碳中和背景下微藻技术对PPCPs的污染控制

项 磊，杨黎彬，陈家斌，周雪飞，张亚雷

(同济大学环境科学与工程学院，上海 200092)

项磊，同济大学环境科学与工程学院张亚雷教授课题组成员。张亚雷教授团队主要从事污水处理与资源化利用研究，团队拥有教授、博士后、博士生、硕士生等80余人，围绕高浓度废水减污降碳与资源化、典型污染物全过程环境污染控制等方面取得多项创新性成果。

张亚雷教授作为负责人主持国家自然科学基金、863项目、国家科技攻关项目、国家科技支撑项目、国家重点研发计划项目等20余项。获国家杰出青年科学基金资助，入选首批国家“万人计划”科技创新领军人才，获国家技术发明二等奖2项(分别排名第1、第3)、何梁何利基金科技创新奖、中国产学研合作促进奖、上海市科技一等奖3项(分别排名第1、第2)等。在国内外发表SCI论文200多篇，出版著作5部，授权国内外发明专利60多项。

药物及个人护理品(pharmaceutical and personal care products，PPCPs)作为一种新兴污染物，日益受到人们的广泛关注，主要包括各类抗生素、药物和清洁产品等，在城市污水、医药废水、畜禽及水产养殖废水中广泛存在。据检测，PPCPs在地表水中的浓度已上升到风险水平[1]，同时,还可能影响饮用水质量，甚至诱导产生抗性基因，且可随食物链或食物网等多种途径进入人体，对生态环境和人类健康产生巨大威胁。已经研究了一系列化学(光降解、高级氧化)、物理-化学(膜过滤、活性炭吸附)和生物(活性污泥法)技术等来处理含PPCPs的废水，然而，这些技术在处理效率、开发成本、工业规模应用等方面都面临着特定的限制和缺点[2]，因此，迫切需要探索高效、节能的处理方法。

当前，在碳中和目标背景下，CO2减排已成为焦点问题。废水处理过程中常伴随大量CO2产生，而微藻可利用光能和CO2进行光合作用，实现固碳减排[3-4]，同时，能够高效去除废水中的有机物、N、P及重金属污染物，还可以获得高附加值微藻生物质。因此，废水微藻处理技术是未来具有潜力的新型技术。然而，微藻与废水中一些微污染物(如PPCPs)之间的作用机理研究仍然不足，距离微藻处理各种废水的大规模工业化应用还存在一定距离。研究表明，微藻能有效去除废水中的PPCPs[5-6]。Villar-Navarro等[5]研究发现，一个以腔菌属为主的高速藻塘(HRAP)系统去除了64种PPCPs，PPCPs平均去除率比传统活性污泥法高5%～50%。因此，本文结合近年来微藻去除废水中PPCPs的研究，重点介绍PPCPs对微藻的影响、作用机理，以及微藻去除PPCPs的可能机制，总结当前微藻光合工艺系统并提出今后的研究方向。

1 废水微藻处理技术潜力

传统废水生物处理技术主要通过消耗外部能量供氧，从而去除COD、N、P等污染物，加剧了能源行业CO2的排放[7]，且废水中潜在的含能物质未得到合理有效的资源化利用。伴随着碳中和目标的提出，在废水处理行业实行CO2减排已迫在眉睫。研究表明，微藻具有较高的去除有机污染物、N、P营养元素和金属离子的潜力，因此，可将微藻技术应用到废水处理。

微藻是一类广泛存在于各类水体中的类植物微生物，包括可利用CO2和光能进行光合作用的自养藻类、直接利用有机化合物作为碳源和能源代谢生长的异养藻类、既可进行自养又可异养生长的兼养藻类[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被微藻利用并释放出O2。此外，每生产100 t微藻生物质可以固定183 t CO2，CO2固定速率和太阳能储存效率可达陆生植物的10～50倍[9]。在生产第三代生物质能源——生物柴油方面，微藻生长周期较短、适应能力更强、生物产量更高，一年四季均可收获，生长速度是地球上普遍陆生植物的100倍，生物量可以达到30～100倍[10]。微藻比其他植物具有更高的单位面积油脂产量[11]，一般可达微藻细胞干重的20%～55%。此外，微藻生物柴油是一种碳中性燃料，在燃烧过程中释放出的CO2含量几乎接近生产时同化的CO2含量[12]，相对于传统化石燃料燃烧，CO2排放量减少了50%，能有效促进碳减排。

