應(yīng)用藻類進(jìn)行重金屬污染水體生物修復(fù)的研究進(jìn)展

凌娜，劉小瑞，李瑋璐，徐貴國(guó)，孫源，羅亮

（1.哈爾濱商業(yè)大學(xué)藥物工程研究中心，黑龍江 哈爾濱 150076；2.中國(guó)水產(chǎn)科學(xué)研究院黑龍江水產(chǎn)研究所，黑龍江 哈爾濱 150070）

水體的重金屬污染是近年來(lái)廣泛關(guān)注的環(huán)境污染熱點(diǎn)問(wèn)題之一。常見(jiàn)的重金屬元素有汞（Hg）、鎘（Cd）、鉛（Pb）、銅（Cu）、鉻（Cr）和鎳（Ni）等[1]。一些重金屬污染物嚴(yán)重危害水生態(tài)系統(tǒng)中的植、動(dòng)物，然后通過(guò)食物鏈最終影響到人類自身的健康，如鎘、汞、砷等可能引起急、慢性中毒，甚至產(chǎn)生致癌作用[2]。

藻類是一類光合自養(yǎng)生物，是水生態(tài)系統(tǒng)中的初級(jí)生產(chǎn)者。重金屬對(duì)水體中的藻類具有一定的毒性，如影響藻類生長(zhǎng)、抑制光合作用、導(dǎo)致細(xì)胞畸變等[3,4]。另外，藻類對(duì)重金屬具有良好的生物吸附能力。藻類種類多、范圍廣、吸附量大、能耗低、環(huán)境友好，利用藻類吸附去除污染水體中重金屬離子，修復(fù)水生態(tài)環(huán)境已成為研究的熱點(diǎn)之一[5]。

1 重金屬對(duì)藻類的毒性效應(yīng)

重金屬對(duì)藻類的毒性強(qiáng)弱取決于重金屬的種類、濃度、形態(tài)、藻種與環(huán)境因素的作用等。重金屬的毒性包括影響藻類的生長(zhǎng)、光合作用、可溶性多糖、蛋白質(zhì)、脂類的合成及酶的活性。其中光合作用是重金屬脅迫下藻類最先響應(yīng)的生理過(guò)程之一。植物的葉綠體、類囊體膜、光系統(tǒng)（PS）Ⅰ和Ⅱ等一些生理指標(biāo)能快速靈敏地反映出藻類所受重金屬脅迫的程度，為建立重金屬毒性生物監(jiān)測(cè)系統(tǒng)提供了可能性[6]。

研究發(fā)現(xiàn)，銅可抑制馬尾藻Sargassum fusiforme、四尾柵藻Scenedesmus quadricauda 的生長(zhǎng)及葉綠素和蛋白質(zhì)的合成；四尾柵藻對(duì)Cu 更加敏感[7,8]。隨著培養(yǎng)液中Zn 和Pb 濃度及接觸時(shí)間的增加，真眼點(diǎn)藻Eustigmatos sp.的比生長(zhǎng)速率降低，葉綠素含量減少[9]。不同藻種對(duì)同種重金屬的毒性反應(yīng)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 種藻對(duì)砷的耐受性為S.capricormutum＞C.vulgaris＞C.zfsaia＞C.WW1＞C.100ai[10]。Cu2+、Zn2+和Cd2+影響微小原甲藻、米氏凱倫藻、等鞭金藻8701 以及青島大扁藻Platymonas helgolandica var.tsingtaoensis 的生長(zhǎng)，三種重金屬的毒性強(qiáng)弱為Cu2+＞Cd2+＞Zn2+，其中微小原甲藻對(duì)重金屬的脅迫最敏感，等鞭金藻8701 次之[11]。Cu2+、Pb2+、Cd2+均影響棒葉蕨藻Caulerpa sertularoides f.Longipes 變種的生長(zhǎng)，隨重金屬離子濃度的增大，可溶性蛋白和Chl-a 含量呈下降趨勢(shì)，三種重金屬的毒性強(qiáng)弱為Cu2+＞Pb2+＞Cd2+[12]。重金屬對(duì)藻類的毒性作用，還受到溫度、光照、pH、營(yíng)養(yǎng)鹽等多種環(huán)境因素的影響[13]。

