菌藻共生技术在工业废水零排放中的应用与展望

郑梦启，王成业，汪炎，王伟，，袁守军，胡真虎，何春华，王杰，梅红

（1 合肥工业大学土木与水利工程学院，安徽 合肥 230009；2 安徽省农村水环境治理与水资源利用工程实验室，安徽 合肥 230009；3 工业废水及环境治理安徽省重点实验室，安徽 合肥 230022）

当前，我国正加速迈向现代化工业强国，但同时碳排放量也已居世界前列[1]，日益增长的工业废水也在不断加剧碳排放问题。工业废水由于高浓度的有机质和无机盐、高强度的生物毒性与不均衡的营养分布等特点，对自然水体构成严重威胁，成为我国水体富营养化、黑臭水体等重大环境问题的主要根源[2]。因此，为实现我国工业的可持续发展，工业废水零排放成为亟待解决的议题。

生物处理是工业废水处理的核心环节，传统的生物工艺通过消耗大量的能量与物料将废水中的有机物和氮、磷污染物转化为CO2、N2和剩余污泥等，并伴随着CH4、N2O 等的排放，在加剧温室效应的同时造成“以能消能”和“污染转嫁”的结果[3]。20世纪末，水体富营养化的治理过程启发了微藻在水处理领域的应用，并在市政污水深度处理单元实现氮磷营养物质的强化脱除和回收。近年来，菌藻共生技术凭借活性污泥和微藻之间高度协同的碳氮代谢循环，在降解污染物的同时具备固碳、固氮能力，逐步应用于工业废水以同步脱除有机物和氮磷污染物[4-5]。研究表明，菌藻串联系统中活性污泥产生的CO2有1/4～1/3 可被微藻吸收，同时光合作用释放氧气以供给微生物呼吸代谢，能量利用率提升至70%以上，在最佳曝气量的条件下菌藻共生工艺相比于活性污泥法可减少约50%的碳排放量[6-7]。菌藻共生技术不仅能够实现氧气和养分的自行补给，还能够将废水中的碳氮磷元素转化为高附加值的蛋白和油脂等，进而生产高蛋白肥料和生物燃料，在减碳节能的同时变废为宝，为实现工业废水零排放以及碳中和战略目标提供了有效途径。

本文从降解机理和影响因素出发，综述了菌藻共生技术降解工业废水毒性有机物以及脱氮除磷的特点与优势，并结合印染废水、制药废水、石化废水三种典型工业废水总结了菌藻共生技术处理不同废水的特性与难点，从而对菌藻共生技术处理工业废水的未来发展方向进行展望。

1 菌藻共生技术脱除工业废水污染物

工业废水中污染物主要包括毒性有机物和氮、磷营养盐，其中酚类物质、多环与杂环有机物等毒性有机物大多具有强烈的生物毒性和致畸变、致突变作用，而氮、磷营养盐则是引起水体富营养化的根源。工业废水污染物主要通过物理法、化学法以及生物处理法脱除，物理、化学技术受限于成本高、适用范围小的缺点而难以作为主要的处理工艺，而生物处理则因优越的经济技术性能和对不同污染物的适应性，得到广泛的应用[8]。工业废水处理过程中异养细菌为主导微生物，形成以有机物降解为主，氮磷生物脱除性能较差的特点[9]，菌藻共生技术则通过协同作用强化对氮磷营养元素的吸收，并克服了传统生物处理能耗高、碳排放量大的缺点。

1.1 菌藻共生技术降解毒性有机物

菌藻共生体系对毒性有机物的去除主要依靠异养细菌的呼吸作用将有机物分解为CO2和小分子化合物，藻类则利用细菌代谢产物进行光合作用，进而减少CO2排放。研究表明，菌藻共生体系中溶解性碳是藻类主要的碳源，当pH>7 时，以形式存在的碳会通过主动运输进入藻细胞的细胞质基质，在碳酸酐酶的作用下转化为CO2进行光合作用[10]，实现生物固碳。

