菌藻共生系統(tǒng)削減抗生素類污染物的去除途徑及脅迫響應(yīng)

應(yīng)璐瑤，王榮昌

（同濟(jì)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院 長(zhǎng)江水環(huán)境教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，上海 200092）

近幾十年來，抗生素在人類和動(dòng)物醫(yī)學(xué)中得到廣泛的應(yīng)用。由于抗生素未經(jīng)徹底降解而排入環(huán)境中，導(dǎo)致許多自然環(huán)境中可檢測(cè)到各類抗生素的賦存，包括土壤、地下水、地表水和地表水沉積物等[1?3]?；前奉愃幬?、β?內(nèi)酰胺類抗生素、四環(huán)素類抗生素等都是眾所周知的牲畜農(nóng)場(chǎng)排放的微污染物[4]。然而，傳統(tǒng)的污水處理工藝（WWTP）對(duì)這些抗生素類微污染物的去除效果有限。目前，污水中抗生素的去除技術(shù)主要包括：物理法、化學(xué)法和生物處理法。物理法主要有過濾，可以去除但并沒有降解污染物；化學(xué)法主要有混凝、絮凝、沉淀等，這些過程需要繼續(xù)處理濃縮了污染物的固相。生物處理法中最常見的是活性污泥處理工藝，其有較好的處理效果，但當(dāng)污染物毒性過大或濃度過高時(shí)，仍然需要尋找有效的強(qiáng)化措施或者組合工藝[5]。

微藻是一種廣泛存在于多種水基質(zhì)中的光合微生物，近年來逐漸被應(yīng)用于污水處理過程中。微藻生長(zhǎng)需要吸收氮、磷、二氧化碳等物質(zhì)用于合成細(xì)胞中的蛋白質(zhì)、磷酸和磷脂等[6]，因此可以在污水處理過程中高效去除氮磷等營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的同時(shí)，實(shí)現(xiàn)二氧化碳固定和微藻生物質(zhì)資源回收。例如，附著在聚氨酯材料上生長(zhǎng)的微藻生物量和脂質(zhì)質(zhì)量分別可以達(dá)到(812±12)mg 和(376±37)mg[7]。但在污水處理的工程應(yīng)用中，由于環(huán)境的開放性導(dǎo)致純?cè)逑到y(tǒng)很難維持，一般都是菌藻共生的系統(tǒng)。菌藻共生系統(tǒng)不僅在廢水處理中對(duì)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的去除效率高，且能夠一定程度上解決純?cè)逑到y(tǒng)中難以控制雜菌污染的難題。此外，與單一純培養(yǎng)系統(tǒng)相比，菌藻共生系統(tǒng)擁有更強(qiáng)的抗沖擊負(fù)荷能力和運(yùn)行穩(wěn)定性。

已有許多研究表明菌藻共生系統(tǒng)在去除抗生素上有顯著效果。在水力停留時(shí)間（HRT）為3～4d的情況下，攪拌罐光生物反應(yīng)器（STPBR）菌藻系統(tǒng)對(duì)撲熱息痛、阿司匹林和酮洛芬的混合物能夠起到75%～100%的去除效果[8]。此外，菌藻共生體在光照和黑暗實(shí)驗(yàn)條件下對(duì)磺胺甲唑（SMX）濃度去除率分別為54.34%±2.35%和42.31%±2.59%，頭孢氨芐（CFX）和紅霉素（ERY）去除率分別達(dá)到96.54%和92.38%[9?10]。但是，目前對(duì)菌藻共生系統(tǒng)去除水體中抗生素的去除機(jī)制以及菌藻系統(tǒng)對(duì)抗生素脅迫的響應(yīng)機(jī)制地尚缺乏系統(tǒng)的論述。因此，本綜述旨在總結(jié)菌藻共生系統(tǒng)對(duì)抗生素類污染物的去除機(jī)制，介紹現(xiàn)有的降解抗生素的生物反應(yīng)器類型，同時(shí)揭示菌藻共生系統(tǒng)應(yīng)對(duì)抗生素脅迫的短期和長(zhǎng)期的響應(yīng)機(jī)制。

1 菌藻對(duì)抗生素類污染物的去除機(jī)制

研究表明，菌藻共生系統(tǒng)去除抗生素的途徑主要包括生物吸附、生物累積和生物降解[11?12]，如圖1所示，其中生物累積主要發(fā)生在微藻系統(tǒng)中。此外，在菌藻共生系統(tǒng)中，一些抗生素可以通過光降解和揮發(fā)進(jìn)一步間接去除[13]。

