在全球碳循环中，海洋和大气圈是非常重要的两个碳汇，海洋持有碳量约是大气持有碳量的50倍[1]．据估计，每年能被海洋植物光合作用固定的潜在总碳量约为30～40 Gt，远高于人类活动向大气排放的碳量(约(7±1.5) Gt/a)[2-3]．海洋表层植物中大型海藻的固碳能力优于其他浮游植物，且藻类通过光合作用固定CO2速率及生长速率是陆地植物的5～10倍[1,4-6]．工业革命以来，人类严重依赖煤炭、石油、天然气等化石能源，导致大量的CO2以前所未有的速度排放，打破了生态系统的碳平衡，也导致了CO2不可逆转的积累．微藻生物中含有大分子蛋白质、多糖、脂质及无机成分，具有与煤相当水平的高能量密度被用于生物燃料生产．生产燃料往往是转化利用脂质部分，但蛋白质和多糖部分也有热值，因此将整个生物质转化为燃料可以更大程度地将原来存在于生物质中的热值转化为最终的燃料产品．除此之外，水热处理还可以助于生物质中氮和磷再利用．从藻类中制备大量液体燃料的方法有通过有机溶剂与醇的催化酯交换将油转化为生物柴油、通过催化加氢处理将油转化为绿色柴油等．直接从湿藻类生物质中生产燃料可以提高藻类生物燃料的经济性和环境可持续性[7-15]．将微藻培养与燃煤电厂烟气、工业废水相结合，可以使微藻生物燃料更具成本效益和效率[16]．微藻培养耦合燃煤电厂烟气、污水处理的系统如图1所示．10.13245/j.hust.220706.F001图1微藻培养耦合燃煤电厂烟气、污水处理的系统图在微藻培养耦合燃煤电厂烟气、生活污水、工业污水处理的系统中，燃煤电厂的废气经过一系列处理，控制CO2，NOx和SOx浓度、气体流速等在一定范围内．利用该环境培养微藻，微藻不仅能够正常生长，还能达到最优的生物量生产力．用传统的方法进行污水处理时，往往经过筛选沉降、降解有机物、去除无机物三个步骤就将污水直接排放，造成了资源的浪费．这部分污水中含有一定量的N，P等营养物质，经过处理后可用于培养微藻．微藻通过利用处理烟气、污水中的CO2、氨盐、磷酸盐等物质满足其光合作用及生长代谢的需要．成熟后的微藻通过一系列技术进行捕获、浓缩，可用于生产高品质低碳生物柴油[17]．制油过程副产的藻渣可通过改性制备吸附剂用于污水处理环节，降低污水处置成本．基于以上研究背景，本课题综述近年来微藻培养耦合燃煤电厂烟气和废水处理的研究进展，重点讨论影响烟气/废水耦合微藻培养的关键因素，并对耦合过程的经济性展开分析．1 微藻培养耦合燃煤电厂烟气处理燃煤电厂的烟气中含有比例较大的N2和CO2，小部分的H2O和O2，以及少量的NOx和SOx，重金属等污染物[18]．这些污染物会严重破坏生态环境，对人们的生产和生活带来不利影响．为有效降低排放至大气中的污染物含量，各国减排方法表明微藻在碳捕集、脱硫脱硝领域有着巨大优势．1.1　微藻培养耦合烟气二氧化碳控制的研究微藻经过演化形成的碳浓缩机制(CCM)使得微藻可以将泵入细胞内的无机碳浓缩在光合位点，形成高于周围环境近千倍的高碳位点，并通过Rubisco酶转化为有机碳，实现碳固定[19-21]．CCM是基于单细胞的CO2富集机制，依赖于多个激活的Ci吸收系统，这些Ci吸收系统的运行会产生一个以HCO3-形式存在的细胞内Ci池[22]．在用微藻固定燃煤电厂烟气中CO2的研究中，普通小球藻应用最为广泛，被用于体积分数为5.25%～24% CO2的固定[23-26]．由于燃煤电厂的烟气中CO2体积分数约为(12±2)%，相较于CO2体积分数为5.25%的固定，因此当CO2体积分数提高至12%时，普通小球藻的生物产量从0.047 g/(L∙d)增长至0.502 g/(L∙d)，固碳速率从0.086 g/(L∙d) CO2增长至0.919 g/(L∙d) CO2[23-24]．对不同的藻种，最佳的CO2培养浓度并不一定相同，当CO2浓度高于最佳培养浓度时，就会抑制藻类生物量的产生．