微藻生物系统去除抗生素和ARGs 的研究进展

赵学宇,任淑静,郭 宁,张欢欢,贾玉莹,朱兆亮

(山东建筑大学市政与环境工程学院,山东济南 250101)

自1929 年青霉素被发现后,抗生素作为一种抗菌药物被广泛用于治疗一些感染性疾病,以及被用来促进家禽等的生长发育,在治疗一些细菌类疾病、进行器官移植、外科手术等方面发挥了不可磨灭的作用。 随着抗生素的滥用,越来越多的抗生素进入了环境中,这些抗生素严重破坏了生态平衡,同时抗生素驱动的抗生素耐药基因(ARGs)和抗生素耐药细菌(ARB)逐渐增加[1]。 此外,抗生素会进入生态循环,最终在人体内进行生物富集,对人类身体健康造成严重威胁[2]。 目前,被应用于废水处理的方法有物理法、化学法和生物法,包括生物炭吸附、高级氧化技术、膜滤技术、光催化以及生物处理等方法。其中微藻生物处理技术逐渐引起世界各地研究人员的关注。 环境中存在着大量的微藻,其作为一种可再生的生物资源[3],不仅可以提供氧气,还可以吸收氮磷等元素[4],净化水源,同时还能够去除抗生素等污染物,不会对环境造成二次污染,因此,利用微藻生物处理技术处理抗生素废水具有其独特优势和发展前景。 然而微藻系统去除抗生素和ARGs 的过程复杂,去除机理仍需进一步研究。 本文系统地阐述了微藻对不同种类抗生素的去除机制,总结了抗生素去除的重要影响因素,介绍了微藻对ARGs的去除效率,为抗生素废水的有效去除提供科学基础。

1 几种典型抗生素的去除机理

微藻系统可以有效地去除几种典型的抗生素。例如姜现静等[5]研究发现,微藻对氟喹诺酮类抗生素去除率达到60%～90%;韦艳玲[6]研究发现,微藻对氟苯尼考去除率达到70%～95%;另外,杨俊[7]研究发现,微藻对四环素的去除效率可以达到75%～95%。 不同抗生素的物理化学性质大不相同,因此,微藻对抗生素的去除机理也是多样的,包括生物吸附、生物降解、生物累积、光生物降解和水解挥发5种(图1)。 其中最主要的去除方式是生物吸附、生物降解和生物累积。 生物吸附是指由于静电引力的作用,微藻分泌的胞外聚合物(EPS)吸附抗生素的过程。 生物降解是指微藻细胞通过酶促反应使抗生素分解为小分子降解产物的过程,这个过程可以发生在细胞内也可以发生在细胞外[8]。 生物累积是指抗生素在微藻细胞内进行积累富集,从而实现抗生素去除的过程。 光生物降解是指抗生素在太阳光的照射下发生的降解过程,包括藻类不参与的直接光解与藻类参与的间接光解。 另外,水解也是藻类去除抗生素的一种方式。 研究[9]表明,微藻系统中抗生素是通过各种组合机制来去除的,其中生物吸附是微藻处理抗生素废水过程中最常见的方式,生物降解已被证明是微藻生物处理技术中去除抗生素的最有效机制。

图1 微藻系统中抗生素的去除机理Fig.1 Mechanism of Antibiotics Removal in Microalgae Systems

1.1 氟喹诺酮类抗生素

氟喹诺酮类抗生素的去除机制包括生物降解、光生物降解、生物累积、生物吸附。 Xie 等[10]在研究中发现环丙沙星被衣藻去除,其去除机理主要为生物降解,约占去除总量的65%。 Hom-Diaz 等[11]在研究中证明莱茵衣藻去除诺氟沙星的过程中光生物降解约占78%,是最主要的去除方式。 Kiki 等[12]的团队研究证明,左氧氟沙星被小球藻去除的40 d中,生物降解与生物累积是去除左氧氟沙星的主要方式,约占82%,生物吸附仅占1%～2%。 研究[6]表明,氟喹诺酮类抗生素的去除中,生物累积与生物吸附所占比重较小,一般为光生物降解或生物降解。

1.2 β-内酰胺类抗生素

头孢拉定和头孢他啶是典型的β-内酰胺类抗生素,Xiao 等[13]研究中发现小球藻去除头孢拉定的能力很强,在带有小球藻的试验组中,处理24 h 后头孢拉定的去除率达41.47%±0.62%,为无微藻对照组的去除率的3.4 倍,去除机制主要为生物降解。蛋白核小球藻对头孢他啶最主要的去除机理是生物吸附与生物降解,去除效率可以达到93%。 对于β-内酰胺类抗生素,最主要的去除机理为生物降解[13],且与无微藻系统相比,去除率大幅提升。