圖1 菌藻共生系統(tǒng)去除抗生素的途徑及機(jī)制

1.1 生物降解

生物降解是微生物分解有機(jī)污染的過程[14]，也是大部分生物系統(tǒng)中去除抗生素的最主要機(jī)制。

氨氧化微生物可以降解抗生素已經(jīng)被廣泛報(bào)道。Dawas?Massalha 等[15]認(rèn)為硝化菌代謝中，氨氮是主要的電子供體，但在高濃度氨環(huán)境下，會(huì)抑制藥物活性化合物（PhACs）的共代謝轉(zhuǎn)化。Wang等[16]對(duì)比了有無氨情況下硝化系統(tǒng)對(duì)頭孢氨芐（CFX）的去除率，有氨情況下去除率遠(yuǎn)高于無氨，證明了氨氧化細(xì)菌（AOB）可以實(shí)現(xiàn)對(duì)CFX 的共代謝。硝化過程受到抑制時(shí)，CFX的下降主要?dú)w因于異養(yǎng)生物的生物降解和吸附。Xu 等[17]的研究證明，AOB 對(duì)藥物的生物降解遵循共代謝路徑，其中氨是微生物生長(zhǎng)和酶誘導(dǎo)的主要底物和能量來源。Yang等[18]在序批式活性污泥反應(yīng)器（SBR）中同時(shí)處理了磺胺甲唑（SMX）、磺胺二甲氧嘧啶（SDM）和磺胺間甲氧嘧啶（SMM）三種磺胺類抗生素，并觀察到幾小時(shí)內(nèi)便達(dá)到吸附平衡，卻在11～13d 內(nèi)才實(shí)現(xiàn)對(duì)三種抗生素的完全去除。此外，對(duì)比有菌和無菌系統(tǒng)中SMX 的降解情況，可證明SMX的生物降解是其去除的主要途徑[19]。同時(shí)研究得出溫度對(duì)SMX 的生物降解有顯著影響，且污染物的初始濃度對(duì)生物降解速率影響不顯著。此外，添加其他碳源增加了SMX 的去除，也證實(shí)了抗生素共代謝機(jī)制的存在。Liu 等[20]研究發(fā)現(xiàn)，由Fe3+/g?C3N4和生物膜組成的光催化和生物降解系統(tǒng)（ICPB）中對(duì)COD的去除途徑主要為生物降解，對(duì)SMX 的去除則包括光催化降解、生物降解和吸附等途徑。

生物降解已被證明是微藻去除抗生素的最有效的機(jī)制。Xie 等[21]報(bào)道了衣藻（Chlamydomonassp.）對(duì)環(huán)丙沙星的100%去除效率。對(duì)于磺胺甲唑，雨生紅球藻（Haematococcus pluvialis）、銅綠微囊藻（Microcystis aeruginosa）對(duì)其的生物降解率分別達(dá)到了90%、70%以上[22]。Kiki 等[23]調(diào)查了4 種微藻菌株去除10 種抗生素的能力，分別為雨生紅球藻（Haematococcus pluvialis）、 山 羊 草（Selenastrum capricornutum）、柵 藻（Scenedesmus quadricauda）和小球藻（Chlorella vulgaris），發(fā)現(xiàn)生物降解貢獻(xiàn)了23%～99%的去除效率。有研究利用萊茵衣藻（Chlamydomonas reinhardtii）、小球 藻（Chlorella sorokiniana）、杜氏鹽藻（Dunaliella tertiolecta）和月牙藻（Pseudokirchneriella subcapitata）4種藻類對(duì)多種抗生素進(jìn)行去除，發(fā)現(xiàn)其中大環(huán)內(nèi)酯（阿奇霉素、克拉霉素、紅霉素）的去除途徑以生物降解為主[24]。

1.2 生物吸附

抗生素可在微生物細(xì)胞壁或者胞外聚合物（EPS）上發(fā)生生物吸附[13]，這主要是由于帶正電荷的基團(tuán)與微生物細(xì)胞壁或EPS 表面帶負(fù)電荷基團(tuán)（如氨基）相互作用的結(jié)果[25]。

生物吸附是微生物去除某些抗生素的主要機(jī)制之一。研究表明，β?內(nèi)酰胺類的氨芐青霉素（AMP）、氟喹諾酮類的諾氟沙星（NOR）、氧氟沙星（OFL）和環(huán)丙沙星（CIP）、四環(huán)素類（TC）抗生素、大環(huán)內(nèi)酯類的羅紅霉素（ROX）和脫水紅霉素（ERY?H2O）的主要去除途徑是生物吸附[26]?；钚晕勰鄷?huì)在短時(shí)間內(nèi)快速吸附大量抗生素，并在10h 之內(nèi)達(dá)到吸附平衡，其中四環(huán)素（TC）在15min內(nèi)吸附率高達(dá)90%以上。而磺胺類抗生素不易被吸附。研究發(fā)現(xiàn)，在Fe3+/g?C3N4與生物膜耦合的光催化生物降解系統(tǒng)（ICPB）中SMX 的去除作用最主要的是光催化，載體的吸附作用最少[20]。

