菌-藻共生生物膜污水處理研究進展

廖懷玉，孫麗，李濟斌，何頔

(廣東工業大學 環境生態工程研究院 廣州 510006；南海海洋科學與工程廣東省實驗室(廣州)，廣州 511458)

隨著工業化的不斷推進，人類生產生活產生的廢水日益增多。水體中富含氮磷等營養元素，其中，工業廢水中更含有難降解有機物、致病菌等有毒有害物質，此類廢水若未經有效治理而直接排放至天然水體，嚴重威脅生態環境及人類健康[1]。目前，污水處理技術以活性污泥法及其衍生工藝為主，這些傳統工藝雖然技術成熟、工藝穩定，但存在運行能耗高、泥水分離效果差、難降解有機物處理處置效果不佳、微生物對環境毒性以及鹽度等耐受力差等一系列問題。菌-藻共生污水處理技術的興起有助于緩解污水處理壓力，利用細菌與微藻協同作用機制、藻體強耐受能力及生物質高效資源化，可同步實現水中污染物的有效去除與微藻生物量收獲，具有運行成本低、能耗小、效率高等優點[2]，能有效克服傳統污水處理工藝存在的弊端。因此，菌-藻共生污水處理技術引起了學者們的廣泛關注。

自20世紀50年代Oswald等第一次利用菌-藻協同凈化污水以來，以菌-藻共生為基礎的污水處理技術在水質凈化機理、藻種篩選、反應器設計、工藝條件控制及藻細胞加工利用等方面取得了積極的進展。目前，菌-藻共生體系主要以懸浮、固定化以及菌-藻共生生物膜的形式存在。在懸浮態菌-藻系統中，因微藻自身尺寸小且密度接近于水，在水中多以懸浮態存在，易隨出水流出，造成藻細胞流失，影響污水處理效果[3]；固定化能夠有效克服懸浮態菌-藻存在的弊端，但因存在包埋基質價格昂貴、無毒無害基質難尋、操作繁瑣復雜等問題[4]，沒有得到廣泛應用。為突破上述兩種菌-藻共生體的技術瓶頸，菌-藻共生生物膜系統應運而生，并得到廣泛發展。將惰性載體引入污水處理體系，利用菌-藻定向吸附特性，在載體表面形成結構穩定的菌-藻共生生物膜，最終強化污水處理效果[5]。筆者以分析菌-藻共生生物膜污水處理技術的關鍵原理為出發點，綜述目前菌-藻共生生物膜污水處理的研究進展，主要內容包括：菌-藻共生生物膜的形成過程和污水凈化原理；菌-藻共生生物膜形成的主要影響因素；菌-藻共生生物膜應用于污水處理的優勢；菌-藻共生生物膜污水處理的應用。并對菌-藻共生生物膜污水處理應用過程中存在的問題進行分析總結，從而對菌-藻共生生物膜污水處理未來的發展方向進行展望。

1 菌-藻生物膜凈化污水優勢

相較于傳統活性污泥法和懸浮菌-藻共生法污水處理技術，菌-藻生物膜體系具有獨特優勢，主要包括：系統抗沖擊負荷能力強，污染物去除效果好，節能降耗。

1.1 系統抗沖擊負荷能力強

細菌分泌的胞外聚合物(Extracellular polymeric substance，EPS)能促進微藻與細菌在載體表面附著，并為菌-藻共生體提供一層保護屏障，抵抗極端環境(如干燥、極端的pH值和溫度)及緩沖有毒物質侵害[6-7]，同時，增強生物膜結構穩定性。此外，菌-藻生物膜系統微生物群落結構豐富[8-9]，可同時存在自養和異養微生物，有利于維持菌-藻生物膜的生態系統穩定。自養微生物主要包括光能自養菌(如藍細菌、綠彎菌等)、化能自養菌(如硝化細菌等)、藻類(硅藻、綠藻等)；異養微生物主要包括異養細菌、真菌及原生動物[10-11]。自養和異養微生物間能基于代謝產物交換形成互利共生關系，更好地適應寡營養環境。Wen等將微藻分泌的胞外有機物(Extracellular organic matter，EOM)作為WGX-9的碳源，結果發現，在C/N為5的環境下，仍具有較好的脫氮效果。

1.2 污染物去除效果好

菌-藻間通過代謝產物交換維持良好的互利共生關系，使菌-藻生物膜保持較高的生長代謝活性，同時，微藻對氮磷無機鹽具有高效的同化作用，有利于實現同步脫氮除磷。Tang等[12]在研究菌-藻生物膜SBR系統與對照組不含藻類的SBR系統時發現，實驗組菌-藻生物活性較對照組有所提升；此外，對照組TN、TP的去除效果分別為47.11%±4.79%、31.86%±2.25%，而試驗組TN、TP的去除效果分別為65.8%±6.86%、89.3%±4.49%，證實菌-藻生物膜體系具有更優異的營養鹽去除效果。

