微藻富集重金屬的機制及在環境修復中的應用綜述

楊熒 劉莉文 李建宏

摘要：消除環境中的重金屬污染是亟待解決的課題。微藻具有很高的富集重金屬的能力，它們具有繁殖快、易培養、可選擇種類多等特點，具有廣闊的應用前景，引起了科研工作者的廣泛關注。系統梳理目前國內外有關微藻富集重金屬的機制的研究進展，概述影響微藻富集重金屬的生物因素（包括藻種生活狀態、種類、耐受能力、大小、生物量濃度）和非生物因素（包括金屬離子濃度和形態、pH值、溫度、接觸時間、光照等），介紹了微藻在重金屬污染環境修復中的運用（包括修復污染水體、稻田以及土壤）。

關鍵詞：重金屬;微藻;機制;影響因素;污染修復

中圖分類號： X173;X171.4文獻標志碼： A

文章編號：1002-1302（2019）21-0088-07

收稿日期：2018-07-20

基金項目：國家自然科學基金（編號：31370217）;江蘇省高校優勢學科建設工程（編號：PAPD）。

作者簡介：楊熒（1993—），女，江蘇連云港人，碩士，主要從事藻類生理學的研究。E-mail：yangying_regina@sina.com。

通信作者：李建宏，博士，教授，主要從事藻類生理生態研究。E-mail：lijianhong@njnu.edu.cn。

重金屬在自然環境中的污染問題日趨凸顯，給生態環境和人類健康造成極大危害。環境中最受關注的重金屬主要是汞（Hg）、鎘（Cd）、鉛（Pb）、砷（As）、鉻（Cr）等元素[1]，這些元素的蓄積，可引發癌癥、神經肌肉控制缺陷、智力缺陷、腎功能障礙等疾病[2]，威脅人類健康。如何消除環境中的重金屬一直是人們廣泛關注的問題。自20世紀50年代提出利用微藻處理污水的想法以來，國內外針對進一步發揮藻類凈化污水的潛力進行了大量的研究，在藻類進化污水的機制研究方面取得了很大進展，尤其在藻類處理含重金屬污水方面，取得了很多的成果。同時，在污染環境修復方面，研究人員不但嘗試應用微藻修復重金屬污染水體，也嘗試了將微藻應用于水稻田以及重金屬污染土壤進行原位修復。

本文就微藻富集重金屬的特點、微藻富集重金屬的機制、影響微藻對重金屬吸附效果的因素以及微藻在污染修復中的應用進行概述，以期為相關領域的研究和應用提供借鑒。

1微藻吸附重金屬的機制

工業污水是重要的重金屬污染來源，通常采用化學沉淀、電解、離子交換、反滲透以及活性炭吸附等方法從中除去重金屬[3]，但這些方法均存在一定的局限性，特別是在重金屬濃度較低的情形下，一般都存在效率較低、能耗較高、成本昂貴、處理過程容易產生二次污染等問題。相對而言，利用微生物吸附重金屬，處理過程簡單、效率高、成本低廉，已成為科研人員探索研究的熱點。常見的微生物吸附材料主要包括細菌、真菌和藻類，由于藻類植物屬光合自養型生物，具有生長及代謝速度快、培養容易、吸附作用強、凈化效率高等優勢，更具有廣闊的應用前景。利用微藻吸附重金屬具有明顯優勢：（1）藻種種類多、來源廣，廉價易得，適應性強，應用范圍廣;（2）人為選擇性強，可根據污水類型、重金屬類型、以及重金屬濃度的不同，選擇特異性藻種;（3）吸附效率高、富集容量大，處理過程能耗低、不產生二次污染;（4）富集產物易回收，有利于資源循環利用，符合可持續發展理念。微藻富集重金屬的優勢與其吸附重金屬的機制密切相關。