在自然水體中，藻類常受到多種重金屬的聯(lián)合作用。重金屬之間具有四種聯(lián)合效應(yīng)：拮抗、協(xié)同、相加和致敏[14]。Cr2++Pb2+復(fù)合金屬對(duì)灰色念珠藻Nostoc muscorum 的聯(lián)合效應(yīng)表現(xiàn)為拮抗作用，Cr2++Ni2+表現(xiàn)為先拮抗作用后協(xié)同作用，Ni2+和Pb2+聯(lián)合作用與單獨(dú)作用沒(méi)有顯著性差異[15,16]。Cu2+、Fe3+、Mn2+、Al3+、Zn2+、Cr3+、Hg2+、Cd2+和Pb2+多種重金屬對(duì)銅綠微囊藻Microcystis aeruginosa 的二元和多元聯(lián)合作用結(jié)果顯示，分別有58.33%和53.85%的組合表現(xiàn)為相加作用，有2.78%和23.08%的組合為協(xié)同作用[17]。Fe3+、Mn2+對(duì)Cu2+具有致敏效應(yīng)，可以有效地緩解Cu2+對(duì)叉邊金藻Dicrateria sp.的毒性[18]。

2 藻類對(duì)重金屬脅迫的響應(yīng)及解毒機(jī)制

2.1 抗氧化防御機(jī)制

藻類在鹽、重金屬、紫外損傷等逆境脅迫下能產(chǎn)生大量的活性氧自由基（ROS），如超氧自由基（·O2-）、羥自由基（·OH）和過(guò)氧化氫（H2O2）等。自由基可引發(fā)膜脂質(zhì)過(guò)氧化、DNA 和蛋白質(zhì)變性、酶的活性喪失，破壞膜系統(tǒng)，抑制光合作用，最終導(dǎo)致藻細(xì)胞的凋亡[19,20]。藻類在長(zhǎng)期進(jìn)化過(guò)程中形成了一系列抵抗環(huán)境逆境脅迫的生理響應(yīng)體系——抗氧化防御系統(tǒng)，主要包括超氧化物歧化酶（SOD）、過(guò)氧化物酶（POD）、谷胱甘肽過(guò)氧化物酶（GPx）、過(guò)氧化氫酶（CAT）、谷胱甘肽還原酶（GR）和抗壞血酸酶（APX）等抗氧化酶類，以及抗壞血酸和谷胱甘肽（GSH）等非酶類抗氧化物質(zhì)[21]。藻類受到重金屬脅迫時(shí)，體內(nèi)的抗氧化保護(hù)系統(tǒng)可以清除脅迫產(chǎn)生的過(guò)量活性氧，防止脂質(zhì)過(guò)氧化，保護(hù)細(xì)胞免受氧化損傷[22]。過(guò)量的銅脅迫使新月藻Closterium ehrenbergii 細(xì)胞中SOD 和ROS 的活性提高，Cu-Zn SOD酶基因（CeCSDs）的表達(dá)增強(qiáng)。CeCSDs 參與了新月藻的抗氧化系統(tǒng)，可以作為監(jiān)測(cè)水生態(tài)環(huán)境中重金屬污染物的潛在生物標(biāo)志物[23]。

2.2 金屬絡(luò)合物的富集作用

在重金屬逆境脅迫下，藻體內(nèi)可能產(chǎn)生一些金屬絡(luò)合物，把有害的重金屬離子轉(zhuǎn)變?yōu)闊o(wú)毒的蛋白質(zhì)或多肽，如金屬硫蛋白（Metallothioneins,MTs）[24]、植物螯合肽（Phytochelatins,PCs）[25]、GSH 等。重金屬離子與這些物質(zhì)結(jié)合后被穩(wěn)定、富集或轉(zhuǎn)運(yùn)，減少環(huán)境中重金屬的毒害或污染。MTs 是一類富含半胱氨酸、分子量低、對(duì)多種重金屬有高度親和性的金屬結(jié)合蛋白，其中Cys 殘基通過(guò)-SH 與重金屬離子螯合，降低重金屬的毒性[26]。在綠藻、藍(lán)藻、褐藻、紅藻中均證實(shí)有MTs 的存在[27,28]。MTs 可作為水體重金屬污染的重要標(biāo)志物。

