菌藻共生系统在生猪养殖污水处理中的应用及其互作机制的研究进展

孙 宏，李园成，王 新，沈 琦，姚晓红，吴逸飞，汤江武

（浙江省农业科学院植物保护与微生物研究所，浙江杭州 310021）

生猪养殖的规模化、集约化发展在满足猪肉消费的同时，也产生了大量养殖污水等废弃物，生猪养殖污水含有高浓度的氨氮、有机物和磷，若处置不合理将对环境造成严重危害。以我国最常用的干清粪方式为例，养殖污水的化学需氧量（COD）、氨氮、总氮和总磷可分别达到5 664.17、732.5、1 100 和564.67 mg/L[1]。目前采用的以生化手段为主的处置方法能耗较大，仅提供曝气就占50% 以上的污水处理运行成本[2]。利用光合自养微藻处理养殖污水可实现污染物去除的同时积累生物质，从而实现氮、磷等资源的循环利用，是一种处理养殖污水的有效手段。但该方法也存在耐受负荷低、大规模应用去除效率不高及下游微藻资源化利用成本高等问题[3]。自然界中，微藻可与细菌共同形成菌藻共生系统存在。近年来，国内外学者对微藻与细菌的互作机制开展了广泛研究，逐步明确了菌藻共生系统在协同污水净化处理中较单一微藻处理的优势[4-5]。在此背景下，本文着重介绍了该系统在生猪养殖污水净化中的处理效果，并就其潜在机制及可能的影响因素进行综述。

1 菌藻共生系统对生猪养殖污水的处理效果

1.1 菌藻共生系统中的微藻与细菌 菌藻共生系统是由微藻和细菌组成的有机体。微藻单独作为一种污水净化手段在20 世纪70 年代即有应用，目前在生猪养殖污水处理中应用最广的微藻为小球藻属（Chlorellasp.）和栅藻属（Scenedesmussp.），其净化作用主要基于高效的氮、磷和COD 去除效率和高耐盐特性[6]。同时，微藻经过生猪养殖污水培养后，其自身的糖类、蛋白质、油脂等含量大幅提升，可进一步作为生物质能源、肥料、饲料等进行下游开发[2-3]。

菌藻共生系统中的细菌最直接的作用是可提高微藻的生长速度和生物量[7]。前期研究也证实细菌可提高单一微藻的污水净化效果并促进糖类和脂肪在微藻细胞内的沉积，从而显著提高微藻净水功能[8]。此外，Chen 等[9]报道一些特定细菌（如Pseudobodosp.）可破坏微藻细胞壁结构从而提高其下游破壁加工的效率。目前，在污水处理中应用最普遍的菌藻共生系统包括微藻与活性污泥组合、微藻与特定污水来源的功能微生物组合等。

1.2 菌藻共生系统对生猪养殖污水中营养物质的去除生猪养殖污水中较城市生活污水具有更高的氮磷含量，氮磷比一般高于5:1，非常适合微藻和细菌生长。目前国内外菌藻共生系统对生猪养殖污水中有机物和氮、磷的去除主要以微藻和活性污泥的组合为主（表1）。Hernandez 等[10]采用终浓度为25 mg/L 小球藻（C.sorokiniana）与12 mg/L 好氧活性污泥在24℃、6 000 Lux 光照条件下处理生猪养殖污水，发现COD、总氮和总磷的去除率可分别达到62.3%、82.7%和58%；硝化和反硝化效率分别达到75.7%和53.8%。de Godos 等[11]报道采用干重为4～6 mg/L 的微藻（Chlorellasp.）和3 mg/L活性污泥的菌藻共生系统处理稀释生猪养殖污水后，可降低污水中46% 的总有机碳。同时，较前述的微藻与细菌均自由分散在污水中的游离态菌藻共生系统相比，呈固定化的菌藻共生系统处理养殖污水可具有更优的净化效果和更高的生物产量[12]。de Godos 等[13]将菌藻共生系统形成固定化生物膜后，处理含有656 mg/L 氨氮和117 mg/L 总磷的生猪污水，发现可进一步提高氮、磷的去除率至90%以上。Gonzalez 等[14]同样发现，当菌藻共生系统形成稳定生物膜结构后，处理生猪养殖污水（COD 2 000 mg/L、氨氮180 mg/L 和磷15 mg/L）可实现99%以上的氨氮和75% COD 的去除。简恩光[15]考察了菌藻处理沼液10 d 后的效果，发现沼液中总氮、总磷、氨氮和COD 的去除效果显著高于单独小球藻处理组。杨翔梅[16]报道，与采用单一的硝化细菌或单独微藻（Desmodesmussp.）相比，由硝化细菌和近具刺链带藻组成的共生系统对生猪养殖废水中氨氮、总氮和总磷的去除率均最高，微藻生物量也达到最大。