關于藻類吸附重金屬的機制，已有了大量的研究報道。一般認為，在宏觀吸附過程中，活藻體吸附分為2個階段：第1階段是物理吸附，速度較快，與代謝無關，金屬離子可能通過配位、離子交換[4]、表面絡合[5]、氧化還原[6]、微沉淀[7]以及物理吸附等作用中的1種或幾種附著在細胞表面;在這一過程中，金屬和生物基質的作用較快，典型的吸附過程數分鐘或數小時內就可完成。Kanchana等對藻類的生物吸附動力學行為的研究表明，初始吸附期快，平衡期較晚，平衡時間為10～60 min不等，藍綠藻對金屬的吸附平衡時間為5～10 min[8]。Vogel等研究了死亡的微藻（Chlorella vulgaris）對鈾的吸附作用，結果表明，超過90%的溶解鈾在前5 min被吸附[9]。Klimmek等用鞘顫藻吸附Pb2+和Cd2+，在前5 min內對Pb2+和Cd2+的吸附量就達到飽和吸附量的90%，在30 min 后達到吸附平衡[10]。趙玲等研究了海洋赤潮生物原甲藻及其藻壁多糖對重金屬離子的吸附作用，結果表明，吸附可在30 min內完成[11]。第2階段的吸收是一個能量驅動的新陳代謝過程，受到能量（如糖分）和阻止新陳代謝過程的物質的影響，速度較慢。該階段是一個生物富集的過程，與細胞代謝直接相關，胞外的金屬離子被運至胞內，并儲存起來。吳海鎖等用小球藻吸附Cu2+，4 h后的吸附量達到48 h 后的81%，可見后期富集重金屬的效率較低[12]。以下將從微藻細胞的結構組分及代謝基礎方面具體闡述其對重金屬吸附的影響。

1.1微藻細胞細胞壁在重金屬吸附中的作用

微藻暴露在重金屬溶液中時，首先與金屬離子接觸的是細胞壁，因此微藻細胞壁結構組分不僅對重金屬吸附能力有著重要的影響，甚至決定藻類與特定金屬離子的互作特性。藻類細胞壁通常是由纖維素、果膠質、藻酸銨巖藻多糖和聚半乳糖硫酸酯等多層微纖維組成的多孔結構，具有較大的表面積;細胞壁上的多糖、蛋白質、磷脂等多聚復合體給藻類提供了大量可以與金屬離子結合的官能團（如氨基、硫基、巰基、羧基、羰基、咪唑基、磷酸根、硫酸根、酚、羥基、醛基和酰氨基等）[13]，這些官能團在特定pH值條件下水解釋放出陽離子和質子，使得細胞壁帶負電荷，從而對污水中的金屬陽離子有很高的親和力[14]。李建宏等在對極大螺旋藻（Spirulina maxima）富集重金屬的機制研究中，比較了藻體與細胞外壁多糖對Co2+、Ni2+、Cu2+、Zn2+的吸附量后發現，多糖的吸附量是藻體的8倍左右，推測該藻細胞對4種離子的吸附主要是多糖起主導作用[15]。趙玲等通過對海洋原甲藻（Prarocentrum micans）吸附重金屬離子的研究發現，從原甲藻中分離出來的多糖對金屬的吸附量是藻體對金屬吸附量的5倍，認為多糖對金屬離子的吸附起主要作用[11]。此外，Davis等都在各自研究的藻類上得出細胞壁多糖是主導重金屬吸附的結論[16-18]。Gardea-Torresdey等通過對5種不同藻類的研究發現，當把細胞壁中的羧基脂化后，它們對Cu2+和Al3+的吸附能力顯著下降[13]。Chojnacka等用化學方法對螺旋藻細胞表面的主要官能團進行修飾后發現，該藻失去了對重金屬的吸附能力[19]。這些試驗也驗證了細胞表面多糖在重金屬吸附中所起的作用。微藻細胞壁功能基團對重金屬吸附具有極其重要的作用，但僅僅靠功能基團還不能保證重金屬的有效吸附，環境條件（如pH值、離子強度、競爭性陽離子等）的改變、空間位阻、構象變化或者共價交聯，都可能阻礙重金屬離子的表面吸附[20]。

