磺胺類抗生素復合污染降解菌的篩選及其降毒作用

張瑾，張博翔，周睿，卞志強

1. 安徽建筑大學環境與能源工程學院，合肥 230601 2. 大連海事大學環境科學與工程學院環境系統生物學研究所，大連 116026

抗生素(antibiotics)具有對病原微生物有明顯抑制生長發育甚至殺滅的效果，主要應用在臨床治療、動物飼養等方面。我國每年人均消費抗生素量為138 g，每年約有900萬t抗生素類藥物被用于動物促生長添加劑、預防和治療[1-2]。磺胺類抗生素(sulfonamides antibiotics, SAs)是一大類因其具有抗菌譜廣、性質穩定、生產和價格低廉的優點而被各國大量投入到各領域使用的抗生素，主要應用在畜牧業、水產養殖業和農業等方面[3-5]。據調查表明，各國SAs的使用量：中國>韓國>英國>美國>丹麥>挪威>瑞典>肯尼亞[6-8]。然而，磺胺類藥物在人體及家畜體內不易被代謝，有一部分會以原始形態或中間產物的形態隨糞便和尿液排入環境中，且排入環境中的磺胺類物質或其代謝物仍具有生物活性[9]。近年來，已有關于在水體和土壤中檢出SAs的報道，如陳海燕等[10]在安徽省9個地區取得76份土壤樣品均檢測出磺胺嘧啶、磺胺二甲嘧啶和磺胺甲惡唑等3種SAs，平均含量分別為0.26、5.41和2.58 μg·kg-1，澳大利亞昆士蘭水體中同樣檢測出多種抗生素，如諾氟沙星和磺胺二甲嘧啶等[11-12]。此外，進入環境中的各種SAs不僅以各種形式和濃度在環境中持久共存，形成復合污染物，而且很可能會對其中的微生物產生毒性，甚至聯合毒性，導致微生物活性降低，改變微生物群落結構，甚至誘導抗性基因的產生[13-14]。因此，開展SAs抗生素去除技術的研究具有重要的環境意義。

目前，關于SAs的去除方法主要有兩大類，生物去除法和非生物去除法，如陳小潔等[15]利用水生植物大漂和鳳眼蓮對污水中的抗生素(<2.5 μg·mL-1)進行去除，發現，經過培養72 h后，大漂和鳳眼蓮對鹽酸四環素的去除率分別達80%和90%以上，對氨芐青霉素的去除率分別達80%和70%以上。付袁芝[16]以磺胺二甲基嘧啶為唯一碳源，對活性污泥進行馴化，篩選了一株磺胺二甲基嘧啶高效降解菌YL-1，對100 mg·L-1二甲基嘧啶降解90 h的降解率高達90%。孫豐霞[17]通過延長污泥停留時間、水力停留時間優化了序列間歇式活性污泥法(SBR)去除污水中2種SAs，結果表明，2種SAs(100～300 ng·g-1)經過處理8 h后，去除率約60%。馮精蘭等[18]應用Fenton高級氧化技術在最佳條件下4.52 mg·L-1的磺胺間甲氧嘧啶鈉降解2 h后，降解率達到87.4%。鮑曉磊等[19]利用磁性納米復合材料CoFeM48去除水中5種SAs，100 mg·L-1的抗生素在15 ℃條件下吸附24 h，吸附容量在68.9 μg·g-1(磺胺二甲嘧啶)至99.6 μg·g-1(磺胺甲二唑)。這些研究結果顯示，非生物去除法雖然具有一定的效率，但生物去除法更加安全、經濟且不易造成二次污染，可大范圍使用。然而，針對生物法，目前大多數學者僅從單一污染的環境介質中篩選出高效降解菌并對其降解性能、降解機制等進行了細致研究，但對多種SAs復合污染的高效降解菌篩選及其降解性能的探究鮮有報道。

