藻類富集水體重金屬的機理及應用

鄭蒙蒙， 邵魯澤， 管幼青， 周思齊， 李非里

（浙江工業大學環境學院， 浙江 杭州 310014）

0 引言

重金屬污染在淡水生態系統日趨嚴重。由于重金屬物質不能被降解，在人類的生產生活過程中釋放并遷移，在環境中經過一系列轉變、吸附，最終通過食物鏈的生物放大作用對人體健康造成極大危害，破壞生態系統、使生態環境惡化。因此，重金屬污染的防治刻不容緩。

藻類作為水生生態環境中的重要組成部分，對重金屬的富集行為特征，受到諸多因素的影響，包括藻的生長狀態、種類，比如活體藻與非活體藻，海水藻與淡水藻；還受到環境因素的影響，比如溫度、pH值、離子強度、溶解性有機質等的影響[1]；除此之外，接觸時間與藻的粒徑等也是影響吸附量的重要因素。本文綜述了常用藻類生物吸附劑用于微生物富集重金屬的行為、機理及其影響因素，為正確評價和開發藻類重金屬富集劑等的研究提供參考依據。

1 藻類生物吸附劑種類

常用作去除重金屬的生物吸附劑的藻類為褐藻、紅藻和綠藻。本文統計了活體3門藻類在重金屬污染修復的綜合應用中所含重金屬富集情況，見表1。

表1 不同門類的藻對重金屬的富集能力mmoL·g-1

1.1 褐藻生物吸附劑

褐藻是研究最為廣泛的藻類生物，對重金屬的生物吸附量很高。褐藻（泡葉藻、墨角藻、馬尾藻和海帶）對Cd(II)，Cu(II)和Pb(II)等有毒有害重金屬的生物吸附量相當高，其中墨角藻和海帶對Cd(II)的吸附量超過1 mmol/g，高出其他種類生物吸附劑3～5倍[2,4,6-7]。還可以成功地去除貧鈾UO2(II)，最大吸附能力高于1.59 mmol/g[11]。然而，不同種類褐藻的生物去除能力也具有差異，扇藻和囊鏈藻相比于喇叭藻和馬尾藻具有更高吸附重金屬能力[12]。

1.2 紅藻生物吸附劑

紅藻類生物吸附劑對重金屬的吸附能力相對于褐藻生物吸附劑來說，則遜色不少，在去除Cd(II)，Zn(II)，Ni(II)和 Cu(II)重金屬離子的能力較弱[2,6,8]（表1）。掌狀紅皮藻對Pb(II)和Cu(II)的吸附量更弱，僅為其他紅藻的10%~25%[3]。乳節藻對重金屬的吸附能力則較強，對Cr(III)吸附重金屬能力高于珊瑚藻，叉珊瑚和雞毛菜，甚至比綠藻生物吸附劑高出2倍[8]。此外，紅藻類對Co(II)表現出較高生物吸附能力，如珊瑚藻的最大生物吸附量達到1.29 mmol/g[8]。

1.3 綠藻生物吸附劑

通常，綠藻生物吸附劑對于重金屬離子的生物吸附能力遠低于褐藻類生物吸附劑。但在近年來逐漸開展對綠藻的研究中顯示，個別綠藻比如螺旋藻的吸附 Cr(III)，Cu(II)，Ni(II)和 Cr(VI)的能力表現出極大的潛力，不管是活體藻還是非活體藻，去除能力都很強[10,13-14]。石莼對Pb(II)的去除能力強于大部分綠藻和紅藻[6]。

由于綠藻的體積小、生長速度快、培養成本低等優點，在生物修復法中越來越受到重視。特別是在低濃度重金屬吸附實驗中，有幾種綠藻顯示出較強吸附能力。如斜生柵藻對質量濃度為11 mg/L的Cd(II)有高達97%的吸附率[15]；小球藻在對質量濃度為0.008mg/LCu(II)的去除率達到95.4%；而集胞藻6 803在質量濃度為0.12mg/L對Pb(II)的去除可達到98.78%[16]等。

