碳中和背景下微藻技術對PPCPs的污染控制

項 磊，楊黎彬，陳家斌，周雪飛，張亞雷

(同濟大學環境科學與工程學院，上海 200092)

項磊，同濟大學環境科學與工程學院張亞雷教授課題組成員。張亞雷教授團隊主要從事污水處理與資源化利用研究，團隊擁有教授、博士后、博士生、碩士生等80余人，圍繞高濃度廢水減污降碳與資源化、典型污染物全過程環境污染控制等方面取得多項創新性成果。

張亞雷教授作為負責人主持國家自然科學基金、863項目、國家科技攻關項目、國家科技支撐項目、國家重點研發計劃項目等20余項。獲國家杰出青年科學基金資助，入選首批國家“萬人計劃”科技創新領軍人才，獲國家技術發明二等獎2項(分別排名第1、第3)、何梁何利基金科技創新獎、中國產學研合作促進獎、上海市科技一等獎3項(分別排名第1、第2)等。在國內外發表SCI論文200多篇，出版著作5部，授權國內外發明專利60多項。

藥物及個人護理品(pharmaceutical and personal care products，PPCPs)作為一種新興污染物，日益受到人們的廣泛關注，主要包括各類抗生素、藥物和清潔產品等，在城市污水、醫藥廢水、畜禽及水產養殖廢水中廣泛存在。據檢測，PPCPs在地表水中的濃度已上升到風險水平[1]，同時,還可能影響飲用水質量，甚至誘導產生抗性基因，且可隨食物鏈或食物網等多種途徑進入人體，對生態環境和人類健康產生巨大威脅。已經研究了一系列化學(光降解、高級氧化)、物理-化學(膜過濾、活性炭吸附)和生物(活性污泥法)技術等來處理含PPCPs的廢水，然而，這些技術在處理效率、開發成本、工業規模應用等方面都面臨著特定的限制和缺點[2]，因此，迫切需要探索高效、節能的處理方法。

當前，在碳中和目標背景下，CO2減排已成為焦點問題。廢水處理過程中常伴隨大量CO2產生，而微藻可利用光能和CO2進行光合作用，實現固碳減排[3-4]，同時，能夠高效去除廢水中的有機物、N、P及重金屬污染物，還可以獲得高附加值微藻生物質。因此，廢水微藻處理技術是未來具有潛力的新型技術。然而，微藻與廢水中一些微污染物(如PPCPs)之間的作用機理研究仍然不足，距離微藻處理各種廢水的大規模工業化應用還存在一定距離。研究表明，微藻能有效去除廢水中的PPCPs[5-6]。Villar-Navarro等[5]研究發現，一個以腔菌屬為主的高速藻塘(HRAP)系統去除了64種PPCPs，PPCPs平均去除率比傳統活性污泥法高5%～50%。因此，本文結合近年來微藻去除廢水中PPCPs的研究，重點介紹PPCPs對微藻的影響、作用機理，以及微藻去除PPCPs的可能機制，總結當前微藻光合工藝系統并提出今后的研究方向。

1 廢水微藻處理技術潛力

傳統廢水生物處理技術主要通過消耗外部能量供氧，從而去除COD、N、P等污染物，加劇了能源行業CO2的排放[7]，且廢水中潛在的含能物質未得到合理有效的資源化利用。伴隨著碳中和目標的提出，在廢水處理行業實行CO2減排已迫在眉睫。研究表明，微藻具有較高的去除有機污染物、N、P營養元素和金屬離子的潛力，因此，可將微藻技術應用到廢水處理。