眾所周知，毒性是污染物環境風險評價的重要指標之一。然而，目前國內外關于污染物的去除技術或方法，大多數考慮了污染物的量或濃度，卻較少考慮污染物的毒性，而有關SAs復合污染降解菌的降毒作用的研究則更少。因此，本論文擬以廣泛應用的3種SAs：磺胺吡啶(SP)、磺胺氯噠嗪(SCP)和磺胺二甲嘧啶(SM2)為研究對象，從土壤中篩選3種抗生素復合污染的降解菌，以蛋白核小球藻為指示生物，測定其降解前后的環境生物效應，并分析降解菌對SAs及其復合污染物的降毒能力，研究結果擬為SAs抗生素的去除提供方法和數據參考。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 樣品采集

土壤來自安徽建筑大學校園，采用蛇形取樣法采集土壤下5～20 cm的土樣，晾干后過2 mm篩子，四分法[20]取樣備用。

1.2 試劑與儀器

蛋白核小球藻(Chlorellapyrenoidosa,C.pyrenoidosa)購自中國科學院。降解菌馴化過程培養基主要有篩選用培養基(唯一碳源培養基)和富集培養基，牛肉膏蛋白胨培養基詳見參考文獻[16]。C.pyrenoidosa的培養基為SE培養基，配制及其培養方法參考文獻[21]。

SP、SCP和SM2均購自上海原葉生物科技有限公司，其基本理化性質如表1所示，色譜級純度的甲酸和甲醇均購自合肥國藥集團化學試劑有限公司。

表1 3 種抗生素的基本理化性質Table 1 Basic physical and chemical properties of three antibiotics

采用高效液相色譜法(HPLC)測定SAs，分析條件：流動相為甲醇和0.1%甲酸水溶液(V(甲醇)∶V(0.1%甲酸)=60∶40)，流速為1 mL·min-1，檢測波長λ=270 nm，柱溫40 ℃[22]。

主要儀器：Agilent 1100 series高效液相色譜(美國安捷倫)，Bio-RAD 680酶標儀(美國伯樂)，TU1901紫外-可見吸收光譜儀(日本島津)，NY 1483196孔平底透明聚苯乙烯微板(美國康寧)，SHP-250FE智能生化培養箱(中國上海三發科學)。

1.3 3種SAs復合污染降解菌的篩選與馴化

在250 mL錐形瓶內加入100 mL篩選培養基(篩選培養基中混合3種SAs)和16 g土樣，采用梯度搖瓶法(混合抗生素濃度從100 mg·L-1至1 500 mg·L-1梯度增加)[16]。每隔7 d倒掉上清液，逐步提高混合抗生素濃度。取上清液稀釋后，在新鮮的培養基上進行分區劃線分離，置于培養箱中，30 ℃條件下培養3 d，取出保存，并將濃度提高到最大限度時，分區劃線分離得到的不同形態的單菌落，進行標記。挑取菌落，繼續進行平板分區劃線分離，直至得到基本一致的單菌落。

1.4 降解菌株的生長條件及降解能力的比較

將分離純化得到的單菌落分別進行生長和降解能力的比較，將篩選出的降解菌以1%的接種量加入100、750和1 500 mg·L-13種混合抗生素富集培養基中，30 ℃、150 r·min-1的搖床中振蕩培養3 d，測其OD600值和抗生素含量，分析并比較菌株的降解能力。

1.5 降解菌的鑒定

觀察降解菌菌落的形狀、顏色、大小、表面和邊緣特征并做記錄。根據《伯杰氏細菌鑒定手冊(第8版)》[23]，主要選擇了以下指標進行實驗鑒定：革蘭氏染色試驗、淀粉水解試驗、硝酸鹽還原試驗、甲基紅實驗、蔗糖利用實驗、乳糖利用實驗、乙酰甲基甲醇實驗、七葉靈水解實驗、過氧化氫酶實驗和葡萄糖發酵試驗。

1.6 最佳降解菌的生長和降解條件的確定

將降解菌的菌苔接種于3種混合抗生素富集培養基中，以適當的搖床轉速和溫度進行培養，觀察在不同的pH(5、6、7、8和9)、接種量(0.1%、0.5%、1.0%、2%和3%)、3種混合抗生素濃度(100、250、500、750、1 000、1 250和1 500 mg·L-1)條件下生長和降解的情況，確定最佳生長和降解條件。在此條件下，每隔2 h取樣一次至24 h，此后，每隔4 h取樣一次至36 h，再每隔12 h取樣一次至72 h，測定樣品菌液的OD600和3種混合抗生素含量，得到菌株的生長-降解曲線。