微藻的生物吸附能力是可變的。Guo 等[27]研究發(fā)現(xiàn)，小球藻（Chlorellasp.）、衣藻（Chlamydomonassp.）、麥可屬（Mychonastessp.）對(duì)7?氨基頭孢烷酸的吸附在最初10min內(nèi)非常迅速，其吸附容量分別為4.74mg/g、3.09mg/g 和2.95mg/g。無生命的小球藻對(duì)480mg/L左右的頭孢氨芐生物吸附去除率能達(dá)到71%[28]。普通的小球藻對(duì)甲硝唑、四環(huán)素的去除中也觀察到生物吸附[29?30]。此外，由于生物吸附是熱力學(xué)過程，且依賴水性介質(zhì)中的電離或水解，因此溫度、pH 等因素都會(huì)影響抗生素生物吸附去除的效果[31]。

1.3 生物累積

生物累積是指活微藻細(xì)胞吸收抗生素后，抗生素與與細(xì)胞內(nèi)蛋白質(zhì)或其他化合物結(jié)合的代謝過程[11]。抗生素進(jìn)入微藻細(xì)胞的途徑主要有三種：被動(dòng)擴(kuò)散、被動(dòng)促進(jìn)擴(kuò)散和主動(dòng)吸收[13]。被動(dòng)擴(kuò)散主要是由于抗生素脅迫會(huì)改變細(xì)胞膜的通透性，從而引起污染物擴(kuò)散的過程。被動(dòng)促進(jìn)擴(kuò)散是指污染物在轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白的作用下跨過細(xì)胞膜的過程，此過程不消耗能量。而主動(dòng)吸收則是消耗細(xì)胞內(nèi)能量，污染物通過轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白完成跨細(xì)胞膜的過程。利用普通小球藻和馴化的小球藻對(duì)左氧氟沙星進(jìn)行去除的過程中觀察到生物累積[32]。有研究在去除磺胺甲唑、磺胺二甲嘧啶的過程中也觀察到生物累積，其中抗生素通過被動(dòng)擴(kuò)散進(jìn)入微藻細(xì)胞[33]。

2 處理抗生素的菌藻生物反應(yīng)器類型及特點(diǎn)

生物反應(yīng)器的類型及其特性會(huì)影響菌藻系統(tǒng)的生理生化代謝活性。根據(jù)反應(yīng)器內(nèi)微生物的生長(zhǎng)狀態(tài)，菌藻生物反應(yīng)器分為懸浮生長(zhǎng)系統(tǒng)和固定化生長(zhǎng)系統(tǒng)兩大類。生物反應(yīng)器中菌藻的生長(zhǎng)方式不同會(huì)影響整個(gè)系統(tǒng)對(duì)污染物的去除效率。不同類型的菌藻生物反應(yīng)器對(duì)抗生素的降解情況如表1 所示。

表1 降解抗生素的生物反應(yīng)器類型及其去除效果

2.1 懸浮生長(zhǎng)系統(tǒng)

目前最常見的懸浮光生物反應(yīng)器是序批式反應(yīng)器（SBR），此操作系統(tǒng)可以去除聚集和沉降的微藻及細(xì)菌群落[34]。已有報(bào)道稱，SBR操作的水力停留時(shí)間（HRT）在1.4～8.0d 均可實(shí)現(xiàn)對(duì)氮、磷良好的去除效果[35?38]。在菌藻共生體已經(jīng)成熟的情況下，HRT可以縮短至0.67d[39]。

已經(jīng)有研究表明，懸浮活性污泥系統(tǒng)可以有效

去除不同種類的抗生素。接種了來自污水處理廠活性污泥的SBR 系統(tǒng)，對(duì)磺胺甲唑（SMX）、磺胺二甲氧嘧啶（SDM）和磺胺甲氧嘧啶（SMM）等磺胺類抗生素具有良好的去除效果，其中磺胺甲唑的長(zhǎng)期運(yùn)行降解效率高達(dá)86%[40?41]。有研究表明，實(shí)驗(yàn)室規(guī)模的SBR 對(duì)濃度為50μg/L 的磺胺甲唑（SMX） 水樣的去除效率在20%～50% 之間[41]。Song等[42]利用傳統(tǒng)膜生物反應(yīng)器（MBR）去除消化后的豬場(chǎng)廢水，其中包括四環(huán)素、磺胺類、喹諾酮類和大環(huán)內(nèi)酯類等11 種抗生素，并最高得到了83.8%的去除率。Xu等[43]利用序批式膜生物反應(yīng)器（SMBR）去除豬廢水處理中的抗生素，包括磺胺類、四環(huán)素類和氟喹諾酮類等9種抗生素，其中磺胺類和四環(huán)素都被有效去除（>90%），而氟喹諾酮類藥物的去除率（<70%）較低。Xia等[44]構(gòu)建了缺氧/好氧膜生物反應(yīng)器（A/O?MBR），探究了500μg/L 濃度下四環(huán)素（TC）、土霉素（OTC）、金霉素（CTC）、磺胺甲唑（SMX）、磺胺嘧啶（SDZ）和氨芐青霉素（AMP）的處理效果，去除率均在75%以上，且磺胺嘧啶（SDZ）和氨芐青霉素（AMP）的去除率在污泥停留時(shí)間（SRT）為60d的情況下能達(dá)到99.7%以上。

