微藻生物质去除采矿影响水体中关键矿物：去除机制与影响因素综述

《Canadian Journal of Chemical Engineering》：Critical mineral removal from mining-impacted waters using microalgal biomass

　　

对关键矿物（critical minerals）需求的不断增长导致了采矿和矿物加工活动的增加，从而释放出需要处理的金属污染水体。常规处理方法如石灰中和（lime neutralization）虽能有效沉淀金属，但在低金属浓度下效果较差，且产生大量污泥。微藻（microalgae）通过胞外生物吸附（extracellular biosorption）和胞内生物累积（intracellular bioaccumulation）机制，为采矿影响水体的修复提供了一种有前景的替代方法。金属去除性能受生物因素（如菌株、培养条件、生物质状态）、物理因素（如混合类型、接触时间）和环境因素（如pH、温度、金属类型、初始金属浓度、生物质投加量、氧化还原电位）的影响。本综述考察了微藻金属去除的当前研究，重点关注去除机制和关键影响因素。研究强调了微藻在广泛条件下实现高金属去除效率的能力，以及其在从采矿影响水体中去除和回收关键矿物方面的应用潜力。

1 引言

人为活动和工业化是水体金属污染的主要贡献者，新老行业持续排放金属污染水体，涉及采矿、金属加工、金属电镀、废物管理、农业、汽车制造、电子生产、建筑、发电和核工业等领域。采矿业因矿石开采、研磨和冶炼过程成为金属污染水体的主要来源。采矿作业在推动经济发展、创造就业、促进基础设施建设和提供必需原材料方面发挥重要作用，但长期来看可能通过污染水体、破坏生态系统、危害野生动物、退化土壤质量和破坏植被造成持久的环境损害。随着全球对关键矿物需求的持续增长，与采矿相关的环境问题可能加剧。这些矿物对于向清洁和可再生技术转型以及实现低碳经济至关重要，全球需求预计在未来15年内翻倍。Figure 1总结了加拿大、美国、中国、澳大利亚、欧盟、巴西、俄罗斯和南部非洲发展共同体确定的关键金属，其中铝、钴、锂、镍、稀土元素、钨和钒在各大关键金属清单中 consistently 出现。铜虽未列入该清单，但由于其在电力传输中支撑绿色能源技术的关键作用，预计需求将显著增长。随着这些金属的开采和加工扩大以满足全球需求，金属污染水体及相关环境影响的风险也可能增加。

关键矿物矿石加工过程中产生的残渣通常进入水体（尾矿），最终含有金属和其他物质的复杂混合物。尾矿水的再循环或再利用因场地而异，并非总是可行。当无法再利用时，水必须经过适当处理以降低金属和污染物浓度、稳定pH并在排放到环境之前降低环境风险。许多关键金属的毒性和不可生物降解性使其成为环境危害并给修复带来挑战。金属对生物的毒性不仅取决于其在水和土壤中的浓度，还取决于其生物可利用性和生物累积潜力。某些关键金属（如铜和钴）的少量存在对生物体代谢至关重要，但即使这些金属的浓度升高也会变得有毒。金属去除的水处理方法应具有低能耗、成本效益、避免有毒副产物和环境可持续的特点。目前的处理选项可分为物理法（吸附、离子交换、膜过滤）、化学法（沉淀、混凝和絮凝、浮选、电化学技术）和生物法（湿地）。Table 2总结了常见金属污染水处理方法的优缺点。

在化学处理选项中，沉淀法仍然是使用最广泛和有效的方法之一，金属离子与其他试剂结合形成不溶性产物从溶液中分离。采矿中最常用的沉淀方法是石灰中和，利用钙基碱性化合物提高pH并将金属转化为不溶性形式，然后作为污泥沉降出来。虽然碱性试剂的使用有效且相对成本效益，但主要缺点包括在低金属浓度下效果降低以及过量污泥产生。污泥的处理和管理既耗时又昂贵。

金属去除和最终回收的另一种方法是使用植物材料或微生物（生物质）进行生物吸附和生物累积。植物基生物质可来源于农业残余物和食物废物，包括水稻、小麦、椰子、果皮、咖啡、茶、种子、壳、树皮和荚。微生物生物质来源包括细菌、真菌和微藻。生物材料的使用可提供一种简单且成本效益的方法，允许选择性金属结合同时避免有毒污泥产生。另一个优势是金属负载生物质可作为有价值材料的来源进行再利用，要么直接转化为有用产品，要么通过去除和回收吸附的金属。在微生物来源中，微藻（活体或死亡）正在成为金属生物吸附的有前景的生物质来源。微藻是存在于淡水和海洋水生环境中的光合单细胞微生物，能够在多种条件下快速生长、产生大量生物质并捕获二氧化碳。其单位生物质的高表面积加上细胞壁上丰富的带负电荷官能团，使其能有效吸附水溶液中的金属阳离子。由于微藻可在现场培养，它们不仅代表有效的金属去除生物质，还避免了运输成本和二次环境影响。然而，微藻去除金属的能力高度依赖于菌株、金属类型和接触时间以及周围环境条件（如pH和温度）。本综述探讨了活体和死亡微藻生物质作为天然生物吸附剂去除金属的潜力，提供了对相关机制和影响因素的认识，强调了采用该方法从采矿影响水体中去除和回收关键金属的机会。

2 微藻中的金属去除机制

微藻从采矿和矿物加工水中去除关键金属的能力归因于其多功能性和多种去除机制。活体和死亡（干燥）生物质均可有效去除金属，特别是通过生物吸附过程。微藻用于金属去除的主要机制包括静电吸引、离子交换、氧化还原机制、表面络合、微沉淀、胞内生物累积和生物转化。Figure 2展示了活体和死亡微藻用于金属去除过程的机制。对于死亡微藻生物质，金属去除主要通过生物吸附实现，依赖于强物理和化学表面吸附机制结合金属离子。对于活体微藻细胞，金属摄取通过两种主要机制发生：表面生物吸附和通过现有物质运输系统的代谢驱动内部摄取（生物累积）。在内部，金属可通过代谢过程（如金属螯合）进行转化和解毒。虽然使用死亡微藻进行被动吸附不太复杂，但活细胞提供额外优势，如吸收CO₂作为碳源以及减少硝酸盐和磷酸盐等必需微藻营养物。然而，死亡微藻的吸附过程在工业应用中通常更受青睐，因为无金属毒性效应、去除速率快、与其他行业生物质废物的兼容性以及金属和生物质的简化回收。

2.1 胞外表面机制介导的生物吸附

生物吸附是一种快速、可逆且不依赖代谢的过程，金属离子通过各种物理和化学机制与活体或死亡微藻细胞表面的官能团结合。金属离子的表面结合显著受微藻细胞壁组成的影响。生物吸附剂的表面性质和化学组成直接影响生物吸附效率，并通常导致某些金属优先于其他金属。生物吸附过程可分为清洁阶段（所有活性位点可用）、传质阶段（金属离子结合到表面）和饱和阶段（达到平衡）。