以普通小球藻为例，当通入培养系统的CO2体积分数从12%增长至24%时，其生物产量从(0.423±0.058) g/(L∙d)降低至(0.342±0.019) g/(L∙d)，固碳速率从0.774 g/(L∙d) CO2降低至0.626 g/(L∙d) CO2[25]．为了得到较高的生物产量和固碳能力，研究者除了在筛选不同种类天然藻，也通过核辐射诱变、化学诱变、紫外线诱变、基因工程等方法筛选出了固碳性能更好、生物产量、蛋白质含量和脂产率更高的改性藻[27]．Praveenkumar等[28]用CO2体积分数为13.3%的电厂烟气培养KR-1型小球藻，其生物产量和固碳速率分别为0.561 g/(L∙d)和1.03 g/(L∙d)CO2，明显高于同CO2水平燃煤烟气培养普通小球藻的生物产量和固碳速率．Cheng 等[29]用体积分数为10%CO2的模拟烟气培养CV型小球藻，固碳速率达到了1.2 g/(L∙d) CO2．表1给出了不同微藻在烟气处理中的应用结果．10.13245/j.hust.220706.T001表1微藻在烟气处理中的应用结果藻种CO2体积分数/%NOx体积分数/10-6SOx体积分数/10-6生物产量/(g∙L-1∙d-1)生物产量误差/(g∙L-1∙d-1)固碳速率/(g∙L-1∙d-1)Chlorellasp[26]5.000.3140.0040.574Chlorella vulgaris[30]0.04~10.00Nannochloropsis limnetica[31]10.00/2.0025.01/1.00.009/0.0160.016/0.029Chlorella sp[23]5.2555.00.0470.086Chlorella vulgaris[24]12.0080.060.00.5020.919Chlorella sp[25]24.00/12.0025.0~30.0/12.5~15.015.0~20.0/7.5~10.00.342/0.4230.019/0.0580.626/0.774Chlorella sp.KR-1[28]13.306.90.5611.0301.2　微藻培养耦合烟气氮氧化物控制的研究燃煤电厂产生的废气中含有大量的NOx，烟气中含有的NOx中95%以上为NO，NO不易溶于水，而NO2在水中的溶解度是NO的6 000倍[32]．据报道：微藻更倾向于吸收还原形式的氮，对氮利用的优先顺序为：NH4+，NO，NO2-，NO3-，尿素[33-34]．研究表明：在不同的培养条件下，NO在液相中的溶解是限制反应系统效率的一个关键步骤[35-36]，故加强NO在液相中的溶解是提高NO去除率的关键．碱能处理NO2含量高的NOx并将其转化为亚硝酸盐，但对于NO含量高的NOx，为达到可接受的转换效率，须添加H2O2或O3等强氧化剂．微藻相关的生物脱氮过程可分为直接脱氮过程和间接脱氮过程．直接脱氮过程是指微藻直接利用溶解在液相中的NO；间接脱氮过程是指烟气中的NO首先溶解在液相中，被氧化为硝酸盐和亚硝酸盐，然后再作为氮源被藻类细胞吸收[37-38]．很少有藻种能够使用来自未经处理和稀释的燃煤电厂烟气．对NOx具有较高耐受性的藻种被用于生物脱氮工艺，如小球藻、螺旋藻、栅藻等通常用于直接生物脱氮．虽然NO本身微溶于水，但使用合适的络合剂可以增加NO在液体中的溶解度．Santiago 等[39]评估了在栅藻的培养中添加络合剂Fe(II)EDTA去除NO的效果，结果表明：当含NO体积分数为3×10-4的气体混合物与含有 5 mmol/L Fe(II)EDTA的栅藻培养物一起使用时，在较长的时间内达到了80%～85%恒定水平的NO去除率．先将NO固定在水中，然后进行藻类培养，是提高NOx去除效率的有效途径．用于脱除NOx潜力最大的物种是小球藻．Kumar 等[40]采用普通小球藻处理来自燃煤锅炉出口处含NOx(体积分数为2.5×10-4)的烟气，其NOx去除率为55%．在合理的工艺过程中，用NaOH溶液固定实际烟气，并将最终固定的含有NaNO2和NaNO3的培养基用作藻类栽培的氮源[41]．