藻类是水中营养物质的主要吸收者，细菌、真菌等微生物是水中有机物的主要分解者，从进化早期开始，藻类和菌类一直共存^[1]。近年来，藻菌共生在生产生物燃料、提取生物产品、发电、减轻膜污染等方面的应用得到广泛研究^[2]，其中，藻菌共生在处理污水领域的应用得到学者们的重视。传统的处理污水工艺如厌氧-缺氧-好氧(A²O)工艺、序批式反应器等，有步骤多、成本高的缺点^[3]，而在藻菌共生处理污水的体系中可以实现在单个反应器中同时去除氮、磷及有机物，且藻菌共生相较于单独的藻或菌处理污水，有效率高、温室气体排放少、可同步实现生物质生产等优点^[4]。目前，藻菌共生处理污水的综述多从处理效果的影响因素^[5]、处理污染物的种类^[6]等角度阐述，鲜有总结不同种类的菌与藻互作的不同机制。本综述将从藻类-细菌、藻类-真菌、混合藻-混合菌3个方面对藻菌共生处理污水的研究进展及作用机理进行阐述，并提出未来的研究方向。

1 藻类-细菌共生去除污水中污染物

Oswald等^[7]于1957年注意到污水处理过程中藻类-细菌的相互作用，而藻类-细菌系统的概念由Nambiar等^[8]于1981年在研究污水脱氮的论文中正式提出，随后，藻类-细菌共生被应用于污水中多种污染物如重金属、有机物等的去除，其共生机制也逐步被探究。

营养物质交换被认为是污水中藻类-细菌共生最基础的相互作用机制^[9]。微藻可吸收污水中的氮、磷等营养物质将其转化成生物量，并通过光合作用释放O₂和有机物，来满足大多数需氧细菌的生长需求，细菌通过呼吸作用矿化藻类产生的有机物及污水中的有机物并产生CO₂，供给藻类作为光合作用的原料，形成良性的物质能量循环的同时也减少了污水中氮、磷、有机物等污染^[10] (图 1A)。Li等^[11]和Luo等^[12]研究羊角月牙藻Selenastrum capricornutum和分枝杆菌Mycobacterium sp. strain A1-PYR共生降解多环芳烃类污染物芘发现，细菌可以单独在含有芘的培养基中生长，而单独藻类的生长会被10 mg/L的芘显著抑制，但在藻类和细菌共生体系中，藻类的生长速率从第4天起显著增加。对中间产物进行分析发现，细菌降解芘产生的中间产物酚酸起到了促进藻类生长的作用，同时，藻类又可以提供氧气和碳源促进细菌的生长。因此，藻类和细菌之间营养物质交换的相互作用促进了污染物芘的生物降解，与纯藻、纯菌体系相比，藻类-细菌联合体实现了对污染物芘的最快降解。除以上常见的营养物质形式之外，一些微量营养素(如铁、维生素B12)的交流也在共生系统中被发现。Kazamia等^[13]发现依赖维生素B₁₂生长的绿藻Lobomonas rostrata和产维生素B₁₂的根瘤菌Rhizobium loti可以在既缺乏维生素B₁₂也缺乏有机碳源的培养基长期共生，细菌为微藻提供维生素B₁₂，微藻为细菌提供有机碳化合物，以此促进彼此的生长。

