產酸克雷伯氏菌胞內粗酶液降解泰樂菌素

張 濤， 張 錦， 史艷可， 武镕浩， 方曉波,2， 鄭華寶,2

(1. 浙江農林大學環境與資源學院， 杭州311300； 2. 浙江省土壤污染生物修復重點實驗室浙江農林大學環境與資源學院， 杭州311300； 3. 浙江省農業科學院環境資源與土壤肥料研究所， 杭州310021)

泰樂菌素(Tylosin，TYL)是一種廣泛應用于畜禽養殖業的抗生素[1]。泰樂菌素的藥效主要是對革蘭氏陽性菌、厭氧細菌和支原體等產生很強的抑制性作用，同時對動物生長有良好的促進作用[2]。泰樂菌素在動物體內無法被充分吸收和利用，導致30%～90%的泰樂菌素以母體化合物的形式殘留在排泄物中并通過排泄物等方式轉移到環境中[3]，最終通過灌溉和施肥等方式進入土壤環境和水環境中[4]。自然環境中殘留抗生素的長期存在會導致人和動物的發病率升高[5]，植物和土壤微生物受到嚴重負面影響[6]，同時環境中殘留的抗生素是抗生素抗性基因產生的主要原因[7]，抗性基因的存在會進一步導致嚴重的生態毒性和環境污染風險[8-9]。

通過生物降解和非生物降解能有效應對環境中抗生素殘留的污染問題[10]。已報道的研究工作主要是抗生素高效降解菌的篩選和表征，并沒有對降解菌的降解機理以及抗生素的酶促降解進行深入的研究[11-13]。具有降解作用的酶是一種兼具高效率和選擇性優異的綠色生物催化劑[14]；微生物分泌表達的降解酶能夠有效降解環境中殘留的抗生素[15]?？股亟到饷赴é?內酰胺酶(β-lactamase)[16]、氨基糖苷類修飾酶(Aminoglycoside modifying enzyme)[17]、大環內酯類鈍化酶(Macrolide inactivating enzyme)[18]和氯霉素乙酰轉移酶(Chloramphenicol acetyltransferase)[19]。降解酶能夠在微生物難以生存的環境下存在并且降解作用更加高效[20]，因此，使用降解酶去除泰樂菌素的殘留可能比使用微生物更具有優勢[21]。前人研究泰樂菌素降解菌過程中測定了生物轉化的產物并推測了生物轉化的途徑，但是并沒有進一步研究降解產物的生態學毒性[13,22-24]?？股氐慕到猱a物對環境的生態毒性可能會高于母體抗生素[25]，因此對抗生素的生物降解產物毒性的研究十分關鍵。

本研究從有機肥廠長期堆放畜禽糞便的土壤中篩選獲得一株泰樂菌素高效降解菌株TYL-T1，鑒定為產酸克雷伯氏菌(Klebsiellaoxytoca)。通過制備產酸克雷伯氏菌胞內粗酶液，表征溫度、pH值、胞內粗酶液投加量和金屬離子對胞內粗酶液降解泰樂菌素的影響，研究泰樂菌素酶促降解動力學特性，探究泰樂菌素生物降解產物的生物學毒性，為去除環境中殘留的泰樂菌素提供新的思路。

1 材料與方法

1.1 材料

磷酸泰樂菌素(分析純，95%)；甲醇和乙腈均為色譜純，購自Sigma Scientific(美國)；色譜純甲酸購自阿拉丁公司(中國)；娃哈哈純凈水(500 mL瓶裝)用于HPLC流動相配置；其他化學藥品均為分析純。

LB液體培養基：胰蛋白胨10 g/L，酵母提取物5 g/L，NaCl 10 g/L，溶于1 L超純水中，滅菌(121 ℃、30 min)后備用。

金屬離子母液配置：分別稱取適量MgSO4、ZnCl2、MnSO4、FeCl2、FeCl3、CuSO4、CoCl2和CaCl2配制濃度為0.02 mol/L的金屬離子母液。

PBS緩沖液配置(0.01 mol/L，pH 7.5)：稱取1.44 g Na2HPO4和0.24 g NaH2PO4溶于1 L去離子水中，滅菌(121 ℃、30 min)后冷藏備用。