1.3 節能降耗

一方面，微藻光合作用產氧可降低系統曝氣強度，節約能耗。Babu等[13]研究發現，菌-藻生物膜在光照強度為85～95 μE/(m2·s)時，其溶解氧(Dissolved oxygen，DO)濃度可達3.2～4.1 mg/L，硝化速率1.1～1.6 g N/(m2·d)；Yang等[14]研究發現，在沒有額外曝氣且持續光照的條件下，菌-藻生物膜反應器對模擬生活廢水中的COD和氨氮去除效果均可達90%以上。另一方面，附著生長體系回收生物質時需輸入的能量更低。由于微藻細胞自身的特性，藻水分離難，不僅影響出水水質，還會導致系統難以維持高濃度生物量[3]。在菌-藻生物膜系統中，微生物通過自身的粘附性相互聚集并附著生長在載體表面，且從載體表面刮取的生物質含水率較低[15]，降低了后續生物質回收時的能量輸入。

2 菌-藻共生生物膜形成過程及凈水原理

2.1 菌-藻共生生物膜形成過程

菌-藻共生生物膜的形成過程可分為3個步驟，即遷移運輸、附著及生長過程[3-4,16](具體如圖1所示)。1)遷移運輸過程：菌-藻生物膜形成初期，懸浮細菌和微藻在定向吸附、重力作用、水力動力以及藻類趨光性等共同作用下，向固體介質表面運輸、移動。2)附著過程：遷移至載體表面的微藻、細菌細胞與載體發生相互作用，依次進行可逆附著和不可逆附著。其中，可逆附著主要包括微生物利用鞭毛、纖毛等外部細胞器以及外層膜蛋白在載體表面發生物理性附著，由于該過程的粘附性較弱，易受外力的影響，發生脫落；不可逆附著是指初步附著的藻體和細菌通過分泌EPS，使其緊密粘附在載體表面，形成初級生物膜，不易受外界環境影響而脫落。3)生長過程：根據微生物的群落結構特征將生物膜生長過程分為細菌增殖階段、微藻增殖階段以及成熟階段。細菌生長繁殖速度高于微藻，故生物膜生長初期優勢種群以細菌為主，在細菌增殖階段，細菌快速生長的同時分泌大量EPS；在微藻增殖階段，綠藻、絲狀藻以及其他藻類附著在EPS表面，同時，利用周圍環境的營養物質增殖；在成熟階段，生物膜中藻類和細菌的比例達到相對穩定狀態，并形成良好的互利共生關系。最終，附著在載體表面的細菌和藻類形成一個成熟穩定、由EPS膠連，且具有三維結構的網狀菌-藻共生體。

圖1 菌-藻共生生物膜形成過程示意圖Fig.1 Schematic diagram of the bacterial-algal symbiotic

2.2 菌-藻群落結構及相互作用關系

成熟的菌-藻生物膜具有豐富的微生物群落結構，其中，細菌多以α變形菌、β變形菌、γ變形菌以及鞘脂桿菌為主[17-18]，藻類多以絲狀綠藻、綠球藻為主[17]。其來源主要包括自然生長、原始接種液投加及后期物種進化演替。與自然生長相比，針對不同廢水及工程所需，選擇特定的微藻及細菌投加到系統中能夠強化污染物去除效果。如無色桿菌(Achromobacteria)、產堿菌(Alcaligenes)、芽孢桿菌(Bacillus)、噬氫菌(Hydrogenophaga)和假單胞菌(Pseudomonas)可以進行異養硝化和好氧反硝化，脫氮效率高[19]。一些聚磷菌如假單胞桿菌(Pseudomonas)和Accumulibacter能超量吸磷并將其轉化為胞內聚合磷化合物[20]。人工接種可強化所選物種的豐度，提高微生物生長速率，從而實現快速高效的污染物去除效果。當原始微生物形成初級生物膜后，生物膜中物種發生演替，這種演替主要受環境因素影響，進而影響菌-藻間相互作用關系，主要包括協作共生及競爭關系。微藻與細菌的生物協同作用在微生物代謝和生長、污染物去除能力和生態功能中起著至關重要的作用。細菌及藻類間不僅發生CO2和O2的交換，同時，彼此釋放促生長因子及微量元素，促進對方生長發育，增強菌-藻共生體生物活性，Roeselers等[21]研究發現，Betaproteobacteria釋放的一種微量物質能夠促進Microcoleusvaginatus的生長及粘附作用；同樣，Park等[22]研究發現，將Brevundimonassp.添加至Chlorellaellipsoidea中能夠延長其對數增長時間，生物量增加50倍。菌-藻間競爭關系多出現于營養物質匱乏以及特定菌-藻間的敵對作用，相關研究發現，有些微藻的代謝物具有殺菌作用，如小球藻素對革蘭氏陽性菌和革蘭氏陰性菌具有殺菌作用[23]，而一些藻類產生的代謝物能夠抑制細菌的群體感應，不易于生物膜形成[24]。同樣，一些細菌也會分泌鏈霉素等有毒活性物質，影響藻類光合作用相關基因轉錄，阻礙微藻電子傳遞，進而抑制藻類生長繁殖[25]。總的來說，微藻-細菌之間的協作共生或競爭作用是調節菌群結構和對外界條件的響應機制，進而影響菌-藻共生生物膜的形成及水質處理效果。

