张欣阳， 许旭萍

福建师范大学，生命科学学院，福州 350108

抗生素是一类由真菌、放线菌、细菌在其代谢过程中产生的具有杀灭或抑制他种生物(主要是微生物)功能的化学物质，数十年来已被大量的应用。抗生素主要包括β-内酰胺类、大环内酯类、四环素类、链霉素和氯霉素等五大类，能在不同程度上起到抑菌、抗菌和杀菌作用。以用途来分，还可分为人用和兽用两种。20世纪40年代以来，抗生素在作为药物治疗动物疾病的同时，也被用于饲料的添加剂以促进动物的生长。其中四环素类抗生物是兽药抗生素中最主要的一类，因其广谱性、质优价廉等优点成为我国畜牧饲养业中使用量最大的一类抗生素［1］。有研究表明，四环素类抗生素进入动物体内后不能够被完全吸收，约75%以原型或母体化合物的形式排出体外［2］。由于此类抗生素结构复杂、生物降解困难且水溶性较好，很容易在环境中存储和积累。这些抗生素进入环境中会对微生物及植物种群产生严重影响，进而对人类的健康、生存造成危害，因此被视为重要的污染物［3］。其他农用、兽用抗生素在应用后也均存在残留和环境污染问题。

目前，对抗生素污染的处理方法主要分为非生物降解和生物降解两种［4］。非生物降解方法多为物理或化学手段，主要方式有光解、水解和氧化降解等。其优点是反应迅速、去除率高。然而近些年国内外均有研究表明，应用于抗生素降解中的化学材料对环境也存在一定程度的毒副作用［5，6］。生物降解的主要方式为微生物降解、植物降解以及植物－微生物复合降解［7］。抗生素进入环境中最主要的降解途径就是微生物降解［8］。能够发生降解的主要原因是抗药细菌或真菌的作用。微生物降解按照参与反应的微生物种类可以为分为单一菌株降解和复合菌系降解;按照生物处理技术手段主要可以分为好氧生物处理法、厌氧生物处理法、厌氧－好氧生物组合法以及固定化微生物处理法等。以往传统的单一处理方法已很难解决日益复杂的环境问题，越来越多的生物组合处理技术应运而生。探寻新型抗生素降解方法，利用生物吸收或降解抗生素是当前的研究热点。就目前而言，关于利用微生物方法吸收或降解抗生素的报道并不多见，因此，本文仅对近些年国内外采用微生物方法取得的研究成果进行总结和分析，进而为未来使用微生物资源和技术处理环境中抗生素污染物提供参考。

1 利用单一菌株处理抗生素污染物

已有报道显示光合菌、乳酸菌、放线菌、酵母菌、发酵丝状菌、芽胞杆菌和硝化细菌等都具有降解抗生素的功能［8］。许晓玲等［9］从长期堆放四环素药渣的土壤中筛选得到2株四环素降解菌株，经过鉴定分别为缺陷短波单胞菌(Brevundimonas diminuta)和人苍白杆菌(Ochrobactrum anthropi)。这两株菌的降解机理是能够利用四环素作为碳源进行生长。对这2株菌进行碳源、氮源、无机盐、接种量和培养条件的优化后，对四环素降解率均达到了90%以上。王立群等［10］对β-内酰胺环类抗生素生产废水进行有效处理分离得到4株高效的有机物降解菌并对β-内酰胺环类抗生素具有较高抗性。鉴定结果显示，4株菌分别属于不动杆菌属(Acinetobacter)、假单胞菌属(Pseudomonas)、埃希氏菌属(Escherichia)和芽胞杆菌属(Bacillus)。经正交试验优化后，对水样中化学需氧量(chemical oxygen demand，COD)的测定结果显示，各效应菌株均对抗生素废水中的有机物有明显的去除效果。马志强等［11］从长期堆放抗生素药渣的土壤中筛选到一株四环素高效降解菌，16S rDNA鉴定为无丙二酸柠檬酸杆菌(Citrobacter amalonaticus)，该菌株在优化条件后，可在72 h降解药渣中86.1%的四环素，与其他报道的降解菌相比显示出高效性。冯福鑫等［12］从抗生素制药厂污水中分离筛选得到一株高效四环素降解菌，鉴定结果显示该菌为酵母菌Trichosporon mycotoxinivorans，经过优化培养条件，该菌株对初始浓度600 mg/L的四环素降解率为83.63%，显示了该菌株对高浓度四环素废水的耐受和降解能力。Wen等［13］将从白腐真菌中提取的木质素过氧化物酶(LiP)用于四环素和土霉素的降解，研究发现LiP的降解能力受pH及温度的影响较大，并且加入一定量的H2O2可以提升降解能力。在优化后的反应条件下，LiP对50 mg/L的四环素和土霉素的降解率在5 min内均可达到95%左右。Prieto等［14］还发现从云芝中提取到的漆酶(LAC)对诺氟沙星和环丙沙星也有良好的降解效果。阿维菌素作为大环内酯类抗生素，虽然不能够抗细菌、真菌，却拥有独特的抗虫活性，因而作为抗生素杀虫剂在农田间广泛使用，针对阿维菌素的污染降解研究发现，洋葱伯克霍尔德菌(Burkholderia cepacia)的菌株GB-01和嗜热脂肪芽胞杆菌(Bacillus stearothermophilus)对其均有良好的降解效果［15，16］。嗜热脂肪芽胞杆菌对100 mg/L的阿维菌素降解率可以在72 h达到77.6%，而菌株GB-01则更佳，在30～36 h之内就可以使同浓度的阿维霉素降解90%以上。从以上研究可以看出，使用单一微生物降解抗生素是一种高效无污染的绿色手段，可以进一步寻找更为有效的抗生素降解菌。但以上研究多停留在实验室研究阶段，缺少应用于自然环境中的实际成果。

