1 引言(Introduction)

　　隨著社會經濟的不斷發展及人類醫用抗生素及個人醫療衛生用品的濫用，富含氮磷、重金屬及抗生素的污水不斷產生，最終排入污水處理廠.富含這幾類污染物的污水利用傳統的生物處理工藝較難處理.有研究報道微藻在利用空氣中CO2進行光合作用時，能夠同時去除N、P營養物質、BOD、重金屬、病原體等污染物，微藻技術已經成為有毒污染物處理的關鍵技術之一.污水中存在大量的微生物群落，它們能夠與微藻相互作用，促進污水的生物處理.利用菌藻共生系統中藻類的光合作用和微生物的代謝及呼吸作用能協同降解污水中的有機物，并能實現同步脫氮除磷及抗生素、重金屬的去除.20世紀50年代末，Oswald等報道了氧化塘中藻菌共生和藻類光合放氧等現象，提出了利用高效藻類塘處理污水的新工藝，隨后許多學者對菌藻共生系統進行了基礎理論和實際應用的研究利用菌藻共生系統處理銅、鈣污水，去除效率分別達到80%、100%采用菌藻共生系統處理磺胺甲惡唑、三氯生污水，處理效率分別達到32%、74%采用菌藻共生系統處理處理高氨氮濃度的養豬污水，N、P的去除效率分別達到82.7%、58.0%.在利用藻類處理污水的技術中，菌藻共生系統具有較強的凈化優勢，但菌藻之間的關系較為復雜，研究菌藻共生系統的構建及其在污水中的應用較有意義.因此，本文主要綜述了菌藻之間的相互作用關系及污水處理中微藻的選擇，著重介紹了菌藻共生系統去除污染物的機理以及在污水中的應用.

　　2 菌藻之間的相互作用關系(Interactions between bacteria and algae)

　　微藻與細菌之間的相互作用較為復雜，作用形式多種多樣.既包括相互利用代謝產物的互利共生關系，也包括對營養物質的相互競爭和抑制關系，菌藻之間的相互作用關系如圖 1所示.

　　圖 1 菌藻之間作用關系示意圖

　　2.1 互利共生關系

　　通常細菌和微藻的互利共生關系是建立在兩者在代謝功能上的互補基礎上，主要表現為對氧氣和代謝產物的釋放和吸收利用上.微藻通過光合作用產生氧氣，作為好氧細菌呼吸降解污染物的電子受體去除污染物，同時細菌呼吸產生的二氧化碳也能供微藻進行光合作用.在物質代謝方面，在富營養狀態下，微藻通過光合作用吸收利用氮磷等元素合成自身物質，同時向環境中釋放有機物，微藻細胞分解也是溶解性有機碳的重要來源而細菌能夠利用氧氣分解微藻產生的分泌物及死亡的藻細胞，產生的分解產物反過來被微藻吸收利用.細菌和微藻在增殖過程中，會向環境中分泌一些酶物質，如脂肪酶、磷酸酶、硫酸醋酶、葡萄糖昔酶、乳糖昔酶等，這些酶能夠將大分子物質如多糖、蛋白質水解成小分子物質，從而被細菌和微藻吸收利用.研究表明與微藻的純培養相比，菌藻系統能夠提高微藻的產量.在自然環境中，微藻能夠與微生物相互作用，為細菌提供棲息地避免不良環境的影響，同時, 細菌能產生生長因子促進微藻生長，使菌藻系統能夠回收部分能源,并且菌、藻產生代謝產物也能被微生物和微藻相互利用，從而減少額外投加能源物質的費用.在研究藻類微環境時，沒有投加任何補充物，發現微藻環境中有大量溶解性有機碳，可促進細菌的生長.

