微生物降解抗生素的研究进展_刘元望.pdf

1、摘 要 ：近几十年来，抗生素的大量使用所引起的公共健康 、资源利用和环境污染等问题倍受社会关注 。由于微生物对抗生素削减的高效 、低耗 、环保和操作简单等优点，微生物降解法已成为处理抗生素污染的有效途径 。在综述近几十年来利用微生物方法处理抗生素污染的技术 、抗生素降解功能微生物的筛选 、降解条件优化 、降解效果及其降解机制等方面研究进展的基础上，指出了今后的研究方向 。关键词 ：微生物；抗生素；降解中图分类号： X132 文献标志码： A 文章编号： 1672-2043（ 2016） 02-0212-13 doi:10.11654/jaes.2016.02.002微生物降解抗生素的研究进展刘

2、元望1，李兆君1*，冯 瑶1，成登苗1，胡海燕1，张文娟1， 2（ 1.中国农业科学院农业资源与农业区划研究所，农业部植物营养与肥料重点实验室，北京 100081； 2.山西师范大学地理科学学院，山西 临汾 041004）Research progress in microbial degradation of antibioticsLIU Yuan-wang1, LI Zhao-jun1*, FENG Yao1, CHENG Deng-miao1, HU Hai-yan1, ZHANG Wen-juan1,2（ 1. Ministry of Agriculture Key Lab of Pl

3、ant Nutrition and Fertilizer, Institute of Agricultural Resources and Regional Planning, Chinese Academy of Agricultural Sciences, Beijing 100081, China; 2. College of Urban and Environment Science, Shanxi Normal University, Linfen041004, China）Abstract： Antibiotics, a group of chemicals, are widely

4、 used in treating human diseases and animal diseases and promoting animal growth. Itwas estimated that approximately 2300 tons of antibiotics were consumed in veterinary medicine in European countries and about 52% of allantibiotics（ approximately 162 000 tons） were used for veterinary medicine in C

5、hina in 2013. However, antibiotics could not be completelyabsorbed by the animal body, and most is excreted along with urine or feces, either unaltered or as metabolites. Antibiotics entered the environmental compartments at high rates, which resulted in concerns over public health, resource utiliza

6、tion and environmental pollution.Therefore, more and more attention has been paid to their effective elimination in the environment. The degradation of antibiotics by specialmicroorganisms has been considered to be an efficient method for getting rid of antibiotics from the environment because of it

7、s low cost,simple management, and high degradation rates compared to other methods such as advanced oxidation processes, active carbon adsorption,low-temperature plasma technology, and membrane processing. In the present paper, the progress in antibiotic degradation by microorganisms and its mechani

8、sms were reviewed in aspects of screening of specific functional microorganisms responsible for antibiotic degradation,optimization of microbial degradation conditions, degradation efficiencies and mechanisms including molecular biological mechanisms anddegradation pathways. In addition, future rese

9、arch directions on microbial degradation of antibiotics were also proposed.Keywords： microorganism; antibiotic; degradation收稿日期 ： 20150615基金项目 ：北京市科技专项（ Z141105000614012）；国家自然科学基金（ 31572209）；河北省科技项目（ 15227504D）作者简介 ：刘元望（ 1989），男，山西运城人，硕士研究生，主要研究方向为农业环境污染 。E-mail： buyheadsinacom* 通信作者 ：李兆君 E-mail： 20

10、16， 35（ 2） :212-224 2016 年 2 月农业环境科学学报Journal of Agro-Environment Science刘元望，李兆君，冯 瑶，等 . 微生物降解抗生素的研究进展 J. 农业环境科学学报 , 2016, 35（ 2）： 212-224.LIU Yuan-wang, LI Zhao-jun, FENG Yao, et al. Research progress in microbial degradation of antibioticsJ. Journal of Agro-Environment Science, 2016, 35（ 2） : 212-

11、224.抗生素（ Antibiotics）是由微生物（包括细菌 、真菌 、放线菌）产生的具有抗病原体或其他活性的一类次级代谢产物，能干扰其他活细胞的发育功能 。抗生素作为抑菌或杀菌类药物已被广泛应用于人类疾病治疗 、畜禽及水产养殖等多个领域，主要包括四环素类 、磺胺类 、-内酰胺类 、氟喹诺酮类和大环内酯类等1。我国是抗生素生产和使用大国，每年抗生素生产量达 21 万 t，使用量达 18.9 万 t，其中兽用抗生素占到使用量的一半以上2。研究发现，生物体摄入大量抗第 32 卷第 1 期2016 年 2 月生素类药物后除部分被机体代谢外，有 40%90%以原药或初级代谢产物的形式随粪便和尿液排出

