抗生素的微生物降解研究进展

2018-10-12陈小丽魏金华蔺中

现代农业科技 2018年16期

陈小丽　魏金　华蔺中

摘要近年来，由于人们对抗生素不规范、不合理以及过量的使用，导致全球范围内的相关环境污染问题日渐严重。鉴于微生物对抗生素的降解具有低耗、高效的效果，同时具备环保及操作简便等特点，微生物降解法已作为抗生素污染处理的有效途径之一逐渐受到人们的重视。本文介绍了抗生素的使用现状及其危害，综述了抗生素的环境行为、生物降解机理及其影响因素，展望了利用微生物降解环境中抗生素的前景，以期为治理环境中抗生素污染提供参考。

关键词抗生素；微生物降解；环境行为；影响因素

中图分类号 X172；X502 文献标识码 A 文章编号 1007-5739（2018）16-0167-02

抗生素（antibiotics）是一种细菌、霉菌或其他微生物在生活的过程中所产生的，能对其他生活细胞发育功能造成干扰的次級代谢产物[1]。抗生素主要有氟喹诺酮类、大环内酯类、 β-内酰胺类和四环素类、磺胺类等，因具有较好的抑菌或杀菌功能而被长期、大量、广泛应用于医疗卫生事业、畜牧业及水产养殖业等多个领域[2]。

1 抗生素的使用现状

目前，抗生素已应用于食品加工、家畜饲养和水产养殖等各个与人类生活密切相关的领域。截至2002年，世界范围内抗生素的投入使用量为10万～20万t/年，且其应用方式也因国家及地区的不同而不同，例如美国在水果种植中大量应用链霉素，但德国却禁止该行为。1999年，欧洲发达国家投入使用的抗生素共1.32万t，其中用于预防人类疾病以及治疗的占65%，用于制作兽药的占29%，剩下的6%用于制作生长促进剂[3]。据报道，美国每年约使用2.27万t抗生素，其中约50%用于水产养殖业、畜牧业和种植业，50%则用于人类的医疗卫生事业。

中国是生产和使用抗生素的大国。2003年，我国土霉素和青霉素的产量分别为1万、8万t，占当时世界总生产量的65%。世界卫生组织建议医院抗菌类药物的推荐使用率应低于30%[4]，发达国家抗生素的使用率约为10%，而发展中国家的使用率约为42%，我国存在十分严重的抗生素滥用问题，抗生素使用率高达70%。2001年中国卫生部公布：我国患者在面对相关疾病时选择使用抗生素的比例高达70%，比欧美国家多1倍，而实际需要抗生素的相关疾病不及20%，造成抗生素滥用的主要原因是预防性抗生素的使用[5]。除应用于医疗卫生行业外，抗生素还普遍应用于畜牧业，我国每年用于动物养殖的金霉素为750～1 000 t、土霉素为5 000～7 000 t。

2 抗生素的危害

抗生素虽然在保健和牲畜生产等方面做出了较大的贡献，但是其广泛使用甚至滥用引起了一系列环境污染问题。由于人类和动物不能完全吸收和利用抗生素，部分抗生素会通过排泄物进入环境。多数抗生素半衰期相对较短，但由于使用频率高且易于进入环境，致使产生“伪持续”的现象，抗生素已成为不可忽视的新型污染物。由于抗生素的筛选作用，产生大量耐药病原体，威胁人类健康和生态环境，其污染现状、迁移转化及风险评估已成为人们日益关注的焦点。

研究发现，长时间暴露在抗生素环境下，食物和水中残留的抗生素通过食物链在人体中积蓄，加强人体中病菌的耐药性，降低人体免疫能力，从而直接危害人体健康。随城市污水和动物粪尿施于农田的抗生素还会影响农作物叶绿素的合成、酶的分泌以及根系的生长。抗生素还会使环境中的微生物种群结构失衡，土壤和水体的耐药性菌增加，从而破坏生态多样性。

