農藥廠廢水排放對淤泥微生物群落的影響

摘要：農藥生產廢水毒性大、濃度高、組分復雜，其處理工藝主要依賴于微生物降解，然而經降解后的達標廢水對生態環境和抗生素抗性基因分布格局的影響仍不清楚．為探究重慶市某農藥生產廠產生的廢水經處理后排放對微生物群落及其抗性基因水平影響，采集農藥生產過程中廢水處理前和排污口溪流的相關淤泥樣品，通過１６ＳｒＲＮＡ高通量測序技術及抗生素抗性基因的檢測，研究農藥生產廢水處理環境下細菌群落的結構功能變化．處理池淤泥樣品（ｐｏｏｌｓｌｕｄｇｅｓａｍｐｌｅ，ＰＳＳ）α多樣性顯著低于小溪底泥樣品（ｂｒｏｏｋｓｌｕｄｇｅｓａｍｐｌｅ，ＢＳＳ），但ＢＳＳ中菌群結構隨排污口距離增加仍保持相對穩定．ＰＳＳ中富含大量農藥降解相關微生物，并顯著富集農藥降解相關代謝通路，表現出對多種農藥的降解能力．氨基糖苷類、β內酰胺類、氯霉素類、氟喹諾酮類抗生素抗性基因的豐度在排污口較高，但多數高豐度菌屬并未與抗生素抗性基因豐度顯著相關．ＰＳＳ中農藥降解相關細菌豐富，并與ＢＳＳ菌群組成差異明顯．研究范圍內ＢＳＳ微生物群落并未明顯產生響應排污口距離的梯度變化．ＢＳＳ抗生素抗性水平并非由單一菌屬決定，可能由多個菌屬共同介導．

關鍵詞：農藥；抗生素抗性基因；排污；微生物群落

中圖分類號：Ｑ９３ 文獻標志碼：Ａ 文章編號：１００１-８３９５（２０２４）０４-０４９８-０９

ｄｏｉ：１０．３９６９／ｊ．ｉｓｓｎ．１００１-８３９５．２０２４．０４．００７

農藥是全球農業系統的重要成分，然而農藥工業生產過程中產生的廢水中含有大量有毒有害物質和殘留的農藥，會對環境造成巨大的破壞．農藥及其降解殘余物能夠增強微生物對特定抗生素的耐受性［１２］．通過增加細胞膜通透性和增加細菌可移動基因元件的比例，農藥殘留能夠促進抗生素抗性基因的轉移，從而誘導受污染的環境中抗生素耐藥水平的提升［３］．由于抗生素抗性基因具有水平轉移的特性，環境中的抗生素抗性基因被視為一種新型污染［３］．此外，農藥也能誘導微生物產生基因突變，并導致抗生素耐藥性相關基因突變的正選擇［４５］．在群體水平上，農藥還能夠改變微生物群落結構和多樣性，并導致抗生素耐藥微生物的富集，最終對生態健康構成風險［６］．因此，農藥廠廢水必須經過適當處理達標后才能排放，確保排放的廢水對自然環境的影響在其自凈能力范圍之內．

微生物能夠直接降解特定農藥［７］，在有利的條件下，微生物使用農藥作為碳、氮、硫和電子供體的來源［８］．利用酶促反應等生理過程，微生物能夠將農藥降解為低分子的無毒或低毒化合物．許多種類的農藥已有報道可降解的微生物，如異丙隆可被Ｓｐｈｉｎｇｏｍｏｎａｓ、Ａｒｔｈｒｏｂａｃｔｅｒ、Ｍｅｔｈｙｌｏｐｉｌａ及Ｓｐｈｉｎｇｏｂｉｕｍ等屬的菌株降解［９］，敵敵畏可被Ｃｕｎｎｉｎｇｈａｍｅｌｌａ、Ｂａｃｉｌｌｕｓ等屬細菌降解［１０］．

常見農藥的分子式、結構式及對應的降解微生物如表１所示．活性污泥是全世界廢水處理中廣泛采用的方法，它利用微生物的降解功能，可以去除廢水中大部分化學物質，從而起到凈化廢水的作用［８］．然而，經過微生物凈化后的農藥工業廢水，其排放后對水生微生物群落結構和功能的影響尚不清楚，且凈化后的廢水是否仍會改變環境抗生素耐藥水平尚不明確．

本研究采用高通量測序技術，對從重慶市永川區某農藥廠污水處理池采集的活性污泥樣品和廢水流入的小溪中的底泥樣品進行１６Ｓ擴增子測序，以評估農藥生產廢水周期性排放對菌群結構和抗生素耐藥性的變化，為實際生產過程中農藥廢水處理后對水環境的影響提供依據．

１ 材料與方法

１．１ 樣品采集及預處理

樣品采集于２０１６年８月．處理池淤泥樣品采集自重慶市永川區某農藥生產廠生產廢水厭氧發酵處理池，每隔７ｄ采集一次，共采集４個樣品，編號為Ｐ０１～Ｐ０４．經過處理后的達標廢水排入一條小溪，從廢水排出口下游５０ｍ處開始，每隔５０ｍ采集一次小溪底泥樣品，共采集２０個樣品，編號為Ｂ０１～Ｂ２０．樣品保存于－８０℃冰箱．