然而，NOx浓度的积极作用是有限的，NOx浓度增加可能会降低微藻菌株的生长速度．另外，近年来不断有学者开展与微藻相关的间接生物脱氮结合碳封存的综合研究．Chen等[42]采用C2型小球藻，在BG11培养基中进行自养培养．利用电厂烟气和灰渣中的NOx和CO2作为营养源进行微藻养殖，具有经济可行性和显著的环境效益．1.3　微藻培养耦合烟气硫氧化物控制的研究燃煤烟气中的SOx主要分为SO3和SO2，产生何种SOx取决于燃烧温度、灰分组成及燃料中硫的化学性质等因素[18,43]．SO2在水中的溶解度很高，0 ℃时，每100 g的水中为 23.0 g，40 ℃时每100 g的水中为5.9 g．SO2在水中溶解形成微酸性的H2SO3，而SO3能迅速与水反应生成硫酸．烟气中的SO2和SO3首先转化为硫酸盐的形式进入细胞，若过量则储存在液泡中．在叶绿体中，硫酸盐离子被ATP活化为5-腺苷硫酸盐(APS)，然后用APS还原酶将APS还原为亚硫酸盐，产生的亚硫酸盐被亚硫酸盐还原酶进一步还原为硫化物，最终这些物质将被合成为半胱氨酸和蛋氨酸[18]．微藻对SO2的耐受性取决于环境的pH值和亚硫酸氢盐浓度[44-45]．Wodzinski等[46]报道，在含有 0.1 mmol/L 亚硫酸氢盐的培养基中，大多数蓝绿藻的光合活性被抑制了80%～90%．Lee等[47]报道KR-1型小球藻对高达1×10-4水平的SO2表现出较高的耐受性，但是会伴随着53%的生长速率下降．SO2可通过竞争性抑制Rubisco酶的活性直接干扰光合CO2固定，通过抑制线粒体ATP破坏能量代谢[48]．Lee等[49]指出：尽管KR-1型小球藻对SOx表现出更强的耐受性，但相对于其他菌株，当SO2体积分数超过1.5×10-4时，其生长受到完全抑制．Matsumoto等[50]观察到，培养基中SO2体积分数为5×10-5时，微藻的生长速率没有受到影响．然而，若体积分数提高到4×10-4(pH值4)，则在暴露的20 h内生长会受到抑制．若在培养基中加入NaOH溶液以保持pH值为8，则没有观察到生长下降的迹象．上述研究清楚地表明：高SO2水平(1×10-4)和低pH值严重抑制了微藻的生长．然而，选择嗜酸物种和通过添加碱性溶液或CaCO3维持pH值6可以提高微藻对高浓度NOx的耐受能力，并克服其对生长的抑制作用[51-52]．烟气中的NOx和SOx作为额外的氮源和硫源，能够更好地支持微藻的生长．然而，极低的pH值及SO2引起的亚硫酸氢盐的积累会抑制微藻的生长[25]．2 微藻培养耦合燃煤电厂废水处理随着工业的迅速发展，水污染问题日益严重．相关数据显示：近年全国排放的废水中氨氮含量约1×106 t，总氮约3×106 t，总磷约3×105 t；此外废水中还含有大量铅、镉、汞等重金属．近几十年，人们在废水处理领域进行了密集的研究，并提出了几种有前途的废水回收方法[53-55]．研究表明：微藻生物修复是一种很有潜力的工业废水处理方法，很多学者提出利用污水中的营养物质培养产油微藻，在污水培养的基础上，微藻通过固定CO2、改变pH值和产生氧气，创造出不利于水中残留有机物和微生物的生存条件，以此达到对污水净化处理的作用．用微藻处理燃煤烟气和废水，不仅可以为微藻培养提供营养物质完成微藻生物质生产，而且微藻的碳捕集与生物吸附能力还能利用烟气中的CO2深度净化废水中的多种重金属离子和放射性元素等污染物[56]，从而同时满足高附加值的能源产出与低成本脱除污染物的双重目的．2.1　微藻培养耦合废水中常规污染物的脱除藻类在将无机氮(包括NO3-，NO2-和NH4+)转化为有机氮的过程中起着至关重要的作用．亚硝酸盐和硝酸盐分别通过亚硝酸盐还原酶和硝酸盐还原酶进行还原[57-58]．硝酸盐还原酶催化NADH(烟酰胺腺嘌呤二核苷酸)还原形式的两个电子转移到硝酸根形成亚硝酸盐．亚硝酸盐进一步被亚硝酸盐还原酶和铁氧还蛋白还原为NH4+．