废水中的碳分为无机碳(溶解的CO2及碳酸盐等)和有机碳。微藻可通过主动运输或自由扩散作用吸收无机碳，一些异养微藻能将废水中的有机污染物作为碳源和能源进行异养代谢，从而降低废水中COD含量。当微藻混合培养时可分为两个阶段模式。第一阶段由于废水中初始有机碳含量高而进行异养代谢生长。当有机碳含量降低到一定水平时，第二阶段光合作用开始被诱导，藻类吸收CO2进行光合自养。如果结合光暗循环，允许微藻自养和异养在其最佳条件下进行，混养的生物量和脂质含量将不仅仅是自养和异养的总和[13]。如图1所示，利用微藻技术处理废水，一方面可以有效实现脱氮除磷、降低有机物含量，从而净化废水；另一方面，微藻可利用废水中的N、P等营养物质进行生长，降低培养成本，同时，微藻能吸收废水处理过程中产生的CO2，实现CO2减排，并产生具有高价值的生物质能源(乙醇、色素及生物柴油等)。宋培学等[14]用小球藻、栅藻、衣藻对污水厂中水进行深度处理，发现3种微藻在污水中生长情况良好，其中小球藻长势最优，对磷酸盐、氨氮、亚硝酸盐氮的去除率分别为93%、65%、32%。Phang等[15]用螺旋藻处理淀粉养殖废水，结果表明养殖废水中氨氮、磷酸盐、COD去除率分别达到99.9%、99.4%、98%；螺旋藻平均生长率为0.54 g/(L·d)，蛋白质、油脂、碳水化合物含量分别达到68%、11%、23%。因此，在当前碳减排的迫切形势下，微藻技术是极具潜力的新型废水处理技术，相对于传统废水处理技术更具可持续性，对实现废水资源化、微藻能源化、碳减排具有重要意义。

图1 微藻技术处理废水示意图Fig.1 Schematic Diagram of Wastewater Treatment by Microalgae Technology

2 PPCPs对微藻的影响及作用机制

研究基于微藻去除废水中PPCPs的工艺时，PPCPs对微藻的影响及作用机制是需要考虑的重要因素。PPCPs对微藻的作用可能是双重的，既可能由于其毒性抑制微藻细胞生长，又可能在特定浓度时发生毒物刺激“兴奋”效应促进微藻生物量增加[16]。研究表明，PPCPs对微藻生长的影响与PPCPs种类、微藻种类、作用浓度有关。大部分抗生素对微藻都有抑制生长的作用，酚类、四环素、氨基糖苷、喹诺酮类等多种PPCPs会对藻类的生长产生30%～100%的抑制。通常，通过半数最大有效浓度EC50来量化PPCPs对微藻的抑制作用，即为抑制50%的藻类生长的PPCPs浓度。EC50越低代表毒性越高，近年来，PPCPs对微藻的毒性作用的相关研究如表1所示。另一方面，适量的某些PPCPs可能会促进微藻的生长，小球藻可以利用一些药物(对乙酰氨基酚、水杨酸、双氯芬酸)作为碳源进行生长[17]。在含0.1 mg/L替米考星的废水中培养的小球藻生物量产量提高了18%[18]。Cheng等[19]研究表明，0.01～2 mg/L的乙炔雌二醇会稍微提高小球藻的生物量，在0.01 mg/L时具有最大的刺激作用，生物量可提高15%。

