张建教授团队：微藻—人工湿地耦合系统强化污水深度净化与资源转化
庄林岚1 钱唯一1 胡振1 吴海明1 谢慧君1 王跃昌2 刘华清3 张建1,3*
（1. 山东大学 环境科学与工程学院，山东 青岛 266237；2. 北京远浪潮生态建设有限公司，北京 100012；3. 山东科技大学 安全与环境工程学院 黄河三角洲地表过程与生态完整性研究院，山东 青岛 266590)
研究背景
随着我国经济和社会的高速发展，各类自然资源的需求与消耗日益增加，加之气候变暖、人口分布不均及环境污染，综合导致了我国部分城市处于严重水质或水量型缺水状态。水资源供应不足、水生态萎缩、水环境污染已经成为制约社会经济发展和人民生活水平提升的重要因素。目前全国城市污水排放量超过500亿m3/a，是巨大的再生水潜在水源，可净化再生后通过生态—生产/生活等途径实现梯级回用，缓解水资源供需矛盾。然而，按照现行污水处理与排放标准，污水处理厂出水仍是自然受纳水体重要的污染物源头，为自然水环境带来了不可忽视的生态安全风险。因此，大力发展污水深度处理与回用技术是缓解水资源短缺、保障水生态安全的重要途径。
人工湿地作为基于自然的污水深度净化技术，相比膜过滤、高级氧化等物理化学技术具有更低的成本和更多的适用场景，该技术可实现近零动力运行，运行维护简单，且兼具生态景观功能。此外，人工湿地可通过植物生长实现氮（N）、磷（P）同化与碳（C）固定，本质上具有减污降碳功能。鉴于此，2022年生态环境部等七部委联合印发的《减污降碳协同增效实施方案》要求：大力推进污水资源化利用，构建区域再生水循环利用体系，因地制宜建设人工湿地水质净化工程及再生水调蓄设施。然而，人工湿地存在碳氧调控失衡、植物对污染物吸收慢等问题，这些问题限制了人工湿地对氮、磷等污染物的去除与资源转化；而基于微藻培养的污水深度净化技术具有光合泌氧、固碳和氮/磷高效同化等优势，可与人工湿地实现技术互补。本文在梳理了人工湿地与微藻技术特征的基础上，对微藻—人工湿地耦合系统强化污水深度净化与资源转化研究进展进行了系统剖析，并提出了基于物质流分析的耦合系统优化策略与未来研究方向。
摘要
人工湿地污水深度净化是污水再生的重要途径，对于缓解我国水资源短缺问题具有重要意义，符合减污降碳双重需求。但人工湿地在实际工程运行中存在碳氧调控失衡导致的污染物去除与资源化水平低等瓶颈问题。微藻具有光合释氧、碳固定、污染物高效资源转化等优势，其与人工湿地具有高度互补性。详细分析了微藻与人工湿地不同耦合模式在碳氧调控机制、污染物去除与资源转化等方面的性能，解析了耦合系统的碳、氮、磷物质流，明确了人工湿地缺氧区适量补充微藻生物质的优化路径，从系统运行机制与效能等方面对该领域未来研究提出了展望。
01、人工湿地污水净化机制及其与微藻技术耦合的理论基础
1. 人工湿地污水净化机制及问题解析
人工湿地利用环境微生物转化、植物吸收及基质吸附等多途径实现对污水中有机碳（COD）、氮、磷等多种污染物的深度净化。Zhuang等梳理了不同人工湿地对C、N、P常规污染物的净化潜能，表明潜流人工湿地可实现对污水处理厂出水中COD、TN、NH4+-N、TP的深度净化，其平均去除率依次为81%、53%、71%、38%（图1）。其中，细菌等微生物作用在C、N类污染物的去除过程中占据核心地位，其贡献率超80%，远高于植物吸收与基质吸附。