胞內粗酶液提取所使用的菌株為本課題組前期研究的成果，經過鑒定后確認屬于產酸克雷伯氏菌屬(Klebsiellaoxytoca)，菌株的保藏及專利申請均以TYL-T1為名稱。TYL-T1菌株現保藏在中國典型培養物保藏中心(CCTCC)，保藏編號：M2021098，研究成果已經提交專利申請(專利申請號202110128437.3)。TYL-T1菌株在溫度為35 ℃，pH 7.0的條件下經過36 h的反應，對初始質量濃度為25 mg/L的泰樂菌素能夠達到99.34%的降解。

1.2 方法

1.2.1 TYL-T1胞內粗酶液提取及蛋白質含量測定

接種TYL-T1菌株到LB培養基中，35 ℃活化培養24 h后，收集菌液低溫離心(4 ℃，8 000 r/min，10 min)后去除上清液，菌體用PBS緩沖液洗滌兩次后加入PBS緩沖液重懸，對重懸液進行總時長為12 min的冰浴超聲破碎，超聲程序為破碎3 s，停頓3 s；超聲破碎液低溫離心后收集上清液，即為TYL-T1胞內粗酶液；蛋白質濃度測定采用Bradford方法[26]。

1.2.2 TYL-T1對泰樂菌素降解定位

分別添加5 mL的TYL-T1活菌菌液(Live Bacteria，LB)、TYL-T1胞內成分(Intracellular Component，IC)、TYL-T1胞外成分(Extracellular Component，EC)、TYL-T1滅活菌液(Inactivated Bacteria，IB)到100 mL泰樂菌素初始質量濃度為25 mg/L的LB液體培養基中，在35 ℃、180 r/min條件下恒溫反應24 h后測定泰樂菌素的殘留質量濃度。

TYL-T1活菌：接種TYL-T1菌株到100 mL的LB液體培養基中，35 ℃、180 r/min條件恒溫培養24 h。TYL-T1胞內成分：同1.2.1小節，取一定體積菌液經離心取菌體，加入等量的PBS緩沖液重懸提取胞內成分。TYL-T1胞外成分：接種TYL-T1菌株到100 mL的LB液體培養基中，35 ℃、180 r/min條件下培養24 h后，取菌液離心(8 000 r/min，10 min)，取上清液過0.22 μm針筒式微孔濾膜。TYL-T1滅活菌體：接種TYL-T1菌株到100 mL的LB液體培養基中，35 ℃、180 r/min條件培養24 h后使用高壓滅菌鍋滅活。

1.2.3 TYL-T1胞內粗酶液的比活力測定

在含25 mg/L泰樂菌素的PBS緩沖液中，加入酶蛋白含量為2.0 mg的TYL-T1胞內粗酶液，降解體系終體積為20 mL(本文中PBS緩沖液降解體系最終體積均控制為20 mL)，35 ℃，反應2 h后，加入8 mL濃度為4 mol/L的三氯乙酸終止反應(本文中胞內粗酶液對泰樂菌素的降解實驗均使用三氯乙酸終止反應)，取樣測定溶液中泰樂菌素的殘留質量濃度。實驗設置3個重復及1個不添加TYL-T1胞內粗酶液的處理作為空白對照。1 h內降解1 μmol泰樂菌素所需的酶量定義為一個活力單位(U)。胞內粗酶液的比活力(U/mg)定義為胞內粗酶液的酶活力與酶蛋白濃度的比值。

1.2.4 TYL-T1胞內粗酶液降解泰樂菌素過程中活性變化

在pH 7.5，泰樂菌素初始質量濃度為25 mg/L的PBS降解體系中，加入酶蛋白含量為2 mg的TYL-T1胞內粗酶液，調節終體積為20 mL。取樣時間點設定為0、1、2、4、6、8、10和12 h，測定泰樂菌素殘留質量濃度。由于泰樂菌素降解過程較為復雜，主要反應依次為脫6-脫氧-D-阿洛糖、內酯環的開環和脫碳霉糖等反應，本實驗結果視為脫6-脫氧-D-阿洛糖的酶活力。