信号传导是微生物间互作的一种重要形式^[14–15]，藻类-细菌间同样存在信号传递互作关系。在这种情况下，介导它们相互作用的化学物质，如群感效应(quorum sensing，QS)信号分子，激活或抑制下游基因表达或生理活动(而非直接用作营养物质)，从而改变藻或菌的行为和生长^[4]。Li等^[11]用小球藻-地衣芽孢杆菌(Chlorella vulgaris-Bacillus licheniformis)联合体去除污水中的总溶解氮(TDN)、总溶解磷(TDP)和可溶性化学需氧量(sCOD)等营养物质，并在不同藻菌比下，对小球藻-地衣芽孢杆菌联合体中产生的QS信号分子自诱导肽(autoinducing peptide，AIP)的浓度进行测定，确定它们之间的相互作用并分析其交流模式。AIP由地衣芽孢杆菌细胞内的核糖体产生并通过ATP结合盒转运载体蛋白运送至胞外^[16]，当胞外AIP超过一定浓度后，其与微藻细胞膜上的感应激酶结合，激活下游基因，如能刺激微藻细胞中叶绿素代谢基因表达的基因。即随着小球藻-地衣芽孢杆菌联合体系统中的AIP的浓度增加，藻类细胞中叶绿素代谢基因的转录水平也显著增加，进而促进了小球藻细胞生物量的增长，sCOD、TDP和TDN等营养物质的去除效率得以提升，分别为86.55%、80.28%和88.95%。Amin等^[17]基于转录组和目标代谢物分析，发现吲哚乙酸(IAA)作为多列拟菱形藻-亚硫酸盐杆菌(Pseudo-nitzschia multiseries-Sulfitobacter SA11)联合体间信号分子的作用机制(图 1B)。细菌细胞中的IAA主要由色氨酸经一系列酶催化生成。在藻菌共培养中，IAA可进入藻细胞胞内，藻细胞中IAA转化为色氨酸的相关蛋白和色氨酸渗透酶的转录丰度增加，即色氨酸的生物合成和输出增加，且培养基中色氨酸浓度降低，表明亚硫酸盐杆菌可能正在输入藻释放的色氨酸，同时亚硫酸盐杆菌中内源色氨酸生物合成的转录丰度增加及降解色氨酸的转录丰度减少，即细菌增加了对胞外、胞内的色氨酸的利用率。总的来说，IAA由亚硫酸盐杆菌利用多列拟菱形藻分泌的色氨酸和内源性色氨酸合成，进入藻细胞后，被藻细胞核中的细胞周期蛋白感知，进而促进藻细胞分裂。

在长期进化的过程中，藻类-细菌间已出现了水平基因的转移^[18]。Allen^[19]等通过代谢组学分析表明，在藻类和植物内并不存在的鸟氨酸-尿素循环中，编码酶的重要基因(如编码鸟氨酸环脱氨酶、胍丁胺酶等的基因)可以从细菌转移到受到氮限制的硅藻中，这些基因促进了其对偶发性氮可用性的代谢反应，有助于硅藻在海水环境中更好的生长。而在污水处理中，藻类-细菌共生体系是否存在水平基因的转移，是否有增强或抑制其基因转移的行为和因素仍有待探索。

2 藻类-真菌共生去除污水中污染物

近年来，众多学者开展了关于微藻与真菌共生去除污水中污染物的研究^[20]。Zhou等^[21]于2012年率先用小球藻Chlorella vulgaris和真菌曲霉Aspergillus oryzae共生处理实际猪粪污水，结果表明，在第1天的培养中，铵、总氮(TN)、总磷(TP)和化学需氧量(COD)的去除效果显著，去除率分别为100%、58.85%、89.83%和62.53%。其共生去除污水中营养物质的机制与藻类-细菌共生的营养物质交换机制类似^[22]。同时，藻类-真菌共生在处理污水中其他污染物如重金属等也具有较大潜力。Li等^[23]和Gao等^[24]研究了藻类-真菌共生对重金属砷As(V)的转化。在暴露于10 μg/L As(V)的培养基中，藻类-真菌联合体对砷的去除率达51.14%，是仅有真菌或微藻的对照组的2–3倍。该研究发现，在藻类-真菌联合体中，砷酸盐被还原为亚砷酸盐，且联合体的生长不受砷As(V)积累的抑制，即藻类-真菌联合体具有更高砷耐受性和积累性，在砷污染水体的生物修复中具有巨大的应用前景。红外光谱检测中特征吸收峰的出现也证明了纯藻、纯菌及藻类-真菌联合体间的差异，通过鉴定，联合体细胞表面存在4种可能参与了砷酸根吸附的官能团N-H、C-H、C=N和O-H，推测藻类-真菌联合体对砷的生物吸附机制可能基于砷与联合体细胞表面官能团之间的相互作用。

