[0039] 以下结合具体实施方式和附图对本发明的技术方案作进一步详细描述：
[0040] 在具体实施场景中，普通小球藻、蛋白核小球藻、椭圆小球藻和梅尼小环藻，购自上海光语生物科技有限公司。
[0041] 在具体实施场景中，普通小球藻和椭圆小球藻采用HB111培养基，梅尼小环藻采用D1培养基，蛋白核小球藻采用BG11培养基。
[0042] 在具体实施场景中，固化成型步骤中，将海藻酸钠加入80‑90℃的去离子水中制成浓度为1.5‑2wt％的溶液，冷却后，再将混合微藻和生物炭的混合物加入到海藻酸钠溶液中，搅拌均匀，再完成固化。
[0043] 在具体实施场景中，当污染水体中重金属浓度低于100mg/L时，生物炭基微藻颗粒在水体中的使用量为0.3‑0.5g/L；当污染水体中重金属浓度为100‑500mg/L时，生物炭基微藻颗粒在水体中的使用量为0.5‑0.8g/L；当污染水体中重金属浓度高于500mg/L时，生物炭基微藻颗粒在水体中的使用量不低于0.8g/L。
[0044] 作为上述方案的改进，固化成型步骤中，CaCl2溶液中还添加有0.01‑0.1wt％的脲嘧啶‑5‑羧酸和0.01‑0.5wt％的间氨基乙酰苯胺。在固化过程中，生物炭、海藻酸钠和微藻相互结合形成稳定的固态结构，脲嘧啶‑5‑羧酸和间氨基乙酰苯胺的介入提供了新的基团和活性吸附位点，同时也能够提高产物颗粒的机械强度和耐酸碱性，使得生物炭基微藻颗粒在酸碱溶液中振荡超过48小时，以此来提升生物炭基微藻颗粒在水体中的稳定性和可回收性，另外还能降低颗粒中已吸附的重金属的解吸率而增强重金属离子在颗粒中的固定结合能力，从而达到对重金属固定而不易解吸的目的，能避免水体环境变化引起的解吸和二次污染。
[0045] 本发明及实施例中的常规技术为本领域技术人员所知晓的现有技术，在此不作详细叙述。
[0046] 应当理解，前面的描述应被认为是说明性或示例性的而非限制性的，本领域普通技术人员可以在所附权利要求的范围和精神内进行改变和修改。特别地，本发明覆盖了具有来自上文和下文上述的不同实施方案的特征的任何组合的其他实施方案，而本发明的范围并不限制于在以下具体实例中。
[0047] 实施例1：
[0048] 利用海洋微藻去除水体重金属的方法，包括以下步骤：
[0049] 1)预培养：选取普通小球藻、蛋白核小球藻、椭圆小球藻和梅尼小环藻生物藻种，分别接种到高压灭菌后的培养基中进行预培养，培养条件为：pH为7.5，光照强度为4500Lx，光暗周期为14h:10h，温度为28℃，培养时间为5d，上述普通小球藻和椭圆小球藻采用HB111培养基，梅尼小环藻采用D1培养基，蛋白核小球藻采用BG11培养基；
[0050] 2)驯化：分别向预培养的藻种及其培养基中添加浓度为0.2mg/L的金属离子混合溶液进行驯化培养，培养条件为：pH为7.5，光照强度为4500Lx，光暗周期为14h:10h，温度为2+ 3+ 3+ 2+
28℃，时间为4d，上述金属离子混合溶液中Fe 、Fe 、Al 、Zn 离子的重量比为0.5:0.75:
1.25:1；上述金属离子混合溶液中还含有0.02mg/L的3‑巯基丙酸和0.04mg/L的甲基丙烯磺酸钠；
[0051] 3)预处理：驯化结束以后，将藻种离心收集起来，然后将各藻种以1:1:1:2.5的重量比例混合，然后置于0.1mol/L的盐酸溶液里，搅拌浸泡60min后，用蒸馏水进行冲洗掉残余的氯离子，收集混合微藻，备用；
[0052] 4)收集农林废弃物，在烘箱内以130℃的温度预烤12h，然后粉碎至粒径低于3mm，然后置于500℃条件下炭化4h，得到生物炭；上述农林废弃物为重量比为1:1的秸秆和树皮；