1.2依賴于細胞代謝的重金屬吸附過程

1.2.1胞外聚合物的作用

微藻通常會產生一些生物大分子胞外聚合物（extracellular polymericsubstances，簡稱EPS）分泌到細胞壁外，它們對藻細胞的重金屬富集產生一定的影響。EPS主要由糖類、蛋白質等大分子物質組成，和細胞壁內的有機物一樣，也能與重金屬形成絡合物或締合物，附著在群體細胞的膠質鞘上，使重金屬離子不能進入細胞內部，既實現解毒功能，同時又降低了周圍水體中的重金屬含量[21-22]。聶國朝研究發現，Cd2+能刺激絲藻分泌細胞外聚合物，且生物膜去除水中Cd的效率與藻菌生物膜胞外多聚糖的含量幾乎呈線性相關[23]。此外，Garcia-Meza等研究發現，在綠球藻（Chlorococcum sp.）和藍藻（Phormidium sp.）共存體系中，銅（Cu2+）和鋅（Zn2+）能刺激這2種藻類分泌EPS形成生物膜，從而增強對污水中重金屬的吸附能力[24]。另一方面，生物膜富集了大部分的重金屬離子，對藻體細胞起到了保護作用，也進一步循環促進了藻類對重金屬的耐受性和富集強度。

1.2.2胞內金屬絡合物的富集作用

在重金屬誘導下，藻類產生金屬絡合物把有害的離子形式轉變為無害的蛋白或多肽，如金屬硫蛋白（MTs）[25]、植物螯合肽（PCs）[26]、谷胱甘肽（GSH）[27]等，它們能夠與重金屬結合，起穩定、轉運、富集重金屬的作用，從而使得藻體能夠耐受環境中的重金屬污染。MTs是一類小分子金屬結合蛋白，其中的半胱氨酸殘基（Cys）可以通過巰基與重金屬離子結合，從而降低重金屬的毒性[28]，在藍藻（Synechococcus sp.）、褐藻（Fucus vesiculocus）和一些綠藻（Chlorella sp.）中均已證實有MTs存在[29-30]。PCs是一類酶促合成的小分子多肽，植物絡合素合酶（PCS）以谷胱甘肽為底物催化合成PCs，而重金屬離子可激活PCS。結合了重金屬離子的PCs復合物最終大部分被轉運至液泡中，其余部分儲存在葉綠體或線粒體中，實現藻類對重金屬的耐受性和富集作用[31-32]。不同金屬對不同物種的誘導效應存在較大差異。Tsuji等認為，盡管Cd2+誘導高等植物產生的PCs量要多于Zn2+，但Zn2+誘導海洋綠藻杜氏藻（Dunaliella tertiolecta）產生的PCs量反而多于Cd2+[33]。Morelli等研究發現，單細胞硅藻三角褐指藻（Phaeodactylum tricornutum）受Zn2+脅迫后，盡管藻體內的Zn含量有所升高，但不能誘導合成PCs[34]。GSH是機體內非蛋白硫醇的主要來源，作為合成PCs的原料，也能通過半胱氨酰的SH基與重金屬直接結合。Pawlik-Skowronska等首次發現，GSH與As具有配位作用，As可與PC、GSH的SH基團形成各種復合體[35]。Tsuji等認為，Zn2+促進杜氏藻產生PCs的原因，可能是Zn2+通過刺激活性氧（ROS）的產生間接激活γ- 谷氨酰半胱氨酸合成酶（γ-ECS）和谷胱苷肽合成酶（GS），從而促進GSH的合成，最終誘導PC的合成[33]。

2影響微藻對重金屬富集的因素

2.1生物因素

2.1.1藻的生活狀態

運用微藻吸附重金屬，可分為活體藻和死亡藻2種方式。通常情況下，活體藻對重金屬的富集量比死藻要高，主要原因是活體藻不但可以在胞外吸附重金屬，還可以通過生長代謝，吸收一定量的重金屬。但Pirszel等的研究表明，死亡的藻細胞對重金屬也具有較強的吸附能力，并且認為利用死的藻體吸附微量元素比活體更為經濟、高效[36]。Mohamed等也發現，死亡的藍藻（Gloeothece magna）比活體對Cd2+和Mn2+的吸附量更大[37]。Hassen等用活的藻細胞和預先用熱水殺死的藻細胞對Cu2+進行吸附對比試驗，結果表明，死細胞對Cu2+的吸附速度要大于活細胞[38]。究其原因，有分析認為，可能是活藻細胞膜具有高度選擇通透性，一般只允許中性分子通過而離子不易通過;而死亡藻細胞壁破碎較多，從而有更多的內部功能團（如金屬螯合蛋白、多糖等）暴露出來與金屬離子結合，且細胞膜因失去選擇通透性功能而更容易讓離子通過，最終表現死亡狀態的藻細胞比活體狀態對重金屬吸附量更大。