1.3 菌藻共生系统对生猪养殖污水中重金属的去除 养殖污水中除高浓度氮、磷外，还可含有粪便中未完全消化的Cu、Zn 等重金属组分。目前针对养殖污水中重金属去除的研究报道较少。Batool 等[18]曾采用模拟重金属溶液为原料研究普通小球藻（C.vulgaris）和深海微小杆菌（Exiguobacterium profundum）组成的菌藻共生系统对其去除的效果，发现该系统对污水中Cu、Cr 和Ni 的最高去除率可分别达到78.7%、56.4% 和80%。Subashchandrabose 等[19]报道在连续进水条件下，菌藻共生系统联合处理含Cu 污水的最高去除效率可达80%。目前已知的菌藻共生系统对重金属的去除主要以生物吸附为主，即通过各自细胞表面的功能团（羧基、羟基等）与金属结合[20]。因而筛选与重金属有高结合能力的细菌与微藻将可能有助于提高菌藻共生系统整体的重金属去除效果。

2 菌藻共生系统在生猪养殖污水处理中的互作机制

2.1 有机物利用 菌藻共生系统中的微藻与细菌既相互依存又在某些条件下相互抑制，存在复杂的互作机制（图1）。系统中微藻发挥的最重要作用是利用二氧化碳生产有机物并部分释放入环境；而细菌则利用污水中的有机物转变为无机物继续为微藻所用[21]。在此过程中，微藻作为光合自养生物可产生大量氧气，直接提高处理污水中的溶解氧浓度，从而有助于好氧细菌的分解代谢。据Wolfaardt 等[22]估算，在微藻存在下，细菌降解污水中COD 的效率可提高37%以上。同时，好氧净水细菌代谢产生的二氧化碳也可作为微藻的碳源被利用[23]。

2.2 氮、磷的利用 菌藻共生系统去除生猪养殖污水中氮、磷的机制涉及到多个方面，包括硝化和反硝化菌等脱氮微生物的生物降解、微藻对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，对有机物的需求较低，同时几乎所有的微藻均无法直接利用氮气为氮源。氨氮是微藻利用的最佳氮源，而生猪养殖污水中氮素主要以氨氮形式存在，非常适合微藻利用[25]。但过高的氨氮对微藻具有明显的抑制作用，如本课题组研究发现浓度为300 mg/L 的氨氮即对小球藻（Chlorellasp.）产生抑制作用[26]。菌藻共生系统内的细菌（如氨氧化菌）可将氨氮转化为硝酸盐，进而缓解高氨氮环境对微藻的抑制，微藻生长释放的氧气同时提高了活性污泥中硝化细菌的功能[23]。据估算，微藻每吸收1 g 氮可释放至少16.8 g 氧气，足以满足硝化细菌转化5.6 g 氮[23]。

表1 不同菌藻共生系统处理生猪养殖污水的效果

图1 微藻菌系统的营养互作机制[24]

微藻主要以污水中的无机磷（主要为磷酸盐）为生长元素，合成自身的有机磷，从而降低污水中的磷含量[27]。在环境中无机磷缺乏的情况下，细菌在微藻死亡后可分解微藻的有机磷为无机磷继续供其他微藻生长所需，从而提高磷元素的利用效率[28]。但考虑到生猪养殖污水中含有大量的无机磷，这种磷元素的补偿作用可能较少发挥。

2.3 其他互作方式 近年来研究发现，微藻与细菌之间可通过众多特定的信号分子进行相互影响，包括维生素、游离氨基酸、有机酸、溶藻素、抗生素等在内的10 余类化合物[29-30]。总体而言，这些信号化合物最终均通过控制两者群体数量发挥作用。如污水处理中活性污泥分泌的N-酰基-高丝氨酸内酯化合物可刺激游离小球藻发生自聚集作用而提高该微藻的局部浓度[31]。菌藻共生系统中的细菌也可为微藻提供生长所必须的维生素（特别是B 族维生素）和植物激素（如吲哚-3-乙酸）来促进微藻生长[32]。

相关研究还报道了菌藻共生系统在长期进化过程中发生了基因转移现象[33]。如Chekanova 等[34]曾采用高通量技术构建了海洋菌藻共生系统的16S rRNA 文库，发现约有3%的序列来源于真核生物。需要强调的是，上述基因水平转移主要发生在长期共存的自然环境中，对于生猪养殖污水处理系统，由于环境中营养元素高度丰富，菌藻共生系统中的各组分是否发生基因水平转移有待进一步验证。