１．２ １６ＳｒＲＮＡ測序

用土壤基因組ＤＮＡ快速提取試劑盒（ＴＩＡＮＮＡＭＰＳｏｉｌＤＮＡＫｉｔ）提取樣品中細菌ＤＮＡ，具體步驟參照操作說明書．提取后的ＤＮＡ置于－８０℃ 保存．選用１６ＳｒＲＮＡ Ｖ４區引物（５２０Ｆ５′-ＡＹＴＧＧＧＹＤＴＡＡＡＧＮＧ-３′ 和８０２Ｒ-５′ＴＡＣＮＶＧＧＧＴＡＴＣＴＡＡＴＣＣ-３′）對細菌ＤＮＡ進行擴增．ＰＣＲ擴增體系：９８℃預變性３ｍｉｎ；９８℃ １５ｓ，５０℃ ３０ｓ，７２℃ ３０ｓ，共２６個循環；７２℃延伸５ｍｉｎ；１２℃結束反應，采用２％瓊脂糖凝膠電泳檢測．將檢測合格的ＤＮＡ送至微基生物科技（上海）有限公司進行ＰＣＲ擴增及高通量測序．

１．３ 抗生素抗性基因的測定

采用實時熒光定量ＰＣＲ對抗生素抗性基因進行檢測．根據預實驗結果，選取豐度相對較高的耐藥基因進行檢測，包括ＡＡＤＡ１、ＢＬＡＴＥＭ、ＩＮＴＩ１、ＭＥＸＦ、ＯＰＲＪ、ＳＵＬ１、ＳＵＬ２、ＴＥＴ（３４）、ＴＮＰＡ-０４、ＶＡＮＳＣ-０２（表２）．按以下反應體系進行：５μＬＴＢＧｒｅｅｎＰｒｅｍｉｘＥｘＴａｑⅡ（ＴｌｉＲＮａｓｅＨＰｌｕｓ）（２×），上、下游引物各０．４μＬ，０．２μＬＲＯＸＲｅｆｅｒｅｎｃｅＤｙｅ（５０×），１μＬ模板，加ｄｄＨ２Ｏ補至１０μＬ．反應條件：９５℃變性３０ｓ；９５℃５ｓ，退火溫度３０ｓ，７２℃ ３０ｓ，共４０個循環；熒光采集７２℃；熔點曲線溫度設定范圍為６０～９５℃．

１．４ 數據分析

使用Ｔｒｉｍｍｏｍａｔｉｃ軟件［１８］對原始測序數據進行質量控制．利用軟件ＵＳＥＡＲＣＨ把拼接好的序列聚類為ＯＴＵｓ（ｏｐｅｒａｔｉｏｎａｌｔａｘｏｎｏｍｉｃｕｎｉｔｓ）．用Ｍｏｔｈｕｒ軟件［１９］與ＳＩＬＶＡ數據庫對ＯＴＵｓ代表序列進行物種注釋分析，獲得對應物種信息及在各個分類水平物種豐度情況．群落功能預測由ＰＩＣＲＵＳｔ２［２０］軟件進行．數據的可視化在Ｒｓｔｕｄｉｏ中使用Ｒ４．１．０版本完成．

２ 結果與分析

２．１ 細菌群落物種組成

在門水平上，Ｐｒｏｔｅｏｂａｃ-ｔｅｒｉａ為優勢菌群，在ＰＳＳ和ＢＳＳ中相對豐度最高，僅在Ｐ０２中低于Ｆｉｒｍｉｃｕｔｅｓ，見圖１（ａ）．Ｂａｃｔｅｒｏｉｄｅｔｅｓ在ＢＢＳ中的相對豐度高于ＰＳＳ，而Ｆｉｒｍｉ-ｃｕｔｅｓ和Ｃｙａｎｏｂａｃｔｅｒｉａ在ＢＳＳ的相對豐度低于ＰＳＳ，而其他門水平的細菌相對豐度較低．利用線性判別式分析（ｌｉｎｅａｒｄｉｓｃｒｉｍｉｎａｎｔａｎａｌｙｓｉｓ，ＬＤＡ），對ＢＳＳ和ＰＳＳ樣本屬水平細菌進行差異分析，共發現２４個存在顯著差異的菌屬．其中，Ｍｅｔｈｙｌｏｔｅｎｅｒａ、Ｆｅｒｒｉｂａｃｔｅｒｉｕｍ、Ｔｈｉｏｂａｃｉｌｌｕｓ等在ＢＳＳ中具有更高豐度，而Ｐａｒａｃｏｃｃｕｓ、Ａｃｉｄｏｖｏｒａｘ、Ａｔｏｐｏｓｔｉｐｅｓ等在ＰＳＳ中豐度更高，見圖１（ｂ）．