2.1.2不同種類的差異

不同微藻對重金屬的耐受性和選擇性吸附差異較大，因此針對性選擇合適的藻株用于富集重金屬顯得尤為重要。Monteiro等比較了斜生柵藻（Scenedesmus obliquus）和鼓藻（Desmodesmus pleiomorphus）對Cd2+和Zn2+的吸附性能，發現它們對Cd2+的吸收量分別是0058、1.92 mg/L，對Zn2+的吸收量分別是16.99、4.87 mg/L[28]。可見，不同種類的微藻對不同重金屬的吸附能力不同。研究也顯示，不同微藻對不同離子吸附能力也有很大差別，如微藻Castilleja miniata，C.vulgaris 和Chlamydomonas reinhardtii可去除二價金屬陽離子[如：汞（Hg2+）、鎘（Cd2+）、鉛（Pb2+）、鎳（Ni2+）、（Cu2+）、（Zn2+）]，而C. vulgaris和Spirulina platensis可去除三價金屬陽離子鐵[如Fe3+）和Cr3+]，而C. miniata和C. vulgaris可去除Cr6+[39]。

耐受機制是藻類應對不良環境的一個重要適應性應激反應[39]。金屬離子主要破壞藻類的氧還原化平衡，破壞抗氧化酶，如超氧化物歧化酶、谷胱甘肽過氧化物酶、抗壞血酸過氧化物酶等。因此，重金屬離子的污染程度可以通過藻細胞中氧化蛋白和脂質的數量進行評估[40-41]。Wong等比較了2種藻類，證明在高濃度重金屬湖泊中綠藻Chlorella fusca可以存活，而另一種綠藻Ankistrodesmus bibraianum對金屬非常敏感[31]。Silverberg等在柵藻（Scenedesmus spp.）培養基中放入1 mg/L Cu2+溶液，發現柵藻在生長過程中產生了對Cu2+的耐受性，并且藻粉干質量中含銅量為0.76 mg/g，而對于未產生耐受性的柵藻在Cu2+濃度≥0.15 mg/L溶液中卻不能生長[32]。

生物體的大小和不同生長期對重金屬的毒性敏感程度也會不同。大小是藻類生態學的一個根本因素，藻類的生化反應、代謝、生長等過程，都與藻的大小有關。體積較小的藻類通常有較高光合作用率和生長速率，單位生物量的營養物質運輸速度快[40]，具有最大的表面積-體積比的最小的微藻，通常是富集金屬最有效的藻[39]，體積小的藻（表面與體積比較大）比體積大的藻類對銅更敏感[41]。

2.1.3生物量濃度對吸附效果的影響

藻類在溶液中吸附重金屬離子的數量與藻類的生物量濃度有關，一般藻類生物量濃度與重金屬的去除量呈正相關性。Mehta等發現，小球藻的生物量濃度增加100倍時，對于Ni2+和Cu2+的去除效果明顯增加[42]。此外，生物量濃度的變化對生物吸附能力也有影響，有研究發現，通過增加吸附劑量，增加了藻類表面活性位點，從而增加了金屬離子吸附量，去除率增加直至達到平衡，但是單位質量吸附劑吸收的金屬離子量減少。其原因可能是由于位于細胞表面存在多種親合力大小不同的功能基團，在高濃度重金屬溶液中，高、低親合性的功能基團都參與吸附，在低濃度重金屬溶液中，高親合性的功能基團參與吸附;此外，吸附劑量增加后，由于吸附劑的活性位點過多，溶液中的金屬離子不足以覆蓋所有活性位點，同時，結合位點之間的干擾作用也不能忽略，從而導致了較低的單位吸附量。Romera等使用不同的藻株和金屬離子，發現在一定范圍內，最低的生物量濃度有最大的生物吸附效率[43]。Bishnoi等發現，當生物量濃度增加時，螺旋藻對銅的攝取量減少[44]。Gong等也研究發現，當極大螺旋藻藻生物量濃度從0.1 g/L增加到2.0 g/L，Pb2+吸收量從121 mg/g下降至21 mg/g[45]。