在藻类-真菌共生处理污水过程中，还存在一种共生关系，即真菌作为生物载体，起到将微藻固定、絮凝的作用。由于微藻体积小，表面通常带负电荷，导致其在水体中易形成分散稳定的藻类悬浮液，如果没有低成本而高效的收集方法，就无法经济、有效地利用微藻进行污水处理、生产生物燃料等^[25]。而将微藻固定化能解决上述问题。用于固定化的材料一般分为有机载体(如海藻酸盐、植物纤维等)、无机载体(如活性炭、多孔陶珠等)及生物载体^[26]。常用的固定化方法有：凝胶包埋法，即将藻固定包埋在凝胶载体如海藻酸盐中^[21]；吸附法，即利用活性炭、多孔陶珠等材料本身的多孔结构对微藻进行吸附固定；生物絮凝法，即微藻和其他微生物的胞外聚合物(如多糖和蛋白质)诱导的絮凝。与其他非生物絮凝法相比，该法不需输入化学物质及大量能量，具有成本低、能耗低的优势^[19]。此外，生物絮凝法收获的生物质更适合生产生物燃料，据报道生物絮凝会增加收获的生物质的脂质含量^[20]。有学者发现藻类-细菌共生时，一些细菌如类芽孢杆菌Paenibacillus sp.、黄杆菌属Flavobacterium等可作为生物载体，通过分泌具有絮凝效果的胞外聚合物(extracellular polymeric substances，EPS)或直接的相互作用絮凝微藻^[27]。但与真菌作为生物载体絮凝微藻相比，藻类-细菌联合体较不稳定，据报道，藻类-细菌颗粒的形成受EPS (主要是疏水蛋白和分支多糖)产生的控制^[28]，污水中氮的含量显著影响EPS的生产，所以藻类-细菌颗粒系统仅适用于有限类型的废水。此外，藻类-细菌颗粒的低孔隙率限制了氧气和营养物质的扩散，因此不利于长期运行。而真菌的多孔性已得到证实，同时菌丝中含有丰富的油脂，这也更有利于后期生物质的回收。因此，利用真菌作为生物载体絮凝收获微藻的技术在近年来受到越来越广泛的关注^[29]。

目前，藻类-真菌联合体进行生物絮凝的详细机制仍在探索中^[23]。学者们主要通过观测细胞表面Zeta电位、扫描电镜分析、测量傅里叶红外光谱图等方法来确定藻、菌、絮凝颗粒的表面成分和特征，通过对藻、菌、絮凝颗粒的EPS成分进行三维荧光光谱分析确定EPS在絮凝中的作用，以及改变絮凝参数(温度、藻菌比例、转速等)以确定不同参数对生物絮凝的影响效应^[28]。有些学者认为电荷中和可能是主要机制，即在中性酸碱度中藻类通常带有负电荷，因其表面存在质子活性的羧酸、磷酸、磷酸二酯、羟基等官能团，而表面富含多糖的真菌菌丝球显示出正电荷，因此菌丝球可能中和藻类表面存在的负电荷，使其能够附着在真菌细胞壁上^[23]。此外，还有学者提出了其他可能的机制，例如藻菌表面蛋白相互作用^[29]和胞外多糖粘附^[30]。