２．２ 菌群多樣性分析

淤泥樣品的主成分分析（圖２）表明，ＰＳＳ與ＢＳＳ的樣本具有顯著差異（ＰＥＲＭＡＮＯＶＡ，Ｐ＝０．００１，Ｒ＝０．５６）；然而，空間距離并非是驅動ＢＳＳ各樣品菌群β多樣性變化的顯著性因素．對ＢＳＳ和ＰＳＳ中的菌群計算豐富度指數、香農指數、辛普森指數、Ｃｈａｏ１指數，如表３所示，結果表明ＰＳＳ各項α多樣性指數均顯著高于ＢＳＳ．對ＢＳＳ的α多樣性指數與農藥廠相對距離進行相關性分析，如圖３可知，隨著距離廢水排出口的空間距離增加，豐富度和Ｃｈａｏ１指數呈現顯著的下降趨勢（Ｐ＜０．０５），而香農和辛普森指數未與距離產生顯著相關性．

２．３ 菌群潛在功能差異

通過ＰＩＣＲＵＳｔ２對群落功能進行預測，共得到２１條在ＢＳＳ和ＰＳＳ樣本豐度產生顯著差異的ＫＥＧＧ通路（圖４）．其中，７條通路在ＢＳＳ樣本中顯著下調，１４條通路在ＢＳＳ樣本中顯著上調．ＰＳＳ菌群具有顯著上調的二英、乙苯、氟苯甲酸鹽等降解通路，提示活躍的農藥降解能力；而ＢＳＳ菌群對氯代烷和氯代烯烴、氨基苯甲酸甲酯具有更強的降解能力．此外，ＢＳＳ菌群也具有顯著更高的氮代謝、煙酸和煙酰胺代謝、卟啉代謝等多種代謝活動．

２．４ 細菌群落與抗生素抗性基因相關性分析

ＡＡＤＡ１、ＢＬＡＴＥＭ、ＩＮＴＩ１、ＭＥＸＦ、ＯＰＲＪ、ＳＵＬ１、ＳＵＬ２、ＴＥＴ（３４）、ＴＮＰＡ-０４和ＶＡＮＳＣ-０２為主要的抗生素抗性基因．通過Ｓｐｅａｒｍａｎ相關分析比較了相對豐度最高的前２０個菌屬和這些抗生素抗性基因之間的相關性（圖５）．結果表明，除ＳＵＬ１和ＴＥＴ（３４）外，其余抗生素抗性基因并未與任何菌屬產生顯著的相關性．ＳＵＬ１與Ｆｅｒｒｉｂａｃｔｅｒｉｕｍ的相對豐度顯著正相關（Ｐ＜０．０５，Ｒ＝０．６９），而ＴＥＴ（３４）與Ａｅｒｏｍｏｎａｓ的相對豐度顯著正相關（Ｐ＜０．０５，Ｒ＝０．６６），而與Ａｃｉｄｏｖｏｒａｘ的相對豐度顯著負相關（Ｐ＜０．０５，Ｒ ＝－０．６４）．

３ 討論與結論

農藥對細菌抗生素耐藥性的演變具有重要的推動作用［８］．因此，利用微生物降解等方式處理農藥生產過程中的廢水對阻止抗生素耐藥性傳播具有重要意義．未經處理的農藥廢水直接排放會擾動菌群多樣性［２１］；然而，菌群結構是否會受凈化后廢水的影響尚不清楚．本研究中ＰＳＳ和ＢＳＳ菌群結構產生顯著差異．ＰＳＳ菌群不同α多樣性指數與ＢＳＳ相比均顯著下降，這可能是活性污泥中高度的微生物選擇性所致．香農指數和辛普森指數并未隨排污口距離顯著變化，提示綜合考慮物種均勻度和數量后ＢＳＳ樣本菌群結構相對穩定，也表明凈化后的廢水對微生物群落結構的有限影響，這可能是由于凈化后的農藥生產廢水去除了大部分殘留農藥及原料，減輕了廢水對菌群的選擇壓力．

活性污泥能夠通過吸附和微生物降解等方式去除污水中的抗生素［２１］．本研究中，ＰＳＳ顯著富集農藥降解相關通路，這符合其作為農藥降解池的預期．Ｍｅｔｈｙｌｏｔｅｎｅｒａ是ＢＳＳ中相對豐度最高的屬，平均相對豐度達６．４５％．該屬是革蘭氏陰性菌，可利用甲胺作為唯一碳源、氮源，而甲胺是農藥生產的重要原料，具有急性毒性，是農藥廢水中主要的有毒物質之一［２２］．Ｍｅｔｈｙｌｏｔｅｎｅｒａ已被報道可以降解一種農藥生產原料（甲胺）［２２］．然而該屬在ＰＳＳ中相對豐度僅０．１３％，顯然難以對甲胺進行快速有效降解．相反，Ｐａｒａｃｏｃｃｕｓ在ＰＳＳ中豐度顯著上升．Ｐａｒａ-ｃｏｃｃｕｓ不僅可以利用甲胺，還可以利用Ｎ，Ｎ-二甲基甲酰胺，后者是一種用途極廣的化工原料［２３］．這提示Ｐａｒａｃｏｃｃｕｓ而非Ｍｅｔｈｙｌｏｔｅｎｅｒａ是ＰＳＳ中甲胺降解的主要細菌．此外，ＬＤＡ分析鑒定的顯著差異菌屬中，Ｓｔｅｎｏｔｒｏｐｈｏｍｏｎａｓ在ＰＳＳ中顯著升高．在ＰＳＳ中，該細菌的平均相對豐度高達３．７２％，而在ＢＳＳ中不到０．０２％．Ｓｔｅｎｏｔｒｏｐｈｏｍｏｎａｓ屬主要由Ｓｔｅｎｏｔｒｏｐｈ-ｏｍｏｎａｓａｃｉｄａｍｉｎｉｐｈｉｌａ物種構成．該種已被報道可降解多種農藥，包括百菌清［２４２５］、氟蟲腈［２６］、丁草胺［２７］，另外該菌可以降解農藥生產原料丙烯酰胺［２８］．在ＰＳＳ中，該細菌的平均相對豐度高達３．７２％，而在ＢＳＳ中不到０．０２％．此外，ＰＩＣＲＵＳｔ２細菌群落功能預測結果表明，纈氨酸、亮氨酸和異亮氨酸的生物合成在ＰＳＳ和ＢＳＳ中均具有較高功能豐度，而磺酰脲類除草劑氯磺隆、甲基磺嘧啶，咪唑啉酮除草劑ＡＣ２４３９９７與該代謝途徑有重要關聯［２６，２９］，進一步提示細菌群落可能通過該對農藥廢水環境的適應性．由于通過１６Ｓ擴增子數據預測菌群代謝通路具有一定的偏差，對該結果的解釋應持謹慎態度［３０］．