所有形式的无机氮最后都被还原为NH4+，然后在细胞内液化成氨基酸[58]．微藻生物质在生活废水和工业废水中都具有较好的应用前景．与生活废水不同，工业废水氮和磷的含量相对较少，而重金属污染物和有机化学毒素(碳氢化合物、生物杀菌剂和表面活性剂)含量高，因此备受关注．研究表明：对于工业废水，重金属和有机化学毒素的含量较高，影响了微藻的活性，导致对N和P的去除率比生活废水低，实际过程可通过对工业废水进行稀释或引入一些有机化合物加以改善．微藻对废水中N，P和化学需氧量(COD)脱除效率的研究中发现：相较于其他物种，以小球藻属(Chlorella)和栅藻属(Scenedesmus)为主的微藻具有非常强的去除N，P和COD的能力．Zhou等[59]的研究表明：螺旋藻对总氮的平均去除率为79.96%，对总磷的平均去除率为93.35%，对COD的平均去除率为90.02%．Zheng等[60]通过小球藻进行的实验室研究表明：小球藻对氨的平均去除率为100%，对总氮的平均去除率为96%，对总磷的平均去除率为90%，对COD的平均去除率为93%．Zhang等[61]对斜栅藻的研究表明：改性FACHB-416型斜栅藻对COD的平均去除率为90.3%～95.2%．2.2　微藻培养耦合废水中重金属的脱除重金属吸附微藻的相关研究工作已经进行了数十年，微藻因其对重金属的高效性和选择性受到了广泛的关注[62-63]．Perales-Vela和 Kumar提出了微藻细胞对重金属的生物吸附机理，藻细胞对重金属离子的吸附作用主要有主动运输和被动吸附两种作用机理[64-65]．主动吸附过程包括植物螯合蛋白对重金属的吸附转化、微藻胞内氨基酸和有机酸与重金属的结合过程，以及金属硫蛋白与部分重金属的结合反应．被动吸附过程包括离子交换、表面吸附、表面聚合沉积、被动扩散等一系列胞外被动吸附过程．当藻细胞存在活性时，主动吸附和被动吸附过程均可能发生；而当细胞失活后，藻细胞内的重金属转化反应均无法进行，此时只有胞外的被动吸附过程能够进行．在目前的研究中，不同重金属的吸附容量有明显差异，Kumar等[66]综述了文献报道中微藻对不同重金属的吸附能力，表2给出了现有研究中不同微藻对液相环境中重金属的吸附特性．10.13245/j.hust.220706.T002表2现有研究中不同微藻对重金属的吸附特性藻名藻属活性重金属最佳pH值吸附量/10-3Ulva lactuca[73]绿藻失活Pb(II)4.5034.70Cd(II)4.5029.20Chlorella vulgaris[74]绿藻活性U(VI)4.4027.00Nannochloris oculata[75]绿藻失活Cr(III)5.0031.70Cr(VI)2.0037.70Maugeotia genuflexa[76]绿藻失活As(III)6.0057.48Ulva lactuca[77]绿藻失活Pb(II)5.0074.32Cd(II)5.0039.28Co(II)5.0017.34Chlamydomonas reinhardtii[78]绿藻活性Cu(II)6.000.286Pb(II)6.000.057Spirulina maxima[79]绿藻失活Cr(III)3.0028.00Oedogonium sp[80]绿藻失活Cu(II)5.0039.30Ni(II)7.0024.20Zn(II)5.0023.40Co(II)5.0021.81Fe(III)5.0043.23Hg(II)5.0042.00U(VI)5.0018.20Cr(III)5.0044.30Chlorella vulgaris[81]绿藻失活Cr(VI)1.5043.30Cladophora hutchinsiae[82]绿藻失活U(VI)5.00152.00Sargassum sp.