抗生素残留物在水环境中的持续存在对环境和健康构成了重大风险。由于成本效益和环境效益，生物处理技术成为应对这一挑战的关键策略。本综述系统地阐明了以微生物共代谢为中心的降解机制，该机制涉及由功能性微生物介导的一系列生化反应，包括水解、氧化、还原以及侧链修饰和切割。它还全面评估了从传统工艺到新兴增强技术（如生物强化、固定化和生物材料耦合）的各种处理系统。该领域明确指出了两个主要挑战：抗生素对功能性微生物的抑制作用，以及抗生素抗性基因（ARGs）传播的二次风险。作为回应，本文进一步总结了前沿方法的最新进展，如工艺强化、新型材料耦合、合成生物学工具、资源回收和基于智能的模型控制。这些策略共同旨在协同提高处理效率并减轻环境风险。本综述旨在为开发更高效、更安全的含抗生素废水生物处理技术提供有价值的参考。
### 1 引言
抗生素作为20世纪最伟大的医学发现之一，显著降低了传染病的死亡率，并保障了全球公共卫生安全。然而，这一成功也导致了抗生素在全球范围内的过度使用和滥用。不仅在人类医学中，而且在畜牧业和水产养殖中，抗生素也被广泛用作生长促进剂和治疗剂。预计到2030年，发展中国家的抗生素消耗量将达到105.5千吨。这种广泛的使用导致大量抗生素及其代谢物通过制药废水、医院污水、农业径流和生活污水进入水和土壤环境。据报道，每年约有53.80千吨的抗生素或其降解产物被排放到水环境中，从而成为一种新的全球环境污染物。
在水体中经常检测到浓度从纳克/升到毫克/升不等的抗生素残留物，在土壤中的浓度从微克/千克到毫克/千克不等。在中国城市污水处理厂的进水口和出水口中，平均浓度可达786.2微克/升到186.8微克/升。在水产养殖废水中，浓度约为25.2–267.3微克/升，而制药废水中的浓度可高达8–22.4毫克/升。这些残留的抗生素可以通过食物链的累积效应进入人体，对人类健康构成潜在威胁，包括引发过敏反应和破坏肠道菌群平衡。此外，它们还可能破坏生态系统内的微生物群落结构。长期暴露于这些抗生素可能对水生和陆地生态系统产生潜在的毒性影响，并施加强烈的选择压力。这种选择压力是抗生素抗性基因（ARGs）产生和传播的关键驱动因素。环境中的微生物将通过突变或水平基因转移（HGT）获得和传播ARGs以生存，从而导致耐抗生素细菌（ARB）的富集。这些ARGs和ARB最终可能通过食物链、饮用水或直接接触重新进入人类社会，使得原本可治疗的感染变得难以治疗，成为本世纪最严重的全球公共卫生危机之一。此前，美国的一份报告显示，2016年有23,000人因抗生素耐药性相关的治疗失败而死亡。预测到2050年，这一问题可能导致全球1000万人死亡。世界卫生组织（WHO）已将抗生素列为“十大全球健康威胁”之一。
目前，常用的去除水中抗生素的方法包括物理、化学和生物方法。物理方法，如活性炭吸附和膜分离，主要将污染物从一个相转移到另一个相，并不实现降解。这可能导致产生高浓度的浓缩废液或废活性炭，从而可能造成二次污染。化学方法，如高级氧化工艺（AOPs），可以有效降解甚至矿化抗生素。然而，AOPs经常面临高成本、能耗过高、操作条件苛刻以及可能产生未知有毒副产品的挑战。植物修复技术，包括人工湿地，利用植物吸收污染物，同时根际微生物降解抗生素。然而，这种方法存在局限性，包括修复周期长、效率低以及植物毒性的风险。生物处理技术利用微生物的代谢能力来降解或转化环境中的抗生素污染物。这种方法通常更具成本效益、更环保，并产生较少的二次污染。此外，生物处理技术有潜力将污染物完全矿化为二氧化碳和水。因此，它为抗生素去除提供了一种极具吸引力的替代或补充解决方案。Lou等人使用漆酶-丁香醛介导系统在真实的水产养殖废水中降解磺胺类药物。酶动力学分析表明，Novozym 51003漆酶对磺胺类化合物表现出强烈的催化活性，实际降解效率达到94.84%。Mousavi等人研究了使用有机废物、稻壳和回流活性污泥作为微生物来源进行堆肥过程中四环素（TC）和环丙沙星（CIP）的降解。结果显示，92天后，TC的去除率分别为85%、90%和92.5%，CIP的去除率分别为75%、77.5%和82.5%。这些发现表明，在堆肥过程中使用微生物来源可以有效降解受污染环境中的抗生素。Wang等人报告称，在连续流反应器中，生物降解是主要途径，占总去除量的88.9%。连续流反应器为功能性微生物的富集和增殖提供了更有利的环境。然而，抗生素最初设计用于抑制或杀死微生物，其固有的生物毒性对生物处理技术构成了重大挑战。降解效率高度依赖于抗生素类型和浓度、微生物群落结构以及环境操作参数等因素。此外，生物处理系统在去除母体抗生素化合物的同时是否可能加速ARGs的传播，这是在其广泛环境应用之前必须澄清的关键问题。尽管许多研究报告了特定菌株对抗生素的降解或特定处理过程所达到的去除效率，但生物处理技术的系统框架仍然缺乏，对关键挑战和未来研究方向的批判性观点也不足。因此，本综述系统地总结并批判性地评估了抗生素生物处理的最新进展。它旨在深入分析抗生素生物降解的核心机制，包括共代谢、水解、氧化、还原、侧链修饰和切割（SMC）；全面回顾了从传统活性污泥系统到新兴生物技术的各种生物修复过程的性能和应用效率；特别强调了生物修复过程中ARGs的命运和传播风险。基于当前的知识状态，本综述进一步指出了该领域的关键挑战，并指出了未来的研究方向。