農藥廢水污染是抗生素抗性基因富集的重要因素之一［３１］．在ＢＳＳ中檢測出多種不同的抗生素抗性基因，其中氨基糖苷類、β內酰胺類、氯霉素類、氟喹諾酮類等抗生素抗性基因具有較高的相對豐度．抗生素抗性基因和高豐度菌屬的相關性分析表明，多數菌屬并未與抗生素抗性基因的豐度產生顯著的關聯性，提示多數抗生素抗性基因的豐度并非由單一菌屬決定．先前的研究表明Ａｅｒｏｍｏｎａｓ是常見的含有ＴＥＴ抗性基因的細菌，并在高四環素類抗生素壓力下占優勢［３２］；與其相一致，我們也發現ＢＳＳ中Ａｅｒｏｍｏｎａｓ的豐度與ＴＥＴ高度相關，提示該屬可能主導ＢＳＳ四環素類抗生素抗性水平變化．然而，仍需進一步研究評估處理后廢水周期性排放下抗生素抗性水平的波動性．

農藥生產過程中會周期性排放大量廢水，這些工業廢水會影響環境微生物群落結構及抗生素抗性水平，影響人類健康．我們的研究評估了活性淤泥處理后的廢水對排污口水生微生物群落的影響，并檢測了排污口抗生素抗性基因的豐度，進一步證實了活性淤泥降解農藥的合理性．

４ 數據可用性

１６Ｓ測序原始數據已提交至國家微生物科學數據中心，編號為ＮＭＤＣ１００１８５２１．

參考文獻

［１］ＡＮＪＵＭＲ，ＧＲＯＨＭＡＮＮＥ，ＭＡＬＩＫＡ．Ｍｏｌｅｃｕｌａｒｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚａｔｉｏｎｏｆｃｏｎｊｕｇａｔｉｖｅｐｌａｓｍｉｄｓｉｎｐｅｓｔｉｃｉｄｅｔｏｌｅｒａｎｔａｎｄｍｕｌｔｉ-ｒｅｓｉｓｔ-ａｎｔｂａｃｔｅｒｉａｌｉｓｏｌａｔｅｓｆｒｏｍｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄａｌｌｕｖｉａｌｓｏｉｌ［Ｊ］．Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ，２０１１，８４（１）：１７５-１８１．

［２］ＢＲＩＧＩＴＴＡＫ，ＤＥＬＰＨＩＮＥＭ，ＡＭ？ＢＩＬＥＣＵＥＶＡＳＣＦ，ｅｔａｌ．Ｓｕｂｌｅｔｈａｌｅｘｐｏｓｕｒｅｔｏｃｏｍｍｅｒｃｉａｌｆｏｒｍｕｌａｔｉｏｎｓｏｆｔｈｅｈｅｒｂｉｃｉｄｅｓｄｉｃａｍｂａ，２，４-ｄｉｃｈｌｏｒｏｐｈｅｎｏｘｙａｃｅｔｉｃａｃｉｄ，ａｎｄｇｌｙｐｈｏｓａｔｅｃａｕｓｅｃｈａｎｇｅｓｉｎａｎｔｉｂｉｏｔｉｃｓｕｓｃｅｐｔｉｂｉｌｉｔｙｉｎＥｓｃｈｅｒｉｃｈｉａｃｏｌｉａｎｄＳａｌｍｏｎｅｌｌａｅｎｔｅｒｉｃａｓｅｒｏｖａｒＴｙｐｈｉｍｕｒｉｕｍ［Ｊ］．ｍＢｉｏ，２０１５，６（２）：ｅ００００９-１５．