2 利用复合菌系处理抗生素污染

2.1 堆肥技术处理含有抗生素的有机固体废弃物

堆肥技术可以使有机固体废弃物转换成有用的物质和能源，协调自然界物质循环与人类社会物质循环，且投资较低、技术相对简单，在国内外被广泛使用。养殖畜禽粪便中含有多种残留抗生素，因此堆肥技术也应用于抗生素降解的研究中。堆肥过程中抗生素的降解是微生物活动和非微生物因素共同作用的结果［17］。其中微生物复合菌系的作用是粪便中抗生素降解的主要原因之一。有报告指出，堆肥过程中发挥主要作用的是嗜热菌和嗜温菌两种微生物。堆肥初期，嗜热菌快速降解易降解有机物使堆肥温度升高，随着易降解有机物的减少，堆肥温度降低，嗜温菌适宜生长并缓慢分解较难降解的有机物，使堆肥逐渐腐熟稳定［18］。

研究表明，影响堆肥是否成功的主要因素有水分、含氧量、堆肥材料的C/N、温度及pH。C/N与堆肥的腐熟度、曝气率有关，会影响堆肥的稳定性，因而成为最关键的条件［19］。而上述条件主要都是为了使微生物能够良好生长。Ramaswamy等［20］对堆肥降解家禽粪便中的盐霉素进行了研究，在C/N为25∶1的条件下，99%的盐霉素降解需要38 d以上。之前已有报告指出，盐霉素在猪粪便中的降解主要依靠微生物降解，物理和化学降解影响不大，但粪便中盐霉素含量与降解速率成负相关［21］，这说明微生物受抗生素浓度影响较大，要想得到良好的堆肥效果，如何通过合适的外界条件使得微生物体系保持较高活性至关重要。

Hu等［22］研究了以腐殖化粪草混合物(鸡粪、猪粪和稻草)为原料进行堆肥，金霉素、四环素和土霉素在45 d内能够被降解93%，且经X-射线衍射证明，堆肥后形成的产物为鸟粪石(磷酸铵镁)。目前关于堆肥后形成具体产物的研究不多，由于鸟粪石是一种优良的氮磷肥料，因此该报告也证明了堆肥是一种资源化去除抗生物污染的稳定技术。沈颖等［23］也对猪粪中残留的3种四环素类抗生素进行了研究，正交结果显示土霉素和四环素降解受温度影响最大，而金霉素则受含水率的影响较多，但降解率都与温度成正相关，且均在14 d时达到降解最大值。值得注意的是，实验表明在堆肥过程中细菌、真菌和放线菌3类微生物均存在，其中细菌为绝对优势菌且多为革兰氏阳性菌，推测其在堆肥降解抗生素的过程发挥了主要的作用。