近期研究發(fā)現(xiàn)，懸浮菌藻共生系統(tǒng)在去除抗生素方面取得良好效果。Ismail等[8]利用微藻?細(xì)菌系統(tǒng)降解人工廢水中一些常用鎮(zhèn)痛劑（撲熱息痛、阿司匹林和酮洛芬）的混合物，在連續(xù)光照條件下，以相對(duì)較短的3～4d 的HRT 在STPBR 中對(duì)上述三種抗生素起到了75%～100%的去除效果。對(duì)于污水處理廠出水[9?10]，活性微藻?細(xì)菌聚生體的在光照和黑暗實(shí)驗(yàn)條件下對(duì)SMX 去除率分別為54.34%±2.35% 和 42.31%±2.59%， 頭 孢 氨 芐（CFX）和紅霉素（ERY）幾乎被完全去除，總?cè)コ史謩e達(dá)到96.54%和92.38%。同時(shí)有研究表明，在升流式厭氧污泥床（UASB）中加入小球藻（Chlorellasp.）對(duì)豬廢水中所含四環(huán)素（TC）、氧四環(huán)素（OTC）、氯四環(huán)素（CTC）和多西環(huán)素（DC）等抗生素進(jìn)行了去除，其中四環(huán)素的去除效率 最 高[45]。 在 MBR 中 加 入 雨 生 紅 球 藻（Haematococcus pluvialis）后構(gòu)建了菌藻共生系統(tǒng)，對(duì)磺胺甲唑（SMX）、四環(huán)素（TET）和紅霉素（ERY）的去除效果有所提高，其中TET 的抗生素去除率從69.75%增加到89.73%[46]。

總體來說，懸浮生長(zhǎng)系統(tǒng)對(duì)氮、磷等營(yíng)養(yǎng)素及抗生素等污染物的去除效果較好。純菌的懸浮生長(zhǎng)系統(tǒng)對(duì)抗生素的去除效果會(huì)受到SRT 和HRT 等因素影響，且維持生物絮體顆粒懸浮所需的能耗較高。菌藻懸浮生長(zhǎng)系統(tǒng)的絮凝沉淀特性良好，但沉降的菌藻固體顆粒易產(chǎn)生重返懸浮現(xiàn)象，懸浮生長(zhǎng)系統(tǒng)的固液分離效果不穩(wěn)定。

2.2 固定化生長(zhǎng)系統(tǒng)

相比懸浮生長(zhǎng)的活性污泥反應(yīng)器系統(tǒng)，固定化生長(zhǎng)的生物膜反應(yīng)器系統(tǒng)對(duì)污染物的承受能力和降解效果有所提高。Song 等[42]研究發(fā)現(xiàn)，生物膜?膜生物反應(yīng)器（BF?MBR） 的平均總氮去除率為23.5%～40.3%，顯著高于相同條件下未生長(zhǎng)生物膜的膜生物反應(yīng)器（MBR）中的8.5%～21.3%。這可能是由于生物膜中同時(shí)發(fā)生硝化和反硝化作用。生物膜最內(nèi)層為缺氧或厭氧環(huán)境，細(xì)菌得以進(jìn)行反硝化，因此對(duì)總氮的去除大大增強(qiáng)。在抗生素去除方面，固定化生長(zhǎng)的系統(tǒng)表現(xiàn)出了更好的去除效果，這可能是由于固定化細(xì)胞即生物膜所處的微環(huán)境與懸浮生長(zhǎng)的細(xì)胞有所區(qū)別，而這種微環(huán)境的變化可能導(dǎo)致微生物形態(tài)結(jié)構(gòu)、生理特性及代謝活性的改變[47]。例如，外層的細(xì)菌起到保護(hù)最內(nèi)層細(xì)菌的作用，從而逐步建立耐受性以更好地應(yīng)對(duì)抗生素的脅迫。

