)取100 mL上覆水樣品，在超凈工作臺(tái)中真空抽濾，將上覆水中的微生物收集到0.22 μm的濾膜上，置于-20 ℃冰箱保存，最后用經(jīng)過(guò)滅菌的剪刀剪碎，用CTAB法(十六烷基三甲基溴化銨法，Cetyltrimethylammonium Bromide)提取濾膜上的微生物總DNA；每個(gè)樣點(diǎn)稱取0.5 g的沉積物樣品，亦用CTAB法提取微生物總DNA。標(biāo)準(zhǔn)菌株DNA的提?。簩?.5 mL液體培養(yǎng)基注入裝有菌種凍干粉的安瓿中，輕吹吸使溶解并制成細(xì)菌懸液，將細(xì)菌懸浮液接種到50 mL液體培養(yǎng)基并在37 ℃的恒溫震蕩培養(yǎng)箱中培養(yǎng)18～24 h至菌液渾濁。最后使用Bacterial DNA Kit D3350-1試劑盒提取菌液基因組DNA。標(biāo)準(zhǔn)品制備：以標(biāo)準(zhǔn)菌株的基因組DNA為模板，使用Bio-rad thermal cycler進(jìn)行PCR擴(kuò)增(引物序列見表2)，擴(kuò)增產(chǎn)物經(jīng)2%的瓊脂糖凝膠電泳檢測(cè)，然后使用Gel Extraction Kit試劑盒進(jìn)行凝膠切割和純化過(guò)程。在克隆過(guò)程中，將純化的PCR產(chǎn)物連接到T3載體，并導(dǎo)入到Trance 1-T1大腸桿菌化學(xué)感受態(tài)細(xì)胞中使其連接，注入150 μL液體培養(yǎng)基于37 ℃搖床中震蕩1 h，最后將菌液均勻地涂在培養(yǎng)皿中并培養(yǎng)12～15 h，篩選出陽(yáng)性克隆的質(zhì)粒，在LB液體培養(yǎng)基中培養(yǎng)大約6 h后，經(jīng)M13引物擴(kuò)增檢測(cè)后送至華大基因公司測(cè)序，測(cè)序結(jié)果通過(guò)BLAST比對(duì)驗(yàn)證，最后用M13引物擴(kuò)增，在凝膠成像儀中切割2%凝膠中的目標(biāo)產(chǎn)物，并用試劑盒純化，于-20 ℃冰箱中保存。

1.2.4 qPCR反應(yīng) 使用SYBR Green染料進(jìn)行了qPCR反應(yīng)，擴(kuò)增條件在檢測(cè)分析之前針對(duì)每個(gè)基因進(jìn)行了優(yōu)化。最終確定的體系如下：總反應(yīng)體系為10 μL，包括5 μL SYBRFAST qPCR Kit Master Mix，稀釋10倍的DNA模板2 μL，上下游引物(100 μmol/L)各0.2 μL，加ddH2O至10 μL。 qPCR反應(yīng)參數(shù)為：95 ℃變性3 min，隨后進(jìn)行40個(gè)循環(huán)，其中95 ℃變性15 s，55 ℃退火15 s、72 ℃延伸45 s，在72 ℃時(shí)收集熒光信號(hào)。設(shè)置溶解曲線的條件為：95 ℃15 s，60 ℃1 min，72 ℃15 s。每個(gè)基因均已稀釋10倍濃度梯度的標(biāo)準(zhǔn)品作為模板進(jìn)行qPCR熒光定量以繪制標(biāo)準(zhǔn)曲線，qPCR的擴(kuò)增效率為85%～95%，標(biāo)準(zhǔn)曲線的R2>0.99。

表1 研究區(qū)采樣點(diǎn)分布區(qū)域概況

表2 研究所用引物序列

1.2.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析 用SPSS 23.0軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行單因素方差分析，并用Duncan法進(jìn)行差異顯著性檢驗(yàn)，差異顯著水平為0.05；用Arcgis 10.2軟件的IDW反距離權(quán)重插值法繪制空間分布圖；用Canoco 4.5做RDA分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 上覆水理化性質(zhì)

