抗生素的微生物降解研究進展

陳小麗　魏金　華藺中

摘要 近年來，由于人們對抗生素不規范、不合理以及過量的使用，導致全球范圍內的相關環境污染問題日漸嚴重。鑒于微生物對抗生素的降解具有低耗、高效的效果，同時具備環保及操作簡便等特點，微生物降解法已作為抗生素污染處理的有效途徑之一逐漸受到人們的重視。本文介紹了抗生素的使用現狀及其危害，綜述了抗生素的環境行為、生物降解機理及其影響因素，展望了利用微生物降解環境中抗生素的前景，以期為治理環境中抗生素污染提供參考。

關鍵詞 抗生素；微生物降解；環境行為；影響因素

中圖分類號 X172；X502 文獻標識碼 A 文章編號 1007-5739（2018）16-0167-02

抗生素（antibiotics）是一種細菌、霉菌或其他微生物在生活的過程中所產生的，能對其他生活細胞發育功能造成干擾的次級代謝產物[1]?？股刂饕蟹Z酮類、大環內酯類、 β-內酰胺類和四環素類、磺胺類等，因具有較好的抑菌或殺菌功能而被長期、大量、廣泛應用于醫療衛生事業、畜牧業及水產養殖業等多個領域[2]。

1 抗生素的使用現狀

目前，抗生素已應用于食品加工、家畜飼養和水產養殖等各個與人類生活密切相關的領域。截至2002年，世界范圍內抗生素的投入使用量為10萬～20萬t/年，且其應用方式也因國家及地區的不同而不同，例如美國在水果種植中大量應用鏈霉素，但德國卻禁止該行為。1999年，歐洲發達國家投入使用的抗生素共1.32萬t，其中用于預防人類疾病以及治療的占65%，用于制作獸藥的占29%，剩下的6%用于制作生長促進劑[3]。據報道，美國每年約使用2.27萬t抗生素，其中約50%用于水產養殖業、畜牧業和種植業，50%則用于人類的醫療衛生事業。

中國是生產和使用抗生素的大國。2003年，我國土霉素和青霉素的產量分別為1萬、8萬t，占當時世界總生產量的65%。世界衛生組織建議醫院抗菌類藥物的推薦使用率應低于30%[4]，發達國家抗生素的使用率約為10%，而發展中國家的使用率約為42%，我國存在十分嚴重的抗生素濫用問題，抗生素使用率高達70%。2001年中國衛生部公布：我國患者在面對相關疾病時選擇使用抗生素的比例高達70%，比歐美國家多1倍，而實際需要抗生素的相關疾病不及20%，造成抗生素濫用的主要原因是預防性抗生素的使用[5]。除應用于醫療衛生行業外，抗生素還普遍應用于畜牧業，我國每年用于動物養殖的金霉素為750～1 000 t、土霉素為5 000～7 000 t。

2 抗生素的危害

抗生素雖然在保健和牲畜生產等方面做出了較大的貢獻，但是其廣泛使用甚至濫用引起了一系列環境污染問題。由于人類和動物不能完全吸收和利用抗生素，部分抗生素會通過排泄物進入環境。多數抗生素半衰期相對較短，但由于使用頻率高且易于進入環境，致使產生“偽持續”的現象，抗生素已成為不可忽視的新型污染物。由于抗生素的篩選作用，產生大量耐藥病原體，威脅人類健康和生態環境，其污染現狀、遷移轉化及風險評估已成為人們日益關注的焦點。

研究發現，長時間暴露在抗生素環境下，食物和水中殘留的抗生素通過食物鏈在人體中積蓄，加強人體中病菌的耐藥性，降低人體免疫能力，從而直接危害人體健康。隨城市污水和動物糞尿施于農田的抗生素還會影響農作物葉綠素的合成、酶的分泌以及根系的生長?？股剡€會使環境中的微生物種群結構失衡，土壤和水體的耐藥性菌增加，從而破壞生態多樣性。