2.1.1 细胞壁和官能团

细胞壁作为细胞内部与外部环境之间的第一道屏障，是与溶液中金属离子相互作用的初始位点。微藻细胞表面由于其在聚合物组成和众多不同吸附位点的存在而表现为异质性配体。主要细胞壁组分包括碳水化合物（多糖）、蛋白质和脂质，这些组分因其众多能够吸引和结合金属离子的官能团而实现吸附。一些主要的细胞壁官能团贡献了细胞壁的整体负电荷并赋予微藻吸附能力，包括羟基（?OH）、羧基（?COOH）、氨基（?NH₂）、酯基（?COOR）、巯基（?SH）、羰基（>C?O）和磷酸基（?PO₄^2?）。总体而言，微藻细胞壁的组成受菌株、生长条件和发育阶段的影响，导致其外表面官能团的类型、分布和数量发生变化。死亡微藻细胞的表面也可在失活（如干燥）过程中被修饰，通常暴露额外的官能团和结合位点，从而增强吸附。然而，某些失活方法可能损坏官能团和表面结构，从而减少可用结合位点数量并降低金属去除效率。并非微藻细胞表面存在的所有官能团都同等参与金属生物吸附。例如，Han等发现小球藻（Chlorella miniate）表面存在羧基、膦酸基和胺基官能团，但羧基在铬吸附中的参与程度远高于其他基团。傅里叶变换红外光谱（FTIR）分析可以揭示哪些官能团参与金属离子在微藻细胞表面的吸附，其中峰位的移动或峰强度的降低表明特定官能团参与金属结合。在某些情况下，生物吸附后峰的消失可能反映金属被还原为毒性较低的形式。在一项钒摄取研究中，Patel等观察到对应于羟基和羧基的特征吸收峰，还观察到钒氧基伸缩振动（V?O和V?O），证实了钒在微藻细胞壁上的存在。Table 3展示了FTIR分析结果，突出了不同微藻物种在关键金属生物吸附中参与的官能团。

2.1.2 表面结合机制

关键金属生物吸附到微藻生物质表面的主要机制包括物理吸附、离子交换、络合和微沉淀。在生物吸附过程中，多种机制同时作用以结合金属离子。金属离子在细胞壁上的物理吸附主要由静电相互作用驱动，以及较弱的范德华力帮助金属粘附到细胞表面。该机制是可逆的、不依赖代谢的，并受pH强烈影响。pH变化改变表面官能团的电荷，pH升高导致质子化减少和表面带更多负电荷。Chojnacka等估计物理吸附仅占总生物吸附的约3.7%，表明化学吸附机制在微藻金属摄取中占主导地位。离子交换是一种化学吸附机制，在金属离子转移到微藻细胞表面中起关键作用。离子交换过程是表面结合离子被周围溶液中另一离子取代的过程。在此过程中，具有高吸引力的金属阳离子取代表面结合的具有较低吸引力的质子。细胞表面存在的必需离子如Na⁺、K⁺、Ca²⁺、H⁺和Mg²⁺可与相似电荷的关键金属离子交换。根据Chojnacka等的研究，离子交换是金属吸附的主要机制，其中27%–29%涉及表面结合金属的置换，其余与pH依赖的表面结合H⁺离子交换有关。Han等表明表面络合是Cr(III)在小球藻生物质上生物吸附的主要机制。他们指出离子交换不太可能，因为酸洗未显示可逆性，低pH下沉淀不太可能，且表面络合模型很好地拟合了实验数据。络合涉及金属离子与细胞表面有机分子之间的键合，可以是静电或共价的。络合可以是内圈络合，其中金属离子和官能团相邻，形成强直接相互作用；或外圈络合，其中静电相互作用发生，水分子保留在离子和官能团之间。外圈络合通常较弱且更可逆。微藻（无论活体还是死亡）还具有利用表面质子化官能团解毒金属的能力。Gagrai等发现死亡螺旋藻（Spirulina）生物质上的质子化酸性基团能够有效地将有毒Cr(VI)转化为毒性较低的Cr(III)。多种观察生物吸附过程中细胞壁的研究揭示了海绵状积累层的形成，表明表面沉淀的发生。金属在细胞表面的沉淀可通过代谢或非代谢机制发生，并有助于减轻金属积累和毒性。代谢驱动的微沉淀发生在金属离子与微藻作为防御机制分泌的化合物反应时。例如，Shen等使用透射电子显微镜（TEM）在镉暴露后观察到细胞表面的黑点，归因于微沉淀。这种表面沉淀可由金属氢氧化物、硫化物或碳酸盐的形成引起。生物沉淀还受总体和局部pH的影响，后者可因微藻活性和/或外部因素而变化。pH升高可促进细胞表面金属沉淀，但随后pH下降可释放沉淀物。

2.1.3 胞外聚合物（EPS）介导的生物吸附

除吸附到细胞壁官能团上之外，金属还可吸附到微藻释放的胞外物质上。Expósito等分析了少量铜浓度对小球藻（Chlorella vulgaris）的影响，揭示了包裹细胞的有机化合物凝胶状基质的存在，主要是胞外多糖和胞外蛋白。被称为胞外聚合物（EPS）的这种基质由生物聚合物组成，其内容物在细胞内产生并由微藻作为对环境胁迫的防御机制释放。EPS含有多糖、蛋白质、核酸和脂质，以及腐殖质、糖醛酸和无机物。金属在EPS上的生物吸附取决于溶液性质、金属离子的形态、EPS的组成和操作参数。EPS含有与微藻细胞壁上相似的带负电荷官能团，为从周围环境结合和捕获金属离子提供额外的活性位点。这些官能团包括羧基、磷酸基、巯基、酚基和羟基。金属与EPS结合的主要机制包括络合、离子交换和表面沉淀。Naveed等的研究报告，当EPS存在时，莱茵衣藻（Chlamydomonas reinhardtii）对砷的吸附比去除EPS时高2–6.5倍。在金属污染环境（如采矿影响水体）中培养微藻可能刺激EPS分泌。然而，即使EPS提供额外结合位点，它也可能通过限制金属离子对细胞表面的移动性和可及性来阻碍胞内金属摄取。Zhou等报告，当EPS去除时，蛋白核小球藻（Chlorella pyrenoidosa）对Ag⁺的生物累积增加而吸附减少。此外，Naveed等发现两株不含EPS的莱茵衣藻菌株比含EPS时多累积22%–59%的砷。这表明EPS能够减少胞内金属摄取，使细胞能够承受金属毒性。不同微藻物种产生的EPS中多糖和蛋白质的重量比例不同，导致组成和官能团类型的差异，从而影响金属结合能力。Ciempiel等比较了小球藻（Chlorella vulgaris）和Parachlorella kessleri的EPS产量和金属吸附。尽管C. vulgaris在生长过程中产生更多生物质，但其分泌的EPS（10.42 mg L^?1）少于P. kessleri（12.49 mg L^?1）。两株菌的EPS均富含碳水化合物（分别为577和635 ug mg^?1 EPS），但C. vulgaris含有更高水平的蛋白质、还原糖、糖醛酸、氨基酸和氨基糖。尽管EPS产量较低，C. vulgaris对镉（48.67 mg g^?1）和铅（573.6 mg g^?1）的最大吸附量高于P. kessleri（分别为35.35和264.1 mg g^?1）。这些结果表明微藻菌株和生长条件均影响EPS产生和组成，进而影响整体金属去除。微藻细胞上的EPS涂层可分为可溶性EPS、松散结合EPS和紧密结合EPS。Comte等发现可溶性EPS比结合EPS表现出更强的金属离子结合能力，特别是对铜和镍离子，这是由于更多可用结合位点和更大的质子交换容量。Liu等也报告了可溶性、松散结合和紧密结合EPS中官能团类型的差异，这导致了三种组分之间金属负载的差异。此外，Shen等发现微藻EPS分泌是一个动态过程，在金属吸附早期阶段增加，然后随着金属浓度降低和微藻生长进展而下降。他们测量了微藻EPS的组成，报告了134.2 mg g^?1的胞外多糖和100.9 mg g^?1的蛋白质。

2.2 胞内机制介导的生物累积

在活体微藻细胞中，金属吸附到细胞表面后，可通过代谢驱动过程被内化（生物累积）。生物累积涉及将金属离子跨细胞膜移动的主动运输机制，包括载体蛋白运输、离子通道运输和必需离子的分子模拟导致意外摄取。除金属运输外，微藻细胞内的吸收或生物累积还涉及生物转化、络合、螯合和区室化等过程。Furuhashi等通过TEM成像证实了生物累积，显示铕进入微藻细胞内部组件并可存在于细胞器内。