微藻是一類廣泛存在于各類水體中的類植物微生物，包括可利用CO2和光能進行光合作用的自養藻類、直接利用有機化合物作為碳源和能源代謝生長的異養藻類、既可進行自養又可異養生長的兼養藻類[8]。微藻是生物固碳的典型代表。研究表明，每年地球上40%以上的CO2被微藻利用并釋放出O2。此外，每生產100 t微藻生物質可以固定183 t CO2，CO2固定速率和太陽能儲存效率可達陸生植物的10～50倍[9]。在生產第三代生物質能源——生物柴油方面，微藻生長周期較短、適應能力更強、生物產量更高，一年四季均可收獲，生長速度是地球上普遍陸生植物的100倍，生物量可以達到30～100倍[10]。微藻比其他植物具有更高的單位面積油脂產量[11]，一般可達微藻細胞干重的20%～55%。此外，微藻生物柴油是一種碳中性燃料，在燃燒過程中釋放出的CO2含量幾乎接近生產時同化的CO2含量[12]，相對于傳統化石燃料燃燒，CO2排放量減少了50%，能有效促進碳減排。

廢水中的碳分為無機碳(溶解的CO2及碳酸鹽等)和有機碳。微藻可通過主動運輸或自由擴散作用吸收無機碳，一些異養微藻能將廢水中的有機污染物作為碳源和能源進行異養代謝，從而降低廢水中COD含量。當微藻混合培養時可分為兩個階段模式。第一階段由于廢水中初始有機碳含量高而進行異養代謝生長。當有機碳含量降低到一定水平時，第二階段光合作用開始被誘導，藻類吸收CO2進行光合自養。如果結合光暗循環，允許微藻自養和異養在其最佳條件下進行，混養的生物量和脂質含量將不僅僅是自養和異養的總和[13]。如圖1所示，利用微藻技術處理廢水，一方面可以有效實現脫氮除磷、降低有機物含量，從而凈化廢水；另一方面，微藻可利用廢水中的N、P等營養物質進行生長，降低培養成本，同時，微藻能吸收廢水處理過程中產生的CO2，實現CO2減排，并產生具有高價值的生物質能源(乙醇、色素及生物柴油等)。宋培學等[14]用小球藻、柵藻、衣藻對污水廠中水進行深度處理，發現3種微藻在污水中生長情況良好，其中小球藻長勢最優，對磷酸鹽、氨氮、亞硝酸鹽氮的去除率分別為93%、65%、32%。Phang等[15]用螺旋藻處理淀粉養殖廢水，結果表明養殖廢水中氨氮、磷酸鹽、COD去除率分別達到99.9%、99.4%、98%；螺旋藻平均生長率為0.54 g/(L·d)，蛋白質、油脂、碳水化合物含量分別達到68%、11%、23%。因此，在當前碳減排的迫切形勢下，微藻技術是極具潛力的新型廢水處理技術，相對于傳統廢水處理技術更具可持續性，對實現廢水資源化、微藻能源化、碳減排具有重要意義。

圖1 微藻技術處理廢水示意圖Fig.1 Schematic Diagram of Wastewater Treatment by Microalgae Technology

2 PPCPs對微藻的影響及作用機制

研究基于微藻去除廢水中PPCPs的工藝時，PPCPs對微藻的影響及作用機制是需要考慮的重要因素。PPCPs對微藻的作用可能是雙重的，既可能由于其毒性抑制微藻細胞生長，又可能在特定濃度時發生毒物刺激“興奮”效應促進微藻生物量增加[16]。研究表明，PPCPs對微藻生長的影響與PPCPs種類、微藻種類、作用濃度有關。大部分抗生素對微藻都有抑制生長的作用，酚類、四環素、氨基糖苷、喹諾酮類等多種PPCPs會對藻類的生長產生30%～100%的抑制。通常，通過半數最大有效濃度EC50來量化PPCPs對微藻的抑制作用，即為抑制50%的藻類生長的PPCPs濃度。EC50越低代表毒性越高，近年來，PPCPs對微藻的毒性作用的相關研究如表1所示。另一方面，適量的某些PPCPs可能會促進微藻的生長，小球藻可以利用一些藥物(對乙酰氨基酚、水楊酸、雙氯芬酸)作為碳源進行生長[17]。在含0.1 mg/L替米考星的廢水中培養的小球藻生物量產量提高了18%[18]。Cheng等[19]研究表明，0.01～2 mg/L的乙炔雌二醇會稍微提高小球藻的生物量，在0.01 mg/L時具有最大的刺激作用，生物量可提高15%。