一般通过真菌对微藻的絮凝效率来评价絮凝是否成功，絮凝效率受到很多因素的影响，如藻菌种类及大小、混合比例、培养的温度、转速、酸碱度、培养基成分等^[30]。Wrede等^[31]于2014年研究了烟曲霉对7种不同大小海水微藻的絮凝，结果表明，其中细胞尺寸小于35 μm的6种海水微藻均可被高效收获，这是首次用真菌辅助絮凝海水微藻。表 1总结了近年来不同固定化载体的最优条件、絮凝效率及处理污水速率，从中可以看出联合体一般尺寸较大(2–5 mm)，可以通过简单的筛网过滤回收，大大降低了回收成本^[22]。经过过滤回收的藻类-真菌联合体可用于资源回收利用。不同真菌载体对藻类的絮凝效率皆可达90%–100%，制粒最优条件及达到最高絮凝效率的时间均不同，在多数共培养形成藻类-真菌联合体时需要加入一定量的碳源以支持真菌生长^[32]。在确定多个因素的最佳值时，研究人员多使用响应曲面法以获得最优搭配^[33]。

3 混合藻-混合菌共生去除污水中污染物

上述两种藻菌纯培养体系常用于效应研究与机制探索等实验室试验，在实际应用中，由于污水中微生物和污染物种类繁杂，因此通常使用环境适应力更强的混合藻和混合菌共生的方式进行污水治理。其中，微藻与活性污泥共生处理污水最为常见^[40–41]。Guo等^[42]发现微藻细菌颗粒污泥(microalgal-bactrial granular sludge，MBGS)工艺对养分的去除性能总体上优于好氧颗粒污泥(aerobic granular sludge，AGS)工艺，同时确定了营养物质去除机制(图 2A)。与纯藻、纯菌互作机制不同，混合藻菌系统中，不同的藻和菌发挥着各自的作用。异养细菌如固氮螺菌Azospita、黄单胞菌Xanthomonadceae及小球藻Chlorella vulgaris等微藻是去除水中COD的主要贡献者；在脱氮方面，异养细菌和小球藻主要负责氨的去除；聚磷菌如丛毛单胞菌Comamonadaceae和小球藻共同促进了磷的去除。MBGS工艺以其低能耗、低CO₂排放量的优异性能，在城市污水处理方面显示出比AGS工艺更广阔的前景。Li等^[43]将太阳能光伏电容器集成到藻类-细菌光电化学系统中，并阐明了该体系脱氮的机理(图 2B)。将城市污水处理厂的厌氧污泥接种到光电化学系统的阴极室和阳极室，并在阴极接种小球藻C. vulgaris。白天电容器连接太阳能光伏板，电容器处于充电状态；此时藻类进行光合作用释放O₂，并被氨氧化细菌利用进行氨氮的硝化作用。夜间电容器连接光电化学系统进行放电，以阴极为电子供体的自养反硝化细菌进行阴极反硝化得到加强。该体系实现了通过集成太阳能光伏电容器在明暗循环运行的藻类-细菌光电化学系统中全天高效除氮。