3 抗生素的环境行为

3.1 吸附

抗生素在生物体内以初级代谢产物或原药的形式随尿液和粪便排出体外，又通过直接或间接经过生活废水进入土壤环境等途径最终被水体沉积物和土壤吸附和结合。土壤和抗生素本身的特性决定着其自身的迁移去向和降解方式，不同化学结构的抗生素，其吸附能力存在较大差异。具有强吸附能力的抗生素在环境中表现稳定，并易于积累，如表层土壤和沉积物中的土霉素、金霉素和强力霉素均具有较强的吸附力，不容易解吸和随水迁移[6]。而吸附能力较弱的大环内酯类和磺胺类抗生素易随水流迁移并扩散，最终对河流以及海洋等水环境造成严重影响。

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条件下会发生的降解反应。抗生素的降解反应会因物理性质、化学性质以及环境条件的不同而不同，并且会产生一种或者多种降解反应，其反应降解过程也存在一定差异。

3.2.1 水解。水解是抗生素降解的主要方式，尤其是土壤和水体中的抗生素。大环内酯类、磺胺类以及β-内酰胺类抗生素都会发生不同程度的水解。一般来说，在影响抗生素水解的所有因素中，最主要的是pH值和温度，水解程度因pH值和抗生素类型的不同而不同。头孢菌素类抗生素无论在酸性、中性还是碱性水体中都可以发生水解；而对于其他类的抗生素，如大环内酯类和磺胺类，在中性条件的水体中水解较慢、活性较低。此外，温度对抗生素的水解也有一定的影响，如水体温度升高时，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种主要途径，喹诺酮类药物和四环素类药物都较易发生光降解反应。目前，人们对光降解抗生素的机理研究较少，普遍认为光降解作用的主要机理是分子吸收光能发生跃迁，跃迁至激发态时放出能量而引起各种反应，即带有吸收光子基团的抗生素分子或抗生素所在环境中的某些物质吸收了光能变为激发态，从而直接或间接地推动抗生素的降解过程。相关研究发现，催化剂可加速降解反应，如红霉素和脱水红霉素在中性的水溶液中经过1 h光照后，其光降解率不足30%；若存在2 000 mg/L TiO2的催化剂，经15 min光照后两者的降解率分别可达到97.2%和95.5%[7-8]。

3.2.3 生物降解。大部分抗生素主要通过微生物降解，目前通过实验室驯化培养、分离纯化和诱变等手段获得的可降解抗生素的功能微生物主要有细菌和真菌两大类。经筛选出的对抗生素有降解功能的微生物中，细菌类的有蜡样芽孢杆菌、假单胞菌、枯草芽孢杆菌、黄杆菌属、诺卡氏菌科、伯克霍尔德氏菌、粘质沙雷氏菌、不动杆菌、嗜热脂肪芽孢杆菌、无丙二酸柠檬酸杆菌、苍白杆菌、解蛋白弧菌、恶臭假单胞菌、变形菌门短波单胞菌、变形菌门贪噬菌和人苍白杆菌、缺陷短波单胞菌、无丙二酸柠檬酸杆菌以及放线菌、细杆菌；真菌类的有黑粉菌、粘性红圆酵母、酵母菌和白腐真菌等。由于生物降解效果好，可持续性高，降解彻底，是土壤中抗生素自我净化的重要手段。

4 抗生素的生物降解机理

抗生素的微生物降解是指微生物通过同化作用改变抗生素残留物的结构分子，并使其理化性质发生改变的过程，即通过微生物所产生的一系列反应使抗生素残留物中的大分子结构化合物降解，并使其分解成水和二氧化碳等对环境无害的小分子物质，从而达到对环境低害或无害化的处理目的。该过程中耐药菌的降解作用非常重要[9]，耐药菌通过水解、氧化还原和基团转移3种机理破坏抗生素结构。耐药菌含有能够消除多数抗生素化学键的酶，例如破坏酰胺键和酯键的酶，其通过对相关化学键的破坏，使其理化性质发生改变，进而使这些抗生素活性降低甚至失活。还有能破坏头孢菌素类药物和青霉素β-內酰胺化学键，使其活性降低或失活的酰胺酶。此外，还有与磷霉素耐药性相关的开环环氧化酶以及与大环内酯类药物耐药性相关的酯酶[10-11]。

