应用藻类进行重金属污染水体生物修复的研究进展

凌娜，刘小瑞，李玮璐，徐贵国，孙源，罗亮

（1.哈尔滨商业大学药物工程研究中心，黑龙江 哈尔滨 150076；2.中国水产科学研究院黑龙江水产研究所，黑龙江 哈尔滨 150070）

水体的重金属污染是近年来广泛关注的环境污染热点问题之一。常见的重金属元素有汞（Hg）、镉（Cd）、铅（Pb）、铜（Cu）、铬（Cr）和镍（Ni）等[1]。一些重金属污染物严重危害水生态系统中的植、动物，然后通过食物链最终影响到人类自身的健康，如镉、汞、砷等可能引起急、慢性中毒，甚至产生致癌作用[2]。

藻类是一类光合自养生物，是水生态系统中的初级生产者。重金属对水体中的藻类具有一定的毒性，如影响藻类生长、抑制光合作用、导致细胞畸变等[3,4]。另外，藻类对重金属具有良好的生物吸附能力。藻类种类多、范围广、吸附量大、能耗低、环境友好，利用藻类吸附去除污染水体中重金属离子，修复水生态环境已成为研究的热点之一[5]。

1 重金属对藻类的毒性效应

重金属对藻类的毒性强弱取决于重金属的种类、浓度、形态、藻种与环境因素的作用等。重金属的毒性包括影响藻类的生长、光合作用、可溶性多糖、蛋白质、脂类的合成及酶的活性。其中光合作用是重金属胁迫下藻类最先响应的生理过程之一。植物的叶绿体、类囊体膜、光系统（PS）Ⅰ和Ⅱ等一些生理指标能快速灵敏地反映出藻类所受重金属胁迫的程度，为建立重金属毒性生物监测系统提供了可能性[6]。

研究发现，铜可抑制马尾藻Sargassum fusiforme、四尾栅藻Scenedesmus quadricauda 的生长及叶绿素和蛋白质的合成；四尾栅藻对Cu 更加敏感[7,8]。随着培养液中Zn 和Pb 浓度及接触时间的增加，真眼点藻Eustigmatos sp.的比生长速率降低，叶绿素含量减少[9]。不同藻种对同种重金属的毒性反应也不同。小球藻（Chlorella vulgaris、C.minata WW1、C.sp.zfsaia、C.sp.100ai）、羊角月牙藻Selenastrum capricormutum 5 种藻对砷的耐受性为S.capricormutum＞C.vulgaris＞C.zfsaia＞C.WW1＞C.100ai[10]。Cu2+、Zn2+和Cd2+影响微小原甲藻、米氏凯伦藻、等鞭金藻8701 以及青岛大扁藻Platymonas helgolandica var.tsingtaoensis 的生长，三种重金属的毒性强弱为Cu2+＞Cd2+＞Zn2+，其中微小原甲藻对重金属的胁迫最敏感，等鞭金藻8701 次之[11]。Cu2+、Pb2+、Cd2+均影响棒叶蕨藻Caulerpa sertularoides f.Longipes 变种的生长，随重金属离子浓度的增大，可溶性蛋白和Chl-a 含量呈下降趋势，三种重金属的毒性强弱为Cu2+＞Pb2+＞Cd2+[12]。重金属对藻类的毒性作用，还受到温度、光照、pH、营养盐等多种环境因素的影响[13]。

在自然水体中，藻类常受到多种重金属的联合作用。重金属之间具有四种联合效应：拮抗、协同、相加和致敏[14]。Cr2++Pb2+复合金属对灰色念珠藻Nostoc muscorum 的联合效应表现为拮抗作用，Cr2++Ni2+表现为先拮抗作用后协同作用，Ni2+和Pb2+联合作用与单独作用没有显著性差异[15,16]。Cu2+、Fe3+、Mn2+、Al3+、Zn2+、Cr3+、Hg2+、Cd2+和Pb2+多种重金属对铜绿微囊藻Microcystis aeruginosa 的二元和多元联合作用结果显示，分别有58.33%和53.85%的组合表现为相加作用，有2.78%和23.08%的组合为协同作用[17]。Fe3+、Mn2+对Cu2+具有致敏效应，可以有效地缓解Cu2+对叉边金藻Dicrateria sp.的毒性[18]。

