抗生素是由微生物或动植物细胞分泌产生的抑制其他微生物生长的物质，也可用化学方法制造合成或半合成化合物[1]。自20世纪初英国科学家Fleming发现青霉素以来，抗生素已广泛应用于人类和动物防治与微生物有关的疾病，包括细菌、真菌和寄生虫感染。随着全球人口数量的上升，加上经济和科技日益发展，药品生产和获取难度大幅降低，因而抗生素的需求和使用量相应增加[2-3]。除医用外，许多抗生素（如青霉素、四环素等）被混入畜禽饲料中，起到防治微生物感染及促进生长的作用[4]。但是，大多数抗生素无法被人和动物机体完全降解，会随着粪便或尿液排出，通过生活污水、畜牧和水产养殖废水、制药工业废水等多种途径进入水环境，导致敏感菌耐药性的增强[5]。自2006年以来，欧盟等地区明令禁止在动物饲料中添加抗生素，但在一些国家和地区（尤其是发展中国家），饲料中添加抗生素的现象仍非常普遍[6]。我国于2016年起逐步实施禁止饲料中添加促生长类抗生素的政策[3]，但直到2020年，抗生素的使用量依然高达3.0万t/a[7]。其中，一些抗生素因半衰期长或持续输入而在环境中大量积累[8-9]，在环境监测中被高频检出[10-11]。大量抗生素在自然水体中积累会造成严重的污染，故抗生素残留被视为新兴的“伪持久性”环境污染物[12]。这些污染物不但导致细菌病原体中抗生素耐药性的传播，还会对水生态系统产生负面影响。因此，抗生素污染已成为环境和公共卫生领域的重大挑战之一[13]。

1、部分重要水体抗生素污染现状

根据文献报道，包括磺胺类、大环内酯类、氟喹诺酮类和四环素类在内的多种抗生素在我国主要的58个流域中均被检出，抗生素排放较多的是北方的海河流域和南方的珠江流域，单位面积排放每年均在79.3 kg/km2以上[14]。其中，许多抗生素已经达到了环境浓度上限，如海河支流中，磺胺氯吡嗪和磺胺甲噁唑的最高浓度分别达到37 000 ng/L和3 900 ng/L[15]。Xu等[16]发现，珠江流域中，磺胺嘧啶、磺胺二甲基嘧啶和磺胺甲噁唑3种磺胺类抗生素的浓度分别达到336、323、192 ng/L。此外，李佳乐等[17]对江西锦江流域水体中抗生素浓度和分布特征进行采样调查，发现磺胺类抗生素浓度范围在16.8～142.0 ng/L之间，平均含量为44.7 ng/L。其余重要河、湖水体的抗生素污染现状如表1所示。总之，我国重要河、湖中存在不同程度的抗生素污染，深入评估残余抗生素对水生态系统的影响已迫在眉睫。

表1 部分河流及湖泊中抗生素污染情况

2、抗生素污染对微藻的影响

微藻包括绿藻（衣藻、小球藻）、蓝藻（鱼腥藻、微囊藻）等，可进行光合作用，是水生态系统中不可或缺的初级生产者，对维持水生态系统的稳定和正常运转具有举足轻重的作用。由于微藻对抗生素比较敏感，所以当残留抗生素进入水生态系统后，极可能对水环境中的微藻生理生态指标产生影响。此外，水环境中抗生素污染具有偶发性，其浓度变化范围也较大，部分微藻整个生命周期都处于残留抗生素的环境中，故抗生素污染对微藻的影响比较复杂。

目前，已有大量研究证明抗生素能够对微藻细胞的生长产生影响。比如，低浓度的抗生素处理可能会造成部分微藻产生兴奋效应（hormesis），刺激其生长，进而引起水华等现象，导致水生环境遭受破坏[31]。例如，Cheng等[32]发现，当小球藻处于低浓度（0.01～2.00 mg/L）替米考星环境时，最大生物量较对照组增长了1.07～1.89 g/L且处理浓度为1.00 mg/L时达到最高。高浓度抗生素处理会显著抑制微藻的生长，甚至直接杀死微藻[33]。例如，随着替米考星浓度由0 mg/L上升至50 mg/L，小球藻细胞直径由4.78μm降低至3.75μm[32]；当小球藻处于50 mg/L环丙沙星环境时，在第7天叶绿素a合成受到明显抑制[34]。此外，蓝藻结构与革兰氏阴性菌十分相似，拥有一些与细菌相同或类似的受体和保守靶标[35-37]。因此，一些靶向细菌的抗生素流入水生生态系统后，可以直接影响蓝藻的生消[35-37]。使用高浓度（5 000～8 000 ng/L）红霉素处理铜绿微囊藻，在第6天藻细胞密度较对照降低了22%～43%[38]。为了促进抗生素污染效应方面的研究工作，本文详细总结了部分抗生素对典型微藻的影响及其具体半数效应浓度（EC50），见表2。不同抗生素对不同微藻的EC50存在较大差异，这可能与微藻对抗生素的敏感性及抗生素的作用机制有关。

