关键词：微藻； 污水处理； 污染物去除； 污水资源化利用

        随着社会经济的快速发展及各类污染物排放量的不断增加，水环境的污染承载力面临严峻挑战。相关统计数据显示，截至 2017 年全国排放的污水总量高达699.66亿t[1]。其中，化学需氧量（COD）排放量为1 021.97万t，氨氮排放量为139.51万t，总氮排放量为216.46 万 t，总磷排放总量为 11.84 万 t。2014-2017年，环境污染治理中对排水方面的投资逐年上升，由2014年的1 196.1亿元上升至2017年的1 727.5亿元[1]。

        同时，我国水污染治理过程存在能耗及成本高、二次污染重等诸多问题，如何降低水污染治理过程中的能耗及成本，并突破相关工艺的技术瓶颈，已经成为环境领域的重点工作之一。

        当前，污水处理厂多采用活性污泥法工艺，该方法存在能耗高、药品投加量大、工艺流程长、操作复杂、污水处理设备维修困难、二次污染严重和资源利用不充分等问题[2，3]。生态处理技术以及生物-生态复合技术，因其建设费用少、能耗低、生态价值高、处理能力强等优势，受到了广泛关注。该类技术包括稳定塘系统、高效藻类塘、生物净化槽、水生植物滤床等，以及不同技术单元的复合系统，其对农业污水、生活污水以及污染河道都有着较好的处理效果。其中，高效藻类塘系统利用了藻类分布广、生长快、环境适应性强、生物价值高以及系统成本低的优势，在废水的廉价处理应用方面发挥了巨大作用[4]。微藻是一类能够进行光合作用的低等生物，包括能利用CO2和光照进行光合自养的藻类，以及能直接利用环境中的有机碳源和营养物质的异养藻类，还有一些既能光合作用又能利用外界有机碳源的兼养型藻类[5]，其具有高效的脱氮除磷能力，同时能够依靠其细胞表面的官能团对重金属进行吸附[6-8]。除了以上生理特性，微藻在实现污水中污染物去除的同时，还可以获得微藻生物量的生产，实现污水的资源化利用。 

       自20世纪50年代，Oswald和Gotaas提出利用微藻去除污水中氮磷的概念以来，微藻处理污水技术得到了快速发展[9]。最初是利用高效藻塘中的菌藻共生体系净化污水，后逐步利用微藻处理三级污水[10]， 到 20 世纪 80 年代，微藻技术的应用领域被逐步拓展[11]。近年来，采用多种藻类或藻类与其他微生物协同处理污水，以实现污水水质净化和资源回收受到广泛关注[12]。

        本文从微藻吸附吸收污水中碳、氮、磷、硫酸盐、重金属等物质的代谢机理方面，阐释了微藻污水处理技术的理论基础；并从污水种类与来源、优良藻种筛选、培养方式、采收方法等方面，归纳了利用微藻处理污水技术的关键问题。最后，结合利用微藻，尤其是藻菌共生体系处理污水的研究进展，指出了目前该技术存在的问题，并展望了下一步工作应该关注的重点，为推动利用微藻处理污水技术发展提供参考。 

        1 微藻污水处理技术的理论基础

        1.1 污水中碳源的转化

         在污水处理过程中，碳是微藻生长必不可少的生源要素，碳源可分为无机碳和有机碳。

无机碳的利用方式主要通过吸收HCO3-和CO2实 现[13]。HCO3-进入藻类细胞的途径主要有 3 种：第 1种是通过阴离子交换蛋白或者细胞膜表面载体蛋白将HCO3-转运到细胞中，并在碳酸酐酶的作用下转化为CO2；第2种是以HCO3-的形式直接进入细胞，然后在叶绿体膜蛋白的作用下以主动运输的形式转运至叶绿体中，再通过胞内碳酸酐酶将其转化成 CO2；第 3 种是在胞外碳酸酐酶的作用下，将 HCO3-转化为CO2，然后间接转运至胞内[14]。一般情况下，水中溶解的CO2则是以自由扩散的形式进入胞内，过高或过低的 CO2浓度都会降低微藻的生长速率和光合作用效率。

          部分微藻可利用有机物进行异养生长，根据光照方式的不同可分为化能异养生长，光异养生长和光激活异养生长[15]。但并非所有有机碳源都能被微藻利用，常见的可被微藻利用的有机碳源有葡萄糖、蔗糖、乙酸钠、乙醇和甘油等，其中葡萄糖是应用最为广泛的有机碳源。葡萄糖通过藻细胞膜上的糖转运蛋白转运至胞内后，可在己糖激酶或葡萄糖激酶的催化下，与ATP发生磷酸化反应，生成葡萄糖-6-磷酸（G-6-P）与ADP，从而进入糖酵解代谢途径，生成终产物丙酮酸后经三羧酸循环反应及电子传递链氧化成二氧化碳和水，并生成ATP。环境中存在的持久性有机物较难被微藻分解利用[16]，许多大分子有机物，如药品和个人护理品（pharmaceuticals and personal care products, PPCPs）、农药、芳香类有机物等，对微藻的生长具有毒性[17]。 