N的去除路径主要为微生物的硝化—反硝化过程。进水携氧与植物根系泌氧是人工湿地中O2的重要来源，但其补氧速率较低（0.39~4.36 g/m2d），进而限制了氨氧化菌、亚硝酸盐氧化菌对氨氮的逐步硝化过程。为强化微生物的硝化作用，多篇文章报道了曝气、跌水进水、潮汐流等强化补氧措施。曝气补氧虽然能够很好地提升氨氮的氧化效果（去除率提升至90%~100%），但同时增加了人工湿地的运行能耗与成本，提高了系统间接碳排放量，不符合新时代双碳战略需求。
图1 人工湿地对常规污染物的去除率统计分析
除了溶解氧的限制，有机碳源的缺乏也是抑制人工湿地脱氮的重要因子。据文献[17-19]报道，人工湿地进水中碳氮比（COD/TN, C/N）一般在2.7~5。武海涛等的研究指出，人工湿地进水中C/N>6才能满足反硝化过程对有机碳源的需求。在污水净化领域，添加液相/固相碳源是提升硝态氮去除能力的重要手段。然而，甲醇、生物炭等常用有机碳源也存在成本高、直接与间接碳排放量大的问题。
基质吸附是磷污染物去除的主要途径，贡献率在50%~90%。与石英砂等常规基质相比，陶粒、钢渣等新型基质对磷的吸附容量较高，可达660~1000 mg/kg，但也存在吸附饱和的问题。随着人工湿地运行时间的延长，对磷污染物去除效率逐步降低。而植物可以通过根系吸收作用实现对水中氮、磷污染物的同化，并可伴随植物的周期性收割移出系统。然而，如何提升植物对污染物去除贡献还有待详细研究。
综上所述，人工湿地具有一定的污水深度净化功能，但受限于溶解氧与有机碳源不足及基质吸附饱和等问题。如何调控并实现人工湿地低碳、高效污水净化与污染物的资源转化是亟待解决的问题。
2. 微藻与人工湿地的功能互补性
21世纪初，资源/能源型微藻培养与污水深度净化耦合技术逐步兴起，该技术利用微藻的光合作用将污水中的氮、磷等污染物转化为微藻生物质，同步实现污水的净化及污染物向生物质资源的转化。该技术可应用于生活污水、畜禽养殖废水、污水处理厂出水等多种类型污水的处理，氮、磷的去除率可高达95%以上。此外，微藻的高固碳性能也引起了广泛关注，以处理污水处理厂二级出水为例，微藻每净化1 m3污水，可直接固定212.5 g-CO2eq。转化生成的微藻生物质用途广泛，可制备生物炭材料、水产饵料等，部分高含油（＞30%）藻种具有生物柴油的生产潜质。
因此，微藻与人工湿地污水处理技术存在良好的互补性，为两技术的耦合奠定了理论基础，具体体现见表1：1)人工湿地硝化-反硝化过程缺乏溶解氧与有机碳源，而微藻在光合自养生长过程中可产生DO并固定CO2形成有机碳源，二者结合则省去人工湿地高成本曝气与补碳过程；2)人工湿地可实现持续性脱氮，但无法维持长效除磷，而微藻则具有快速从水环境中吸收磷的特性，二者结合可实现水体氮、磷的高效脱除；3)人工湿地中高等植物生长较慢，对氮、磷等污染物同化速率低，而微藻生长速率相对于植物更快，可弥补人工湿地资源转化率低的不足。此外，人工湿地与微藻技术还存在优势叠加，人工湿地基于细菌等原核生物为主的微生物群落代谢与基质吸附等多种机制去除污染物，具有较快的污染物去除速率，而真核微藻则能够通过同化作用实现对多种类型污水中不同浓度水平氮、磷的同步脱除，污染物去除彻底，规避出水的生态风险。因此，将微藻与人工湿地技术相耦合，有望在不曝气且无外来碳源投加条件下提升对水中污染物的净化与资源转化效率，同时降低碳排放量。