表2 不同抗生素对部分微藻细胞的毒性

3、抗生素影响微藻的具体机制

3.1抗生素兴奋效应及其机制

有报道显示，低浓度抗生素处理可以促进微藻的生长，即产生兴奋效应[51]。根据表3可知，几种抗生素的兴奋效应浓度达1.0 mg/L以上的水平，因而推测抗生素对微藻的毒物兴奋效应在水生生态系统中经常发生，这是一个值得关注和进一步研究的问题。抗生素兴奋效应的机制比较复杂，可能主要与以下几个方面有关。

表3 部分抗生素对微藻的兴奋效应浓度范围

3.1.1使胞内蛋白质含量升高

低浓度替米考星可能刺激和激活微藻细胞的修复和维持[32]；用磺胺甲基嘧啶和磺胺二甲基嘧啶（10～90 mg/L）分别处理小球藻时均引起了小球藻可溶性蛋白总量的提高[57]。在第7天，处理组的蛋白质含量提升了1.68～2.19倍。

3.1.2调控核糖体和光合作用蛋白形成

许多研究表明，抗生素可以通过调控核糖体形成、增强光合作用、提高氧化还原稳态等来促进微藻的生长。环境相关浓度（60～300 ng/L）的混合抗生素（环丙沙星、四环素和磺胺甲噁唑）可以刺激微囊藻和聚球藻的细胞密度增加。在处理后第12天，处理组分别比对照组高1.30～1.50倍和1.06～1.24倍[58]。转录组学分析结果也显示，150 ng/L混合抗生素处理导致铜绿微囊藻中与核糖体合成和光合作用相关的基因显著上调；聚球藻中核糖体合成、次生代谢物生物合成和嘧啶代谢等功能基因簇也显著上调。Xu等[59]发现，5种低浓度抗生素混合物（阿莫西林、环丙沙星、螺旋霉素、磺胺甲噁唑和四环素）能够促进铜绿微囊藻的生长。转录组学和蛋白组学分析结果还表明，200 ng/L混合抗生素可以诱导大量光合作用相关蛋白表达上调。此外，转录组学分析结果还表明，混合抗生素可以显著上调3个靶向清除活性氧的相关基因及55个与维持氧化还原稳态相关的基因。这可能是因为一定浓度的活性氧通过刺激微藻生成更多光合作用蛋白发挥代偿作用，提高电子的利用效率，减少活性氧的生成和积累，抑制其产生危害，最终刺激微藻的生长[60]。

3.1.3刺激毒素合成与释放

抗生素可通过上调微囊藻中毒素的合成和释放来实现兴奋效应。有报道称，微囊藻毒素也可能具有抗逆作用，不但可以作为一种抗氧化剂，还可以通过直接增强超氧化物歧化酶、过氧化氢酶等抗氧化酶的活性来提高微囊藻的抗氧化能力[61]。此外，微囊藻毒素可以作为一种信号分子促进铜绿微囊藻形成群体来增强抗逆能力[62]。一些抗生素在低浓度时能够促进微囊藻的生长和毒素的合成与释放，如低浓度（10～60μg/L）红霉素可刺激铜绿微囊藻胞内和胞外微囊藻毒素的生物合成，其中60μg/L处理组中的微囊藻毒素含量最高，细胞内和细胞外的毒素含量分别是对照组的1.78倍和1.16倍；而高浓度（100～150μg/L）红霉素不但抑制了微囊藻的生长，还抑制了毒素的产生[31]。这是由于低浓度红霉素上调了mcy基因簇，导致胞内毒素合成量增加。低浓度盐酸氯霉素[53]和阿莫西林[54]也有类似的促进效果。但是，关于抗生素通过微囊藻毒素等产生刺激效应的作用机制还需要进一步开展研究。

3.2抗生素抑制微藻的分子机制

高浓度残留抗生素抑制微藻的现象比较普遍，但是不同抗生素的作用机制不尽相同，具体包括损伤光合系统，引起氧化应激，影响生物大分子的稳定性或影响其合成等。

3.2.1损伤光合系统

微藻中存在一个需氧光合作用系统，由位于类囊体膜上的光系统Ⅰ（PSⅠ）和光系统Ⅱ（PSⅡ）两部分组成，通过电子传递链连接[63]。研究表明，抗生素可以通过3个主要机制抑制微藻的光合作用：使类囊体膜解体[33,64]，抑制电子传递[65]，以及导致光合色素降解（或阻碍其合成）[66]。