[83]褐藻失活Ni(II)4.5082.40Cu(II)4.50107.64Schizomeris leibleinii[84]绿藻失活Cu(II)6.0055.06Chlorella vulgaris[85]绿藻失活Hg(II)4.0563.00Davis等[67]综述了褐藻对重金属生物吸附作用的生物化学特性，指出在褐藻吸附重金属过程中细胞壁与胞外多糖起到了关键性作用；在吸附过程中褐藻主要通过离子交换[68]、配位螯合[69]及官能团吸附作用[70]三种方式结合重金属．微藻的吸附过程主要涉及到细胞表面的活性位点与金属离子之间的络合作用，Peng等[71]为了将重金属模拟废水与微藻培养耦合，利用仿生矿化技术对单细胞进行修饰，不仅有效提高了微藻对重金属的耐受性，而且还显著提高了微藻在高浓度废水中的油脂富集率．众多的研究结果表明：通过改性方法能够显著改善微藻细胞表面重金属结合能力，提高吸附效率[67-71]．Rath等[72]研究发现污水中的重金属离子可以分为两类：第I类重金属生理毒性较低，而且在低浓度下对藻类细胞具有一定的营养价值，但是高浓度下会显著抑制生长，如As，Cr，Pb，Co，Cu，Ni，Se，Va和Zn等，这类重金属污水培养微藻时可以通过适当降低离子浓度处理即可；第II类对藻类无营养价值，且具有巨大的生理毒性，如Hg，Cd，Ur，Ag和Be等，这类重金属在微藻培养时往往会显著抑制微藻的生理活性，当浓度较高时甚至直接导致藻胞死亡．Mallick[73]等研究发现：对小球藻活性影响最大的几种重金属离子毒性强度顺序为Hg≫Cd≈CuZnPbCoCr．Gannikar等[74]分别利用含有Hg，Cu和Pb的污水培养钝顶螺旋藻Spirulina platensis时发现：在含Cu和Pb污水中螺旋藻生物量随着培养时间的推移而逐渐增加，而在含Hg废水中螺旋藻完全失活，生物量没有任何变化．现有的研究还表明：微藻对重金属的最佳吸附条件多在酸性或弱酸性条件下进行．另外，虽然很多污水中的重金属离子都能够被微藻有效吸附，但微藻对部分重金属如汞、锑和铋等特殊重金属的吸附特性研究尚不充分．废水中元素的吸收与利用，一方面降低了水体的污染程度，弱化了水体富营养化程度和重金属的毒性作用；另一方面也降低了工业化培养微藻的成本．利用废水培养微藻可减少12%～27%培养微藻所须添加的物质成本[75]，使培养的总成本降低了12%～30%(最大达50%)[75-78]．3 影响烟气/废水耦合微藻培养的关键因素微藻培养需要光照和营养物质，通过光合作用产生碳水化合物、蛋白质和脂类物质．在大多数情况下，环境胁迫会促进藻类碳水化合物和脂质的积累；同时，藻类生物量的生长或生产力也会受到影响．因此，为获得高质量的藻类生物量，提高藻类的生产力，须对栽培技术进行一系列改进．如图2所示，影响烟气/废水耦合微藻培养藻类的关键因素主要包括培养系统、传质、温度、光照及pH值等．10.13245/j.hust.220706.F002图2影响烟气/废水耦合微藻培养的关键因素3.1　培养系统对于不同类型的微藻养殖系统，Ma等[79]发现：要得到相同数量的微藻生物量，跑道池所需空间是光生物反应器的3倍．Stephenson等[80]将典型跑道池与气举管式光生物反应器生产生物柴油与传统化石柴油相比：在全球升温潜能(GWP)上，前者为-78%，后者为273%；在化石能源需求上，前者为-85%，后者为326%；在需水量上，每生产1 t生物柴油，前者需水3.8 m3，后者需水13.7 m3．Lam等[81]发现管状光生物反应器比跑道池培养微藻的CO2排放量多25倍．综合比较两类藻类养殖系统的成本及环境效益可知，跑道池在微藻与燃煤电厂耦合中更具有可行性[12,15]．3.2　传质现阶段，较多研究是基于实验室模拟燃煤电厂的烟气成分及比例而开展的，然而Zhang等[82]在燃煤电厂的实验研究中发现：微藻的实际培养涉及到复杂的三相传质过程，即烟气到培养基、烟气到微藻和培养基到微藻[83-84]．由于烟气中CO2的传质系数较低，且微藻光合作用产生的氧气会抑制微藻的生长，因此传质中主要限制微藻培养的就是气相到液相的传质．