PCs 是一類富含Cys、由PC 合酶以谷胱甘肽為底物催化合成的小分子多肽，能通過(guò)Cys 的-SH 基絡(luò)合重金屬。大部分PCs 重金屬?gòu)?fù)合物被轉(zhuǎn)運(yùn)至液泡，通過(guò)富集和轉(zhuǎn)移，降低重金屬對(duì)藻類的毒性作用，少部分儲(chǔ)存在葉綠體或線粒體中[29,30]。來(lái)自阿曼灣的褐藻Cystoseria indica 中重金屬的含量為：Zn＞Cr＞Ni＞Cu＞Pb＞Cd＞Hg，平均PC 和MT 含量為5～13 nmol·Cell-1和105～134 μg·g-1，重金屬濃度與MT 和PC 之間存在顯著相關(guān)性[31]。GSH 是合成PCs的主要原料，也能通過(guò)Cys 的-SH 巰基與重金屬相結(jié)合。As 與GSH 具有配位作用，As 通過(guò)與PCs、GSH 的-SH 巰基形成各種復(fù)合體[32]。Tsuji 等[33]報(bào)道，Zn2+誘導(dǎo)杜氏藻Dunaliella tertiolecta 產(chǎn)生的PCs 量多于Cd2+。Zn2+通過(guò)刺激ROS 的產(chǎn)生，間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，促進(jìn)GSH 的合成，誘導(dǎo)杜氏藻產(chǎn)生PC。

3 藻類對(duì)重金屬的吸附去除作用

藻類具有吸附能力強(qiáng)、去除率高、原料易得、價(jià)格低廉等優(yōu)點(diǎn)，常作為監(jiān)測(cè)水體生態(tài)系統(tǒng)和營(yíng)養(yǎng)條件變化的風(fēng)向標(biāo)，多種藻類已成功應(yīng)用到水體重金屬污染的治理中。藻類能夠去除重金屬主要是藻細(xì)胞能夠吸附重金屬，而吸附在藻細(xì)胞表面的重金屬可被吸收到細(xì)胞內(nèi)，其中細(xì)胞壁對(duì)重金屬的吸附和去除起關(guān)鍵作用。藻類細(xì)胞壁由纖維素、果膠質(zhì)和各種多糖組成，細(xì)胞表面有羥基、羧基、巰基、氨基、羰基、硫基、醛基、咪唑基、磷酸根和硫酸根等多種化學(xué)基團(tuán)，金屬離子以與這些基團(tuán)進(jìn)行離子交換、絡(luò)合以及靜電吸附[34]。藻類對(duì)重金屬的吸附效率因藻及重金屬的種類而異。

3.1 藻類吸附去除重金屬的機(jī)理

3.1.1 藻類吸附重金屬的機(jī)理

藻類吸附和去除重金屬離子的過(guò)程主要分為兩個(gè)階段：第一階段是金屬離子經(jīng)過(guò)配位、絡(luò)合、離子交換等作用與藻細(xì)胞表面外多聚物、細(xì)胞壁上官能團(tuán)的被動(dòng)吸附。此階段主要是物理吸附和化學(xué)吸附。該過(guò)程吸附速度快，不需要提供能量。此階段死藻細(xì)胞壁破碎后有較多的官能團(tuán)暴露，與金屬離子結(jié)合；細(xì)胞膜失去選擇性，更易讓金屬離子通過(guò)，比活藻細(xì)胞具有更強(qiáng)的吸附能力。第二階段是活細(xì)胞的主動(dòng)吸附，即細(xì)胞表面吸附的金屬離子與細(xì)胞表面的某些酶結(jié)合而轉(zhuǎn)移至細(xì)胞內(nèi)。該過(guò)程反應(yīng)緩慢且不可逆，需要提供能量[35,36]。

藻類對(duì)重金屬的吸附機(jī)理主要包括離子交換吸附和表面絡(luò)合機(jī)理。

（1）離子交換機(jī)理：離子交換作用主要是溶液中的一些金屬離子通過(guò)靜電引力或細(xì)胞壁提供的配位鍵吸附在藻類細(xì)胞壁的表面，然后與細(xì)胞壁上的質(zhì)子進(jìn)行置換；多糖中的藻酸鹽與硫酸鹽具有顯著的離子交換能力[37]。研究發(fā)現(xiàn)，褐藻吸附Ni2+后，細(xì)胞壁中Mg2+、Ca2+濃度大幅降低，說(shuō)明Ni2+與細(xì)胞壁上的Mg2+、Ca2+發(fā)生了離子交換[38]。對(duì)螺旋藻Spirulina sp.細(xì)胞壁上磷酸基和羧基官能團(tuán)進(jìn)行化學(xué)修飾發(fā)現(xiàn)，螺旋藻的離子交換能力降低62%，吸附能力下降61%；其中羧基和磺酸根是螺旋藻進(jìn)行離子交換的主要官能團(tuán)[39]。