Maza-Márquez等[11]使用菌藻共生体系在光生物反应器中处理（含酚）橄榄洗涤废水，发现总酚的去除率达94.84%，证实了菌藻共生系统去除毒性有机物的可行性。通过DNA 分析，实验中反应器内形成的生物膜上发现绿藻（Sphaeropleales）、蓝细菌（Hapalosiphon）和变形菌（Rhodopseudomonas、Azotobacter）形成了稳定的微藻-细菌联合体，它们的相互协作在酚类和油分降解过程中发挥了关键作用。Wang 等[12]使用菌藻共生技术处理焦化废水中酚类、多环芳烃等有机污染物，通过提取分析胞外聚合物（EPS）发现，相比于活性污泥，菌藻共生产生的EPS 浓度更高，有助于系统抵御有毒污染物。在共生体系中菌藻通过同化氮污染物合成蛋白质，分泌至胞外形成“生物凝胶基质”[13]，黏附、絮凝形成菌藻团聚、共生的微生境——“藻际”（图1），不仅加强了菌、藻的沉降性能，并且强化了共生体系共同抵抗外界毒性物质以及不良条件的能力，为高效降解工业废水中毒性有机物提供了安全保障。

图1 藻际细菌-微藻的共生代谢

此外，菌藻共生体的结构和相互作用受pH、温度和光照等环境因子影响，并最终取决于污染物的营养可利用性[4]，在细菌代谢有机物适宜的pH（6～8）和温度（20～30℃）下，细菌与微藻形成良好的养分互补循环，促进污染物降解，而光照则表现对菌藻共生体的双重作用，既能够增强微藻与光自养细菌的互惠作用，也会加剧微藻与光异养细菌的竞争作用。

1.2 菌藻共生技术脱除氮磷营养盐

1.2.1 菌藻共生技术对氮的脱除

根据氮污染物的赋存形式，在菌藻共生体系中，氮的去除通常包括两个途径：一是通过藻的同化作用直接将氨氮转化为生物质氮[14]；二是细菌利用微藻产生的氧气通过氨化反应、硝化反应将含氮有机污染物逐步转化为和，最终在厌氧条件下经过反硝化作用转变为氮气，部分可以通过硝酸盐还原酶和亚硝酸盐还原酶的催化转化为，进而被藻类吸收，实现氮的去除。其中，工业废水中的氮杂环有机物多为有毒难降解污染物，导致细菌或微藻的氧化应激（reactive oxygen species, ROS）反应，改变细胞生理功能和代谢活性，从而降低脱氮性能。Shi 等[16]利用厌氧污泥、小球藻和聚氨酯填料构建了微氧光生物反应器，用以处理含有喹啉、吲哚的模拟煤化工废水，氮杂环有机物在厌氧环境中通过水解作用开环，释放的氨氮可直接由微藻吸收。相比于单一污泥或者微藻的反应器，菌藻共生能够提升高浓度氮杂环化合物的降解性能（>99%），并部分脱除氮杂环降解过程释放的氨氮，但受杂环有机物胁迫，微藻营异养代谢，氨氮利用能力降低。

与传统脱氮工艺相比，由于藻类的存在，光照强度和光照时间成为影响菌藻共生系统氮转化速率的重要因素，而氮转化效能对环境温度的响应更为显著。在一定范围内，光照强度和光照时间的增加能够促进藻类的光合作用，进而提升游离氨氮的吸收速率[17]。李竺芯等[18]实验发现光照强度为4000lux、光照时间为12h 时氨氮的去除率可达到95.4%，但进一步提高光照强度和时间也会诱导微生物的ROS并抑制硝化细菌Nitrospiraceae等[19]，导致菌藻共生系统的代谢失调。温度对氮去除效率的影响，一方面在于温度引起藻细胞内硝酸盐还原酶和亚硝酸盐还原酶的活性改变；另一方面，低温和高温环境均会抑制藻类的生长代谢。Lürling等[20]通过实验发现蓝藻的平均最佳生长温度为27.2℃，绿藻为26.3℃。当温度达到30℃时，藻的生长将受到抑制，其原因也是高温导致了ROS水平增加[21]。ROS的积累会破坏光合色素，影响细胞膜的主动运输和协助扩散能力，进而阻碍藻类的氮代谢。