1.2.5 不同因素對泰樂菌素降解影響

(1)重金屬離子對泰樂菌素酶促降解的影響。在含25 mg/L泰樂菌素的PBS降解體系中，加入1 mmol/L金屬離子(Co2+、Zn2+、Mg2+、Fe2+、Fe3+、Ca2+、Cu2+和Mn2+)，加入酶蛋白含量為2.0 mg的TYL-T1胞內粗酶液，35 ℃條件下反應6 h后，測定泰樂菌素的殘留質量濃度。(2)初始pH值對泰樂菌素酶促降解的影響。在含有25 mg/L泰樂菌素，pH值為4.0、5.0、6.0、6.5、7.0、7.5及8.0的PBS降解體系中，加入酶蛋白含量為2.0 mg的TYL-T1胞內粗酶液，35 ℃條件下反應6 h后，測定泰樂菌素的殘留質量濃度。(3)胞內粗酶液投加量對泰樂菌素酶促降解的影響。在含有25 mg/L泰樂菌素的PBS降解體系中，分別投加酶蛋白含量為0.5、1.0、1.5、2.0、2.5和3.0 mg的TYL-T1胞內粗酶液，35 ℃條件下反應6 h后，測定泰樂菌素的殘留質量濃度。(4)反應溫度對泰樂菌素酶促降解的影響。在含有25 mg/L泰樂菌素的PBS降解體系中，加入酶蛋白含量為2.0 mg的TYL-T1胞內粗酶液，分別在溫度為20 ℃、25 ℃、30 ℃、35 ℃、40 ℃、45 ℃和50 ℃的條件下反應6 h后，測定泰樂菌素的殘留質量濃度。

1.2.6 泰樂菌素酶促降解動力學分析

向泰樂菌素(pH 7.0)初始質量濃度分別為25、35、45、55和75 mg/L的PBS緩沖液體系中，分別加入酶蛋白含量為2.5 mg的TYL-T1胞內粗酶液，在45 ℃下反應6 h，分別在0、1、2、3、4、5和6 h測定泰樂菌素濃度。采用一級反應動力學方程對泰樂菌素酶促降解過程進行擬合，該反應計算方程式如下：

Ct=C0×e-kt

(1)

式中：Ct為t時刻的泰樂菌素質量濃度，mg/L；C0為泰樂菌素的初始質量濃度，mg/L；k為速率常數，h-1；t為反應時間，h。

根據該模型公式可以計算出半衰期，公式如下：

t1/2=-ln2/k

(2)

Michaelis-Menten方程被用于研究泰樂菌素降解酶催化反應的模型，如下所示：

V=VmaxC/(Km+C)

(3)

1/V=Km/Vmax×1/C+1/Vmax

(4)

式中：V是反應速率，mg/(L·h)；Km是米氏常數，mg/(L·h)；Vmax是最大反應速率，mg/(L·h)；C是底物質量濃度，mg/L。

1.2.7 泰樂菌素生物降解產物毒性

以大腸桿菌和枯草芽孢桿菌作為供試菌株，降解產物毒性探究分為4個處理步驟：(1)陰性對照NC。泰樂菌素初始質量濃度為200 mg/L的PBS緩沖液。(2)處理T1。泰樂菌素生物降解產物，向泰樂菌素初始質量濃度為200 mg/L的PBS緩沖液中加入酶蛋白含量為2.5 mg的TYL-T1胞內粗酶液，24 h后離心，上清液過0.22 μm濾膜即為泰樂菌素降解產物。(3)處理T2。泰樂菌素自然水解產物，含有200 mg/L泰樂菌素的PBS緩沖液，經過24 h的自然降解后即為泰樂菌素自然水解產物。(4)陽性對照PC。僅PBS緩沖液。

培養實驗在10 mL試管中進行，先向試管中加入一定量LB培養液(分別為4.0 mL和2.5 mL)，分別將上述實驗制備的不同處理產物接入試管，接入體積分數分別為20%和50%，每個試管終體積為5 mL。再分別接入體積分數為10%的大腸桿菌或枯草芽孢桿菌的菌懸液到試管中，培養72 h，每隔24 h取樣測定菌液的OD600值。

1.2.8 泰樂菌素質量濃度的測定

使用高效液相色譜測定泰樂菌素的質量濃度，儀器為Agilent1260型液相色譜儀(美國Agilent公司)；色譜柱為XTERRA RP C18色譜柱(250 mm×4.6 mm，5 μm)(美國Waters公司)。使用0.1%甲酸水溶液(A相)和純乙腈(B相)作為流動相，色譜柱溫保持為35 ℃，波長設定為278 nm，流速為1 mL/min，進樣體積10 μL。泰樂菌素的降解率計算公式如下：