細菌間、菌-藻間存在著復雜的相互作用關系，而物種的選擇是建立一個菌-藻穩定共生、污染物高效去除的菌-藻共生生物膜體系至關重要的環節。然而，目前所研究的附著菌群大多是通過自然培養形成，這可能會在系統效能方面達不到預期效果。隨著遺傳學和代謝組學的迅猛發展，菌種的基因改良為實現特定難降解有機污染物的高效去除提供了可能，通過針對性的基因改良，新物種的添加強化了某種生物功能，改善了菌種間相互作用關系，但新物種的添加在提高污染物去除效果的同時，對生態安全具有潛在風險[26]。因此，從生態工程角度出發，應優先選擇和改進生物膜中土著微生物物種，以形成穩定的群落結構。所以，合理利用現代基因工程和生態工程手段對菌-藻生物膜進行生物強化具有一定的實際意義。

2.3 菌-藻共生生物膜凈化污水原理

2.3.1 碳的去除 菌-藻生物膜中含碳污染物的去除主要通過異養細菌、兼養藻類的氧化分解作用以及自養藻類的光合作用。異養細菌以有機碳源污染物為電子供體，O2為電子受體，通過礦化作用將含碳有機物氧化分解為CO2，其中一部分CO2逸散至環境中，另一部分被藻細胞吸收利用，吸收進藻細胞的CO2在核酮糖二磷酸羧化酶(Rubisco)的作用下，經過暗反應的卡爾文循環轉化為葡萄糖等有機物固定在微藻細胞內；同時，微藻光合作用產生的O2為異養細菌提供了充足的電子受體，強化了細菌對含碳有機物的氧化分解過程。當水環境偏堿性時，水體中的無機碳主要以HCO3-的形式存在，微藻可利用胞外碳酸酐酶將HCO3-通過主動運輸吸收至細胞內，轉化為CO2，再進行利用，從而實現污水中無機碳的去除[27]。此外，生物膜中兼性營養型的微藻可以CO2及有機碳為碳源，同時進行光合作用和呼吸作用，完成污水中含碳物質的去除[28]。

2.3.2 氮、磷的去除 菌-藻共生生物膜去除含氮磷元素污染物主要包括生物及化學兩種途徑：其中，生物途徑主要為細菌及微藻的同化、異化作用，化學途徑則是共生環境中pH值的變化引起相應的氮磷去除。當含氮有機化合物進入水體后，生物膜好氧區域中的細菌利用藻類光合作用釋放的O2，經過氨化反應、硝化反應等將有機氮化合物分解轉化為硝酸鹽氮等無機氮化合物，生成的硝酸鹽氮在生物膜的厭氧區域內經反硝化作用，還原成氣態氮，完成細菌生物脫氮的過程;同時，經細菌氧化分解產生的無機氮化合物通過同化作用吸收轉化為細菌(主要吸收氨氮)及微藻胞內物質，實現自身生長發育[8]。值得注意的是，微藻對無機氮磷的吸收具有一定順序，當NH4—N、NO3—N和NO2—N在水體中共存時，微藻優先吸收NH4—N，并入碳骨架合成胞內物質，當NH4—N被消耗盡時，NO3—N和NO2—N作為N源被微藻吸收利用，并在硝酸鹽還原酶以及亞硝酸鹽還原酶的作用下轉化為NH4—N，再被微藻同化為胞內物質[4, 28]。針對菌-藻生物膜生物除磷途徑，其主要為聚磷菌及微藻的過量吸磷作用，Schmidt等[29]曾報道，小球藻(Chlorellavulgaris)和萊茵衣藻(Chlamydomonasreinhardtii)具有超級吸磷作用，其吸磷能力強于同質量下的聚磷菌。化學脫氮除磷主要是由于藻類光合作用消耗了水中大量酸性CO2，使得水體pH值升高，呈堿性狀態，氮元素則在堿性條件下部分以NH3形態溢出水體得以去除[30]，磷在堿性條件下易與共存的鈣鎂離子形成難溶性磷酸鹽沉淀，實現去除;此外，有研究者在研究菌-藻生物膜EPS時發現，菌-藻生物膜中的EPS含有蛋白質和多聚糖等成分，具有豐富的含氧官能團，能夠與有機磷發生配位作用，使有機磷與菌-藻生物膜表面的EPS結合，通過吸附作用去除[31]。菌-藻共生生物膜去除污水中的C、N、P污染物原理如圖2所示。