2 藻类对重金属胁迫的响应及解毒机制

2.1 抗氧化防御机制

藻类在盐、重金属、紫外损伤等逆境胁迫下能产生大量的活性氧自由基（ROS），如超氧自由基（·O2-）、羟自由基（·OH）和过氧化氢（H2O2）等。自由基可引发膜脂质过氧化、DNA 和蛋白质变性、酶的活性丧失，破坏膜系统，抑制光合作用，最终导致藻细胞的凋亡[19,20]。藻类在长期进化过程中形成了一系列抵抗环境逆境胁迫的生理响应体系——抗氧化防御系统，主要包括超氧化物歧化酶（SOD）、过氧化物酶（POD）、谷胱甘肽过氧化物酶（GPx）、过氧化氢酶（CAT）、谷胱甘肽还原酶（GR）和抗坏血酸酶（APX）等抗氧化酶类，以及抗坏血酸和谷胱甘肽（GSH）等非酶类抗氧化物质[21]。藻类受到重金属胁迫时，体内的抗氧化保护系统可以清除胁迫产生的过量活性氧，防止脂质过氧化，保护细胞免受氧化损伤[22]。过量的铜胁迫使新月藻Closterium ehrenbergii 细胞中SOD 和ROS 的活性提高，Cu-Zn SOD酶基因（CeCSDs）的表达增强。CeCSDs 参与了新月藻的抗氧化系统，可以作为监测水生态环境中重金属污染物的潜在生物标志物[23]。

2.2 金属络合物的富集作用

在重金属逆境胁迫下，藻体内可能产生一些金属络合物，把有害的重金属离子转变为无毒的蛋白质或多肽，如金属硫蛋白（Metallothioneins,MTs）[24]、植物螯合肽（Phytochelatins,PCs）[25]、GSH 等。重金属离子与这些物质结合后被稳定、富集或转运，减少环境中重金属的毒害或污染。MTs 是一类富含半胱氨酸、分子量低、对多种重金属有高度亲和性的金属结合蛋白，其中Cys 残基通过-SH 与重金属离子螯合，降低重金属的毒性[26]。在绿藻、蓝藻、褐藻、红藻中均证实有MTs 的存在[27,28]。MTs 可作为水体重金属污染的重要标志物。

PCs 是一类富含Cys、由PC 合酶以谷胱甘肽为底物催化合成的小分子多肽，能通过Cys 的-SH 基络合重金属。大部分PCs 重金属复合物被转运至液泡，通过富集和转移，降低重金属对藻类的毒性作用，少部分储存在叶绿体或线粒体中[29,30]。来自阿曼湾的褐藻Cystoseria indica 中重金属的含量为：Zn＞Cr＞Ni＞Cu＞Pb＞Cd＞Hg，平均PC 和MT 含量为5～13 nmol·Cell-1和105～134 μg·g-1，重金属浓度与MT 和PC 之间存在显著相关性[31]。GSH 是合成PCs的主要原料，也能通过Cys 的-SH 巯基与重金属相结合。As 与GSH 具有配位作用，As 通过与PCs、GSH 的-SH 巯基形成各种复合体[32]。Tsuji 等[33]报道，Zn2+诱导杜氏藻Dunaliella tertiolecta 产生的PCs 量多于Cd2+。Zn2+通过刺激ROS 的产生，间接激活谷胱甘肽合成酶（GS）和γ-谷氨酰半胱氨酸合成酶（γ-ECS）的活性，促进GSH 的合成，诱导杜氏藻产生PC。