研究區(qū)及對(duì)照區(qū)上覆水理化性質(zhì)分析結(jié)果見表3。研究區(qū)內(nèi)上覆水平均pH為7.97，屬弱堿性水，硝氮、氨氮、總氮、總磷含量及高錳酸鉀指數(shù)分別是對(duì)照區(qū)的3.17、5.94、5.57、5.58和1.52倍，均顯著高于對(duì)照區(qū)，較對(duì)照區(qū)污染嚴(yán)重。研究區(qū)4個(gè)區(qū)域的污染程度由大到小依次是養(yǎng)殖廢水污染區(qū)>生活污水污染區(qū)>其他污染區(qū)>煤矸石污染區(qū)，其中受到養(yǎng)殖廢水影響的區(qū)域的氨氮和總磷含量是其他3個(gè)區(qū)域的3.09倍。依照《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB 3838—2002)及綜合水質(zhì)標(biāo)識(shí)指數(shù)法評(píng)價(jià)后，董鋪水庫(kù)上覆水達(dá)到Ⅱ類綜合水質(zhì)級(jí)別，而迪溝采煤沉陷區(qū)上覆水只達(dá)到了Ⅳ類和Ⅴ類綜合水級(jí)別。

2.2 沉積物理化性質(zhì)

表4顯示，研究區(qū)內(nèi)沉積物平均pH為8.02，呈弱堿性，氨氮、總氮和總磷污染嚴(yán)重，均顯著高于對(duì)照區(qū)，受到的重金屬污染主要來(lái)源于Zn、As和Cu。研究區(qū)4個(gè)區(qū)域的污染程度由大到小依次是養(yǎng)殖廢水污染區(qū)>煤矸石污染區(qū)>生活污染區(qū)>其他污染區(qū)，養(yǎng)殖廢水區(qū)的硝氮、總氮、總磷和Zn的含量是其他區(qū)域的2.89、2.30、1.65和3.4倍。對(duì)于總氮的單項(xiàng)污染指數(shù)評(píng)價(jià)，對(duì)照區(qū)屬清潔等級(jí)，研究區(qū)少數(shù)部分有輕度污染；對(duì)于總磷的單項(xiàng)污染指數(shù)評(píng)價(jià)，對(duì)照區(qū)屬清潔等級(jí)，研究區(qū)大部分地區(qū)有輕度和中度污染，其中樣點(diǎn)H7和DG27屬重度污染。

表3 上覆水理化性質(zhì)

表4 沉積物理化性質(zhì)

2.3 水體中病原菌致病基因豐度的空間分布

圖2～4表明，上覆水中致病基因的相對(duì)豐度(某一致病基因copies/16S rRNA copies)在0.09×10-4～9.83×10-4范圍，沉積物中的基因相對(duì)豐度在0.39×10-4～80.09×10-4范圍，整體比上覆水中高4～9倍，上覆水和沉積物中相對(duì)豐度最大的分別是ipaH和eae基因，相對(duì)豐度最小的均是ttr基因。上覆水中，受生活污水和煤矸石影響的區(qū)域中eae基因的相對(duì)豐度較大，是其他污染區(qū)域的2～4倍，受養(yǎng)殖廢水污染的水域ail、divIVA、ipaH和ttr基因的相對(duì)豐度均較高，是其他4個(gè)區(qū)域的2～6倍。沉積物中，受生活污水和其他農(nóng)耕污染影響的水域中eae基因的相對(duì)豐度最大，是其他區(qū)域的3～5倍，受煤矸石污染的水中5種致病基因的相對(duì)豐度均較小，比其他區(qū)域低3～6倍，而受養(yǎng)殖廢水影響的水域中5種致病基因的相對(duì)豐度均明顯高于其他區(qū)域，是其他區(qū)域的3～6倍，污染最嚴(yán)重的是H7、H8兩個(gè)采樣點(diǎn)所屬的入湖河流。在空間分布上，上覆水受到的病原菌污染呈現(xiàn)出大面積分布，而沉積物受到的病原菌污染呈小面積分布。總的來(lái)說(shuō)，上覆水受到病原菌污染的程度較沉積物中的更小，但污染面積更大，范圍更廣。

3 討 論

分子生物學(xué)技術(shù)的發(fā)展已逐漸替代了傳統(tǒng)的微生物培養(yǎng)和分離技術(shù)，qPCR技術(shù)具有快速、靈敏度高、特異性強(qiáng)等優(yōu)點(diǎn)，在對(duì)病原菌致病基因定量分析的研究上得到廣泛應(yīng)用[20-21]。Malorny等人收集了120份食物樣本，同時(shí)用傳統(tǒng)方法和qPCR技術(shù)檢測(cè)食物中的小腸結(jié)腸炎耶爾森菌，發(fā)現(xiàn)后者靈敏度更高[22]。本研究利用qPCR技術(shù)對(duì)研究區(qū)水體中病原菌致病基因相對(duì)豐度進(jìn)行分析，結(jié)果表明，經(jīng)不同污染源影響的水域均受到了不同程度的病原菌污染，且不同病原菌致病基因的相對(duì)豐度具有顯著的空間分布差異。生活污水和養(yǎng)殖廢水影響的水域受到了較大程度的病原菌污染，而煤矸石堆積區(qū)和其他區(qū)域受到的病原菌污染程度相對(duì)較小。