1.3 磺胺类抗生素

研究指出,磺胺类抗生素去除的主要机理为光生物降解和生物降解。 例如Garcia-Rodríguez 等[14]利用角果藻对磺胺吡啶处理21 d 后,发现暴露于光照下的磺胺吡啶去除率为45%,而没有暴露于光照下的去除率仅为10%,这说明角果藻和光照共同导致了磺胺吡啶的去除。 Xie 等[10]研究发现,衣藻可以有效去除磺胺嘧啶,去除效率可以达到35.6%。磺胺类抗生素在光照条件下的去除率显著高于无光照条件,有效地说明了磺胺类抗生素去除的主要机理为光生物降解和生物降解[6]。

1.4 大环内酯类抗生素

大环内酯类抗生素常见的有红霉素、阿奇霉素等。 Wang 等[15]在研究中发现,生物降解、生物吸附、水解和光生物降解都是导致红霉素去除的途径。在质量浓度为1、10 μg/L 和100 μg/L 的红霉素条件下, 去除效率分别达到94.18%、 80.59% 和49.60%,其中生物降解与生物吸附的去除率最大达到了57.87%,其次是水解达到了34.13%,光生物降解仅占约5%。 Kiki 等[12]研究发现,雨生小球藻在40 d 内去除阿奇霉素时去除效率最大能达到78%,最主要的去除机制是生物降解。 大环内酯类抗生素的去除一般包括生物降解、生物吸附与水解,其中最重要的去除机制是生物降解[12]。

2 微藻处理抗生素废水的影响因素

2.1 微藻种类

不同的微藻对抗生素的去除效果不同,因此,微藻种类是抗生素废水处理效率的重要影响因素。Guo 等[16]研究发现,头孢类抗生素7-氨基头孢烷酸(7-ACA),在分别用小球藻、衣藻和麦克属类进行生物吸附时,小球藻表现出了更好的吸附能力,吸附生物量达到了4.74 mg/g,衣藻和麦克属类吸附的生物量仅为3.09 mg/g 和2.95 mg/g。

2.2 抗生素种类和浓度

藻类对于不同种抗生素的耐受能力不同,因此对抗生素的去除能力也有差异。 Chen 等[17]研究发现,使用普通小球藻去除恩诺沙星、磺胺二甲嘧啶和磺胺嘧啶时,恩诺沙星的去除率最高,可达53%～73%,磺胺二甲嘧啶的去除率可达16%～33%,磺胺嘧啶的去除率最低,仅为11%～24%。 Xiao 等[13]在研究中发现,蛋白核小球藻对阿莫西林和诺氟沙星的去除率相差极大,对阿莫西林的去除率可以达到91.13%,然而对诺氟沙星的去除率仅有7.89%。 因此,藻类去除抗生素废水有较强的特异性,在面对不同种类的抗生素选择合适的藻类能够显著提高去除效率。 另外,藻类对不同浓度的抗生素的去除效果也不尽相同。 例如,Xiong 等[18]研究发现,磺胺二甲嘧啶质量浓度从0.025 mg/L 增至0.25 mg/L 时,斜生栅藻对其去除率从31%增至62%。 Cheng 等[19]发现随着替米考星初始质量浓度的增加(从0.01 mg/L 增加到50 mg/L),其去除效率也显著升高,由90.2%增加到99.8%。 这是由于微藻细胞内外浓度差增大,促进了替米考星在细胞表面的吸收。

2.3 水力停留时间(HRT)

HRT 是微藻去除抗生素过程中一个重要的因素,一般来说,用于光生物反应器废水处理的HRT为2～10 d[20]。 较长的HRT 更有利于微藻充分地进行生物吸附、生物降解等活动,进而提高对抗生素的去除效率。 例如,Norvill 等[21]研究发现,高效率藻池中的HRT 从4 d 增至7 d 时,四环素的去除率由93%提高至99%。 Peng 等[22]研究发现,对于HRT为1 d 的生物膜光生物反应器,磺胺嘧啶、磺胺二甲嘧啶和磺胺甲恶唑的去除率分别为61%、50%和60.8%,而HRT 为2 d 时,其去除率分别增至79.2%、76.7%和82.1%。

2.4 pH

pH 是影响藻类吸附去除抗生素的重要因素,例如,Daneshvar 等[23]研究发现四尾藻在pH 值为2 时对四环素的去除效率接近0,当pH 值为8 时去除效率可以达到49%,pH 继续升高后去除效率会降低至30%。 该结果可能是pH 改变了微藻细胞膜的电荷,同时对抗生素的电离也产生影响,具体机制仍需进一步研究。