12、体外3，最终又通过施肥等方式进入土壤环境或者通过渗漏和污水排放进入水体环境 。近年来，关于抗生素类污染物在水体 、沉积物和土壤中被检出的国内外相关报道层出不穷，甚至在蔬菜 、奶类和肉类等产品中也发现了抗生素残留4-8。研究发现，长期暴露在抗生素环境下，不仅人和动物的患病和发病率会升高，而且对植物的叶绿素合成 、酶分泌和根系生长都有影响9-10。此外微生物也会逐渐适应抗生素环境，并产生抗生素耐药性和抗性基因（ Antibiotic resistance genes， ARGs）11-12。同时，低浓度抗生素对生态环境中微生物种群也能够起到筛选作用，使具有抗生素耐药性的微生物种群得以保留并逐渐壮大

13、，而对其敏感的种群不断死亡消失，直接后果就是使微生物种群结构失衡，对生态环境及人类健康造成极大的危害 。据报道， 2014 年全球有 70 万人因抗生素耐药性的产生而死亡，因此解决抗生素问题迫在眉睫13。为了解决抗生素污染问题，除了减少抗生素的滥用，如何去除环境体系中残留的抗生素已经成为近年来研究的热点 。目前，对含有抗生素残留污水的理化处理方法已进行了大量的研究和实践14-15，包括高级氧化法 、活性炭吸附法 、低温等离子体技术和膜处理法等16。但是这些理化法处理所需成本高 、管理复杂，除了高级氧化法对抗生素的去除率可达 95%外，其他方法的去除效率都较低，并且都对固态介质中抗生素残留处理存

14、在局限性 。因此，有关抗生素的微生物降解研究逐渐成为热点17。本文基于近年来抗生素污染微生物处理方法 、抗生素降解功能菌的筛选 、降解条件 、降解效果和降解机制方面的研究进行了系统的综述，旨在为后续抗生素微生物降解研究提供参考 。1 微生物处理方法1.1 活性污泥法活性污泥法（ Activated sludge process， ASP）是国内外处理抗生素污水最常见的方法 。利用活性污泥消除污水中抗生素的方法一般包括物理吸附（腐殖质 、活性炭 、絮凝剂） 、化学反应和微生物降解 。ASP 发展时间早，工艺成熟，积累了大量的运行和管理经验 。因此该方法经常用于含抗生素废水的处理 。四环素类抗生素

15、（ TCs）在活性污泥中的去除主要以吸附为主，微生物降解较小甚至不存在微生物降解18-21。与 TCs 不同，磺胺类抗生素（ SAs）在 ASP 中的去除主要是微生物降解起作用22-24，但是不同的SAs 降解效果不尽相同 。Yang 等25研究发现，在相同降解条件下，磺胺间甲氧嘧啶（ SMM）降解率为 19%，磺胺甲 恶口 唑（ SMX）为 24%，而磺胺二甲嘧啶（ SDM）为30%。污泥龄（ SRT）和反应时间会显著影响 SAs 的降解效果25。不同 SRT 和反应时间对磺胺甲嘧啶（ SMZ）降解效果影响的研究结果显示，随着 SRT 由 5 d 延长到 25 d， SMZ 的去除率可以由

16、45%提高到 80%； SMZ在活性污泥处理 0.54.5 h 内降解效果有显著差异23。Yang 等25还发现在 ASP 中 SAs 的降解呈 S 型曲线，前期（ 2 d 或 3 d 内） SAs 降解缓慢，直到 12 d降解比较稳定，降解率可达到 95%， 14 d 后降解基本完成 。这可能是由于微生物的适应过程，也可能是由于存在其他容易降解的异型生物质与 SAs 的降解发生竞争作用所致 。温度也是影响 SAs 降解的主要因素 。研究发现在 20 时 SAs 的降解迟滞期短，降解率高；而 6 时迟滞期会延长 4 倍左右，降解率低24。除此之外，由于 SAs 可以作为活性污泥中微生物的碳源或