表1 人工湿地与微藻技术对比
02微藻与人工湿地的耦合模式
微藻与人工湿地的耦合可分为2种形式，一种为后置微藻单元，即人工湿地—微藻耦合系统；另一种为前置微藻单元，即微藻—人工湿地耦合系统。2种模式下均可将微藻单元CO2固定生成的微藻生物质作为有机碳源回用于人工湿地，强化总氮的反硝化脱除。文献[35-37]指出，微藻作为有机碳源促进反硝化脱氮水平为0.291 g-N/g（以微藻干重计），远高于植物基生物炭、秸秆等固相碳源的有机碳源利用率。
1. 人工湿地—微藻耦合模式
人工湿地—微藻耦合系统中污染物经过人工湿地的微生物代谢、基质吸附后进入微藻单元，利用微藻脱氮除磷特性实现更高的氮、磷去除率（图2a）。文献[6, 33]研究表明，人工湿地—微藻耦合系统的氮、磷去除效果均可达80%以上；文献[40, 41]发现在人工湿地单元后耦合微藻单元可进一步强化常规污染物的去除并有效降低新污染物毒性，保障了受纳水体的生态安全。然而，由于人工湿地的净化作用，进入微藻单元的氮、磷浓度有所降低，通过微藻实现的污染物生物质资源转化效率较前置微藻耦合系统会有所降低（图2b）。此外，人工湿地—微藻耦合系统中微藻单元出水直接与自然受纳水体衔接，需保障严格、高效的藻水分离，这必然带来更高的能耗与成本，增加系统间接碳排放量（图2c）。
图2 微藻耦合对人工湿地系统对减污降碳的影响
（a）污染物去除率；（b）污染物资源转化率；（c）碳固定/排放核算
2. 微藻—人工湿地耦合模式
微藻—人工湿地耦合模式被诸多学者报道。相比微藻后置耦合系统，前置微藻—人工湿地耦合系统则因微藻单元的高污染物负荷而具有更高的污染物资源转化率和碳固定能力（图2b, c）。此外，微藻单元可通过微藻的光合作用向水中充氧，微藻对NO3--N的同化过程增加水中碱度，而人工湿地中微生物硝化作用消耗氧气和碱度，因此前置微藻单元处理后充氧、微碱性水进入人工湿地系统可提升其氨氮氧化效率。除了上述调控作用，微藻代谢过程会向水体释放溶解性胞外有机物（extracellular polymeric substance, EPS），其进入人工湿地后会对微生物群落结构与功能起到调节作用。该模式下，微藻单元末端的藻水分离要求可适当放宽，允许部分微藻随水流进入人工湿地单元，在人工湿地内部作为缓释碳源促进反硝化过程；人工湿地基质则对微藻形成过滤作用，防止微藻向生态水体的外溢。与人工湿地—微藻耦合模式相比，该模式下微藻单元末端无需严格的藻水分离过程，能耗与成本更低。
综上所述，微藻—人工湿地耦合系统从物质流动角度实现了两单元间更好的有机融合（图3），在污染物净化与资源转化方面具有更明显的优势。此外，碳排放核算结果表明，微藻—人工湿地耦合系统净化二级出水的直接碳排放强度约为-452 g-CO2eq/m3，为碳汇过程（图2c）；间接碳排放主要来自能耗，耦合系统的间接碳排放量较活性污泥法降低68%，可见该耦合系统在减污降碳方面的优越性。
图3 微藻—人工湿地耦合系统的污水净化强化原理
03微藻—人工湿地耦合系统的物质流分析与优化