### 2 抗生素生物降解机制
#### 2.1 共代谢
共代谢是微生物降解难降解有机污染物（特别是新兴污染物如抗生素）的基本生物途径。当微生物代谢易降解的底物时，会诱导产生非特异性酶。这些酶催化初级底物的代谢。同时，它们可能会偶然攻击并转化不能作为微生物碳源或能源的抗生素分子。在共代谢过程中，微生物产生的酶系统促进了抗生素的降解。然而，抗生素并不提供支持微生物生长所需的碳或能源。共代谢显著提高了难降解抗生素的降解效率，被认为是分解持久性抗生素的关键机制。此外，具有独特代谢网络的不同微生物群体演化出了多样的共代谢途径（图1）。这些途径构成了处理系统中抗生素降解的功能核心。
#### 2.1.1 自养硝化微生物
自养硝化微生物，以氨氧化细菌（AOB）为代表，是废水反硝化过程和抗生素共代谢降解的关键参与者。这些微生物的核心酶——氨单加氧酶（AMO）具有广泛的底物特异性，可以催化各种抗生素的氧化反应。当AOB使用氨氮作为电子供体和能源时，AMO不仅将氨氧化为羟胺，还将氧原子插入各种抗生素的惰性化学键中。例如，AMO可以直接催化氟喹诺酮类药物（如CIP）中的哌嗪环的断裂和磺胺类抗生素的脱氨基反应。研究表明，在含有硝化细菌的移动床生物膜反应器（MBBR）中，AOB介导的共代谢在CIP的去除中起主导作用，而异养细菌仅贡献约9%。此外，AOB代谢过程中产生的中间体如羟胺可以在后续反应中转化为羟基自由基，进一步通过间接氧化途径转化抗生素。
#### 2.1.2 微藻
微藻，如小球藻和衣藻，提供了高效的抗生素降解共代谢途径。向含有抗生素的微藻培养物中添加有机底物（如乙酸和酵母提取物）显著增强了降解能力。其背后的机制涉及外源底物驱动的代谢活性与藻类光合作用装置之间的协同耦合。一方面，光合作用的光反应阶段为细胞提供了丰富的还原力（NADPH）和能量（ATP）。另一方面，能量和还原力显著上调了I相和II相代谢酶（包括细胞色素P450和谷胱甘肽S-转移酶）的活性。这种代谢酶-光合作用耦合系统有效地驱动了一系列反应，如羟基化、脱羧和抗生素的环 opening。例如，在乙酸共代谢下，小球藻pyrenoidosa可以在1–50毫克/升的浓度范围内实现100%的TC去除率。此外，这一过程有效地将实际回收水中的18种抗生素的总浓度从495.54纳克/升降低到221.80纳克/升。
然而，在细胞内吸收和酶促转化之前，抗生素可能首先与围绕微藻细胞的细胞外聚合物基质相互作用。除了细胞内酶促代谢外，微藻的细胞外聚合物物质（EPS）也可以通过作为细胞外拦截层显著促进抗生素的去除。EPS富含多糖、蛋白质和反应性功能基团，可以通过生物吸附、静电吸引、氢键作用、疏水相互作用和络合作用与抗生素相互作用，从而降低其溶解浓度并缓冲直接的细胞毒性。同时，EPS结合的抗生素可能积累在藻类表面附近，促进随后的吸收和细胞内转化。通过限制反应性抗生素分子快速进入细胞质，EPS络合作用显著减轻了细胞内的氧化应激和生理毒性，从而保持了后续细胞内酶促降解所需的结构完整性和代谢活力。因此，微藻对抗生素的去除应被视为EPS介导的细胞外保留和细胞内生物降解的耦合过程。
#### 2.1.3 异养细菌和真菌
异养细菌和真菌可以利用各种易降解的有机底物（如甲醇、乙酸、乙醇和葡萄糖）作为生长底物。在这些底物的代谢过程中，微生物诱导产生一系列酶，包括氧化还原酶（如脱氢酶）、水解酶（如酯酶、酰胺酶）和过氧化物酶（如木质素过氧化物酶、漆酶）。这些非特异性酶能够攻击抗生素分子中的特定键。例如，异养细菌对磺胺甲噁唑的共代谢降解通过添加乙酸显著增强，这可以将相对氧摄取率提高近10倍。真菌分泌的细胞外漆酶可以有效氧化磺胺甲噁唑、卡马西平、氨苄西林和TC等药物。此外，特定的功能性微生物，如Arthrobacter和Pseudomonas，在有丰富共底物的条件下通过羟基化和乙酰化反应驱动磺胺嘧啶和磺胺甲噁唑的转化。
#### 2.1.4 综合微生物群落和生物膜
在实际的生物处理系统中，抗生素的降解很少是由单一微生物物种完成的。相反，它是不同微生物群落之间的空间和功能协同作用及分工的结果。在活性污泥絮体中，AOB可能启动抗生素的初步氧化。这一过程产生的中间体更易于降解。这些中间体随后被周围的异养细菌矿化。在生物膜中，存在独特的分层结构，从好氧外层到缺氧或厌氧内层。该结构为具有不同代谢需求的微生物提供了理想的微环境。因此，形成了复杂的共生网络。好氧层中的活性污泥（AOB）和异养细菌进行氧化共代谢，而厌氧层中的反硝化细菌和其他微生物可能利用替代的电子受体进一步转化中间产物。这种顺序的微生物作用使得各种抗生素（包括四环素类和氟喹诺酮类）得以降解。在光催化与构建湿地微生物燃料电池（PCW-MFC）结合的过程中，嗜酸假单胞菌和铜绿假单胞菌协同作用，将四环素类中间产物乙酰胺转化为乙酰基。
尽管许多生物处理系统能够有效降低抗生素的浓度，但这种去除通常是由于部分生物转化而非完全矿化。例如，磺胺甲噁唑经常被转化为N4-乙酰磺胺甲噁唑，后者可以通过化学或生物方法重新脱乙酰化回其原始形式，从而暂时保持毒性。同样，环丙沙星的降解常常会产生几种哌嗪环开环的产物。这些中间代谢物的形成引入了废水微生物群落中的复杂动态。这些转化产物可能仍然具有抗菌活性，或者对活性污泥（AOB）和硝化细菌（NOB）等功能性微生物施加选择压力。此外，这些中间产物在出水中的持续存在可能会继续促进抗性基因（ARGs）的转移。因此，评估生物系统中的抗生素去除效果不应仅限于原始化合物的消失，还应考虑转化产物的形成及其残留毒性。
2.1.5 酶促降解的动力学基础及影响因素