2 藻類修復重金屬污染水體的特點

用于生物修復法處理重金屬污染廢水的藻類應具有以下特點：對重金屬有較強耐受性；較強富集能力；足夠生物量；易吸附-解吸等。國內外研究者發現藻類吸附去除污染水體中重金屬具有不可比擬的優勢：原料來源豐富、廉價易得；不產生二次污染；相比高等植物具有更快生長速度；吸附量大且靈敏度高；比表面積大，吸附能力高；可凈化含多種重金屬污染；投資成本低廉；適合于低濃度重金屬污染；可應用條件較寬松（溫度范圍4~90℃），更重要的是被藻類吸附的重金屬易于洗脫，有利于藻類的重復利用和重金屬回收，不但減輕了對環境的污染，而且可對藻類和重金屬循環使用，即可節約資源又可節省開支[17]。

2.1 藻類富集重金屬的機理

藻類對金屬離子的生物富集不同于一般簡單的吸附、沉積或離子交換，而是一個復雜的物化與生化過程。藻類生物富集重金屬的機制包括：生物吸附和生物富集這2個類型。包括：絡合、離子交換、氧化還原；胞外聚合物、胞內聚合物和液泡區室化，見圖1。

圖1 藻類生物富集機制

2.1.1 生物吸附作用

生物吸附作用在生物吸收總量中占80%~90%，由于藻類細胞壁上的多糖、蛋白質、磷脂等多聚復合體提供了大量官能團（氨基、羧基、羥基等），一部分官能團失去質子而帶負電荷，依靠靜電引力吸附金屬離子；一部分官能團自身帶弧對電子，與金屬離子形成配位鍵。除此之外，藻類細胞壁帶一定電荷和粘性，增加金屬離子的吸附。這種生物吸附過程包括表面絡合、離子交換、氧化還原和酶促機理作用，這種金屬離子的吸附過程可在數分鐘或數小時完成。

典型的絡合反應發生在褐藻細胞壁中獨特成分褐藻酸和藻酸鹽上。藻酸鹽主要由2種酸性單糖無序排列的線性縮合高聚物組成：1,4-β-D-甘露糖醛酸(Mannuronic acid，MA)及α-L古羅糖醛酸(Guluronic acid，GA)（圖1），它們分別提供單基配位和多基配位體。不同褐藻中MA和GA單元的排列及比例不同，若GA單元比例高，則對二價重金屬離子的吸附能力更強[18]。MA和GA單元的獨特性，使得褐藻吸附重金屬能力優于其他藻類。

離子交換作用在藻類吸附重金屬離子過程中也起到了至關重要的作用。溶液中的重金屬陽離子與藻類細胞壁所含酸性功能基團上的輕金屬離子（Na+，K+，Ca2+等）相交換，重金屬離子結合到細胞表面，輕金屬離子進入水溶液；且隨著吸附時間延長，溶液中輕金屬離子濃度增加，與重金屬吸附動力學曲線一致[19]。

在藻類吸附重金屬過程中存在氧化還原作用，主要跟藻類所分泌的酶有關。例如，在用馬尾藻吸附強致癌物Cr(VI)時，在細胞表面部分發現被還原成Cr(III)（圖1）[20]，還發現在小球藻吸附稀有金屬Au(III)后，可在細胞表面氧化成金色顆粒Au(0)[21]。氧化還原作用在去除Cr(VI)的研究中體現了極大的研究價值。

2.1.2 生物富集作用

生物富集作用主要是由于長時間處于金屬離子污染環境中的藻類進行細胞代謝過程，金屬離子通過主動轉運、膜孔過濾等方式被運送至細胞膜內部，與胞內官能團結合。生物富集的途徑有胞外聚合物、胞內聚合物（金屬結合蛋白與多肽、多磷酸體）和液泡作用這4種。

2.1.2.1 細胞外聚合物

胞外聚合物（Extracellular polymeric substances，EPS）是藻類的分泌物質，是一種很好的天然陽離子螯合劑，可與重金屬離子形成絡合物附著在細胞表面，在脅迫環境下對藻類起到保護作用。研究發現綠藻在共存體系Cu(II)和Zn(II)中（圖1），能刺激綠藻分泌EPS形成生物膜，且分泌EPS增加量與增金屬濃度呈線性關系[22]。胞外聚合物是藻類長期受重金屬脅迫下生長代謝的復雜過程中，建立起來的一系列適應和解毒機制。