圖2 菌-藻共生生物膜去除C、N、P示意圖Fig.2 Schematic of the pollutant removal mechanism

2.3.3 重金屬的去除 菌-藻生物膜對重金屬的去除原理主要包括吸附作用、生物富集以及由水體pH值變化引起的沉淀作用[5]。菌-藻生物膜對重金屬的吸附作用主要包括靜電吸附和絡合作用。其分泌的EPS中含有含氧官能團，如羥基、羧基、氨基和膦酰基，具有兩方面的作用，即：使EPS表面帶負電，通過靜電作用力吸附重金屬離子；提供有效結合位點，使重金屬與氧、氮、磷等原子通過配位作用生成配位鍵，形成絡合物[32]。除EPS的吸附作用，菌-藻生物膜還可通過細胞生物膜和細胞壁的吸附作用去除重金屬，這是由于微藻和細菌的細胞壁或細胞膜成分中包含蛋白質、多聚糖等成分，其表面的配位基團包含的陰離子基團和酸性官能團，如氨基、羧基、羥基以及硫化物等，具有與EPS類似的吸附作用，通過靜電吸附和絡合作用將重金屬離子吸附至微生物細胞表面。發生在活細胞體內的生物富集作用也是重金屬去除的途徑之一，微生物通過主動運輸和胞吞作用使重金屬進入細胞質并與細胞器相結合，使重金屬在細菌和微藻體內發生生物富集[5,33]。除此之外，由于微藻光合作用引起水體環境pH值升高，可使重金屬在堿性環境下通過沉淀作用去除。

3 菌-藻共生生物膜形成的影響因素

菌-藻共生生物膜的生長狀況、附著狀態均能影響污水處理效果。菌-藻生物膜同細菌類生物膜類似，當其生長到一定階段時，將發生脫落，引起菌-藻生物膜脫落的原因主要包括：水體中的底物被逐漸消耗，使得微生物生長進入穩定期和衰老期；由于環境擾動，水體剪切力大于菌-藻生物膜與固體介質之間的吸附力，使生物膜發生機械性脫落；隨著生物膜厚度增加，內層微生物的傳質阻力增加，以及光能利用降低，使得內層細菌活性和微藻的光合作用效率下降，導致生物膜粘附性減弱而發生脫落。因此，通過認識菌-藻生物膜形成的影響因素，設置合理的工藝參數，對提升生物膜穩定性、防止或降低脫落頻次，對保證工藝高效穩定運行具有重要意義。影響菌-藻生物膜形成的因素主要包括環境因素、生物因素、載體類型等。

3.1 環境因素

光照、CO2濃度、溫度、水質特征及水流速度等環境因素均會影響菌-藻生物膜污水處理效果。光照是藻類生長過程中關鍵性限制因素之一，主要通過光照強度及周期影響藻類生長。在一定的光照強度范圍內，微藻的光合作用速率隨著光照強度遞增而增加，當達到光飽和點時，增加的光照強度會抑制藻細胞內色素吸收光和光能轉化的效率，從而影響微藻自身的合成代謝，減緩菌-藻生物膜的形成[34-36]。光照強度對菌-藻共生生物膜的微生物群落結構具有一定的影響。由于生物膜具有一定厚度，光照強度從生物膜表層至內層呈指數衰減，導致微藻光合作用活性隨生物膜厚度降低，從而引起氧濃度在生物膜上呈梯度分布[37]，因此，生物膜上分布著不同氧含量需求的菌種。此外，光照強度對細菌活性也有一定影響。大量研究表明，強光輻射的環境條件下，氨氧化菌和亞硝酸鹽氧化菌的活性都將受到一定程度的抑制。Meng等[38]研究表明，當光照強度高于8 000 lx時，菌-藻共生體系中亞硝酸鹽氧化菌活性受抑制，造成水體中亞硝酸鹽的累積；Hooper等[39]研究發現，強光主要通過誘導高氧化活性物質的形成，損壞細菌細胞結構，并通過抑制氨單加氧酶和細胞色素-C(一種與電子傳遞鏈有關的蛋白)的活性來降低氨氧化細菌和硝化細菌的活性。除光照強度外，光照周期對藻類細胞生長繁殖也具有重要作用，微藻光合作用主要包括光反應和暗反應兩個階段，其中，光反應階段在光照、光合色素以及酶的作用下將光能轉化為化學能儲存在細胞內；暗反應階段則利用光反應產生的化學能以及酶的作用將CO2還原為糖類，轉化為胞內物質，所以，適宜的光暗交替有利于光、暗反應相結合，是菌-藻共生生物膜微藻細胞增殖及代謝正常運行的重要保障[40]。