1.7 3種抗生素及其混合物降解前后對綠藻的毒性效應比較

以綠藻C.pyrenoidosa為受試生物，3種磺胺類抗生素SP、SCP、SM2及其混合物在降解前后對C.pyrenoidosa的毒性測定采用時間依賴微板毒性分析法(t-MTA)[21]：在96孔微板周邊的36個微孔加入200 μL超純水以防止邊緣效應，在第2、6、7、11列共24個孔中加100 μL超純水作為空白對照，3、8列的12孔中依次加入按預實驗所設計的12個濃度梯度溶液100 μL，4、5列是3列的重復，9、10列是8列的重復。然后，在空白對照孔和藥物處理孔中分別加入事先培養至對數期的綠藻溶液100 μL，使每個孔的液體體積均為200 μL，重復3板。將微板置于22 ℃光照培養箱中培養，分別在暴露時間為12、24、48、72和96 h時，取出，用酶標儀測定OD690，并計算毒物對蛋白核小球藻在不同暴露時間的生長抑制率(E)，其計算公式具體參見參考文獻[21]。

1.8 混合物的設計

3種抗生素的三元混合物設計采用均勻設計射線法(UD-Ray)，共5條混合物射線，具體設計步驟參照文獻[24]，每條混合物射線的組分濃度比(pi)如表2所示。

表2 三元混合物中3個磺胺類抗生素(SAs)的濃度比(pi)Table 2 Concentration ratios (pi) of three sulfonamide antibiotics (SAs) in ternary mixtures

1.9 效應數據處理與擬合

采用APTox軟件[24]對SAs及其混合物的濃度-效應數據進行非線性擬合，選擇常用Logit函數進行所有子集回歸，采用非線性最小二乘法簡化濃度-效應曲線(CRC)模型，求得CRC函數的回歸參數和相關系數(r)用來評估實驗數據的誤差性。

2 結果(Results)

2.1 SAs降解篩選

以SP、SM2和SCP為碳源，經分離純化后共得到2株(S1、S2)降解菌，其生長情況和對抗生素的降解能力如圖1所示。由圖1可知，S1菌隨著3種抗生素混合濃度的升高，生長狀況和降解能力均優于S2菌。S1降解菌在降解1 500 mg·L-1的混合抗生素72 h后，OD600為0.14，SP、SM2和SCP的降解率分別是53.73%、39.07%和27.93%，而S2降解菌在降解1 500 mg·L-1混合抗生素72 h后，OD600為0.12，SP、SM2和SCP的降解率分別是52.00%、40.00%和17.84%，綜合比較，S1菌株生長與降解能力優于S2菌株。

圖1 S1菌與S2菌在不同濃度抗生素中生長和降解能力Fig. 1 Growth and degradation ability of S1 and S2 bacteria in different concentrations of antibiotics

2.2 S1降解菌形態學特征及生理生化鑒定

針對生長狀況和降解能力均較好的菌株S1降解菌，進一步做了形態及生理生化鑒定，其結果如圖2所示，10項生理生化實驗結果如表3所示。由圖2可知，S1降解菌的菌落相對較小，形狀為圓形，邊緣整齊規則，菌落為乳黃色，中間部位有突起，表面濕潤光滑，不易被挑起。菌液呈乳黃色，有少量沉淀物。結合表3中S1菌株的10項生理生化實驗結果和《伯杰氏細菌鑒定手冊(第8版)》，初步判斷S1降解菌為馬氏棒桿菌。

表3 S1降解菌的10項生理生化實驗結果Table 3 The results of 10 physiological and biochemical experiments of S1 degradation bacteria