2.2.1 跨膜运输

金属进入细胞质主要通过主动运输发生，涉及跨膜质子梯度或特定金属转运蛋白。当细胞缺乏足够的主动运输能量时，金属可通过外膜孔和通道被动进入。细胞壁上高金属浓度还可损害膜完整性，从而产生额外的运输通道促进金属进入细胞质。例如，Romero等报告银纳米颗粒吸附到微藻表面可破坏细胞壁结构，可能改变细胞代谢并增加膜通透性，从而使金属离子扩散通过膜。溶液中必需和非必需金属之间的竞争通常可导致无细胞功能的毒性金属通过转运蛋白进入细胞。例如，Sánchez-Marín等报告铅可能通过铜运输途径被摄取，因为升高的铜浓度降低了铅积累，表明某些金属可模拟代谢必需金属进入细胞质。胞内金属摄取高度依赖于关键酶和转运蛋白的功能。由于大多数金属离子是亲水性的且不能轻易扩散通过细胞膜，其进入细胞通常通过金属转运蛋白发生。转运蛋白可利用ATP主动移动金属，或沿浓度梯度被动移动，具体机制取决于微藻菌株、细胞位置和金属类型。这些转运蛋白在金属缺乏期间提供金属摄取途径，并在内部浓度过高时允许金属排出。将金属离子从胞外环境或细胞器导入细胞质的转运蛋白可归类为A组转运蛋白，而通过将金属离子输出细胞或进入细胞器来降低细胞质中金属浓度的转运蛋白归类为B组转运蛋白。在衣藻（Chlamydomonas）等微藻物种中，多种不同的转运蛋白负责金属离子运输，包括阳离子扩散促进因子（CDF，又称金属耐受蛋白MTP）、Zrt-、Irt样蛋白（ZIP）、阳离子交换器（CAX）、重金属转运P型ATP酶（HMA）、铜转运蛋白（CTR）、铁转运蛋白（FTR）、天然抗性相关巨噬细胞蛋白（NRAMP）和ATP结合盒（ABC）转运蛋白。衣藻中的铜摄取归因于位于质膜上对铜具有高特异性的铜转运蛋白。同样，衣藻拥有众多Zrt-、Irt样蛋白转运蛋白，协助金属进入细胞质。这些转运蛋白通常以与阳离子扩散促进因子相反的方向运作，从胞外环境导入金属或从细胞器释放金属。其他转运家族包括ATP结合盒转运蛋白、主要 facilitator 超家族（MFS）蛋白、V-ATP酶和一般阳离子转运蛋白也贡献于金属跨质膜流入。此外，NRAMP转运蛋白将铁和锰等金属移入细胞质，而铁转运蛋白作为载体蛋白实现铁摄取。

2.2.2 胞内解毒

活体微藻细胞中金属解毒的主要机制包括通过分泌物释放（EPS）进行金属排除、减少金属摄取的膜改变、修饰金属形态的表面相互作用以及胞内结合和区室化。一旦金属离子穿过细胞膜，胞内解毒机制被激活。活体微藻细胞内高金属离子浓度导致活性氧物种（ROS）产生，导致破坏性氧化应激。为防御金属胁迫和氧化损伤，细胞使用金属螯合、金属隔离和抗氧化剂产生。金属进入细胞质后，被生物分子螯合，降低其毒性并帮助维持最佳胞内条件以防止细胞死亡。微藻对金属胁迫的主要响应是合成谷胱甘肽，一种含有带巯基官能团的半胱氨酸的肽，作为ROS的还原剂。谷胱甘肽还作为植物螯合素生物合成的前体，植物螯合素是由谷胱甘肽链形成的肽，有助于解毒胞内金属。某些菌株可产生具有更长谷胱甘肽链的植物螯合素，使其对金属毒性具有增强的抗性并能在金属浓度升高的溶液中存活。除植物螯合素外，金属硫蛋白也对微藻细胞内重金属离子的结合、隔离和解毒很重要。植物螯合素的生物合成通过酶促发生，而金属硫蛋白由细胞遗传编码。两种分子均富含半胱氨酸氨基酸，常见于高金属耐受性微生物中，因为半胱氨酸的硫醇基团在金属离子结合中起关键作用。半胱氨酸带负电荷的巯基在胞质中静电吸引并结合金属离子，形成金属与富含半胱氨酸分子（如金属硫蛋白和植物螯合素）之间的复合物。一旦金属复合物形成，它们可被隔离在细胞的代谢和非代谢组分中，或金属外排机制可将其排回溶液。被植物螯合素和金属硫蛋白结合的金属被认为是不活跃的，防止与必需细胞酶和蛋白质相互作用。金属隔离可发生在细胞器如液泡、叶绿体和线粒体内进行储存和解毒。Shanab等在Pseudochlorococcum typicum的液泡内鉴定出电子致密体，归因于细胞器内金属沉积。Adams等的另一项研究使用同步辐射X射线荧光（SR-XRF）可视化细胞器内的铜，证明其在高铜条件下铜隔离中的作用。为发生隔离，结合的金属可通过位于细胞器膜的特定转运蛋白被运输到细胞器中。例如，阳离子扩散促进因子转运蛋白通常参与将锌等金属运输到细胞器或细胞外。在液泡膜内，许多转运蛋白贡献于金属隔离。液泡铁转运蛋白1（VIT1）是位于液泡膜内的转运蛋白，将金属离子移入液泡。在叶绿体中，铜运输进入细胞器由重金属转运P型ATP酶（HMA）促进，特别是HMA6/PAA1和可能的HMA1，它们定位在叶绿体被膜上。线粒体/重金属耐受ABC转运蛋白（ATM/HMT）和钴转运蛋白（CoT）已被预测定位于线粒体内膜，表明在将金属运入或运出细胞器中的潜在作用。另一个转运蛋白家族，线粒体溶质载体（MSC），含有衣藻中的MitoFerrin-Like 1（MFL1）等蛋白质，其跨线粒体内膜运输金属并被认为支持铁的运输。细胞器膜中的一些金属转运蛋白将金属释放回细胞质。例如，位于液泡膜内的Zrt-、Irt样蛋白转运蛋白在从液泡释放金属中起作用。最终，定位于细胞器的转运蛋白帮助平衡内部金属水平。活体微藻还可通过涉及外排泵和膜囊泡的排出机制释放有毒金属。通过外排泵释放的金属通常已被化学修饰（如螯合），使其以毒性较低的形式存在。当金属未被区室化在细胞器内时，质膜定位的转运蛋白在金属从细胞外排中起关键作用。砷化合物抗性（ACR）蛋白，特别是ACR3蛋白，对砷从细胞外排至关重要。外排蛋白通常属于重金属转运P型ATP酶（HMA）家族、阳离子扩散促进因子、线粒体溶质载体和液泡铁转运蛋白（如VIT1）。外排转运蛋白使活体微藻能够从细胞中去除过量和有毒金属，增强生存但通过将金属释放回周围水体降低其作为金属累积器的净有效性。