降解率=(實驗樣品初始量-實驗樣品殘留量)/實驗樣品初始量×100%。

2 結果分析

2.1 降解菌不同組分對泰樂菌素的降解

在相同條件下，平行比較源自TYL-T1菌株的滅活菌體IB、胞外成分EC、胞內成分IC和活菌處理LB對泰樂菌素的降解效果，結果如圖1所示，在24 h時，活菌處理LB對泰樂菌素的降解達到94.79%，遠高于其他組。胞內成分IC對泰樂菌素的降解效果明顯高于胞外成分EC對泰樂菌素的降解，降解率分別為67.60%和28.56%；滅活菌體IB對泰樂菌素呈現出一定的吸附作用，泰樂菌素的去除率僅為4.29%；因此，推測TYL-T1菌株胞內粗酶液是降解泰樂菌素主要的活性物質，添加酶蛋白為2.0 mg的TYL-T1胞內粗酶液降解泰樂菌素時，胞內粗酶液的比活力為0.032 U/mg。

IB：TYL-T1滅活菌體；EC：TYL-T1胞外成分；IC：TYL-T1胞內成分；LB：TYL-T1活菌。圖1 降解菌不同組分對泰樂菌素的降解Figure 1 Degradation of tylosin by different components of TYL-T1

2.2 TYL-T1胞內粗酶液降解泰樂菌素過程中活力變化

從圖2可知，當降解體系中泰樂菌素的初始質量濃度為25 mg/L，TYL-T1胞內粗酶液投加量為2.0 mg時，TYL-T1胞內粗酶液對泰樂菌素的降解隨著反應的進行逐漸增大，降解1 h時酶活力為最大值0.074 μmol/h，之后隨著反應的進行胞內粗酶液的降解活性逐漸降低。TYL-T1胞內粗酶液在12 h內有效降解了99%的泰樂菌素，此時酶的活力為0.041 μmol/h，這表明TYL-T1胞內粗酶液在降解泰樂菌素時，酶活力持續時間應大于12 h，這一結果體現了TYL-T1胞內粗酶液對泰樂菌素的降解具有速率快、反應時間短的優點。

圖2 TYL-T1胞內粗酶液對泰樂菌素的降解及酶活力變化Figure 2 The changes of degradation rate and enzyme activity during the tylosin degradation by TYL-T1 intracellular crude enzyme solution

2.3 不同因素對泰樂菌素酶促降解影響

2.3.1 金屬離子和pH對泰樂菌素酶促降解的影響

由圖3(a)可得，當添加的重金屬離子為Mg2+、Cu2+、Fe3+時，對泰樂菌素的酶促降解并無明顯的影響。當添加的重金屬離子為Co2+、Fe2+、Mn2+時，對泰樂菌素的降解有明顯促進作用，降解率分別提高了12.42%、20.20%和15.20%。當添加金屬離子為Zn2+和Ca2+時，對泰樂菌素的降解產生嚴重抑制作用，例如，添加Zn2+后泰樂菌素降解率僅為11.07%，而添加Ca2+后完全抑制了泰樂菌素降解。

由圖3(b)所示，pH值在6.0～8.0范圍內，TYL-T1胞內粗酶液對泰樂菌素都有很好的降解作用，其中降解最優的pH值為7.0，此時泰樂菌素的降解率為60.60%，結果表明在pH值為4.0和5.0的條件下泰樂菌素降解受到嚴重的抑制，胞內粗酶液對泰樂菌素不產生降解作用，說明pH值過低會對TYL-T1胞內粗酶液的活性產生嚴重的抑制作用。

圖3 金屬離子和pH值對泰樂菌素酶促降解的影響Figure 3 The effect of metal ion and pH on the enzymatic degradation of tylosin

2.3.2 TYL-T1胞內粗酶液投加量和溫度對泰樂菌素酶促降解的影響

由圖4(a)可知，在酶蛋白投加量為0.5～3.0 mg范圍內，泰樂菌素的酶促降解效率與胞內粗酶液投加量成正比，當酶蛋白投加量為2.5 mg時，泰樂菌素降解率是70.71%，當酶蛋白投加量增加到3.0 mg時，泰樂菌素降解率為71.56%，沒有觀察到明顯促進作用。在實際應用過程中應考慮到經濟效益，所以適宜加酶量應為2.5 mg。