[0053] 5)固化成型：将生物炭和混合微藻在转速为200rpm、光照强度为3000Lx条件下振荡混合16h，再取海藻酸钠加入80℃的去离子水中制成浓度为2wt％的溶液，冷却后，将混合微藻和生物炭的混合物加入到海藻酸钠溶液中，搅拌均匀后，滴入浓度为2wt％的CaCl2溶液中，固化2h后，用去离子水洗净后得到生物炭基微藻颗粒，于烘箱中在50℃烘干至恒重即可；上述生物炭和混合微藻的重量比为1:2.5，混合微藻和生物炭的混合物在海藻酸钠溶液中的重量占比为30％，海藻酸钠溶液与CaCl2溶液的重量比为1:1.5；
[0054] 6)将所得的生物炭基微藻颗粒加入到被重金属污染的水体中进行吸附净化；上述生物炭基微藻颗粒在水体中的使用量不低于0.3g/L。
[0055] 实施例2：
[0056] 利用海洋微藻去除水体重金属的方法，工作时，与实施例1的不同之处仅在于：
[0057] 步骤5)固化成型中，将生物炭和混合微藻在转速为200rpm、光照强度为3000Lx条件下振荡混合16h，再取海藻酸钠加入80℃的去离子水中制成浓度为2wt％的溶液，冷却后，将混合微藻和生物炭的混合物加入到海藻酸钠溶液中，搅拌均匀后，滴入浓度为2wt％的CaCl2溶液中，固化2h后，用去离子水洗净后得到生物炭基微藻颗粒，于烘箱中在50℃烘干至恒重即可；上述CaCl2溶液中还添加有0.05wt％的脲嘧啶‑5‑羧酸和0.015wt％的间氨基乙酰苯胺；上述生物炭和混合微藻的重量比为1:2.5，混合微藻和生物炭的混合物在海藻酸钠溶液中的重量占比为30％，海藻酸钠溶液与CaCl2溶液的重量比为1:1.5。
[0058] 实施例3：
[0059] 利用海洋微藻去除水体重金属的方法，工作时，与实施例1的不同之处仅在于：
[0060] 步骤2)驯化：分别向预培养的藻种及其培养基中添加浓度为0.2mg/L的金属离子混合溶液进行驯化培养，培养条件为：pH为7.5，光照强度为4500Lx，光暗周期为14h:10h，温2+ 3+ 3+ 2+
度为28℃，时间为4d，上述金属离子混合溶液中Fe 、Fe 、Al 、Zn 离子的重量比为0.5:
0.75:1.25:1；上述金属离子混合溶液中还含有0.02mg/L的3‑巯基丙酸，未添加甲基丙烯磺酸钠。
[0061] 实施例4：
[0062] 利用海洋微藻去除水体重金属的方法，工作时，与实施例1的不同之处仅在于：
[0063] 步骤2)驯化：分别向预培养的藻种及其培养基中添加浓度为0.2mg/L的金属离子混合溶液进行驯化培养，培养条件为：pH为7.5，光照强度为4500Lx，光暗周期为14h:10h，温2+ 3+ 3+ 2+
度为28℃，时间为4d，上述金属离子混合溶液中Fe 、Fe 、Al 、Zn 离子的重量比为0.5:
0.75:1.25:1；上述金属离子混合溶液中还含0.04mg/L的甲基丙烯磺酸钠，未添加3‑巯基丙酸。
[0064] 实施例5：
[0065] 利用海洋微藻去除水体重金属的方法，工作时，与实施例1的不同之处仅在于：
[0066] 步骤2)驯化：分别向预培养的藻种及其培养基中添加浓度为0.2mg/L的金属离子混合溶液进行驯化培养，培养条件为：pH为7.5，光照强度为4500Lx，光暗周期为14h:10h，温2+ 3+ 3+ 2+
度为28℃，时间为4d，上述金属离子混合溶液中Fe 、Fe 、Al 、Zn 离子的重量比为0.5:
0.75:1.25:1。
[0067] 实施例6：
[0068] 利用海洋微藻去除水体重金属的方法，工作时，与实施例1的不同之处仅在于：
[0069] 步骤2)驯化：分别向预培养的藻种及其培养基中添加含有0.02mg/L的3‑巯基丙酸和0.04mg/L的甲基丙烯磺酸钠溶液进行驯化培养，培养条件为：pH为7.5，光照强度为4500Lx，光暗周期为14h:10h，温度为28℃，时间为4d；即上述驯化过程中未添加金属离子混合溶液。
[0070] 实施例7：