2.3 生物转化（生物氧化和生物还原）

金属离子不能被完全消除；然而，微藻能够通过生物氧化或生物还原反应转化金属或含金属物种。此类反应改变金属离子的形态或氧化态，从而影响其毒性、移动性、表面相互作用和生物累积潜力。金属离子的氧化态可影响其在微藻中的生物累积和胞内区室化，因为某些金属转运蛋白优先与特定氧化态相互作用。例如，衣藻中的铜转运蛋白（CTR）优先运输Cu(I)，这意味着需要将Cu(II)还原为Cu(I)才能通过CTR有效运输进入细胞。而周质空间中的铜还原酶等酶可还原Cu(II)，允许铜被运输。因此，氧化还原转化可影响金属离子被微藻利用的程度。金属形态的变化还可改变金属离子与生物质表面官能团之间的相互作用。在研究Cr(VI)去除时，Han等观察到Cr(III)是小球藻生物质表面的主要铬物种，表明还原反应（可能受表面还原剂如多糖、蛋白质和其他有机物影响）将Cr(VI)转化为Cr(III)。FTIR研究表明不同官能团优先与两种铬物种相互作用，Cr(VI)更多与氨基相互作用，Cr(III)更多与羧基相互作用。此外，动力学模型表明部分Cr(VI)最初吸附到微藻生物质上，随后还原为Cr(III)，然后重新吸附。在活体微藻中，金属氧化还原转化可通过酶促过程发生。微藻细胞内不同的氧化还原酶能够通过转移电子将金属转化为不同形式，从而改变其氧化态。例如，活体小球藻（Chlorella vulgaris）能够使用铬还原酶将Cr(VI)酶促转化为毒性较低的Cr(III)。类似的氧化还原转化已在其他金属中报道，包括小球藻（Chlorella kessleri）细胞中砷酸盐还原酶将As(V)转化为As(III)以及铜还原酶将Cu(II)转化为Cu(I)。光合活性还可通过改变周围水环境间接导致金属转化。光合作用中CO₂的消耗可提高pH，而O₂的产生可增加溶解氧浓度，创造促进金属氧化的环境。例如，Chen等观察到与缺乏微藻活性的试验相比，活体光合微藻存在下Fe(II)氧化速率增加45%。升高的金属水平还可导致活性氧物种（ROS）的产生，除了对微藻细胞造成氧化应激外，还可参与与金属离子的氧化还原反应。某些金属（如铜）可参与氧化还原循环，其中Cu(II)被ROS还原为Cu(I)，然后可与另一种ROS（如过氧化氢H₂O₂）反应生成Cu(II)并产生额外的ROS。这种氧化和还原反应可改变金属形态，同时也有助于ROS产生。过量的ROS产生可对细胞健康和代谢产生负面影响，而金属形态的变化可影响有助于微藻金属去除的生物吸附、生物累积和隔离过程。

3 影响金属去除效率的因素

优化去除过程需要仔细选择和维持操作条件。El-Naggar等使用Plackett–Burman设计确定影响Oocytis solitaria锂去除的最显著因素，发现金属浓度影响最大，其次是温度、pH、搅拌、生物质数量和接触时间。本节将讨论这些因素的影响，以及使用微藻从采矿和矿物加工水中摄取金属时应考虑的其他关键变量。

3.1 生物因素

3.1.1 微藻菌株

微藻的金属去除能力具有菌株依赖性，主要由于细胞壁组成和结构组织的差异。细胞壁的结构组成可根据菌株和微藻生长阶段显著变化，从简单的单层膜到复杂的多层构型。一项研究检查不同绿色微藻菌株（小球藻Chlorella vulgaris、栅藻Scenedesmus sp.）揭示菌株之间细胞壁结构和组成存在显著差异。具体而言，C. vulgaris具有相对光滑的细胞表面带微纤维毛，而Scenedesmus sp.具有粗糙表面 containing 齿、刺和鬃毛。此外，Scenedesmus sp.含有高蛋白质与碳水化合物比例和高脂质含量，而C. vulgaris具有低蛋白质与碳水化合物比例和极低脂质含量。生物吸附取决于官能团和离子交换位点的可用性，这些因菌株表面形态和化学组成的差异而不同。对于金属去除，某些菌株倾向于表面吸附，而其他菌株倾向于胞内吸收和隔离。Chandrashekharaiah等比较了Scenedesmus acutus和蛋白核小球藻（Chlorella pyrenoidosa）对镉的去除，在8天期间分别去除45.45%和57.14%的镉。C. pyrenoidosa更高的去除归因于其增加的生长和约25%更高的生物质浓度。C. pyrenoidosa还显示更高的生物累积和更低的生物吸附。不同菌株，即使在同一属内，也可表现出显著不同的金属去除能力，导致去除效率和负载能力的相当大的变化。例如，Liu等筛选了九种不同的螺旋藻（Spirulina）菌株进行铜生物吸附，观察到菌株之间的显著差异。五种菌株表现出25至40 mg g^?1的生物吸附容量，而其余四种达到显著更高的容量（60–90 mg g^?1）。类似的菌株依赖性差异已在系列关键金属中报道。Table 4总结了在相同或相似实验条件下直接比较两种或多种微藻菌株去除关键金属能力的研究。选择评估多种菌株的研究以确保在每个研究内可在可比实验条件下比较菌株。由于实验条件的差异显著影响金属去除效率和金属负载，研究之间的直接比较更为困难。每个研究中表现最好的菌株被确定为去除其各自金属的顶级表现菌株。在哪个菌株始终优于其他菌株方面未观察到一致模式。如Table 4所示，金属去除在不同菌株和实验条件之间差异很大，使得难以确定每种关键金属去除的通用“顶级菌株”。最佳菌株的选择可能取决于目标金属、环境条件以及其他生物和物理因素。值得注意的是，小球藻（Chlorella vulgaris）是已发表研究中使用最广泛的菌株，并对多种金属表现出强去除性能，突出了其用于关键金属去除的多功能性。选择适当的菌株用于特定金属的去除及其耐受金属的能力很重要，因为不同菌株对金属暴露可表现出显著不同的响应。已确定Phacus属微藻对5 mg L^?1镍浓度的抗性远高于其他19种菌株，仅显示8%的生长抑制，而其他菌株被抑制超过50%。这种高耐受性似乎与相对强的金属去除能力相关，Phacus在多金属溶液中达到8.82 mg g^?1的负载，对应于66.67%的去除。在另一项研究中，同属Euglena的两个不同菌株对金属离子具有不同的抗性并累积不同的量。这表明某些菌株在髙金属条件下适应和维持生长的更强能力，导致更大的生物质产量和更高的整体金属去除。如果在低pH采矿影响水体中使用活体微藻，耐酸生物勘探菌株可在恶劣条件下提供增强的生长和生物质生产力；然而，它们的生理和结构适应可影响金属摄取。耐酸微藻通常调整以维持胞内pH，例如通过增加脂肪酸含量以降低膜通透性，这可限制质子流入并进而抑制金属生物累积。Samadani等报告与不耐酸C. reinhardtii相比，生物勘探的嗜酸性微藻（Chlamydomonas CPCC 121）中镉积累较低，可能由于细胞壁和膜的修饰。尽管生物累积可能降低，这些菌株在酸性富金属环境中茁壮生长、生长和存活的能力使其成为在恶劣条件下培养和金属去除的有前景候选者。然而，需要进一步研究以充分调查其摄取金属离子的能力。

