综述：微藻介导的废水抗生素去除技术的进展

《Biodegradation》：Advancements in microalgae-mediated technologies for antibiotic removal from wastewater: a review

本文系统评述了利用微藻（Microalgae）去除废水中抗生素（Antibiotics）的最新进展。传统技术（如活性污泥法、人工湿地）对抗生素的去除不彻底。新兴的微藻技术通过吸附（Adsorption）、积累（Accumulation）、生物降解（Biodegradation）、光降解（Photodegradation）和水解（Hydrolysis）等多种途径，为高效、低成本处理含抗生素废水提供了可行替代方案。文章详细阐述了抗生素去除机制、影响效率的理化与操作参数（如pH、温度、光强），并探讨了微藻与微生物菌群、高级氧化过程（AOPs）、活化污泥等技术的协同增效作用。同时，也分析了当前技术的局限性、抗生素及其转化产物（TPs）的毒性挑战，并展望了基因工程、组学技术等未来研究方向。

　　

随着抗生素在环境中的排放导致抗生素耐药性增加，开发高效去除废水中抗生素的系统迫在眉睫。传统的活性污泥、人工湿地等技术无法完全消除抗生素。近年来，基于微藻的技术因其可通过吸附、积累、生物降解、光降解和水解等多种方式处理废水，而成为一种有前景的替代方案。

微藻去除抗生素的机制

抗生素的降解途径多样，包括发生在细胞外的生物机制和发生在细胞内的非生物机制。

吸附

当污染物被动附着在固体基质上时，这个过程称为吸附。微藻可以作为有效的抗生素吸附剂。这个过程涉及疏水力和静电吸引等相互作用，使得抗生素吸附到带负电的微藻细胞表面或胞外聚合物（EPS）上，甚至不需要细胞代谢。效率受微藻种类、抗生素浓度、温度（20–30°C）和pH（6–9）等因素影响。例如，普通小球藻（Chlorella vulgaris）通过吸附实现了甲硝唑的100%去除。吸附是抗生素去除的初始步骤，为后续的积累和生物降解创造条件，但它本身并不是抗生素降解的主要方法。

积累

与不消耗能量的被动吸附不同，积累是一个主动的、消耗能量的、速度较慢的过程。微藻能够吸收和储存污染物，用于细胞内的生长过程。藻类积累在终止多西环素、甲氧苄啶和磺胺甲噁唑等抗生素方面作用显著。积累将抗生素内化，导致进一步的降解或细胞内储存。普通小球藻积累了左氧氟沙星（去除率82.35%）和阿奇霉素。一些积累的抗生素会产生活性氧（ROS），这在正常量下可调节细胞代谢，但在高浓度下会导致严重的细胞损伤甚至死亡。

生物降解

生物降解是指抗生素在细胞内和细胞外溶解的方法，其中许多降解衍生物随后被藻类细胞消耗。在这个过程中，抗生素降解分为三个步骤，例如头孢他啶首先被藻类吸附，然后穿过藻类细胞壁，最后被藻类酶分解。微藻去除水相和生物质中新污染物的多种机制中，生物降解是最有效的机制之一。代谢降解和共代谢降解是藻类代谢降解抗生素的一些模式。

光降解

该方法有效、可持续、经济且易于改进。其间接光降解是由藻类在光照下产生的活性成分触发的，而直接光解则由紫外光提供。在没有藻类存在且有紫外光的情况下，光解可以直接大量去除抗生素。据报道，在几种涉及微藻的废水处理系统中，四环素、环丙沙星、头孢唑林、头孢匹林也通过直接光解被消除。当处理过程中存在藻类时，间接光降解增强了一些抗生素的去除。抗生素在羟基自由基等活性氧的作用下发生降解，这些活性氧通过间接光降解从藻类成分中产生。

水解

水解是另一种有助于消除抗生素的方法；它有助于将抗生素分解成某些更小的分子。酶促水解是其类型之一，由藻类代谢物或酶引起，也可以被认为是一种生物降解。水解作为非生物过程，有助于微藻基废水处理中的抗生素去除，涉及水介导的化学键裂解，通常因藻类诱导的pH或酶而增强。它主要影响具有可水解基团（如β-内酰胺环）的抗生素，将其分解为毒性较低的副产物，占总去除量的5-35%，与生物吸附和光解作用并存。

影响微藻抗生素去除效率的因素

理化性质

微藻的化学和结构特征，如其分子量、电荷、功能基团和疏水性，是影响抗生素消除的重要因素。抗生素的形态和电离程度决定了其对微藻界面的亲和力和对降解的敏感性，这受溶液pH值的影响。