表1 PPCPs对微藻生长的毒性作用Tab.1 Toxic Effects of PPCPs on the Growth of Microalgae

微藻细胞暴露在PPCPs的过程中会受到氧化压力，并产生活性氧(reactive oxygen species，ROS)，产生的ROS会影响生物分子(如蛋白质、色素、脂质)的合成。此外，ROS会将脂肪酸过氧化形成丙二醛(malondialdehyde，MDA)。MDA含量的增加是暴露于PPCPs的微藻发生氧化应激的通用标志。一般情况下，MDA含量随着PPCPs浓度的增加而达到最大值，为1.18～25.6倍[28-29]。氧化应激的出现会影响抗氧化酶的产生，如超氧化物歧化酶、过氧化氢酶和过氧化物酶，这是微藻抵抗ROS的保护机制。暴露于PPCPs数天后，抗氧化酶活性稳定下降，这是微藻细胞逐渐适应PPCPs环境的迹象[6]。

为了抵御PPCPs影响，维持藻细胞的生长，微藻体内可溶性蛋白含量往往会提升，而碳水化合物的合成主要来自光合作用，藻细胞的碳水化合物含量的变化一般与叶绿素含量的趋势相同。由于碳水化合物在细胞内广泛参与能量供应和细胞壁合成，碳水化合物含量的降低可能意味着PPCPs破坏了藻细胞的主要代谢过程。Chokshi等[30]认为，脂质和碳水化合物是在各种胁迫条件下的优质储能产物，可使微藻细胞在不利条件下存活。PPCPs对藻细胞油脂含量的改变可能是由于PPCPs刺激藻细胞产生ROS，而ROS可能会影响脂肪酸侧链，从而影响其含量。

光合作用过程与微藻的生长和代谢密切相关。PPCPs通过破坏膜的功能和结构来破坏类囊体和叶绿体脂质，从而破坏光系统Ⅱ(PSII)并影响色素含量。PPCPs对光合作用的影响还表现在抑制电子传递上，PPCPs可抑制叶绿体蛋白质表达，降低电子在光合作用氢传递上的表达，抑制微藻光合作用。乳糖酸红霉素(erythromycin lactobionate，ETM)作用于斜生栅藻时，参与抑制电子传递过程，导致藻细胞PSII的反应中心失活，从而降低光化学反应效率[31]。微藻细胞中的色素包括叶绿素、类胡萝卜素等，叶绿素a的含量不仅反映了藻类的光合作用活性，而且表明了微藻细胞的密度。类胡萝卜素可以与脂质过氧化产物发生反应，并通过终止链反应来抑制细胞中单线态氧和自由基的产生，这是光合作用的一种保护机制。Guo等[32]发现在克拉霉素质量浓度大于20 μg/L时，绿藻细胞总类胡萝卜素的含量显著增加，形成了保护细胞免受ROS破坏的防御机制。

在废水中，通常不是单一污染物存在，往往是复杂的混合污染物共存体系，如重金属离子、纳米材料、微塑料等。这些共存污染物将影响PPCPs与微藻之间的相互作用机制。研究发现，质量浓度相对较低(<20 mg/L)的腐植酸可以消除三氯生对硅藻生长的负面影响。但在腐植酸质量浓度较高(30～50 mg/L)时，硅藻的生长速率会显著降低，这表明腐植酸和三氯生对测试的硅藻具有联合抑制作用[33]。金属离子(Cu2+)和抗生素(金霉素)对小球藻和铜绿微囊藻的生长和代谢的联合作用不同于它们单独存在时的效应[34]。盐度也可能是影响藻类细胞与PPCPs相互作用的因素，据报道，盐度提高3倍时磺胺二甲氧嘧啶(SDM)对小球藻的毒性降低了5.4倍[35]。其原因可能是来自周围环境的单价阳离子与微藻表面上带负电荷的基团结合，使SDM分子与微藻细胞之间接触发生障碍。此外，废水中P元素含量水平也是一个重要因素，当P浓度升高时可以提高绿球藻对三氯生的抗性[36-37]。而在P浓度受限制时，药物(氟西汀、布洛芬或普萘洛尔)的存在会导致淡水绿藻细胞中类胡萝卜素/叶绿素增加[38]，而衣藻对氟西汀和普萘洛尔的敏感性减轻，对布洛芬的敏感性增强[39]。诸如微塑料之类的污染物也会影响药物对微藻的影响，据报道，微塑料的存在使扁藻对强力霉素的敏感性提高了100%[21]。纳米颗粒可以调节药物对微藻生长的影响，据报道，CeO2纳米颗粒减轻了红霉素对莱茵衣藻和三角藻(分别为淡水和海洋微藻)生长的毒性作用[40]，此外，还通过限制抗生素与微藻细胞之间的接触/相互作用，从而减轻了氟苯尼考对蛋白核小球藻生长的毒性作用[41]。