2.1.2.2 細胞內聚合物

藻類細胞在重金屬存在下可合成金屬結合蛋白，如植物絡合素（phytochelatins，PCs）、金屬硫蛋白（metallothioneins，MTs）、谷胱甘肽（glutathione，GSH）等。在重金屬污染物種起到穩定、轉運、富集、降低毒性的作用。

PCs是一類酶促合成小分子多肽，結構式為（γ-Glu-Cys）n-Gly，相對分子質量約 2 000 ～ 10 000，是由植物絡合素酶以GSH為底物催化合成，被金屬離子所激活[23]。其中，誘導PCs合成效應最強的重金屬為Cd(II)。MTs是一類基因編碼的低分子量金屬結合蛋白,由 Cys-Cys，Cys-X-Cys，Cys-X-X-Cys（X-表示任何種類氨基酸）結構單元構成，其中Cys殘基可通過巰基與金屬離子結合，使之降低重金屬毒性[23]。如，小球藻在Zn(II)和Cd(II)的脅迫下合成MTs，但在重金屬Cu(II)的脅迫下卻合成PCs。由此可見，不同重金屬的誘導下藻類可合成植物絡合素或金屬硫蛋白，但機制尚不明確。

GSH是機體內非蛋白硫醇的主要來源，不僅作為合成PCs的原料，也可以與重金屬直接結合。如褐藻在Cd(II)的脅迫下能使得50%GSH轉化成PCs[24]。

多磷酸體（polyphosphate bodies，PPB）是由正磷酸鹽脫水縮合形成的陰離子線性聚合物，不僅是藻類細胞內儲存磷的物質，也是細胞內最主要的金屬離子螯合劑，是綠藻、紅藻和藍藻富集重金屬能力的重要貢獻。

2.1.2.3 液泡區室化

藻細胞也可能通過液泡區室化作用使得重金屬在液泡中富集。大多數研究者認為，重金屬在細胞體內以離子或植物絡合素、蛋白和多肽以及多磷酸體等結合的方式通過液泡（或葉綠體或線粒體）儲存、細胞外排作用將有害物質清除[25]。但液泡中重金屬的進入方式和解毒機制尚不明確。

2.2 藻類生物吸附重金屬的影響因素

大量研究表明影響藻類去除重金屬的因素主要分為藻種類、形態、大小；水溶液中的環境條件；重金屬種類。其中人為可控對藻類吸附重金屬能力影響最大的是水溶液的環境條件。已有大量研究對溫度、pH值和離子強度對藻類吸附重金屬能力進行考察，在其他條件如吸附時間；是否為活體藻；藻粒徑大小以及DOM存在下的研究較少。

2.2.1 吸附時間

吸附時間是藻類吸附重金屬最重要的影響因素。不管活藻、死藻都屬于快速吸附的過程，一般在30 min～2 h可以達到吸附平衡。藻類的吸附量隨著時間的增加而增加的過程中并不呈線性關系，在小球藻吸附Cd(II)，在100 mg/L的初始質量濃度下，活藻和死藻在5 min可吸附95.2%和96.8%，105 min達到吸附平衡，吸附效率達到96%和98.1%[26]。

2.2.2 活體藻類或非活體藻類

活體藻類具有旺盛的生物代謝能力，在吸附重金屬過程中可促進化學吸附，提高重金屬的富集量，一些研究者認為活體藻對重金屬的富集能力比非活體藻要好，因為活體藻不止通過生物吸附來富集重金屬，還能分泌一些聚合物、糖類和多肽等物質來與重金屬離子結合，除此之外還可通過主動運輸富集一定量重金屬；但大部分研究者認為非活體藻具有更強吸附能力，是由于活體藻的細胞膜具有高度選擇性，一般只允許中性分子通過，而非活體藻細胞破碎，更多的內部功能性基團暴露出來可與金屬離子相結合，且細胞膜失去選擇透過性，更容易讓金屬離子通過，總富集量能比活體藻類多。但毫無疑問，在活體非活體吸附Cu(II)對比試驗中發現，2者的總吸附量相同情況下，非活體藻類對Cu(II)的吸附速率要大于活體細胞[27]。