           1.2 污水中氮源的转化

水体中的氮是微藻生长的必要元素，其主要存在形式有NO3-、NH4+、尿素等，三者对微藻生长速率的影响机制相似。图 1 为结合文献[18，19]绘制的微藻对氮素的同化吸收过程流程图，通常NH4+是优先被微藻同化吸收，因为其利用途径较NO3-代谢流程更短，需要的能量更少。此外，NO3-和NH4+的利用情况还与培养液的pH值变化有关。当NH4+作为唯一氮源时，微藻会释放大量的H+从而导致培养体系中的pH值显著降低；而当NO3-作为唯一氮源时，培养体系中的pH值则会上升。氮素不足会引起藻类褪色，并抑制多糖、多不饱和脂肪酸等有机化合物的积累，而氮素过高则会对微藻产生毒害作用[18]。除此之外，部分蓝藻还可以在固氮酶的催化作用下，将大气中的N2催化生成NH4+直接利用[18]。 

          1.3 污水中藻类对磷的吸收转化机制

磷是微藻生长代谢的重要营养要素。水体中的有机磷较难被微藻所利用，且多数有机磷农药对微藻存在毒性作用[20]。而微藻可大量吸收水体中的无机磷，通 常，微藻通过磷酸化作用优先摄取 H2PO4-和 HPO42-合成有机物，该过程消耗的能量通常来自呼吸作用、线粒体电子传递系统或光合作用中的光能[18]。尽管微藻中磷元素含量不足1%，但PO43-易与其他离子形成不溶性沉淀导致磷无法被利用，缺磷成为微藻生长的限制因素之一。当磷含量充足时，微藻可吸收过量的 P 以多磷酸盐的方式存储在细胞中。污水环境中磷的含量会影响微藻中脂质和多糖的含量，而N∶P不仅会影响微藻产量，还将决定培养环境下优势藻种的归属[18]。 

         1.4 藻类对重金属的吸附和吸收机理

物理吸附、化学吸附和化学吸收是微藻富集重金属的主要途径。

物理吸附主要是由于藻细胞表面呈褶皱状，带有一定电荷和黏性，重金属离子能直接附着在细胞壁上，或者夹在细胞裂隙之间[21]。

          化学吸附主要是金属离子通过表面络合、离子交换及氧化还原等作用中的一种或几种附着在细胞表面，与微藻代谢无关。通过X射线近边吸收光谱（Xray absorption near edge structure，XANES）和 X 射线吸收精细结构光谱（X- ray absorption fine structure，XAFS）等检测方法发现，微藻吸附重金属离子的主要活性基团包括羰基（酮）、羧基、巯基（硫醇）、磺酸基、硫醚、胺、仲胺、氨基、亚胺、咪唑、磷酸盐或磷酸酯，而且达到吸附平衡仅需几分钟[22, 23]。

          化学吸收阶段是一个生物富集过程，涉及细胞代谢等，在此阶段，金属离子通过金属转运蛋白进入细胞内，最终储存在液泡或细胞器中[15]。微藻对重金属离子的吸附吸收过程可以用朗格缪尔等温吸附模型（L 型, 单层吸附）描述，吸附平衡常数随着温度的升高而降低[6]。金属离子的吸附受多种因素的影响， 如 pH、金属离子浓度、微藻接种浓度、体系温度和接触时间等

          2 微藻处理污水的关键要素

          2.1 藻种的筛选和污水种类

          2.1.1 藻种的筛选

         不同藻种或株系对营养、光照要求不同，对环境适应能力差别较大，其生长速率、产量等也存在明显差异[24]。因此，根据不同污水的水质特征筛选和驯化藻种十分必要。已有研究发现螺旋藻（Spirulina sp.）[25]、席藻（Phormidium sp.）[26]、葡萄藻（Botryococcus sp.）[27]、栅藻（Scenedesmus sp.）[28]、莱茵衣藻（Chlamydomonas reinhardtii）[29]和小球藻（Chlorella sp.）[30]等微藻可利用污水中的养分实现生长，同时也实现了对污水中污染物的去除。此外，采用从污水水源中分离的本地优势微藻，较单一藻种或藻种库中的藻种具有更强的适应性，因为当地气候和水体环境的变化对其影响较小，同时本地优势藻种往往也具有更高的污染物去除率和生长速率[31]。