3 微藻去除PPCPs的可能机制

当暴露于PPCPs时，微藻细胞会产生一系列反应来适应并对PPCPs表现出一定的去除作用。基于微藻技术去除PPCPs的可能机制包括生物吸附、胞内外的生物降解、光降解、生物累积、水解和挥发，如图2所示[42]。微藻去除PPCPs是一个复杂的过程，通常是多种机制共同发挥作用，而去除机制也随微藻和 PPCPs种类而异。因此，需要考察微藻去除PPCPs动力学过程中各种机制的贡献，相关研究总结如表2所示。

图2 微藻去除PPCPs的可能机制[42]Fig.2 Possible Mechanism of PPCPs Removal by Microalgae[42]

表2 微藻对PPCPs的去除及涉及的机制Tab.2 Related Mechanism of PPCPs Removal by Microalgae

3.1 生物吸附

PPCPs的吸附一般可通过微藻细胞壁上的官能团和胞外聚合物(EPS)完成，是一个被动且快速的胞外过程。微藻对PPCPs的吸附主要通过氢键、静电吸引和疏水作用实现，取决于PPCPs的结构、疏水性、官能团、微藻种类。一般来说，疏水性强的PPCPs更容易被吸附，由于羧基、羟基和磷酰基官能团的存在，微藻的细胞壁和EPS主要带负电荷，这有利于与带正电的PPCPs分子发生静电相互作用。由表2可知，生物吸附是去除某些抗生素和药物的主要机制之一。Guo等[52]评估了3种淡水绿色微藻(绿藻、衣藻、麦可属藻)在10 min内对废水中7-氨基-头孢烷酸(7-ACA)的吸附能力。在3种微藻中，麦可属藻对7-ACA的吸附能力最低(2.95 mg/g)，其次是衣藻(3.09 mg/g)和绿藻(4.74 mg/g)。

3.2 生物累积

与生物吸附不同，生物累积是需要消耗能量的胞内过程。据报道，生物累积是微藻去除亲脂性药物的一个重要机制，在去除甲氧苄啶、强力霉素等抗生素中起着重要作用[21]。在微藻中，一些低浓度的生物累积药物可以诱导ROS的产生，ROS在正常浓度下对控制细胞代谢至关重要，但过量会对细胞造成严重损害或使细胞最终死亡[57]。

3.3 生物降解

研究表明，生物降解是微藻从水相以及生物质(细胞内或细胞间)去除PPCPs的最有效机制之一，包括胞内酶催化的污染物的代谢降解和胞外EPS、胞外酶参与的胞外降解[58]。该过程可能会发生PPCPs的水解、侧链断裂、羟基化、环裂解、脱甲基化、脱羧和脱羟基化。基于酶的功能，PPCPs的生物降解可被视为3个阶段的酶催化过程[25]。第一阶段，细胞色素P450酶对PPCPs的解毒涉及氧化、还原、水解过程，在此阶段，亲脂性化合物通过羟基的引入转变为亲水性化合物。第二阶段，具有亲电子基团(-CONH2、环氧化物环、-COOH)的化合物在谷胱甘肽-S-转移酶或葡糖基转移酶的存在下与谷胱甘肽形成共轭键，保护细胞免受氧化损伤。第三阶段，在多种酶[如羧化酶、谷氨酰-tRNA还原酶、脱氢酶、转移酶、水解酶、脱羧酶、单(双)加氧酶和脱水酶]的作用下，将PPCPs转化为结构更简单、毒性更低的化合物。Peng等[56]发现斜生栅藻和蛋白核小球藻可通过羟基化、还原和氧化途径降解水中95%的孕酮和炔诺酮。