3 藻类对重金属的吸附去除作用

藻类具有吸附能力强、去除率高、原料易得、价格低廉等优点，常作为监测水体生态系统和营养条件变化的风向标，多种藻类已成功应用到水体重金属污染的治理中。藻类能够去除重金属主要是藻细胞能够吸附重金属，而吸附在藻细胞表面的重金属可被吸收到细胞内，其中细胞壁对重金属的吸附和去除起关键作用。藻类细胞壁由纤维素、果胶质和各种多糖组成，细胞表面有羟基、羧基、巯基、氨基、羰基、硫基、醛基、咪唑基、磷酸根和硫酸根等多种化学基团，金属离子以与这些基团进行离子交换、络合以及静电吸附[34]。藻类对重金属的吸附效率因藻及重金属的种类而异。

3.1 藻类吸附去除重金属的机理

3.1.1 藻类吸附重金属的机理

藻类吸附和去除重金属离子的过程主要分为两个阶段：第一阶段是金属离子经过配位、络合、离子交换等作用与藻细胞表面外多聚物、细胞壁上官能团的被动吸附。此阶段主要是物理吸附和化学吸附。该过程吸附速度快，不需要提供能量。此阶段死藻细胞壁破碎后有较多的官能团暴露，与金属离子结合；细胞膜失去选择性，更易让金属离子通过，比活藻细胞具有更强的吸附能力。第二阶段是活细胞的主动吸附，即细胞表面吸附的金属离子与细胞表面的某些酶结合而转移至细胞内。该过程反应缓慢且不可逆，需要提供能量[35,36]。

藻类对重金属的吸附机理主要包括离子交换吸附和表面络合机理。

（1）离子交换机理：离子交换作用主要是溶液中的一些金属离子通过静电引力或细胞壁提供的配位键吸附在藻类细胞壁的表面，然后与细胞壁上的质子进行置换；多糖中的藻酸盐与硫酸盐具有显著的离子交换能力[37]。研究发现，褐藻吸附Ni2+后，细胞壁中Mg2+、Ca2+浓度大幅降低，说明Ni2+与细胞壁上的Mg2+、Ca2+发生了离子交换[38]。对螺旋藻Spirulina sp.细胞壁上磷酸基和羧基官能团进行化学修饰发现，螺旋藻的离子交换能力降低62%，吸附能力下降61%；其中羧基和磺酸根是螺旋藻进行离子交换的主要官能团[39]。

（2）络合机理：金属离子通过藻细胞表面的官能团，如羧基、羟基、氨基、酰胺基、磺酸基、咪唑基、磷酸盐和硫酸盐等与金属离子发生配位络合作用而被吸附。该表面络合机理是金属离子被动吸附的主要机理[36]。墨角藻Fucus vesiculosus 细胞壁含有岩藻聚糖、藻酸盐等，能够较好地吸附重金属，吸附能力为：Pb＞Cu＞Cd[40]；马尾藻Sargassum thunbergii和团扇藻Padina sp.细胞壁表面的羧基、氨基、乙醇基和磷酸基对重金属有较高的络合吸附能力[41]；海洋原甲藻Prorocentrum micans 对金属离子Cu2+、Pb2+的吸附主要在于多糖的作用，其中羟基和酰氨基是吸附的活性中心[42]。

3.1.2 藻类吸附重金属的动力学

藻类去除重金属是通过吸附剂将金属离子去除的过程，分析吸附动力学和热力学可以了解金属离子的吸附量、吸附率、平衡时间以及吸附装置。目前，Langmuir 和Freundlich 二 参 数 模 型、Sips 和Khan 三参数模型已被广泛用于描述吸附等温线及吸附动力学过程[43,44]。范彩彩[37]报道，鼠尾藻吸附铜、铅、镉、锌四种离子在起步阶段速度很快，30 min左右达到吸附平衡状态，鼠尾藻上的羟基在吸附金属离子过程中发挥主要作用。球形棕囊藻Phaeocystis globosa 对Pb2+的生物吸附分为2 个阶段：一是物理吸附，在10 min 内快速达到平衡；二是金属离子向藻内部的迁移，过程缓慢。通过拟合得到了吸附过程的准二级动力学方程，qe 为19.8 mg·g-1。吸附等温线结果表明，Pb2+在球形棕囊藻上的生物吸附可以用Langmuir 来描述，最大吸附量qmax 为20.2 mg·g-1[45]。