3.1.2 微藻培养条件

微藻培养在确定金属去除有效性方面起关键作用，因为它直接影响产生的生物质数量和细胞的生物吸附性质。影响微藻培养的因素可分为物理因素（如混合速率、培养时间、系统几何形状）、生物因素（如细胞壁组成、细胞大小、光和营养需求）和环境因素（如温度、pH、光照强度、碳含量、营养水平）。多项研究已证明直接在采矿影响水体中培养微藻是可行的。Nicknig等在含Na、K、Ca、Mg、Zn、Fe、Mn和Al的煤矿废水中培养Scenedesmus sp. 10天，值得注意的是添加了必需营养物并将pH从2.9中和到7.0。最终生物质浓度达到570 mg L^?1，仅略低于在改良Guillard培养基中获得的650 mg L^?1。Martínez-Macias等证明Nannochloropsis oculata可在含Cu、Fe、Al、Ca、Mg、P、S和SiO₂的酸性矿山废水中有效生长而无需中和酸性条件。在21天内，细胞密度从6 × 10⁶增加到755 × 10⁶ cells mL^?1。当铜浓度从0.05变化到0.25 mmol L^?1时，最大生物质浓度从4.61降至1.71 g L^?1。这些结果表明微藻可在采矿废水中有效生长，取决于金属浓度，支持现场微藻培养的可行性。如前所述，生物勘探的耐酸菌株中生物累积通常降低；然而，这些菌株可在低pH和其他抑制条件的采矿影响水体中维持更高生长。几种生物勘探的微藻菌株已证明对极端培养条件的强耐受性，注意到菌株选择对金属修复应用的重要性。从北安大略省废弃矿址酸性条件（pH 3–4.5）分离的Scenedesmus sp.、Coccomyxa sp.和Chlamydomonas sp.等菌株，随后在中性pH维持，成功重新适应其原始低pH环境。同样，从澳大利亚Callaghan pH 3.5环境收集的Desmodesmus sp.和Heterochlorella sp.在金属（Cu、Fe、Mn和Zn）存在下在酸性条件下有效培养。Eibl等还观察到35天后pH 4下更高的预测生物质（1060 mg L^?1）相比pH 7（1023 mg L^?1），证明酸性条件下高效生长。即使胞内积累较低，耐酸菌株在恶劣条件下的持续生物质生产力可能导致随时间相当的金属去除，特别是当处理直接在低pH环境中进行时。Tambat等研究了活体小球藻（Chlorella sorokiniana）在自养（5% CO₂）和混养（5% CO₂加葡萄糖和甘油）条件下对钒的去除。他们发现增加碳供应增强生长速率并改善去除效率，混养培养显示钒去除高21%。此外，Furuhashi等发现异养条件下生长的微藻比自养条件下生长的铕负载高20 mg g^?1以上。Soto-Ramírez等观察到在微藻生长期间改变培养条件（如由氮或光剥夺诱导胁迫）可修饰细胞壁组成和表面官能团。氮剥夺培养导致更高的生物吸附，归因于羧基和脱乙酰化氨基的存在，提供更多可用结合位点。Giarikos等还发现耗竭氮水平导致Neochloris minuta对测试的5种金属中4种（Cu、Ni、Cd、Zn）的负载能力增加。相反，Soto-Ramírez等报告光剥夺培养效果较差，因为其细胞壁含有乙酰化氨基且缺乏羧基。此外，发现在280 mg L^?1的高磷条件下培养微藻增强生长并增加细胞表面磷酸基官能团数量，导致更高的金属去除。在高磷水平下，小球藻（Chlorella sp.）能够实现Pb²⁺负载635.8 mg g^?1。这些发现强调微藻生物质的数量和表面化学以及金属去除能力均受培养条件影响。

3.1.3 活体与死亡生物质

活体和死亡微藻之间金属摄取机制的差异可显著影响采矿影响水体中的整体金属去除。Salama等提出活细胞可能高度有效，因为它们能够通过表面吸附和胞内生物累积过程去除金属。然而，活体和死亡微藻之间的机制不同，比较其金属去除能力的研究表明死亡细胞通常表现更好。例如，Yang等发现死亡（冷冻干燥）微拟球藻（Chlorella minutissima）在单一金属溶液中对锌（123.46 mg g^?1）、镉（303.03 mg g^?1）和铜（16.16 mg g^?1）的负载容量显著高于活细胞，后者仅获得33.71、35.36和3.28 mg g^?1的负载容量。此外，Cheng等观察到从活细胞切换到死亡细胞时镉去除效率从95.2%略微增加到96.8%。死亡微藻细胞可能更有效地去除关键金属，因为其增加的表面积、更丰富的表面官能团、更小的生物质体积和无毒性相关效应。它们也更通用，可在恶劣条件下操作并具有长保质期，即使在延长储存后也保持金属去除效率。然而，活细胞确实提供一些优势，包括环境适应性、细胞繁殖和高效金属摄取，使其适用于某些应用，如较长的被动摄取系统。

3.2 物理因素

3.2.1 混合速率和类型

溶液的搅拌速率对于维持悬浮和确保微藻细胞均匀分布很重要。为了充分搅拌溶液、确保颗粒分散并防止颗粒沉降，溶液可通过振荡、搅拌或曝气混合，后者是工业应用的首选方法。在生物吸附期间将搅拌速率增加到最佳水平降低微藻细胞周围边界层的厚度，增强金属离子到达细胞表面的速率。而搅拌不足或过度已被证明降低微藻生物质的去除效率。Dirbaz和Roosta比较了250 rpm的振荡速率与100–150 rpm的较低速率，发现尽管250 rpm时吸附最初增加，但后来由于对微藻细胞表面和吸附位点的过度损伤引起的解吸而下降。这些发现得到Mohamad等的进一步支持，他们发现与升高搅拌速度相关的髙离心力降低金属负载容量。他们发现150 × g的中等离心力对生物吸附最佳，因为它降低液体边界层厚度，导致金属离子到细胞表面的传质改善。较低速度（60 × g）由于厚边界层增加传质阻力。Tambat等发现使用小球藻（Chlorella sorokiniana）菌株去除钒时的最佳混合速度为130 rpm，实现最大去除25.5 mg L^?1和负载容量7.53 mg g^?1。

3.2.2 接触时间

许多研究表明金属吸附到微藻生物质上可快速发生。例如，小球藻（Chlorella vulgaris）生物质可从溶液中去除96.8%的镉离子，其中95%的总去除发生在接触的前5分钟。同样，Shanab等发现使用Pseudochlorococcum typicum对汞、镉和铅的最大去除发生在24小时实验的前30分钟内。然而，由于在30分钟标记之前未进行测量，平衡可能更早达到。另一方面，不同研究表明显著金属摄取可能需要更长的接触时间，特别是使用活体微藻时。在活细胞中，生物累积通常比表面吸附慢，因为金属离子必须首先与细胞表面相互作用然后穿过细胞膜进入细胞。一项分析使用Desmodesmus sp.从养猪消化液废水中去除铜的实验报告在4天内88.35%的铜去除和0.85 mg L^?1的生物吸附容量；然而，样品分析仅从第3天到第5天进行，使得不清楚生物吸附开始的速度。同样，Zada等发现五种活体微藻菌株在4天内从水中去除75%的Fe²⁺，需要另外6天达到超过99%的去除。前4天观察到的更高去除速率归因于完整的细胞结构和EPS的存在，而随后6天较慢的去除速率可能由于金属胁迫下的细胞降解。Genduso等发现将接触时间从2天延长到4天改善活体微藻细胞的镉去除，而干燥生物质的去除在同一时期下降。这些发现表明活体微藻在较长接触时间下可能比死亡生物质实现更大的去除。然而，这对于修复系统可能不太实用，因为它随时间处理更少的水并增加操作成本。