酶活性是抗生素降解效率的关键决定因素，受多种因素影响，包括底物结构、酶特异性、pH值、温度、氧化还原条件、辅因子可用性以及竞争性底物。为了更好地反映这一点，我们基于米氏方程（Michaelis–Menten equation）加入了动力学视角，其中Km和Vmax分别用于表征底物亲和力和催化能力。例如，四环素的宏观降解速率（如伪一级速率常数Kobs）达到3.62 × 10^-3 min^-1，主要由酶对底物的亲和力（Km）及其整体催化效率决定。野生型酶的底物亲和力（Km）为5.34 ± 1.9 µM，而特定突变（T331I）可将整体催化效率（Km/Kcat）从6.60 ± 1.7提高到21.37 ± 0.3 µM^-1 h^-1。这些结果表明，在复杂基质中，决定抗生素去除动力学极限的是特异性常数（Kcat/Km），而不仅仅是底物浓度本身。然而，由于大多数关于抗生素去除的研究报告的是反应器规模或群落水平的降解，而不是纯化酶的动力学数据，因此直接比较不同抗生素降解酶的Km和Vmax值仍然很少。因此，我们在讨论酶动力学作为一个重要的机制框架的同时，也指出了当前研究中的动力学常数缺乏统一性的问题。
2.2 生化反应
2.2.1 水解反应
抗生素的生化反应包括水解、氧化、还原和SMC（图2）。水解在抗生素的生物降解中起着关键作用。水解通过特定的酶（如β-内酰胺酶、酯酶和酰胺酶）直接断裂抗生素分子的核心化学键，从而使抗生素迅速失去抗菌活性。β-内酰胺酶水解青霉素和头孢菌素等药物中的β-内酰胺环。酯酶和酰胺酶分别负责断裂大环内酯类抗生素的内酯环和磺胺类抗生素的酰胺键。生物曝气过滤器可以实现超过90%的磺胺类和四环素类去除效率。主要的去除机制包括生物降解和吸附。在生物组分中，水解和光解降解使得磺胺类的浓度降至0.01–2.69 mg L^-1，四环素类降至1.53–2.68 mg L^-1。同样，在混合曝气生物过滤器的厌氧区，水解酶直接攻击恩诺沙星的哌嗪环，断裂C–N键并导致其分离。中间产物1-乙基哌嗪（C6H14N2，m/z 115）随后迁移到厌氧区，在那里通过水解酶进行N-脱烷基化，然后在好氧区进一步降解。
图2 抗生素生物降解的生化反应。
2.2.2 氧化反应
氧化反应涉及电子的丢失，通常由氧化酶催化。这对于攻击顽固的抗生素结构并实现深度转化至关重要。常见的氧化酶包括单加氧酶、双加氧酶和过氧化物酶，它们通常需要NADH和FADH2等辅因子。细胞色素P450酶和漆酶在微藻和真菌中通过催化羟基化和脱烷基化发挥重要作用。例如，磺胺类中的苯环羟基化引入了羟基，改变了电子分布，促进了随后的环开环反应。氧化酶在直接断裂四环素类中间体的芳香环方面起着关键作用，这是实现完全矿化的关键步骤。多功能过氧化物酶是一种血红素过氧化物酶，通过形成不稳定的化合物I和化合物II中间体来催化两电子转移。这些中间体有助于底物的直接氧化。值得注意的是，在共代谢条件下，微藻中的细胞色素P450酶活性可以提高20–50%，促进了四环素类的羟基化和环开环。
2.2.3 还原反应
还原反应是厌氧或厌氧环境中抗生素生物转化的主要途径。硝化还原酶可以将抗生素上的硝基还原为氨基，显著降低毒性。脱卤酶催化氟喹诺酮类中氟原子的去除。这些还原转化在厌氧消化和构建湿地的厌氧区尤为重要。氧化还原过程在曝气生物过滤器中得到体现，其中恩诺沙星首先在厌氧区被还原酶转化为醛中间体。随后，在好氧区，双加氧酶催化喹啉环的环氧化，导致C2–C3键断裂并形成苯胺化合物。值得注意的是，微藻Chlamydomonas reinhardtii展示了一种独特的机制，有效降解四环素类、氧四环素和多西环素。有趣的是，Chlamydomonas reinhardtii中的细胞色素P450酶和初级胺氧化酶似乎对氧四环素的降解并非必需。相反，Chlamydomonas reinhardtii利用一种新的tropinone还原酶I（TRI）介导氧四环素的脱甲基化，24小时内的去除率为93.10%。这一观察为藻类抗生素代谢提供了重要的机制见解。这一结果表明，微藻中的氧四环素生物转化可以通过不依赖细胞色素P450的途径进行，突显了藻类对抗生素污染物的代谢多样性和特异性。
2.2.4 侧链修饰和断裂
抗生素复杂的侧链往往是微生物攻击的初始目标。如乙酰转移酶和甲基转移酶等酶通过添加乙酰基或甲基来使抗生素失活，同时增加其水溶性。同时，特定的裂解酶会断裂连接芳香环与药效团的侧链，将大分子分解为更简单的片段。这种初始断裂促进了后续的氧化或环开环反应。例如，磺胺甲噁唑首先被C–N裂解酶降解为4-氨基苯磺酰胺，然后通过含硫供体的氧化酶进一步转化为对氨基酚。此外，环开环反应是抗生素完全矿化的标志性步骤，通常由双加氧酶或单加氧酶催化。这些酶直接攻击并断裂芳香结构，如苯环和萘环，生成线性脂肪族化合物。例如，四环素类和磺胺类抗生素的最终降解依赖于其芳香环的成功断裂。
3.1 传统生物处理技术
3.1.1 活性污泥工艺
