综述：基于微藻的重金属生物修复：机制、优化与环境应用

《Journal of Environmental Management》：Microalgae-based bioremediation of heavy metals: Mechanisms, optimization, and environmental applications

　　

摘要：重金属（HM）污染在水生环境中仍然是一个持续的全球性挑战，其驱动因素包括工业化、采矿活动和农业径流。基于微藻的修复技术已成为一种可持续且成本有效的技术，利用被动表面生物吸附和主动细胞内生物积累机制。本综述通过整合分子、细胞和过程层面的机制见解，全面综合了微藻介导的HM去除的最新进展。研究对干燥、活体和化学改性生物质在主要重金属（包括Cd、Pb、Cr、Cu、Hg、Ni、Zn和As）及不同操作条件下的性能进行了比较评估。将微藻分为四个主要门类，以比较评估其重金属吸附能力。定量分析表明，细胞表面生物吸附是主要机制，而生物积累（即重金属被摄取进入细胞内）通常是次要的，但在某些情况下也很重要。此外还讨论了转运蛋白调控的摄取和细胞内解毒机制。研究全面考察了动力学、等温线和热力学建模方法，尽管文献中在模型选择、参数解释和报告实践方面存在反复出现的不一致。研究评估了吸附强化策略，包括物理和生理条件化、化学改性、固定化、生物膜培养和多物种共培养，以提高重金属去除效率、再生稳定性和系统稳健性。通过将机制理解与工程实施相连接，本综述为推进基于微藻的重金属修复提供了一个综合框架。

论文主体内容总结如下：

2. 重金属污染及其对人类和生态系统健康的影响

重金属污染是指砷、镉、铅、汞等重金属在环境中的释放、积累和扩散。这些元素在地壳和火山区域广泛存在，具有巨大的工业应用价值，但可通过自然途径或人类活动进入环境造成污染。从环境输入源角度看，重金属污染主要受工业排放（如纺织、电镀和采矿）、农业活动（如化肥和农药的使用）以及某些消费品生产的影响。此外，火山活动和岩石风化等自然过程的贡献也不可忽视。重金属污染对人类健康构成严重且多样的威胁，不同重金属的毒性机制和靶器官存在显著差异。砷和铬具有强致癌性，而铅和汞主要对神经系统造成不可逆损伤，过量的锰也会损害中枢神经系统。为解决重金属污染，需要实施有效的控制措施、加强环境监测，并开发通过吸附去除重金属的策略。

3. 微藻去除重金属的理论

3.1. 微藻去除重金属的机制

微藻主要通过两种途径去除重金属：被动表面生物吸附（biosorption）和主动细胞内摄取/解毒（bioaccumulation）。金属阳离子可通过离子交换、络合和螯合作用，与细胞壁和胞外聚合物（EPS）表面带负电的官能团（如-COOH、-OH、-NH₃、-PO₄等）结合。活体微藻除表面吸附外，还通过专门的转运蛋白（如Zrt-/Irt-like蛋白（ZIP）锌转运蛋白、天然抗性相关巨噬细胞蛋白（NRAMP）、铜转运蛋白（CTR）、MTP/CDF阳离子扩散促进因子、P型ATP酶等）利用离子拟态将重金属主动转运至细胞质中。进入细胞后，有毒金属离子被植物螯合素、金属硫蛋白、谷胱甘肽等配体螯合以减轻毒性。同时，阳离子交换体、多药及毒性化合物外排（MATE）和ATP结合盒（ABC）转运蛋白等外排系统可将金属排出，液泡也可区隔多余金属以维持稳态。当金属内流超过螯合、外排和亚细胞区隔能力时，不稳定金属离子会在细胞质中积累，产生活性氧（ROS），抑制酶活性，损伤膜结构，损害光合作用，最终降低细胞生长和活力。

3.2. 影响重金属去除的关键因素

3.2.1. pH的影响

pH是控制重金属生物吸附的关键因素之一，它影响金属离子的形态和微藻细胞表面官能团的电离状态。大多数研究在中度酸性至近中性条件（通常pH 7.0）下获得较高的吸附容量。低pH条件下，过量的H(I)与金属离子竞争吸附位点；随着pH升高，带负电的官能团去质子化，增强静电吸引和吸附能力。然而，过高的pH会导致金属离子与氢氧根结合形成沉淀。

3.2.2. 微藻生物质浓度的影响

在一定范围内增加生物质用量可提高重金属总去除率，但单位生物质吸附容量（mg/g）通常会下降。这是因为在固定初始金属浓度下，可用结合位点相对于金属离子过量，导致位点不饱和；此外，细胞团聚和屏蔽效应也会降低比表面积和有效结合位点比例。