溫度對泰樂菌素的酶促降解影響如圖4(b)所示，在溫度為20 ℃～40 ℃條件下，TYL-T1胞內粗酶液對泰樂菌素的降解隨著溫度升高而增加，降解率分別為36.47%、39.59%、42.25%、59.03%和65.82%，而在45 ℃條件下，胞內粗酶液對泰樂菌素達到最大降解94.33%；當溫度為50 ℃時，TYL-T1胞內粗酶液對泰樂菌素的降解率為91.49%。這證明TYL-T1胞內粗酶液降解泰樂菌素的最適溫度為45 ℃。

圖4 胞內粗酶液投加量和溫度對泰樂菌素酶促降解的影響Figure 4 The effect of intracellular crude enzyme solution and temperature on the enzymatic degradation of tylosin

2.4 TYL-T1胞內粗酶對泰樂菌素的降解動力學分析

由圖5(a)所示，不同質量濃度泰樂菌素降解動力學方程的相關系數R2均大于0.9(0.945 5～0.990 9)，表明TYL-T1胞內粗酶液對泰樂菌素的降解符合一級動力學模型，降解動力學參數列于表1。當泰樂菌素的質量濃度為25 mg/L時，降解速率常數為0.714 9 h-1，半衰期為1.0 h，隨著泰樂菌素質量濃度的增加，半衰期也隨之增加，表明環境中殘留泰樂菌素的污染是持久性的。

圖5 泰樂菌素酶促降解動力學特性Figure 5 Kinetics of enzymatic degradation of tylosin

采用Lineweaver-Burk作圖法以1/V對1/C作圖，結果如圖5(b)所示，反應速率的倒數(1/V)與泰樂菌素質量濃度的倒數(1/C)的關系圖顯示出具有良好的回歸直線?；貧w系數(R2)為0.991 1，表明使用Michaelis-Menten方程很好地描述了TYL-T1胞內粗酶液對泰樂菌素的降解作用。線性方程可以從截距和斜率獲得Km和Vmax的值。通過擬合得到動力學方程1/V=0.044 29+4.847 43×1/C，由該直線方程的斜率及截距計算得到泰樂菌素的酶促降解動力學參數Vmax=22.58 mg/(L·h)，Km=109.45 mg/L。

2.5 泰樂菌素降解產物毒性探究

2.5.1 泰樂菌素降解產物對大腸桿菌生長和影響

泰樂菌素對大腸桿菌生長有一定抑制作用，當培養體系中泰樂菌素質量濃度為200 mg/L時(NC)，大腸桿菌最大生長OD600值為2.08。結果如圖6，泰樂菌素經過TYL-T1胞內粗酶液(T1)分解后體系中的毒性物質含量大大降低，在24～72 h的生長OD600值均高于泰樂菌素自然水解的處理組(T2)，處理T2與NC相比生長不具備明顯優勢，證明自然水解對泰樂菌素的毒性并沒有明顯降低。不同的處理液添加體積同樣對結果影響不大(圖7)，且基本呈現一致的趨勢。經過TYL-T1胞內粗酶液降解后，整個體系內混合物的毒性明顯降低，表明TYL-T1胞內粗酶液對泰樂菌素有明顯的解毒作用。

NC：添加200 mg/L泰樂菌素；T1：添加泰樂菌素生物降解產物；T2：添加泰樂菌素自然水解產物；PC：添加PBS緩沖液。圖6 不同處理對大腸桿菌生長的影響Figure 6 The effect of different treatments on the growth of E. coli

2.5.2 泰樂菌素降解產物對枯草芽孢桿菌生長影響

以枯草芽孢桿菌作為供試指示菌株時，結果如圖7，在無添加泰樂菌素的培養液中(PC)，枯草芽孢桿菌的生長良好；而在含有200 mg/L泰樂菌素的培養體系中(NC)，供試菌株的生長受到明顯抑制。這表明泰樂菌素對枯草芽孢菌株的毒性較強，抑制了菌株的生長?？莶菅挎邨U菌在處理T1中的生長OD600值高于T2處理組，處理T2中細菌的細胞數量與陰性對照NC沒有太大的差異。這表明經過72 h的水解作用，泰樂菌素及其水解產物的毒性并沒有得到明顯的降低；相比T1處理組中泰樂菌素的毒性得到有效降低，T1處理組生長趨勢與PC相比并無明顯差異，證明TYL-T1胞內粗酶液能加速泰樂菌素及中間代謝產物毒性成分的分解，從而降低其對環境微生物的不利影響。同時在一定情況下，向體系中接種不同比重的處理液，對實驗最終OD600值并沒有太大影響，表明通過TYL-T1胞內粗酶液的處理，泰樂菌素降解產物的毒性明顯降低，高濃度的降解產物并未對枯草芽孢桿菌的生長產生明顯影響。