管理過(guò)量養(yǎng)分是改善水域生態(tài)系統(tǒng)的主要障礙，各種污染的排入使水體承受了高負(fù)荷的氮、磷壓力，過(guò)多的養(yǎng)分負(fù)載會(huì)導(dǎo)致水體富營(yíng)養(yǎng)化[23]，畜牧業(yè)和家禽養(yǎng)殖業(yè)產(chǎn)生的動(dòng)物糞便、有機(jī)化肥以及生活污水都是水體中氮和磷的來(lái)源。迪溝采煤沉陷區(qū)水體受到較嚴(yán)重的總氮和總磷污染，猜測(cè)這主要與周邊耕地施加有機(jī)化肥以及對(duì)污水排放的管理不當(dāng)有關(guān)，相關(guān)研究表明，肥料的使用占城鎮(zhèn)水域氮輸入總量的37%～59%，動(dòng)物糞便的排放養(yǎng)分投入占磷投入總量的76%及氮投入總量的28%[23]。

本研究中，受生活污水影響的水域受到了較嚴(yán)重的大腸桿菌污染，這可能和水域周邊農(nóng)耕地使用有機(jī)肥料有關(guān)。相關(guān)研究表明有機(jī)肥料、牛肉牛奶制品和水果蔬菜是O157∶H7型大腸桿菌的重要來(lái)源[24-25]，該菌株通常被裂解為帶有一種或多種攜帶志賀毒素基因的噬菌體[26]，eae基因是O157∶H7型致病性大腸桿菌內(nèi)膜蛋白基因[24]，這種病原體潛入水體后不僅使水體受到致病性大腸桿菌的污染，同時(shí)也會(huì)增加志賀氏菌的感染風(fēng)險(xiǎn)，Khandaghi等[27]的研究也表明有機(jī)肥料的大量使用會(huì)增加致病性大腸桿菌感染的風(fēng)險(xiǎn)。研究區(qū)中受生活污水影響的水域周邊分布著大面積的居民區(qū)和農(nóng)耕地，這會(huì)使大量的居民生活污水和有機(jī)肥料進(jìn)入水體，濟(jì)河(H1采樣點(diǎn)所屬河流)是一條從阜陽(yáng)市區(qū)流入研究區(qū)的河流，H2和H3兩個(gè)采樣點(diǎn)分別位于兩條從附近城鎮(zhèn)流入研究區(qū)的河流(以下稱河2和河3)中，河3由北向南匯入湖區(qū)后在南邊的閘口處匯入濟(jì)河，河2由南向北匯入濟(jì)河后流入湖區(qū)，這樣的水體流動(dòng)會(huì)使隨污染物潛入水體的大腸桿菌迅速擴(kuò)散至研究區(qū)大面積水域。而DG1采樣點(diǎn)周圍的水域因受到水體流動(dòng)的影響較小，流入湖區(qū)的污染物迅速沉淀至湖底，這導(dǎo)致該區(qū)域只有小面積的沉積物受到了較嚴(yán)重的大腸桿菌污染。

受養(yǎng)殖廢水影響的水域中，糞腸球菌、耶爾森菌和沙門氏菌的污染較嚴(yán)重。相關(guān)研究表明豬腸道中含有大量糞腸球菌、耶爾森菌和沙門氏菌[22,28-29]，divIVA基因是促使糞腸球菌細(xì)胞分裂、細(xì)胞生長(zhǎng)和染色體分離的必需基因[30]，ail基因是致病性小腸結(jié)腸炎耶爾森菌的附著和侵襲基因[31]，ttr基因是腸炎沙門氏菌最主要的毒力因子[6]。動(dòng)物養(yǎng)殖廠廢水的排放會(huì)加劇水體富營(yíng)養(yǎng)化，弱堿性和高營(yíng)養(yǎng)化的水環(huán)境為這3種病原微生物提供了巨大的棲息地，Schwaiger[32]和Bozcal[33]在豬腸道及豬糞樣品中分別分離出了糞腸球菌和小腸結(jié)腸炎耶爾森菌，并結(jié)合對(duì)當(dāng)?shù)厮畼拥姆治觯C實(shí)這兩種病原菌對(duì)公共健康具有潛在危害性。H7和H8兩個(gè)采樣點(diǎn)分別位于兩條源頭是家畜養(yǎng)殖場(chǎng)排污口的河流，研究區(qū)中受養(yǎng)殖廢水影響的水域主要接收來(lái)自研究區(qū)周邊養(yǎng)豬場(chǎng)廢水的污染，大量動(dòng)物糞便隨河水直接流入湖區(qū)，污染物在流入湖區(qū)后會(huì)因入湖口處水流速度減緩而快速沉降至水底，導(dǎo)致沉積物受到的病原菌污染在空間上呈小面積分布。