类囊体膜是光反应的场所，而抗生素可对类囊体膜造成严重损伤，从而对光系统稳定性造成严重影响[67-68]。如0.3 mg/L红霉素会导致羊角月牙藻（一种淡水绿藻）以吸收光子为基础的性能指标低于对照组1%。这说明此时羊角月牙藻PSⅡ反应中心和细胞色素B6f复合体中许多必需蛋白的合成量减少[66]。缺少这些蛋白会使微藻类囊体膜不稳定，最终导致光合作用系统崩溃。高浓度的甲砜霉素会导致类囊体膜不稳定并解体，因而用40、70、100μg/L甲砜霉素处理水华微囊藻7 d后，其叶绿素a含量的抑制率分别为16%、33%、56%[33]。

PSⅡ是一种水-质体醌氧化还原酶，能催化自由水分子光解产生氧气和高能电子。这些高能电子会随着电子传递链移动，从而使整个光合作用顺利进行[63]。因此，PSⅡ也被视为光合作用的核心。红霉素可以抑制PSⅡ的重要组成部分——D1蛋白的生物合成。因此，0.3 mg/L红霉素处理会显著降低羊角月牙藻的电子传递速率，使其低于对照组25%[66]。O-J-I-P快速荧光诱导动力学曲线显示，150 mg/L阿莫西林可使聚球藻J-P相趋于平稳，Fm峰值消失。这表示PSⅡ向下游蛋白的电子传递链断裂，析氧复合物无法为PSⅡ提供电子还原醌受体[65]。

此外，抗生素可以通过影响光合色素的合成来对微藻光合作用产生影响。如57.26 mmol/L泰乐菌素处理4 d后，近具棘链带藻的总叶绿素含量由对照组的2.4倍降低至1.67倍，类胡萝卜素含量由对照组的0.59倍降低至0.45倍[40]。

3.2.2引起氧化应激

在细胞的生命周期中，自由基和活性氧对维持细胞稳定和健康有着至关重要的作用，但是过量活性氧可能对细胞成分造成损伤，引起细胞形态直接变化[64]，改变细胞膜通透性，导致细胞死亡[40,67]。抗生素诱导细胞产生过量活性氧，从而引起细胞的氧化应激反应[68-69]。100μg/L螺旋霉素能够导致柱孢鱼腥藻胞内活性氧水平较对照组提高约11倍，200μg/L替加环素也显著提升了柱孢鱼腥藻细胞内的活性氧水平[70]。电子传递链被抑制并导致自由电子积累是引起活性氧过量形成和积累的原因之一[71]。过量的活性氧会与细胞膜脂质发生反应，生成丙二醛，故丙二醛含量上升也是藻细胞受到氧化应激的表现之一。如0.02 mg/L红霉素处理96 h后，藻细胞内丙二醛含量提高了1.8倍[71]。

3.2.3影响生物大分子

生物大分子（多糖、DNA、蛋白质）在细胞中有至关重要的作用，如结构支撑、存储遗传信息、信号传导等。微藻处于抗生素环境中可能引起某些生物大分子的结构和组成发生改变，从而导致正常的生物过程紊乱[60]。

1）影响蛋白质合成。

一些抗生素会显著阻碍微藻蛋白质的合成。如卡那霉素和四环素处理3 d，美丽胶网藻的叶绿素略有增加，但3 d后所有处理组均出现光合色素合成被抑制的现象[72]，以及前文提及的红霉素抑制D1蛋白合成等。此外，抗生素处理也可以导致微藻蛋白质的错误折叠。如氯霉素和罗红霉素处理导致四尾栅藻、斜生栅藻、羊角月牙藻、尖细栅藻蛋白中α-螺旋数量减少和β-螺旋增加，这说明氯霉素和罗红霉素可能引起了微藻中蛋白质的错误折叠[73]。蛋白质代谢异常可能是抗生素的毒性机制之一。

2）损伤DNA及其合成。

抗生素会造成微藻DNA损伤和双螺旋结构的不稳定。如抗生素处理可导致羊角月牙藻、四尾栅藻、斜生栅藻和尖细栅藻的DNA构象变化[73-74]。在罗红霉素和氯霉素的处理下，栅藻DNA从B-DNA转化成Z-DNA并聚集[73]。此外，Eguchi等[75]研究发现，在培养基中添加叶酸可以缓解甚至逆转磺胺嘧啶对普通小球藻的生长抑制作用，叶酸是DNA合成和维持基因组完整性的必需物质。这表明磺胺嘧啶的毒害作用与阻断普通小球藻中叶酸的生物合成有关。