CO2是藻類生長過程中的另一限制性因素。Blanken等[41]研究表明，當水體中通入的CO2含量由0.63%增加到1.25%時，微藻生物量顯著提高，隨后，當CO2含量由4%增加至10%時，微藻生長并沒有明顯變化，可見，微藻對CO2的吸收利用存在飽和點，濃度過高或過低均不利于生物膜中微藻的生長繁殖。此外，CO2供氣方式對生物膜穩定性具有一定影響，研究表明，半浸沒式載體(即部分裸露于空氣中)可直接吸收空氣中的CO2，氣體傳遞至生物膜表面只需穿過一層較薄的液膜，因此，傳質阻力小、傳輸效率高；而浸沒式培養體系通常采取在系統底部曝氣的方式提供CO2，該方式傳質阻力較大、傳質效率較低，同時，曝氣形成的上升氣流對生物膜表面具有剪切擾動作用，不利于微生物附著，降低了生物膜的穩定性，因此，需設置合理的CO2供氣方式及強度[42]。

污水水質，如水體透明度、C/N、DO等均對菌-藻生物膜活性和群落結構會產生重要影響。在菌-藻共生體系中，水體透光度對藻類光合作用影響非常大，水體透光度與水中懸浮顆粒含量及色度有關，其中，懸浮顆粒對光具有很強的散射作用，而水體色度影響光的透射距離，進而影響藻類對光的吸收利用[46]。水體透光性還受污泥/藻含量比值影響，Sun等[47]研究了泥/藻比對藻類生長的影響，發現隨著污泥含量增加，水體顏色由綠色轉為黃褐色，遮光效應增強，抑制了微藻光合作用活性和增殖速率。除水體透明度外，C/N、DO也通過影響共生菌的生長繁殖進而影響菌-藻共生生物膜的形成，研究者們發現，高C/N比能夠促進異養細菌大量繁殖，自養菌種群密度和活性逐漸下降[10, 48]。生物膜中DO梯度影響氨氧化、硝化和反硝化有關的細菌的分布情況[49]，進而間接影響自養異養菌的空間分布，而藻類在DO含量較高的條件下光呼吸作用增強，導致內源物質消耗而光合作用受抑制[50]，所以，有效控制C/N和DO濃度是維持菌-藻平衡的一個重要因素。

水體流速是菌-藻共生生物膜的形成、掛膜以及穩定性的重要影響因素。水體流速對菌-藻生物膜形成的影響主要表現為：一方面，流速增加促進底物傳質，有利于生物膜中底層微生物吸收營養物質，提高生長繁殖速率；另一方面，老化的生物膜可以在水體剪切力的作用下發生脫落，實現菌-藻生物膜更新，從而增強生物膜中微生物活性[8]。然而，水體湍動程度過大將產生較大的剪切力，不利于生物膜在載體表面附著，抑制菌-藻生物膜的形成及穩定，過小則易形成較厚的生物膜，增加了敝光效應和傳質阻力，不利于內層生物膜對光能的利用以及生物膜與液相主體之間的底物、代謝產物以及氣體交換。因此，水體流速需同時滿足生物膜附著生長的穩定性及底物傳質的低阻力，并根據生物膜形成的不同時期設定。在生物膜形成初期，較低的流速可以促進微生物附著而有利于生物膜的形成，而在后續階段，應適當增加流速，以促進底物、氣體傳質和生物膜自動更新。

3.2 生物因素

菌-藻共生生物膜的形成過程中，其所釋放的EPS起關鍵作用。在生物膜生長繁殖階段，EPS具有聚集、連接菌-藻細胞以及作為暫存和傳遞營養物質媒介的作用，構成了菌-藻共生生物膜的骨架[37]。EPS是由蛋白質、多糖、磷脂和核酸等組成的高分子聚合物，根據其與細胞結合的緊密程度，又分為溶解態EPS(Soluble EPS, S-EPS)和結合態EPS(Bound EPS, B-EPS)。EPS官能團同時包含多個親水/疏水、正電/負電結合位點，故在菌-藻共生生物膜形成過程中，EPS會對細胞表面理化性質(如帶電性、親疏水性、粗糙度等)產生重要影響[51-55]。Li等[56]研究發現，生物膜生長速率與B-EPS的蛋白質和多糖比值、親疏水性、含量及表面zeta電位密切相關。其中，EPS中帶正電的基團，如-NH2，能增加細胞表面zeta電位，從而促進生物膜的穩定性。此外，生物膜的形成與EPS表面能正相關，而EPS表面能又與EPS表面親水性呈正相關，與疏水性呈負相關。而Chen等[57]還發現，EPS在載體表面呈非均勻分布，增加了載體表面粗糙度，為生物膜形成創造了有利條件。