基团转移的方式有以下6种。①乙酰基转移修饰。通过改变活泼基团（如羟基或酰胺基）的共价修饰，使化合物的靶点失去结合能力导致其失活。该类转移方法常见于氨基糖苷类抗生素，是细菌使抗生素失活的较为常见的机制。②磷酸化。多见于氨基糖苷类抗生素的降解过程，磷酸化机制可降解肽类抗生素硫酸酯霉和大环内酯类的红霉素。③糖基化，多见于大环类酯类降解过程。④核糖基化，含有氨基酸残基的抗生素降解过程中可见。⑤核苷酸化，克林霉素和林可霉素降解过程中可见。⑥巯基转移，磷霉素降解过程中可见。氧化还原机制比较少见，耐药性酶TetX能氧化四环素。

5 抗生素生物降解的影响因素

5.1 pH、水分和温度

与其他生物一样，微生物的生长代谢及其分布需要合适的pH值、水分和温度，受环境中温度和酸碱度影响。大多数细菌在pH值为6.5～8.5、温度为25～45 ℃的环境中生存。微生物需要充足的水分进行代谢活动，在干旱的土壤中，缺水会抑制呼吸作用，从而限制微生物的生长。

5.2 氧气

微生物代谢途径有3种，分别是需氧代谢途径、厌氧代谢途径和兼性厌氧代谢途径。在有氧和无氧环境下，微生物均能降解抗生素，但好氧菌在有氧条件下能够迅速生长繁殖，降解效果显著。因此，在处理含有抗生素的废水时，多采用好氧降解，此类方法有生物转盘、生物流化床、固定床生物膜以及活性污泥等。

5.3 环境中存在的其他抗生素

通常情况下，同一地区往往会受到多种抗生素的污染，比如医院或畜牧场附近的环境中，常有多种抗生素同时存在。部分具有降解特定种类抗生素能力的微生物会被其他种类的抗生素抑制或杀死，从而使其降解功能受到抑制或丧失。

6 展望

抗生素类药物作为一类人造的新型污染物，其自身以及其所带来的问题受到了越来越多的关注，尤其是其所带来的环境污染以及危害成为我国乃至全球都将面对的重大环境问题之一。然而，目前关于抗生素的环境行为和毒理效应的研究正处于快速发展阶段，降低环境中抗生素污染的方法也因成本高、适用范围小而局限于实验室，无法大规模普及。

现阶段，微生物降解是一种成本低廉、适用面广的治理抗生素污染的方法，也是降低或消除环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将成为今后研究抗生素污染治理的重点研究方向。

7 参考文献

[1] 胡譞予.水环境中抗生素对健康的危害[J].食品与药品，2015（3）：215-218.

[2] 陈强，邴乃慈，谢洪勇，等.不同环境介质中抗生素的污染现状及其检测方法研究进展[J].环境监控与预警，2017（5）：24-31.

[3] 徐永刚，宇万太，马强，等.环境中抗生素及其生态毒性效应研究进展[J].生态毒理学报，2015（3）：11-27.

[4] 赵年，甄玉清，王晓.抗菌药物临床分级使用情况调查[J].健康必读，2012（2）：265.

[5] 贾久满.滥用抗生素的危害与控制[J].唐山师范学院学报，2003（5）：58-59.

[6] 王冉，刘铁铮，王恬.抗生素在环境中的转归及其生态毒性[J].生态学报，2006（1）：265-270.

[7] 邓玉，倪福全.水环境中抗生素残留及其危害[J].南水北调与水利科技，2011（3）：96-100.

[8] 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.

[9] 刘伟，王慧，陈小军，等.抗生素在环境中降解的研究进展[J].动物医学进展，2009，30（3）：89-94.

[10] 张欣阳，许旭萍.微生物技术去除抗生素残留污染的研究进展[J].生物技术进展，2014，4（5）：355-360.