3.3 环境因素

3.3.1 pH

溶液pH在金属去除中起关键作用，因为它影响金属离子溶解度和微藻细胞表面性质。采矿和矿物加工操作周围金属污染水体的pH可从高度酸性到碱性条件广泛变化。例如，Yin等调查中国多个金属矿址的水质，报告酸性采矿影响水体pH值为1.20–6.50，平均4.04。相反，碱性水体pH范围为6.51至11.51，平均7.85，酸性条件下观察到显著更高的金属浓度。Smolders等还报告玻利维亚Potosí地区采矿活动周围水体pH值在1至4之间，伴有非常高的金属浓度。Wolkersdorfer和Mugova编制的比较全球22个地点矿井水pH值和污染物浓度的表格显示pH从0.5变化到8.4，更酸性的水体表现出更高的金属浓度。这表明尽管采矿影响水体具有广泛的pH范围，但污染最严重的水体通常为酸性（pH <6.5），因此是微藻去除金属的有前景目标。在不同pH水平下，金属离子的溶解度、表面官能团的可用性和条件以及整体表面电荷可变化，所有这些都影响吸附容量。在低pH下，丰富的H₃O⁺离子（水中）与金属离子竞争活性位点并在微藻细胞表面积累，产生电荷排斥将金属离子推得更远。活性位点竞争和电荷排斥的组合导致高度酸性水体中较低的金属去除效率。因此，在低pH下沉淀的金属更难去除，因为需要不利的高度酸性条件以避免沉淀。增加pH接近中性将降低质子水平并保持关键官能团去质子化，减少对活性位点的竞争并增强配体功能。例如，Almomani和Bhosale观察到将溶液pH从3提高到每种金属的最佳水平（镍为5，铝为6，铜为7）显著增加去除效率从低于25%到分别54%、47%和49%。为最大化微藻金属去除，可应用pH调整，因为高度金属污染水体通常为酸性且低pH强烈抑制生物吸附。然而，大规模pH调整可能由于高成本而不切实际。零电荷点（pH_pzc），即微藻表面电荷为零的pH，是优化生物吸附效率的重要pH相关参数，因为它允许预测表面是带正电还是负电。发现两种常见绿色微藻菌株小球藻（Chlorella vulgaris）和栅藻（Scenedesmus sp.）的pH_pzc值分别约为6.96和6.80。当pH低于pH_pzc时，细胞表面由于表面结合H⁺离子的存在而带正电，排斥金属阳离子。高于pH_pzc时，质子浓度降低，导致游离结合位点和带负电的表面，有利于阳离子金属离子结合。例如，Spirulina platensis的pH_pzc为6.75，其细胞表面在高于该水平的pH值下对金属生物吸附更有效。尽管高于pH_pzc的pH水平增加生物吸附，但重要的是要注意在较高pH水平下，沉淀可与吸附竞争，从溶液中去除金属并最终降低整体去除效率。较高pH下带正电金属离子与带负电氢氧根离子之间的反应形成稳定的金属氢氧化物络合物，导致可用于吸附的金属离子减少。因此，为最大化生物吸附，溶液pH应维持在pH_pzc和沉淀pH之间，以确保带负电的表面同时保持金属离子在溶液中可溶并可用于生物吸附。Table 5显示了选定微藻菌株的pH_pzc值，而Table 6总结了特定关键金属作为氢氧化物沉淀的pH范围及先前研究中报道的最佳微藻生物吸附pH。使用活体微藻的金属摄取系统的pH可显著影响生物吸附和生物累积效率，很大程度上由于其影响细胞代谢。为在不同pH条件下存活，微藻必须调整其生理并调节胞内pH。如果细胞不能耐受pH变化，可导致细胞死亡，停止生物累积过程。除调整以适应pH变化外，活体微藻还可改变其环境的pH。在培养和金属摄取期间，它们可显著提高溶液pH，有时超过pH 9，通常导致金属沉淀。虽然这降低生物吸附效率，但也可能为修复提供潜在益处，允许自然提高pH并从酸性水体中沉淀金属。

3.3.2 温度

温度影响微藻对金属的生物吸附和生物累积。它不仅影响金属去除的程度，还影响金属负载到微藻生物质上的速率。高温增加溶液中金属离子的移动性以及细胞表面官能团的活性和可及性，导致更频繁的相互作用，从而增强金属去除。然而，超过最佳水平的温度可破坏表面官能团并对生物吸附机制产生负面影响。例如，Acutodesmus acuminatus对铕的吸附在40°C优化，可能由于增强的代谢活性和蛋白质介导的摄取。效率在50°C显著下降，由于热胁迫和细胞损伤。Rinanti等报告类似发现，铜生物吸附在35°C最大化，去除率92%，但在45°C降至85%。Lieswito等观察到从35°C升高到45°C和从35°C降低到25°C均导致活体微藻混合培养的铜生物吸附效率降低14%。在使用小球藻（Chlorella vulgaris）的研究中，Aksu发现镍负载容量随温度从15升高到45°C从48.1增加到60.2 mg g^?1。在相同温度范围内，pH 4和初始浓度75 mg L^?1下C. vulgaris对钍的摄取观察到类似趋势，最大负载从84增加到104 mg g^?1。虽然微藻已显示对较冷条件的适应性，需要更多研究以确定低温下生物吸附效率是否可改善。K?nig-Péter等的研究发现干燥生物质在22–40°C温度范围内金属摄取无显著变化，表明这可能是死亡微藻金属生物吸附最佳温度范围的良好代表。除金属负载外，温度还可影响活体微藻细胞的生长和大小。Ahmad等研究了温度对蛋白核小球藻（C. pyrenoidosa）细胞大小的影响，发现其在30°C最大，细胞表面无金属沉积。然而，当温度超过该水平时观察到金属沉积，表明升高的温度可改变细胞，增强金属去除能力。Pascual等表明升高的温度还可刺激藻类生长，从而提高溶液pH。相反，降低温度减慢代谢和生长，增加金属对细胞的毒性。对于在生物吸附实验中使用活体微藻，温度应维持在21至30°C之间以在生物吸附期间保持细胞健康。这突出了使用活体微藻进行金属摄取的更大复杂性，因为其有效温度范围比死亡生物质更窄。采矿和矿物加工场址周围水体的温度取决于区域天气条件，各地差异很大。例如，在印度Shahdol区拥有众多煤矿，温度范围为8.4至41.4°C；在尼日利亚中北部，平均温度约为25.6°C；在南非Gauteng省主要金矿区，平均温度从冬季13°C到夏季25°C；在加拿大北部Québec，Raglan镍矿综合体所在地，年平均温度约为?15°C。这些大的温度变化显著影响微藻金属去除，意味着过程有效性取决于采矿和矿物加工操作的位置。重要的是要注意，虽然在实验室规模实验中调整溶液温度可能，但由于高能源需求和相关成本，对于大规模工业应用不切实际。

3.3.3 金属类型和特性

金属类型及其特定性质显著影响微藻的去除效率。单一和多金属溶液中金属的吸附高度取决于金属特性，如电负性、离子半径、水合半径、水合能、水解常数和溶度积。这些特性在决定单一金属系统中金属的去除效率及其在多金属系统（如采矿和矿物加工水中发现的那些）中竞争吸附位点的能力方面起作用。本节将讨论影响生物吸附和生物累积过程的一些主要金属特性。

金属必需性和形态：当使用活体微藻进行金属去除时，金属离子的必需性很重要，因为必需金属由于已建立的运输途径往往更容易被生物累积。就关键金属而言，钴是细胞内某些酶和辅酶的关键组分，包括维生素B₁₂，其中它作为中心离子，使其对细胞发育和生长很重要。此外，铜是质体蓝素酶的主要组分，用于光合作用中的电子传递。一般来说，大多数关键金属，包括铝、锂、稀土元素、镍、钨和钒是非必需的，意味着它们没有已知的生物功能并甚至在极低浓度下可有毒。非必需金属通常可模拟和替换必需金属，遵循相同的细胞摄取途径并破坏酶及其相关辅因子的正常活性。然而，微藻拥有一些机制帮助区分必需和非必需金属离子，允许它们仅摄取生长和代谢所需的那些。为在生物累积期间防御非必需金属的毒性，微藻细胞可调整膜通透性并激活外排系统以排出过量非必需金属并限制内部浓度。因此，非必需金属更可能被拒绝进入或被排出细胞，而必需金属由于毒性较低且对代谢功能重要，将更容易被隔离。溶液中金属的形态或化学形式也可对生物吸附和生物累积过程产生显著影响。金属可在溶液中以多种物种存在，包括自由离子、有机或无机络合物以及来自先前与颗粒物相互作用的吸附物，其形态很大程度上由pH和温度决定。自由金属离子通常对微藻细胞毒性最大，但也最有效地从水中去除，因为它们表现出最强的结合亲和力和最高的生物累积潜力。形态可直接影响金属的移动性、其对结合位点的可及性及其在环境中的整体行为。一项研究检查了螺旋藻（Spirulina sp.）对两种不同铬物种Cr³⁺和Cr₂O₇^2?的摄取，螺旋藻是一种常用于生物吸附研究的蓝绿藻。结果显示死亡生物质达到167 mg g^?1 Cr³⁺和100 mg g^?1 Cr₂O₇^2?的负载，而活细胞分别达到304 mg g^?1和333 mg g^?1。这些发现表明溶液中金属的形态可影响活体和非活微生物的金属摄取。另一项研究发现，在TAP培养基中微藻生长期间添加约6 ppm镍导致EDTA-Ni络合物的形成。这些新形成的络合物从EDTA络合物中置换必需金属（如锌），从而增加其在溶液中的可用性和被微藻的摄取。这证明了金属形态的变化（如从金属络合物到自由离子的转变）如何增强金属摄取。