混合藻-混合菌共生处理污水时多与各种反应器结合应用，表 2整理了不同反应器模式及其处理污水的效率，通常包括开放式和封闭式生物反应器。高效藻池是目前常用的开放式生物反应器^[4]，但开放式生物反应器容易受到其他物种入侵、温度波动、混合不足、蒸发损失及光限制等因素的影响^[44]。封闭反应器是解决以上问题的有效选择。各种类型的反应器如光生物反应器(photobioreactor，PBR)、膜生物反应器(membrane bioreactor，MBR)及集成光电化学(integrated photobioelectrochemical，IPB)系统等被广泛应用。PBR是一种以光能供应运行的封闭反应器系统，被设计成水平、倾斜、垂直或螺旋方式排列的柱状、管状或平板等各种形式^[45]。其中，管状光生物反应器最容易通过增加管的长度和数量来扩大规模，由于反应器的表面积更大，它们也比平板光生物反应器具有更高的光利用效率。一般影响反应器运行的因素除反应温度、酸碱度等基本因素外，还受光照周期、水力停留时间等影响。因此，处理污水的藻-菌联合生物反应器的基本设计准则为：光能利用效率高、混合效率高、反应条件可控、降低耗能和成本^[31]。MBR的优点在于其占地面积小、出水质量高、污泥产量低，但膜污染是一直不可避免的问题。Sun等^[46]将微藻添加到MBR中形成微藻-细菌联合体，与仅用细菌的系统相比，膜污染可被延缓高达50%。IPB是将藻类生物反应器与微生物燃料电池(microbial fuel cell，MFC)集成的一个重要代表。在污水处理领域，MFC被认为是改善传统污水处理技术能耗高、能量转换效率低等问题的潜力技术。MFC中的产电细菌降解污水中的有机物产生的电子通过阳极传递到阴极，与电子受体(如O₂)结合，完成回路以实现治理污水的同时产电。但该体系中阴极所需的电子受体O₂通常需要曝气提供，增加了能量消耗^[47]。为优化其性能、减少能耗、满足其供氧需求，研究人员将MFC置于藻类生物反应器中，藻和菌在电极表面形成紧密结合的生物膜，同时藻类通过光合作用产生的O₂作为阴极电子受体，减少了机械曝气的需要，达到降低成本和能源需求的目标。

4 总结与展望

藻菌共生处理污水的工艺具有低碳、经济、环保的优势，其可将污水中污染物直接转化为微藻生物柴油从而减少二氧化碳排放的特点，符合目前碳达峰、碳中和的国家政策，是未来发展中同时实现污水高效处理和资源回收的潜力选择^[53]。在机制方面，不同种藻菌间共生处理污水的互作机制主要是营养物质交换及化学信号传导，但目前对机制的了解仍然不够全面，如是否存在基因转移等分子水平的信息交流，及不同因素对互作机制的影响等问题仍需深入研究，为进一步认识藻菌间的生态互作机制、设计更高效的污水处理系统提供思路。目前，菌藻联合处理污水工艺主要集中在实验室研究，但关于其大规模实际应用的报道较少，因其实际应用仍面临一些挑战，包括：藻种菌种的选育、藻菌共生大规模培养的长期稳定性、实际污水中其他生物(如浮游动物)的干扰、不同类型污水成分的影响、生物反应器配置的优化设计及成本、生物质的进一步处理与资源回收等^[54]。

综上所述，未来藻菌共生处理污水可进一步开展的研究方向有(图 3)：

(1) 藻菌共生处理污水时是否存在基因转移机制尚不得而知，此外，不同因素如养分利用率、藻菌生长阶段等如何影响互作机制也有待探索。

(2) 目前真菌如何絮凝微藻机制尚未明晰，可通过代谢组等组学层面的分析、微生物表面的物理化学分析等，阐明真菌辅助微藻絮凝的机理，以优化对微藻的固定效率，优化藻类-真菌共生处理污水及后续生物质回收的效果。

(3) 筛选能够在光照、盐度、酸碱度、污染物浓度等极端的条件下生长且无环境污染风险的藻和菌构建藻-菌共生体系，并探究体系在不同极端条件下污水处理效果及共生机制，以期扩大藻-菌共生体系的应用范围。

(4) 近年来，污水中新型污染物(emerging contaminants，ECs)如药品和个人护理产品、全氟有机化合物、抗生素等受到全球学者的广泛关注，已有学者研究藻或菌处理抗菌剂三氯生^[55]、避孕药甲基炔诺酮^[56]、抗生素头孢拉定和阿莫西林^[57–58]等的效果，而目前藻菌共生处理污水中ECs的研究仍较少。因此，未来应更多关注藻菌共生在处理ECs方面的应用，研究不同污染物的完整降解途径，评估降解产物的毒性效应和潜在风险。

(5) 针对后续藻菌生物质回收利用的具体要求，开发高光透过率、节能温控、高生物质产率、低膜污损率的高效固碳藻菌生物反应器，以提高生物质资源化回收和利用的效率。