2.2非生物因素

2.2.1金屬離子的濃度和狀態對藻類吸附的影響

初始金屬離子濃度對藻類的去除效果有很大的影響，一般來說，起初藻類的生物吸附量隨著金屬離子初始濃度增加而增加，然后隨著金屬離子濃度的增加，單位藻類生物量對重金屬去除率會有所下降[46]。從去除率來看，通常金屬離子濃度越低，去除率越高。吳文娟等研究發現，供試重金屬離子濃度分別為20、60、100、140 μg/mL時，150 mg干質量微囊藻對Cu2+的去除率分別為67%、37%、35%、34%，對Cd2+的去除率分別為73%、65%、60%、42%，對Ni2+的去除率分別為47%、31%、28%、21%[47]。Mehta等報道，小球藻對初始濃度為2.5 mg/L 溶液中Ni2+、Cu2+的去除率分別為69%、80%，而將它們的初始濃度增加到10 mg/L，去除率則分別降低至37%、42%[42]。

活藻對重金屬的富集作用往往會受到重金屬離子毒害的影響，微量重金屬的毒性取決于金屬離子的形態，而金屬離子的形態與pH值和水體中存在的不同絡合劑密切相關。確切地說，結合在微藻上的金屬陽離子取決于它們在溶液中的形態和電荷量，而金屬陽離子在溶液中的形態和電荷量又與pH值密切相關[48]。Brinza等報道了活體螺旋藻（Spirulina spp.）對Cr3+的富集量為304 mg/g，而對Cr6+的富集量可達333 mg/g[49]。目前，藻類對不同形態金屬離子吸附效果的研究相對較少。

溶液體系中的陰陽離子強度也是影響藻類對重金屬吸附效果的又一重要因素。Dwivedi等研究發現，在特定的pH值條件下，官能團的數目固定，但隨著離子強度增加可用于金屬離子吸收的位點減少，因此，在較高的離子強度下重金屬離子去除會減少[50]。Schiewer等也發現，隨著離子強度的降低，藻類對Cu2+和Ni2+的結合能力會增強[51]。此外，鹽度也會影響藻類對金屬吸附的效果，一般來說，高鹽濃度都會嚴重限制藻類對金屬的吸附[52]。Rebhum等對Cd2+和Cu2+的最佳鹽度分別為2.5%、20%;對D. salina的研究結果顯示，NaCl濃度范圍在0.5～1.0 mol/L之間時，藻類對Cd2+的攝取量最大，當大于1.0 mol/L 時，攝入Cd2+的量很則少[53]。

通常含重金屬的廢水一般都攜帶多種離子，而多金屬離子的系統綜合效應也會影響藻類的吸附效果，因此探討溶液中混合金屬陽離子的影響比單一金屬離子的影響在解決實際環境問題中顯得更有意義[48]。在多金屬離子系統中，金屬離子會競爭結合藻類配體位點，從而影響藻類細胞對其他金屬離子的吸收[54]。Aksu等研究了添加Cd2+對去除Ni2+的影響，與單離子溶液相比，試驗發現藻類對Ni2+和Cd2+的生物吸附能力會被同時抑制[55]。在含有多種重金屬離子的污水中，金屬離子競爭結合藻類細胞表面活性位點直接受各離子濃度及其比例的影響，主要體現在金屬離子的電性和離子半徑[54]。如Al3+就可以通過阻止Cu2+結合到藻細胞表面的位點，從而干擾Cu2+的生物吸附[56]。

