菌藻共生系統(tǒng)在生豬養(yǎng)殖污水處理中的應(yīng)用及其互作機(jī)制的研究進(jìn)展

孫 宏，李園成，王 新，沈 琦，姚曉紅，吳逸飛，湯江武

（浙江省農(nóng)業(yè)科學(xué)院植物保護(hù)與微生物研究所，浙江杭州 310021）

生豬養(yǎng)殖的規(guī)?；?、集約化發(fā)展在滿足豬肉消費的同時，也產(chǎn)生了大量養(yǎng)殖污水等廢棄物，生豬養(yǎng)殖污水含有高濃度的氨氮、有機(jī)物和磷，若處置不合理將對環(huán)境造成嚴(yán)重危害。以我國最常用的干清糞方式為例，養(yǎng)殖污水的化學(xué)需氧量（COD）、氨氮、總氮和總磷可分別達(dá)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(yǎng)微藻處理養(yǎng)殖污水可實現(xiàn)污染物去除的同時積累生物質(zhì)，從而實現(xiàn)氮、磷等資源的循環(huán)利用，是一種處理養(yǎng)殖污水的有效手段。但該方法也存在耐受負(fù)荷低、大規(guī)模應(yīng)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(xì)菌共同形成菌藻共生系統(tǒng)存在。近年來，國內(nèi)外學(xué)者對微藻與細(xì)菌的互作機(jī)制開展了廣泛研究，逐步明確了菌藻共生系統(tǒng)在協(xié)同污水凈化處理中較單一微藻處理的優(yōu)勢[4-5]。在此背景下，本文著重介紹了該系統(tǒng)在生豬養(yǎng)殖污水凈化中的處理效果，并就其潛在機(jī)制及可能的影響因素進(jìn)行綜述。

1 菌藻共生系統(tǒng)對生豬養(yǎng)殖污水的處理效果

1.1 菌藻共生系統(tǒng)中的微藻與細(xì)菌 菌藻共生系統(tǒng)是由微藻和細(xì)菌組成的有機(jī)體。微藻單獨作為一種污水凈化手段在20 世紀(jì)70 年代即有應(yīng)用，目前在生豬養(yǎng)殖污水處理中應(yīng)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(jīng)過生豬養(yǎng)殖污水培養(yǎng)后，其自身的糖類、蛋白質(zhì)、油脂等含量大幅提升，可進(jìn)一步作為生物質(zhì)能源、肥料、飼料等進(jìn)行下游開發(fā)[2-3]。

菌藻共生系統(tǒng)中的細(xì)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(xì)菌可提高單一微藻的污水凈化效果并促進(jìn)糖類和脂肪在微藻細(xì)胞內(nèi)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(xì)菌（如Pseudobodosp.）可破壞微藻細(xì)胞壁結(jié)構(gòu)從而提高其下游破壁加工的效率。目前，在污水處理中應(yīng)用最普遍的菌藻共生系統(tǒng)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(tǒng)對生豬養(yǎng)殖污水中營養(yǎng)物質(zhì)的去除生豬養(yǎng)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(xì)菌生長。目前國內(nèi)外菌藻共生系統(tǒng)對生豬養(yǎng)殖污水中有機(jī)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(yǎng)殖污水，發(fā)現(xiàn)COD、總氮和總磷的去除率可分別達(dá)到62.3%、82.7%和58%；硝化和反硝化效率分別達(dá)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(tǒng)處理稀釋生豬養(yǎng)殖污水后，可降低污水中46% 的總有機(jī)碳。同時，較前述的微藻與細(xì)菌均自由分散在污水中的游離態(tài)菌藻共生系統(tǒng)相比，呈固定化的菌藻共生系統(tǒng)處理養(yǎng)殖污水可具有更優(yōu)的凈化效果和更高的生物產(chǎn)量[12]。de Godos 等[13]將菌藻共生系統(tǒng)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(fā)現(xiàn)可進(jìn)一步提高氮、磷的去除率至90%以上。Gonzalez 等[14]同樣發(fā)現(xiàn)，當(dāng)菌藻共生系統(tǒng)形成穩(wěn)定生物膜結(jié)構(gòu)后，處理生豬養(yǎng)殖污水（COD 2 000 mg/L、氨氮180 mg/L 和磷15 mg/L）可實現(xiàn)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(fā)現(xiàn)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(xì)菌或單獨微藻（Desmodesmussp.）相比，由硝化細(xì)菌和近具刺鏈帶藻組成的共生系統(tǒng)對生豬養(yǎng)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(dá)到最大。