          2.1.2 可利用微藻进行处理的污水种类及处理效果

不同行业产生的污(废水)种类繁多，且其中的N、 P含量及N∶P也不尽相同。在各类污水中，生活污水和农业污水中污染物多为微藻生长所需的氮磷等营养物质，且酸碱度适中，适宜微藻繁殖，因此利用微藻对该类废水进行处理较为合适，其他污水如来自牛奶、啤酒、饮料和植物油加工厂的食品加工污水也可 利用微藻技术进行处理[32，33]。其中，用市政污水培养莱茵衣藻（Chlamydomonas reinhardtii）可将污水中几乎全部营养物质予以消耗，藻类生物量和油脂含量分别可达 2.0 g/(L·d)和 25.25%(w/w)[34]。栅藻（Scenedes⁃ mus sp.）也可在市政污水中生长，并可完成对污水中氮磷的去除[35]；对于猪粪污水培养的小球藻，其在有效去除污水中过剩营养物的同时，还可获得0.23 g/(m2·d)的脂肪酸生产能力[36]。工业废水的成分与农业废水及市政废水相比，营养物质不足，污染物浓度较高，水质条件较为极端，微藻生长效果较差，利用微藻对工业废水进行处理的相关研究较少。但对于pH值较低且含有大量的硫酸盐的废水，利用微藻生物膜可在获得连续生长，且 N、P 以及 COD 的去除率近 100%，硫酸盐的去除率也高达46%[30]。

        尽管污水中含有微藻生长所需的营养物质，但在实际应用中仍需针对不同污水的组成和性质进行适当的调整，以满足微藻生长的需要[33]。例如，市政污水能为微藻生长提供充足水源，但失调的营养物质比例难以获得最佳的生长效果[37]；农业污水拥有充足的有机物和营养物质，而过高的营养物质会抑制微藻生长[38]；工业废水中除丰富的营养物质外，较高的盐度、较为极端的 pH 以及其他有毒有害物质，会间接影响微藻的后期生产过程及应用[39]。通常，不同藻种对不同污染物的去除能力具有显著差异，表1列举了不同藻种在相应运行条件下对不同污染物的去除效果。

       
          如表1所示，能够用于污水处理的微藻藻中种类丰富，已有研究多采用小球藻对不同类型的废水进行处理，其中，对于氮、磷元素的去除效果十分显著，去除效率多数能够达到80%以上。 

         2.2 微藻技术运行效果的主控因子

         在利用微藻处理污水的过程中，光照、pH 值、温 度、二氧化碳、盐度、水力停留时间（hydraulic reten⁃tion time, HRT）等都会影响微藻的生长速率。

          2.2.1 外界环境参数光照的影响主要来源于光强、光质和光周期等因素。在光限制阶段，随着光强的增加，微藻光合作用速率升高；光饱和阶段，光合作用速率达到最大后，随着光强升高会产生光抑制效应[46]。微藻的适光强范围也不尽相同，如布朗葡萄藻（Botryococcus braunii）约为200 μmol/(m2·s)[47]，钝顶螺旋藻（Spirulina platen⁃sis）为 166 μmol/(m2·s)左右[48]。此外，光照的持续性也会对处理效果产生差异。例如，利用连续光照和间歇光照培养的凯氏拟小球藻（Parachlorella kessleri），在光暗比为12 h∶12 h的培养条件下，凯氏拟小球藻对污水中的总有机碳的去除率略高于连续光照培养条件下的有机碳去除率，分别为88.1%和86.4%[49]。光质对微藻处理污水的效果也有显著影响，尤其在调控微藻合成次级代谢产物方面具有重要作用。

不同藻种对温度的适应能力各不相同，如小球藻、栅藻能适应的温度为 5~42.5 ℃，最适温度为15~37.5 ℃[50-54]。

            2.2.2 水体环境参数

pH 值则通过影响二氧化碳的吸收、有机碳源利用效率、微藻细胞膜的渗透性及无机盐的离子形态来影响微藻的生长。盐度对微藻的生长及污水处理效果也有所影响，Liu 等研究了盐生杜氏藻（Dunaliella salina）在不同盐度的市政废水中的生长及污染物去除状况，结果发现，盐生杜氏藻生长的最佳盐度为30×10-12，对硝酸根、氨根以及磷酸根的去除率分别为100%、75.5%和63.5%，当盐度为40×10-12时，盐生杜氏藻的生长及对污染物中硝酸根和磷酸根的去除效果最差，对硝酸根、氨根以及磷酸根的去除率分别为70.1%、80.6%和21.3%[55]。 

        原标题：微藻技术在污水处理中的应用与展望

        原作者：周浩媛　　 陈军　　盛彦清