活性污泥工艺作为一种经典的废水处理技术，具有高度标准化的设备、低运营和维护技术要求，且不需要昂贵的化学试剂。它主要依赖于微生物的代谢活动。与高级氧化和膜分离技术相比，它提供了较低的运营成本并减少了二次污染风险。然而，传统活性污泥在去除大多数抗生素方面存在显著限制。四环素类和喹诺酮类的去除效率通常低于80%，而一些顽固的抗生素去除率甚至低于50%，有时甚至出现负去除现象。例如，Chen等人报告在A2/O和AB工艺中分别观察到-664.0%和-959.3%的负去除效率。在低温和高盐度等复杂条件下，性能显著下降。低温抑制了功能性微生物的活性，而金属离子可能与抗生素形成复合物，降低吸附和降解效率。抗生素的选择性压力常常导致污泥性能恶化。高浓度的抗生素抑制了硝化细菌的生长，使得总氮和氨氮的去除效率降至40%以下。充足的曝气对生物降解至关重要。然而，高溶解氧水平（约8 mg L^-1）会诱导活性氧的生成，从而促进抗性基因的富集。因此，精确的溶解氧控制（2–4 mg L^-1）对于平衡处理效果和抗性风险是必要的。长期暴露于抗生素还会抑制微生物群落，导致群落结构简化、系统韧性降低以及可能的污泥膨胀。目前，参数优化和物理增强策略可以显著提高活性污泥系统中抗生素的去除效率。例如，应用静态磁场已被证明可以完全去除四环素类，同时缩短处理时间。在序批反应器系统中，环丙沙星的影响高度依赖于碳源。具体来说，添加葡萄糖刺激了微生物的丰度，从而将环丙沙星的去除效率提高了18%至24%。这种改进归因于关键细菌属（如Dyella和Microbacterium）的积极作用。
3.1.2 生物膜工艺
生物膜工艺在处理含抗生素废水方面具有显著优势，因为它们具有独特的内部分层结构和多样的微生物生态。在生物膜内部，从外部的好氧条件到内部的厌氧和厌氧条件，氧浓度呈现出自然梯度。这种异质的微环境为具有不同代谢需求的微生物提供了理想的栖息地，使得生长缓慢但功能关键的微生物群落得以富集。降解通过微生物的协同代谢和共代谢实现。外层的好氧微生物启动低浓度抗生素的共代谢氧化。随后，厌氧和厌氧层的微生物完成还原、环开环和其他转化。这种空间顺序的降解途径简化了最终产物的分子结构，并显著降低了它们的抗菌活性。例如，集成固定膜活性污泥（IFAS）将三甲氧嘧啶的生物转化效率提高了30%至50%，磺胺嘧啶的去除率达到了69.5%至90%。在全规模应用中，IFAS对阿莫西林和阿奇霉素等抗生素的去除效率达到了50%至90%。移动床生物膜反应器（MBBR）处理医院废水时，能够去除约80%的抗生素，包括罗红霉素和甲硝唑。基于氧的膜生物膜反应器（MBfR）分别以77%和87%的效率降解磺胺嘧啶和磺胺噻唑，而基于氢的MBfR同时去除了96%的氯四环素和99%的硝酸盐。此外，生物曝气过滤器（BAF）对高浓度猪废水的多种抗生素（包括磺胺甲噁唑和诺氟沙星）的去除效率高达79.6%至100%。
3.1.3 厌氧生物处理
厌氧生物处理在处理含抗生素废水方面具有巨大潜力，因为它在处理高有机负荷和通过甲烷生产回收能量方面具有优势。厌氧微生物群落在厌氧条件下的协同代谢能够转化和部分降解各种抗生素。处理效果显著受到抗生素类型、可用电子受体和工艺配置的影响。例如，连续流厌氧消化系统总体上可以去除约45%的四环素类。在这些系统中，生物降解是主要的去除机制，占总去除量的88.9%，其余部分归因于吸附。相比之下，磺胺甲噁唑的降解路径高度依赖于共存电子受体的存在。在硫酸盐还原条件下，其降解率可在8天内达到72.72%，显著高于硝酸盐还原条件下的35.65%。采用扩展颗粒污泥床（EGSB）反应器进行厌氧共消化时，阿莫西林和红霉素的去除率分别提高了78%和72%。此外，将厌氧过程与膜分离结合使用可以显著提高处理效率和稳定性。例如，厌氧膜生物反应器在去除COD和多种磺胺甲噁唑类抗生素方面表现出色，而厌氧动态膜生物反应器在处理猪废水时能够同时高效去除COD、磺胺甲噁唑和重金属，其中磺胺甲噁唑的去除率超过94%。91,92 与传统的单级工艺相比，厌氧共消化系统在总固体浓度为450 mg kg−1的情况下，磺胺嘧啶的去除率为47.5%。93
3.2 新兴和耦合生物技术
3.2.1 生物强化
生物强化涉及将自然选择、驯化或基因工程改造的高效微生物菌株引入现有的生物处理系统中，以增强对抗生素的降解能力。94 例如，添加好氧反硝化菌Achromobacter sp. JL9后，磺胺甲噁唑的去除率达到85.16%，总氮的去除率达到91.83%，显示出同时进行反硝化和污染物降解的协同潜力。95 同样，使用假单胞菌菌株后，头孢氨苄的降解率达到92.1%。96 从活性污泥中分离出的Glutamicibacter sp. S2和Herbaspirillum sp. S8菌株在优化条件下，对阿莫西林的降解率超过82%，其机制包括β-内酰胺酶的产生和生物吸附。97 此外，JWJ-09菌株在甲醇共代谢条件下能够高效降解喹啉类化合物。当与活性污泥结合用于处理实际焦化废水时，24小时内喹诺酮类化合物的总有机碳去除率达到了90.75%。98 然而，强化菌株的实际稳定性是一个重大挑战，因为它们的存活和活性高度依赖于环境条件。例如，分离出的根瘤菌和克雷伯菌菌株能够有效去除头孢氨苄。相比之下，假单胞菌菌株对多底物混合培养有很强的依赖性。当暴露于高浓度或单一底物条件下的头孢氨苄时，其活性会受到严重抑制。96,99 此外，定期添加功能性污泥（如厌氧氨氧化污泥）以恢复受抗生素影响的系统的群落结构和功能也是一种有效的生物强化策略。100
尽管工程细菌在实验室研究中可能表现出高效率的抗生素降解能力，但它们在废水系统中的应用往往受到生态适应性差、定植不稳定和生态位快速丧失的限制。为了提高它们的持久性，应考虑采用载体辅助固定、基于生物膜的保留、预先适应废水条件、合成菌群设计、减轻代谢负担和优化微环境等策略。101,102 因此，工程菌株的成功应用不仅取决于其降解能力，还取决于它们在复杂环境条件下建立稳定生态相互作用和持续存在的能力。
3.2.2 固化微生物技术