2.2.3 藻粒徑

研究證明，孔石莼的大粒徑（40~60mm）對Cd(II)的吸附率為55.7%，但小粒徑（0.5~2 mm）的吸附率可達到79.9%，表明小粒徑孔石莼粒徑的吸附量越高。這可能是由于小粒徑可增加細胞表面積，暴露更多的吸附官能團，從而增加其吸附量[28]。但粒徑過小則不利于吸附劑與溶液分離。吸附劑粒徑對重金屬吸附的影響研究大部分還處于非活體藻體階段，對于活體藻類的粒徑還有待更進一步研究。

2.2.4 溶解性有機質

DOM可作為藻類營養物質，還具有較強的絡合、螯合、吸附和氧化還原能力，對環境污染物如重金屬、持久性有機物(POPs)等在環境遷移、轉化過程中起著重要作用[29]。將HA，FA和HyI這3種DOM與 Cu(II)，Cd(II)反應，發現HyI能迅速的與Cu(II)和Cd(II)發生反應，HA和FA更容易與Cu(II)發生絡合，而Cd(II)則只與FA發生絡合反應[30]。低分子的有機酸如蘋果酸、檸檬酸可增加Cu(II)生物吸附量，而高分子量HA則降低吸附能力[31]。由于DOM-重金屬化學性質的不確定性，因此研究并整理其反應機制尤為重要。

3 存在問題及展望

目前在研究藻類吸附重金屬機理上也取得了一定進展，但大規模工業應用方面基本處于起步階段。

（1）藻類在條件惡劣的廢水的生存問題：受活體藻類所處的生長條件限制，在廢水中的重金屬去除效果可能達不到預期結果。

（2）復合重金屬污染條件下藻種如何選擇：現今研究重點仍處于單一重金屬的研究，但在自然水體中往往是多種重金屬共存，其相互作用對藻類影響著對不同重金屬的富集行為和能力。

（3）對重金屬的資源回收是藻類吸附的另一目的，雖然現今在解吸方面有一定進展，但是還未達到推廣的要求，包括解吸條件、影響因素以及環境風險還不能明確。

[1]劉亞子，高占啟.腐殖質提取與表征研究進展[J].環境科技,2011,24(S1):76-80.

[2]ROMERA E,GONZ LEZ F,BALLESTER A,et al.Comparative study of biosorption of heavy metals using different types of algae[J].Bioresource technology,2007,98(17):3 344-3 353.

[3]MURPHY V,HUGHES H,MCLOUGHLIN P.Comparative study of chromium biosorption by red,green and brown seaweed biomass[J].Chemosphere,2008,70(6):1 128-1 134.

[4]KLEIN S J,SILVA E A D,SILVA M G C D,et al.Equilibrium of Cu(II)and Ni(II)biosorption by marine alga sargassum filipendulainadynamicsystem:competitivenessandselectivity[J].Bioresource technology,2011,102(7):4 610-4 617.

[5]BERM DEZ Y G,RICO I L R,GUIBAL E,et al.Biosorption of hexavalent chromium from aqueous solution by sargassum muticum brown alga.application of statistical design for processoptimization[J].Chemicalengineeringjournal,2012,183(8):68-76.

[6]SHENG P X,TING Y P,CHEN J P,et al.Sorption of lead,copper,cadmium,zinc,and nickel by marine algal biomass:characterization of biosorptive capacity and investigation of mechanisms[J].Journal of colloid&interface science,2004,275(1):131-141.

[7]LIU Y,CAO Q,FANG L,et al.Biosorption of Cd2+,Cu2+,Ni2+and Zn2+ions from aqueous solutions by pretreated biomass of brown algae[J].Journal of hazardous materials,2009,163(2):931-938.

[8]IBRAHIM W M.Biosorption of heavy metal ions from aqueous solution by red macroalgae[J].Journal of hazardous materials,2011,192(3):1 827-1 835.

[9]HERN NDEZ E,OLGU N E J.Biosorption of heavy metals influenced by the chemical composition of spirulina sp.(arthrospira)biomass[J].Environmental technology,2002,23(12):1 369-1 377.