　　2.2 相互競爭關系

　　細菌和微藻在增殖過程中都會吸收利用環境中的營養物質，如氮、磷等，如果環境中的營養物質不能夠滿足細菌和微藻共同生長需要時，細菌和微藻就會產生對營養物質的相互競爭.同時，在黑暗環境中微藻的呼吸作用也會吸收環境中的氧氣，從而與細菌產生對氧氣的競爭.有研究表明菌藻系統中，當環境中磷酸鹽含量較低時，細菌對磷酸鹽的利用效率比微藻對磷酸鹽的利用效率更高.此外，微藻能夠產生抑制細菌生長或毒害細菌的廣譜或特殊抗生物活性物質——藻毒素，1944年首次從小球藻(Chlorella sp.)中分離到有抑菌活性的小球藻素.微藻產生的一些胞外分泌物，如溶解態的氨基酸、抗生素類物質可能對細菌和病原菌也可產生抑制或毒害作用.某些細菌可釋放細菌毒素抑制藻細胞生長，甚至裂解藻細胞，表現出殺藻效應.細菌與藻細胞直接接觸，釋放可溶解纖維素酶溶解藻細胞的細胞壁，然后溶解整個藻細胞，粘細菌是最早被報道和報道較多的溶藻細菌.細菌在生長過程中可能釋放特異性或非特異性化感物質，這些化感物質可通過阻斷呼吸鏈、抑制細胞壁合成等抑制藻細胞的生長，甚至溶解藻細胞.這些化感物質包括多肽類物質、蛋白質、生物堿、抗生素、色素等.菌藻對營養物質的競爭會改變生物群落組成.同時，由于光合作用引起pH上升對細菌產生危害.3 污水處理中微藻種類的選擇(Selection of microalgae for wastewater treatment)

　　污水中存在大量的細菌群落，菌藻之間的相互作用關系復雜，因此如何利用菌藻之間的互利共生關系較好的構建菌藻系統是將其系統應用于污水處理的前提之一.目前，微藻在污水處理中的應用主要有兩個目的：其一是利用微藻來凈化污水，去除污染物，節約能源，此時，選擇微藻應綜合考慮微藻對污水中可能存在的污染物(如高氨氮、重金屬離子、毒性化合物等)的耐受能力，從高氧氣產生速率，高二氧化碳捕獲能力，強勁的生長特性方面選擇微藻來提高其對環境變化的耐受力;此外，可用污水來培養微藻，收獲的微藻作為生物質能源解決能源危機，減少微藻培養過程中的物質(N、P和水等)消耗，考慮選擇的微藻應有較高的生長速率，高的油脂含量和產率，以便后續收獲微藻作為生物質能源.針對不同的生活污水和工業廢水，表 1列舉了污水處理中常用的微藻種類.

　　表 1 污水處理中常用的微藻種類 　　

　　在眾多的微藻中，常用于污水處理的微藻種類大部分屬于光合自養型單細胞綠藻，它們對許多污水都具有耐受性并且有較高的油脂或淀粉生產和積累潛力(Wu et al., 2014).目前，常用來凈化污水或污水培養作為生物質能源的微藻有小球藻(Chlorella)、柵藻(Scenedesmus).其適應能力強，易于培養，對富含氮磷的污水具有明顯的凈化效果，同時有較快的生長速率、較高的環境耐受能力、較高的油脂或淀粉生產和積累潛力.雖然，微藻油脂和淀粉的積累通常是在營養損耗下增強的，在用于凈化高氮磷廢水時，微藻細胞內的油脂積累量較低，但微藻生物量增長較快，總的油脂和淀粉積累量較高，可作為生物質能源利用.從表 1可以看出，構建菌藻系統用于處理污水時，對于重金屬廢水，小球藻具有一定的優勢;而對于藥物廢水，柵藻應用較廣.然而，微藻對有毒污染物較敏感，可用作毒性測試或者生態系統改變時的指示生物.研究表明，重金屬對微生物光合作用有較強的抑制作用，能導致柵藻(Scenedesmus incrassatulus)細胞形態和大小的變化.研究發現當銅離子濃度為2 mg·L-1時，小球藻(Chlorella sorokiniana)光合作用產氧去除水楊酸完全被抑制.發現在密閉的光生物反應器中，微藻對有機污染物的耐受力較為敏感，此外，在高氨氮和高pH聯合作用下，微藻耐受力也較為敏感.因此，應根據污水中污染物的類型及其濃度合理選擇菌藻共生系統中微藻的種類.