固化微生物技术涉及将功能性微生物菌株或微藻固定在特定载体上，这是克服生物强化过程中遇到的挑战（如生物量流失和稳定性差）的关键策略。该技术显著提高了反应器内功能性微生物的浓度，增强了其对环境压力的抵抗力，并使得生物催化剂的回收和再利用成为可能。例如，将小球藻封装在半透性的双网络水凝胶中，创建了一种微藻凝胶系统，其TC（可能指某种特定化合物）的去除效率超过了99%。水凝胶有效保护了藻细胞免受直接抗生素的伤害，并防止了生物量的泄漏。103 将假单胞菌与石墨烯复合水凝胶结合，创建了一个功能增强的系统（MC + Pseu-BGH）。MC + Pseu-BGH优化了载体的导电性，调节了微生物群落，并上调了关键酶（如硝化还原酶）的表达，从而将氯霉素和磺胺甲噁唑的去除率分别提高到99.89%和94.7%。104 此外，将Raoultella ornithinolytica CC12固定在玉米秸秆衍生的磁性生物炭上，不仅提高了微生物的负载量，还将环磷酰胺的降解能力提高到305.29 mg g−1 d−1。105 此外，嵌入活性海绵中的芽孢杆菌菌株形成了细菌-微藻共固定过滤器（BMCCF），在7天内去除了82 mg L−1的林可霉素的98.54%。106 此外，如藻类-细菌共生颗粒这样的复合固化形式也显示出去除抗生素（如TC）的巨大潜力。107
3.2.3 生物学与材料的耦合
耦合生物材料系统将改性生物炭、石墨烯和复合吸附剂等功能性材料整合到生物处理过程中，通过物理化学相互作用和微生物代谢的协同作用，为提高抗生素去除效率提供了有前景的策略。108 在这些耦合系统中，材料超越了作为单纯吸附剂或简单物理载体的传统角色；它们通过先进的微界面机制积极重构了生物微环境。具体来说，建立了一个动态的吸附-生物再生循环，其中材料通过浓缩微量抗生素克服了质量传递的限制，而连续的局部生物降解自然地再生了吸附位点。109 同时，高亲和力材料通过快速隔离有毒母体化合物来提供关键的毒性缓冲，保护敏感的本土微生物群。110 此外，作为细胞外电子转移介质，导电材料促进了种间电子转移，显著降低了顽固抗生素结构断裂所需的活化能，加速了整体转化动力学。例如，在厌氧消化器中添加FeCl3改性的生物炭为功能性微生物（如梭菌）提供了多孔避难所，促进了种间电子转移，同时提高了甲烷产量和TC的去除效率，并有效减少了tetA等抗性基因的相对丰度。111 类似地，制备了氮掺杂的石墨烯纳米片或碳纳米管，分别将甲烷产量和抗生素降解率提高了20–30%，并在20分钟内实现了92%的TC去除率。112,113 在好氧或混合系统中，使用焦炭或竹炭构建的吸附-生物耦合反应器也非常高效。反应器中磺胺嘧啶和磺胺甲噁唑的去除率分别达到了88.29%和96.76%。49 竹炭通过孔隙保留、π–π相互作用和氢键作用强烈吸附了TC和磺胺甲噁唑。其丰富的孔结构为硝化菌、反硝化细菌和假单胞菌等功能性微生物提供了理想的栖息地。114 此外，添加颗粒活性炭和零价铁等复合材料也被证明可以同时增加甲烷产量和抗生素的代谢活性。115
3.2.4 综合处理技术
综合处理技术通过整合或耦合不同的处理单元，旨在通过实现协同污染物去除、降低毒性和资源回收来克服单一方法的局限性。对于高浓度和高毒性的废物，热水解预处理和厌氧消化过程的结合可以彻底降解残留的抗生素并产生沼气，从而实现无害处理和资源回收。116 对于含有复杂抗生素的废水，不同生物过程的组合显著提高了去除效率。例如，“AAO + AAO + MBR”系统相比“AB + AAO”系统表现出更优且更稳定的综合抗生素去除性能。117 更先进的耦合策略涉及将生物处理与物理化学或电化学过程的深度整合。例如，将网状聚氨酯泡沫生物滴滤器与垂直流 constructed wetlands 结合的混合系统通过协同吸附、微生物代谢和植物修复，实现了超过94%的抗生素和重金属的同时去除。114,118 光催化和 constructed wetland 微生物燃料电池的结合通过后续的生物脱氨和光催化产物的矿化，将TC去除率提高到77.65%。52 此外，生物源锰氧化物-polishing MBBR过程通过生物源锰氧化物的催化氧化，将磺胺甲噁唑的去除率从24%提高到80%。119
3.2.5 微藻技术
微藻技术在抗生素废水处理中受到了越来越多的关注，因为它具有环境友好性和资源回收潜力（图3）。16 通过利用微藻的光合作用和代谢活动高效降解或转化抗生素，并积累高价值生物质。120,121 例如，微藻在水产养殖废水中可以实现94.27%的氯霉素去除率。122 Rhodococcus rhodochrous在40天内对包括磺胺类、大环内酯类和喹诺酮类在内的十种抗生素的去除效率在60%到100%之间。123 其背后的机制不仅限于微藻的吸附和降解，还包括通过构建藻类-细菌共生系统产生的协同效应。例如，一个结合了藻类-细菌菌群和砾石基质的人工湿地系统在同时去除COD、氮、磷和多种污染物（如头孢拉定）方面表现出最佳的综合性能。124 收集的微藻生物质可以进一步用作饲料、生物肥料或生物能源原料。从而提高了该技术的经济可行性和可持续性。因此，基于微藻的技术代表了一种先进的生物处理策略，它整合了深度污染物去除、碳固定和资源回收。图3
微藻技术的工艺流程。
4 挑战与创新
4.1 挑战与障碍