3.2.3. 接触时间的影响

大多数重金属离子在30-120分钟内即可达到吸附平衡，表明吸附过程通常较快。干燥生物质仅依赖表面吸附，平衡时间短；而活体微藻由于涉及跨膜运输和细胞内积累，需要更长的接触时间（数天）才能完成去除。

3.2.4. 微藻性质的影响

微藻通常分为四大门类：绿藻门（Chlorophyta）、蓝藻门（Cyanobacteria）、硅藻门（Bacillariophyta）和红藻门（Rhodophyta）。编译数据显示，绿藻门通常具有较高的重金属吸附容量，其次为蓝藻门，硅藻门和红藻门较低。这反映细胞壁化学组成的差异：绿藻具有厚的纤维素/果胶壁，富含羧基、羟基、氨基等带负电基团；蓝藻具有含丰富酸性基团的肽聚糖层；红藻的琼脂/卡拉胶壁提供的配体较少。此外，细胞尺寸、形态和单细胞质量等物理特性也影响吸附，细胞表面纳米结构（如直径约2-12 nm的菌毛样纤维）可提供额外结合位点并增大有效表面积。

3.2.5. 重金属离子性质的影响

不同金属的吸附容量存在明显趋势：Mn具有最高的中位吸附容量，其次为Cr、Cd、Cu、As、Ni、Pb、Zn、Mo，而Co的吸附性能显著较低。这些差异主要归因于金属的离子半径、水合能、电负性及对细胞表面官能团的结合亲和力。根据硬软酸碱（HSAB）理论，Hg(II)作为软酸优先结合含硫配体，而微藻细胞壁以含氧官能团为主，因此其亲和力受限。

3.3. 生物吸附与生物积累的比较

定量分析表明，生物吸附在大多数情况下占总去除量的80-95%以上，是主导机制。例如，Chlorella vulgaris对Pb(II)、Zn(II)、Cu(II)、Ni(II)、Cd(II)和Co(II)的去除主要遵循单层表面吸附。生物积累的贡献因物种和金属而异：在Chlorella vulgaris中，胞内积累通常低于10%；而在Chlamydomonas reinhardtii中，Cu和Pb的胞内积累可分别占30-35%和15-20%。生物吸附是被动的、不依赖代谢的过程，具有快速、高效、低能耗且耐受恶劣条件的优点；而生物积累涉及主动转运和细胞内螯合，尽管有贡献，但在实际应用中生物吸附更为实用。

3.4. 生物吸附动力学、等温线和热力学

常用动力学模型包括准一级模型、准二级模型、混合级模型和Elovich模型，其中准二级模型广泛适用于重金属化学吸附系统。等温线模型包括Langmuir、Freundlich、Langmuir-Freundlich、Temkin、Flory-Huggins、BET、Toth和Sips模型，分别适用于单层均质吸附、多层异质吸附、异质能量表面等不同情形。热力学参数（ΔG°、ΔH°、ΔS°）可判断吸附的自发性、吸热/放热性质及界面无序度变化。需要注意的是，微藻吸附是非均相固液平衡，等温线常数（如Langmuir常数）具有量纲，需先转换为无量纲形式并应用标准态校正，才能用于热力学计算。

4. 强化微藻生物质重金属去除性能的策略

4.1. 物理改性

物理改性通过改变表面形态和结合位点可及性来增强吸附性能，不引入额外化学试剂。包括机械破碎（超声、研磨、冻融）以破坏细胞壁并暴露胞内位点、脂质提取等过程产生的细胞破碎物、以及分离或暴露EPS层。EPS富含羧基和糖醛酸等官能团，可显著增加活性位点密度。

4.2. 化学改性

化学改性直接处理生物质以改变其表面结构或官能团性质。例如，用ZnCl₂处理Spirulina platensis可增加表面孔隙和结合位点数量，将As(V)吸附容量提高至24.8 mg/g。KOH改性Chlorella pyrenoidosa生物炭可显著增加比表面积和官能团，对Ni(II)的最大吸附容量达201.2 mg/g。

4.3. 固定化

固定化通过包埋、吸附或自固定方式将微藻细胞负载于多孔载体上，可提高稳定性和吸附性能，解决自由藻细胞泄漏和分离困难问题。Wang等人比较了六种载体对Synechocystis sp. PCC6803吸附Cr(VI)等重金属的效果，发现壳聚糖是最优载体，对Cr(VI)、Cu(II)、Pb(II)、Cd(II)的吸附容量分别为37.1、26.0、25.1和24.6 mg/g，且在0.5 mol/L NaOH中脱附效率达90%，五次循环后保持约70%。

4.4. 生物膜

生物膜系统利用微藻附着于载体表面形成膜，增加生物质密度和与污染物的接触面积，适用于连续流或动态废水处理。Scenedesmus obliquus附着于丝瓜络载体形成生物膜后，Cd(II)吸附容量显著提高至133.1 mg/g。Chlorella vulgaris与活性污泥形成的藻-菌共生生物膜在反应器中实现了94%的Cr去除效率。