从碳元素流而言，微藻单元通过光合作用固定CO2，形成微藻生物质有机碳。经过藻水分离处理，大部分微藻固定的CO2以细胞内有机碳的形式随藻细胞离开水体；仅少量微藻细胞及微藻溶解性EPS随水进入人工湿地。然而，该部分有机碳在表层好氧区域易被异养微生物分解，难以缓解深层缺氧区碳源不足导致的反硝化受限问题（图4）。因此，多名研究者提出将大量微藻生物质作为缓释碳源回用于人工湿地以提升反硝化效能。Zhong等将粉末态微藻作为有机碳源随进水投加到人工湿地中，将NO3--N与TN的去除率分别提高了27.9%和17.7%。然而，微藻作为有机碳在好氧区会被部分氧化分解，既与氨氮争夺了O2，又削弱了其在缺氧区参与反硝化的功能。因此，精确识别人工湿地好氧/缺氧功能区分布，将微藻生物质直接投加于缺氧区，可提高微藻有机碳源作用于反硝化过程的效能，减小微藻在人工湿地中的回用量，提升系统整体碳固定水平。
从氮、磷物质流的角度而言，微藻单元中微藻的生长可同步吸收污水中的氮、磷元素，伴随该单元末端的藻水分离过程，实现污染物从水中的去除与生物质资源转化。基于微藻对磷元素的过量、快速吸收特性，大部分磷可在微藻单元高效去除，而剩余的氮元素则随水进入人工湿地系统，在投加微藻碳源的辅助下被微生物代谢去除。然而，投加到人工湿地中的微藻在缓释有机碳的同时会向水体同步释放氮、磷（图4）。因此，需要调控人工湿地内微藻的投加量，保障人工湿地对氮去除率的提升并有效减少微藻中氮、磷的二次释放，确保污染物的综合去除效果。Yang的研究表明，微藻单元收获微藻生物质的0.4%回用于人工湿地缺氧区时，TN和TP去除率分别可达94.18%和85.80%，同时可避免微藻碳源在好氧区无效矿化（即非反硝化过程）带来的碳排放。
图4 微藻-人工湿地耦合系统内物质流分析与优化
04微藻—人工湿地耦合系统未来展望
1. 微藻对人工湿地运行的长期影响机制
从微观角度而言，微藻进入人工湿地系统中可能存在以下作用形式：1)微藻作为颗粒物可能被基质层层截留。微藻的迁移受到基质粒径与理化性质、微界面水力冲刷强度等多因素影响，其在人工湿地系统中的分布规律与影响范围尚未可知。2)微藻具备在基质间隙无光条件下异养代谢的能力，与细菌存在营养竞争或共生关系，微藻及其EPS对细菌群落结构与功能的调控作用有待研究。3)微藻EPS可改变人工湿地基质的水渗透系数，成为部分区域堵塞的潜在风险源，其堵塞形成机制与调控规律有待探明。
2. 微藻—人工湿地耦合系统对新污染物及其毒性的长效去除
水环境中低浓度、高毒性的新污染物近年来受到越来越多的关注。研究表明，人工湿地与微藻串联工艺可通过吸附、降解等多种方式有效降低水中新污染物的浓度与毒性。在微藻强化型人工湿地单元中，微藻创造的富氧与泌碳条件对人工湿地新污染物去除的影响规律尚不清晰，微藻能否与细菌形成合作关系并改变人工湿地对新污染物的去除路径、强化其去除效果亦有待明确。此外，新污染物在微藻—人工湿地耦合系统中吸附累积，其对微生物代谢产生的毒性效应规律有待明确，这关系着耦合系统长期稳定运行效果。
3. 微藻—人工湿地耦合系统运行效能评估与调控
鉴于微藻与人工湿地两技术的污染物去除特征，耦合系统两单元间的负荷分配关系到污染物去除速率与资源转化率之间的权衡。从工程角度而言，污染物负荷的分配也决定了各单元水力停留时间、单元占地面积与建设运营成本等。如何进行两单元间的负荷分配与物质流调控以平衡耦合系统的污染物去除、资源转化与运行能耗/成本关系有待研究。此外，面对实际工程中进水污染物负荷的变化，如何智能、快速地响应调控影响着耦合系统减污降碳效果的稳定性，也是后续需要研究的重要问题。