3.4 光解

3.5 水解和挥发

水解和挥发与PPCPs的特性和处理工艺的操作条件(温度、pH)有关。藻类的生长可能会改变培养液的pH，因此，对pH较敏感的PPCPs的水解则会受到影响。一些氟喹诺酮类和磺胺类药物具有抗水解性，如磺胺嘧啶和磺胺胍在pH值低至4.0时水解稳定[61]。挥发是化合物特有的特性，在开放式池塘系统中比封闭式光生物反应器更为突出。

4 微藻去除PPCPs光合工艺系统

目前，基于微藻技术去除PPCPs的研究仍处于初级阶段，且大多局限于实验室，利用微藻去除PPCPs的工艺系统研究不多。当前微藻技术在废水处理中的应用主要包括高效藻类塘(high rate algae pond，HRAP)、光生物反应器(photobioreactor，PBR)及微藻固定化培养技术。

HRAP技术在国内外污水处理中应用均较为广泛。作为一类开放式悬浮系统，利用浅水道反应器结合桨轮均质培养，水力停留时间(HRT)短。该系统中微藻和细菌共生，细菌降解含碳有机物过程中释放的CO2作为主要碳源供藻类进行光合作用，同时，微藻吸收废水中N、P等营养物质进行生长繁殖，光合作用释放出O2供好氧细菌对有机污染物进行降解，从而强化污水中污染物处理效果。De等[62]发现HRAP中四环素的去除率在62 d后稳定在69%左右，光降解和生物吸附是主要的去除机制，但光利用效率低、环境条件控制难、微藻生物质收获不易等问题也阻碍了HRAP技术工业规模化发展。

PBR根据对非生物因素的控制可分为封闭式系统及开放式系统。开放式系统指以开放式跑道池为主的藻类培养系统，一般适合于大规模废水的处理，但存在光利用效率低、污染风险高等缺点。封闭式培养系统一般有平板式、管式、搅拌槽式等类型的反应器，常适用于实验室中小规模的实际废水或合成废水处理。封闭式系统虽然环境条件控制更好、污染风险低，但扩大规模困难、建设成本高是封闭式系统实施大规模废水处理的明显缺点，且用于去除PPCPs的挥发机制也受到封闭生物反应器的阻碍。此外，一些新型微藻反应器如旋转藻类生物膜光生物反应器也逐渐应用于城市及农村废水处理。该反应器利用附有固定藻类生物膜的半浸盘，在气液介质间交替旋转，微藻生物质可通过转盘转到气相介质时直接刮取收获。该系统不仅微藻产量高，而且占地面积小，对废水中N、P、金属离子等污染物也有较好的去除效果。在美国芝加哥废水厂市政废水的工程化应用中，对HRT为7 d、高为1.8 m、有效处理面积为43.5 m2的处理模块，其处理能力可达143 L/d[63]。

悬浮微藻培养(如HRAP)系统在废水处理中得到了很好的应用，然而，在该过程结束时，收获微藻生物质是开发此类废水处理系统的主要限制之一。为了克服时间和能源消耗的问题，微藻固定化培养技术已被证明是悬浮培养的一种有前途的替代方法。固定化培养一般为自然固定(生物膜)和人为固定(聚合物等载体固定)。在自然界中，微藻-细菌聚生体以生物膜的形式存在，对去除地表水中的PPCPs有重要作用。Xie等[64]发现固定细胞培养技术比悬浮细胞培养技术更适合处理含抗生素的废水，因为前者可以抑制抗生素对微藻的毒性作用。Sole等[65]提出，悬浮细胞培养技术中游离微藻的遮光作用会阻止PPCPs的光生物降解机制。一般来说，固定化技术在去除PPCPs方面比悬浮技术更有效。Wu等[66]探究初始藻细胞含量为3.0×106个/mL时，在封闭的光生物反应器系统中处理4 d，利用Al2O3浸渍的海藻酸钠凝胶固定化培养小球藻能够去除水中89.6%的卡马西平，而小球藻的悬浮培养物仅能去除48.5%的卡马西平。微藻固定化技术在处理含PPCPs废水方面具有极大发展潜力，但针对大规模废水处理则需要研发价格低廉的载体。