圖2 S1降解菌形態及生理生化特征注：(a)為菌落圖；(b)為革蘭氏染色實驗；(c)為硝酸鹽還原實驗；(d)為甲基紅實驗；(e)為葡萄糖發酵實驗；(f)為蔗糖利用實驗；(g)為乳糖利用實驗；(h)為乙酰甲基甲醇實驗；(i)為七葉靈水解實驗；(j)為過氧化氫酶實驗；(k)為淀粉水解酶實驗。Fig. 2 Morphology and physiological and biochemical characteristics of S1 degradation bacteriaNote: (a) bacterial colony; (b) Gram experiment; (c) nitrate reduction experiment; (d) methyl red experiment; (e) glucose fermentation experiments; (f) sucrose using experiment; (g) lactose utilization experiment; (h) acetyl methyl methanol; (i) esculin hydrolysis experiments; (j) catalase experiment; (k) starch hydrolysis enzyme.

2.3 混合抗生素的濃度對S1降解菌生長和降解的影響

混合抗生素的濃度對S1降解菌生長和降解能力的影響結果如圖3所示。由圖3可知，從100～1 000 mg·L-1的3種混合抗生素富集培養基，隨著濃度升高S1降解菌的生長OD600值也在提高，100～750 mg·L-1時菌株S1的生長增速最快，可是因為在此條件下隨著碳源的量增加，能供給微生物的營養物質增多，但繼續提高濃度至1 000～1 500 mg·L-1，S1降解菌的生長增速變化不大，但總體呈現上升趨勢。可能是因為隨著濃度升高抗生素對S1降解菌生長的抑制作用在增強[25]。隨著抗生素濃度的不斷增加，S1降解菌對SP、SM2和SCP的降解率也在不斷上升，S1降解菌在低濃度抗生素中，對SM2降解能力最強，高濃度時對SP的降解能力最強。由此可知S1降解菌在1 500 mg·L-1中，更利于它的生長與降解。

圖3 混合抗生素的濃度對S1降解菌生長和降解的影響Fig. 3 Effects of concentration of mixed antibiotics on growth and degradation of S1 degradation bacteria

2.4 pH對S1降解菌生長和降解的影響

pH對S1降解菌生長和降解能力的影響結果如圖4所示。由圖4可知，隨著pH的升高S1降解菌的生長OD600也在不斷升高且增長很明顯，用肉眼可以觀察到培養基中菌的濁度也在不斷提高，可能是因為生長相關酶的活性逐漸提高。當pH=7時，OD600達到最大值，繼續提高pH時，S1降解菌的OD600開始下降，這說明S1高效降解菌生長受到了抑制。由此可知，在酸性和堿性條件下不利于S1降解菌的生長，中性條件利于S1降解菌的生長。同時，pH對S1菌的降解率影響也很大，隨著pH升高S1降解菌對SCP、SP和SM2的降解率也在不斷升高，且增長幅度較為明顯，在pH=7時降解率達到最高。當繼續提高pH時，S1降解菌對SP和SM2的降解率有小幅度下降，但對SCP影響較大，降解率從42.46%下降到16.78%。可能是由于在堿性和酸性條件下抑制了S1高效降解菌的生長使其降解酶的含量減少[26]。由此可知，在pH=7時，最利于S1降解菌生長與降解。

圖4 pH對S1降解菌生長和降解的影響Fig. 4 Effects of pH on the growth and degradation of S1 degradation bacteria

2.5 接種量對S1降解菌生長和降解的影響

接種量對S1降解菌生長和降解能力的影響結果如圖5所示。

圖5 接種量對S1降解菌生長和降解的影響Fig. 5 Effects of inoculum size on growth and degradation of S1 degradation bacteria

由圖5可知，接種量對S1降解菌OD600和降解能力均有一定的影響。接種量在0.1%～2%時，S1降解菌的OD600有小幅度變化處于穩定增長的狀態，繼續升高接種量時，OD600開始呈下降趨勢。這說明接種量>2%時，隨著菌量的增加，抗生素作為碳源被利用，但隨著營養被逐漸利用完，中間的有毒代謝產物增多，使菌體迅速進入衰亡期[27]。當接種量從0.1%～2%不斷上升，SM2和SP的降解率上升幅度較小，SCP降解率的上升幅度較大，均在2%的接種量時，達到最大降解率，SM2、SP和SCP降解率分別是49.7%、53.75%和31.63%。當繼續提高接種量時3種抗生素降解率均下降，尤其SCP的下降趨勢最明顯。綜上分析，S1降解菌的最適接種量為2.0%。