3 菌藻共生系统污水净化效果的环境影响因素

菌藻共生系统中微藻和细菌的生长受到环境因素（pH、光照强度等）的影响，直接导致了污水净化效果的差异。

光照是菌藻共生系统中提供能量来源的重要方式，直接影响了微藻有机物的合成量和氧气释放量。当光照强度不足或微藻密度过高时，微藻将无法获得足够的光照从而降低其生物活性[35]。该种作用在生猪养殖污水中尤为常见，本研究团队曾对比了不同稀释倍数（2、4 倍和6 倍）猪场沼液对小球藻（Chlorellasp.）生长的影响，发现随着稀释倍数的增加，微藻生物量和污染物的去除效率均显著提高，提示可能与沼液稀释后微藻获得的光照强度增加有关[26]。过量的光照对细菌的生长则有抑制作用。如Ward 等[36]报道，自养硝化细菌可被过量的光照所抑制，该种机制可能与光照损伤了线粒体内部的能量获得途径有关。陈涛静[37]发现小球藻（Chlorellasp.）和活性污泥共培养状态下对COD 的去除效果最好，与200 μmol/（m2·s）光强相比，菌藻共培养在1 000 μmol/（m2·s）光强下不利于对COD 和氮、磷的去除。同时，研究者发现可通过光暗交替培养菌藻共生系统的方式来缓解光照对硝化菌的抑制作用[35]。李永华[38]通过对环境因子的筛选及组合试验研究，认为固定化菌藻净化养殖污水的最佳环境参数为氮磷比12.5、温度30℃、光照强度3 500 Lux、光暗比2:1。

pH 是另一个影响菌藻共生系统处理污水的重要因素。一般认为微藻如小球藻属（Chlorellasp.）可在4～10 的宽pH 范围内生长，而过高的pH 会增加污水中游离氨浓度而对微藻生长产生抑制[24]。菌藻共生系统可通过复杂的机制控制环境的pH：一方面微藻光合作用时会释放OH-，但在吸收氨氮时释放H+（图1）；另一方面硝化细菌在硝化反应过程中可降低环境的pH[36]。Liang 等[39]研究表明，在芽孢杆菌（Bacillus licheniformis）与小球藻（Chlorellasp.）组成的菌藻共生系统中，氨氮和总磷的最大去除发生在pH 为7～8 范围内。

污水中的碳氮比对菌藻共生系统的运行也有影响。特别是对反硝化菌而言，需要大量的有机物作为电子供体来转化硝酸盐为氮气。微藻在生猪养殖污水中也会进行部分异养代谢，且在异养代谢下其生物量增加和污染物去除效率可优于光照自养条件[40]。如Zhu 等[41]采用小球藻（C.zofngiensis）处理生猪养殖污水后，在COD 为3 500 mg/L 条件下的总氮去除率为81%，而在400 mg/L COD 条件下的总氮去除率仅为69%。由于生猪养殖污水的污染物浓度高，透光性较差，一般在采用微藻或菌藻共生系统处理时均需进行稀释，以满足微藻的光合作用要求[14]。杨翔梅等[16]研究了在未稀释条件下菌藻共生系统对生猪养殖污水厌氧消化液的处理效果，发现COD 仅能从初始的502.33 mg/L 降低到419.65 mg/L，对COD 去除效果较差。

此外，构成菌藻共生系统的微藻和细菌在不同生长阶段对系统稳定性也有影响。如在微藻数量达到稳定生长期后，细菌可通过分泌溶藻素等物质降低微藻的数量[42]。上述研究提示，控制菌藻共生系统中各组分保持最佳的生长状态对其发挥净水作用十分重要。

4 菌藻共生系统的反应装置

菌藻共生系统的反应装置可按是否与环境接触分为开放式和封闭式2 种。开放式反应装置由于操作运行成本低，在大规模应用时更为经济，但同时也更易受到外部环境因素的影响。开放式反应装置主要以各种光反应器（塘）为主，如跑道式反应塘和高效菌藻塘（HRAP）。Godos 等[11]报道，菌藻在总容量为465 L 的HRAP 装置中处理养殖废水可实现对总有机碳40%以上的去除。另一方面，采用封闭式反应装置虽然成本较高，但反应条件更易控制，目前主要以管式和柱式反应器为主。菌藻在封闭装置系统中，更易通过形成稳定生物膜的方式提高生物量，从而获得更高的污染物去除效果[20]。如Gonzalez 等[14]采用直径为18 mm 的PVC 管制备封闭式管式光反应器处理生猪养殖污水后发现，在接种菌藻后即有管内生物膜的形成。此外，传统的生化反应装置也适用于菌藻系统的培养，如序批式活性污泥反应器和膜生物反应器在提供足够光照的条件下，可满足菌藻共生系统处理污水的应用[43]。

5 展 望

菌藻共生系统在生猪养殖污水处理中的应用仍有进一步提升空间：一方面，受检测手段的限制，当前对微藻和细菌的互作机制缺乏细胞/分子间直接互作方面的研究。随着高通量、同位素示踪等检测技术的发展，构建互作运行机制更为清晰，效果更为可控的成熟菌藻共生系统将成为可能。另一方面，当前菌藻共生系统用于规模化生猪养殖污水处理仍有一定瓶颈，包括处理过程中对菌藻共生系统的有效控制以及相关外部作用条件优化等，因而开发适用于实际应用的微藻菌装置及固定化等模式仍是未来的重要研究方向。随着相关研究的不断深入，菌藻共生系统在生猪养殖污水净化方面的应用将会有更为广阔的空间。