長(zhǎng)期以來，人們一直在研究利用菌藻固定化系統(tǒng)去除地表水和廢水中的養(yǎng)分[48?49]。例如，Adey等[50]利用藻類草坪洗滌器（ATS）裝置去除氮、磷等河流污染物。Su等[51]在實(shí)驗(yàn)室條件下利用罐式生物反應(yīng)器去除模擬廢水中的總懸浮物、碳、氮、磷等物質(zhì)，總懸浮物含量由1.84g/L降至0.016g/L，化學(xué)需氧量、凱氏氮和磷酸鹽的平均去除率分別達(dá)到98.2%±1.3%、 88.3%±1.6% 和 64.8%±1.0%。 De Godos 等[52]在管狀生物膜光生物反應(yīng)器中預(yù)處理豬場(chǎng)廢水，對(duì)氮、磷的去除能力分別穩(wěn)定在94%～100%和70%～90%，在改善水質(zhì)的同時(shí)積累了生物質(zhì)產(chǎn)品。

在去除抗生素方面，Chen 等[53]構(gòu)建了厭氧/好氧移動(dòng)床生物膜（A/O?MBBR）反應(yīng)器系統(tǒng)，對(duì)四環(huán)素類抗生素（TCs）的去除進(jìn)行了一系列實(shí)驗(yàn)研究。在低濃度（10μg/L）和高濃度（500μg/L）的四環(huán)素存在條件下，降解率分別是72%和21%。Peng 等[54]構(gòu)建了新型微藻生物膜光生物反應(yīng)器（BF?MPBR），用于去除海洋水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水中的養(yǎng)分和磺酰胺（SA）等，對(duì)抗生素的去除能夠達(dá)到50%～60%。Song 等[42]的研究表明，利用生物膜?膜生物反應(yīng)器（BF?MBR）處理多種抗生素（四環(huán)素、磺胺、喹諾酮和大環(huán)內(nèi)酯類）時(shí)，在HRT 為5～4d、3～2d 和1d 時(shí) 的 去 除 率 分 別 為86.8%、80.2%和45.3%，而相同條件下MBR中只有83.8%、57.0% 和25.5%。在利用膜曝氣生物膜反應(yīng)器（MABR）中，提高HRT 和進(jìn)氣壓力均能對(duì)氧四環(huán)素（CTC）的去除起到積極作用[55]。HRT 在2.5h 和10h 下，CTC 去 除 負(fù) 荷 分 別 為0.68mg/(m2·d)和2.72mg/(m2·d)；進(jìn)氣壓力在0.28atm（1atm=101325Pa）和0.41atm（HRT=2.5h）的情況下，CTC 出水負(fù)荷分別為1.66mg/(m2·d)和1.49mg/(m2·d)。有研究利用淹沒式膜生物反應(yīng)器（SMPBR）對(duì)含有磺胺類抗生素的牲畜廢水進(jìn)行了處理，結(jié)果表明，布朗葡萄藻（Botryococcus Braunii）可以在此過程中生物降解磺胺[56]，去除率可達(dá)50%以上。也有采用菌藻共生體在攪拌罐光生物反應(yīng)器（STPBR）中對(duì)鎮(zhèn)痛劑（酮洛芬、撲熱息痛和阿司匹林）的混合物進(jìn)行去除，并去除了95%以上的混合藥物[8]。

相比懸浮生長(zhǎng)系統(tǒng)，固定化生長(zhǎng)系統(tǒng)對(duì)去除混合抗生素更具優(yōu)勢(shì)（見表1），同時(shí)還可通過改變HRT 和進(jìn)氣量等工藝參數(shù)來進(jìn)一步強(qiáng)化系統(tǒng)對(duì)抗生素的去除效果。其中，固定化菌藻系統(tǒng)如流化床光生物反應(yīng)器、水力藻類床等，其系統(tǒng)較為穩(wěn)定，污水處理效果好；但需考慮生物膜與載體分離的情況，需要控制生物膜的厚度等[57]?？偠灾?，高效菌藻光生物反應(yīng)器能夠發(fā)揮菌藻共生系統(tǒng)的優(yōu)勢(shì)，在高效去除廢水中的氮磷和抗生素等污染物的同時(shí)，還能夠產(chǎn)生微藻生物質(zhì)能源物質(zhì)。

3 菌藻系統(tǒng)應(yīng)對(duì)抗生素脅迫的響應(yīng)機(jī)制

菌藻共生系統(tǒng)應(yīng)對(duì)抗生素脅迫響應(yīng)機(jī)制包括短期響應(yīng)和長(zhǎng)期響應(yīng)兩種類型。其中，短期響應(yīng)主要是通過產(chǎn)生活性氧（reactive oxygen species, ROS）響應(yīng)從而激活SOS響應(yīng)，長(zhǎng)期響應(yīng)則具體表現(xiàn)在抗生素抗性基因的富集轉(zhuǎn)移和微生物群落的演替進(jìn)化等方面，如圖2所示。