3.2 影响藻类吸附去除重金属的因素

影响藻类吸附去除重金属的因素很多，包括生物因素和非生物因素，主要有藻的种类、藻生物量、重金属的初始浓度、pH、温度和吸附时间等[46]。

3.2.1 藻的种类及形态

不同藻类对重金属的敏感性和吸附性差异很大，在污水处理中有针对性地选择合适的藻株尤为重要。小球藻和莱茵衣藻Chlamydomonas reinhardtii可吸附去除二价金属阳离子（Pb2+、Hg2+、Cd2+、Ni2+、Cu2+、Zn2+），螺旋藻和小球藻可去除三价金属阳离子（Cr3+、Fe3+），小球藻还可去除六价Cr6+[47]。

死藻和活藻对重金属的吸附机制不同。死藻细胞壁破碎较多，金属螯合蛋白、多糖等功能团暴露出来与金属离子结合，金属离子被吸附到死藻细胞膜上，然后迅速被吸附到细胞内；活藻细胞膜具有通透性和高度选择性，重金属离子被活藻吸附到细胞膜表面后，经过缓慢的选择吸收进入细胞内[48]。莱茵衣藻死细胞对Pb2+、Cu2+的去除效率均高于活细胞；死细胞对Pb2+的亲和力高于Cu2+；Pb2+、Cu2+的生物吸附可能发生在海藻细胞表面不同的结合位点[49]。在25℃、pH5.5 条件下，水华蓝藻拟柱胞藻Cylindrospermopsis raciborskii 干藻粉对7 种重金属离子（Cu2+、Cr6+、Pb2+、Ag+、Co2+、Ni2+、Hg2+）表现出不同程度的吸附作用，最佳吸附时间为2 h（Cr6+除外），最强吸附重金属为Pb2+，吸附率为86.30%，吸附量22.23 mg/g（吸附2 h 时），7 种重金属离子吸附能力依次为：Pb2+＞Hg2+＞Ag+＞Cu2+＞Ni2+＞Co2+＞Cr6+；红外光谱分析表明，羟基和羧基可能是拟柱胞藻发挥重金属离子吸附作用的主要活性官能团[50]。

3.2.2 藻体生物量

藻类生物量与重金属离子的吸附量呈正相关。研究发现，小球藻的生物量提高100 倍，明显增加了Cu2+和Ni2+的去除效果[51]。在螺旋藻FACHB-439 对重金属Hg 的吸附性能研究中，随着藻粉浓度的增大，吸附效率加大，单位藻粉的吸附效率减少[52]。鼠尾藻对重金属具有良好的吸附效果。随着鼠尾藻投入量的增加，其对重金属（Pb2+、Cd2+、Cu2+和Zn2+）的吸附效率也随之增加，鼠尾藻吸附动力学过程符合二级动力学模型[37]。另外，随着吸附剂生物量的增加，藻类细胞表面的活性位点增多，对金属离子的吸附量增加，直至达到平衡，而单位质量吸附剂吸附量却减少。原因可能是藻类细胞表面存在多种不同亲合力的功能基团，在高浓度重金属溶液中，高、低亲合性的功能基团都参与吸附；而在低浓度溶液中，只有高亲合性的功能基团参与吸附[47]。

3.2.3 金属离子的初始浓度及离子强度

金属离子的初始浓度对藻类的吸附及去除效果有很大的影响。随着金属离子初始浓度的增加，藻类的吸附量增加；但当吸附达到饱和之后，单位藻体对重金属的吸附率下降[53]。金属离子的浓度越低，重金属的去除效率越高。在相同金属浓度下，微囊藻水华对3 种重金属的吸附效率为：Cd2+＞Cu2+＞Ni2+[54]。