（2）絡(luò)合機(jī)理：金屬離子通過(guò)藻細(xì)胞表面的官能團(tuán)，如羧基、羥基、氨基、酰胺基、磺酸基、咪唑基、磷酸鹽和硫酸鹽等與金屬離子發(fā)生配位絡(luò)合作用而被吸附。該表面絡(luò)合機(jī)理是金屬離子被動(dòng)吸附的主要機(jī)理[36]。墨角藻Fucus vesiculosus 細(xì)胞壁含有巖藻聚糖、藻酸鹽等，能夠較好地吸附重金屬，吸附能力為：Pb＞Cu＞Cd[40]；馬尾藻Sargassum thunbergii和團(tuán)扇藻Padina sp.細(xì)胞壁表面的羧基、氨基、乙醇基和磷酸基對(duì)重金屬有較高的絡(luò)合吸附能力[41]；海洋原甲藻Prorocentrum micans 對(duì)金屬離子Cu2+、Pb2+的吸附主要在于多糖的作用，其中羥基和酰氨基是吸附的活性中心[42]。

3.1.2 藻類吸附重金屬的動(dòng)力學(xué)

藻類去除重金屬是通過(guò)吸附劑將金屬離子去除的過(guò)程，分析吸附動(dòng)力學(xué)和熱力學(xué)可以了解金屬離子的吸附量、吸附率、平衡時(shí)間以及吸附裝置。目前，Langmuir 和Freundlich 二 參 數(shù) 模 型、Sips 和Khan 三參數(shù)模型已被廣泛用于描述吸附等溫線及吸附動(dòng)力學(xué)過(guò)程[43,44]。范彩彩[37]報(bào)道，鼠尾藻吸附銅、鉛、鎘、鋅四種離子在起步階段速度很快，30 min左右達(dá)到吸附平衡狀態(tài)，鼠尾藻上的羥基在吸附金屬離子過(guò)程中發(fā)揮主要作用。球形棕囊藻Phaeocystis globosa 對(duì)Pb2+的生物吸附分為2 個(gè)階段：一是物理吸附，在10 min 內(nèi)快速達(dá)到平衡；二是金屬離子向藻內(nèi)部的遷移，過(guò)程緩慢。通過(guò)擬合得到了吸附過(guò)程的準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程，qe 為19.8 mg·g-1。吸附等溫線結(jié)果表明，Pb2+在球形棕囊藻上的生物吸附可以用Langmuir 來(lái)描述，最大吸附量qmax 為20.2 mg·g-1[45]。

3.2 影響藻類吸附去除重金屬的因素

影響藻類吸附去除重金屬的因素很多，包括生物因素和非生物因素，主要有藻的種類、藻生物量、重金屬的初始濃度、pH、溫度和吸附時(shí)間等[46]。

3.2.1 藻的種類及形態(tài)

不同藻類對(duì)重金屬的敏感性和吸附性差異很大，在污水處理中有針對(duì)性地選擇合適的藻株尤為重要。小球藻和萊茵衣藻Chlamydomonas reinhardtii可吸附去除二價(jià)金屬陽(yáng)離子（Pb2+、Hg2+、Cd2+、Ni2+、Cu2+、Zn2+），螺旋藻和小球藻可去除三價(jià)金屬陽(yáng)離子（Cr3+、Fe3+），小球藻還可去除六價(jià)Cr6+[47]。

