《Bioresource Technology》：Coupling microalgal cultivation with forward osmosis dewatering for ammonium-rich digestate treatment: Operando visualization of thick yet reversible biofouling
编辑推荐：
•在所有测试的培养基中，经过预处理的30% ADE（厌氧消化液）产生了最高的干细胞重量（DCW）。•对于30% ADE的培养物，FO（正向渗透）实现了1.43的体积比浓度（CF）。•在30% ADE条件下，OCT（光学相干断层扫描）显示沉积物更厚，但更容易清除。•经过五个FO循环
- •
在所有测试的培养基中，经过预处理的30% ADE（厌氧消化液）产生了最高的干细胞重量（DCW）。
- •
对于30% ADE的培养物，FO（正向渗透）实现了1.43的体积比浓度（CF）。
- •
在30% ADE条件下，OCT（光学相干断层扫描）显示沉积物更厚，但更容易清除。
- •
经过五个FO循环后，观察到残留沉积物和通量恢复率下降。
- •
需要进一步评估长时间运行和DS（渗透液）管理的效果。
引言
随着对低碳能源和可持续废物管理需求的增加，人们越来越关注将有机废物处理与可再生能源生产相结合（Yan等人，2019年）。厌氧消化（AD）可以将高水分的有机废物（包括食物垃圾、畜禽粪便和污泥）转化为富含甲烷的生物气体（Zhang等人，2016年），同时有助于废物稳定化和资源循环利用（Im等人，2026年）。然而，厌氧消化产生的废液（ADE）的管理仍然是基于AD的资源回收大规模应用的挑战（Jang等人，2025年）。ADE含有大量的氨氮、磷和残留有机物，其组成因原料和操作条件而异（Im等人，2025b）。未经适当处理的排放可能导致富营养化、氧气耗尽和接收水体的恶化（Gao等人，2023年）。因此，有效的ADE管理对于将可再生能源生产和营养物质管理及资源再利用联系起来至关重要（Rongwong等人，2018年）。
已经研究了多种去除或回收氨氮的技术，包括厌氧氨氧化（anammox）、萃取、 breakpoint氯化、鸟粪石结晶、吸附、离子交换、膜蒸馏和电化学过程（Maqdasi等人，2025年）。这些方法在是否消除氮、浓缩氮或以可再利用的形式回收氮方面有所不同（Zhu等人，2024年）。将活性氮转化为N2的生物途径可以去除氮，但不能将其保留以供再利用（Jang等人，2025年）。虽然物理化学方法可以实现氮的回收，但可能需要添加化学物质、能量输入或更新工艺材料（Thakare和Bhanvase，2025年）。这些考虑促使人们采用了将ADE处理与可回收生物质生产相结合的互补方法。
微藻培养通过将溶解的营养物质整合到细胞物质中提供了这样的机会（Chai等人，2021年）。微藻可以通过光合作用吸收氨（NH4+）和磷（Samuel等人，2024年），从而为将AD产生的营养物流和CO2供应与生物质生产联系起来创造条件（Zhang等人，2022年）。因此，ADE可以作为一种传统培养基的替代品（Jhouhanggir等人，2025年）。然而，使用ADE需要控制总体负荷，因为氨氮、盐度、残留有机物和有限的光照穿透可能会影响培养性能（Im等人，2024a）。另一个挑战是微藻悬浮液通常浓度较低且细胞较小，这使得其浓缩和收获过程资源密集（Wang等人，2025年）。离心、混凝-絮凝和压力驱动过滤等过程可能会增加能量或化学物质的需求，并可能影响收获材料的性质（de Morais等人，2023年）。因此，必须同时考虑培养性能和后续的浓缩步骤。
正向渗透（FO）利用进料溶液（FS）和渗透液（DS）之间的渗透压差，通过半透膜传输水分（Ryu等人，2022年）。其无需高液压的压力即可运行，从而减少了生物质压缩并保持了细胞完整性（Boo等人，2013年）。因此，将FO与光生物反应器（PBR）结合使用，为培养和生物质预浓缩提供了一个平台（Son等人，2017年）。然而，避免高液压压力本身并不能确保低总体能量需求或工艺可行性，特别是在考虑DS管理时。FO的性能还受到DS稀释、FS浓度、逆向溶质传输、浓缩极化和污染的影响（Vrasna等人，2022年）。这些同时发生的过程使得通量下降成为整体运行性能的指标，而不仅仅是污染的直接度量。