参数（光照、pH、温度、HRT等）

这些是影响抗生素消除的一些环境因素和参数：

pH：研究表明，当最佳pH值在7.5到8之间时，去除效率达到最佳峰值，它也影响抗生素的降解和吸附速率。

温度：大多数微藻显示温度范围在25到30°C之间，这也影响去除动力学、生长速率以及微藻的代谢活动和酶活性。

光强和质量：为了优化抗生素的去除率，强度、质量和光波长都非常重要，因为抗生素分解的代谢活动和生长与光合作用直接相关，而光合作用也依赖于光。

水力停留时间（HRT）：水在系统中停留的时间长短影响抗生素和其他污染物的消除。较短的HRT可以促进藻类发育，而较长的HRT则提高抗生素的去除率。

CO₂富集：足够量的CO₂（即5-16%）可促进适当的微藻生长，从而也提高抗生素的去除率。

评估和适应微藻菌株

最重要的是要记住为处理过程选择的微藻种类。不同的菌株具有不同类型的生物积累、生物吸附和生物降解能力。与菌株相关的生理反应，如色素过量产生和应激适应，可以进一步提高去除效率。此外，某些微藻可以通过逐渐适应抗生素的存在来增加其耐受性和去除效率。

使用额外增强的混合方法去除抗生素

微藻-微生物联合体

微藻-细菌系统利用共生关系促进抗生素去除。

机制：光降解（光驱动过程）、联合生物降解和生物吸附（细胞表面/EPS吸附）。

例如，小球藻（Chlorella sp.）与细菌配对，通过协同代谢实现了头孢菌素>97%的去除。高率藻塘（HRAP）通过光降解和生物吸附在4天的水力停留时间（HRT）下去除了>93%的四环素。通过光合作用产生氧气，消除了外部曝气需求，降低了能源成本。

微藻-高级氧化过程

这是一项预处理步骤，旨在提高处理含有耐药性有机化学物（如抗生素）的水的效率。由于其高去除效率和快速去除率，高级氧化工艺（AOPs）已广泛应用于废水处理系统。氧化机制可以在AOPs-藻类治疗期间直接去除抗生素。AOP引起的间接光降解也可以消除抗生素。关键优势包括：反应时间快、污染物去除范围广、有机物完全矿化、无有毒副产物、系统设计紧凑、具有消毒能力、不产生污泥、有效去除重金属。

臭氧化工艺

直接臭氧氧化和通过产生自由基的间接臭氧氧化是臭氧基抗生素降解的两种机制。作为亲电试剂，臭氧可以通过靶向其芳香环和不饱和双键来有效消除抗生素TC、SM和QN。此外，臭氧化工艺与过氧化氢（H₂O₂）、紫外线（UV）或催化剂结合可以产生大量的OH，然后用于降解有机污染物。

芬顿工艺

该反应中的试剂，即H₂O₂和Fe²⁺相互作用产生OH自由基，从而分解抗生素。

紫外线照射

这是废水处理中一个持续的消毒阶段，通过直接和间接光降解提高抗生素的去除率。通过直接光解，紫外线照射可以破坏对光敏感的抗生素。当它们暴露在紫外线下时，会吸收光子，从而破坏其键合蛋白质。将紫外线照射与微藻处理相结合可以加速抗生素的间接光降解。紫外线照射在废水中的穿透深度仅为数厘米到分米，因此间接光降解可能是抗生素消除的主要途径。微藻对生物降解过程至关重要，而紫外线则用于启动该过程。

活性污泥系统

这种方法在过去100年来一直被用于处理城市污水。由于其能耗较低，且回收利用成本效益高，混合系统对于水处理来说是相对可行的。该系统的发现表明，当抗生素首先用微藻处理时，它们避免了直接与细菌接触。与最初的100 mg/L头孢菌素浓度相比，其混合系统显示出非常高的消除能力（高达97.8%）。该系统依赖于微生物絮体吸附四环素/氟喹诺酮类（50-80%）和有氧降解磺胺类药物（>85%）。较长的固体停留时间（SRT>20天）通过缓慢生长的降解剂将消除率提高20-50%。

人工湿地技术

该技术也广泛用于清洁工业、市政和农业废水。这些系统已经有效并成功地消除了许多不同的污染物，包括抗生素和ARGs。由于建设、运行和维护成本较低，它们是传统处理方法的环保意识替代品。然而，在低温下，它们也可能表现出效率低下和停留时间长的问题。微藻在光合作用过程中产生的溶解氧（DO）可能会补偿这种方法中任何潜在的缺点，从而提高人工湿地-微藻系统中污染物的去除率。