工业废水生物脱氮过程中，氧气、温度和光照均为菌藻共生系统必需的环境因子，然而由于毒性有机物的存在，这些环境因子都具有促进生物代谢的临界值，超出适宜范围均可能引发毒性有机物的过度活化，或者直接诱导微生物的强烈氧化应激反应，抑制菌藻共生的氮代谢。因此，依据反应体系对环境因子的响应机制，探索菌藻共生技术的调控策略对实现工业废水高效处理具有重要意义。

1.2.2 菌藻共生技术对磷的脱除

工业废水中的磷成分主要分为有机磷和无机磷。传统的生物除磷过程中，聚磷菌在厌氧条件下释放磷，在好氧条件下过量吸收可溶性磷并形成聚磷酸盐，之后通过排泥达到除磷的目的。除此之外，在菌藻共生体系中，微藻和细菌的协同作用可以显著促进磷酸盐的同化，在光照条件下微藻可以通过转化外部磷酸盐形成细胞结构，并以聚磷酸盐的形式储存能量[22]。而对于废水中的有机磷，主要通过细菌分泌的有机磷水解酶使P—O键、P—S键断开，生成小分子有机物并被微生物利用，也有部分微藻参与有机磷的吸收[23]。同时，大量研究证实水体中溶解性活性磷酸盐是主导微藻生长的先决条件[24]，微藻的碳氮代谢活性强烈依赖溶解性活性磷酸盐，因而对于磷含量极低的煤化工等石化废水[25]，则需要补充磷酸盐以保障菌藻共生系统的生长代谢。

在菌藻共生体系中，类似于氮代谢，光照、温度等可通过调节生物代谢进而影响磷的去除。由于光生物反应器中存在着光合色素的吸收以及容器壁和细胞对光的散射作用而引起的光衰减的现象[26]，反应器底部的藻细胞无法获取足够的光照进行光合作用。王柳鹏等[27]通过在菌藻共生系统中引入发光填料，提高反应器底部的光照强度，增强藻类的光合作用，可使氮磷去除率达90%以上。此外，pH是影响磷转化的重要因素。例如，碱性环境下磷酸盐可以通过化学沉淀生成磷酸钙、磷酸镁等不溶性物质后去除[28]，而藻类的光合作用消耗水中CO2，使pH 升高，有利于磷的化学沉淀。Li 等[29]的实验表明，在高pH 条件下，化学沉淀对除磷的贡献率达45%。

磷作为地球生命必需元素具有不可替代性，但随着磷元素由矿石产出至废水和剩余污泥排放，全球磷循环已进入不可持续的状态[30]。菌藻共生技术为处理磷污染、回收磷资源提供了绿色与双赢的途径，同时结合化学方法将废水磷酸盐转化为磷矿产物也将成为今后研究的重点。

2 菌藻共生技术应用于工业废水处理

2.1 印染废水

印染为我国传统支柱型工业之一，也是工业废水排放大户。印染废水成分复杂，含有大量的难降解有毒有机物、重金属、悬浮颗粒物，氮磷含量相对较低，浊度、色度高，可生化性差[31]。偶氮染料是染料废水中的主要成分，可通过皮肤被人体吸收，且有致癌、致畸、致突变性。偶氮染料由偶氮基两端连接芳基构成，偶氮基是导致废水高色度的主要发色基团，并且与芳香基形成的共轭结构性质稳定，使其在常规生物处理工艺中难以降解[32]。

染料的生物去除机制可归纳为生物吸附、生物转化和生物凝固[33]。脱色是染料废水处理过程中的关键，尽管印染废水的色度严重影响光照效率，但已有研究证实死亡藻细胞可有效吸附染料，活藻细胞可通过吸附和降解实现更高的去除效果，并且重复5 次去除率均在90%以上。通过神经网络分析，反应时间是影响染料去除的首要参数，提高pH 有助于加强藻细胞对染料的吸附[34]。此外，Li 等[35]通过构建藻-菌（A）与菌-藻（B）串联系统处理偶氮染料，结果表明，两系统的降解效率和途径明显不同，藻-菌串联系统降解效率更高，COD去除率和脱色率分别达到91%和90%。如图2所示，蒽醌染料在A系统中首先被小球藻的Lac和MnP酶促氧化为环状内酯间化合物，随后C—O 键逐步水解形成单环化合物。串联系统细菌通过水解、脱羰基化和开环反应将藻代谢产物进一步分解为小分子，并完成矿化。这些研究证实藻类能够促进染料分子转化和辅助细菌代谢，加速偶氮基和芳基的分解。