［３］ＱＩＵＤＹ，ＫＥＭＪ，ＺＨＡＮＧＱ，ｅｔａｌ．Ｒｅｓｐｏｎｓｅｏｆｍｉｃｒｏｂｉａｌａｎｔｉｂｉｏｔｉｃｒｅｓｉｓｔａｎｃｅｔｏｐｅｓｔｉｃｉｄｅｓ：ａｎｅｍｅｒｇｉｎｇｈｅａｌｔｈｔｈｒｅａｔ［Ｊ］．ＳｃｉｅｎｃｅｏｆｔｈｅＴｏｔａｌＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，２０２２，８５０：１５８０５７．

［４］ＳＨＩＬＭ，ＺＨＡＮＧＪＹ，ＬＵＴＤ，ｅｔａｌ．Ｍｅｔａｇｅｎｏｍｉｃｓｒｅｖｅａｌｅｄｔｈｅｍｏｂｉｌｉｔｙａｎｄｈｏｓｔｓｏｆａｎｔｉｂｉｏｔｉｃｒｅｓｉｓｔａｎｃｅｇｅｎｅｓｉｎｔｙｐｉｃａｌｐｅｓｔｉｃｉｄｅｗａｓｔｅｗａｔｅｒｔｒｅａｔｍｅｎｔｐｌａｎｔｓ［Ｊ］．ＳｃｉｅｎｃｅｏｆｔｈｅＴｏｔａｌＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，２０２２，８１７：１５３０３３．

［５］謝建平，黃煜，宋潔．抗生素耐藥機制與新抗感染措施研發［Ｊ］．四川師范大學學報（自然科學版），２０２３，４６（６）：７１９-７３０．

［６］ＺＨＥＮＧＢＹ，ＺＨＡＯＱＱ，ＦＥＮＧＬ，ｅｔａｌ．ＲｅｇｕｌａｔｉｖｅｅｆｆｅｃｔｏｆｉｍａｚｅｔｈａｐｙｒｏｎＡｒａｂｉｄｏｐｓｉｓｔｈａｌｉａｎａｇｒｏｗｔｈａｎｄｒｈｉｚｏｓｐｈｅｒｅｍｉｃｒｏｂｉａｌｃｏｍｍｕｎｉｔｙｔｈｒｏｕｇｈｍｕｌｔｉｐｌｅｇｅｎｅｒａｔｉｏｎｓｏｆｃｕｌｔｕｒｅ［Ｊ］．ＰｌａｎｔａｎｄＳｏｉｌ，２０２２，４７３（１／２）：６２５-６３７．

［７］陳冬梅，關俊杰，張桂柯，等．農藥的微生物降解研究現狀［Ｊ］．河南科技學院學報（自然科學版），２０２０，４８（５）：３９４６．

［８］ＢＯＳＥＳ，ＫＵＭＡＲＰＳ，ＶＯＤＶＮ，ｅｔａｌ．Ｍｉｃｒｏｂｉａｌｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎｏｆｒｅｃａｌｃｉｔｒａｎｔｐｅｓｔｉｃｉｄｅｓ：ａｒｅｖｉｅｗ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＣｈｅｍｉｓｔｒｙＬｅｔｔｅｒｓ，２０２１，１９（４）：３２０９-３２２８．

［９］孫紀全，黃星，何健，等．異丙隆降解菌Ｙ５７的分離鑒定及其降解特性［Ｊ］．中國環境科學，２００６，２６（３）：３１５-３１９．

［１０］ＺＨＡＮＧＹＭ，ＺＨＡＮＧＷ Ｐ，ＬＩＪＹ，ｅｔａｌ．Ｅｍｅｒｇｉｎｇｔｅｃｈｎｏｌｏｇｉｅｓｆｏｒｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎｏｆｄｉｃｈｌｏｒｖｏｓ：ａｒｅｖｉｅｗ［Ｊ］．ＩｎｔｅｒｎａｔｉｏｎａｌＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＲｅｓｅａｒｃｈａｎｄＰｕｂｌｉｃＨｅａｌｔｈ，２０２１，１８（１１）：５７８９．

［１１］ＨＵＳＳＡＩＮＳ，ＳＯＲＥＮＳＥＮＳＲ，ＤＥＶＥＲＳＬＡＭＲＡＮＩＭ，ｅｔａｌ．ＣｈａｒａｃｔｅｒｉｚａｔｉｏｎｏｆａｎｉｓｏｐｒｏｔｕｒｏｎｍｉｎｅｒａｌｉｚｉｎｇｂａｃｔｅｒｉａｌｃｕｌｔｕｒｅｅｎｒｉｃｈｅｄｆｒｏｍａＦｒｅｎｃｈａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌｓｏｉｌ［Ｊ］．Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ，２００９，７７（８）：１０５２-１０５９．

［１２］ＬＩＹ，ＣＨＥＮＱ，ＷＡＮＧＣＨ，ｅｔａｌ．Ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎｏｆａｃｅｔｏｃｈｌｏｒｂｙｃｏｎｓｏｒｔｉｕｍｏｆｔｗｏｂａｃｔｅｒｉａｌｓｔｒａｉｎｓａｎｄｃｌｏｎｉｎｇｏｆａｎｏｖｅｌａｍｉｄ-ａｓｅｇｅｎｅｉｎｖｏｌｖｅｄｉｎａｃｅｔｏｃｈｌｏｒｄｅｇｒａｄｉｎｇｐａｔｈｗａｙ［Ｊ］．ＢｉｏｒｅｓｏｕｒｃｅＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２０１３，１４８：６２８-６３１．