金属离子的形态和离子强度也是影响藻类对重金属去除效率的主要因素。螺旋藻对Cr3+和Cr6+的富集量分别为304 mg·g-1和333 mg·g-1[55]。特定pH 下，随着离子强度增加，金属离子吸收位点减少，重金属离子去除率降低[56]。

在多种重金属离子溶液中，金属离子之间竞争性的结合藻类的配体位点，影响其他金属离子与藻类细胞的结合[57]。Al3+阻止Cu2+结合到藻细胞表面位点，干扰Cu2+的生物吸附[58]。Aksu 等[59]研究了添加Cd2+对去除Ni2+的影响，与单离子溶液相比，小球藻对Ni2+、Cd2+的吸附同时被抑制。

3.2.4 pH

pH 是影响藻类对重金属吸附和去除效果最主要的环境因素之一。pH 可能影响重金属离子的状态和溶解度，特别是影响藻类细胞表面金属结合位点的生物活性[47]。酸性条件下（pH 为3.0～6.0）更有利于藻类对重金属离子的生物吸附[60]。小球藻吸附Cu2+、Zn2+和Cr2+的最适pH 为3.0～5.0，微囊藻吸附Cu2+、Cd2+和Ni2+的最适pH 分别为5.0、6.0 和6.0[53，54]。在原生藻去除水体中Pb2+、Cd2+、Cu2+、As3+研究中发现，Cd2+和As3+在溶液pH=5，Pb2+在pH=3 和Cu2+在pH=4 时去除效果最佳，吸附动力学常数为：KPb＞KCu＞KCd＞KAs[61]。随着溶液pH 的增加，鼠尾藻吸附重金属（Pb2+、Cu2+、Zn2+和Cd2+）的吸附率也增加。当pH=6 时，吸附率达到最大（90%）；pH 继续升高，则吸附率降低[37]。

3.2.5 温度

适当高温会促进藻类对重金属的生物吸附。随着温度的升高，细胞表面能和流动性增加，藻体内相关酶的生物活性也相应地提高，导致藻细胞与金属离子的结合位点和亲合力增加[62]。鼠尾藻对Pb2+、Cu2+、Zn2+、Cd2+的吸附效率随着温度的升高逐渐升高[37]。然而，当到达一定的临界温度，藻类对重金属的吸附能力反而降低。如小球藻对镉的生物吸附能力随着温度的升高（20℃～50℃）逐渐下降（85.3 mg·g-1 下降至51.2 mg·g-1[63]。

3.2.6 接触时间

藻类与重金属离子接触的时间也影响吸附效果。刚毛藻Cladophora fracta 与镉、铅接触2 d、4 d、6 d 和8 d 后，刚毛藻对重金属的吸附量随着时间的推移而逐渐增加[64]。

3.2.7 光照

不同的藻种吸附重金属时对光的需求不同。在有光照条件下，小球藻对Pb2+的去除率显著升高，波吉卵囊藻Oocystis borgei 对Zn2+、Cu2+的吸附量随光照强度的增大而提高[65]。因此，利用藻类去除污染水体中重金属离子时因尽量保持充足的光照。

3.2.8 其他因素

藻类对重金属离子的生物吸附与其新陈代谢密切相关。与藻类新陈代谢密切相关的因素都有可能影响藻类对重金属的吸附。如水体中氮元素供应不足，可能影响藻体的生物量和代谢产物的累积；硝酸盐浓度的变化也会影响藻类的生长和生物量。增加藻细胞中脂类的合成，减少多糖和蛋白质的含量，可能影响藻体对金属离子的生物吸附量[66]。