4.5. 生理条件化

生理条件化通过优化培养基和操作条件（如pH、温度、光照强度）来增加细胞表面负电官能团（如羧基）的密度。Neochloris oleoabundans在优化pH和磷酸盐/硝酸盐浓度条件下培养后，对Pb(II)、Cd(II)和Zn(II)的吸附容量分别达到100.0、43.9和32.4 mg/g，遵循Langmuir模型。与未优化生物质相比，优化培养可使吸附容量提高约2-3倍。

5. 共培养技术

5.1. 微藻-细菌联合体

微藻与细菌的共生关系可提高系统稳定性和污染物去除效率。绿藻门（如Chlorella spp.）因生长快、适应性强而常为优势种群；常见细菌属包括Pseudomonas、Azotobacter、Ralstonia、Alcaligenes和Bacillus。细菌通过金属生物吸附、EPS产生、金属形态转化、有机物降解和促进微藻生长等机制贡献去除。微藻光合产氧支持好氧细菌代谢，细菌呼吸产生的CO₂为微藻提供无机碳源。该系统可分为悬浮、固定化和生物膜三种形式。例如，Chlorella vulgaris与活性污泥细菌共培养处理合成制革废水，Cr(VI)去除效率达93%；而与固氮菌Azotobacter共培养时铬去除率为19%。

5.2. 微藻-微藻联合体

不同微藻物种可通过悬浮、固定化和生物膜系统共培养，以结合各自优势。Chlorella vulgaris和Scenedesmus obliquus以1:1比例共培养，在20 mg/L浓度下对Cd和Cu的最大去除率分别为67%和68%。三种微藻（Chlorella sorokiniana、Monoraphidium sp.、Scenedesmus obliquus）共固定化处理含铜溶液，去除率达92%。含Chlorella vulgaris和Scenedesmus obliquus的共培养生物膜对Cu和Fe的去除率分别达到98.6%-99.9%和91.7%-97.8%。

5.3. 微藻-真菌联合体

真菌菌丝可为微藻提供附着框架，形成共生颗粒。Synechocystis sp.与Aspergillus fumigatus形成微藻-真菌共生颗粒处理含镉废水，Cd(II)去除率达99%。真菌不仅通过自身官能团和分泌的EPS吸附金属，还保护微藻免受金属毒性。

6. 生物反应器设计与处理工艺

6.1. 开放系统

开放系统包括开放跑道式光生物反应器，由平行水道和桨轮驱动循环系统组成，深度通常为15-30 cm，是商业微藻培养的主流，具有能耗低、建设和运行成本低的优点。多层生物反应器是另一种节省空间的开放系统，利用重力使培养基在不同高度间循环。开放系统易受污染和环境条件波动影响，但成本优势明显。

6.2. 封闭光生物反应器（PBRs）

封闭PBRs分为水平管式、垂直管式和平板式三种基本类型。微藻在受控条件下悬浮培养，包括光强、温度、pH、气体供应、混合和水力停留时间。相比开放系统，封闭PBRs提供更好的外部污染防护、减少生物质损失、更高的细胞密度和更稳定的处理性能。这些优势对重金属去除尤为重要，因为可更精确地控制生物质浓度、暴露时间、pH和金属形态。实际废水中常见的Ca(II)、K(I)、Na(I)等离子可能竞争吸附位点并削弱静电相互作用；天然有机物可络合溶解金属或阻塞位点，或通过形成有机物-金属-生物质聚集体增强表观去除效果。因此，PBR性能应在多金属混合物和真实废水基质中验证。

7. 结论与未来展望

尽管基于微藻的重金属修复在实验室条件下展现了可观的去除能力，但要实现规模化和经济可行性，仍需解决若干关键障碍。未来研究应超越经验吸附拟合，转向机理量化，整合表面络合化学、金属-配体稳定常数和转运蛋白调控的胞内途径，以明确区分生物吸附和生物积累。亟需标准化基准测试协议，以减少pH、生物质剂量和初始金属浓度不一致带来的变异性。应重视多金属竞争系统和含天然有机物及共存离子的真实废水基质。需优化再生效率和金属回收策略，开发温和脱附方法并集成资源回收技术。对联合体系统，需工程创新以开发增强光利用、传质和生物质收获的可扩展反应器构型，特别是连续流和生物膜平台。合成生物学可能进一步提高金属耐受性和摄取选择性。未来研究应在工艺开发早期纳入生命周期评价和技术经济分析。最终，将微藻修复与金属回收、废水营养物去除、碳捕集和安全生物质增值整合到循环生物经济框架中，将决定该技术能否从实验室规模研究走向实际可持续的环境应用。