分析上覆水和沉積物的理化性質(zhì)與病原菌致病基因相對(duì)豐度的關(guān)系后發(fā)現(xiàn)，上覆水和沉積物的理化性質(zhì)均對(duì)水體中5種致病基因的豐度產(chǎn)生影響。上覆水中總氮、溶解氧的含量和沉積物中總磷、Zn的含量分別對(duì)上覆水中eae基因和divIVA基因的相對(duì)豐度影響顯著。上覆水中COD和溶解氧的含量對(duì)沉積物中eae基因的相對(duì)豐度影響顯著，沉積物中總氮的含量對(duì)其中ipaH基因的相對(duì)豐度有顯著影響，Zn的含量對(duì)沉積物中divIVA和ail基因的相對(duì)豐度影響顯著。Lim等[34]的研究結(jié)果也證實(shí)了水體中大腸埃希氏菌群的數(shù)量和COD、總氮、總磷的含量呈極顯著正相關(guān)。研究區(qū)屬采煤沉陷區(qū)，塌陷區(qū)水域周邊及水底部均存在大量煤矸石的堆放及填埋，這會(huì)導(dǎo)致大量重金屬物質(zhì)隨雨水沖刷及人類活動(dòng)進(jìn)入水體，周邊農(nóng)耕活動(dòng)使用的農(nóng)藥化肥也會(huì)使重金屬元素潛入水體，對(duì)水體中的微生物群落造成影響。Jana等[35]發(fā)現(xiàn)隨著水體中重金屬元素含量的增加，大腸埃希氏菌的數(shù)量逐漸減少，本研究結(jié)果也表明沉積物中的重金屬元素含量與水體中eae基因的相對(duì)豐度呈負(fù)相關(guān)。Deng等[36]的研究也證實(shí)受到較大程度重金屬污染的土壤中，真菌和細(xì)菌的豐度明顯降低，微生物的活性、多度及豐度隨著重金屬含量的升高而降低。但本研究結(jié)果中Cu、Zn含量與divIVA、ail基因相對(duì)豐度之間的關(guān)系呈正相關(guān)，猜測(cè)這和微生物之間的相互作用及其自身產(chǎn)生抗性有關(guān)[37]，大多數(shù)的人體腸道病原微生物屬兼性厭氧菌，在溶解氧較低的污染水體中仍然可以快速繁殖，微生物可互相利用對(duì)方的代謝產(chǎn)物促進(jìn)自身的繁殖作用[38]。相關(guān)研究表明，腸道病原菌在感染位置會(huì)聯(lián)合形成生物膜以增強(qiáng)對(duì)抗生素的耐受性[39]并且在重金屬負(fù)荷較高、污染較嚴(yán)重的環(huán)境中會(huì)產(chǎn)生抗性菌株[40]。因此，這些因素對(duì)其豐度變化產(chǎn)生的影響也同樣不可忽視。

4 結(jié) 論

迪溝采煤沉陷區(qū)水體中不同腸道病原菌的空間分布具有顯著差異，且上覆水和沉積物中病原菌的空間分布趨勢(shì)不一致。受生活污水影響的水域中，上覆水和沉積物中eae基因的相對(duì)豐度均較高；受煤矸石影響的水域中，上覆水中只有eae基因的相對(duì)豐度較高，沉積物中5種致病基因的相對(duì)豐度均較低；受養(yǎng)殖廢水影響的水域中，上覆水中只有eae基因相對(duì)豐度較低，沉積物中ail、divIVA、ttr基因的相對(duì)豐度均顯著高于其他區(qū)域；迪溝采煤沉陷區(qū)上覆水受到0157∶H7型大腸桿菌、腸炎沙門氏菌、志賀氏菌、糞腸球菌和耶爾森菌污染的程度較沉積物中的更小，但污染面積更大，范圍更廣；水體中氮、磷含量對(duì)人體腸道病原菌致病基因豐度產(chǎn)生顯著影響。理化性質(zhì)分析結(jié)果和較高的人體腸道病原菌致病基因豐度均表明迪溝采煤沉陷區(qū)水域不適合作為飲用水源地，該地區(qū)生活污水及養(yǎng)殖廢水的排放應(yīng)得到進(jìn)一步的關(guān)注和管理。