圖2 菌藻共生系統(tǒng)應(yīng)對(duì)抗生素脅迫的響應(yīng)機(jī)制

3.1 應(yīng)對(duì)抗生素脅迫的短期響應(yīng)機(jī)制

耐藥性指的是細(xì)菌在抗生素存在的環(huán)境中仍能生長(zhǎng)，最小抑菌濃度（minimal inhibitory concentration,MIC）明顯升高。耐受性指的是在MIC固定的某一濃度下，細(xì)菌不會(huì)被抗生素殺死[59]。而獲得耐藥性的過程中，細(xì)菌、微藻的耐受性起著主要作用。微生物應(yīng)對(duì)抗生素脅迫的短期響應(yīng)機(jī)制包括產(chǎn)生活性氧（ROS）響應(yīng)和SOS響應(yīng)。

活性氧（ROS）是通過連續(xù)的單電子還原所產(chǎn)生，包括超氧化物（O?2·）、過氧化氫（H2O2）和羥基自由基（OH·）[60]。有研究表明[61]，ROS 的產(chǎn)生與抗性基因的接合轉(zhuǎn)移頻率有關(guān)，添加ROS 清除劑后，抗性基因的接合轉(zhuǎn)移頻率顯著降低。ROS可以直接破壞DNA、脂質(zhì)和蛋白質(zhì)，或通過氧化脫氧核苷酸并間接破壞DNA[62]?？股孛{迫可能會(huì)導(dǎo)致TCA循環(huán)、NADH 過程中產(chǎn)生ROS[63]。有研究表明，藻類系統(tǒng)中，抗生素的刺激會(huì)阻斷光合作用過程中電子傳輸，導(dǎo)致電子的累積，從而誘導(dǎo)ROS的產(chǎn)生[64]。同時(shí)，低濃度的ROS誘導(dǎo)可能會(huì)促進(jìn)耐藥性，即促進(jìn)抗性基因水平轉(zhuǎn)移[60,65]。但高濃度抗生素脅迫產(chǎn)生的過量ROS 可能會(huì)導(dǎo)致嚴(yán)重的細(xì)胞損傷或死亡[66]。

SOS 響應(yīng)是一種誘導(dǎo)型DNA 修復(fù)系統(tǒng)，由ROS 引起，通過修復(fù)受損的基因組來促進(jìn)細(xì)胞存活[67?68]。在大腸桿菌的SOS系統(tǒng)中，存在40多種基因[69]。包括LexA阻遏蛋白和與之共同作用用于分離DNA 的RecA原體。此外，還有參與核苷酸切除修復(fù)的uvrABC、參與同源重組的recA和編碼轉(zhuǎn)移DNA 聚合酶的基因如dinA、dinB和umuDC等。研究表明，β?內(nèi)酰胺能夠誘導(dǎo)金黃色葡萄球菌中的SOS反應(yīng)，能夠激活RecA和LexA蛋白[70]。受到銅綠假單胞菌菌株感染的小鼠，在氧氟沙星的作用下能夠觀察到relA和spoT的調(diào)節(jié)[71]。多種抗生素藥物如環(huán)丙沙星、呋喃妥因等，均可觸發(fā)金黃色葡萄球菌中的SOS 反應(yīng)，具體表現(xiàn)在活化了RexAB，以對(duì)DNA雙鏈斷裂進(jìn)行處理[72]。

一般來說，ROS的產(chǎn)生和SOS響應(yīng)都與抗生素脅迫引起的細(xì)胞損傷有關(guān)聯(lián)。ROS的產(chǎn)生是抗生素與其經(jīng)典靶點(diǎn)相互作用的結(jié)果。低濃度的ROS 誘導(dǎo)對(duì)微生物耐藥性的提高可能起到促進(jìn)作用，而高濃度ROS 則不利于微生物耐藥性的提高。ROS 引起的SOS 響應(yīng)則可以修復(fù)DNA，以達(dá)到修復(fù)細(xì)胞并應(yīng)對(duì)抗生素脅迫的目的。

3.2 應(yīng)對(duì)抗生素脅迫的長(zhǎng)期響應(yīng)機(jī)制

3.2.1 抗性基因富集及轉(zhuǎn)移

抗生素的存在對(duì)菌藻共生系統(tǒng)中抗性基因的富集和轉(zhuǎn)移有一定的影響。微生物通過三種機(jī)制產(chǎn)生對(duì)特定抗生素的抗性[73]：①轉(zhuǎn)座因子（MGEs）上的水平轉(zhuǎn)移；②染色體上的基因突變；③微生物群落的進(jìn)化等。菌藻共生系統(tǒng)中抗生素抗性基因水平轉(zhuǎn)移機(jī)制如圖3所示。首先，整合酶將游離基因盒插入整合子中；然后整合子轉(zhuǎn)移至轉(zhuǎn)座子中；最后通過轉(zhuǎn)座酶和解離酶將轉(zhuǎn)座子插入質(zhì)粒中，完成抗性基因在細(xì)胞內(nèi)的水平轉(zhuǎn)移，最終實(shí)現(xiàn)在微生物群落中的擴(kuò)散。

