我国是发酵类抗生素原料药生产大国，抗生素的发酵生产过程会产生含有高 浓度抗生素残留效价的废母液。对于这些高浓度的生产废水目前主要是采取生物 方法进行处理。然而，由于废水中残留抗生素的选择压力，生物处理会产生次生 风险因子——抗生素抗性基因（简称抗性基因，ARGs），这使得生物处理系统成 为环境中抗生素及抗性基因的一个重要排放源。因此，为了从源头阻断抗生素生 产废水处理系统抗性基因的产生和排放，需要深入探讨不同发酵类抗生素对生物 处理活性污泥微生物群落和抗性发展的影响规律，明确活性污泥复杂微生物群落 的抗性发展机制。这对于确定引起活性污泥细菌抗性发展效应的最小选择浓度， 建立针对抗生素废水残留抗生素和抗性基因协同控制技术具有重要的科学意义。

      本研究选取生产和使用量大的 8 种典型发酵类抗生素，利用宏基因组测序技 术及多种生物信息学方法探究了实验室模拟系统不同抗生素类型和不同抗生素 浓度对活性污泥细菌抗生素抗性发展和微生物群落的影响，在此基础上探究引起 活性污泥抗性发展的效应浓度值。进一步以红霉素为例，深入探究了不同红霉素 浓度下活性污泥复杂微生物群落中的抗性发展机制，并在现场实际红霉素废水生 物处理中进行了验证。本研究取得的主要结果如下：

      （1）研究了不同的抗生素对模拟体系中微生物群落功能结构和细菌微生物 群落多样性的影响。构建了 8 种抗生素（四环素 TET、氯霉素 CHM、红霉素 ERM、 螺旋霉素 SPM、链霉素 STM、林可霉素 LCM、万古霉素 VOC、黏菌素 COL） 的不同浓度梯度下（0 mg/L、0.001 mg/L、0.01 mg/L、0.1 mg/L、1 mg/L、10 mg/L） 活性污泥模拟系统。发现 8 种抗生素在 0 ~ 10 mg/L 的浓度范围下没有对模拟系 统的 NH4 + -N 以及 TOC 等水质指标产生显著抑制，活性污泥的 NH4 + -N 以及 TOC 去除率分别大于 85%和 80%。以硝化和碳降解为主的微生物群落功能结构受不 同的抗生素压力（尤其是在10 mg/L下）影响较为明显（PERMANOVA, P < 0.05）。 细菌微生物群落的多样性受到不同抗生素的影响，种泥细菌群落的 Shannon 指数 最大为 4.7，而 10 mg/L 的氯霉素能使该指数降至 2.7。而变形菌、拟杆菌和放线 菌等主要门类在不同抗生素不同浓度下的分布规律也有明显差异，可能和不同抗生素下潜在的宿主细菌偏好性有关。

      （2）探究了不同的抗生素类型、不同的抗生素浓度和不同的暴露时间下， 活性污泥中抗性基因以及可移动遗传元件（MGEs）的变化规律。在暴露 28 d 后 0.1 mg/L 的四环素和黏菌素，1 mg/L 的红霉素，10 mg/L 的氯霉素、螺旋霉素、 链霉素和万古霉素均会引起活性污泥总抗性基因丰度的显著增加。四环素、氯霉 素、红霉素和螺旋霉素均在 10 mg/L 浓度下引起 MGEs 丰度的显著升高（P < 0.05）。在高浓度抗生素压力下，由 MGEs 介导的水平转移在活性污泥抗性发展 中起到了重要作用，对不同类型抗生素体系抗性基因组的解释量范围为 13.2% ~ 43.3%，而细菌群落的解释量范围为 1.1% ~ 23.5%。根据抗性基因的总丰度和 MGEs 造成的潜在转移风险，得到了 8 种发酵类抗生素对活性污泥细菌抗性发展 效应浓度值，他们分别为：0.1 mg/L（四环素和黏菌素） ~ 10 mg/L（氯霉素、螺 旋霉素、链霉素和万古霉素）。

      （3）通过实验室模拟和现场处理系统，明确了不同红霉素压力对活性污泥 细菌的抗性发展机制。利用宏基因组测序短序列比对、基因组拼接和抗性组风险 值预测等方法对抗性基因及其转移风险进行了深入探讨。发现在亚抑制和水环境 浓度（0.001 mg/L）下活性污泥细菌中具有红霉素抗性功能的 23S rDNA 变体显 著升高，可能是抗性菌比例大幅度升高的主要原因；在抗生素废水生物处理系统 的浓度水平（1 ~ 10 mg/L）下与红霉素抗性对应的大环内酯类抗性基因显著升高。 不同的红霉素压力下活性污泥中的这两种分子机制可能共同贡献于细菌红霉素 抗性。然而，宏基因组 Binning 和抗性组风险值预测的结果表明只有在高浓度（10 mg/L）红霉素压力下才存在抗性转移风险，表明进入生物处理系统的红霉素浓度 应控制在 1 ~ 10 mg/L 以下。针对新疆某红霉素废水现场生物处理系统的研究表 明，在相同的红霉素压力水平下（红霉素 A：1.48 mg/L）抗性基因、可移动遗传 元件、抗性宿主菌以及转移风险指数的变化均与实验室模拟实验中一致，验证了 在不同浓度的红霉素压力下活性污泥表型、基因型以及转移风险的抗性发展机制。