4 藻类在重金属污染水体生态修复中的应用

藻类对重金属具有独特的生物吸附能力，利用藻类吸附去除污染水体中的重金属，进行生态修复目前已成为研究的主要热点之一。可采用活藻和死藻两种方式修复污染水体中的重金属。拟柱胞藻能快速有效地吸附、去除污染水体中的重金属（Hg2+、Pb2+、Cu2+和Ag+），达到改善水质的功效[48]。亚心形四爿藻Etraselmis subcordiformis 活体对污染海水中多种重金属离子（Hg2+、Pb2+、Cd2+、Cr2+等）具有良好的吸附去除效果[67]。鱼腥藻Anabaena sp.对电镀污染水体中Zn2+具有良好的去除效果，对Zn2+的吸附效率达77.3%[68]。

活藻细胞可经灭活、粉碎等方法处理变成死藻，细胞壁破碎后内部许多的官能团暴露，增加了藻体与重金属的生物吸附，提高了污染水体中重金属的去除效率，达到生态修复的目的。然而，用藻类吸附重金属存在回收难、成本高等问题，限制了藻类在污染水体生态修复中的应用。用固定化细胞吸附技术能很好地解决回收再利用的问题，可以提高藻类的生物利用度。固定化梅尼小环藻Cyclotella meneghiniana 在pH7.0 时对废水中Cd2+的吸附量达4.78 mg/L，去除率为96.25%[69]。采用海藻酸钠-聚乙烯醇联合固定化鼠尾藻，当固定化鼠尾藻粉为15 g·L-1、1.5%活性炭、2%海藻酸钠溶液、6%聚乙烯醇溶液时，固定化鼠尾藻Sargassum thunbergii 对废水中Zn2+的吸附率达80%以上[70]。

5 结论与展望

工业发展和社会进步，使水体重金属污染日趋严重，不仅影响水生态环境，还通过食物链影响到人类的健康，因此对水体重金属污染的治理至关重要。藻类对重金属污染高度敏感，水体中的重金属可抑制藻类细胞的生长、光合作用、呼吸以及一些酶的活性等，这些生理指标可作为环境污染的生物标志物用于监控水质污染。藻类对重金属具有很好的吸附能力，可以广泛应用于重金属污染水体的生物修复和改造。

应用藻类大规模吸附去除重金属时，首先要解决藻类的收集问题。单细胞藻个体微小，处理后不易收集，应用受限。大型海藻如褐藻门的马尾藻、海带等对重金属有较好的吸附性能，更适合大规模应用。较理想的解决方法是通过菌藻共生，将藻类吸附的有毒重金属通过分解菌的生物转化作用而解毒，提高修复效率。其次，利用转基因技术将重金属结合蛋白基因如MT、PC、GSH 等转入生物量较大的藻体，获得高吸附性的藻株，提高吸附和去除效率。如采用转基因技术增强莱茵衣藻Chlamydomonas reinhardtii 对Cd 的耐受力和吸附核辐射能力[71]，将MT-like 基因和血红素加氧酶HO-1 基因分别整合到莱茵衣藻C.reinhardtii 中，获得耐受Pb2+、Zn2+、Cd2+和Hg2+的转基因衣藻，且转基因衣藻对Cd2+的富集能力较野生衣藻有较大提高[72,73]。再次，组学技术结合扫描电镜、X-射线衍射分析技术，探讨重金属对藻类细胞表面和细胞内部的毒害作用以及藻类吸附重金属的分子机理及动力学过程。Cd 处理的莱茵衣藻基因组和转录组测序发现，参与光合作用、GSH 代谢、钙转运等基因均与Cd 耐受相关[74]。最后，加强对复合重金属污染水体的吸附研究。

综上所述，利用藻类生态修复污染水体中的重金属具有高效、经济、简便等优势，但目前没有形成系统的藻类去除重金属污染技术和装置。因此，研究开发藻类去除重金属的机理以及反应装置，不仅具有一定的理论意义，还具有广泛的应用前景、社会价值以及经济效益。