菌藻共生系統在生豬養殖污水處理中的應用及其互作機制的研究進展

孫 宏，李園成，王 新，沈 琦，姚曉紅，吳逸飛，湯江武

（浙江省農業科學院植物保護與微生物研究所，浙江杭州 310021）

生豬養殖的規模化、集約化發展在滿足豬肉消費的同時，也產生了大量養殖污水等廢棄物，生豬養殖污水含有高濃度的氨氮、有機物和磷，若處置不合理將對環境造成嚴重危害。以我國最常用的干清糞方式為例，養殖污水的化學需氧量（COD）、氨氮、總氮和總磷可分別達到5 664.17、732.5、1 100 和564.67 mg/L[1]。目前采用的以生化手段為主的處置方法能耗較大，僅提供曝氣就占50% 以上的污水處理運行成本[2]。利用光合自養微藻處理養殖污水可實現污染物去除的同時積累生物質，從而實現氮、磷等資源的循環利用，是一種處理養殖污水的有效手段。但該方法也存在耐受負荷低、大規模應用去除效率不高及下游微藻資源化利用成本高等問題[3]。自然界中，微藻可與細菌共同形成菌藻共生系統存在。近年來，國內外學者對微藻與細菌的互作機制開展了廣泛研究，逐步明確了菌藻共生系統在協同污水凈化處理中較單一微藻處理的優勢[4-5]。在此背景下，本文著重介紹了該系統在生豬養殖污水凈化中的處理效果，并就其潛在機制及可能的影響因素進行綜述。

1 菌藻共生系統對生豬養殖污水的處理效果

1.1 菌藻共生系統中的微藻與細菌 菌藻共生系統是由微藻和細菌組成的有機體。微藻單獨作為一種污水凈化手段在20 世紀70 年代即有應用，目前在生豬養殖污水處理中應用最廣的微藻為小球藻屬（Chlorellasp.）和柵藻屬（Scenedesmussp.），其凈化作用主要基于高效的氮、磷和COD 去除效率和高耐鹽特性[6]。同時，微藻經過生豬養殖污水培養后，其自身的糖類、蛋白質、油脂等含量大幅提升，可進一步作為生物質能源、肥料、飼料等進行下游開發[2-3]。

菌藻共生系統中的細菌最直接的作用是可提高微藻的生長速度和生物量[7]。前期研究也證實細菌可提高單一微藻的污水凈化效果并促進糖類和脂肪在微藻細胞內的沉積，從而顯著提高微藻凈水功能[8]。此外，Chen 等[9]報道一些特定細菌（如Pseudobodosp.）可破壞微藻細胞壁結構從而提高其下游破壁加工的效率。目前，在污水處理中應用最普遍的菌藻共生系統包括微藻與活性污泥組合、微藻與特定污水來源的功能微生物組合等。

1.2 菌藻共生系統對生豬養殖污水中營養物質的去除生豬養殖污水中較城市生活污水具有更高的氮磷含量，氮磷比一般高于5:1，非常適合微藻和細菌生長。目前國內外菌藻共生系統對生豬養殖污水中有機物和氮、磷的去除主要以微藻和活性污泥的組合為主（表1）。Hernandez 等[10]采用終濃度為25 mg/L 小球藻（C.sorokiniana）與12 mg/L 好氧活性污泥在24℃、6 000 Lux 光照條件下處理生豬養殖污水，發現COD、總氮和總磷的去除率可分別達到62.3%、82.7%和58%；硝化和反硝化效率分別達到75.7%和53.8%。de Godos 等[11]報道采用干重為4～6 mg/L 的微藻（Chlorellasp.）和3 mg/L活性污泥的菌藻共生系統處理稀釋生豬養殖污水后，可降低污水中46% 的總有機碳。同時，較前述的微藻與細菌均自由分散在污水中的游離態菌藻共生系統相比，呈固定化的菌藻共生系統處理養殖污水可具有更優的凈化效果和更高的生物產量[12]。de Godos 等[13]將菌藻共生系統形成固定化生物膜后，處理含有656 mg/L 氨氮和117 mg/L 總磷的生豬污水，發現可進一步提高氮、磷的去除率至90%以上。Gonzalez 等[14]同樣發現，當菌藻共生系統形成穩定生物膜結構后，處理生豬養殖污水（COD 2 000 mg/L、氨氮180 mg/L 和磷15 mg/L）可實現99%以上的氨氮和75% COD 的去除。簡恩光[15]考察了菌藻處理沼液10 d 后的效果，發現沼液中總氮、總磷、氨氮和COD 的去除效果顯著高于單獨小球藻處理組。楊翔梅[16]報道，與采用單一的硝化細菌或單獨微藻（Desmodesmussp.）相比，由硝化細菌和近具刺鏈帶藻組成的共生系統對生豬養殖廢水中氨氮、總氮和總磷的去除率均最高，微藻生物量也達到最大。