表1详细比较了传统和新兴的抗生素生物修复技术。为了便于比较各种处理技术，表2提供了不同处理系统下主要抗生素类别（包括磺胺类、TCs和喹诺酮类）的去除效率的对比总结。尽管生物处理技术在抗生素去除方面显示出相当大的潜力，但其实际应用主要受到这些化合物固有的抑菌或杀菌性质的制约。生物系统的响应严格依赖于浓度，并且通常表现出剂量依赖性行为。在痕量水平（ng L−1到低µg L−1）下，抗生素可能通过吸附和生物转化部分去除，而不会引起可测量的抑制。125 然而，当浓度上升到高µg L−1或mg L−1水平时，通过破坏关键代谢酶和细胞膜完整性，会出现系统性毒性。不同生物过程的敏感性差异很大，使得毒性阈值具有高度的过程特异性。例如，浓度超过100 µg L−1的磺胺类化合物已被证明会干扰厌氧氨氧化细菌中的氨基酸合成、辅因子生产和嘌呤/嘧啶代谢，最终导致群落崩溃和性能下降。除了直接的代谢抑制外，抗生素还可能改变微生物群落的组成。126 暴露于磺胺甲噁唑可能会抑制传统的异养反硝化菌（如Phycisphaera和Winogradskyella），同时促进硫自养反硝化菌（如Sediminicola和Thiogranum）的生长。127 相反，CIP和阿莫西林据报道会抑制变形菌门细菌并促进拟杆菌门和真菌在反硝化系统中的生长。128 这种群落变化通常会以牺牲原始处理功能（包括氮和磷的去除）为代价，从而威胁生物过程的长期稳定性和效率。因此，抗生素的毒性转折点不应被视为一个固定值，而应视为一个与微生物生态、抗生素类型和操作条件密切相关的过程依赖浓度范围。129 这是处理含抗生素废水时面临的基本挑战之一。表1
抗生素生物降解技术比较
生物降解
技术
关键机制
去除效率
挑战
参考文献
传统生物处理技术
活性污泥工艺
活性污泥代谢，成本较低且能减轻二次污染
四环素和喹诺酮类抗生素的去除率通常低于80%；通过磁场、碳源调节等优化措施可进一步提高去除率
抗生素会抑制功能性细菌；高溶解氧会促进抗性基因（ARGs）的出现；性能受低温和高盐度影响
70–79
生物膜工艺
生物膜内的好氧/厌氧/厌氧条件，功能性细菌得到富集，实现协同代谢
IFAS、MBBR、MBfR和BAF的去除率通常在70%到100%之间
需要优化参数（HRT、DO）；高浓度可能损害生物膜
33，以及80–87
厌氧生物处理
厌氧微生物的协同代谢，将有机物质转化为甲烷，实现能量回收
四环素的降解率约为45%（主要通过生物降解）；磺胺甲噁唑（SMX）的降解受电子受体影响显著
高浓度会抑制甲烷产生；电子受体的竞争会影响降解途径
29，以及88–93
新兴和耦合生物技术
生物强化
引入高效微生物菌株，增强降解能力
磺胺甲噁唑和头孢氨苄的降解率超过80%到90%
建立菌落的难度较大，且与本土细菌存在竞争；存在生态安全风险
94–100
固定化微生物技术
将功能性微生物菌株固定在载体上，提高稳定性和可回收性
将芽孢杆菌菌株嵌入活性海绵中，对林可霉素的去除率为98.54%
载体成本较高；传质受限；长期运行稳定性有待提高
103–107
生物与材料的耦合
材料作为吸附剂、载体和电子介质，实现物理化学与微生物代谢的协同作用
焦炭或竹子——生物耦合使磺胺嘧啶和磺胺甲噁唑的去除率分别达到88.29%和96.76%
功能性材料成本较高；多相界面机制复杂
111–115
组合处理技术
多个技术单元串联连接，实现深度去除和风险控制
预处理+生物降解、物理化学处理+生物降解可去除抗生素和重金属（超过90%）
系统复杂，设计和控制具有挑战性；投资和运营成本增加
52，114，以及116–119
微藻技术
微藻通过光合作用降解污染物，并将资源转化为生物质
氯霉素的去除率可达94.27%；藻类-细菌系统具有协同净化效果
效率受环境因素影响较大；生物质回收成本高
16，以及120–124
表2
不同处理系统中主要抗生素类别的去除效果比较
抗生素类别
代表性化合物
处理系统
去除效率
关键操作条件
参考文献
磺胺类药物
磺胺甲噁唑
厌氧降解
20–60%
以硫酸盐作为电子受体
89
磺胺嘧啶
漆酶-丁香醛系统
94.84%
30 °C；pH 5.32；漆酶浓度0.5 mL L−1；丁香醛浓度0.15 mM
27
磺胺噻嗪
固定膜活性污泥膜生物反应器
87%
HRT 10 h；SRT 80天
81
磺胺噻嗪/磺胺噻唑
基于氧气的膜生物膜反应器
77%/87%
32孔隙纤维膜
84
磺胺嘧啶/磺胺甲噁唑
厌氧膜生物反应器
80.1–54.33%/74.12–47.66%
添加0.5 g L−1生物炭；监测时间从第73天到第86天
91
磺胺甲噁唑/磺胺嘧啶/磺胺噻嗪
厌氧动态膜生物反应器
94.2%/51.2%/52.8%
HRT 40 h；添加1.5 mg L−1 Cu2+/Zn2+
92
磺胺甲噁唑
移动床生物膜反应器
85.16%
以氨氮或硝酸盐氮作为氮源
95
磺胺甲噁唑
微生物-石墨烯水凝胶
94.7%
氧化石墨烯、假单胞菌，pH 7.0；初始浓度10 mg L−1
104
磺胺甲噁唑
生物源锰氧化物-移动床生物膜反应器
80%
Mn(ii)；COD 165 mg L−1；氨50 mg L−1
119
四环素类
四环素
连续流反应器
每天每克VSS 1.4 mg
35 °C；24小时反应周期
29
四环素
静态磁场-活性污泥工艺
100%
污泥负荷为每天每克MLSS 3 mg TC；静态磁场强度5 mT和25 mT
78
四环素
固定化细菌+藻类
93.87%
粪肠杆菌R1菌株+斜纹四环藻
103
四环素
非自由基工艺
92%
氮掺杂石墨烯纳米片；碳纳米管
112
四环素/磺胺甲噁唑
聚氨酯泡沫生物滴滤器与垂直流 constructed湿地
>94%
HRT 72 h；HLR 0.050 m3 m−2 day−1；美人蕉L.