图2 微氧光生物反应器中菌藻代谢染料路径

Tang等[36]构建了用于印染废水降解的菌藻共生系统，系统的COD 降解率接近游离菌、藻单独降解率之和，但共生体系氮磷去除率最高，分别为83.9%和87.6%。菌藻缠绕形成紧密的聚生体，提高了生物对盐度和染料的耐受性，代谢组学分析表明，菌促进了藻的生长与碳氮磷代谢，微藻则主导聚生体的氮磷代谢。由此可知，菌藻共生技术有助于加速染料代谢和脱色，并促进染料废水脱氮除磷，在染料废水处理方面具有广阔的应用前景。

2.2 制药废水

制药废水是工业废水的重要组成，由于制药原料结构复杂，合成路径繁多，废水中除活性药物成分还有大量中间体、有机溶剂和催化剂等，具有成分复杂、毒性和难降解有机物浓度高以及水质水量波动大等特点[37]。其中，我国抗生素废水占世界总产量的30%以上，生物抗性强，氮磷营养丰富，废水中的残余抗生素可通过“选择压力”加剧耐药性细菌的扩散，并经食物链传递到动物和人体，构成严重的生态危机，因而成为工业废水零排放治理的重点对象[38]。

由于制药废水中氨氮、磷酸盐含量高，营养丰富，具备微藻的生长代谢基础，Guo 等[39]利用抗生素废水实现小球藻和衣藻的培养，微藻可通过吸附、光解和水解等途径降解并利用抗生素。根据活性污泥和微藻对头孢类药物的降解实验，经驯化后的活性污泥对制药废水中头孢类的降解效率不及50%，而小球藻的去除率均在80%以上，利用微藻-污泥联合处理抗生素的去除率则高达97.91%，其中微藻的吸附、光解可有效活化抗生素，使系统中未经驯化的原生污泥发挥高效的降解性能。然而，废水中高浓度的抗生素和氨氮仍会显著抑制微藻的生长活性和藻体产量，抑制微藻去除废水COD 和NH+4-N 的性能。为减轻高浓度抗生素和氨氮对微藻的抑制，不同的预处理过程应用于削减初始污染物浓度和种类。Zheng 等[40]利用Bi2WO6催化剂的吸附与光催化预处理将抗生素废水中的头孢类去除99.4%，再经微藻处理后废水COD 和NH+4-N总去除率提升20%以上。然而，催化剂不具备选择性，催化效能受到废水中Cl-、SO2-4和NH+4的显著抑制。喻清[41]针对制药废水的高浓度污染物，采用了铁炭微电解-厌氧水解-微藻工艺进行实验研究，微电解预处理后COD 去除率达55%，氨氮与总磷去除率分别为36%与63%，削减了废水有机物种类并提高了可生化性，厌氧工艺进一步降解85%的COD，经小球藻处理后出水达到了《化学合成类制药工业水污染排放标准》（GB 21904—2008）的排放标准。

研究表明，制药废水中抗生素对微生物的胁迫导致菌藻共生系统ROS 水平上升，产生强烈的氧化应激反应，从而抑制系统的降解性能[42]。因此，相比于悬浮态菌藻共生反应器，固定化生物膜反应器能够营造更多样化的生境供微藻和细菌附着和富集，减弱抗生素对微生物的抑制作用，进而发挥更为显著的降解优势。根据Zou 等[43]利用磁性生物炭-菌藻共生耦合降解制药废水的研究，生物炭载体为小球藻的生长提供附着位点，促进生物量的积累与胞外蛋白的释放以抵御抗生素胁迫，使得莫西沙星和总氮的去除率明显高于未加生物炭的对照组。总之，菌藻共生处理制药废水受制于抗生素和氨氮负荷，预处理和生物膜载体是关键和有效的应对措施。