圖3 菌藻共生系統(tǒng)中抗生素抗性基因水平轉(zhuǎn)移機(jī)制示意圖

Yang等[74]通過宏基因組測(cè)序得到了污水處理廠活性污泥中的抗性基因，并觀察到三種抗生素耐藥基因（ARGs）的季節(jié)性波動(dòng)。有研究發(fā)現(xiàn)，廢水處理過程中ARGs 的豐度有所增加[75]。Yuan 等[76]在南極土壤中也發(fā)現(xiàn)了大量抗生素耐藥基因（ARGs），其中某些ARG 亞型（例如bacA，ceoB，dfrE，mdtB，amrB和acrB）在南極土壤中比其他亞型更豐富。污水處理廠中觀察到隨著磺胺甲唑（SMX）的降解，群落中磺胺基因（sulI）的絕對(duì)豐度有所上升[77]。已有磺胺甲唑抗性基因的轉(zhuǎn)移機(jī)制表明[78]，在intI上攜帶sulI，但是在質(zhì)粒中也檢測(cè)到了sulII，這可能導(dǎo)致在水生環(huán)境中sulI的泛濫。Wang 等[16]通過定量逆轉(zhuǎn)錄PCR 分析表明，頭孢氨芐（CFX）的添加使amoA基因的表達(dá)水平顯著上調(diào)（高達(dá)3 倍，p<0.05），而一旦CFX 減少，氨氧化細(xì)菌（AOB）降至正常水平，這表明AOB 通過更有效地代謝氨來中和CFX 的毒性。在萘普生（NPX）和磺胺甲唑（SMX）的刺激下，微生物電化學(xué)反應(yīng)器中總ARGs 豐度、ARGs 多樣性菌有所上升[79]。

但在厭氧消化池中，通過三氯卡班（TCC）、三氯生（TCS）的刺激，仍然未觀察到intI1相對(duì)豐度的變化[80?81]。在菌藻系統(tǒng)中，微藻和細(xì)菌之間的共生相互作用不僅在頭孢氨芐（CFX）和紅霉素（ERY）的動(dòng)力學(xué)去除中起作用，而且培養(yǎng)一段時(shí)間后ARGs 的豐度下降，其中ermB的減少高于blaTEM

[10]。短期實(shí)驗(yàn)中，菌藻系統(tǒng)去除SMX 的過程中沒有觀察到sulI相對(duì)豐度的變化，但絕對(duì)豐度有所增加[9]。

大部分研究表明，在抗生素去除過程中ARGs的豐富均有所增加，同時(shí)在轉(zhuǎn)座子上也發(fā)現(xiàn)了轉(zhuǎn)移的抗性基因，但不同的抗生素作用下對(duì)抗性基因的豐度差異影響較大，且菌藻系統(tǒng)對(duì)抗性基因豐度的增加有一定的抑制作用。

3.2.2 微生物群落演替及進(jìn)化

作為外源性刺激，抗生素會(huì)對(duì)菌藻共生系統(tǒng)產(chǎn)生選擇壓力，從而促進(jìn)微生物群落演替和進(jìn)化，即改變微生物群落的結(jié)構(gòu)和功能[73]。

在菌藻共生系統(tǒng)中，陶厄氏菌屬（Thauera phenylacetia）是在菌藻中發(fā)現(xiàn)的最豐富的細(xì)菌種類[82]，菌毛單胞菌（Fimbriimonas ginsengisoli）是第二豐富的細(xì)菌，可以利用各種碳源[83]。因此，它們可能是微藻將有機(jī)物轉(zhuǎn)化為CO2的原因。番荔枝屬（Pantanalinema rosaneae）是含量最豐富的微藻物種[84]，主要負(fù)責(zé)吸收二氧化碳和養(yǎng)分，同時(shí)通過光合反應(yīng)產(chǎn)生氧氣。此外，在菌藻共生體的內(nèi)層檢測(cè)到真核微藻（如綠藻），其有助于加強(qiáng)顆粒結(jié)構(gòu)和沉降性[85?86]。在除磷方面，番荔枝屬（Pantanalinema rosaneae）是主要貢獻(xiàn)者，其次是綠藻[87]。

而抗生素的脅迫可以改變?nèi)郝鋬?nèi)細(xì)菌、微藻的分布和種類，且菌藻共生體可以對(duì)抗生素做出防御反應(yīng)。一方面，有些物種，如屬于β?變形細(xì)菌類的陶厄氏菌屬（Thaurea），僅在暴露于磺胺異唑（SFX）之前才能檢測(cè)到，它代表了污水處理系統(tǒng)中的典型反硝化細(xì)菌[88]。另一方面，β?變形菌（Betaproteobacteria）和γ?變形菌（Gammaproteobacteria）據(jù)報(bào)道是對(duì)抗生素具有抗性的優(yōu)勢(shì)菌種[41,89]。丙型變形菌 綱（Gammaproteobacteria） 的 絲 硫 細(xì) 菌 屬（Thiothrixspp.）能夠降解含硫化合物[90]，并且隨著SMX 濃度增加它們的豐度增加。在門水平上，菌藻系統(tǒng)中的變形菌門（Proteobacteria）含量（質(zhì)量分?jǐn)?shù)77%）顯著高于活性污泥系統(tǒng)中（48%）[46]。