由于堆肥过程中自然存在的微生物菌群具有不固定性，因此除了适宜的外界环境条件外，加入特定抗生素高效降解菌也是提高堆肥过程中抗生素降解效率的有效手段。Wang等［24］通过研究指出，在堆肥中接种土霉素高效降解菌可以有效提高好氧堆肥中土霉素的降解效率。沈东升等［25］在对猪粪的无害化处理中加入了土霉素高效降解菌Staphylococcus sp.，与不接种该菌株的实验对比，对土霉素的降解率提高了约20%。这与Wang等［24］的结论相似。该菌株的优点在于利用土霉素作为碳源进行代谢的过程对维持堆肥体系中微生物种群的活性和多样性有明显的帮助，使得整个复合菌系在降解抗生素的同时也降解了其他的有机废弃物。张树清等［26］在对3种四环素类抗生素处理的过程中加入一种可以促进抗生素降解的芽胞杆菌生物复合制剂，结果显示加入菌剂实验组的降解率明显好于不加菌剂的实验组。秦莉等［27］在以鸡粪和秸秆为原料的堆肥中驯化出具有降解纤维素和金霉素双重功能的复合菌系，接种该复合菌系的实验组中金霉素的降解率为82.23%，高于不接复合菌系的金霉素降解率(60%)。且实验表明该复合菌系能够在50℃快速繁殖，提高降解效率，适用于高温好氧堆肥环境。此外，复合菌剂除了应用于堆肥中具有良好的效果，在对抗生素废水进行处理中也有着广泛的应用。

2.2 生物技术处理抗生素废水

2.2.1 好氧生物法 常用的好氧技术主要包括活性污泥法、生物膜法、生物接触氧化法、深井曝气法和延时曝气等方法。好氧处理具有效率高、速度快、投资少及选材广等优点。活性污泥法经常用于抗生素废水的处理。研究发现，用活性污泥法处理抗生素废水时，四环素生物降解量为28% ～35%，属于弱降解物质，和其他研究指出四环素主要发生的是生物吸附而不是生物降解是一致的［28，29］。Li等［29］共研究了6 类11 种抗生素用活性污泥方法在淡水和盐水两种系统中处理的结果。结果显示在两种系统中，头孢氨苄和2种磺胺类抗生素主要都是发生生物降解;3种氟喹诺酮药物、氨苄青霉素、四环素、罗红霉素以及甲氧苄啶主要发生的是吸附作用，其中四环素在15 min就可以达到90%的吸附，活性污泥对3种氟喹诺酮药物的吸附能力在存在二价阳离子的盐水系统中显著下降，但也发生一定的生物降解，而红霉素在两种系统中均不能完全去除。

好氧生物处理法的主要问题在于抗生素工业废水是高浓度有机废水，该方法需要对原废液进行十倍乃至百倍的稀释;并且好氧法存在动力消耗大、处理成本高等缺点，其应用受到一定的限制［30］。近些年，好氧生物法已朝着与其他多种处理方式相组合的方向发展。

2.2.2 厌氧生物法 厌氧生物法是利用兼性厌氧菌和专性厌氧菌将污水中大分子有机物降解为低分子化合物，进而转化为甲烷、二氧化碳的有机污水处理方法［31］。主要包括上流式厌氧污泥床(up-flow anaerobic sludge bed，UASB)工艺和厌氧复合床法。这种方法用于处理抗生素废水，运行成本低、能耗少。但这种方法的处理效果不佳、处理后的水质不达标，还要经过进一步的处理。杨军等［32］用UASB工艺对林可霉素生产废水的厌氧生物处理工艺进行了研究，发现初始化学需氧量(chemical oxygen demand，COD)为 8 000 ～14 000 mg/L，水力停留时间10 h，COD的去除率达50%～55%。厌氧生物处理动力学研究发现，不可生物降解的物质约占总COD比例的1/3，推测可能是影响处理效果的主要原因。

在实际的废水处理中，由于单独好氧生物处理或是单独厌氧生物处理都存在自身难以克服的缺点，难以满足出水达标排放的要求，因而从80年代开始，厌氧－好氧生物组合工艺逐渐发展为抗生素废水处理的主要工艺，该组合具有好氧和厌氧的双重优点［33］。

2.2.3 厌氧－好氧生物组合 厌氧－好氧生物组合主要包括序批式活性污泥法反应器(sequencing batch reactor activated sludge process，SBR)法、水解酸化－膜生物反应器(menbrane bioreactor，MBR)法等。近些年为寻求良好的处理效果，多采用多种生物技术联合应用处理抗生素废水。姜友蕾等［34］用UASB-絮凝-SBR的组合方法处理含有头孢类抗生素的废水，减轻了整个工艺的负担，COD去除率高，有机大分子物质去除较好，能够达到国家废水排放标准，但工艺流程较为复杂。杨俊仕等［35］采用水解酸化-AB生物法新工艺法处理多种抗生素废水，工艺流程短，较为节能。其中水解酸化菌为兼性厌氧菌和专性厌氧菌，种类多、代谢快;AB生物法中会形成2种微生物群类，A级多为细菌和霉菌，B级多为原生生物，充分发挥了多种微生物的不同特性进而达到了满意的去除效果。贾仁勇等［36］采用活性污泥缺氧－好氧膜生物反应器(A/O-MBR)和固定化缺氧－好氧膜生物反应器(I-A/O-MBR)工艺处理含抗生素的污水，并对反应器内微生物群落结构进行分析，结果显示随着污泥龄的降低，A/O-MBR反应器内总微生物种数减少而抗生素抗性基因比例增加，因此具有抗生素抗药性的微生物在含抗生素污水的处理过程中发挥了重要作用。但在相同的污泥龄条件下，水力停留时间虽对两种反应器内总细菌的数量影响不大，却影响了菌群与污水的接触时间进而影响了去除效果。