NC：添加200 mg/L泰樂菌素；T1：添加泰樂菌素生物降解產物；T2：添加泰樂菌素自然水解產物；PC：添加PBS緩沖液。圖7 不同處理對枯草芽孢桿菌生長的影響Figure 7 The effect of different treatments on the growth of Bacillus subtilis

3 討論

微生物降解抗生素的方式主要是通過微生物體內的降解酶催化改變抗生素的分子結構來實現[27-29]。酶是復雜的生物大分子，可作為污染物降解途徑中涉及的許多生化反應的催化劑[30]；與使用微生物去除污染物的特性相比較，利用酶進行生物修復可以克服微生物修復過程中的營養物質、氧氣等條件的限制[31]。因此，酶促降解泰樂菌素的研究是一個可行的突破點。

本文研究結果表明TYL-T1胞內粗酶液能夠高效催化泰樂菌素的降解，并且發現金屬離子Co2+、Fe2+和Mn2+能夠促進泰樂菌素的降解，降解率分別提高12.42%、20.20%和15.20%。劉淮德等[32]報道Ca2+和Zn2+能夠促進巖藻聚糖硫酸酯降解酶的活性，而本研究發現金屬離子Ca2+和Zn2+抑制了胞內粗酶液活性，推測Ca2+和Zn2+可能與酶的活性中心結合，抑制了酶對泰樂菌素的降解[33]。這與Rao等[34]研究地衣芽孢桿菌降解黃曲霉毒素B1時發現Zn2+會抑制酶活性的結果一致。在TYL-T1胞內粗酶液中添加Ca2+后沒有檢測到泰樂菌素的降解，說明Ca2+導致酶徹底失活。有研究表明Zn2+和Cd2+等重金屬離子和一些抗生素對土壤微生物及部分土壤酶活性呈負相關的關系，同時對土壤生物活性產生抑制作用[35]。本研究中，添加的大部分重金屬離子對TYL-T1胞內粗酶液的降解活性并無消極影響，反而具備一定的促進作用，表明TYL-T1胞內粗酶液對重金屬與抗生素的復合污染具有良好的實際應用潛力。

溫度和pH值變化對TYL-T1胞內粗酶液的降解活性有較大影響。張新沙等[36]發現無丙二酸檸檬酸桿菌胞內酶降解泰樂菌素最適pH值為5.5；本研究發現當pH 6.0～8.0時，TYL-T1胞內粗酶液有較好的降解性能，當pH值為7.0時泰樂菌素降解率達到最高，當pH 4.0～5.0時，泰樂菌素降解受到嚴重的抑制。推測底物和輔酶的解離程度容易受到pH值的影響，導致酶催化底物降解的過程受到負面影響[37-39]。在最適溫度條件下，酶促降解抗生素的速度達到最高，溫度低于酶的最適溫度會削弱酶促反應速度，而溫度高于酶的最適溫度也會導致酶活性降低甚至失活[40]。TYL-T1胞內粗酶液具有較好的熱穩定性，隨著反應溫度升高，泰樂菌素的降解率逐漸升高，當溫度為45 ℃時達到最優降解效果。當胞內酶投加量為2.5 mg時，繼續提高酶蛋白投加量對泰樂菌素的降解并無明顯促進作用，推測底物分子與降解酶分子之間的結合達到飽和狀態。模擬后發現TYL-T1胞內粗酶液降解泰樂菌素的過程符合一級動力學反應模型，當增加泰樂菌素的質量濃度，降解的半衰期也隨之增加，表明泰樂菌素對環境的污染是持久性的。

抗生素降解過程中產物毒性會發生變化[41]，經過生物降解后，產物的毒性往往低于母體抗生素，但有的降解產物毒性卻高于母體抗生素[42]。本研究發現泰樂菌素經過TYL-T1胞內粗酶液降解后，產物毒性明顯低于泰樂菌素以及泰樂菌素的自然水解產物，說明TYL-T1胞內粗酶液在實際應用過程中能夠達到對泰樂菌素的無害化處理要求。由于TYL-T1胞內粗酶液對泰樂菌素降解過程包含多個步驟，后續需要深入研究泰樂菌素降解的每一步反應。