在菌藻系統(tǒng)中，在四環(huán)素濃度為10mg/L 時(shí)，綠藻和變形菌的相對(duì)豐度仍然保持穩(wěn)定，但藍(lán)藻的豐度顯著下降[91]。此外，四環(huán)素的存在促進(jìn)了胞外聚合物（EPS）的分泌，可作為減輕四環(huán)素毒性作用的保護(hù)屏障，同時(shí)促進(jìn)了松散相互連接的團(tuán)聚體的形成，進(jìn)一步減少了與四環(huán)素的比接觸面積。

細(xì)菌和微藻在共存期間可以交換各種營(yíng)養(yǎng)元素以及分泌信號(hào)物質(zhì)，以達(dá)到更好的協(xié)同作用。微藻會(huì)通過某種機(jī)制來響應(yīng)細(xì)菌群體感應(yīng)QS信號(hào)分子。細(xì)菌能夠產(chǎn)生?；|(zhì)內(nèi)酯（AHL），這是一種能促進(jìn)藻類形成細(xì)胞膜的化學(xué)信號(hào)，從而影響微藻的新陳代謝[92?93]。紫球藻屬（Porphyridium cruentumUTEX 161 菌株） 和假交替單胞菌屬（Pseudoalteromonassp.MEBiC 03485 菌株）的共生對(duì)P. cruentum的EPS分泌有正向影響[94]。有研究發(fā)現(xiàn)[95]，微藻生物量濃度與Pusillimonas屬細(xì)菌有密切聯(lián)系。同時(shí)，藻類產(chǎn)生的信號(hào)物質(zhì)也會(huì)對(duì)細(xì)菌的生長(zhǎng)產(chǎn)生影響。小球藻（Chlorella saccharophilaCCAP211/48）和小球藻（Chlorella vulgarisCCAP211/12）能夠抑制假單胞菌中AHL 信號(hào)分子的活性[96]。總之，在菌藻共生系統(tǒng)中，細(xì)菌和微藻之間的信號(hào)調(diào)節(jié)仍然有待進(jìn)一步深入探究。

細(xì)菌?微藻共生體的研究表明，菌藻共生體在污水處理過程中，尤其在污水中抗生素的去除方面擁有廣闊的應(yīng)用前景。盡管已有大量關(guān)于菌藻共生體對(duì)抗生素去除的研究，但大多仍處于實(shí)驗(yàn)室階段，而達(dá)到工業(yè)化應(yīng)用的案例還不多，且菌藻共生系統(tǒng)應(yīng)對(duì)抗生素脅迫的具體機(jī)制目前尚未徹底探明。因此，深刻分析菌藻共生系統(tǒng)應(yīng)對(duì)抗生素的內(nèi)在生理生態(tài)學(xué)機(jī)制，將有助于將菌藻共生系統(tǒng)應(yīng)用于實(shí)際廢水污染物的去除以及微藻生物質(zhì)資源的回收利用。

4 結(jié)語

（1）生物降解、生物吸附和生物累積是菌藻系統(tǒng)中最為常見的去除抗生素的途徑，此外還存在光降解和揮發(fā)等其他途徑。

（2）利用生物反應(yīng)器降解抗生素的類型主要有懸浮生長(zhǎng)系統(tǒng)和固定化生長(zhǎng)系統(tǒng)。懸浮系統(tǒng)處理效果好但不夠穩(wěn)定，固定化生長(zhǎng)系統(tǒng)較為穩(wěn)定但需要優(yōu)化載體和生物的固定等。由于藻類的固碳特性以及菌藻系統(tǒng)的高效去除優(yōu)勢(shì)，菌藻光生物反應(yīng)器在去除抗生素方面具有一定的優(yōu)勢(shì)。

（3）在抗生素脅迫下，細(xì)菌和微藻會(huì)產(chǎn)生短期和長(zhǎng)期的響應(yīng)以產(chǎn)生耐藥性，ROS的產(chǎn)生和SOS響應(yīng)都與短期抗生素脅迫引起的細(xì)胞損傷有關(guān)?？股乜剐曰蚋患D(zhuǎn)移和微生物群落演替進(jìn)化是菌藻共生系統(tǒng)應(yīng)對(duì)抗生素脅迫的長(zhǎng)期響應(yīng)。