微藻-吸附剂整合

藻类衍生的生物炭具有可持续、高效的吸附和催化特性：

生物炭生产：藻类生物质的热解产生了富含氮的多孔结构，非常适合抗生素吸附（例如，π-π相互作用，离子交换）。

Fe（III）改性生物炭：在光照下提高磺胺类药物的光催化降解。

纳米复合材料：藻类生物炭与TiO₂或氧化石墨烯结合，可增强四环素类的氧化降解。

营养富集：向生物炭-藻类系统中添加磷或CO₂可提高代谢活性和抗生素吸收。

当转化产物（TPs）或残留抗生素积累时，生物质处置存在一些重大风险，由于增强了抗菌素耐药性（AMR）和环境污染，这也会通过食物影响水体、土壤微生物、人类健康。安全的生物质处理策略包括：堆肥（在最佳条件如pH、温度控制下进行微生物降解）、焚烧（在高温下煅烧TPs和抗生素，但需要能量输入和监管输入）和进一步处理（AOPs在处置前降解残留物，混合方法和农场策略是更多的处理）。

这些混合和集成方法解决了独立系统的局限性，为废水中抗生素的去除提供了可扩展、节能的解决方案。

大多数研究集中在实验室/小规模系统上，对用于抗生素去除的中试规模微藻装置的研究有限。

毒性和挑战

抗生素和转化产物对微藻的毒性作用

红霉素、磺胺甲噁唑和四环素等抗生素通过破坏光系统II（PSII）中的电子传递和降低叶绿素荧光产量（Fv/Fm）来抑制微藻的光合作用。例如：红霉素在环境相关浓度（10–50 μg/L）下抑制斜生栅藻（Raphidocelissubcapitata）的碳同化和光合磷酸化，将光合效率降低17–20%。磺胺类和氟喹诺酮类的转化产物（TPs）表现出比母体化合物更高的毒性。磺胺甲噁唑的副产物TP126对绿藻造成急性和慢性毒性。

氧化应激是关键机制：氧氟沙星和环丙沙星等抗生素会诱导活性氧（ROS）的产生，压倒抗氧化防御（例如，过氧化氢酶、谷胱甘肽S-转移酶）并损害细胞成分。

吸附、积累和生物降解等过程降低了转化产物（TP）的毒性，并经常分解为危害较小的产物，如生物质成分和CO₂。微藻利用氧化还原酶和漆酶等酶活性进一步降解抗生素TPs。在初级生物吸附阶段，TPs积聚在微藻生物质中，尤其是亲脂性TPs，但会在细胞内通过代谢长期积累。

对微藻生长和代谢的影响

生长抑制：抗生素在浓度>10 μg/L时，将普通小球藻（Chlorella vulgaris）和原生小球藻（Auxenochlorellaprotothecoides）等物种的比生长速率降低30-60%。例如，与对照组相比，阿莫西林（20 μg/L）使生物量产量降低40%。

代谢转变：微藻通过在胁迫下转换为异养代谢来适应。原生小球藻增强色素产生（例如，叶绿素B增加37%）并酸化其环境（pH值下降三个单位）以降解磺胺甲噁唑等抗生素。

蛋白质合成中断：四环素和卡那霉素将美丽网球藻（Dictyosphaeriumpulchellum）的蛋白质含量降低50-70%，损害酶和结构功能。

如上所述，AOPs将复杂分子分解成更小的、反应性更强的分子，TPs有助于通过吸附、积累和生物降解等过程进一步还原。AOPs和光降解过程中产生的TPs可能比原始TPs对微藻表现出更高水平的毒性，并带来一些暂时的环境风险，受生物活动影响。

微藻介导抗生素去除的最新进展和新方法

微藻的基因工程

CRISPR/Cas9和其他基因编辑工具正被用于增强微藻的抗生素降解能力：

胁迫耐受性：工程化的原生小球藻（Auxenochlorellaprotothecoides）对高浓度抗生素（高达100 μg/L）表现出更强的耐受性，同时对磺胺甲噁唑和环丙沙星保持>70%的去除效率。

降解途径：莱茵衣藻（Chlamydomonasreinhardtii）中细胞色素P450酶的过表达使红霉素和四环素的分解比野生菌株快40%。

异养适应：改良的普通小球藻（Chlorella vulgaris）菌株在弱光条件下转变为混合营养代谢，提高了抗生素的吸收和生物降解率。

利用组学技术解析机制

多组学方法正在阐明去除途径和胁迫反应：

宏基因组学：揭示了人工湿地中藻类-细菌联合体与纯细菌系统相比，将四环素抗性基因（tetW）丰度降低了56%。

转录组学：鉴定了在抗生素胁迫下原生小球藻（A. protothecoides）中上调的基因，包括那些参与ROS清除（例如，sod1, cat2）和细胞壁生物合成的基因。

代谢组学：检测到斜生栅藻（Scenedesmusobliquus）降解磺胺甲噁唑的12种中间产物，将生物降解与谷胱甘肽结合途径联系起来。