另一方面，細菌的生理活動以及其與微藻的相互作用對菌-藻共生生物膜的形成也具有關鍵作用。細菌增殖速度高于微藻，細菌在快速增殖階段分泌大量的EPS，粘附在載體表面，形成細菌生物膜，隨著細菌豐度和多樣性的提高，微藻可利用的碳源和氮磷無機鹽增多，促使更多的微藻細胞附著在載體表面，形成菌-藻共生生物膜并促進微藻生長[58]。Hodoki[59]研究證實，在培養藻類生物膜的過程中，引入一定量的細菌能顯著提高生物膜中葉綠素含量，并增強微藻細胞的附著性；Holmes[60]研究發現，與無菌的藻生物膜培養體系相比，添加細菌的培養體系里，生物膜中的葉綠素含量增加了1～2個數量級；Irving等[61]研究表明，與無菌培養液相比，在未殺菌的經過二級處理的廢水中生長的藻類生物膜厚度增加了9倍。

3.3 載體類型

載體是細菌和微藻形成生物膜的關鍵性場所，其表面性質對菌-藻生物膜的形成、代謝活性具有重要影響。按照材料性質，通常可將載體分為無機載體和有機載體。目前研究的無機載體包括陶瓷顆粒、玻璃、不銹鋼板、石灰石等。有機載體分為天然高分子載體和合成高分子載體，其中，天然有機高分子載體包括海藻酸鈣、瓊脂、棉、木質載體等；合成高分子材料包括聚四氟乙烯(PVDF)、聚氯乙烯(PVC)、聚乙烯(PE)、聚丙烯(PP)、尼龍、紙、聚氨酯(PU)、聚苯乙烯(PS)、醋酸纖維(CA)、硝化纖維(CN)等。在選擇載體時，不僅需要綜合考慮載體的表面特性、來源、成本以及耐用性，還應根據載體安裝方向對微生物附著性的影響來選擇不同的載體，如對于水平安裝的載體應選擇表面相對光滑的材質，諸如PVC、玻璃材料等，便于后續刮取生物質進行回收，而垂直安裝的載體應選擇表面粗糙度較大的，如棉材質載體，使微生物細胞能夠克服重力作用緊密地粘附在載體表面[62]。

微生物和載體表面最初的相互作用力為靜電作用力。細菌和微藻細胞表面通常帶負電，易于粘附在帶正電的載體表面，而在帶負電的載體上附著需要克服靜電斥力，所以，通常選取帶正電的載體作為菌-藻生物膜附著場所[16]。載體的親/疏水性也影響微生物附著效果。親水性載體表面容易吸附微生物粒子，但吸附作用較弱，為可逆吸附；疏水性載體表面吸附力較強，但吸附不可逆。適宜的載體應既能滿足微生物生理活動需求，又具有較強的吸附力，因此，選擇的載體應達到一定親/疏水平衡值[63]。Gross等[64]、Sekar等[65]分別研究了微藻細胞在不同載體表面的附著性能，結果表明，微藻更容易在疏水性載體表面附著并形成初始生物層。除上述提及的載體表面性質外，載體的生物毒性以及可生物降解性對菌-藻生物膜形成也具有一定影響，例如，銅板對微藻和細菌具有毒害作用，不適合作為菌-藻生物膜的載體，而紙材質的載體雖然對微生物無毒害作用，但因其可被微生物降解，縮短了載體的使用壽命，同樣不適合長期作為菌-藻生物膜載體，所以，應選擇對菌-藻細胞無毒害作用、使用壽命長且易于微生物附著的材質作為載體，如棉質、PVC、PE等材質。

4 菌-藻生物膜在污水處理中的應用

基于菌-藻生物膜污水處理體系的獨特優勢，近年來，不同類型的菌-藻生物膜反應器被開發用于廢水處理。由于菌-藻生物膜反應器在供氣方式、載體類型等方面具有廣泛的選擇，因此，反應器設計較靈活，文獻中報道了多種構型的菌-藻生物膜反應器，根據反應體系是否直接與外界環境進行物質交換，可將反應器分為開放式反應器和封閉式反應器，其中，開放式反應器為開放容器，可直接與外界環境進行CO2/O2等交換；封閉式反應器為密閉容器，不能與外界環境進行氣體交換。常見的開放式光生物反應器構型為水力藻類床(Algal Turf Scrubber，ATS)、菌-藻生物膜轉盤等，封閉式生物反應器主要包括封閉管狀/平板狀菌-藻生物膜反應器。筆者主要介紹菌-藻生物膜系統應用于城鎮生活污水、工業廢水以及養殖廢水處理的研究進展。