[0071] 利用海洋微藻去除水体重金属的方法，工作时，与实施例2的不同之处仅在于：
[0072] 步骤5)固化成型中，将生物炭和混合微藻在转速为200rpm、光照强度为3000Lx条件下振荡混合16h，再取海藻酸钠加入80℃的去离子水中制成浓度为2wt％的溶液，冷却后，将混合微藻和生物炭的混合物加入到海藻酸钠溶液中，搅拌均匀后，滴入浓度为2wt％的CaCl2溶液中，固化2h后，用去离子水洗净后得到生物炭基微藻颗粒，于烘箱中在50℃烘干至恒重即可；上述CaCl2溶液中还添加有0.05wt％的脲嘧啶‑5‑羧酸和0.0wt％的间氨基乙酰苯胺；上述生物炭和混合微藻的重量比为1:2.5，混合微藻和生物炭的混合物在海藻酸钠溶液中的重量占比为30％，海藻酸钠溶液与CaCl2溶液的重量比为1:1.5。
[0073] 实施例8：
[0074] 利用海洋微藻去除水体重金属的方法，工作时，与实施例2的不同之处仅在于：
[0075] 步骤5)固化成型中，将生物炭和混合微藻在转速为200rpm、光照强度为3000Lx条件下振荡混合16h，再取海藻酸钠加入80℃的去离子水中制成浓度为2wt％的溶液，冷却后，将混合微藻和生物炭的混合物加入到海藻酸钠溶液中，搅拌均匀后，滴入浓度为2wt％的CaCl2溶液中，固化2h后，用去离子水洗净后得到生物炭基微藻颗粒，于烘箱中在50℃烘干至恒重即可；上述CaCl2溶液中还添加有0.0wt％的脲嘧啶‑5‑羧酸和0.015wt％的间氨基乙酰苯胺；上述生物炭和混合微藻的重量比为1:2.5，混合微藻和生物炭的混合物在海藻酸钠溶液中的重量占比为30％，海藻酸钠溶液与CaCl2溶液的重量比为1:1.5。
[0076] 实施例9：
[0077] 利用海洋微藻去除水体重金属的方法，工作时，与实施例1的不同之处仅在于：
[0078] 步骤3)获得混合微藻后，直接进行固化成型，即微藻不用生物炭基体进行固定，具体步骤如下：取海藻酸钠加入80℃的去离子水中制成浓度为2wt％的溶液，冷却后，将混合微藻加入到海藻酸钠溶液中，搅拌均匀后，滴入浓度为2wt％的CaCl2溶液中，固化2h后，用去离子水洗净后得到微藻颗粒，于烘箱中在50℃烘干至恒重即可；混合微藻在海藻酸钠溶液中的重量占比为30％，海藻酸钠溶液与CaCl2溶液的重量比为1:1.5；
[0079] 实施例10：
[0080] 利用海洋微藻去除水体重金属的方法，工作时，未采用微藻，仅采用生物炭直接进行固化成型，具体步骤包括实施例1中的步骤4)、5)、6)，与实施例1的不同之处仅在于：
[0081] 步骤5)固化成型中，取海藻酸钠加入80℃的去离子水中制成浓度为2wt％的溶液，冷却后，将生物炭加入到海藻酸钠溶液中，搅拌均匀后，滴入浓度为2wt％的CaCl2溶液中，固化2h后，用去离子水洗净后得到生物炭颗粒，于烘箱中在50℃烘干至恒重即可；上述生物炭在海藻酸钠溶液中的重量占比为30％，海藻酸钠溶液与CaCl2溶液的重量比为1:1.5。
[0082] 实施例11：
[0083] 利用海洋微藻去除水体重金属的方法，工作时，与实施例1的不同之处仅在于：生物炭和混合微藻未进行固化成型，具体步骤如下：步骤5)固化成型中，将生物炭和混合微藻在转速为200rpm、光照强度为3000Lx条件下振荡混合16h，然后于烘箱中在50℃烘干至恒重，即得生物炭基体微藻颗粒；上述CaCl2溶液中还添加有0.0wt％的脲嘧啶‑5‑羧酸和0.015wt％的间氨基乙酰苯胺；上述生物炭和混合微藻的重量比为1:2.5，混合微藻和生物炭的混合物在海藻酸钠溶液中的重量占比为30％，海藻酸钠溶液与CaCl2溶液的重量比为
1:1.5。
[0084] 实验例1：
[0085] 不同去除水体重金属的方法的吸附能力测试