2.2.2pH值

pH值是環境因素中影響藻類對重金屬吸附和去除效果的最主要因素之一。pH值不僅影響重金屬的溶解度和離子狀態，也影響藻類的耐受能力，特別是影響細胞表面金屬結合位點的生物活性[48]。由于藻類細胞表面吸附重金屬的功能基團大部分呈酸性（如羧基），在低pH值環境中，細胞表面的功能基團被質子化，高濃度的H+對重金屬離子有斥力作用，或者與其競爭活性位點，導致重金屬吸附量降低。因此，為使藻類吸附劑有效去除重金屬離子，必須綜合考慮有效功能基團數和自由重金屬離子濃度。此外，很多報道顯示，一般酸性條件下（pH值為3.0～6.0）比較有利于藻類對重金屬離子進行吸附[57]。吳文娟等的研究結果顯示，微囊藻吸附Cu2+的最適pH值為5.0，而Cd2+和Ni2+均為6.0[47]。吳海鎖等分析了pH值對小球藻吸附Cu2+、Zn2+和Cr2+的影響，結果表明，pH值為3.0～5.0是小球藻對3種重金屬離子吸附的最適范圍[12]。

2.2.3溫度

與pH值相比，溫度對藻類吸附重金屬的影響并不明顯。一般來說，高溫通常會促進吸附，因為表面能增加，溶質的動能增加，甚至藻體內相關酶的活性也會增加，均能導致金屬結合位點的數量和其親合活性增加[58]。但是，由于一些吸附反應會放出熱量，溫度的升高，在一定程度上會導致藻類對重金屬吸附能力的下降。Aksu等研究指出，溫度升高（從20 ℃上升至50 ℃），會導致藻類對鎘的生物吸附能力下降（從85.3 mg/g下降至51.2 mg/g）[59]。就室內實驗和自然條件下的應用來說，通常都是在室溫下進行，溫度的波動對生物吸附的影響不大。

2.2.4接觸時間

藻類與重金屬離子的接觸時間也會影響吸附效果。由于死藻和活藻存在不同的吸附機制，因此不同的接觸時間對吸附過程有不同的影響。對于死藻，重金屬離子被吸附到細胞膜上后，在最初的幾分鐘會被迅速吸附到胞內;而對于活藻，重金屬離子被吸附到細胞膜表面后，是經緩慢的選擇吸收進入胞內的[9]。Lamaia等通過對Cladophora fracta富集鎘和鉛的研究發現，在接觸2、4、6、8 d時間中，吸附重金屬的量隨時間推移而增加[60]。

2.2.5光照

李英敏等發現，小球藻在有光照條件下比無光照條件下去除率顯著增高[61]。江東等發現，波吉卵囊藻（Oocystis borgei）對Cu2+、Zn2+的吸附量隨光照度的增大而增加，當光照度大于3 000 lx時吸附量無顯著變化[62]。相關研究結果表明，用藻類去除水中重金屬離子時因盡量保持充足的光照。但也有研究發現，缺乏光照時可增強有些藻類對于某些重金屬離子的吸附能力。Subramanian等研究發現，Aphanocapsa pulchra在黑暗中對Zn的吸附能力比在光照下略強[63]。

2.2.6其他因素

藻類對金屬離子的生物吸附與其新陳代謝密切相關，可分為非代謝依賴和代謝依賴2個階段[64]，前者是快速的，后者是緩慢的。因此，所有可影響藻類代謝的外界因素都可影響藻類對重金屬的富集。如環境中硝酸鹽濃度的變化會影響藻類生長和生物產量，氮營養供給不足，既會減少生物量，又會改變藻細胞代謝產物的積累，如增加脂類的合成，減少了多糖和蛋白質的相對量，從而導致金屬離子生物吸附減少[65]。因此，對于待處理的含重金屬污水，須綜合分析其物理化學組成，評價它們對藻類吸附重金屬的影響。