17、者氮源，活性污泥中碳源和氮源的含量会影响其降解效果 。Mller 等27通过设置不同的共代谢基质，发现在 ASP系统中，增加碳源和减少氮源均可以提高 SMX 的降解效果 。通过以下方式可以提高 ASP 对 SAs 的降解效率：（ 1）针对不同的 SAs 筛选不同的高效降解菌；（ 2）通过加入胞外聚合物提高微生物对抗生素的获得能力来促进抗生素降解25；（ 3）优化并选择适合 ASP中微生物团体生长和 SAs 降解的温度；（ 4）在加入到ASP 系统前，将活性污泥中的微生物团体在相似的环境下进行适应性生长训练；（ 5）控制 SRT，当 SRT 达到 SAs 的降解瓶颈时更新污泥；（ 6）针对不同的

18、 SAs和微生物团体优化 ASP 系统中的营养基质 。氟喹诺酮类抗生素在 ASP 中的微生物降解是其去除的次要途径，氧化还原条件 、抗生素种类和污泥的含盐量等都会影响其降解效果 。研究发现，在厌氧条件下氟喹诺酮的降解微不足道，在好养条件下降解率为 14.9%43.8%，在硝化条件下降解率为 36.2%60.0%，加入硝化抑制剂会显著减少氟喹诺酮的降解29，并且淡水中氟喹诺酮不存在微生物降解，而在含盐污水中降解率可达到 40.8%21。所以可以通过筛选高效降解菌株 、提高通气量 、加入硝化试剂或提高含盐量的方法来提高氟喹诺酮类抗生素在 ASP 中的降解率 。-内酰胺类抗生素在 ASP 中的降解不

19、够完全，刘元望，等：微生物降解抗生素的研究进展 213农 业环境科学学报 第 35 卷第 2 期尤其是在高浓度条件下降解率更低 。Guo 等30比较了Fenton、ASP 和 Fenton-ASP 对阿莫西林的降解效果 。研究结果显示，高浓度条件下单独采用 ASP 处理阿莫西林去除效果较差，而采用 Fenton 氧化去除率可达 80%。将二者联合起来，即先用 Fenton 法处理，再用 ASP 处理，则最终可将阿莫西林完全降解25。ASP 尤其是 ASP 好氧处理法存在动力消耗大 、处理成本高和易出现污泥膨胀现象等缺点16， 31，其应用受到一定的限制 。1.2 膜生物反应器法膜生物反应器（

20、Membrane bioreactor， MBR）是一种将薄膜对污染物的高效分离与微生物对污染物降解能力相结合的新型污水处理系统 。这种方法采用超滤膜组件代替传统活性污泥工艺中的二沉池，可以进行高效的固液分离，克服了传统活性污泥工艺中出水水质不稳定 、污泥容易膨胀等问题 。此外， MBR 还具有工艺参数容易控制 、设备容积负荷高 、占地少 、性能稳定 、易于自动控制管理等优点32-33。较传统活性污泥工艺而言， MBR 明显提高了污水中抗生素的去除效果 。Sahar 等34研究表明， MBR 比传统活性污泥对大环内酯类抗生素 、SAs 和甲氧苄氨嘧啶类抗生素的去除率提高了 15%42%； Sh

21、en 等35研究表明 MBR对氨苄青霉素去除率比活性污泥法去除率高 23%。可能是由于生物薄膜提高了对抗生素和生物量的保留作用，增加了微生物与抗生素的接触时间 。影响 MBR 对抗生素降解效果的因素主要包括抗生素种类 、抗生素浓度 、固体悬浮物含量（ MLSS） 、温度 、化学需氧量（ COD） 、水力停留时间（ HRT）和 SRT等36。在 MBR 中即使是同一类别不同种类的抗生素去除效果也存在较大差异，有的去除率可达 100%，有的去除率甚至为零37。这可能是由于流入 MBR 的污水中含有抗生素代谢物的离子，这些离子最终又会合成该种抗生素母体的缘故 。当浓度不同时，抗生素的降解率也有所不同