为提高传质效率，Zhang等[82]使用NaHCO3来增加CO2浓度梯度及使用中空纤维膜来扩大接触面积；Rinanti等[85]使用安装在光生物反应器底部的喷洒器将通入的气体转化为气泡．此外，传质系数与气体流速成正相关，实际的燃煤烟气流速较大，提高了CO2的溶解率，并且可以在培养基中形成湍流，从而改善传质效率．Cheng等[29]研究发现：在向微藻培养基中通入气体的流量从50 m3/h增加至150 m3/h时，固碳量和微藻生物产量均增加，且通入150 m3/h的混合烟气时，微藻可以脱除掉约55%的CO2、66%的NOx和95%的SO2．所以在微藻培养耦合燃煤烟气污染物处理的系统中，必须控制好通入微藻培养系统的烟气的体积流量[86]．3.3　温度Huang等[87]的研究表明：温度通过影响微藻的光合作用、光呼吸过程及内源代谢等过程进而影响到微藻的生长和繁殖速度．在任一藻种耐受的温度区间内，低温会通过影响细胞内酶的活性影响酶的催化过程进而抑制微藻的生长，高温则会提高微藻的代谢速率．适宜大部分藻种生长的最佳温度是20～30 ℃[9-16,20,88]．Rinanti等[85]的研究表明：当温度高于或低于最佳温度时，微藻的生长率均会降低．3.4　光照光照是控制微藻生长速率的一个重要环境因素，在微藻培养中可以分为光照周期和光强度进行调控[54-55,85,87,89-90]．光照周期包括光周期和暗周期，大部分的研究中用于微藻培养的光与暗周期比率为12∶12[26,29-30,91-92]，而Chew等[93]的研究指出，光与暗周期比率为16∶8是大部分微藻生长的最佳条件．光强度按照影响分为了光抑制、光限制、光饱和三个阶段[55,94]．当光照强度处于光饱和点时，微藻具有最大的光合作用速率和稳定的生长速率，故实验中常使用光饱和点处的光强来确定后续的光合作用效率和利用效率，对大部分微藻而言，饱和光强的范围为140~210 μmol/m2/s[82,95-96]．此外，为了达到最佳的光合效率，实验中的光照强度还应考虑细胞密度做出适当调控．3.5　pH值适当的pH值是获得最大脂质含量的必要条件，同时，pH值也影响着的固碳效率和生物产量[12-13,15,32,40-42]．Maizatul等[90]指出，大部分微藻可以在6.00~8.76的pH值范围内正常生长．在向培养系统中通入了燃煤烟气后，CO2，NOx和SOx的溶解会使培养基的pH值降低．此外，Kuan等[89]研究发现：由于光合作用中OH-的积累，系统的pH值会增加至11，亦不利于藻类的生长，因此实验中常通过加入碳酸氢钠缓冲溶液和加入盐酸、乙酸、氢氧化钠等酸碱溶液进行主动的pH值调控．4 基于微藻培养耦合燃煤电厂污染物控制的经济性分析目前，学者们对于废物源(烟气、废水、烟气和废水)耦合微藻养殖系统的评估分析可分为经济成本和环境效益两方面，但采用的模型、数据、指标等均不相同．根据现有研究报道[88,97-99]，利用废物源中的CO2和营养物质可降低微藻培养成本的35%～86%，其中废水部分贡献度可达12%～27%，烟气固定CO2部分约为19%～39%[75]．采用烟气作为微藻碳源可节省40%微藻养殖成本[94]，且烟气中CO2浓度在不抑制微藻光合作用前提下适当提高，化石能源消耗降低72.6%，温室效应气体(GHG)减排24%～70%[81,100-103]，投资回收期最低为0.93 a，最高为20 a[102,104-106]．Soratana等[107]利用小球藻对20个微藻养殖系统进行生命周期评估(LCA)，评价该系统对不同来源的营养物质及碳源的利用及产生的环境影响，结果表明：废物流的资源化利用对于全球变暖趋势(GWP)和富营养化有主导影响，利用烟气CO2，可减少系统总GWP的59%~92%；综合利用废物源，酸化程度可降低72%．