　　4 菌藻共生系統去除污染物的機理(Mechanisms of pollutants removal through bacterial-algal symbiotic system) 4.1 去除N、P營養元素

　　菌藻共生系統去除N、P營養元素主要有3方面的作用：細菌的氧化降解、藻類的同化吸收和共生環境中pH的變化引起的去除.好氧菌利用微藻產生的O2降解含碳有機物產生CO2，氨化含氮有機物，繼而進行硝化，生成氨氮、亞硝酸鹽和硝酸鹽，同時能將含磷有機物降解為正磷酸鹽，供藻類利用.藻類利用細菌產生的CO2進行光合作用，同化吸收N、P營養物質.微藻光合作用利用的氮源可以是有機氮也可以是無機氮.有研究表明，微藻對無機氮的吸收利用過程分為3步：①微藻在特定酶的協助下將硝酸鹽、亞硝酸鹽和氨氮吸收到細胞中;②在相關酶催化作用下，利用ATP將硝酸鹽、亞硝酸鹽還原成銨;③將還原生成的銨并到碳骨架中.因此相比于硝酸鹽和亞硝酸鹽，微藻在吸收利用氮源過程中優先利用氨氮，當氨氮消耗完后再消耗其他形態的氮.磷作為核酸、細胞膜及能量儲存物的必需元素，也是微藻生長過程中所必需的常量元素.微藻在吸收磷的過程中，常常優先吸收無機離子HPO42-和H2PO4-，吸收的磷合成核酸或能量傳遞物質等.Stumm提出藻類分子式近似為C106H263O110N16P，微藻在生長過程中主要以CO2為碳源，通過細胞中葉綠素的光合作用把污水中的NH4+、NO3-、NO2-、H2PO4-等無機離子和尿素等有機物質所含有的N、P等元素締合到碳骨架上，形成藻細胞完成細胞增殖并向水體中釋放O2，增加了水體中的溶解氧(DO)含量，有利于其他生物的生長.微藻同化NH4+的反應如式(1)所示：

　　由于微藻以CO2為碳源進行光合作用，因此污水中的CO2含量減少，pH值升高，導致氨氮揮發增加，磷酸鹽與水中的鈣離子在高pH條件下形成磷酸鈣沉淀，從而實現氮磷的有效去除.

　　4.2 去除難降解有機物

　　難降解有機物毒性大、成份復雜，此類污染物包括有機氰化物、有機農藥、有機染料、抗生素類藥物廢水等.一般的生物處理方法很難將其降解，同時此類污染物的存在能對微生物產生毒性作用或者抑制微生物生長，影響污水處理過程.共代謝技術是基于非專一性關鍵酶的產生和作用生物處理難降解有機物的有效技術之一，但受誘導基質濃度的影響，且難降解有機物濃度高時，也會影響微生物活性.藻類可以有效地富集和降解多種難降解有機化合物如抗生素、有機氯、農藥、偶氮染料等，研究表明，柵藻能通過生物降解有效降解卡馬西平，且當卡馬西平濃度達100 mg·L-1時，僅有30%的藻類生長受到抑制，微藻對高濃度難降解有機物有較好地耐受能力.構建結合細菌和微藻降解難降解有機物特點的菌藻共生系統，能實現此類污染物的有效去除.

　　菌藻系統處理抗生素類難降解有機物時，主要是通過細菌和藻類兩方面的作用.細菌能通過生物降解、吸附、揮發、水解和礦化等去除抗生素，但通過吸附、揮發、水解和礦化的量相對較小，主要是通過生物共代謝去除抗生素.有研究發現硝化污泥和Nitrosomonas Europaea可以通過共代謝降解作用來有效降解抗生素這類污染物，根據現階段國內外研究情況可見有些抗生素只能通過與氨氧化細菌的共代謝作用才能被有效降解(劉婳, 2012).Yin等(2014)實驗證明市政污泥系統中濃度為500 μg·L-1的磺胺類抗生素磺胺甲嘧啶經過120 h后可通過生物降解作用完全去除.抗生素對藻類本身有直接的作用，既可能作為毒物抑制藻類的生長，又可能在特定濃度時發生毒物刺激效應，進一步激活蛋白酶，調節合成及誘導基因表達等，從而促進微藻細胞生長，呈現“低促高抑”作用.在低濃度下，抗生素能被藻體吸收富集和生物降解而被去除,研究表明，微球藻能有效去除32%的磺胺甲惡唑.在高濃度下，抗生素可能對微藻的生長產生抑制作用，機制可能包括以下幾個方面：①改變細胞成分，主要表現為影響葉綠素中不同組分的含量、可溶性蛋白質的含量等.②影響基因表達.通過影響某些編碼藻類光合作用、氮磷吸收和運輸等相關蛋白質和酶基因的復制和轉錄來影響藻的生長情況.③影響光合作用.主要表現在影響藻細胞對氧的吸收量、葉綠素含量變化、抑制光合作用中電子的傳遞等.④誘導產生活性氧自由基，引發氧化脅迫，破壞抗氧化酶系統.⑤影響細胞膜.細胞膜的通透性降低.但藻類對抗生素的耐受濃度遠高于細菌類微生物，利用菌藻系統處理抗生素類難降解有機物時，菌藻之間的共生關系能增強細菌的活性，提高系統對抗生素的耐受能力.