1.3 菌藻共生系統(tǒng)對生豬養(yǎng)殖污水中重金屬的去除 養(yǎng)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(yǎng)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(tǒng)對其去除的效果，發(fā)現(xiàn)該系統(tǒng)對污水中Cu、Cr 和Ni 的最高去除率可分別達(dá)到78.7%、56.4% 和80%。Subashchandrabose 等[19]報道在連續(xù)進(jìn)水條件下，菌藻共生系統(tǒng)聯(lián)合處理含Cu 污水的最高去除效率可達(dá)80%。目前已知的菌藻共生系統(tǒng)對重金屬的去除主要以生物吸附為主，即通過各自細(xì)胞表面的功能團(tuán)（羧基、羥基等）與金屬結(jié)合[20]。因而篩選與重金屬有高結(jié)合能力的細(xì)菌與微藻將可能有助于提高菌藻共生系統(tǒng)整體的重金屬去除效果。

2 菌藻共生系統(tǒng)在生豬養(yǎng)殖污水處理中的互作機(jī)制

2.1 有機(jī)物利用 菌藻共生系統(tǒng)中的微藻與細(xì)菌既相互依存又在某些條件下相互抑制，存在復(fù)雜的互作機(jī)制（圖1）。系統(tǒng)中微藻發(fā)揮的最重要作用是利用二氧化碳生產(chǎn)有機(jī)物并部分釋放入環(huán)境；而細(xì)菌則利用污水中的有機(jī)物轉(zhuǎn)變?yōu)闊o機(jī)物繼續(xù)為微藻所用[21]。在此過程中，微藻作為光合自養(yǎng)生物可產(chǎn)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(xì)菌的分解代謝。據(jù)Wolfaardt 等[22]估算，在微藻存在下，細(xì)菌降解污水中COD 的效率可提高37%以上。同時，好氧凈水細(xì)菌代謝產(chǎn)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(tǒng)去除生豬養(yǎng)殖污水中氮、磷的機(jī)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(jī)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(yǎng)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(fā)現(xiàn)濃度為300 mg/L 的氨氮即對小球藻（Chlorellasp.）產(chǎn)生抑制作用[26]。菌藻共生系統(tǒng)內(nèi)的細(xì)菌（如氨氧化菌）可將氨氮轉(zhuǎn)化為硝酸鹽，進(jìn)而緩解高氨氮環(huán)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(xì)菌的功能[23]。據(jù)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(xì)菌轉(zhuǎn)化5.6 g 氮[23]。

表1 不同菌藻共生系統(tǒng)處理生豬養(yǎng)殖污水的效果

圖1 微藻菌系統(tǒng)的營養(yǎng)互作機(jī)制[24]

微藻主要以污水中的無機(jī)磷（主要為磷酸鹽）為生長元素，合成自身的有機(jī)磷，從而降低污水中的磷含量[27]。在環(huán)境中無機(jī)磷缺乏的情況下，細(xì)菌在微藻死亡后可分解微藻的有機(jī)磷為無機(jī)磷繼續(xù)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(yǎng)殖污水中含有大量的無機(jī)磷，這種磷元素的補償作用可能較少發(fā)揮。

2.3 其他互作方式 近年來研究發(fā)現(xiàn)，微藻與細(xì)菌之間可通過眾多特定的信號分子進(jìn)行相互影響，包括維生素、游離氨基酸、有機(jī)酸、溶藻素、抗生素等在內(nèi)的10 余類化合物[29-30]?？傮w而言，這些信號化合物最終均通過控制兩者群體數(shù)量發(fā)揮作用。如污水處理中活性污泥分泌的N-?；?高絲氨酸內(nèi)酯化合物可刺激游離小球藻發(fā)生自聚集作用而提高該微藻的局部濃度[31]。菌藻共生系統(tǒng)中的細(xì)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(jìn)微藻生長[32]。

相關(guān)研究還報道了菌藻共生系統(tǒng)在長期進(jìn)化過程中發(fā)生了基因轉(zhuǎn)移現(xiàn)象[33]。如Chekanova 等[34]曾采用高通量技術(shù)構(gòu)建了海洋菌藻共生系統(tǒng)的16S rRNA 文庫，發(fā)現(xiàn)約有3%的序列來源于真核生物。需要強調(diào)的是，上述基因水平轉(zhuǎn)移主要發(fā)生在長期共存的自然環(huán)境中，對于生豬養(yǎng)殖污水處理系統(tǒng)，由于環(huán)境中營養(yǎng)元素高度豐富，菌藻共生系統(tǒng)中的各組分是否發(fā)生基因水平轉(zhuǎn)移有待進(jìn)一步驗證。