Lam等[81]对废物源培养微藻的前景及局限性进行评价，城市污水与微藻养殖结合可避免污水处理厂60%～80%的能耗，烟气温度及成分对微藻生长有影响，应该进行预处理除去高浓度的SOx且烟气冷却系统余热可用于生物质收获干燥．Goncalves等[105]对葡萄牙某电厂烟气及生活污水与小球藻C. vulgaris进行耦合培养，污水处理厂污水流量为1 000 m3/h(相当于1.7×105名居民的污水量)，对7个场景进行CO2平衡计算结果表明：净零排放可以实现，年均CO2固定量可达1.1×104 t，污水处理量为1.9×107 m3，能源投资回报率均高于1，净现值(NPV)为430万欧元～2 260万欧元．表3给出了不同国家(地区)燃煤电厂耦合微藻养殖系统(开放池10.13245/j.hust.220706.T003表3不同国家(地区)燃煤电厂耦合微藻养殖系统参数国家(地区)电厂规模/MWCO2体积分数/%CO2吸收率/%CO2固定量/(103t∙a-1)池塘面积/ha内华达州[79]50010~15501 850.000 002 810科罗拉多州[104]151.578 41墨西哥[108]40070653.491 17欧洲[109]760148067.171 68500印度[106]420753 273.182 00279葡萄牙[105]58011.000 00100塘)参数，微藻对于温室效应缓解效应显著．5 总结与展望5.1　总结关于利用燃煤电厂烟气中CO2，NOx，SOx等物质作为营养源进行微藻培养的研究结果表明：通过选取合适的藻种与调整适宜的培养条件，可以对具有天然固碳优势的微藻耦合燃煤电厂的烟气进行培养．将烟气中的NOx和SOx作为氮源和硫源，有助于微藻生物质脂质的积累和生物产量的提高．基于微藻细胞的活性可以将微藻对重金属的生物吸附过程分为主动吸附和被动吸附两种类型．主动吸附受细胞活性、生长条件等多因素制约，且吸附容量低；被动吸附容量大速度快，在利用微藻处理污水重金属的过程中占主导作用．虽然很多污水中的重金属离子都能够被微藻有效吸附，但微藻对部分重金属如汞、锑和铋等特殊重金属的吸附特性研究尚不充分．微藻培养耦合燃煤电厂烟气和废水的工业化生产在化石燃料替代及GHG减排领域潜力巨大，所取得的经济、社会、环境效益十分可观，但对于烟气及废水的成分对系统收益的影响规模大小、具有商业化规模应用可能性的开放池塘或露天跑道池的土地利用成本及效益评估不足，并且该耦合系统在不同国家或地区的区域性利用经济环境效益评估较少，缺乏实际工业应用指导经验．5.2　展望对2016—2020年间Web of Science核心数据库以microalgae和power plant为关键词搜索得到的211篇文献进行数据进行分析，得到微藻耦合电厂研究的热点演化图，如图3所示．10.13245/j.hust.220706.F003图3微藻耦合电厂研究的热点演化图2016年以来，微藻已被广泛应用于CO2的固定和生物柴油生产研究；从2018年开始，研究方向逐渐扩展到微藻对废水的处理，包括富营养化成分的处理和重金属的脱除；发展至今，研究者逐渐热衷于微藻培养耦合燃煤电厂烟气、废水污染物的控制研究，并通过一系列技术对成熟后的微藻进行捕获、浓缩，然后用于生产高品质低碳生物柴油．以往的研究多聚焦于污染物处理的环境效益与经济效益，缺少对烟气源和废水源跨地域结合的经济性分析，故高效低成本地实现烟气源与废水源的跨地域结合具有可观的发展前景．此外，耦合燃煤电厂污染物减排在较大程度上利用了燃煤电厂污染物，并降低了跨地域结合的成本．作为一种固碳能力极强的生物材料，微藻在未来碳减排及工业废弃物处理中必然发挥极其重要的作用．但须注意的是，利用活藻进行重金属生物吸附时，能够用于微藻处理的重金属种类有限，且对重金属的毒性、浓度等条件要求苛刻；而在利用死藻进行污水处理时，藻基吸附剂的吸附性能和经济性将成为是否适用于大规模工业处理的关键所在．利用工业废弃物培养微藻的同时耦合重金属处理能够有效降低能耗，优化工艺成本，在未来具有较大的推广价值．