死藻和活藻對(duì)重金屬的吸附機(jī)制不同。死藻細(xì)胞壁破碎較多，金屬螯合蛋白、多糖等功能團(tuán)暴露出來(lái)與金屬離子結(jié)合，金屬離子被吸附到死藻細(xì)胞膜上，然后迅速被吸附到細(xì)胞內(nèi)；活藻細(xì)胞膜具有通透性和高度選擇性，重金屬離子被活藻吸附到細(xì)胞膜表面后，經(jīng)過(guò)緩慢的選擇吸收進(jìn)入細(xì)胞內(nèi)[48]。萊茵衣藻死細(xì)胞對(duì)Pb2+、Cu2+的去除效率均高于活細(xì)胞；死細(xì)胞對(duì)Pb2+的親和力高于Cu2+；Pb2+、Cu2+的生物吸附可能發(fā)生在海藻細(xì)胞表面不同的結(jié)合位點(diǎn)[49]。在25℃、pH5.5 條件下，水華藍(lán)藻擬柱胞藻Cylindrospermopsis raciborskii 干藻粉對(duì)7 種重金屬離子（Cu2+、Cr6+、Pb2+、Ag+、Co2+、Ni2+、Hg2+）表現(xiàn)出不同程度的吸附作用，最佳吸附時(shí)間為2 h（Cr6+除外），最強(qiáng)吸附重金屬為Pb2+，吸附率為86.30%，吸附量22.23 mg/g（吸附2 h 時(shí)），7 種重金屬離子吸附能力依次為：Pb2+＞Hg2+＞Ag+＞Cu2+＞Ni2+＞Co2+＞Cr6+；紅外光譜分析表明，羥基和羧基可能是擬柱胞藻發(fā)揮重金屬離子吸附作用的主要活性官能團(tuán)[50]。

3.2.2 藻體生物量

藻類生物量與重金屬離子的吸附量呈正相關(guān)。研究發(fā)現(xiàn)，小球藻的生物量提高100 倍，明顯增加了Cu2+和Ni2+的去除效果[51]。在螺旋藻FACHB-439 對(duì)重金屬Hg 的吸附性能研究中，隨著藻粉濃度的增大，吸附效率加大，單位藻粉的吸附效率減少[52]。鼠尾藻對(duì)重金屬具有良好的吸附效果。隨著鼠尾藻投入量的增加，其對(duì)重金屬（Pb2+、Cd2+、Cu2+和Zn2+）的吸附效率也隨之增加，鼠尾藻吸附動(dòng)力學(xué)過(guò)程符合二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型[37]。另外，隨著吸附劑生物量的增加，藻類細(xì)胞表面的活性位點(diǎn)增多，對(duì)金屬離子的吸附量增加，直至達(dá)到平衡，而單位質(zhì)量吸附劑吸附量卻減少。原因可能是藻類細(xì)胞表面存在多種不同親合力的功能基團(tuán)，在高濃度重金屬溶液中，高、低親合性的功能基團(tuán)都參與吸附；而在低濃度溶液中，只有高親合性的功能基團(tuán)參與吸附[47]。

3.2.3 金屬離子的初始濃度及離子強(qiáng)度

金屬離子的初始濃度對(duì)藻類的吸附及去除效果有很大的影響。隨著金屬離子初始濃度的增加，藻類的吸附量增加；但當(dāng)吸附達(dá)到飽和之后，單位藻體對(duì)重金屬的吸附率下降[53]。金屬離子的濃度越低，重金屬的去除效率越高。在相同金屬濃度下，微囊藻水華對(duì)3 種重金屬的吸附效率為：Cd2+＞Cu2+＞Ni2+[54]。

金屬離子的形態(tài)和離子強(qiáng)度也是影響藻類對(duì)重金屬去除效率的主要因素。螺旋藻對(duì)Cr3+和Cr6+的富集量分別為304 mg·g-1和333 mg·g-1[55]。特定pH 下，隨著離子強(qiáng)度增加，金屬離子吸收位點(diǎn)減少，重金屬離子去除率降低[56]。

在多種重金屬離子溶液中，金屬離子之間競(jìng)爭(zhēng)性的結(jié)合藻類的配體位點(diǎn)，影響其他金屬離子與藻類細(xì)胞的結(jié)合[57]。Al3+阻止Cu2+結(jié)合到藻細(xì)胞表面位點(diǎn)，干擾Cu2+的生物吸附[58]。Aksu 等[59]研究了添加Cd2+對(duì)去除Ni2+的影響，與單離子溶液相比，小球藻對(duì)Ni2+、Cd2+的吸附同時(shí)被抑制。