114
氯四环素
H2 – 膜生物膜反应器
96%
HRT 5 h；2 psi H2压力
85
喹诺酮类
环丙沙星
好氧活性污泥
39.69%
25 °C；HRT 11 h；葡萄糖作为共底物
79
环丙沙星
浸没式附着生物滤池
95%
葡萄糖浓度500 mg L−1
87
环丙沙星
部分硝化-移动床生物膜反应器
98%
FNA浓度0.056 mg N L−1
34
环丙沙星
移动床生物膜反应器
27.11%
以氨氮或硝酸盐氮作为氮源
95
恩诺沙星
微生物
80.8%
硝化细菌；初始恩诺沙星浓度5 mg L−1
66
喹啉类
无色杆菌JWJ-09菌株
99.39%
甲醇浓度100 mg L−1
98
其他
氯霉素
蓝细菌
94.27%
聚球藻属
123
氯霉素
Raoultella ornithinolytica CC12
99.32%
磁性生物炭
105
阿莫西林/红霉素
膨胀颗粒污泥床
78%/72%
30 °C，HRT 24 h
90
林可霉素
细菌-藻类联合体
98.54%
枯草芽孢杆菌菌株
106
由抗生素残留物驱动的抗性基因（ARGs）的传播及其相关的二次风险是生物处理技术面临的最严峻的环境挑战之一。环境中的抗生素对微生物群落施加了强烈的选择压力。特别是污水处理厂，由于微生物密度高且频繁接触抗生素，成为ARGs富集和水平基因转移（HGT）的热点。更复杂且令人担忧的问题是，许多关键的降解酶（如水解酶和修饰酶）由特定基因编码。这些基因通常位于移动遗传元件（MGEs）上，包括质粒、转座子和整合子。重要的是，这些MGEs经常携带ARGs。这意味着细菌可能通过获得一个质粒同时获得降解特定抗生素和抵抗其他抗生素的能力。因此，生物处理过程可能会无意中选择携带多功能酶和ARGs的微生物。这些过程还可能富集这类微生物。结果，处理系统可能实际上变成了ARGs的放大器和传播器。研究表明，像磺胺甲噁唑和四环素这样的抗生素可以诱导整合子的表达，从而加速多种ARGs在细菌群体中的传播，包括intI1、sul1、dfrA12、mexB和mexF。此外，ARGs通常与MGEs相关联，包括转座子、插入序列和质粒，这些可以通过HGT途径（主要是接合、转化和转导）在细菌间传播抗性决定因子。抗生素对MGEs的诱导，加上这些HGT途径的有效运作，形成了ARGs传播的强大动力。
从实验室验证到工程应用的转变对于生物处理技术来说是一个关键飞跃，这一过程常常受到多种实际障碍的阻碍。主要挑战来自于实际水体中的干扰因素。共存的污染物如有机物和重金属可能与抗生素产生协同或拮抗作用，竞争微生物代谢资源或直接抑制关键酶的活性。因此，实际系统中的处理效率通常远低于实验室条件下的效果。引入的高效降解细菌或酶在动态自然环境中常常会迅速失活。这种不稳定性是由于难以适应pH值、温度和其他环境因素的波动。此外，这些细菌或酶在竞争中处于劣势，还容易受到原生动物的捕食。所有这些因素都阻碍了持续的、长期的降解功能。尽管许多改进的材料和新工艺可以提高处理效果，但其高昂的制备和运营成本限制了大规模应用。
4.2
前沿对策和创新
4.2.1
过程强化和抗压调节
为了主动减轻抗生素对生物处理系统的抑制作用，已经开发了多种策略。重点在于过程强化和抗压调节。微电场刺激是一种有前景的物理强化方法。例如，施加0.3–1.5 V的低强度电压已被证明可以有效缓解磺胺单甲氧嗪对厌氧氨氧化系统（anammox）的抑制作用。其机制涉及稳定微生物细胞膜结构，促进关键辅因子（如细胞色素c）的合成，并增强嘌呤和嘧啶代谢，从而将受抑制系统的恢复时间缩短超过一周。通过添加或干扰信号分子来实现群体感应调节。这种调节可以协调微生物群落行为并增强集体抗压响应。此外，它还提高了协同降解能力。同时，添加微量元素和共代谢底物（如铁和醋酸钠）为功能性酶的合成提供必要的辅因子或额外能量，从而直接促进以共代谢为主的抗生素降解途径。这些策略通过外部干预优化了微生物的生存环境和代谢状态，提高了生物处理系统在抗生素压力下的耐受性、恢复力和降解性能。此外，它提供了多种技术选项以确保稳定运行。抗生素降解的效率本质上与电子转移效率（ETE）的精确性相关。然而，ETE并不能自动保证选择性抗生素降解，因为电子也可能被甲烷生成和硫酸盐还原等竞争途径消耗。因此，稳定电子流对于维持选择性抗生素转化至关重要。实际策略包括优化氧化还原电位和电子供体剂量，限制竞争性电子受体，富集目标功能性微生物，以及使用导电载体或氧化还原活性材料来引导电子向抗生素转化途径转移。
残留的亚抑制水平仍可能对废水微生物施加选择压力并诱导ARG表达。包括硝化菌在内的功能性微生物可能作为ARG宿主，通过HGT传播到本土微生物群中。因此，风险机制不仅涉及微生物抑制，还包括残留抗生素的选择、ARG的维持和通过HGT的传播。控制策略应超越操作调节，包括群体抑制、噬菌体疗法、改进污泥管理、整合用于去除ARG和细胞外DNA的抛光技术，以及采用将抗生素去除与ARGs和MGEs相结合的监测框架。
4.2.2
使用新型材料和耦合技术的协同处理
多功能材料的发展和不同技术过程的整合代表了实现协同增强的重要趋势。新型功能性材料（如改性生物炭和凝胶固定化载体）的进步超越了传统的吸附功能。这些材料可以为微生物提供对抗抗生素压力的庇护所，并作为电子介质激活催化过程。例如，添加生物炭已被证明可以将各种磺胺类抗生素的去除率提高53%到88%。纳米零价铁和颗粒活性炭显著增强了系统的稳定性和耐受性。材料与生物过程的深度整合可以产生协同增强效果。在厌氧消化系统中，应用改性生物炭或颗粒活性炭不仅可以吸附抗生素，还可以富集功能性微生物群落，并通过多孔结构促进种间电子转移。这种双重功能同时增强了甲烷的产生并抑制了抗性基因（如tetA）的增殖。此外，将物理场调节整合到生物系统中可以激活微生物的氧化磷酸化和电子介质合成，使磺胺甲噁唑的降解效率提高了1.46倍。磷改性生物炭-MoS2/海藻酸盐水凝胶珠可以高效吸附和浓缩抗生素，并激活过硫酸盐生成活性氧物种，从而实现原位高级氧化降解污染物和材料再生。总体而言，这些进展表明，旨在优化材料和多技术过程的跨学科整合是提高水处理技术效率、智能性和可持续性的关键途径。