2.2.4 固定化微生物处理法 固定化微生物处理法是通过化学或者物理手段将功能微生物固定在载体上或定位局限于特定的空间区域内，并保持其生物活性，是近年来兴起的一种处理抗生素废水的方法。此方法使多种微生物的浓度高度集中，抗冲击负荷能力强，处理效果明显;处理后固液分离容易，水质较好，并且固定的微生物可以重复利用，投资少见效快。常见的微生物固定方法一般包括三大类:吸附法、包埋法和交联法。吸附法简单易行、条件温和，但固定不够牢固;包埋法固定效果好，酶活性较好;交联法虽结合牢固，但操作复杂，且易影响菌体酶活［37］。其中包埋法最为常用。刘鹏等［38］将筛选得到的光合细菌、酵母菌和放线菌包埋固定进行抗生素废水处理时发现，复合菌降低了有害物质的抑制，在最适温度、pH以及进水COD的范围内都有显著的增强，但在最适范围内，经过包埋的复合菌对COD的去除率不如游离菌，推测其原因可能为包埋复合菌影响了菌体的传质性能。曾常华［39］从制药厂抗生素废水中筛选组合出5组高效降解喹诺酮类抗生素复合菌，利用游离的复合菌处理抗生素废水3 d，COD 去除率达 30.15%，9 d达到 80.38%。而固定化复合菌群后处理抗生素废水，3 d COD去除率上升到80%以上，6 d可达到93.47%。与未进行固定化的游离复合菌相比，微生物稳定性明显提高并增强了对外界环境的抵抗力，反应时间更短，作用效率更高。

固定化处理抗生素废水并非全是由于生物降解作用，很多时候依赖生物吸附作用。对此，Yu等［40］用固定化细胞方法对磺胺甲恶唑、磺胺二甲氧嘧啶以及甲氧苄啶进行生物降解和吸附的研究。研究发现对几种抗生素的处理主要靠生物降解和吸附，水解作用很少。磺胺甲恶唑和磺胺二甲氧嘧啶都是强降解弱吸附的抗生素。作用14 d时，生物降解率分别为59%和52%，生物吸附率则为31%和34%;甲氧嘧啶则是低降解、中等吸附的抗生素，14 d生物降解仅为27%。三种抗生素易发生生物降解吸附的顺序为:磺胺甲恶唑＞磺胺二甲氧嘧啶＞甲氧嘧啶。

固定化技术在抗生素废水处理中有许多优势，但仍然存在一些问题。如何选取合适的固定化技术、载体，如何保持固定化细胞的最佳活性，进一步提高处理废水以及水中其他悬浮颗粒的能力和效率是未来有待研究改进的问题。

3 展望

抗生素的环境污染已在很多国家引起研究者的广泛关注，其污染治理的方法也已展开研究，但仍然存在一些问题需要进一步进行深入的研究与探讨。

①筛选高效降解抗生素的微生物菌株。以四环素类抗生素为例，作为抗生素污染的主要来源之一，已报道的能够对其降解的微生物菌株十分少见，目前急需筛选更多高效降解菌株。

②开发新的复合修复技术。单一的微生物处理技术有时很难满足复杂的环境需求，应寻求更加高效、安全的复合方法修复抗生素的污染。

③研究抗生素降解机制。在已有的微生物降解抗生素的报道中，关于微生物菌株或是菌系的降解机制研究较少。常见降解机制为菌株或菌系可利用抗生素作为碳源进行降解利用，但从分子水平对降解机制进行分析较少，如抗性基因的分布、是否有胞外酶的作用等，这些都有待进一步研究以更好地将其应用到相关领域。

④研究抗生素降解产物及环境效应。关于抗生素降解的产物研究非常少。一些抗生素进入环境后的降解中间产物毒性往往远大于抗生素本身［7］。抗生素作为难生物降解物质，一些条件下只依靠微生物很难将其完全矿化，有可能只是发生部分降解。就目前的研究而言，研究者们往往只把目光集中在抗生素降解率上，而抗生素经相关微生物降解后的产物是什么、毒性如何都缺少相关研究。因此，应对降解产物进行毒理分析并进行风险评估。

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