［１３］ＨＯＵＹ，ＤＯＮＧＷ，ＷＡＮＧＦ，ｅｔａｌ．ＤｅｇｒａｄａｔｉｏｎｏｆａｃｅｔｏｃｈｌｏｒｂｙａｂａｃｔｅｒｉａｌｃｏｎｓｏｒｔｉｕｍｏｆＲｈｏｄｏｃｏｃｃｕｓｓｐ．Ｔ３-１，Ｄｅｌｆｔｉａｓｐ．Ｔ３-６ａｎｄＳｐｈｉｎｇｏｂｉｕｍｓｐ．ＭＥＡ３-１［Ｊ］．ＬｅｔｔｅｒｓｉｎＡｐｐｌｉｅｄＭｉｃｒｏｂｉｏｌｏｇｙ，２０１４，５９（１）：３５-４２．

［１４］ＬＩＸＨ，ＪＩＡＮＧＪＤ，ＧＵＬＦ，ｅｔａｌ．Ｄｉｖｅｒｓｉｔｙｏｆｃｈｌｏｒｐｙｒｉｆｏｓ-ｄｅｇｒａｄｉｎｇｂａｃｔｅｒｉａｉｓｏｌａｔｅｄｆｒｏｍｃｈｌｏｒｐｙｒｉｆｏｓ-ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄｓａｍｐｌｅｓ［Ｊ］．ＩｎｔｅｒｎａｔｉｏｎａｌＢｉｏｄｅｔｅｒｉｏｒａｔｉｏｎ＆Ｂｉｏｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ，２００８，６２（４）：３３１-３３５．

［１５］ＲＡＮＩＭＳ，ＬＡＫＳＨＭＩＫＶ，ＤＥＶＩＰＳ，ｅｔａｌ．Ｉｓｏｌａｔｉｏｎａｎｄｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚａｔｉｏｎｏｆａｃｈｌｏｒｐｙｒｉｆｏｓ-ｄｅｇｒａｄｉｎｇｂａｃｔｅｒｉｕｍｆｒｏｍａｇｒｉｃｕｌ-ｔｕｒａｌｓｏｉｌａｎｄｉｔｓｇｒｏｗｔｈｒｅｓｐｏｎｓｅ［Ｊ］．ＡｆｒｉｃａｎＪｏｕｒｎａｌｏｆＭｉｃｒｏｂｉｏｌｏｇｙＲｅｓｅａｒｃｈ，２００８，２（２）：２６-３１．

［１６］ＭＡＹＢ，ＬＩＵＨＬ，ＸＩＡＸＬ，ｅｔａｌ．ＴｏｘｉｃｉｔｙｏｆａｖｅｒｍｅｃｔｉｎｔｏＥｒｉｏｃｈｅｉｒｓｉｎｅｎｓｉｓａｎｄｔｈｅｉｓｏｌａｔｉｏｎｏｆａａｖｅｒｍｅｃｔｉｎ-ｄｅｇｒａｄｉｎｇｂａｃ-ｔｅｒｉｕｍ，Ｏｃｈｒｏｂａｃｔｒｕｍｓｐ．ＡＶＭ２［Ｊ］．ＥｃｏｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙａｎｄＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳａｆｅｔｙ，２０２２，２３０：１１３１１５．

［１７］ＡＬＩＳＷ，ＬＩＲ，ＺＨＯＵＷ Ｙ，ｅｔａｌ．ＩｓｏｌａｔｉｏｎａｎｄｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚａｔｉｏｎｏｆａｎａｂａｍｅｃｔｉｎｄｅｇｒａｄｉｎｇＢｕｒｋｈｏｌｄｅｒｉａｃｅｐａｃｉａｌｉｋｅＧＢ-０１ｓｔｒａｉｎ［Ｊ］．Ｂｉｏｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ，２０１０，２１（３）：４４１-４５２．

［１８］ＢＯＬＧＥＲＡＭ，ＬＯＨＳＥＭ，ＵＳＡＤＥＬＢ．Ｔｒｉｍｍｏｍａｔｉｃ：ａｆｌｅｘｉｂｌｅｔｒｉｍｍｅｒｆｏｒＩｌｌｕｍｉｎａｓｅｑｕｅｎｃｅｄａｔａ［Ｊ］．Ｂｉｏｉｎｆｏｒｍａｔｉｃｓ，２０１４，３０（１５）：２１１４-２１２０．

［１９］ＳＣＨＬＯＳＳＰＤ，ＷＥＳＴＣＯＴＴＳＬ，ＲＹＡＢＩＮＴ，ｅｔａｌ．Ｉｎｔｒｏｄｕｃｉｎｇｍｏｔｈｕｒ：ｏｐｅｎ-ｓｏｕｒｃｅ，ｐｌａｔｆｏｒｍｉｎｄｅｐｅｎｄｅｎｔ，ｃｏｍｍｕｎｉｔｙ-ｓｕｐｐｏｒｔｅｄｓｏｆｔｗａｒｅｆｏｒｄｅｓｃｒｉｂｉｎｇａｎｄｃｏｍｐａｒｉｎｇｍｉｃｒｏｂｉａｌｃｏｍｍｕｎｉｔｉｅｓ［Ｊ］．ＡｐｐｌｉｅｄａｎｄＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＭｉｃｒｏｂｉｏｌｏｇｙ，２００９，７５（２３）：７５３７-７５４１．