3）干扰多糖合成。

抗生素可能干扰微藻的正常产能代谢过程，导致微藻碳水化合物含量变化[54]。如在磺胺乙嗪和磺胺甲噁唑联合处理下，斜生栅藻总碳水化合物含量由25.0%降低至20.1%[76]；四环素处理会导致普通小球藻的细胞质溶解、类囊体变形和淀粉颗粒沉积[32]。

4、影响抗生素作用效果的非生物因素

抗生素对微藻的作用效果不但与受试藻种有密切关系，还受到非生物因素的调控。其中主要包括营养、光照和温度3个因素。

4.1营养

营养物质是影响细胞活性的关键因素之一，可显著影响微藻对抗生素的代谢。微藻的生长需要一定量的必需营养物质，其中最主要的基本营养元素是氮、磷、碳，这些营养元素也被认为是微藻对抗生素反应的关键调节剂[77-78]。例如，在高氮水平（5～50 mg/L）下，100～400 ng/L螺旋霉素导致铜绿微囊藻生长速率下降12%；在缺氮条件下，100 ng/L螺旋霉素甚至能够刺激微藻生长[79-80]。低浓度（0.05～0.20 mg/L）磷抑制了铜绿微囊藻青霉素结合蛋白的合成[81]，导致进入细胞的阿莫西林减少，因而低磷水平下阿莫西林对铜绿微囊藻的毒性极小。在培养基中添加乙酸钠，蛋白核小球藻对磺胺甲噁唑的去除率从6.05%显著提升至99.3%[39,82]。

4.2光照

光照不仅是决定微藻生长的一大关键因素，对抗生素的作用效果也有影响，因为一些抗生素如喹诺酮类、四环素类、磺胺类等都是光敏感的[83]。在阳光照射24 h后，水溶液中的磺胺类化合物被降解98%[84]。与无紫外光照射相比，在紫外光照射1 h条件下，3 mg/L金霉素处理的斜生栅藻种群增长率由25.6%提高到28.9%；当紫外光照射时间延长至4 h，斜生栅藻种群增长率则下降至23.6%[85]。头孢拉定在阳光下不易被分解，但是在有衣藻存在的紫外光照环境中，其降解率由11.07%提高到14.72%[86]。

4.3温度

温度不仅可以影响物质的溶解度和化学反应速率，而且与生物代谢活性密切相关，是影响抗生素毒性的主要原因之一[87]。如30℃条件可促进铜绿微囊藻的生长及其对恩诺沙星的吸收，基于细胞数计算得出的EC50为0.016 mg/L；但是20℃条件下铜绿微囊藻的敏感性显著降低，EC50升高至0.029 mg/L[49]。

5、结束语

自抗生素发明以来，由于不当使用，大量抗生素进入水环境，并影响着水环境中微藻的生消和群落结构变化。抗生素能通过影响微藻细胞的光合作用、能量代谢、DNA复制、蛋白质合成等途径对细胞生长状态产生影响。此外，不同于单一抗生素的作用，自然环境中更多的是多种抗生素联合作用，这对微藻的生长产生了更复杂的影响，可能是增强毒性的协同作用，也可能是相互削弱的拮抗作用。这些影响可能因具体藻种不同而存在差异。此外，一些低浓度抗生素诱导产生的毒物兴奋效应也值得重视，可能与藻华的生消密切相关。一些非生物因素可通过影响微藻生理状态或者改变抗生素性质来影响抗生素对藻细胞的毒性作用，未来或许可被用于环境治理。现阶段，抗生素污染问题成为人们关注的热点，这些新兴污染物对水环境中微藻的影响及其机制还有待深入研究。随着生物检测技术的发展，关于微藻对抗生素响应机制方面的研究将会取得更大突破，环境治理中抗生素对生物群落的影响等相关研究也将更为深入。

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基金资助:国家自然科学基金项目“太湖黄色的蓝藻水华:特征,成因及生态环境效应的研究”(32371634); 浙江省自然科学基金重大项目“南太湖蓝藻水华倒灌过程中的藻类生态学研究”(LD21C030001);

文章来源:殷恒之,董旭,蔡浩杰,等.我国水环境抗生素污染现状及其对微藻的影响研究进展[J].现代农业科技,2024,(21):103-111.