2.3 石化废水

石油化工作为当前世界能源、化工产业基础，石化废水是产量最大、成分最复杂的工业废水之一，通常含有大量的油类、芳香化合物、硫化物、氨氮和重金属，污染物浓度高、毒性强，水质水量波动大，难以生化处理[44]。由于富煤、贫油、少气的能源国情，以煤替代石油的煤化工是我国特色石化产业，煤化工废水是典型的高酚、高氨、高盐废水，并含有多环、杂环芳烃和氰化物等，处理不当会造成深重的生态灾难，因而零排放已成为煤化工废水处理的战略要求[45]。

微藻由于细胞结构简单，可适应多样化的环境和代谢方式，部分微藻如小球藻在光照环境营光合自养，也能在暗环境营化能异养。因此，微藻能利用有机碳源与无机碳源进行混合营养代谢。Xiao等[46]研究小球藻对苯酚和对甲酚的共代谢特性，发现小球藻可耐受800mg/L 的苯酚和400mg/L 的对甲酚，并利用低毒性的苯酚促进对甲酚的降解，同时NaHCO3可通过提高酚羟化酶活性增强苯酚和对甲酚的共代谢，表明小球藻在煤化工废水处理领域的应用前景。此外，废水中碳氮组分和比例也会影响微藻的形态和组织，高浓度有机碳源和缺氮环境均会导致微藻细胞体积增大，藻细胞油脂增加同时蛋白质含量降低，因而有机废水培育微藻可促进生物油脂的生产[47]。然而，煤化工废水中高浓度的氨氮则会抑制微藻的碳代谢活性。Wang等[9]开发的混合藻类和离子交换工艺，应用沸石将废水中氨氮由1180mg/L 削减至10mg/L，再通过氨氮的缓释支持微藻生长，在高氨氮作用下微藻生物质主要成分为蛋白质和淀粉。

由于煤化工废水成分复杂，酚氨污染物与氮杂环化合物共存，使细菌、微藻产生强烈的氧化应激反应[48-49]，菌藻共生技术仍难以适应实际煤化工废水。Ryu 等[50]将焦化废水稀释5 倍后对比了菌藻共生与单独栅藻降解煤化工废水的性能，菌藻共生反应器氨氮去除率和脂肪产量分别高出2.3 倍和1.5 倍，活性污泥的存在促进了有毒物质的削减，进而促进栅藻生长与代谢。随稀释倍数下降，氨氮去除率显著降低，主要原因在于酚类、氮杂环化合物等诱发的ROS攻击叶绿素a并抑制光合电子转移和NADPH的形成。此外，Shi等[16]通过微氧光生物固定床反应器降解典型氮杂环化合物喹啉（100mg/L）和吲哚（100mg/L），单独小球藻可通过异养方式降解低浓度（50mg/L）氮杂环化合物，而菌藻共生显著提升高浓度（100mg/L）氮杂环化合物的降解性能，去除率达99%以上，并脱除反应过程释放的氨氮（图3），但由于氮杂环化合物胁迫微藻进行异养代谢，氨氮利用能力（<10%）显著降低。此外，Zheng 等[51]继续研究证实喹啉的降解主要依靠兼性厌氧微生物，氮杂环主要通过厌氧代谢开环，而苯环裂解由邻苯二酚双加氧酶主导。本文作者认为，微氧环境一方面能够削减菌藻共生系统的ROS，另一方面有利于氮杂环化合物的降解，并能够富集大量利用氮杂环化合物的反硝化菌，从而提升废水脱氮性能。