4.1 城鎮生活污水

城鎮生活污水是菌-藻生物膜污水處理技術研究最廣泛的廢水類型，20世紀80年代，Adey等[66]就利用ATS處理城市生活污水，并獲得了較好的氮磷去除效果。此后，關于菌-藻生物膜城鎮生活污水凈水體系的研究廣泛展開。Posadas等[67]對比了封閉管式生物膜反應器和實驗室規模的ATS體系對模擬生活污水的處理效果，發現開放式菌-藻生物膜反應器對TN、TP的去除效果分別可達92%±5%和96%±2%，而封閉管式生物膜反應器對TN、TP的去除率分別為80%±6%和68%±18%。應用較廣泛的載體為二維平面構型，此類載體結構簡單且容易被菌-藻附著，但其比表面積較小，掛膜量較少，不適用于污染物濃度高的廢水處理。針對這一弊端，研究者選取了比表面積更大的三維填料作為載體，如唐聰聰[68]將具有多孔結構的球形陶瓷填料(比表面積為90 m2/m3)和菌-藻共生體引入SBR中，構建了序批式菌-藻共生泥膜反應器(A-SBBR)，根據填料固定、不固定將反應器分為I型A-SBBR和Ⅱ型A-SBBR，并應用于模擬生活污水處理，研究結果表明，I型TN、TP去除效果分別為65.8%、89.3%；Ⅱ型TN、TP去除效果分別為69.91%、94.78%。據文獻報道，Zhang等[10]構建了一種膜曝氣菌-藻生物膜反應器，其改變了傳統菌-藻生物膜體系的供氣方式，利用透氣膜組件向反應體系提供O2，成功地在膜片表面培養出菌-藻共生生物膜，其對TN、TP的去除率分別為80.56%、62.54%。

4.2 工業廢水

廢水中的有毒有害物質對微生物生長繁殖以及生物活性具有強烈的抑制作用，極易影響廢水處理效果。相較于傳統生物處理技術，菌-藻共生生物膜工藝不僅可以有效去除多種污水中的氮磷等營養元素，同時，藻類具有較強的毒害物質耐受性，對有毒污染物，如重金屬、石油烴類等也具有較好的處理效果，因此，也有學者利用菌-藻生物膜處理含毒性物質廢水。

重金屬污染物是工業廢水中常見的難處理污染物，前人廣泛開展了微藻對As、Cd、Cr、Pb、Hg等重金屬廢水處理的研究(如表1所示)，證實微藻在耐受重金屬毒性并修復重金屬污染水體方面具有較大潛力，所以，結合菌-藻共生生物膜在污水處理中的優勢，利用菌-藻生物膜法去除水體中的重金屬成為一項新興污水處理技術。菌-藻生物膜法處理重金屬污染廢水主要依靠吸附作用，大量研究表明，微生物分泌的EPS因含有豐富的含氧官能團，易與金屬離子通過絡合作用進行吸附。張道勇等[70]研究了絲藻(Ulothrixsp.)-細菌生物膜去除Cd，結果發現，系統中Cd的去除效率與絲藻分泌的EPS相關性良好，此外還發現，絲藻所分泌的EPS為菌-藻共生體提供了一個緩沖Cd毒性的微環境，這使得菌-藻生物膜能在不利的環境中保持較高的活性并能持續有效地去除水體中的Cd。高敏等[71]也探究了菌-藻生物膜對重金屬Cd的去除效能，研究發現，Cd的去除效果受溫度、pH值以及離子強度影響較大，其中，Cd離子濃度變化范圍為2～10 mg/L時，去除率由97.8%增至98.42%，超過10 mg/L時，去除率下降。出現該結果的原因可能是低濃度Cd離子刺激了生物膜分泌EPS，增加了對Cd的吸附，高濃度Cd離子抑制了微生物的活性，降低了EPS的分泌，且存在競爭官能團以及結合位點的現象，故抑制了Cd離子被菌-藻生物膜吸附。梁麗華[72]探究了光照氧化塘菌-藻共生生物膜系統去除煤礦區廢水中的Cr(Ⅵ)的潛力，研究結果表明，當Cr(Ⅵ)低于3 mg/L時，去除率大于90%，經過長時間的馴化，在Cr(Ⅵ)進水濃度為20 mg/L的條件下，去除率可穩定在88.2%，證實了菌-藻生物膜對Cr(Ⅵ)具有良好的去除效果。