2.6 S1降解菌在最佳條件下生長和降解曲線

S1降解菌在最佳條件下生長和降解曲線如圖6所示。

圖6 S1降解菌在不同時間生長和降解情況Fig. 6 Growth and degradation of S1 degradation bacteriain in different time

由圖6可知，在前6 h，S1降解菌處于生長的停滯期，可能是此階段，菌株需要一段時間適應新環境，所以生長較為緩慢，此時抗生素的濃度變化也相對較小。在6～20 h，S1降解菌處于對數生長期，此階段，S1菌開始利用培養基中的抗生素作為唯一碳源，細胞代謝活躍旺盛，各類蛋白質、DNA和RNA迅速合成，OD600值呈現直線上升的趨勢，同時3種抗生素的濃度也呈現直線下降趨勢，降解速率達到最大。在20～36 h，S1降解菌處于穩定期，可能由于降解能力有限和一些中間代謝產物具有毒性，所以OD600幾乎保持不變，對抗生素的降解也變得緩慢。在36～72 h，S1降解菌處于衰亡期，菌體的繁殖速率小于死亡速率，由于菌體有毒代謝產物逐漸積累，使其菌體整體停止生長以及導致菌體死亡，在培養基底部可以看到明顯的團狀沉淀物，可能是由于死亡的菌體聚集成團沉淀，使其培養基的濁度下降而造成OD600值下降。在S1菌株的衰亡期，抗生素的濃度也沒有明顯變化。

2.7 SAs降解前和降解后的毒性效應

3個SAs降解前對綠藻的毒性結果如圖7所示。由圖7可知，3種抗生素在降解前對綠藻的毒性隨暴露時間的延長逐漸增強，96 h毒性達到最強，即具有明顯的時間依賴毒性。以半數效應濃度(EC50)的負對數值(pEC50)為毒性大小指標，3種SAs在降解前對C.pyrenoidosa在96 h毒性順序為：SP(pEC50=2.66)

圖7 降解前3種SAs對C. pyrenoidosa在不同暴露時間的濃度-效應曲線Fig. 7 Concentration-effect curves of three SAs before degradation to C. pyrenoidosa in different exposure time

3種SAs在降解后對綠藻的毒性效應如圖8所示。由圖8可知，降解后的3種抗生素對C.pyrenoidos毒性作用都減弱。降解后的3種抗生素對C.pyrenoidosa在96 h的毒性順序為：SM2(pEC50=0.012)

圖8 降解后3種SAs對C. pyrenoidosa在不同暴露時間的濃度-效應曲線圖Fig. 8 Concentration-effect curves of three SAs after degradation to C. pyrenoidosa in different exposure times

2.8 3種SAs混合物在降解前后的毒性效應

3種SAs混合物在降解前對綠藻的毒性如圖9所示。由圖9可知，3種SAs的混合物對綠藻也具有明顯的時間依賴毒性，即隨暴露時間的延長，毒性逐漸增強。3種抗生素混合物的5條射線在96 h對C.pyrenoidosa的毒性效應大小順序為R5(pEC50=2.83)>R3(pEC50=2.82)>R4(pEC50=2.80)>R1(pEC50=2.76)>R2(pEC50=2.75)，其中，R5對C.pyrenoidosa毒性最強，這可能是3種的毒性及其在混合物中的濃度比不同所致。因此，本研究僅考察了射線R5在降解后的毒性效應，結果如圖10所示。由圖10可知，降解后的R5溶液對C.pyrenoidos毒性效應也明顯降低，在96 h的pEC50值為0.016，比降解前毒性降低了99.43%。

圖9 降解前SAs混合物對C. pyrenoidosa在不同暴露時間的濃度-效應曲線Fig. 9 Concentration-effect curve of SAs mixtures before degradation to C. pyrenoidosa in different exposure time

圖10 混合物射線R5降解后對C. pyrenoidosa在不同暴露時間的濃度-效應曲線Fig. 10 Concentration-effect curve of mixture ray R5 after degradation to C. pyrenoidosa in different exposure time