3 抗生素的環境行為

3.1 吸附

抗生素在生物體內以初級代謝產物或原藥的形式隨尿液和糞便排出體外，又通過直接或間接經過生活廢水進入土壤環境等途徑最終被水體沉積物和土壤吸附和結合。土壤和抗生素本身的特性決定著其自身的遷移去向和降解方式，不同化學結構的抗生素，其吸附能力存在較大差異。具有強吸附能力的抗生素在環境中表現穩定，并易于積累，如表層土壤和沉積物中的土霉素、金霉素和強力霉素均具有較強的吸附力，不容易解吸和隨水遷移[6]。而吸附能力較弱的大環內酯類和磺胺類抗生素易隨水流遷移并擴散，最終對河流以及海洋等水環境造成嚴重影響。

3.2 降解

研究表明，水解、光降解以及微生物降解是抗生素在自然條件下會發生的降解反應?？股氐慕到夥磻獣蛭锢硇再|、化學性質以及環境條件的不同而不同，并且會產生一種或者多種降解反應，其反應降解過程也存在一定差異。

3.2.1 水解。水解是抗生素降解的主要方式，尤其是土壤和水體中的抗生素。大環內酯類、磺胺類以及β-內酰胺類抗生素都會發生不同程度的水解。一般來說，在影響抗生素水解的所有因素中，最主要的是pH值和溫度，水解程度因pH值和抗生素類型的不同而不同。頭孢菌素類抗生素無論在酸性、中性還是堿性水體中都可以發生水解；而對于其他類的抗生素，如大環內酯類和磺胺類，在中性條件的水體中水解較慢、活性較低。此外，溫度對抗生素的水解也有一定的影響，如水體溫度升高時，土霉素的水解速率增快。

3.2.2 光降解。光降解是抗生素降解的另外一種主要途徑，喹諾酮類藥物和四環素類藥物都較易發生光降解反應。目前，人們對光降解抗生素的機理研究較少，普遍認為光降解作用的主要機理是分子吸收光能發生躍遷，躍遷至激發態時放出能量而引起各種反應，即帶有吸收光子基團的抗生素分子或抗生素所在環境中的某些物質吸收了光能變為激發態，從而直接或間接地推動抗生素的降解過程。相關研究發現，催化劑可加速降解反應，如紅霉素和脫水紅霉素在中性的水溶液中經過1 h光照后，其光降解率不足30%；若存在2 000 mg/L TiO2的催化劑，經15 min光照后兩者的降解率分別可達到97.2%和95.5%[7-8]。

3.2.3 生物降解。大部分抗生素主要通過微生物降解，目前通過實驗室馴化培養、分離純化和誘變等手段獲得的可降解抗生素的功能微生物主要有細菌和真菌兩大類。經篩選出的對抗生素有降解功能的微生物中，細菌類的有蠟樣芽孢桿菌、假單胞菌、枯草芽孢桿菌、黃桿菌屬、諾卡氏菌科、伯克霍爾德氏菌、粘質沙雷氏菌、不動桿菌、嗜熱脂肪芽孢桿菌、無丙二酸檸檬酸桿菌、蒼白桿菌、解蛋白弧菌、惡臭假單胞菌、變形菌門短波單胞菌、變形菌門貪噬菌和人蒼白桿菌、缺陷短波單胞菌、無丙二酸檸檬酸桿菌以及放線菌、細桿菌；真菌類的有黑粉菌、粘性紅圓酵母、酵母菌和白腐真菌等。由于生物降解效果好，可持續性高，降解徹底，是土壤中抗生素自我凈化的重要手段。

4 抗生素的生物降解機理

抗生素的微生物降解是指微生物通過同化作用改變抗生素殘留物的結構分子，并使其理化性質發生改變的過程，即通過微生物所產生的一系列反應使抗生素殘留物中的大分子結構化合物降解，并使其分解成水和二氧化碳等對環境無害的小分子物質，從而達到對環境低害或無害化的處理目的。該過程中耐藥菌的降解作用非常重要[9]，耐藥菌通過水解、氧化還原和基團轉移3種機理破壞抗生素結構。耐藥菌含有能夠消除多數抗生素化學鍵的酶，例如破壞酰胺鍵和酯鍵的酶，其通過對相關化學鍵的破壞，使其理化性質發生改變，進而使這些抗生素活性降低甚至失活。還有能破壞頭孢菌素類藥物和青霉素β-內酰胺化學鍵，使其活性降低或失活的酰胺酶。此外，還有與磷霉素耐藥性相關的開環環氧化酶以及與大環內酯類藥物耐藥性相關的酯酶[10-11]。