22、 。研究发现，当浓度为 50 ngmL-1时， SAs 在 5 d 降解率就达到 90%以上，而浓度为1000 ngmL-1时 SAs 的降解率很低 。但是，不同浓度处理的 SAs 降解量相近，表明参加抗生素降解的酶具有类特异性37。一般较高含量的 MLSS、较高的温度和较低的初始 COD 值均有利于抗生素的降解38。HRT和 SRT 会影响 MBR 对抗生素的降解，一般随着 HRT和 SRT 的增加，抗生素的降解率会有相应的提高32。另有报道， -变型杆菌和 -变形菌是污水处理过程中对抗生素去除起主要作用的菌，且随着 SRT 的增加，抗生素抗性基因呈现增加趋势，并且抗生素去除率有所提高 。这

23、可能是由于较长的 HRT 和 SRT 能够为微生物（如硝化菌和抗生素降解菌等）提供更多富集时间和空间的缘故39-41。为了提高 MBR 工艺的降解效率，可以从以下几方面改进：（ 1）针对不同的抗生素筛选出具有高效降解能力的菌株；（ 2）在一定范围内提高 MLSS 的含量；（ 3）在一定范围内提高处理温度；（ 4）对要处理的废水首先进行降低 COD 的前处理；（ 5） 相对增加 HRT和 SRT；（ 6）将 MBR 和其他方法联用42-43；（ 7）优化滤膜性能，根据不同净水要求选择不同类型膜组件 。1.3 超声生物法超声法是近几年来发展起来的一种新型的污水处理方法，正日益受到人们的关注 。该法

24、主要是通过超声波使液体中的微小泡核激化产生高温和高压，破坏抗生素的分子结构，从而达到降解目的 。并且水分子在高温高压下产生诸如 H2O2和 OH 等活性氧物质（ Reactive oxygen species， ROS），氧化抗生素从而达到降解抗生素的目的 。这可能是由于 H2O2和 OH 等的链式反应能够氧化抗生素所致，因此在污水中加入诸如 Fenton 试剂 、H2O2、CH3Cl、臭氧等可以产生 ROS的助剂以促进反应的进行44-51。但是 Lastre-Acosta等46却证明 H2O2会抑制超声法对磺胺嘧啶的降解作用，这可能与抗生素的种类有一定关系 。此外，在一定范围内超声功率越大

25、、溶液 pH 值越高（ 611） 、气水比越大 、抗生素浓度越低则超声法对抗生素的降解率越高48-52。但是也有研究表明，在中性或酸性条件下，超声法也能够获得较高的抗生素降解速率47。例如，Wei 等50通过试验证明，在 pH 为 7.2 时利用超声法对左氧氟沙星的降解率最高， Lastre-Acosta 等46也通过研究发现，在酸性环境下（ pH5.5）利用超声法对磺胺嘧啶的降解率较高 。超声法条件温和，对抗生素的降解速度快，无污染，操作方便 。但是超声法在抗生素含量较高条件下对抗生素的降解率相对较低31， 39， 44， 48-50。考虑到微生物对抗生素的降解作用，可将超声法与生物法联合应

26、用处理污染废水53，该联合工艺高效简单清洁，容易操作，应用前景比较好54。1.4 堆肥法由于兽用抗生素的大量使用，使得畜禽粪便里含有大量的抗生素残留，因而未经处理的畜禽粪便直接用于农田，容易造成土壤 、作物和地下水的抗生素污染 。微生物发酵生产抗生素所产生的药渣因其较高的214第 32 卷第 1 期2016 年 2 月抗生素残留而被列为工业三废，不仅不能作为农业肥料或工业原料，还会污染环境，影响人体健康，而填埋和焚烧的处理方法费用较高，并且也会造成一定的污染 。但是以上所提到的活性污泥法 、膜生物反应器法和超声微生物法都是针对含有抗生素的污水处理方法，不适用于含有抗生素的畜禽粪便和药渣等固体废

27、物中抗生素残留的处理，因此堆肥法显示出了自身的优势：既保护了环境，又实现了废弃物的二次利用55-56。堆肥法主要是利用多种微生物的作用，将生物残体 、粪便和药渣等进行矿质化 、腐殖化和无害化，使各种复杂的有机态养分转化为可溶性养分和腐殖质，同时利用堆积时所产生的高温（ 6070 ）来杀死原材料中所带的病菌 、虫卵和杂草种子等以达到无害化目的 。在堆肥过程中影响抗生素降解率的因素很多，包括堆肥底物 、抗生素种类 、温度 、通气量或通气方式 、抗生素浓度和微生物等 。不同的底物可能会对抗生素的降解产生不同的影响57-58。Kim 等58通过实验室堆肥装置试验发现 TCs 和 SAs 的降解主要依赖