3 討論(Discussion)

抗生素的生物降解以微生物代謝為主，微生物對抗生素的降解過程比較復雜，不同種類的抗生素由于結構不同，降解途徑存在顯著的差異，主要通過生物積累、生物吸著以及水解、氧化等作用實現[28]。本研究通過逐漸提高混合抗生素濃度，篩選得到一株對混合抗生素耐性較強且可降解抗生素的菌株S1，其對3種混合抗生素最大耐受限度可達到1 500 mg·L-1，對混合抗生素的降解率約50%。S1菌株比文獻中報道的菌株耐受能力更強，降解率雖然沒有文獻中的高，但文獻報道的菌株只能對單一抗生素進行降解，如張珈瑜等[29]從城市污水處理廠活性污泥中分離得到一株以SM2為唯一碳源的菌株，在其最佳條件下100 mg·L-1抗生素在36 h降解率可高達100%；Yang等[30]利用SBR反應器馴化活性污泥得到降解SM2菌株對1 mg·L-1的SM2降解率達到56%；陳佩等[31]從活性污泥中分離得到一株對SP具有高效降解能力的菌株B1，含有430 mg·L-1SP廢水處理74 h后，SP降解率可達74.26%。此外，本研究所獲得的S1菌可以同時降解多種SAs，更利于對復合污染物的修復，而這更符合實際環境多種抗生素共存的實際情況。因此，本研究結果有望應用于抗生素的復合污染修復中。

毒性指標更能準確地反映污染物對生態系統中生物的影響[32]。因此，為了進一步檢測篩選出來的菌株S1的降解能力，進行了3種抗生素及其混合物降解前后對綠藻的毒性效應比較。通過結果發現單元抗生素在降解前的毒性(SPR3>R4>R1>R2)與丁婷婷等[33]的實驗結果一致。使用S1降解菌降解后發現無論是單元磺胺類抗生素還是三元混合物抗生素的毒性都大幅度降低且pEC50均<0.02。S1菌對3種SAs混合物降解率和降毒效果一致均是SM2>SP>SCP。與上述文獻相比，無論單一污染物還是復合污染物，其降毒效果達99%以上。雖然S1菌株對抗生素的去除率沒有文獻中報道的去除率高，但從毒性值來看，其對環境生物已無毒害效應。環境中的物質不是因為存在就對環境有影響，其對環境中的生物有無明顯的毒害效應也是應該考慮的因素。而在過去的研究中，僅從污染物量進行限制，忽視了污染物的毒性效應這一指標。本研究通過對污染物毒性效應的檢測來判斷污染物是否對環境有害，相比于單一的污染物量的檢測和限制更可以反映污染物對環境的影響，這可以為污染物的處理提供新思路。

此外，環境中復合污染是普遍存在的污染現象[34]，單一的污染物去除修復措施不能徹底解決問題。篩選出可以同時降解多種污染物的菌株在環境修復中能顯示出更好的價值。因此，本研究所獲得的高效降毒菌S1降解菌，對于環境中復合污染的磺胺類抗生素的去除更具有實際意義。

綜上所述，本研究表明：

(1)采用富集搖瓶訓化法，以SCP、SM2和SP這3種抗生素為唯一碳源，從土壤篩選出2株菌株(S1和S2)，S1降解菌性能優于S2，結合菌株形態特征和生理生化特性分析結果，初步判斷為S1降解菌為馬氏棒桿菌。

(2)在3種混合抗生素濃度為1 500 mg·L-1，pH=7.0、30 ℃、150 r·min-1，接種量2.0%時，S1降解菌生長和降解能力最佳，降解24 h后SM2、SP和SCP降解率分別是49.7%、53.75%和31.63%，S1降解菌在12～20 h處于生長和降解旺盛期。

(3)S1降解菌降解后的抗生素及其混合物對蛋白核小球藻的毒性效應比降解前的毒性降低了99%以上，S1降解菌對3種SAs的降解能力為SM2>SP>SCP。研究結果為SAs以及其他污染物的去除提供數據和方法參考。

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