基團轉移的方式有以下6種。①乙?；D移修飾。通過改變活潑基團（如羥基或酰胺基）的共價修飾，使化合物的靶點失去結合能力導致其失活。該類轉移方法常見于氨基糖苷類抗生素，是細菌使抗生素失活的較為常見的機制。②磷酸化。多見于氨基糖苷類抗生素的降解過程，磷酸化機制可降解肽類抗生素硫酸酯霉和大環內酯類的紅霉素。③糖基化，多見于大環類酯類降解過程。④核糖基化，含有氨基酸殘基的抗生素降解過程中可見。⑤核苷酸化，克林霉素和林可霉素降解過程中可見。⑥巰基轉移，磷霉素降解過程中可見。氧化還原機制比較少見，耐藥性酶TetX能氧化四環素。

5 抗生素生物降解的影響因素

5.1 pH、水分和溫度

與其他生物一樣，微生物的生長代謝及其分布需要合適的pH值、水分和溫度，受環境中溫度和酸堿度影響。大多數細菌在pH值為6.5～8.5、溫度為25～45 ℃的環境中生存。微生物需要充足的水分進行代謝活動，在干旱的土壤中，缺水會抑制呼吸作用，從而限制微生物的生長。

5.2 氧氣

微生物代謝途徑有3種，分別是需氧代謝途徑、厭氧代謝途徑和兼性厭氧代謝途徑。在有氧和無氧環境下，微生物均能降解抗生素，但好氧菌在有氧條件下能夠迅速生長繁殖，降解效果顯著。因此，在處理含有抗生素的廢水時，多采用好氧降解，此類方法有生物轉盤、生物流化床、固定床生物膜以及活性污泥等。

5.3 環境中存在的其他抗生素

通常情況下，同一地區往往會受到多種抗生素的污染，比如醫院或畜牧場附近的環境中，常有多種抗生素同時存在。部分具有降解特定種類抗生素能力的微生物會被其他種類的抗生素抑制或殺死，從而使其降解功能受到抑制或喪失。

6 展望

抗生素類藥物作為一類人造的新型污染物，其自身以及其所帶來的問題受到了越來越多的關注，尤其是其所帶來的環境污染以及危害成為我國乃至全球都將面對的重大環境問題之一。然而，目前關于抗生素的環境行為和毒理效應的研究正處于快速發展階段，降低環境中抗生素污染的方法也因成本高、適用范圍小而局限于實驗室，無法大規模普及。

現階段，微生物降解是一種成本低廉、適用面廣的治理抗生素污染的方法，也是降低或消除環境中抗生素污染最理想的方法。因此，微生物降解抗生素的研究必然將成為今后研究抗生素污染治理的重點研究方向。

7 參考文獻

[1] 胡譞予.水環境中抗生素對健康的危害[J].食品與藥品，2015（3）：215-218.

[2] 陳強，邴乃慈，謝洪勇，等.不同環境介質中抗生素的污染現狀及其檢測方法研究進展[J].環境監控與預警，2017（5）：24-31.

[3] 徐永剛，宇萬太，馬強，等.環境中抗生素及其生態毒性效應研究進展[J].生態毒理學報，2015（3）：11-27.

[4] 趙年，甄玉清，王曉.抗菌藥物臨床分級使用情況調查[J].健康必讀，2012（2）：265.

[5] 賈久滿.濫用抗生素的危害與控制[J].唐山師范學院學報，2003（5）：58-59.

[6] 王冉，劉鐵錚，王恬.抗生素在環境中的轉歸及其生態毒性[J].生態學報，2006（1）：265-270.

[7] 鄧玉，倪福全.水環境中抗生素殘留及其危害[J].南水北調與水利科技，2011（3）：96-100.

[8] 劉元望，李兆君，馮瑤，等.微生物降解抗生素的研究進展[J].農業環境科學學報，2016，35（2）：212-224.

[9] 劉偉，王慧，陳小軍，等.抗生素在環境中降解的研究進展[J].動物醫學進展，2009，30（3）：89-94.

[10] 張欣陽，許旭萍.微生物技術去除抗生素殘留污染的研究進展[J].生物技術進展，2014，4（5）：355-360.

[11] 杜晨輝，翟世博，黃素云，等.甲胺磷農藥降解菌的篩選及其降解效能研究[J].海南師范大學學報（自然科學版），2014，27（3）：288-292.