3.2.4 pH

pH 是影響藻類對(duì)重金屬吸附和去除效果最主要的環(huán)境因素之一。pH 可能影響重金屬離子的狀態(tài)和溶解度，特別是影響藻類細(xì)胞表面金屬結(jié)合位點(diǎn)的生物活性[47]。酸性條件下（pH 為3.0～6.0）更有利于藻類對(duì)重金屬離子的生物吸附[60]。小球藻吸附Cu2+、Zn2+和Cr2+的最適pH 為3.0～5.0，微囊藻吸附Cu2+、Cd2+和Ni2+的最適pH 分別為5.0、6.0 和6.0[53，54]。在原生藻去除水體中Pb2+、Cd2+、Cu2+、As3+研究中發(fā)現(xiàn)，Cd2+和As3+在溶液pH=5，Pb2+在pH=3 和Cu2+在pH=4 時(shí)去除效果最佳，吸附動(dòng)力學(xué)常數(shù)為：KPb＞KCu＞KCd＞KAs[61]。隨著溶液pH 的增加，鼠尾藻吸附重金屬（Pb2+、Cu2+、Zn2+和Cd2+）的吸附率也增加。當(dāng)pH=6 時(shí)，吸附率達(dá)到最大（90%）；pH 繼續(xù)升高，則吸附率降低[37]。

3.2.5 溫度

適當(dāng)高溫會(huì)促進(jìn)藻類對(duì)重金屬的生物吸附。隨著溫度的升高，細(xì)胞表面能和流動(dòng)性增加，藻體內(nèi)相關(guān)酶的生物活性也相應(yīng)地提高，導(dǎo)致藻細(xì)胞與金屬離子的結(jié)合位點(diǎn)和親合力增加[62]。鼠尾藻對(duì)Pb2+、Cu2+、Zn2+、Cd2+的吸附效率隨著溫度的升高逐漸升高[37]。然而，當(dāng)?shù)竭_(dá)一定的臨界溫度，藻類對(duì)重金屬的吸附能力反而降低。如小球藻對(duì)鎘的生物吸附能力隨著溫度的升高（20℃～50℃）逐漸下降（85.3 mg·g-1 下降至51.2 mg·g-1[63]。

3.2.6 接觸時(shí)間

藻類與重金屬離子接觸的時(shí)間也影響吸附效果。剛毛藻Cladophora fracta 與鎘、鉛接觸2 d、4 d、6 d 和8 d 后，剛毛藻對(duì)重金屬的吸附量隨著時(shí)間的推移而逐漸增加[64]。

3.2.7 光照

不同的藻種吸附重金屬時(shí)對(duì)光的需求不同。在有光照條件下，小球藻對(duì)Pb2+的去除率顯著升高，波吉卵囊藻Oocystis borgei 對(duì)Zn2+、Cu2+的吸附量隨光照強(qiáng)度的增大而提高[65]。因此，利用藻類去除污染水體中重金屬離子時(shí)因盡量保持充足的光照。

3.2.8 其他因素

藻類對(duì)重金屬離子的生物吸附與其新陳代謝密切相關(guān)。與藻類新陳代謝密切相關(guān)的因素都有可能影響藻類對(duì)重金屬的吸附。如水體中氮元素供應(yīng)不足，可能影響藻體的生物量和代謝產(chǎn)物的累積；硝酸鹽濃度的變化也會(huì)影響藻類的生長(zhǎng)和生物量。增加藻細(xì)胞中脂類的合成，減少多糖和蛋白質(zhì)的含量，可能影響藻體對(duì)金屬離子的生物吸附量[66]。

4 藻類在重金屬污染水體生態(tài)修復(fù)中的應(yīng)用

藻類對(duì)重金屬具有獨(dú)特的生物吸附能力，利用藻類吸附去除污染水體中的重金屬，進(jìn)行生態(tài)修復(fù)目前已成為研究的主要熱點(diǎn)之一?？刹捎没钤搴退涝鍍煞N方式修復(fù)污染水體中的重金屬。擬柱胞藻能快速有效地吸附、去除污染水體中的重金屬（Hg2+、Pb2+、Cu2+和Ag+），達(dá)到改善水質(zhì)的功效[48]。亞心形四爿藻Etraselmis subcordiformis 活體對(duì)污染海水中多種重金屬離子（Hg2+、Pb2+、Cd2+、Cr2+等）具有良好的吸附去除效果[67]。魚腥藻Anabaena sp.對(duì)電鍍污染水體中Zn2+具有良好的去除效果，對(duì)Zn2+的吸附效率達(dá)77.3%[68]。