表1 不同藻種類對重金屬的去除效果[69]Table 1 Algal species used in the heavy metal removal

含毒性物質廢水中除含有重金屬外，還含有難降解有機污染物，有機污染物被微生物礦化降解需要消耗大量O2，傳統生物處理工藝需設置曝氣裝置供氧，不僅能耗高，更易造成有毒物質如酚類污染物、有毒有機溶劑的揮發，產生二次污染，此外，難降解有機污染物易對微生物活性產生抑制效果，降低污水處理效能。近年來，一些學者發現，菌-藻生物膜對工業廢水中難降解有機物具有較大去除潛能，并且無須額外供氧，避免二次污染。微藻對細菌降解石油烴類污染物具有促進作用，主要體現在微藻可分泌表面活性劑，以有效提高有機污染物的可生化性，同時，微藻細胞分泌的胞外物質不僅促進了石油烴共代謝，還能為共生菌提供營養物質及較穩定著生環境，增強石油烴降解效率[73]。Mukherji等[74]利用生物轉盤培養的菌-藻生物膜處理含石油烴廢水，研究發現，在高有機負荷條件下(總石油烴，23.9～47.8 g/m3/d)，油滴被吸附在生物膜表面且大部分烷烴被微生物礦化，當HRT大于18 h時，石油烴的去除率大于97%。Chavan等[75]研究了苯酚對菌-藻生物膜轉盤修復石油污染水體的影響，結果表明，在HRT為21 h，有機污染物負荷為27.33 g/(m3·d)的條件下，當進水中苯酚含量由0.11 g/(m3·d)增加至0.69 g/(m3·d)時，石油烴去除率由99%降低至94%，證實苯酚對微生物活性有一定的抑制作用，但菌-藻生物膜對苯酚仍具有一定的耐受性，因此，污染物降解活性仍然較高，并對苯酚具有一定的去除效果(18.8%～38%)。Muoz等[76]探究了小球藻sorokiniana和菌種Ralstoniabasilensis構建的菌-藻共生生物膜系統對水中的水楊酸(可抑制細菌活性的有機物)的去除效果，結果表明，在ATS反應器中HRT為1.3 d條件下水楊酸去除率可達100%。

4.3 養殖廢水

5 結論與展望

菌-藻生物膜既廣泛存在于天然水體中的固體介質表面，也可以通過人工強化手段在光生物反應器中培養形成，其中，環境因素、微生物活性以及載體類型是影響菌-藻生物膜形成和脫落的重要條件。相較于傳統污水處理工藝，菌-藻生物膜不僅在一定程度上維持高濃度生物量，減少占地面積，同時在污染物去除、節能降耗以及對環境毒性的耐受性等方面也表現出極大的優勢。因此，近年來，將菌-藻共生生物膜污水處理技術應用于城鎮生活污水、工業廢水以及養殖廢水的研究方興未艾。雖然，菌-藻生物膜污水處理體系具有其獨特的優勢，但在實際工程中的應用仍任重而道遠。其中，菌-藻共生生物膜快速形成及高效穩定控制、污染物降解機制及針對特定廢水處理的細菌和微藻的富集培養等方面仍有待進一步研究，具體包括：

1)菌-藻生物膜快速形成及穩定高效是完成污水處理的前提和基礎，在生物膜形成過程中，細菌及藻類間信號傳遞，特別是群體感應是影響生物膜形成時效及微生物群落結構的重要因素，而有關如何調控菌-藻間群感效應的研究鮮有報道；另一方面，由于水力剪切力、遮光效應、傳質阻力等所導致的菌-藻生物膜非自然脫落，藻細胞生長受限等問題仍未解決。因此，可通過反應器構型設計、運行參數優化等增強藻體光捕捉能力，降低或延緩生物膜脫落頻次；同時，將宏觀調控與微觀的細菌及微藻間信號分子相結合，進一步研究菌-藻共生生物膜快速形成及穩定控制機制。

2)當前有關菌-藻生物膜對毒性物質的耐受機制的理解尚停留在宏觀層面，需合理利用基因組學、代謝組學等研究手段，從微觀角度剖析菌-藻生物膜在極端環境下的耐受機制和去除機理。

3)目前，有關菌-藻共生生物膜處理普通生活污水的研究報道較多，并有一定的工程應用，而菌-藻生物膜在特種廢水中毒害物質的去除方面也展現出巨大潛力，但多處于實驗室研究狀態。因此，可通過菌種篩選及馴化、微生物富集培養等方式，針對性地投加細菌及藻類來提高菌-藻生物膜在特種廢水處理方面的適應能力，并根據微生物及廢水特征，合理開發相適應的反應器構型，從而進一步推廣菌-藻共生生物膜在特種廢水中的工程應用。此外，針對工業廢水濁度所造成的藻類太陽能利用率低等問題，可通過結合物化等前處理手段降低進水濁度、色度等，以期減緩水體遮光效應。