[0086] 实验方法：分别按照实施例1、2和9‑11的方法制备生物炭基微藻颗粒，然后分别配备含750mg/L的铅、铜、锌、铁、镉、钡、铝、铬、镍离子溶液各1L；然后向金属离子溶液中以1g/L的用量投入不同实施例制得的生物炭基微藻颗粒，吸附24h后，测试吸附后液体中的金属离子浓度，测试仪器为原子吸收光谱，并计算不同金属离子的吸附量。吸附量＝(Co‑Ce)×V/M，Co(mg/L)是吸附前的重金属溶液的初始浓度，Ce(mg/L)为吸附达到平衡时溶液中剩余重金属的浓度，V(L)为重金属溶液的体积，M(g)为生物炭基微藻颗粒的质量。结果如表1所示。
[0087] 表1不同去除水体重金属的方法的吸附能力，mg/g
[0088] 铅 铜 锌 铁 镉 钡 铝 铬 镍实施例1 405.2 455.4 516.3 621.4 413.1 406.8 572.1 436.5 439.9
实施例2 432.5 458.6 579.4 662.1 452.9 415.2 601.3 462.7 496.1
实施例9 302.5 366.4 395.7 401.3 322.1 304.8 326.5 284.2 334.6
实施例10 212.4 235.8 301.7 355.7 267.4 234.5 352.7 205.8 224.8
实施例11 384.5 401.8 446.8 487.6 357.6 348.7 428.6 328.1 350.8
[0089] 测试结果表明，实施例1和2的生物炭基微藻颗粒对重金属离子的去除效果最好，其中对铅、铜、锌、铁、镉、钡、铝、铬、镍离子都显示出了较强的吸附效果，对不同的金属离子显示了不同的吸附效果，吸附量均能达到400mg/g以上，特别对锌、铁、铝的吸附量能达到了500mg/g以上。
[0090] 结果对比发现，实施例1和实施例9‑11的生物炭基微藻颗粒的吸附能力具有显著差异，说明本发明中使微藻充分粘附于生物炭表面及其孔隙中，然后再利用海藻酸钠和CaCl2进一步固化呈颗粒状，在污染水体中去除重金属时，生物炭和微藻都能吸收溶液中大量的重金属，同时活性炭的存在也使得微藻细胞能在相对较低的重金属溶液中保持活性，并通过藻体自身及其分泌的藻体蛋白等代谢产物对重金属离子进行吸附，提高了生物炭基微藻颗粒的吸附容量和使用寿命，具有重金属去除率高、藻体回收容易等优点。
[0091] 实验例2：
[0092] 不同方法对微藻的藻体蛋白及吸附能力的影响
[0093] 实验方法：分别按照实施例1、3‑6的方法制备生物炭基微藻颗粒，并对其中的微藻进行了藻体蛋白的测定，以预培养所得微藻为空白组。以不同实施例驯化步骤所得的微藻为实验样品，采用酚抽提法进行蛋白质的提取，蛋白质浓度测定参照Bradford蛋白测定方法。同时，还对各实施例所得混合微藻的吸附量和吸附率进行了测定，测定样液为浓度为500mg/L的铜离子溶液1L，然后向金属离子溶液中以0.7g/L的用量投入不同实施例制得的驯化步骤所得的微藻，吸附24h后，测试吸附后液体中的金属离子浓度，测试仪器为原子吸收光谱，并计算不同金属离子的吸附量。吸附量(mg/g)＝(Co‑Ce)×V/M，吸附率％＝(Co‑Ce)/Co×100，Co(mg/L)是吸附前的重金属溶液的初始浓度，Ce(mg/L)为吸附达到平衡时溶液中剩余重金属的浓度，V(L)为重金属溶液的体积，M(g)为混合微藻的质量。结果如图1、2所示。
[0094] 图1为不同实施例驯化步骤所得的微藻蛋白质浓度变化示意图。图1中显示，相同藻种在各实施例的驯化培养条件下，蛋白质浓度差异显著，与空白组相比，实施例1的4中微藻的藻体蛋白的蛋白质浓度都呈现显著增加的趋势，显然，实施例1的微藻的藻体蛋白表达丰度最高，样品中的蛋白点数量也最高。在对比实施例1和3‑6的结果发现，实施例1中采用3‑巯基丙酸和甲基丙烯磺酸钠配合重金属离子对微藻进行协同驯化培养的方式，可能是刺激了藻体通过调整蛋白代谢水平以维持藻体细胞在胁迫环境下的平衡状态，微藻藻体经协同驯化过程以后，有效提升了藻体蛋白的表达丰度，从而增加了藻体分泌的藻体蛋白的浓度和数量。