[10]CHOJNACKA K,CHOJNACKI A,G RECKA H.Biosorption of Cr3+,Cd2+and Cu2+ions by blue-green algae spirulina sp.:kinetics,equilibrium and the mechanism of the process[J].Chemosphere,2005,59(1):75-84.

[11]YANG J,VOLESKY B.Biosorption of uranium on sargassum biomass[J].Water research,1999,33(15):3 357-3 363.

[12]ALI A Y A,IDRIS A M,EBRAHIM A M,et al.Brown algae(phaeophyta)for monitoring heavy metals at the sudanese red sea coast[J].Applied water science,2017,7(7)：3 817-3 824.

[13]DOSHI H,RAY A,KOTHARI I L.Bioremediation potential of live and dead spirulina:spectroscopic,kinetics and SEM studies[J].Biotechnology&bioengineering,2007,96(6):1 051-1 063.

[14]DOSHI H,SETH C,RAY A,et al.Bioaccumulation of heavy metals by green algae[J].Current microbiology,2008,56(3):246-255.

[15]段晨雪.斜生柵藻對重金屬的吸附及其產油條件的優化[D].天津：天津科技大學,2015.

[16]施定基,蔣雨新,張江偉,等.藍藻和綠藻去除重金屬能力的比較[C]//中國藻類學會第八次會員代表大會暨第十六次學術討論會論文摘要集.青島：中國海洋大學出版社,2011.

[17]潘進芬,林榮根.海洋微藻吸附重金屬的機理研究[J].海洋科學,2000,24(2):31-34.

[18]DAVIS T A,VOLESKY B,MUCCI A.A review of the biochemistry of heavy metal biosorption by brown algae[J].Water research,2003,37(18):4 311-4 330.

[19]MATAYN,BLZQUEZML,BALLESTERA,etal.Biosorption of cadmium,lead and copper with calcium alginate xerogels and immobilized fucus vesiculosus[J].Journal of hazardous materials,2008,163(2):555-562.

[20]YANG L,CHEN J P.Biosorption of hexavalent chromium ontorawandchemicallymodifiedsargassumsp[J].Bioresource technology,2008,99(2):297-307.

[21]TING Y P,TEO W K,SOH C Y.Gold uptake by chlorella vulgaris[J].Journal of applied phycology,1995,7(1):97-100.

[22]GARC A-MEZA J V,BARRANGUE C,ADMIRAAL W.Biofilm formation by algae as a mechanism for surviving on minetailings[J].Environmentaltoxicology&chemistry,2005,24(3):573-581.

[23]COBBETT C,GOLDSBROUGH P.Phytochelatins and metallothioneins:roles in heavy metal detoxification and homeostasis[J].Annual review of plant biology,2002,53(1):159-182.

[24]MORELLI E,SCARANO G.Synthesis and stability of phytochelatins induced by cadmium and lead in the marine diatom phaeodactylum tricornutum[J].Marine environmental research,2001,52(4):383-395.

[25]NISHIKAWAK,YAMAKOSHIY,UEMURAI,etal.ultrastructu ral changes in chlamydomonas acidophila(Chlorophyta)induced by heavy metals and polyphosphate metabolism[J].Fems microbiology ecology,2003,44(2):253-259.

[26]尹文珂.小球藻對重金屬鎘的耐受性及吸附研究[D].陜西：西北農林科技大學,2015.

[27]HASSEN A,SAIDI N,CHERIF M,et al.Effects of heavy metals on pseudomonas aeruginosa and bacillus thuringiensis[J].Bioresource technology,1998,65(1):73-82.

[28]常秀蓮,馮詠梅,王文華,等.孔石莼吸附重金屬鎘離子的影響因素及機理[J].江南大學學報:自然科學版,2003,2(1):72-75.

[29]方小滿,施 雯,李非里,等.溶解性有機質對水中重金屬生物有效性的影響研究[J].環境科技,2016,29(2):59-63.

[30]WU J,ZHANG H,HE PJ,et al.Insight into the heavy metal binding potential of dissolved organic matter in MSW leachate using EEM quenching combined with PARAFAC analysis[J].Water research,2011,45(4):1 711-1 719.

[31]INABA S,TAKENAKA C.Effects of dissolved organic matter on toxicity and bioavailability of copper for lettuce sprouts[J].Environment international,2005,31(4):603-608.