　　4.3 菌藻系統去除重金屬

　　菌藻共生系統去除重金屬污染物主要是通過生物吸附和生物富集過程完成.在低濃度下，微生物對水體中重金屬的作用可分為兩個階段：①生物吸附：金屬離子通過絡合、配位、離子交換等作用附著在微生物細胞表面，該過程的反應時間較短、與代謝無關，且無需提供能量;②生物富集：微生物表面的金屬離子在細胞的代謝作用下與質膜上某些酶類結合，轉運至細胞內，該過程反應緩慢并且不可逆、與代謝活動有關.

　　菌藻共生系統能有效去除重金屬，主要是因為相比細菌類微生物，微藻對重金屬有較高的耐受力，從而能提高該系統對重金屬的去除效果.關于重金屬對微藻生長繁殖的影響，國內外都有進行大量的研究工作，Cu、Pb、Zn、Cd、Cr、Co、Ni等金屬在濃度較低時能促進微藻生長，較高濃度時對微藻生長有抑制作用，這種較低濃度促進、較高濃度抑制的現象被認為是自我平衡效應.

　　微藻吸附重金屬常見的機理主要是離子交換機理和絡合機理.陽離子可與分子或帶有自由電子對的陰離子(堿基對)起絡合或螯合反應.絡合物則是經過污水中的金屬陽離子與細胞里的蛋白質、脂類及多糖中帶負電荷的官能團絡合而形成的，如—CONH2、R—SH、—NH2、—COOH、咪唑、硫醚、硫酸鹽和磷酸鹽等.離子交換作用主要是污水中所含有的金屬陽離子將藻類細胞壁上的質子置換出，而其他金屬離子則通過離子間的靜電引力作用或通過配位鍵吸附在細胞壁表面上研究表明離子交換機理是最能反映藻類細胞生物吸附重金屬離子的實際過程，多糖中的藻酸鹽與硫酸鹽也被發現具有較為顯著的離子交換能力.在高濃度下，重金屬對微藻的毒性效應主要表現為：影響藻類的生長代謝、抑制光合作用、減少細胞色素、導致細胞畸變、改變自然環境中的藻種組成等.通常情況下，重金屬對微藻的毒性大概是(從強到弱)：Hg > Cd ≈ Cu > Zn > Pb > Co > Cr.但并不是所有的微藻都會符合這樣的規律，不同的微藻對同種重金屬的耐受性可能會存在差異.

　　5 菌藻共生系統在污水處理中的應用(Application of bacterial-algal symbiotic system in wastewater treatment)

　　自20世紀70年代以來，隨著生物技術的迅猛發展，大規模培養應用菌藻系統的技術也得到進一步的完善，菌藻在污水凈化方面應用的研究取得了較大進展，先后有學者研究使用菌藻系統處理污水的工藝.菌藻系統應用于污水處理主要有3種形式：懸浮菌藻系統、固定化菌藻系統、菌藻生物膜系統.