28、于堆肥底物中添加的木屑； Wu 等59通过中试规模的猪粪堆肥化使得 TCN 的降解率为 70%； Hu 等60利用鸡粪 、猪粪和水稻秸秆堆肥，使得 TCN 的降解率达到 93%。这可能是不同底物堆肥过程中微生物的生物多样性不同所导致的 。为了实现药渣中抗生素的降解，张红娟等55设计了林可霉素药渣和牛粪联合堆肥试验，结果显示林可霉素降解率达到 99%以上，浸提液种子发芽率从 0 上升到 70%以上 。另外，研究发现药渣堆肥对土壤中微生物增殖的促进作用比一般的牛粪堆肥好，并且药渣堆肥对土壤中微生物的生物多样性没有显著的破坏作用，表明林可霉素菌渣与牛粪的联合堆肥产品已达到无害化和稳定化56。不同的抗

29、生素降解效果在相同的堆肥化条件下会有一定的差异 。例如，在同一堆肥条件下，磺胺嘧啶3 d 就已全部降解，而 TCN 42 d 降解率仅为 92%；此外，猪粪和木屑按 11（ VV）混合条件下堆肥，磺胺嘧啶 3 d 完全降解， CTC 21 d 完全降解，而环丙沙星 56 d仍有 17%31%的残留61-62。温度会显著影响堆肥对抗生素的降解效果 。研究发现，将含有 CTC 的混合物分别在 55 （堆肥温度）和 25 温育后堆肥，前者的降解率能达到 99%，比后者的降解率高一倍以上 。这表明 55 比较适合抗生素降解微生物的生存，能够较好地发挥抗生素降解作用63。不同的通气量或通气方式也会影响堆

30、肥法对抗生素的降解效果 。Pan 等64研究了堆肥过程中四种不同的曝气方式（自然通风 、翻堆 、机械通气和翻堆与机械通气）对抗生素降解的影响 。结果表明，翻堆与机械通气并用与其他方式相比能够提高堆肥温度（ 63 ）和延长最高温度的持续时间（ 4 d， 60 ） 。这可能是由于抗生素的降解主要发生在升温阶段和高温持续阶段的缘故 。在堆肥过程中引入外来有益菌种可以加速抗生素降解 。Zhang 等65发现在堆肥过程中加入 BM 菌有利于 TCN、CTC 和 OTC 的降解；秦莉等66通过在堆肥过程中加入具有降解纤维素和 CTC 双重功能的复合菌系研究其对 CTC 的降解作用，结果表明该复合菌系能够在

31、 50 快速繁殖，适用于高温好氧堆肥环境，使得 CTC 的降解率达到 82%，与不接复合菌系的处理相比提高 60%。此外，不同的抗生素浓度也会影响堆肥化效果，一般高浓度的抗生素会推迟腐熟时间，因为抗生素浓度越高，对初始的微生物菌群影响越大60。从以下几方面改进堆肥条件可以提高堆肥法对抗生素的降解效果：（ 1）优化堆肥底物成分配比；（ 2）针对不同的抗生素设定不同长度的堆肥时间；（ 3）将堆肥底物先经过高温温育，再进行堆肥；（ 4）优化通气条件；（ 5）筛选能够降解抗生素的菌株，尤其是耐高温的菌株，以适应高温堆肥条件 。2 抗生素的微生物降解2.1 降解条件和效果抗生素特异性降解菌的筛选是利用微

32、生物法降解抗生素最重要的部分 。研究发现，真菌和细菌均有可能参与抗生素的降解，目前对抗生素降解菌的筛选鉴定以及降解条件优化情况如表 1 所示 。2.2 降解机制微生物作用下抗生素的降解比较复杂，是微生物在特定环境下通过新陈代谢产生酶等物质，直接或者间接修饰改变抗生素的结构从而使其失活的过程 。微生物降解抗生素机制的研究主要包括两个方面：一方面是测定降解过程中微生物的代谢产物，通过对微生物代谢组学 、基因组学和蛋白质组学的研究来确定微生物对抗生素的降解机理；另一方面是通过对抗生素降解过程中相关降解产物的连续测定，从而推断抗生素结构的连续性变化规律，即降解途径的研究 。刘元望，等：微生物降解抗生素