[0095] 图2为不同实施例所得的混合微藻的吸附能力测定结果。结果同样显示，实施例1对铜离子的吸附量和吸附率最高，是由于实施例1中采用3‑巯基丙酸和甲基丙烯磺酸钠配合重金属离子对微藻进行协同驯化培养的方式，使得微藻分泌的藻体蛋白数量增加，而藻体蛋白对重金属离子具有结合能力，从而能够进一步提高微藻对重金属离子的吸附量和吸附率。
[0096] 实验例3：
[0097] 不同方法制得的生物炭基微藻颗粒的机械强度和耐酸碱性测试
[0098] 实验方法：按照实施例1、2、7、8、11的方法制得生物炭基微藻颗粒，利用硫酸及氢氧化钠溶液配制pH为5、7、9、11的酸碱溶液各1L，均分成5份，然后分别加入不同实施例制得的生物炭基微藻颗粒1g，然后将溶液放置于恒温摇床(30℃，200r/s)振荡计时，待生物炭基微藻颗粒出现破裂即溶液中出现生物炭炭粉末时，记录振荡时间，并结束振荡，以破损时的振荡时间计为生物炭基微藻颗粒的机械强度。结果如图3所示。
[0099] 图3为不同方法制得的生物炭基微藻颗粒在不同酸碱条件下的机械强度测试结果。结果显示，生物炭基微藻颗粒在不同pH的酸碱溶液中具有较好的稳定性，其中实施例2的振荡时间最长，实施例11的振荡时间最短，说明实施例2中的制备方法能够提高生物炭基微藻颗粒的机械强度和耐酸碱性，使得生物炭基微藻颗粒在酸碱溶液中振荡均超过48小时，以此来提升生物炭基微藻颗粒在水体中的稳定性和可回收性，使得颗粒在水体中不易分裂破损，不会对环境带来二次污染，且有利于操作及回收。
[0100] 实验例4：
[0101] 不同方法制得的生物炭基微藻颗粒的解吸率测定
[0102] 实验方法：按照实施例1、2、7、8、11的方法制得生物炭基微藻颗粒，秤取0.05g生物6+
炭基微藻颗粒，分别加入100mL、100mg/L Cr 溶液中，于25℃、pH为7.5的条件下，振荡吸附
6+
12h，然后取出过滤后进行测定金属离子浓度(参照实验例1的方法)，得到Cr 的吸附量。再将过滤后生物炭基微藻颗粒烘干至恒重，分别添加到100mL、0.01mol CaCl2溶液中，振荡解
6+
析4h，取出过滤后进行测定，计算Cr 的解析量和解吸率。解吸量(mg/g)＝Ce×V/M，解吸率％＝解吸量/吸附量×100，Ce(mg/L)为解吸液中重金属离子的浓度，V(L)为解吸液的体积，M(g)为生物炭基微藻颗粒的质量。结果如表2所示。
[0103] 表2为不同方法制得的生物炭基微藻颗粒的吸附和解吸能力的测定结果[0104] 吸附量mg/g 解吸量mg/g 解吸率％实施例1 116.5 13.2 11.3
实施例2 123.4 4.2 3.4
实施例7 115.5 13.4 11.6
实施例8 119.1 11.3 9.5
实施例11 86.5 17.8 20.6
[0105] 结果显示，各实施例的解吸量和解吸率具有较明显的差异，其中实施例2的解吸率最小，实施例11的解吸率最高。说明实施例2中的制备方法能够增强重金属离子在颗粒中的固定结合能力，降低颗粒中已吸附的重金属的解吸率，从而达到对重金属固定而不易解吸的目的，能避免水体环境变化引起的解吸和二次污染。
[0106] 上述实施例中的常规技术为本领域技术人员所知晓的现有技术，故在此不再详细赘述。
[0107] 以上实施方式仅用于说明本发明，而并非对本发明的限制，本领域的普通技术人员，在不脱离本发明的精神和范围的情况下，还可以做出各种变化和变型。因此，所有等同的技术方案也属于本发明的范畴，本发明的专利保护范围应由权利要求限定。