1.3 菌藻共生系統對生豬養殖污水中重金屬的去除 養殖污水中除高濃度氮、磷外，還可含有糞便中未完全消化的Cu、Zn 等重金屬組分。目前針對養殖污水中重金屬去除的研究報道較少。Batool 等[18]曾采用模擬重金屬溶液為原料研究普通小球藻（C.vulgaris）和深海微小桿菌（Exiguobacterium profundum）組成的菌藻共生系統對其去除的效果，發現該系統對污水中Cu、Cr 和Ni 的最高去除率可分別達到78.7%、56.4% 和80%。Subashchandrabose 等[19]報道在連續進水條件下，菌藻共生系統聯合處理含Cu 污水的最高去除效率可達80%。目前已知的菌藻共生系統對重金屬的去除主要以生物吸附為主，即通過各自細胞表面的功能團（羧基、羥基等）與金屬結合[20]。因而篩選與重金屬有高結合能力的細菌與微藻將可能有助于提高菌藻共生系統整體的重金屬去除效果。

2 菌藻共生系統在生豬養殖污水處理中的互作機制

2.1 有機物利用 菌藻共生系統中的微藻與細菌既相互依存又在某些條件下相互抑制，存在復雜的互作機制（圖1）。系統中微藻發揮的最重要作用是利用二氧化碳生產有機物并部分釋放入環境；而細菌則利用污水中的有機物轉變為無機物繼續為微藻所用[21]。在此過程中，微藻作為光合自養生物可產生大量氧氣，直接提高處理污水中的溶解氧濃度，從而有助于好氧細菌的分解代謝。據Wolfaardt 等[22]估算，在微藻存在下，細菌降解污水中COD 的效率可提高37%以上。同時，好氧凈水細菌代謝產生的二氧化碳也可作為微藻的碳源被利用[23]。

2.2 氮、磷的利用 菌藻共生系統去除生豬養殖污水中氮、磷的機制涉及到多個方面，包括硝化和反硝化菌等脫氮微生物的生物降解、微藻對氮磷的同化吸收等方面[24]。其中，微藻主要吸收污水中的氮、磷元素，對有機物的需求較低，同時幾乎所有的微藻均無法直接利用氮氣為氮源。氨氮是微藻利用的最佳氮源，而生豬養殖污水中氮素主要以氨氮形式存在，非常適合微藻利用[25]。但過高的氨氮對微藻具有明顯的抑制作用，如本課題組研究發現濃度為300 mg/L 的氨氮即對小球藻（Chlorellasp.）產生抑制作用[26]。菌藻共生系統內的細菌（如氨氧化菌）可將氨氮轉化為硝酸鹽，進而緩解高氨氮環境對微藻的抑制，微藻生長釋放的氧氣同時提高了活性污泥中硝化細菌的功能[23]。據估算，微藻每吸收1 g 氮可釋放至少16.8 g 氧氣，足以滿足硝化細菌轉化5.6 g 氮[23]。

表1 不同菌藻共生系統處理生豬養殖污水的效果

圖1 微藻菌系統的營養互作機制[24]

微藻主要以污水中的無機磷（主要為磷酸鹽）為生長元素，合成自身的有機磷，從而降低污水中的磷含量[27]。在環境中無機磷缺乏的情況下，細菌在微藻死亡后可分解微藻的有機磷為無機磷繼續供其他微藻生長所需，從而提高磷元素的利用效率[28]。但考慮到生豬養殖污水中含有大量的無機磷，這種磷元素的補償作用可能較少發揮。

2.3 其他互作方式 近年來研究發現，微藻與細菌之間可通過眾多特定的信號分子進行相互影響，包括維生素、游離氨基酸、有機酸、溶藻素、抗生素等在內的10 余類化合物[29-30]。總體而言，這些信號化合物最終均通過控制兩者群體數量發揮作用。如污水處理中活性污泥分泌的N-酰基-高絲氨酸內酯化合物可刺激游離小球藻發生自聚集作用而提高該微藻的局部濃度[31]。菌藻共生系統中的細菌也可為微藻提供生長所必須的維生素（特別是B 族維生素）和植物激素（如吲哚-3-乙酸）來促進微藻生長[32]。

相關研究還報道了菌藻共生系統在長期進化過程中發生了基因轉移現象[33]。如Chekanova 等[34]曾采用高通量技術構建了海洋菌藻共生系統的16S rRNA 文庫，發現約有3%的序列來源于真核生物。需要強調的是，上述基因水平轉移主要發生在長期共存的自然環境中，對于生豬養殖污水處理系統，由于環境中營養元素高度豐富，菌藻共生系統中的各組分是否發生基因水平轉移有待進一步驗證。