　　5.1 懸浮菌藻系統

　　在懸浮生長過程中，細菌附著在藻細胞表面有利于絮凝，提高沉降性能.典型的懸浮菌藻系統有高效藻類塘和活性藻處理系統.高效藻類塘是在傳統生物穩定塘的基礎上添加細菌、微藻等微生物形成的菌藻共生的復雜生態系統.有研究采用小球藻、光合細菌、乳酸菌、產朊假絲酵母和紅酵母菌構成的復雜高效菌藻體系，處理豬場養殖污水，試驗結果表明，48 h內氨氮、BOD5去除率分別達到98.7%和96.8%.活性藻處理系統是利用藻類和活性污泥的特點，將兩者結合起來協同處理污水，采用人工強化培養高濃度的藻類，將其與活性污泥混合培養，使藻類與活性污泥一樣，具有良好的絮凝沉淀特性.陳志華利用活性污泥-螺旋藻體系處理生活污水在6 d運行時間內實現TP、TN、COD出水處理效率分別達到77.11%、87.82%、76.9%.有研究表明用活性藻系統處理污水，BOD、COD、TN、TP的去除率分別能達到97%、87%、92%、74%.懸浮菌藻系統處理污水能達到較好的效果，然而聚集的微生物可能由于沉積物屬性如剪壓力、附著細菌的數量和水流速而重新懸浮，導致出水水質受到影響，其對污染物的去除仍然是依靠藻類自然生長和半人工控制手段，仍有許多因素限制藻類生長，如光照、生物量、水力停留時間等.雖沉降效果好，但需定期排泥，處理效果不穩定，在實際應用中受到限制.

　　5.2 固定化菌藻系統

　　針對懸浮菌藻系統出水水質易受懸浮菌藻的影響，且分離收獲困難，產泥量大等特點，菌藻固定化技術隨之發展起來.菌藻固定化技術是在細胞固定化技術基礎上發展起來的，利用菌藻之間的協同作用，將細菌和微藻按照一定的比例固定在特定的載體上的技術，其主要目的是提高單位面積的生物量，同時利于微藻的收集，常見的載體材料有海藻酸鈣、卡拉膠、瓊脂、聚丙烯酰胺、聚乙烯醇等(嚴清等, 2012).李永華(2010)對比分析了固定化的菌藻體系對污水的處理效果明顯好于游離態的菌藻系統.潘輝等(2006)以聚乙烯醇作為包埋劑，將活性污泥與小球藻制成包埋球狀顆粒，用于高有機物、低氮磷濃度的市政污水的處理，實現了氨氮高達100%的去除和磷的93.6%的去除效果.牛曼等(2010)設計了一套固定化菌藻小球的流化床光生物反應器和好氧池組成的“菌藻-菌”系統，以避免活性污泥的遮光作用，同時不破壞藻菌之間的共生關系，利用該系統處理碳酸飲料污水，COD、NH4+ -N和PO43-去除率分別達90. 5%、82. 6%和75.8%.雖然固定化技術提高了菌藻系統對污水的處理效果和藻類的生物量，但其在應用過程中還存在一些缺陷，如包埋基質可能會阻礙菌藻代謝產物、氧氣和二氧化碳的傳遞.此外，基質長時間使用會發生降解，產生有毒物質，從而影響菌藻的正常代謝等(王秀和張小平，2009).固定化的成本較高，很難找到無毒、透明、多孔、穩定而不溶解于處理介質或不易被生物分解的載體，限制了其在污水處理中的應用.

　　5.3 菌藻生物膜系統

　　菌藻生物膜技術是在固定化技術的基礎上發展起來的，它與固定化技術不同之處在于它利用微藻本身易于附著的特性，附著在載體表面，在一定條件下培養馴化形成菌藻生物膜中微藻的密度大大提高，并且脫氮除磷效果穩定，且處理效果優于普通懸浮藻系統(邢麗貞等, 2004).相互附著的菌藻群落在固體載體生長形成光合生物膜.光合生物膜的組成和結構根據環境中的非生物和生物因素會有所不同.在生物膜的形成和增長階段，微藻通過增加或減少特定的啟動子的表達影響胞外聚合物(EPS)的產生速率，進而對環境變化做出響應.Shen(2015)等研究表明增加營養物質濃度，尤其是氮濃度，能增加硅藻和綠藻EPS的產量.此外，溫度變化和礦物質(Ca2+)積累也能影響藻類的EPS的產生.菌藻生物膜中包括不同的藻類(綠藻、硅藻、絲狀藻等)、細菌(異氧細菌、自養細菌)、藍細菌、原生動物和多細胞微生物等.它們在生物膜內彼此之間形成共生關系.菌藻生物膜的成熟度會影響所存在物種的演替，例如影響藻類、細菌、EPS的豐度和比例.菌藻生物膜的形成與生長主要有4個階段,，其示意圖見圖 2.在菌藻生物膜中形成的初始階段，也稱為固體載體表面調節階段(Ⅰ)，由細胞分泌的胞外聚合物附著在固體載體上，細菌開始生長，在此階段生物膜中含有較高的EPS和細菌比例，藍細菌和藻類相對較少.隨后，進入光合生物膜的早期生長階段(Ⅱ)，各類微藻開始附著在固體載體表面的EPS基質中生長.在光合生物膜的發展階段(Ⅲ)，藻類細胞快速生長，與EPS基質中的細菌形成了共生微環境.如果培養液中營養物質充足，光合生物膜將進入成熟階段(Ⅳ)，在EPS基質中有較為豐富的藻類細胞、細菌和營養物質.具體參見污水寶商城資料或http://m.dongaorq.cn更多相關技術文檔。