4.2.3
合成生物学和精准生物工具
合成生物学和精准生物工具的应用引入了绿色催化和智能生物修复的新范式，用于控制抗生素污染。研究人员从自然界中发现了高活性和特异性的酶，如硝化还原酶，并利用蛋白质工程来提高性能。例如，FerTiG复合体是一种模块化蛋白质组装体，集成了Tet(X4)用于四环素分解、葡萄糖脱氢酶用于辅因子再生和铁蛋白用于酶保护，旨在提高催化效率和操作稳定性。仿生设计显著增强了催化效率、环境稳定性和操作安全性。人工设计和合成新型生物催化剂也展示了巨大潜力。例如，Co0.5Fe0.5Fe2O4具有类似酶的活性，能够在温和条件下高效催化各种抗生素的降解，同时防止有毒中间体的积累。此外，通过代谢途径编辑和引入遗传电路构建了智能工程菌株或合成微生物联合体。这些修改赋予微生物高效率和特异性的降解能力。此外，它还具备智能感知-响应调节功能，能够对环境中特定的污染物浓度作出反应。
4.2.4 资源回收与将废物转化为财富
将生物处理技术从单纯的污染物去除提升到资源回收和循环利用，是一种具有前瞻性的策略，有助于解决抗生素污染问题并提高处理过程的可持续性。废水中的污染物越来越多地被视为被浪费的资源，新兴技术旨在实现污染物的去除和价值的回收。在光驱动条件下，微藻系统可以有效降解抗生素，同时将氮和磷等营养物质吸收进富含脂质和蛋白质的生物量中，这些生物量可以进一步用作饲料、肥料或转化为生物柴油。厌氧消化及相关增强工艺不仅有助于抗生素的去除，还能将有机污染物转化为沼气，而通过生物炭等功能性材料的优化可以进一步提高甲烷产量和处理性能。此外，厌氧发酵还可以产生短链脂肪酸，某些特定微生物还能将抗生素降解中间体转化为生物基化学品。除了这些传统的回收途径外，生物处理过程还可以实现高价值产品的回收，例如EPS衍生的生物聚合物。由于EPS含有多糖、蛋白质以及其他具有多种功能基团的大分子成分，它在生物基材料、絮凝剂、吸附剂及相关聚合物应用中具有潜在的价值。在抗生素处理系统中，这种途径可以通过将污染物去除与增值生物材料的回收相结合，进一步提高可持续性。然而，其实际应用仍受到EPS异质性、提取效率以及可能存在的残留抗生素、抗性基因或相关转化产物污染的限制，这突显了进一步评估产品安全性和工艺可行性的必要性。总体而言，这些策略支持一种绿色循环模型，整合了污染控制、能源回收和材料增值，从而增强了废水处理过程的经济和环境可持续性。
4.2.5 过程控制与模型
为了实现抗生素生物处理的稳定、高效和低风险运行，开发先进的工艺控制和预测模型策略至关重要。在整个过程中进行全面的风险管理是核心指导原则。建立一种持续的风险评估系统至关重要，该系统以ARGs（抗性基因）的丰度、传播潜力和驱动因素作为评估工艺成败的关键指标。这一基础使得制定有针对性的调控策略以抑制ARGs的传播成为可能。为了实现这一目标，深入应用多组学技术（包括宏基因组学、宏转录组学和代谢组学）至关重要。这些方法能够精确识别关键的功能微生物和降解酶基因，阐明完整的代谢途径，并系统地揭示ARGs的传播网络。基于这些知识，基于数学模型和人工智能的先进控制方法提供了精确调控的手段。鉴于生物系统的高度非线性，新兴的基于耗散的控制方法可以更好地协调内部过程。同时，机器学习算法（如随机森林、支持向量机和神经网络）可以从多组学大数据中挖掘应激响应标志物。这些算法还可以用于构建预测模型，将抗生素浓度、工艺参数和氮去除性能联系起来，从而实现风险预警和参数优化。此外，图神经网络等工具可以解码复杂的微生物相互作用网络，并识别维持系统功能稳定性的核心微生物群落和关键生态位。总之，通过深入整合机制知识和人工智能，生物处理系统可以朝着更加智能、精确和可预测控制的方向发展。
5 结论
由于成本效益和环境友好性，生物处理技术被认为是解决抗生素污染问题的核心策略。抗生素的生物去除主要依赖于微生物的共代谢作用，涉及由AOB（抗性氧化细菌）、微藻和异养细菌组成的复杂微生物群落。这些群落协同执行一系列生化转化，如水解、氧化、还原和SMC（硫酸盐还原）。包括生物强化、固定化、生物材料耦合和集成工艺在内的新兴增强技术，在提高去除效率和运行稳定性方面展现了显著优势。然而，抗生素对功能微生物的抑制作用可能会破坏微生物群落结构和处理性能。更重要的是，这些处理过程可能成为ARGs（抗性基因）增殖和传播的热点，带来严重的次生环境风险。因此，迫切需要从单纯的污染物去除转向资源回收，例如微藻生物质生产和沼气能源。同时，推进多组学技术与机制知识及人工智能的深度整合，以及ARGs的过程控制和预测模型至关重要。这些方法将为开发下一代可持续的生物处理技术奠定基础，这些技术将具有智能性、高效性，并能够同时降低抗性风险。
作者贡献
赵向涛：撰写——原始草案和概念构思。谢 Enhui：撰写——原始草案。谢 Huina：撰写——审稿与编辑、监督、资金获取。
利益冲突
没有需要声明的利益冲突。
数据可用性
本综述没有包含任何原始研究成果、软件或代码，也没有生成或分析新的数据。
致谢
本项目获得了甘肃省青年科学技术基金（23JRRA888）和兰州交通大学天佑青年人才提升计划的资助。