3微藻在重金屬污染環境修復中的運用

3.1微藻在重金屬污染水體修復中的研究

由于藻類有很強的富集重金屬能力，運用微藻修復重金屬污染水體在國際上已得到了廣泛的重視。Utomo等系統驗證了藻類的較強生物吸附性能和快速吸附能力，表明藻類是一種潛在的廢水處理方法[66]。Zeraatkar等指出，運用提取油脂后的藻渣處理工業重金屬污染廢水，可降低生物燃料的共同生產成本[67]。這些生產上的聯合應用，對污染水體的修復更具有實際可用性。重金屬污染水體修復中可采用活藻修復法和死藻修復法2種形式。馬駿馳采用活體亞心形四爿藻（Tetraselmis subcordiformis）對受污染海水中Pb2+、Hg2+、Cr2+、Cd2+等4種重金屬均具有良好修復效果[68]。聶利華等發現，水華的藍藻擬柱胞藻（Cylindrospermopsis raciborskii）能夠快速有效地吸附重金屬、降低重金屬（尤其是Pb2+、Hg2+、Ag+、Cu2+）引起的水環境污染，從而達到改善水質的功效[69]。孫東紅等研究了魚腥藻（Anabeana sp.）對電鍍污染水體中Zn2+的修復效果，結果顯示，魚腥藻濃度為629.2 mg/L時，水中的Zn2+濃度由3.296 mg/L降至0.748 mg/L，單位吸附量達4.859 mg/g[70]。而對于死亡微藻關于重金屬修復的研究，大多數會采用滅活、粉碎等方法處理藻細胞后進行重金屬吸附。細胞壁破碎后可使更多的內部官能團暴露出來對重金屬進行吸附作用。但回收難、成本高等問題限制了藻類在重金屬吸附上的應用。采用固定化細胞吸附技術能很好地解決回收再利用的問題，可以在此類治理中大有可為[71-72]。目前，已有許多關于藻類固定化處理重金屬的研究報道。陳家武等將梅尼小環藻（Cyclotella meneghiniana）固定化處理后對含Cd2+的廢水進行了吸附研究，在pH值為7.0時，固定藻對Cd2+的吸附量為4.78 mg/L，去除率可達96.25%[73]。李翔宇等采用海藻酸鈉-聚乙烯醇聯合固定鼠尾藻與活性炭的方法對廢水中重金屬Zn2+進行生物吸附研究，發現當固定化材料配比為15 g/L 鼠尾藻粉、2%海藻酸鈉溶液、6%聚乙烯醇溶液、1.5% 活性炭時，固定化小球對廢水中Zn2+的吸附率最大，可達80%以上[74]。

3.2微藻在重金屬污染土壤中修復的研究

土壤藻類包括原核的藍藻（也稱藍細菌）和真核的微小藻類，是土壤微生態群落的重要組成部分，它們在固氮、供氧、分泌促進植物生長的物質以及促進土壤團粒結構的形成等方面發揮著重要作用，一些藻類還能特異性吸附土壤中的重金屬，達到修復土壤中重金屬污染的效果。陳家武等采用盆栽和稻田污染模擬試驗，研究了藻類吸附對稻田土壤中重金屬和稻谷中重金屬殘留的影響，試驗結果表明，1 g普通小球藻靜態吸附Cd2+、Hg2+、Cr2+的量分別為27.60、17.94、22.52 mg/（g·h）[75];在盆栽試驗中，投放普通小球藻、橢圓小球藻和梅尼小環藻后，稻谷中Hg、Cd、Cr殘留比未投放的分別降低了76.53%、65.71%、53.57%。其中藻修復后的稻谷Cd殘留量為0.16 mg/kg（未修復的為0.68 mg/kg）。在利用藻類去除稻田重金屬污染中，為了保持土壤微生物生態系統處于良性循環，能最大限度發揮藻類去除稻田土壤中重金屬的潛能，需要進一步探討土壤-藻類體系中重金屬臨界值（每千克藻達到最大去除重金屬量的濃度）以及混合重金屬與土壤藻類種群結構的關系。沈德中等在研究Cu2+、Ni2+、Pb2+、Zn2+等4種重金屬對水田土壤藻類的綜合效應試驗中，發現在土壤-藻類體系中重金屬臨界值Cu2+為50 mg/kg、Ni為50 mg/kg、Pb為150 mg/kg、Zn為300 mg/kg[76]。混合重金屬的存在改變了土壤藻類的種群結構，對藍藻生長有較強的抑制作用，使藍藻的繁殖減慢，甚至根本不能生長，對硅藻生長的影響則很不同，或起促進作用或起抑制作用，視條件而定，混合重金屬還會使裸藻成為優勢種。此外，也有一些通過將微藻與動物相結合修復土壤重金屬的研究，周亞強等將對數生長期的微藻稀釋后噴灑到被Cu2+、Cd2+、Cr3+、Pb2+幾種重金屬污染的土壤中，讓微藻在生長過程中大量吸附重金屬離子，其后再通過養殖蚯蚓攝食藻類，在蚯蚓體內富集重金屬，最終通過收集蚯蚓將重金屬從土壤系統中移除[77]。研究結果顯示，在重金屬輕度污染的農田1和農田2中，Cu2+、Cd2+、Cr3+、Pb2+的含量分別下降67.35%、87.90%、52.98%、62.13%，農田2分別下降50.95%、82.62%、56.58%、66.79%。而對于重金屬重度污染的農田3，重金屬含量分別下降10.54%、13.63%、30.31%、7.57%，但是由于重金屬濃度過高，蚯蚓種群非但沒有增殖，反而日益減少，說明上述方法適用于輕度重金屬污染的修復。研究結果顯示藻類與蚯蚓有機地結合起來，可對土壤中重金屬污染起到良好的去除作用。