　　圖 2 菌藻生物膜形成發展階段示意圖

　　菌藻生物膜系統典型的有水力藻類床.水力藻類床系統主要由附著在傾斜水渠中的絲狀藻、懸浮的微藻和細菌組成，可以認為是強化藻類作用的高效藻類塘.美國帕特森市利用水力藻類塘系統對城市部分處理水進行深度處理，平均磷去除量達到(0.73±0.289) g·m-3·d-1(邢麗貞等, 2004).隨著菌藻系統理論的發展，有益于菌藻共生微環境的菌藻生物膜反應器應運而生.Chavan和Mukherji(2008)在生物轉盤上接種了細菌和微藻，利用形成的菌藻生物膜處理柴油廢水.De Godos等(2009)依據菌藻共生原理，設計并開發出了一種由Chlorella sorokiniana和活性污泥構成的管狀菌藻生物膜光反應器，可實現光合作用的O2和CO2、高濃度的氨氮從膜的兩邊各自擴散，同時高效實現硝化細菌的硝化作用和微藻的光合作用，利用該反應器中處理豬場污水，總碳(TOC)、NH4+-N和PO43-去除量分別達到(80±5)、(89±5)、(13±3) g·m-3·d-1.菌藻生物膜系統處理污水存在一定的優勢，能克服懸浮菌藻系統出水含有大量藻類和細菌，影響出水質量的缺點，同時生物膜易于形成，優勢菌種和藻類不易流失，菌藻生物膜形成過程中菌藻分泌的EPS能夠為菌藻共生體提供一個緩沖的微環境，使菌藻生物膜能在不利的環境中保持較高的活性，并持續去除污水中的污染物(張道勇等, 2004)，成本較低，但存在生物膜脫落問題，設計及運行反應器時應綜合考慮光照、水力流速等因素，控制生物膜的增殖衰減與平衡.

　　菌藻共生系統處理污水的幾種類型及其應用的優缺點如表 2所示.

　　表 2 菌藻共生系統在污水處理中的應用及其特點

   　6 結論(Conclusions)

　　菌藻系統中菌藻之間的關系相對較為復雜，菌藻系統相對于單獨細菌系統和單獨藻類系統表現出更高的污染物耐受能力.因此，利用菌藻共生關系處理污水，如含高N、P污水、重金屬污水、抗生素污水等時，具有一定的優勢，但需依據廢水特征合理地選擇菌藻種類.用于污水處理的菌藻共生系統主要包括如下類型：懸浮菌藻系統、固定化菌藻系統和菌藻生物膜系統.目前菌藻生物膜系統相比懸浮菌藻系統、固定化菌藻系統更具優勢，具有處理效率高、優勢菌藻不易流失、處理成本較低等特點.

　　7 展望(Prospects)

　　菌藻共生系統在污水處理與資源化領域具有廣闊的應用前景.但總體來說，在菌藻系統去除污染物的代謝機理、傳質過程、工藝動力學模擬、反應器設計等諸多方面仍需加強.

　　1) 菌藻共生系統對污染物去除有一定優勢，但菌藻微環境中菌藻結合的界面作用力以及結合條件仍不清楚，細菌和微藻具體對污染物去除的貢獻率尚未探究清楚，因此可通過微觀機理研究與污染物去除特性相聯系，進一步研究菌藻共生系統去除污染物的機理.

　　2) 菌藻生物膜系統也存在生物膜脫落等問題，生物膜中微環境的形成與維持、共生傳質、菌藻增殖衰減平衡及代謝機理等方面都有待深入的研究.

　　3) 菌藻共生系統不僅能去除水中污染物，同時也能固定氣體中的CO2，如何合理的設計菌藻生物膜光生物反應器同時實現廢水和廢氣同步處理，仍有較大的技術開發和工藝優化的空間.