33、的研究进展 215农 业环境科学学报 第 35 卷第 2 期表 1 抗生素特异性降解菌的降解条件和降解效果Table 1 Degradation conditions and efficiencies of special microorganisms degrading antibiotics抗生素种类 菌类 降解条件 降解效果-内酰胺类 头孢噻呋67蜡样芽胞杆菌 P41 厌氧， 35 ，胰蛋白胨大豆肉汤培养基， 10 mgL-1头孢噻呋 100%（ 0.4 d）头孢地尼68黑粉菌 SMN03（酵母菌） pH 6.0， 30 ，转速 120 rmin-1， 4%接种量（ W/V）， 200

34、mgL-1头孢地尼，酵母膏蛋白胨葡萄糖脂培养基81%（ 6 d）头孢氨苄69假单胞菌 EC22 接种量为 100 L， OD600nm 值为 0.6 的菌液，转速 200 rmin-1，温度为 26 ，装液量为 10 mL50 mL-1，头孢氨苄浓度为 1 mgL-1，基础培养基 +0.1%（ W/V）蛋白胨和 0.05%（ W/V）酵母提取物92%（ 1 d）头孢氨苄69假单胞菌 EC21 接种量 100 L， OD600nm 值为 0.6 的菌液，转速 200 rmin-1，26 ，装液量 10 mL50 mL-1，头孢氨苄浓度为 1 mgL-1，基础培养基 +0.1%（ W/V）蛋白胨和

35、 0.05%（ W/V）酵母提取物47%（ 1 d）氨苄青霉素17黄杆菌属 5%接种量，含氨苄青霉素 50 mgL-1的肉汤（ MH）培养基 20%80%（ 21 d）大环内酯类 交沙霉素17诺卡氏菌科 5%接种量，含交沙霉素 50 mgL-1MH 培养基 40%60%（ 21 d）阿维菌素70不动杆菌 AW1-18 无机盐培养液，以阿维菌素为唯一碳源和氮源，接种量为 2.5%，温度 30 ，转速 150 rmin-1， pH 7.075%（ 6 d）阿维菌素71枯草芽孢杆菌 G1 pH 6， 35 ，装样量 80 mL，细菌接种浓度为 0.1%，阿维菌素浓度为 100 mgL-1，添加 0.

36、2%的蔗糖和酵母浸液及 0.1%的 Fe3+和 Cu2+90%（ 15 d）阿维菌素71粘质沙雷氏菌 G6 pH 6， 40 ，装样量 40 mL，细菌接种浓度为 0.05%，阿维菌素浓度为 150 mgL-1，添加 0.2%的蔗糖和酵母浸液及 0.1%的 Fe3+和 Cu2+80%（ 15 d）阿维菌素71蜡样芽胞杆菌 G10 pH 6， 40 ，装样量 120 mL，细菌接种浓度为 0.1%，阿维菌素浓度为 150 mgL-1，添加 0.2%的蔗糖和酵母浸液及 0.1%的 Fe3+和 Cu2+70%（ 15 d）阿维菌素72嗜热脂肪芽孢杆菌 AZll 基础培养基， 100 mgL-1阿维菌

37、素，温度 60 ， 1%接种量 78%（ 3 d）阿维菌素73苍白杆菌 AW1-12 无机盐培养液， 100 mgL-1阿维菌素， 30 ， 150 rmin-1， pH7 80%（ 9 d）阿维菌素74伯克霍尔德氏菌 AW70 含 50 mgL-1阿维菌素的无机盐培养基，以阿维菌素为唯一碳源， 30 ， pH785%（ 2 d）红霉素75粘性红圆酵母 30 ， pH 5.05.5，最适接菌量为 6%，适宜碳源和氮源分别是蔗糖和 NH4Cl，降解率与通气量呈正相关100%（ 2 d）红霉素76恶臭假单胞菌 Ery-E 30 ， pH 7.07.5，初始红霉素投加浓度 30 mgL-1，酵母粉