3 菌藻共生系統污水凈化效果的環境影響因素

菌藻共生系統中微藻和細菌的生長受到環境因素（pH、光照強度等）的影響，直接導致了污水凈化效果的差異。

光照是菌藻共生系統中提供能量來源的重要方式，直接影響了微藻有機物的合成量和氧氣釋放量。當光照強度不足或微藻密度過高時，微藻將無法獲得足夠的光照從而降低其生物活性[35]。該種作用在生豬養殖污水中尤為常見，本研究團隊曾對比了不同稀釋倍數（2、4 倍和6 倍）豬場沼液對小球藻（Chlorellasp.）生長的影響，發現隨著稀釋倍數的增加，微藻生物量和污染物的去除效率均顯著提高，提示可能與沼液稀釋后微藻獲得的光照強度增加有關[26]。過量的光照對細菌的生長則有抑制作用。如Ward 等[36]報道，自養硝化細菌可被過量的光照所抑制，該種機制可能與光照損傷了線粒體內部的能量獲得途徑有關。陳濤靜[37]發現小球藻（Chlorellasp.）和活性污泥共培養狀態下對COD 的去除效果最好，與200 μmol/（m2·s）光強相比，菌藻共培養在1 000 μmol/（m2·s）光強下不利于對COD 和氮、磷的去除。同時，研究者發現可通過光暗交替培養菌藻共生系統的方式來緩解光照對硝化菌的抑制作用[35]。李永華[38]通過對環境因子的篩選及組合試驗研究，認為固定化菌藻凈化養殖污水的最佳環境參數為氮磷比12.5、溫度30℃、光照強度3 500 Lux、光暗比2:1。

pH 是另一個影響菌藻共生系統處理污水的重要因素。一般認為微藻如小球藻屬（Chlorellasp.）可在4～10 的寬pH 范圍內生長，而過高的pH 會增加污水中游離氨濃度而對微藻生長產生抑制[24]。菌藻共生系統可通過復雜的機制控制環境的pH：一方面微藻光合作用時會釋放OH-，但在吸收氨氮時釋放H+（圖1）；另一方面硝化細菌在硝化反應過程中可降低環境的pH[36]。Liang 等[39]研究表明，在芽孢桿菌（Bacillus licheniformis）與小球藻（Chlorellasp.）組成的菌藻共生系統中，氨氮和總磷的最大去除發生在pH 為7～8 范圍內。

污水中的碳氮比對菌藻共生系統的運行也有影響。特別是對反硝化菌而言，需要大量的有機物作為電子供體來轉化硝酸鹽為氮氣。微藻在生豬養殖污水中也會進行部分異養代謝，且在異養代謝下其生物量增加和污染物去除效率可優于光照自養條件[40]。如Zhu 等[41]采用小球藻（C.zofngiensis）處理生豬養殖污水后，在COD 為3 500 mg/L 條件下的總氮去除率為81%，而在400 mg/L COD 條件下的總氮去除率僅為69%。由于生豬養殖污水的污染物濃度高，透光性較差，一般在采用微藻或菌藻共生系統處理時均需進行稀釋，以滿足微藻的光合作用要求[14]。楊翔梅等[16]研究了在未稀釋條件下菌藻共生系統對生豬養殖污水厭氧消化液的處理效果，發現COD 僅能從初始的502.33 mg/L 降低到419.65 mg/L，對COD 去除效果較差。

此外，構成菌藻共生系統的微藻和細菌在不同生長階段對系統穩定性也有影響。如在微藻數量達到穩定生長期后，細菌可通過分泌溶藻素等物質降低微藻的數量[42]。上述研究提示，控制菌藻共生系統中各組分保持最佳的生長狀態對其發揮凈水作用十分重要。

4 菌藻共生系統的反應裝置

菌藻共生系統的反應裝置可按是否與環境接觸分為開放式和封閉式2 種。開放式反應裝置由于操作運行成本低，在大規模應用時更為經濟，但同時也更易受到外部環境因素的影響。開放式反應裝置主要以各種光反應器（塘）為主，如跑道式反應塘和高效菌藻塘（HRAP）。Godos 等[11]報道，菌藻在總容量為465 L 的HRAP 裝置中處理養殖廢水可實現對總有機碳40%以上的去除。另一方面，采用封閉式反應裝置雖然成本較高，但反應條件更易控制，目前主要以管式和柱式反應器為主。菌藻在封閉裝置系統中，更易通過形成穩定生物膜的方式提高生物量，從而獲得更高的污染物去除效果[20]。如Gonzalez 等[14]采用直徑為18 mm 的PVC 管制備封閉式管式光反應器處理生豬養殖污水后發現，在接種菌藻后即有管內生物膜的形成。此外，傳統的生化反應裝置也適用于菌藻系統的培養，如序批式活性污泥反應器和膜生物反應器在提供足夠光照的條件下，可滿足菌藻共生系統處理污水的應用[43]。

5 展 望

菌藻共生系統在生豬養殖污水處理中的應用仍有進一步提升空間：一方面，受檢測手段的限制，當前對微藻和細菌的互作機制缺乏細胞/分子間直接互作方面的研究。隨著高通量、同位素示蹤等檢測技術的發展，構建互作運行機制更為清晰，效果更為可控的成熟菌藻共生系統將成為可能。另一方面，當前菌藻共生系統用于規模化生豬養殖污水處理仍有一定瓶頸，包括處理過程中對菌藻共生系統的有效控制以及相關外部作用條件優化等，因而開發適用于實際應用的微藻菌裝置及固定化等模式仍是未來的重要研究方向。隨著相關研究的不斷深入，菌藻共生系統在生豬養殖污水凈化方面的應用將會有更為廣闊的空間。