表1 PPCPs對微藻生長的毒性作用Tab.1 Toxic Effects of PPCPs on the Growth of Microalgae

微藻細胞暴露在PPCPs的過程中會受到氧化壓力，并產生活性氧(reactive oxygen species，ROS)，產生的ROS會影響生物分子(如蛋白質、色素、脂質)的合成。此外，ROS會將脂肪酸過氧化形成丙二醛(malondialdehyde，MDA)。MDA含量的增加是暴露于PPCPs的微藻發生氧化應激的通用標志。一般情況下，MDA含量隨著PPCPs濃度的增加而達到最大值，為1.18～25.6倍[28-29]。氧化應激的出現會影響抗氧化酶的產生，如超氧化物歧化酶、過氧化氫酶和過氧化物酶，這是微藻抵抗ROS的保護機制。暴露于PPCPs數天后，抗氧化酶活性穩定下降，這是微藻細胞逐漸適應PPCPs環境的跡象[6]。

為了抵御PPCPs影響，維持藻細胞的生長，微藻體內可溶性蛋白含量往往會提升，而碳水化合物的合成主要來自光合作用，藻細胞的碳水化合物含量的變化一般與葉綠素含量的趨勢相同。由于碳水化合物在細胞內廣泛參與能量供應和細胞壁合成，碳水化合物含量的降低可能意味著PPCPs破壞了藻細胞的主要代謝過程。Chokshi等[30]認為，脂質和碳水化合物是在各種脅迫條件下的優質儲能產物，可使微藻細胞在不利條件下存活。PPCPs對藻細胞油脂含量的改變可能是由于PPCPs刺激藻細胞產生ROS，而ROS可能會影響脂肪酸側鏈，從而影響其含量。

光合作用過程與微藻的生長和代謝密切相關。PPCPs通過破壞膜的功能和結構來破壞類囊體和葉綠體脂質，從而破壞光系統Ⅱ(PSII)并影響色素含量。PPCPs對光合作用的影響還表現在抑制電子傳遞上，PPCPs可抑制葉綠體蛋白質表達，降低電子在光合作用氫傳遞上的表達，抑制微藻光合作用。乳糖酸紅霉素(erythromycin lactobionate，ETM)作用于斜生柵藻時，參與抑制電子傳遞過程，導致藻細胞PSII的反應中心失活，從而降低光化學反應效率[31]。微藻細胞中的色素包括葉綠素、類胡蘿卜素等，葉綠素a的含量不僅反映了藻類的光合作用活性，而且表明了微藻細胞的密度。類胡蘿卜素可以與脂質過氧化產物發生反應，并通過終止鏈反應來抑制細胞中單線態氧和自由基的產生，這是光合作用的一種保護機制。Guo等[32]發現在克拉霉素質量濃度大于20 μg/L時，綠藻細胞總類胡蘿卜素的含量顯著增加，形成了保護細胞免受ROS破壞的防御機制。

在廢水中，通常不是單一污染物存在，往往是復雜的混合污染物共存體系，如重金屬離子、納米材料、微塑料等。這些共存污染物將影響PPCPs與微藻之間的相互作用機制。研究發現，質量濃度相對較低(<20 mg/L)的腐植酸可以消除三氯生對硅藻生長的負面影響。但在腐植酸質量濃度較高(30～50 mg/L)時，硅藻的生長速率會顯著降低，這表明腐植酸和三氯生對測試的硅藻具有聯合抑制作用[33]。金屬離子(Cu2+)和抗生素(金霉素)對小球藻和銅綠微囊藻的生長和代謝的聯合作用不同于它們單獨存在時的效應[34]。鹽度也可能是影響藻類細胞與PPCPs相互作用的因素，據報道，鹽度提高3倍時磺胺二甲氧嘧啶(SDM)對小球藻的毒性降低了5.4倍[35]。其原因可能是來自周圍環境的單價陽離子與微藻表面上帶負電荷的基團結合，使SDM分子與微藻細胞之間接觸發生障礙。此外，廢水中P元素含量水平也是一個重要因素，當P濃度升高時可以提高綠球藻對三氯生的抗性[36-37]。而在P濃度受限制時，藥物(氟西汀、布洛芬或普萘洛爾)的存在會導致淡水綠藻細胞中類胡蘿卜素/葉綠素增加[38]，而衣藻對氟西汀和普萘洛爾的敏感性減輕，對布洛芬的敏感性增強[39]。諸如微塑料之類的污染物也會影響藥物對微藻的影響，據報道，微塑料的存在使扁藻對強力霉素的敏感性提高了100%[21]。納米顆粒可以調節藥物對微藻生長的影響，據報道，CeO2納米顆粒減輕了紅霉素對萊茵衣藻和三角藻(分別為淡水和海洋微藻)生長的毒性作用[40]，此外，還通過限制抗生素與微藻細胞之間的接觸/相互作用，從而減輕了氟苯尼考對蛋白核小球藻生長的毒性作用[41]。