电负性和离子半径：电负性和离子半径均可影响金属离子在微藻细胞表面的结合能力。一般来说，具有显著更大电负性的金属将被更有效地去除。Sultana等表明电负性显著影响多金属系统中的金属去除，去除效率通常随电负性增加而增加。然而，尽管铜具有略高的电负性，Co²⁺比Cu²⁺更有效地去除。这表明当电负性值相似时，它不再强烈影响金属在微藻上的吸附。一般来说，当离子半径相似时，具有更高电负性的金属离子往往更容易被吸附，而当电负性相似时，具有较小离子半径的离子通常优先被吸附，可能由于更高的电荷密度和对细胞表面的更强吸引。然而，Pham等看到Pb²⁺比Cu²⁺、Ni²⁺和Cd²⁺更有效地吸附，尽管在四种离子中具有最大的离子半径和最低的电荷密度。虽然Pb²⁺的高电负性可能是原因，但发现表明离子性质并不完全决定金属离子的吸附行为。在活体微藻中，基于电负性和离子半径的常见趋势并不总是一致，由于与细胞毒性和防御机制相关的其他阻碍。例如，具有高电负性的Cu²⁺通常预期吸附良好。然而，Hussain等观察到Cu²⁺导致细胞收缩和团聚，这反过来减少吸附的总表面积。Gu和Lan也观察到Cu²⁺的类似细胞团聚，注意到与其他较低电负性金属离子相比吸附容量降低。当仅关注电负性和离子半径的影响时，它们对吸附的综合效应可使用Gu和Lan定义的冲击因子（I）量化。冲击因子计算为金属离子的电负性（E）与其离子半径（r）的比率，如Equation (1)所示。该因子将两种性质整合为单一值，反映离子吸引电子的能力同时考虑离子大小对结合位点可及性的影响。这可与其他金属特性和环境因素一起考虑，以帮助预测单一和多金属溶液中金属的吸附。

水合性质：金属离子吸附的有效性还受离子水合性质影响，如水合能和水合半径。具有大离子半径的金属离子往往具有较小、较不负的水合焓，意味着它们与水分子结合更松散且在溶液中更不稳定，这增强其用于吸附的可用性。支持这一点，Ali等发现具有大离子半径因此较小水合半径的金属表现出与吸附和离子交换位点的更强静电相互作用。相反，小的高电荷离子通常由于更大更负的水合焓和更大的水合半径而与周围水分子表现出更强相互作用，这降低其用于吸附的可用性。更大的水合半径表示围绕离子的大水合壳，这限制其在溶液中的移动性并削弱其与微藻表面的相互作用。离子与吸附剂之间减弱的静电吸引是由于吸附剂表面与离子中心之间距离增加。这得到Luo和Chen的证实，他们发现溶液中以水合络合物形式存在的金属离子与吸附剂表面的相互作用较弱，通常无法吸附，即使对具有众多羟基官能团的强吸附剂如石英也是如此。Rugnini等比较了Desmodesmus sp.从双金属溶液中去除铜和镍，发现Cu²⁺更有效地去除，生物吸附容量为67 mg g^?1相比Ni²⁺的37 mg g^?1。尽管Ni²⁺和Cu²⁺具有相似的电负性和Ni²⁺具有更小的离子半径，Cu²⁺仍优先被吸附。这表明水合特性很重要，镍更高的水合焓可能通过保持离子更强烈地与水分子结合而降低其吸附。吸附的最佳水合特性涉及低水合半径和低水合焓，允许更好的移动性和金属离子与表面官能团之间更频繁的相互作用。第一水解常数（|log K_OH|）也在微藻金属去除中起关键作用，尽管在文献中探索较少。该常数衡量金属离子进行水解反应的难易程度。Can和Jianlong强调了该常数对金属吸附的重要性和相关性，而So?o等指出菌株对一种金属优于另一种的选择性部分归因于第一水解常数。水解反应导致的溶液中金属-羟基物种数量的增加导致与吸附剂表面更频繁的相互作用。因此，具有更高水解常数的金属更可能被吸附。这得到Tian等的证明，其中在五种测试金属中具有最高水解常数和电负性的Pb²⁺在微藻生物炭吸附中胜过其他金属。Table 7总结了可能影响微藻去除的主要关键金属的关键特性。

3.3.4 初始金属浓度

溶液中金属的浓度可对表面吸附和生物累积产生重大影响。在非常低的金属浓度下（如0.25–1.0 mg L^?1），金属水平的少量增加导致金属负载改善，但由于可用吸附位点过剩，去除效率的变化通常可忽略。微藻的生物吸附效率通常在低金属浓度下较小，随初始浓度增加而增加，然后一旦微藻细胞完全饱和则下降。Keryanti和Mulyono发现将初始金属浓度从3.9增加到18.8 mg L^?1逐渐增加负载容量和去除效率。负载容量的增加归因于吸附位点的逐渐填充，而去除效率的增加归因于溶液与微藻表面之间更高的浓度梯度。这得到Al-Homaidan等的进一步支持，他们观察到在10–200 mg L^?1的初始铜浓度范围内，随浓度增加负载容量持续增加。负载容量随初始金属浓度增加的持续线性增加表明活性位点尚未完全饱和，且结合位点数量足以应对观察到的金属浓度。这得到Ciobanu等的证明，他们观察到Ulva lactuca的吸附容量从12到180 mg L^?1线性增加，显示在非常高金属浓度下的强生物吸附性能。然而，一旦活性位点被金属离子完全饱和，负载容量将保持恒定且不再吸附额外离子。此外，任何超过溶解度极限的金属浓度增加将导致金属进入氢氧化物沉淀相，使其无法用于生物吸附。活体微藻对高金属浓度的摄取效果较差，因为升高的水平可有毒，破坏代谢过程并进而降低吸附和生物累积能力。高浓度还可阻断必需酶、从金属蛋白中置换关键金属并扭曲酶结构，从而抑制生长并最终导致细胞死亡。尽管如此，初始暴露于高金属水平可暂时增加生物累积，提高胞质内的胞内金属浓度。除增强金属积累外，这也可能损害细胞的解毒机制，导致有害效应。总体而言，暴露于升高金属浓度（如>50 mg L^?1 Fe）的活体微藻细胞通常积累总金属离子的较小部分，可能由于细胞损伤和胞内摄取减少。必需和非必需金属在升高水平下均可对生长中的微藻细胞有害。例如，必需金属铜的升高浓度可损害蛋白质结构、产生活性氧物种、损害细胞膜、攻击脂质形成脂质过氧化物、替换叶绿体中的镁离子并在细胞器和细胞质中形成液泡。这些效应影响细胞代谢，因此降低活体微藻中金属的生物累积。