在ADE培养的微藻浓缩过程中，污染涉及培养悬浮液的特性以及膜界面的相互作用（Nguyen等人，2020年）。沉积的细胞、胞外聚合物物质（EPSs）和可溶性微生物产物会形成一层含水的异质层，其结构会影响水和溶质的传输（Nishad等人，2025年）。沉积物的积累和可能的压缩会增加传输阻力（Munshi等人，2018年），而内部和外部浓缩极化会改变膜支撑层及其表面的渗透条件（Tan和Ng，2013年）。局部溶质积累和沉积物限制的扩散会进一步改变有效渗透驱动力（Bilad等人，2018年）。因此，更厚的沉积物并不一定导致更多的通量下降，清洁后的恢复通量也不一定直接代表去除的沉积物量（Larronde-Larretche和Jin，2016年）。因此，评估污染行为需要结合结构观察和运行测量。
传统的表征方法，包括扫描电子显微镜（SEM）、原子力显微镜（AFM）和共聚焦激光扫描显微镜（CLSM），提供了关于膜形态、表面性质和细胞分布的补充信息（Im等人，2025b）。然而，涉及脱水、固定、染色或膜去除的协议可能会改变沉积物或仅提供其状态的离散观察（Elcik等人，2021年）。这些观察结果无法重建主动运行过程中的沉积物发展和脱落情况（Laqbaqbi等人，2019年）。在线光学相干断层扫描（OCT）通过实现无标记的、操作中膜系统内沉积层的横截面成像，补充了这些方法（Im和Jang，2026年）。重复观察可以跟踪清洁后表观厚度、空间异质性和残留沉积物的变化（Im等人，2025a）。这种能力使本研究能够检查在FO浓缩ADE培养的微藻过程中，更大的沉积物积累是否伴随着更强的持久性，以及这种关系在重复循环中是否发生变化（Vrasna等人，2022年）。
因此，本研究结合了在预处理的真实ADE中培养小球藻、FO预浓缩以及在实验室规模的PBR–FO框架内进行在线OCT监测。通过测量干细胞重量（DCW）、叶绿素-a浓度和表观水相营养物质去除率来评估不同ADE比例下的培养响应。在mBG11和30% ADE条件下的培养物随后在12小时的FO实验和五个连续的12小时脱水周期中进行比较，期间进行了循环间的物理清洁。OCT观察了沉积物的发展及其积累情况，并结合水通量、体积浓度、膜表面性质和污染物特性进行了分析。因此，该研究将含水沉积物的发展与实际消化物培养环境中的物理去除和操作恢复联系起来。由于初始生物质负荷和培养基组成不同，比较了它们的综合行为，而不是单独考虑每个传输机制或ADE的特定效应。
章节片段
化学品和试剂
使用不含专用无机氮源的改良BG11培养基（mBG11；韩国Kisan Bio公司）作为参考生长培养基。该培养基作为氮缺乏的参考，用于评估ADE补充物的效果，而不是作为营养完全的对照组。为了评估ADE作为替代氮源的可行性，将真实的ADE与mBG11按预定的体积比例混合。
不同ADE浓度下微藻的生长动态和光合作用适应
在预处理的ADE中培养C. vulgaris时，测得的DCW呈现出非单调的模式（图2(a)）。30天后，mBG11参考值达到0.53±0.03克/升，而10%和20% ADE下的DCW分别为约1.61和1.67克/升。在30% ADE条件下测得的DCW最高（2.00±0.09克/升），大约是参考值的3.8倍。这些结果表明，在中等ADE补充条件下，干固体的积累更多；
结论
本研究结合了在预处理的真实ADE中的培养、FO预浓缩和在线OCT监测。在测试的培养条件下，30% ADE产生了最高的DCW和基于DCW的生产力，而氮缺乏的mBG11培养基提供了ADE补充物效果的参考。培养测量结果描述了干固体的积累和表观水相营养物质的去除，而不是量化藻类生物量产量或营养
CRediT作者贡献声明
Dong-gun Jun：撰写 – 原稿撰写、调查、数据整理、概念构思。Hongrae Im：撰写 – 原稿撰写、验证、正式分析、概念构思。Paula Jungwon Choi：。Alicia Kyoungjin An：Am Jang：撰写 – 审稿与编辑、验证、监督、资金争取、概念构思。
伦理声明
利益冲突声明
致谢
本研究得到了韩国政府（MSIT）资助的韩国国家研究基金会（NRF）的资助（授权号2022R1A2C3007052）。
Dong-gun Jun|Hongrae Im|Paula Jungwon Choi|Alicia Kyoungjin An|Am Jang