3 微藻去除PPCPs的可能機制

當暴露于PPCPs時，微藻細胞會產生一系列反應來適應并對PPCPs表現出一定的去除作用。基于微藻技術去除PPCPs的可能機制包括生物吸附、胞內外的生物降解、光降解、生物累積、水解和揮發，如圖2所示[42]。微藻去除PPCPs是一個復雜的過程，通常是多種機制共同發揮作用，而去除機制也隨微藻和 PPCPs種類而異。因此，需要考察微藻去除PPCPs動力學過程中各種機制的貢獻，相關研究總結如表2所示。

圖2 微藻去除PPCPs的可能機制[42]Fig.2 Possible Mechanism of PPCPs Removal by Microalgae[42]

表2 微藻對PPCPs的去除及涉及的機制Tab.2 Related Mechanism of PPCPs Removal by Microalgae

3.1 生物吸附

PPCPs的吸附一般可通過微藻細胞壁上的官能團和胞外聚合物(EPS)完成，是一個被動且快速的胞外過程。微藻對PPCPs的吸附主要通過氫鍵、靜電吸引和疏水作用實現，取決于PPCPs的結構、疏水性、官能團、微藻種類。一般來說，疏水性強的PPCPs更容易被吸附，由于羧基、羥基和磷酰基官能團的存在，微藻的細胞壁和EPS主要帶負電荷，這有利于與帶正電的PPCPs分子發生靜電相互作用。由表2可知，生物吸附是去除某些抗生素和藥物的主要機制之一。Guo等[52]評估了3種淡水綠色微藻(綠藻、衣藻、麥可屬藻)在10 min內對廢水中7-氨基-頭孢烷酸(7-ACA)的吸附能力。在3種微藻中，麥可屬藻對7-ACA的吸附能力最低(2.95 mg/g)，其次是衣藻(3.09 mg/g)和綠藻(4.74 mg/g)。

3.2 生物累積

與生物吸附不同，生物累積是需要消耗能量的胞內過程。據報道，生物累積是微藻去除親脂性藥物的一個重要機制，在去除甲氧芐啶、強力霉素等抗生素中起著重要作用[21]。在微藻中，一些低濃度的生物累積藥物可以誘導ROS的產生，ROS在正常濃度下對控制細胞代謝至關重要，但過量會對細胞造成嚴重損害或使細胞最終死亡[57]。

3.3 生物降解

研究表明，生物降解是微藻從水相以及生物質(細胞內或細胞間)去除PPCPs的最有效機制之一，包括胞內酶催化的污染物的代謝降解和胞外EPS、胞外酶參與的胞外降解[58]。該過程可能會發生PPCPs的水解、側鏈斷裂、羥基化、環裂解、脫甲基化、脫羧和脫羥基化。基于酶的功能，PPCPs的生物降解可被視為3個階段的酶催化過程[25]。第一階段，細胞色素P450酶對PPCPs的解毒涉及氧化、還原、水解過程，在此階段，親脂性化合物通過羥基的引入轉變為親水性化合物。第二階段，具有親電子基團(-CONH2、環氧化物環、-COOH)的化合物在谷胱甘肽-S-轉移酶或葡糖基轉移酶的存在下與谷胱甘肽形成共軛鍵，保護細胞免受氧化損傷。第三階段，在多種酶[如羧化酶、谷氨酰-tRNA還原酶、脫氫酶、轉移酶、水解酶、脫羧酶、單(雙)加氧酶和脫水酶]的作用下，將PPCPs轉化為結構更簡單、毒性更低的化合物。Peng等[56]發現斜生柵藻和蛋白核小球藻可通過羥基化、還原和氧化途徑降解水中95%的孕酮和炔諾酮。