活藻細(xì)胞可經(jīng)滅活、粉碎等方法處理變成死藻，細(xì)胞壁破碎后內(nèi)部許多的官能團(tuán)暴露，增加了藻體與重金屬的生物吸附，提高了污染水體中重金屬的去除效率，達(dá)到生態(tài)修復(fù)的目的。然而，用藻類吸附重金屬存在回收難、成本高等問(wèn)題，限制了藻類在污染水體生態(tài)修復(fù)中的應(yīng)用。用固定化細(xì)胞吸附技術(shù)能很好地解決回收再利用的問(wèn)題，可以提高藻類的生物利用度。固定化梅尼小環(huán)藻Cyclotella meneghiniana 在pH7.0 時(shí)對(duì)廢水中Cd2+的吸附量達(dá)4.78 mg/L，去除率為96.25%[69]。采用海藻酸鈉-聚乙烯醇聯(lián)合固定化鼠尾藻，當(dāng)固定化鼠尾藻粉為15 g·L-1、1.5%活性炭、2%海藻酸鈉溶液、6%聚乙烯醇溶液時(shí)，固定化鼠尾藻Sargassum thunbergii 對(duì)廢水中Zn2+的吸附率達(dá)80%以上[70]。

5 結(jié)論與展望

工業(yè)發(fā)展和社會(huì)進(jìn)步，使水體重金屬污染日趨嚴(yán)重，不僅影響水生態(tài)環(huán)境，還通過(guò)食物鏈影響到人類的健康，因此對(duì)水體重金屬污染的治理至關(guān)重要。藻類對(duì)重金屬污染高度敏感，水體中的重金屬可抑制藻類細(xì)胞的生長(zhǎng)、光合作用、呼吸以及一些酶的活性等，這些生理指標(biāo)可作為環(huán)境污染的生物標(biāo)志物用于監(jiān)控水質(zhì)污染。藻類對(duì)重金屬具有很好的吸附能力，可以廣泛應(yīng)用于重金屬污染水體的生物修復(fù)和改造。

應(yīng)用藻類大規(guī)模吸附去除重金屬時(shí)，首先要解決藻類的收集問(wèn)題。單細(xì)胞藻個(gè)體微小，處理后不易收集，應(yīng)用受限。大型海藻如褐藻門的馬尾藻、海帶等對(duì)重金屬有較好的吸附性能，更適合大規(guī)模應(yīng)用。較理想的解決方法是通過(guò)菌藻共生，將藻類吸附的有毒重金屬通過(guò)分解菌的生物轉(zhuǎn)化作用而解毒，提高修復(fù)效率。其次，利用轉(zhuǎn)基因技術(shù)將重金屬結(jié)合蛋白基因如MT、PC、GSH 等轉(zhuǎn)入生物量較大的藻體，獲得高吸附性的藻株，提高吸附和去除效率。如采用轉(zhuǎn)基因技術(shù)增強(qiáng)萊茵衣藻Chlamydomonas reinhardtii 對(duì)Cd 的耐受力和吸附核輻射能力[71]，將MT-like 基因和血紅素加氧酶HO-1 基因分別整合到萊茵衣藻C.reinhardtii 中，獲得耐受Pb2+、Zn2+、Cd2+和Hg2+的轉(zhuǎn)基因衣藻，且轉(zhuǎn)基因衣藻對(duì)Cd2+的富集能力較野生衣藻有較大提高[72,73]。再次，組學(xué)技術(shù)結(jié)合掃描電鏡、X-射線衍射分析技術(shù)，探討重金屬對(duì)藻類細(xì)胞表面和細(xì)胞內(nèi)部的毒害作用以及藻類吸附重金屬的分子機(jī)理及動(dòng)力學(xué)過(guò)程。Cd 處理的萊茵衣藻基因組和轉(zhuǎn)錄組測(cè)序發(fā)現(xiàn)，參與光合作用、GSH 代謝、鈣轉(zhuǎn)運(yùn)等基因均與Cd 耐受相關(guān)[74]。最后，加強(qiáng)對(duì)復(fù)合重金屬污染水體的吸附研究。

綜上所述，利用藻類生態(tài)修復(fù)污染水體中的重金屬具有高效、經(jīng)濟(jì)、簡(jiǎn)便等優(yōu)勢(shì)，但目前沒(méi)有形成系統(tǒng)的藻類去除重金屬污染技術(shù)和裝置。因此，研究開發(fā)藻類去除重金屬的機(jī)理以及反應(yīng)裝置，不僅具有一定的理論意義，還具有廣泛的應(yīng)用前景、社會(huì)價(jià)值以及經(jīng)濟(jì)效益。