图3 微氧光生物固定床反应器中菌藻代谢氮污染物路径

3 菌藻共生技术应用于工业废水零排放的展望

3.1 工业废水的预处理

由于工业废水成分复杂，含有高浓度毒性有机物和氨氮等污染物以及其他生物抑制性物质，例如制药废水的硫化物、煤化工废水中的硫氰化物，所以废水在进入生化处理单元前必须进行预处理。废水资源化是工业废水零排放的重点课题，针对废水中的高浓度有机物，通过萃取、蒸馏等方式回收高附加值的芳香化合物不仅能降低废水污染物负荷，而且有利于提升产业效益。此外，吸附是削减工业废水污染物负荷的最便捷方式之一，当前研究的重点在于开发选择性吸附剂，通过选择性吸附废水中的关键有毒有害物质减轻对微生物的氧化胁迫，同时保留可生化成分以维持生物生长代谢。从以废治废角度出发，利用煤热解过程产生的活性焦吸附煤化工废水中疏水性多环、杂环芳烃，降低废水联合毒性为石化废水处理开辟了新途径[25]。从系统协同的角度出发，将沸石、鸟粪石等天然材料应用于菌藻共生系统中，可降低微生物毒性压力[9]，固定氮磷资源并缓释氨氮、磷酸盐以持续促进微藻繁殖。

3.2 菌藻共生工艺的优化

传统的游离态活性污泥和微藻共生技术主要应用于生活污水等以降解低浓度有机物与吸收氮磷营养物，但工业废水中高浓度毒性有机物和氨氮等对游离微生物造成严重的氧化胁迫，并在超出微生物耐受水平时导致共生系统崩溃。因此，首先从机制层面出发，优化菌藻共生工艺，这主要通过改进微生物结合形态和反应器构型实现。研究表明，丝状微藻与污泥共生能够加速形成菌藻颗粒污泥，通过更紧密高效的群体感应提升胞外疏水蛋白含量，从而增强环境适应性[4]。此外，微藻和活性污泥构建微氧环境能够削减毒性有机物的氧化胁迫，并有利于富集兼性微生物，利用兼性微生物多样化的代谢途径降解废水中复杂污染物成分。另外，菌藻电化学协同工艺也值得关注，通过电化学系统阴阳极分离难降解有机物、氨氮并分别应用菌藻代谢优势实现协同降解，同时可解除有机物和氨氮的协同抑制[52]，这也为工业废水资源化提供了更为安全可靠的思路。最后，菌藻共生应用于实际废水通常受限于光照条件和微藻生长的调控，所以环境因子调控也成为了菌藻共生工艺优化的研究要点。

3.3 菌藻生物质的定向转化

废水资源化是废水零排放理念的升华，菌藻共生技术则是在生物处理层面实现废水资源化的重要途径。菌藻共生系统处理工业废水过程中，微藻可直接吸收废水氮磷污染物并转化为藻胆蛋白等，还能够利用废水中碳源生产脂肪和淀粉[47]。根据微藻生理特性与环境因子的差异，系统输出的生物质产品种类和产量不同。例如，小球藻最广泛用于有机废水处理以回收生物油脂，而螺旋藻则适宜于富氮废水处理，生物质成分以藻蛋白为主。同时，印染废水由于有机物浓度高，氮含量相对较低，微藻油脂产量明显高于蛋白质，而高氨氮的制药废水则促进微藻蛋白质和淀粉产生。另外，环境温度和光照周期也会影响微藻生物质的成分与种类。因此，为实现生物质产品的工业化生产，今后的研究应着眼于促进微藻生物质定向转化的环境因子调控策略方面。

4 结语

（1）工业废水中有机物胁迫微藻进行异养代谢，降低氮磷吸收能力。同时，毒性有机物与环境因子中过度的温度和光照等通过氧化胁迫，诱导微生物的强烈氧化应激反应，抑制菌藻共生系统。

（2）菌藻共生技术应用于工业废水零排放的关键前提在于优化预处理工艺与菌藻共生工艺，从而提升菌藻共生系统对工业废水的耐受性和降解性。依据菌藻处理工业废水的特性，菌藻共生技术改良的重点在于削减环境氧化胁迫和增强菌藻生物代谢优势的偶联。

（3）废水资源化是工业废水零排放的更深层目标。针对不同废水特征，应用合适的微藻种类，探索环境因子调控策略，以实现生物质产品（油脂、蛋白质）的定向输出。