3.4 光解

3.5 水解和揮發

水解和揮發與PPCPs的特性和處理工藝的操作條件(溫度、pH)有關。藻類的生長可能會改變培養液的pH，因此，對pH較敏感的PPCPs的水解則會受到影響。一些氟喹諾酮類和磺胺類藥物具有抗水解性，如磺胺嘧啶和磺胺胍在pH值低至4.0時水解穩定[61]。揮發是化合物特有的特性，在開放式池塘系統中比封閉式光生物反應器更為突出。

4 微藻去除PPCPs光合工藝系統

目前，基于微藻技術去除PPCPs的研究仍處于初級階段，且大多局限于實驗室，利用微藻去除PPCPs的工藝系統研究不多。當前微藻技術在廢水處理中的應用主要包括高效藻類塘(high rate algae pond，HRAP)、光生物反應器(photobioreactor，PBR)及微藻固定化培養技術。

HRAP技術在國內外污水處理中應用均較為廣泛。作為一類開放式懸浮系統，利用淺水道反應器結合槳輪均質培養，水力停留時間(HRT)短。該系統中微藻和細菌共生，細菌降解含碳有機物過程中釋放的CO2作為主要碳源供藻類進行光合作用，同時，微藻吸收廢水中N、P等營養物質進行生長繁殖，光合作用釋放出O2供好氧細菌對有機污染物進行降解，從而強化污水中污染物處理效果。De等[62]發現HRAP中四環素的去除率在62 d后穩定在69%左右，光降解和生物吸附是主要的去除機制，但光利用效率低、環境條件控制難、微藻生物質收獲不易等問題也阻礙了HRAP技術工業規模化發展。

PBR根據對非生物因素的控制可分為封閉式系統及開放式系統。開放式系統指以開放式跑道池為主的藻類培養系統，一般適合于大規模廢水的處理，但存在光利用效率低、污染風險高等缺點。封閉式培養系統一般有平板式、管式、攪拌槽式等類型的反應器，常適用于實驗室中小規模的實際廢水或合成廢水處理。封閉式系統雖然環境條件控制更好、污染風險低，但擴大規模困難、建設成本高是封閉式系統實施大規模廢水處理的明顯缺點，且用于去除PPCPs的揮發機制也受到封閉生物反應器的阻礙。此外，一些新型微藻反應器如旋轉藻類生物膜光生物反應器也逐漸應用于城市及農村廢水處理。該反應器利用附有固定藻類生物膜的半浸盤，在氣液介質間交替旋轉，微藻生物質可通過轉盤轉到氣相介質時直接刮取收獲。該系統不僅微藻產量高，而且占地面積小，對廢水中N、P、金屬離子等污染物也有較好的去除效果。在美國芝加哥廢水廠市政廢水的工程化應用中，對HRT為7 d、高為1.8 m、有效處理面積為43.5 m2的處理模塊，其處理能力可達143 L/d[63]。

懸浮微藻培養(如HRAP)系統在廢水處理中得到了很好的應用，然而，在該過程結束時，收獲微藻生物質是開發此類廢水處理系統的主要限制之一。為了克服時間和能源消耗的問題，微藻固定化培養技術已被證明是懸浮培養的一種有前途的替代方法。固定化培養一般為自然固定(生物膜)和人為固定(聚合物等載體固定)。在自然界中，微藻-細菌聚生體以生物膜的形式存在，對去除地表水中的PPCPs有重要作用。Xie等[64]發現固定細胞培養技術比懸浮細胞培養技術更適合處理含抗生素的廢水，因為前者可以抑制抗生素對微藻的毒性作用。Sole等[65]提出，懸浮細胞培養技術中游離微藻的遮光作用會阻止PPCPs的光生物降解機制。一般來說，固定化技術在去除PPCPs方面比懸浮技術更有效。Wu等[66]探究初始藻細胞含量為3.0×106個/mL時，在封閉的光生物反應器系統中處理4 d，利用Al2O3浸漬的海藻酸鈉凝膠固定化培養小球藻能夠去除水中89.6%的卡馬西平，而小球藻的懸浮培養物僅能去除48.5%的卡馬西平。微藻固定化技術在處理含PPCPs廢水方面具有極大發展潛力，但針對大規模廢水處理則需要研發價格低廉的載體。