3.3.5 多金属溶液

真实采矿影响水体很少含有单一金属离子，而是含有多种不同浓度的金属。例如，Yin等报告酸性采矿影响水体中关键金属水平显著高于非酸性水体，酸性水体中铝、镍和铜的平均浓度分别达到304.92、1.64和85.64 mg L^?1，而非酸性水体中为0.53、0.02和0.07 mg L^?1。Urrutia等在智利北部铜矿尾矿水中发现钴（<0.005 mg L^?1）、铜（0.408 mg L^?1）、镍（<0.005 mg L^?1）、钒（<0.008 mg L^?1）和铝（0.117 mg L^?1）。此外，Makhanya等报告南非Mtubatuba的Tendele煤矿成熟坝出水中含有多种金属，铜和铝浓度分别为0.05和1.20 mg L^?1，同时伴有锌（1.76 mg L^?1）、镉（0.570 mg L^?1）和铁（1.98 mg L^?1）。这表明采矿水是复杂的多金属系统，强调研究多金属溶液中金属吸附的重要性，以更现实地代表微藻作为采矿和矿物加工水生物吸附剂的性能。多金属溶液与单一金属溶液行为不同，由于不同金属离子之间出现的拮抗或协同关系。协同效应（如铜和钴之间的）导致组合摄取大于单独摄取之和，而拮抗效应（如铝和铅之间的）导致组合摄取较低，非相互作用效应导致单独金属试验的简单总和。通常，随着金属类型数量增加形成二元、三元和四元溶液，每种金属的结合亲和力和整体吸附容量由于竞争增加而降低。多种金属共存于溶液中时，某些金属将倾向于优先于其他金属被吸附。这种竞争行为通常代表拮抗关系而非协同关系。此外，提高溶液中一种金属的初始浓度也导致另一种金属去除效率的逐渐降低。一种金属优先于另一种金属的吸附很大程度上取决于金属特定性质，如电负性和离子半径，如前所述。Gu和Lan报告溶液中额外金属的存在一致降低Pb²⁺、Cd²⁺、Hg²⁺、Zn²⁺和Cu²⁺的整体和单独吸附容量。例如，向镉、汞、锌和铜的溶液中添加铅，吸附分别降低71%、51%、86%和65%。这些发现表明多金属系统中发生的显著抑制。Tüzün等研究了莱茵衣藻（Chlamydomonas reinhardtii）对Hg²⁺、Cd²⁺和Pb²⁺在单一和多金属系统中的生物吸附。他们发现生物吸附容量在单一金属溶液中遵循Pb²⁺ > Hg²⁺ > Cd²⁺的顺序，在多金属混合物中保持一致。在三种金属中，Pb²⁺表现出最高的生物吸附且受竞争影响最小，在竞争环境中去除仅降低34%，相比Hg²⁺的49%和Cd²⁺的61%。这些结果表明某些金属可优先于其他金属被吸附。在某些情况下，当使用活体微藻时，溶液中必需金属的存在可增强毒性金属的摄取。Huang等发现添加100–1000 ug L^?1的铜浓度增强微藻在18天期间的砷吸收，表明必需金属可促进毒性金属的生物累积。这可能由于铜在细胞过程中的作用可能与金属解毒有关。Tunali和Yenigun观察到在优化钕摄取条件下，稀土元素Nd³⁺存在下C. vulgaris对Au³⁺的负载降低72%。这突出了一种金属有利的环境条件如何可大幅降低其他金属的生物吸附和生物累积。Table 8比较了文献中报道的单一和多金属系统中的金属负载容量，突出金属竞争对整体生物吸附性能的影响。尽管相对较少研究调查竞争系统中的主要关键金属，包括涉及其他金属的额外研究以提供对多金属相互作用效应的认识。

3.3.6 生物质浓度

最佳生物质浓度对于从溶液中有效去除金属离子很重要，并高度取决于采矿影响水体中的初始金属浓度。生物质投加量可显著影响微藻去除金属离子时的负载容量和去除效率。小的生物质投加量导致低金属去除效率（%），由于可用结合位点数量有限，而较高投加量降低负载容量（mg g^?1），因为众多结合位点保持未占用。Sun等同样观察到虽然增加生物质投加量由于更大可用表面积增强去除效率，但降低整体负载。Gómez Jousse等观察到将Desmodesmus sp.生物质浓度从0.075增加到0.32 g L^?1导致负载容量降低但去除效率增加。此外，Tambat等测试了从0.125到2.5 g L^?1的不同生物质投加量，发现2.5 g L^?1的较高生物质投加量远优于较小浓度0.125、0.25、0.5和1.25 g L^?1。这些发现表明较大的生物质投加量通常优选以最大化去除效率。然而，超过一定生物质浓度，进一步增加可对金属去除系统产生负面影响。在过量浓度下，离子和细胞的运动受限，导致细胞聚集或结块，这减少可用于金属吸附的有效表面积。结块效应由细胞变得更紧密堆积引起，这允许相邻细胞表面官能团之间的弱相互作用。这得到Almomani和Bhosale的支持，他们报告超过一定生物质浓度，去除效率由于细胞团聚和吸附位点阻塞而趋于平稳。除影响有效性外，选择不适当的生物质浓度还可具有经济影响。过度增加生物质浓度提高成本而仅提供去除效率的边际增加。这可归因于过量未利用生物质和增加的维护和材料成本，使过高生物质投加量对大规模应用不切实际。总体而言，生物质浓度应处于最大化结合位点数量同时避免饱和、结块和过量未使用生物质的水平。

3.3.7 溶液氧化还原电位

除金属离子本身的性质外，环境条件如氧化还原电位（Eh）也可影响金属形态和金属在溶液中的移动性。环境氧化或还原金属离子/络合物的能力通过其氧化还原电位衡量。与pH一起，氧化还原电位可用于确定溶液中存在的金属化学物种，如Pourbaix图通常所示。溶液氧化还原条件的变化可将金属氧化到更高氧化态，如将Mn(II)转化为Mn(IV)，这可显著改变其分散和可用性。同样，氧化反应如亚硒酸盐（Se(IV)）向硒酸盐（Se(VI)）的转化降低硒移动性。相反，Tandon和Singh还指出还原反应如Cr(VI)向Cr(III)的转化使铬移动性降低并降低离子可用性，由于Cr(III)的较低溶解度。甚至不受氧化还原电位直接影响的金属也可间接受到影响。与氧化环境中作为金属吸附剂的铁和锰氧羟化物等化合物的相互作用可导致金属沉淀。此外，活体微藻中的光合作用增加水的溶解氧含量，从而提高氧化还原电位，这可改变金属形态。因此，氧化还原电位可直接和间接影响金属形态，这影响金属如何与微藻细胞相互作用。

3.4 跨微藻菌株和操作条件的过程效率

众多微藻菌株已被研究其在广泛条件下从水溶液中去除关键金属的能力。Table 9总结了报告主要关键金属被微藻物种去除的关键生物吸附研究。它突出了实验条件包括初始金属浓度、生物质状态、pH、温度、接触时间和生物吸附剂剂量，以及报告的最大负载容量和/或去除效率。额外注释提供了可能影响生物吸附数据的特定观察或实验方法主要差异的背景。该表允许比较不同关键金属和微藻物种影响生物吸附性能的因素。

4 结论

随着关键矿物需求的上升以及相关采矿活动的增加，微藻为受采矿和矿物加工操作影响的水体处理提供了一种有前景的创新方法。通过胞外生物吸附和胞内生物累积，微藻生物质可有效结合、固定、隔离和解毒水生环境中的金属，而活体或死亡生物质的使用为处理系统设计提供灵活性。本综述表明金属去除性能受一系列生物、物理和环境因素的影响，这些因素影响细胞表面性质、代谢活性和金属结合能力。尽管有这些影响，基于实验室的研究已证明微藻生物质在广泛条件和多金属系统中有效去除金属，突出其作为常规处理方法替代的潜力。然而，在受控实验室条件下实现的高去除效率和负载容量不一定转化为大规模工业可行性。因此，未来研究应优先使用真实复杂采矿影响水体评估微藻基处理，同时评估其放大潜力，因为解决这些方面的研究仍然有限。额外工作应关注下游处理，特别是金属解吸和回收，以及微藻生物质的再生和再利用。评估处理系统内微藻生物质生命周期每个阶段的有效性和可行性对于开发处理采矿影响水体的经济可行方法至关重要。