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微藻-细菌联合体用于废水处理！

传统污水处理厂对公共卫生和环境保护至关重要，但全球污水处理承担巨大能耗与排放负担。污水处理每年全球耗电约 85–279 TWh，占全球电力使用 0.4%–1.3%；更广泛部门的直接 CH₄ 和 N₂O 排放估计为 410–768 Mt CO₂ 当量/年。随着人口增长、城市化和排放标准提高，污水处理能耗与温室气体排放可能进一步加剧。传统活性污泥（CAS）仍占主导：在 31 个国家 425 个城市抽样的 740 座污水处理厂中，69.7% 采用 CAS。为满足更严格排放标准，相关工艺发展主要聚焦污染物去除效率，却较大程度忽视了气候影响。与 CAS 相比，好氧颗粒污泥（AGS）、厌氧氨氧化（anammox）和主流厌氧处理具有节能和降低碳足迹潜力，但 AGS 和 anammox 在去除有机物和营养物时会产生强温室气体 N₂O，且大部分铵最终转化为氮气，难以回收铵盐；主流厌氧处理存在甲烷逃逸风险。因此，亟需更可持续、高效的污水处理技术，尤其是在多国设定净零碳目标的背景下。

鉴于此，南开大学周启星教授对微藻-细菌联合体（MBC）处理废水进行了综述，探索系统类型（附着、颗粒和絮体）、性能、机制、影响因素、碳中和及优化策略。MBCs 已在实验室规模用市政、工业和农业废水测试。附着 MBCs 往往对有机物和磷具有最高去除能力，管理良好的絮体 MBCs 也可保持竞争性去除效率。碳中和潜力并非由系统类型决定，而主要受废水固有有机负荷影响。系统性能受运行和环境因素影响。例如，温度和工作体积影响絮体 MBC 系统的污染物去除能力，而搅拌速率、光周期和 pH 主要影响附着 MBC 系统。人工光照、二氧化碳补充和材料整合可增强 MBC 性能，但需谨慎调控。未来 MBCs 发展应根据污染物去除或碳中和目标定制系统配置。相关论文以题为“Microalgal–bacterial consortia for wastewater treatment”发表在最新一期《nature reviews clean technology》上。

MBC 系统机制与分类

MBC 系统已广泛用于污水处理测试，数据来自 1998–2024 年 816 个实验案例，主要在实验室和中试规模进行，使用真实废水；市政和农业废水占比较高，工业废水次之。按物理结构，MBC 系统可分为絮体 MBC（F-MBC）、颗粒 MBC（G-MBC）和附着 MBC（A-MBC）。在本文审查文献中，F-MBC 占 80.6%，G-MBC 占 7.1%，A-MBC 占 12.3%。微藻-细菌相互作用包括底物交换、信号转导和基因转移。图1a 显示，微藻和细菌通过上述互作建立协同关系。O₂–CO₂ 交换是核心：细菌氧化有机物产生 CO₂，微藻光合产 O₂，有机负荷需与光依赖光合能力匹配。A-MBC 中 AHL 介导的群体感应支持高效脱氮和负碳排放；IAA 可促进微藻生长、代谢和碳固定。图1b 展示 MBC 系统中污染物去除和碳中和途径；图1c 对比传统活性污泥系统主要依靠生物转化和生物降解，机械曝气导致高能耗，并可能产生 N₂O。

图 1 微藻-细菌在膜生物燃料电池系统中的相互作用。

MBC 系统类型

MBC 系统可分为 F-MBC、G-MBC 或 A-MBC，各有优缺点（图2）。F-MBC 采用悬浮生长，成本低、管理成熟，但污染物去除相对较低、占地面积大、沉降性差。G-MBC 具有紧凑分层结构，可优化局部 O₂/CO₂ 交换，沉降性好，但颗粒增大会造成自遮蔽，且启动期长。A-MBC 通过载体形成分层生物膜，抗性强、代谢效率高、生物量收获方便，但存在启动不稳、操作和建设成本高等问题。系统类型会影响应用选择：F-MBC 多用于农业和市政废水，A-MBC 在工业和混合废水中应用相对更多。

图 2 MBC 系统的类型、优缺点

处理性能与影响因素

MBC 系统主要用于去除 COD、NH₄⁺-N、TN 和 TP。整体上，A-MBC 的 MRE 最高，为 0.78；F-MBC 为 0.76；G-MBC 为 0.71。作者比较不同 MBC 类型处理真实废水时的污染物去除效率和碳中和贡献能力（图3a）。A-MBC 对 COD 和 NH₄⁺-N 去除效率较高，但 TN 去除相对较低，主要因 NO₂⁻-N 和 NO₃⁻-N 积累，致密生物结构限制传质，抑制其还原为 N₂。F-MBC 在氮丰富废水中表现较好，A-MBC 更适合高有机碳废水。图3b 和图3c 显示关键运行参数和环境因素对 MRE 和 CNCI 的影响。F-MBC 对温度较敏感；A-MBC 受搅拌速率、光周期和 pH 影响明显；G-MBC 相对稳定，但光周期会影响 TP 去除。光强过高、HRT 过长也可能降低效率。

图 3 污染物去除效果及碳中和潜力

碳中和

与传统活性污泥法相比，MBC 系统可降低曝气能耗、固定 CO₂ 并生产脂质、脂肪酸甲酯和碳水化合物等高价值产物。附件采用碳中和贡献指数（CNCI）评估整体碳中和表现。F-MBC 的 CNCI 最高，为 0.14；G-MBC 为 0.11；A-MBC 为 0.08。但所有系统变异较大，说明系统类型本身不能保证碳回收。工业废水中，A-MBC 和 G-MBC 的碳中和优于 F-MBC；市政废水中 F-MBC 表现更好。经统计调整后，各配置间 CNCI 差异不显著，表明碳中和性能受进水特征和生物 CO₂/O₂ 交换化学计量约束，而非仅由配置类型决定。搅拌速率、pH 等也会影响生物量生产和碳中和。

提升系统性能策略

提升策略主要包括提供最佳光照、增强 CO₂ 供应与传递、改善电子传递。图4a 显示，人工光照可通过调节光强、光周期、光程和波长改善性能。图4b 显示，CO₂ 曝气、纳米纤维膜等可增强 CO₂ 供应和传递，但过高 CO₂ 浓度会抑制 MBC。图4c 显示，外源电子穿梭体、导电材料以及铁-碳复合材料可促进微生物间电子传递，提高污染物去除和碳中和表现。

图 4 提升微藻-细菌联合体系性能的策略。

总结与展望

MBC 系统可去除污染物并固碳，已在市政、工业和农业废水处理中测试，但其性能受运行和环境变量影响，系统稳定性高度依赖优化设计和适当维护。不同系统类型性能差异说明需要针对性优化：A-MBC 污染物去除最高，但实现碳中和最低；A-MBC 和 G-MBC 对环境因素敏感；管理良好的传统 F-MBC 可能优于运行不佳的先进系统。未来应优先开发 A-MBC 加速生物膜形成策略，如群体感应调控或载体表面工程；通过薄层反应器或内部导光材料缓解 G-MBC 光限制；通过生物絮凝诱导或混合絮体-颗粒设计增强 F-MBC 沉降性。还需建立多目标优化框架，动态调整运行参数。文献局限包括发表偏倚、系统类型代表性不足、碳中和指标报告较少。应建立全球 MBC 数据库，开展跨气候区长期中试，并整合生命周期评价和技术经济分析。MBC 系统还应面向资源有限地区，发展低成本配置，推动其从实验室技术走向稳健、可扩展的可持续污水处理方案。