3 菌藻共生系統(tǒng)污水凈化效果的環(huán)境影響因素

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

光照是菌藻共生系統(tǒng)中提供能量來源的重要方式，直接影響了微藻有機(jī)物的合成量和氧氣釋放量。當(dāng)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(yǎng)殖污水中尤為常見，本研究團(tuán)隊曾對比了不同稀釋倍數(shù)（2、4 倍和6 倍）豬場沼液對小球藻（Chlorellasp.）生長的影響，發(fā)現(xiàn)隨著稀釋倍數(shù)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(guān)[26]。過量的光照對細(xì)菌的生長則有抑制作用。如Ward 等[36]報道，自養(yǎng)硝化細(xì)菌可被過量的光照所抑制，該種機(jī)制可能與光照損傷了線粒體內(nèi)部的能量獲得途徑有關(guān)。陳濤靜[37]發(fā)現(xiàn)小球藻（Chlorellasp.）和活性污泥共培養(yǎng)狀態(tài)下對COD 的去除效果最好，與200 μmol/（m2·s）光強相比，菌藻共培養(yǎng)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(fā)現(xiàn)可通過光暗交替培養(yǎng)菌藻共生系統(tǒng)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(huán)境因子的篩選及組合試驗研究，認(rèn)為固定化菌藻凈化養(yǎng)殖污水的最佳環(huán)境參數(shù)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(tǒng)處理污水的重要因素。一般認(rèn)為微藻如小球藻屬（Chlorellasp.）可在4～10 的寬pH 范圍內(nèi)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(chǎn)生抑制[24]。菌藻共生系統(tǒng)可通過復(fù)雜的機(jī)制控制環(huán)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(xì)菌在硝化反應(yīng)過程中可降低環(huán)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(tǒng)中，氨氮和總磷的最大去除發(fā)生在pH 為7～8 范圍內(nèi)。

污水中的碳氮比對菌藻共生系統(tǒng)的運行也有影響。特別是對反硝化菌而言，需要大量的有機(jī)物作為電子供體來轉(zhuǎn)化硝酸鹽為氮氣。微藻在生豬養(yǎng)殖污水中也會進(jìn)行部分異養(yǎng)代謝，且在異養(yǎng)代謝下其生物量增加和污染物去除效率可優(yōu)于光照自養(yǎng)條件[40]。如Zhu 等[41]采用小球藻（C.zofngiensis）處理生豬養(yǎng)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(yǎng)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(tǒng)處理時均需進(jìn)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(tǒng)對生豬養(yǎng)殖污水厭氧消化液的處理效果，發(fā)現(xiàn)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(gòu)成菌藻共生系統(tǒng)的微藻和細(xì)菌在不同生長階段對系統(tǒng)穩(wěn)定性也有影響。如在微藻數(shù)量達(dá)到穩(wěn)定生長期后，細(xì)菌可通過分泌溶藻素等物質(zhì)降低微藻的數(shù)量[42]。上述研究提示，控制菌藻共生系統(tǒng)中各組分保持最佳的生長狀態(tài)對其發(fā)揮凈水作用十分重要。

4 菌藻共生系統(tǒng)的反應(yīng)裝置

菌藻共生系統(tǒng)的反應(yīng)裝置可按是否與環(huán)境接觸分為開放式和封閉式2 種。開放式反應(yīng)裝置由于操作運行成本低，在大規(guī)模應(yīng)用時更為經(jīng)濟(jì)，但同時也更易受到外部環(huán)境因素的影響。開放式反應(yīng)裝置主要以各種光反應(yīng)器（塘）為主，如跑道式反應(yīng)塘和高效菌藻塘（HRAP）。Godos 等[11]報道，菌藻在總?cè)萘繛?65 L 的HRAP 裝置中處理養(yǎng)殖廢水可實現(xiàn)對總有機(jī)碳40%以上的去除。另一方面，采用封閉式反應(yīng)裝置雖然成本較高，但反應(yīng)條件更易控制，目前主要以管式和柱式反應(yīng)器為主。菌藻在封閉裝置系統(tǒng)中，更易通過形成穩(wěn)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(yīng)器處理生豬養(yǎng)殖污水后發(fā)現(xiàn)，在接種菌藻后即有管內(nèi)生物膜的形成。此外，傳統(tǒng)的生化反應(yīng)裝置也適用于菌藻系統(tǒng)的培養(yǎng)，如序批式活性污泥反應(yīng)器和膜生物反應(yīng)器在提供足夠光照的條件下，可滿足菌藻共生系統(tǒng)處理污水的應(yīng)用[43]。

5 展 望

菌藻共生系統(tǒng)在生豬養(yǎng)殖污水處理中的應(yīng)用仍有進(jìn)一步提升空間：一方面，受檢測手段的限制，當(dāng)前對微藻和細(xì)菌的互作機(jī)制缺乏細(xì)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(shù)的發(fā)展，構(gòu)建互作運行機(jī)制更為清晰，效果更為可控的成熟菌藻共生系統(tǒng)將成為可能。另一方面，當(dāng)前菌藻共生系統(tǒng)用于規(guī)?；i養(yǎng)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(tǒng)的有效控制以及相關(guān)外部作用條件優(yōu)化等，因而開發(fā)適用于實際應(yīng)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(guān)研究的不斷深入，菌藻共生系統(tǒng)在生豬養(yǎng)殖污水凈化方面的應(yīng)用將會有更為廣闊的空間。