［２０］ＤＯＵＧＬＡＳＧＭ，ＭＡＦＦＥＩＶＪ，ＺＡＮＥＶＥＬＤＪＲ，ｅｔａｌ．ＰＩＣＲＵＳｔ２ｆｏｒｐｒｅｄｉｃｔｉｏｎｏｆｍｅｔａｇｅｎｏｍｅｆｕｎｃｔｉｏｎｓ［Ｊ］．ＮａｔｕｒｅＢｉｏｔｅｃｈ-ｎｏｌｏｇｙ，２０２０，３８（６）：６８５-６８８．

［２１］張翔宇，李茹瑩，季民．污水生物處理中抗生素的去除機制及影響因素［Ｊ］．環境科學，２０１８，３９（１１）：５２７６-５２８８．

［２２］ＫＡＬＹＵＺＨＮＡＹＡＭＧ，ＢＯＷＥＲＭＡＮＳ，ＬＡＲＡＪＣ，ｅｔａｌ．Ｍｅｔｈｙｌｏｔｅｎｅｒａｍｏｂｉｌｉｓｇｅｎ．ｎｏｖ．，ｓｐ．ｎｏｖ．，ａｎｏｂｌｉｇａｔｅｌｙｍｅｔｈｙｌａ-ｍｉｎｅｕｔｉｌｉｚｉｎｇｂａｃｔｅｒｉｕｍｗｉｔｈｉｎｔｈｅｆａｍｉｌｙＭｅｔｈｙｌｏｐｈｉｌａｃｅａｅ［Ｊ］．ＩｎｔｅｒｎａｔｉｏｎａｌＪｏｕｒｎａｌｏｆＳｙｓｔｅｍａｔｉｃａｎｄＥｖｏｌｕｔｉｏｎａｒｙＭｉｃｒｏｂｉｏｌｏ-ｇｙ，２００６，５６（１２）：２８１９-２８２３．

［２３］ＵＲＡＫＡＭＩＴ，ＡＲＡＫＩＨ，ＯＹＡＮＡＧＩＨ，ｅｔａｌ．Ｐａｒａｃｏｃｃｕｓａｍｉｎｏｐｈｉｌｕｓｓｐ．ｎｏｖ．ａｎｄＰａｒａｃｏｃｃｕｓａｍｉｎｏｖｏｒａｎｓｓｐ．ｎｏｖ，ｗｈｉｃｈｕｔｉｌｉｚｅＮ，Ｎｄｉｍｅｔｈｙｌｆｏｒｍａｍｉｄｅ［Ｊ］．ＩｎｔｅｒｎａｔｉｏｎａｌＪｏｕｒｎａｌｏｆＳｙｓｔｅｍａｔｉｃＢａｃｔｅｒｉｏｌｏｇｙ，１９９０，４０（３）：２８７-２９１．

［２４］ＺＨＡＮＧＱＭ，ＬＩＵＨＹ，ＳＡＬＥＥＭＭ，ｅｔａｌ．ＢｉｏｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎｏｆｃｈｌｏｒｏｔｈａｌｏｎｉｌｂｙｓｔｒａｉｎＳｔｅｎｏｔｒｏｐｈｏｍｏｎａｓａｃｉｄａｍｉｎｉｐｈｉｌａＢＪ１ｉｓｏｌａｔｅｄｆｒｏｍｆａｒｍｌａｎｄｓｏｉｌ［Ｊ］．ＲｏｙａｌＳｏｃｉｅｔｙＯｐｅｎＳｃｉｅｎｃｅ，２０１９，６（１１）：１９０５６２．

［２５］ＺＨＡＮＧＱＭ，ＳＡＬＥＥＭＭ，ＷＡＮＧＣＸ．ＰｒｏｂｉｏｔｉｃｓｔｒａｉｎＳｔｅｎｏｔｒｏｐｈｏｍｏｎａｓａｃｉｄａｍｉｎｉｐｈｉｌａＢＪ１ｄｅｇｒａｄｅｓａｎｄｒｅｄｕｃｅｓｃｈｌｏｒｏｔｈａｌｏｎｉｌｔｏｘｉｃｉｔｙｔｏｓｏｉｌｅｎｚｙｍｅｓ，ｍｉｃｒｏｂｉａｌｃｏｍｍｕｎｉｔｉｅｓａｎｄｐｌａｎｔｒｏｏｔｓ［Ｊ］．ＡＭＢＥｘｐｒｅｓｓ，２０１７，７（１）：１-８．

［２６］ＵＮＩＹＡＬＳ，ＰＡＬＩＷＡＬＲ，ＳＨＡＲＭＡＲＫ，ｅｔａｌ．ＤｅｇｒａｄａｔｉｏｎｏｆｆｉｐｒｏｎｉｌｂｙＳｔｅｎｏｔｒｏｐｈｏｍｏｎａｓａｃｉｄａｍｉｎｉｐｈｉｌａｉｓｏｌａｔｅｄｆｒｏｍｒｈｉｚｏｓｐｈｅｒｉｃｓｏｉｌｏｆＺｅａｍａｙｓ［Ｊ］．Ｂｉｏｔｅｃｈ，２０１６，６（１）：１-１０．