4結論及展望

微藻富集重金屬的內在機制是一個系統性多因素綜合互作的復合過程，涉及藻類本身的生理生化特性、重金屬特性以及環境特征等眾多因素。目前雖然從多方面已經有了很多的研究，但總的來看，實驗室研究的多，真正可用于實際應用的較少。要徹底系統性厘清微藻富集重金屬的機制，最終實現有效微藻資源的應用，仍有大量的工作需要去做。

相對而言，微藻是較為容易進行基因改造的生物。運用基因操作技術，進而發掘拓展微藻富集重金屬的能力，是值得努力的方向。Surasak等曾用轉基因技術增強衣藻對Cd的耐受力和吸附核輻射能力[78]。為進一步增強重金屬離子特異性結合微藻的能力，近年來對于轉基因微藻對重金屬吸附性能的研究越來越多，特別是對于廢水及沉積物中的重金屬離子的修復，并且圍繞代謝產物改善重金屬的誘導作用、于轉基因細胞表面和細胞質中表達高親和力的重金屬結合蛋白的一些超表達酶類做了一些相關研究[79]。Huang等也將芽孢桿菌（Bacillus megaterium） MB1編碼汞還原酶的基因（MerA）轉移到小球藻（Chlorella spp.）DT中，結果轉基因小球藻可將Hg2+轉變成揮發性元素Hg[80]。然而，對于轉基因微藻釋放到環境中，產生的潛在生態效應，須要謹慎評價。

相關研究更多的著眼于微藻富集重金屬的能力和機制，但對實際運用中，包括藻的聚集性、沉淀性、可過濾性等分離移除環節關注較少。藻類的這些特性與生產成本、生產工藝、以及最終的去除重金屬效果密切相關。針對各種實際運用背景，有待通過大量工作的篩選獲得適用的藻種。

由于微藻多數生活在水環境中，所以，大多數研究著眼于含重金屬污水的研究，對于農田重金屬污染的修復研究較少。微藻用于農田重金屬修復主要有2種途徑：（1）從土壤中解吸附重金屬，并積累在藻細胞中，藻細胞隨著土壤排（滲）水去除;（2）積累重金屬的藻細胞通過土壤動物（蚯蚓等）進一步富集轉移，通過移除土壤動物去除重金屬。目前，關于運用藻類修復土壤的研究還十分有限。農田重金屬污染是我國目前亟待解決的大問題，微藻用于農田重金屬污染修復，與物理化學修復、高等植物修復等常見的方法相比，具有多方面的優勢。對于復雜的土壤生態環境下如何有效運用藻類修復重金屬污染土壤，有待更多的問題去研究。

藻類如何與綜合治理技術的結合實現商業化運用，是有待進一步探索的問題。如與漂浮植物修復技術結合、開發修復重金屬污染的菌藻共生綜合系統[81-82]、修復環境重金屬后藻渣的再利用等技術，都是有待探索的問題。相關報道，對于將制備微藻生物燃料后的藻渣用于處理廢水可大大降低修復環境的成本[83]，將廢水處理和藻類培養混合起來可以降低單位能耗的20%～25%，基本消除了提供營養和補充淡水的費用[84]。這些結果為藻類在環境修復中的實際運用，提供了更廣闊的研究思路。

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