38、10 mgL-184%（ 5 d）泰乐菌素77无丙二酸柠檬酸杆菌 pH 6.5， 30 ， 10%接菌量，含有 50 mgL-1泰乐菌素的药渣培养基，转速 125 rmin-195%（ 2 d）四环素类 土霉素17解蛋白弧菌 5%接种量，含 OTC 30 mgL-1MH 培养基 35%65%（ 21 d）土霉素78糙皮侧耳 100 rmin-1，相对湿度 70%， 25 ，含有 OTC 50 mgL-1，3% 麦芽提取液的液体培养基100%（ 14 d）土霉素79蜡样芽胞杆菌 35 ， pH 7.0，土霉素浓度 50 mgL-1，装液量 80 mL， 200 mgL-1土霉素，以酵母浸膏为碳氮

39、源，加入 Fe3+85%（ 3 d）四环素80缺陷短波单胞菌 碳氮源 、适宜矿物质分别是无碳源 、蛋白胨 50%、硫酸铜 0.015%， 30 ， 25 mL200 mL-1装液量， 1%接种量91%（ 5 d）四环素80 人苍白杆菌 适宜碳氮源 、适宜矿物质分别是葡萄糖 50%，牛肉膏 1.50%，硫酸铜 0.015%，温度 30 ， 25 mL200 mL-1装液量， 1%接菌量94%（ 5 d）四环素81酵母菌 XPY-10 最适碳源和氮源分别是蔗糖和蛋白胨，含有 0.05% FeSO4，接种量为 2%， pH 8， 34 ，装液量 100 mL（ 250 mL），转速 180 rmin

40、-1， TC 浓度为 600 mgL-184%（ 7 d）四环素82无丙二酸柠檬酸杆菌 35 ， pH 5.5，装液量为 50 mL，接菌量 5%，转速 150 rmin-186%（ 3 d）氟喹诺酮类 环丙沙星83白腐真菌 T. versicolor 2%麦芽提取物液体培养基，环丙沙星浓度为 2 mgL-1，温度 30 ，转速为 150 rmin-1，接种量为 5 gL-1的白腐真菌干物质90%（ 7 d）诺氟沙星83白腐真菌 T. versicolor 2%麦芽提取物液体培养基，诺氟沙星浓度为 2 mgL-1， 30 ，转速 150 rmin-1，接种量为 5 gL-1的白腐真菌干物质90

41、%（ 7 d）磺胺类 磺胺甲 恶口 唑84变形菌门短波单胞菌SMXB12R2A-UV 培养基（ 1 gL-1酪蛋白胨， 0.5 gL-1葡萄糖，0.3 gL-1磷酸钾， 0.3 gL-1可溶性淀粉），装液量为20 mL100 mL-1， SMX 含量为 10 mgL-1，转速 150 rmin-12.5 mgL-1d-1变形菌门假单胞菌SMX3302.7 mgL-1d-1变形菌门贪噬菌 SMX332 2.11 mgL-1d-1放线菌细杆菌 SMX348 2.13 mgL-1d-1氯霉素 甲砜霉素（ TAP）17芽孢杆菌假单胞菌 5%接种量，含 TAP 30 mgL-1MH 培养基 5%75%（

42、 21 d）216第 32 卷第 1 期2016 年 2 月图 1 氨基糖苷类修饰酶对氨基糖苷类抗生素作用位点91Figure 1 Sites of aminoglycosides modifying enzymes acting on aminoglycoside antibiotics表 3 真菌抗生素降解酶 、降解条件和降解效果Table 3 Degradation conditions and efficiencies of enzymes in fungi related to antibiotic degradation降解酶类 抗生素种类 降解条件 降解效果锰过氧化氢酶（黄孢原毛

43、平革菌）112四环素 pH 2.964.80， 3740 ， 0.10.4 mmolL-1Mn2+， 0.2 mmolL-1H2O2，酶含量为 2 Umg-1，酶活力为 40 UL-173%（ 4 h）土霉素 pH 2.964.80， 3740 ， 0.10.4 mmolL-1Mn2+， 0.2 mmolL-1H2O2，酶含量为 2 Umg-1，酶活力为 40 UL-1， 5 mgL-184%（ 4 h）漆酶（白腐真菌）83环丙沙星 150 rmin-1， 30 ，酶活力为 1000 nkatmL-1， pH 4.5， 1 mmolL-1ABTS 98%（ 20 h）诺氟沙星 150 rmin