2.5 光照

光照强度会影响微藻的生长,进而影响废水中抗生素的去除。 较高的光照会促进微藻对抗生素的去除,但是过高的光照强度会损害微藻叶绿体的光系统,降低微藻的代谢活动和抗生素的去除效率。Du 等[24]在研究中发现,在5 500 Lux 下的头孢拉定和8 500 Lux 下的阿莫西林的去除率可达60.89%和37.08%,是2 500 Lux 下的两倍左右。

表1 总结了微藻去除抗生素过程中的影响因素。

表1 微藻去除抗生素过程中的影响因素Tab.1 Influence Factors of Antibiotics Removal by Microalgae

3 微藻在ARGs 去除中的应用

抗生素的滥用导致抗生素在纳克每升至毫克每升的质量浓度下残留在环境中,并对环境中的微生物形成持续的选择压力,诱导细菌产生耐药性,促进ARB 和ARGs 的大量增殖,给人类健康带来潜在的威胁。 而微藻在去除抗生素的同时对ARGs 的去除也有显著效果。 Cheng 等[26]研究发现,嗜硫原始红藻废水处理系统的出水与传统污泥处理系统相比,twtS 和blaTEM的相对丰度均下降约50%,qnrA 和ermB 等基因的相对丰度都有不同程度的下降。 同时嗜硫原始红藻反应器中噬菌体中qnrS、sul1 和Intl1 的相对丰度也显著低于污泥反应器。 另外,Cheng 等[27]研究表明,抗生素废水经传统污泥系统处理后明显产生了37 种新的ARGs 亚型,有24 种ARGs 亚型存活,而在嗜硫原始红藻废水处理系统中只产生了1 个新的亚型,并且仅有4 种ARGs 亚型存活。 除了微藻系统,菌藻共生系统与传统污泥处理系统相比,去除ARGs 能力也大幅提升。 Liu等[28]研究发现,好氧颗粒污泥系统和菌藻共生好氧颗粒污泥系统中检测到ARG 的种类数量分别为45～53 和44～47,加入链霉素和阿奇霉素后,好氧颗粒污泥系统中ARGs 相对丰度分别为1.17 和2.69,而菌藻共生好氧颗粒污泥系统的相对丰度分别为0.653 和0.964,因此,与好氧颗粒污泥相比,菌藻共生好氧颗粒污泥系统中ARGs 相对丰度明显降低。

目前,微藻对ARGs 的去除机制仍不明确,主要涉及3 个过程(图2)。 (1)微藻细胞对移动基因元件的吸收内吞作用。 移动基因元件(可传播的质粒和整合子)通过积累ARGs 在水环境中的持续和传播发挥重要作用。 因此,ARGs 的减少可以通过去除含有ARGs 的移动基因元件而实现。 微藻细胞可以吸收并内吞携带sul1 的外源质粒,而微藻细胞可以吸收并内吞携带ARGs 的外源质粒及其他移动元件,从而达到去除ARGs 的目的[29]。 (2)微藻细胞分泌的EPS 对质粒的吸附作用。 EPS 能够促进含有ARGs 质粒在微藻细胞表面吸附,从而加速微藻细胞对质粒的吸收内吞作用实现ARGs 的去除。(3)微藻细胞产生活性氧自由基(ROS)猝灭剂过程。 ROS 可以促进ARGs 的传播[30],而微藻可以产生ROS 猝灭剂,包括抗氧化酶和光合色素。 Ren等[31]研究表明,藻类产生的类胡萝卜素可以猝灭抗生素产生的ROS,进一步阻断了ARGs 的传播途径,促进了ARGs 的去除。 因此,微藻的加入可以实现ARGs 的去除,但具体的去除机制仍需进一步研究。

图2 微藻系统中ARGs 的去除机制Fig.2 Mechanism of ARGs Removal in Microalgae Systems

4 结论

本文总结了微藻去除抗生素的主要机理,阐述了抗生素去除效率的影响因素,介绍了藻类对ARGs 的去除效果。 然而微藻对抗生素及ARGs 的去除过程复杂,出水中仍含有较高浓度的ARGs,危害人类身体健康和生态平衡。 因此,实现抗生素及ARGs 的有效去除依然存在挑战。 基于以上问题,今后的研究应集中在以下几个方面。

(1)探讨了藻类对抗生素的去除路径,明确了抗生素降解过程中的中间产物以及降解产物,总结了抗生素去除过程中相关功能基因,阐明了抗生素去除机理。

(2)探讨了微藻细胞分泌的非酶类抗氧化物质对ROS 的猝灭机制,明确了非酶类物质在ARGs去除中的具体作用,阐明了藻类对ARGs 的去除机理。

(3)应开发藻类与高级氧化法的组合工艺,在抗生素高效去除的基础上,通过与高级氧化技术的结合,进一步促进ARGs 的去除。