［２７］ＤＷＩＶＥＤＩＳ，ＳＩＮＧＨＢＲ，ＡＬＫＨＥＤＨＡＩＲＹＡＡ，ｅｔａｌ．Ｉｓｏｌａｔｉｏｎａｎｄｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚａｔｉｏｎｏｆｂｕｔａｃｈｌｏｒ-ｃａｔａｂｏｌｉｚｉｎｇｂａｃｔｅｒｉａｌｓｔｒａｉｎＳｔｅｎｏｔｒｏｐｈｏｍｏｎａｓａｃｉｄａｍｉｎｉｐｈｉｌａＪＳ-１ｆｒｏｍｓｏｉｌａｎｄａｓｓｅｓｓｍｅｎｔｏｆｉｔｓｂｉｏｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎｐｏｔｅｎｔｉａｌ［Ｊ］．ＬｅｔｔｅｒｓｉｎＡｐｐｌｉｅｄＭｉｃｒｏｂｉｏｌｏｇｙ，２０１０，５１（１）：５４-６０．

［２８］ＬＡＫＳＨＭＩＫＡＮＤＡＮＭ，ＳＩＶＡＲＡＭＡＮＫ，ＥＬＡＩＹＡＲＡＪＡＳ，ｅｔａｌ．ＢｉｏｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎｏｆａｃｒｙｌａｍｉｄｅｂｙａｃｒｙｌａｍｉｄａｓｅｆｒｏｍＳｔｅｎｏｔｒｏｐｈｏｍｏｎａｓａｃｉｄａｍｉｎｉｐｈｉｌａＭＳＵ１２ａｎｄａｎａｌｙｓｉｓｏｆｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎｐｒｏｄｕｃｔｓｂｙＭＡＬＤＩ-ＴＯＦａｎｄＨＰＬＣ［Ｊ］．ＩｎｔｅｒｎａｔｉｏｎａｌＢｉｏｄｅｔｅｒｉｏｒａｔｉｏｎ＆Ｂｉｏｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ，２０１４，９４：２１４-２２１．

［２９］ＳＨＡＮＥＲＤＬ，ＲＥＩＤＥＲＭＬ．Ｐｈｙｓｉｏｌｏｇｉｃａｌｒｅｓｐｏｎｓｅｓｏｆｃｏｒｎ（Ｚｅａｍａｙｓ）ｔｏＡＣ２４３，９９７ｉｎｃｏｍｂｉｎａｔｉｏｎｗｉｔｈｖａｌｉｎｅ，ｌｅｕｃｉｎｅ，ａｎｄｉｓｏｌｅｕｃｉｎｅ［Ｊ］．ＰｅｓｔｉｃｉｄｅＢｉｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙａｎｄＰｈｙｓｉｏｌｏｇｙ，１９８６，２５（２）：２４８-２５７．

［３０］ＺＨＵＱＷ，ＪＩＡＮＧＳＦ，ＤＵＧＫ．Ｅｆｆｅｃｔｓｏｆｅｘｅｒｃｉｓｅｆｒｅｑｕｅｎｃｙｏｎｔｈｅｇｕｔｍｉｃｒｏｂｉｏｔａｉｎｅｌｄｅｒｌｙｉｎｄｉｖｉｄｕａｌｓ［Ｊ］．ＭｉｃｒｏｂｉｏｌｏｇｙＯｐｅｎ，２０２０，９（８）：ｅ１０５３．

［３１］ＱＩＡＯＭ，ＹＩＮＧＧＧ，ＳＩＮＧＥＲＡＣ，ｅｔａｌ．ＲｅｖｉｅｗｏｆａｎｔｉｂｉｏｔｉｃｒｅｓｉｓｔａｎｃｅｉｎＣｈｉｎａａｎｄｉｔｓｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＩｎｔｅｒｎａｔｉｏｎａｌ，２０１８，１１０：１６０-１７２．

［３２］ＳＨＩＹＨ，ＴＩＡＮＺ，ＧＩＬＬＩＮＧＳＭ Ｒ，ｅｔａｌ．ＮｏｖｅｌｔｒａｎｓｐｏｓｏｎＴｎ６４３３ｖａｒｉａｎｔｓａｃｃｅｌｅｒａｔｅｔｈｅｄｉｓｓｅｍｉｎａｔｉｏｎｏｆｔｅｔ（Ｅ）ｉｎＡｅｒｏ-ｍｏｎａｓｉｎａｎａｅｒｏｂｉｃｂｉｏｆｉｌｍｒｅａｃｔｏｒｕｎｄｅｒｏｘｙｔｅｔｒａｃｙｃｌｉｎｅｓｔｒｅｓｓｅｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２０２０，５４（１１）：６７８１-６７９１．

（編輯 陶志寧）

基金項目：國家重點研發計劃項目（２０１６ＹＦＣ０５０２３０４）