44、-1， 30 ，酶活力为 1000 nkatmL-1， pH 4.5， 1 mmolL-1ABTS 34%（ 20 h）木质素氧化酶（黄孢原毛平革菌）111四环素土霉素pH 4.2， 37 ， 2 mmolL-1藜芦基醇， 50 mgL-1的 TC， 0.4 mmolL-1H2O2，酶活力为40 UL-1pH 4.2， 37 ， 2 mmolL-1藜芦基醇， 50 mgL-1的 TC， 0.4 mmolL-1H2O2，酶活力为40 UL-195%（ 5 min）95%（ 5 min）APHANTH3CH3CHNOHHOOOR5NHAACNH2H2NAACOOR4R3R1R2CHAAC（ a）庆

45、大霉素 GentamicinANTAPHHOHOOOOHAACNH2H2NAACOOR2R3HNAACCH2OHCH2R1AACAPH HOHO（ b）卡那霉素 Kanamycin2.2.1 降解酶对于抗生素的微生物降解，其中具有降解功能的主要是抗生素的耐药菌，究其原因是因为这些耐药菌能够产生相应的降解酶，这些酶类进一步通过修饰或水解作用破坏抗生素的分子结构而导致抗生素降解85。研究发现抗生素降解酶主要包括以下四大类： -内酰胺酶 、氨基糖苷类修饰酶 、大环内酯类钝化酶和氯霉素灭活酶（表 2） 。但是以上主要是针对细菌抗生素耐药性的研究，并没有对这些降解酶的抗生素降解条件及其降解效果进行进一步

46、试验 。相关报道虽然也有以降解为目的而筛选了一些具有降解抗生素能力的细菌，但是并没有对其降解酶的降解条件进行下一步研究70-82。相对于细菌而言，近年来对于具有抗生素降解能力的真菌，包括真菌菌种筛选及其相应降解酶的降解特性和条件等均有一定的研究报道（表 3） 。2.2.2 降解途径降解途径作为降解机制研究的重要组成部分，对降解产物的无害化处理起着非常重要的作用 。氨基糖苷类修饰酶主要通过修饰氨基糖苷类抗生素的氨基和羟基等官能团来使抗生素失活 。目前发现的氨基糖苷类修饰酶比较多91，对酶的作用点了解的比较透彻，但是对具体的降解产物了解较少 。图 1所示为氨基糖苷类修饰酶对庆大霉素和卡那霉素主要的

47、作用位点91。Prieto 等83在研究影响白腐真菌降解环丙沙星（ CIP）和诺氟沙星（ NOR）的酶类以及这两种氟喹诺酮类抗生素的降解途径的过程中发现，氟喹诺酮类抗生素在微生物降解酶作用下主要存在三种降解途径：（ ）哌嗪取代基的氧化；（ ）单羟基化；（ ）形成二聚体 。如图 2a 所示， CIP 哌嗪取代基上去掉了 C2H2而形成了 Cip-1； Cip-1 哌嗪取代基中的 C2H4N 被 CH4N取代，形成 Cip-2； Cip-3 在接种白腐真菌 3 d 后出现，并且很快被代谢掉，这可能是发生了开哌嗪环而形成 Cip-4；第 3 d 还检测出了 Cip-5 和 Cip-6，这两种产物都是

48、 CIP 通过 C-C 共价作用形成，之后又会发生哌嗪基团的断裂 、环丙基的去除和羟基化等代谢作用 。在最终的培养基中只检测到了 Cip-2、Cip-4 和Cip-5，所以白腐真菌对 CIP 矿化可能还存在其他途径 。如图 2b 所示，接种白腐真菌 1 d 后 NOR 开哌嗪刘元望，等：微生物降解抗生素的研究进展 217农 业环境科学学报 第 35 卷第 2 期表 2 细菌中常见的抗生素降解酶及基因名称Table 2 Common enzymes and genes in bacteria related to degradation of antibiotics分类 降解酶名称 基因名称 耐药菌种氨基糖类修饰酶 乙酰转移酶（ AAC） AAC（ 3） - aac（ 3） - 大肠杆菌，肺炎克雷伯氏菌86，鲍曼不动杆菌87，大肠埃希菌88，铜绿假单胞菌89，金黄色葡萄球菌90，粪肠球菌，粘质沙雷菌，沙门氏菌91AAC（ 3） - aac（ 3） -AAC（ 3） - aac（ 3） -AAC（ 3） - aac（ 3） -AAC（ 2） - aac（ 2） -AAC（ 6） - acc（ 6）