基于藻类的废水处理系统在去除PPCPs方面的性能会受到环境和操作条件的影响，很大程度上取决于非生物因素(HRT、光照强度、温度和季节)和生物因素(微生物的系统发育多样性)。温度和季节是相互关联的因素，温度会影响微生物的酶活性，不同的温度有利于不同藻类和细菌种类的发育，这将导致基于藻类光合工艺系统的功能差异。光照强度会影响微藻的生长，从而影响废水中营养物质和污染物的去除。用于废水处理的微藻培养系统通常旨在通过提供高表面积/体积来最大限度地利用光。研究表明，增加光照强度可以提高微藻生物质的产量，但暴露在高光照强度下会破坏微藻叶绿体的光系统Ⅱ，从而降低微藻的代谢活动和PPCPs的去除效率。HRT作为一个重要的操作参数被研究得最多，一般来说，PBR和HRAP中用于废水处理的HRT为2～10 d[67]。研究表明，HRT越长越有利于PPCPs去除，这是因为较长的HRT可以为生物降解、吸附和间接光降解提供足够的时间，从而增加PPCPs的去除。另外，较长的HRT会导致微藻生物量增加，从而增加微污染物被更多细胞生物降解和吸附的机会。但考虑到处理成本，HRT也会受到一定限制。通常，实际上不可能使用单一微藻培养系统从实际废水中有效去除不同种类的PPCPs。微藻系统的发育多样化培养也称为共培养，被定义为两种或两种以上微藻菌株的混合培养，或微藻与其他微生物(如细菌或真菌)混合培养，更常用于处理含多种PPCPs的废水。但是，相关信息仍然非常有限，照明策略(光源、强度和照明方案)、处理系统配置(开放或封闭，扁平、管状或螺旋)和微生物选择(单一或混合，悬浮或生物膜)对PPCPs去除的影响在很大程度上是未知的。因此，未来仍需要更多的研究来解决这些问题。

5 结语

本文讨论了碳中和背景下将微藻培养与含PPCPs废水的处理相结合的潜力。现有研究表明，基于微藻技术不仅能去除废水中的PPCPs，而且还可以产生高附加值产物，对废水资源化、微藻能源化、实现碳中和具有重要意义。然而，这种技术仍局限于实验室研究，实现工业化规模应用还有一定距离。当前，基于微藻处理废水系统多为悬浮式PBR，微藻产量低且采收成本较高，因此，应进一步研发高效低廉且操作简单的微藻采收及资源化工艺，以及开发设计适合大规模废水处理、设备稳定的高效藻类光生物反应器。未来，需要更全面的研究工作来评估基于藻类处理系统的整体性能和效益，从而有效地从废水中去除多种PPCPs和其他污染物。一方面，需要进一步筛选或开发能同时耐受多种不同PPCPs并能正常生长的微藻；另一方面，应针对实际废水优化藻类处理系统的配置和运行条件，研究不同配置的藻类处理系统中 PPCPs的去除情况，以及处理效率如何受操作条件的影响，更好地揭示污染物去除机制，从而更好地设计PPCPs去除处理系统，并可结合其他处理方法(如紫外线辐射、高级氧化技术、细菌/真菌的共培养)以提高微藻去除PPCPs的效率。此外，应更多地关注PPCPs降解途径并评估降解产物的归宿和潜在风险，以及PPCPs对产生的微藻高附加值产品产生的影响。