基于藻類的廢水處理系統在去除PPCPs方面的性能會受到環境和操作條件的影響，很大程度上取決于非生物因素(HRT、光照強度、溫度和季節)和生物因素(微生物的系統發育多樣性)。溫度和季節是相互關聯的因素，溫度會影響微生物的酶活性，不同的溫度有利于不同藻類和細菌種類的發育，這將導致基于藻類光合工藝系統的功能差異。光照強度會影響微藻的生長，從而影響廢水中營養物質和污染物的去除。用于廢水處理的微藻培養系統通常旨在通過提供高表面積/體積來最大限度地利用光。研究表明，增加光照強度可以提高微藻生物質的產量，但暴露在高光照強度下會破壞微藻葉綠體的光系統Ⅱ，從而降低微藻的代謝活動和PPCPs的去除效率。HRT作為一個重要的操作參數被研究得最多，一般來說，PBR和HRAP中用于廢水處理的HRT為2～10 d[67]。研究表明，HRT越長越有利于PPCPs去除，這是因為較長的HRT可以為生物降解、吸附和間接光降解提供足夠的時間，從而增加PPCPs的去除。另外，較長的HRT會導致微藻生物量增加，從而增加微污染物被更多細胞生物降解和吸附的機會。但考慮到處理成本，HRT也會受到一定限制。通常，實際上不可能使用單一微藻培養系統從實際廢水中有效去除不同種類的PPCPs。微藻系統的發育多樣化培養也稱為共培養，被定義為兩種或兩種以上微藻菌株的混合培養，或微藻與其他微生物(如細菌或真菌)混合培養，更常用于處理含多種PPCPs的廢水。但是，相關信息仍然非常有限，照明策略(光源、強度和照明方案)、處理系統配置(開放或封閉，扁平、管狀或螺旋)和微生物選擇(單一或混合，懸浮或生物膜)對PPCPs去除的影響在很大程度上是未知的。因此，未來仍需要更多的研究來解決這些問題。

5 結語

本文討論了碳中和背景下將微藻培養與含PPCPs廢水的處理相結合的潛力。現有研究表明，基于微藻技術不僅能去除廢水中的PPCPs，而且還可以產生高附加值產物，對廢水資源化、微藻能源化、實現碳中和具有重要意義。然而，這種技術仍局限于實驗室研究，實現工業化規模應用還有一定距離。當前，基于微藻處理廢水系統多為懸浮式PBR，微藻產量低且采收成本較高，因此，應進一步研發高效低廉且操作簡單的微藻采收及資源化工藝，以及開發設計適合大規模廢水處理、設備穩定的高效藻類光生物反應器。未來，需要更全面的研究工作來評估基于藻類處理系統的整體性能和效益，從而有效地從廢水中去除多種PPCPs和其他污染物。一方面，需要進一步篩選或開發能同時耐受多種不同PPCPs并能正常生長的微藻；另一方面，應針對實際廢水優化藻類處理系統的配置和運行條件，研究不同配置的藻類處理系統中 PPCPs的去除情況，以及處理效率如何受操作條件的影響，更好地揭示污染物去除機制，從而更好地設計PPCPs去除處理系統，并可結合其他處理方法(如紫外線輻射、高級氧化技術、細菌/真菌的共培養)以提高微藻去除PPCPs的效率。此外，應更多地關注PPCPs降解途徑并評估降解產物的歸宿和潛在風險，以及PPCPs對產生的微藻高附加值產品產生的影響。