CN102869764A - 胶球藻属的新型抗辐射藻类 - Google Patents

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Abstract

本发明涉及胶球藻属的新藻类，特别是名为Coccomyxa actinabiotis的新种的藻类，及其用于从含水介质，特别是从放射性介质吸收金属的应用。

Description

胶球藻属的新型抗辐射藻类
本发明涉及新型藻类，并涉及其用于从含水(aqueous)介质，特别是放射性介质摄取或吸收(up take)金属的应用。
放射性排出物主要由核电站产生。所述排出物主要是来自废燃料贮存池的水、来自净化罐的水或来自核电厂冷却循环的水，由于放射对非活性化合物的活化或由于放射性化合物的释放和溶解，导致其最终都包含放射性化合物。放射性排出物的其他来源是核医疗学、使用放射性物质的研究实验室以及某些非核工业(例如，稀土族的提取)。
有多种物理和化学方法用于纯化包含放射性化合物的排出物，特别是废水。然而，这些方法的操作和设备成本高，需要大修并且产生大量的放射性废物。此外，这些方法的应用领域往往有限。例如，离子交换树脂用于维持来自核电厂的水的低电导率。这些离子交换树脂负载放射性离子，并在饱和时贮存以等待适合的再处理方案，或在使用毒性或高反应性化合物的条件下贮存。
此外，现有的生物方法使用，例如细菌、真菌、酵母或植物纯化毒性产物(非放射性或放射性)污染的介质(工业废物、天然介质等)。这些方法使用活生物来富集并吸收污染性化合物并降低其毒性(对化学形式进行修饰)，或者使用非活生物质和源自活生物的衍生物对污染物进行生物吸附。生物方法的应用领域通常大于物理和化学方法，其不需要添加化学试剂或产品，并且处理成本通常较低，因此具有经济效益。
特别地，植物是良好的土壤或水净化剂，这是因为其具有代谢物、蛋白质、酶、吸收机理、膜通道、内部结构等的完整系统，使其能够恰当地固定毒性化合物，将其螯合在植物外部或内部，通过特异性或非特异性吸收途径将其大量引入，将其保留在细胞内，改变其形式以使其无害或毒性降低，降低其溶解性，将其以无毒形式贮存在液泡中等。
研究显示，某些微生物能够通过生物吸附富集稀溶液中的金属离子，例如Ag、Al、Au、Co、Cd、Cu、Cr、Fe、Hg、Mn、Ni、Pb、Pd、Pt、U、Th、Zn等(White et al.,International Biodeterioration&Biodegradation,35:17-40,1995；美国专利US 6 355 172)。生物吸附是生物质通过借助位于细胞表面的壁化合物(parietal compound)的官能团的相互作用而以非选择性物化机理的方式结合重金属的能力。例如，现已提出使用细菌和微生物混合物非选择性地生物吸附重金属(美国专利US 7 479 220；PCT申请WO 03/011487)。
其他方法使用死生物质或源自活生物的培养物的衍生化合物以净化污染有金属的介质。所涉及的过程是没有生物活性的物化机理，例如离子交换，例如使用存在于细胞壁中的多糖，络合作用或吸附作用。
现已使用源自藻类的生物质(例如细胞壁)纯化废液中包含的金属(美国专利US 4769223；PCT申请WO 86/07346；美国专利US 5648313；PCT申请WO2006/081932)。
现有几种将活体生物用于处理污染有放射性化合物的介质的方法。实际上，在水被放射性化合物污染或水接近于放射源的情况下，有必要使用耐放射或抗放射性的生物，其还能够耐受污染物的化学毒性并且与足量的目标化合物结合以用于工业处理的背景中。
在自然环境下，积聚放射性化合物的生物通常经受低放射性。例如，在切尔诺贝利核事故发生后不久，对于含水介质，反应堆冷却箱水的电离辐射的外部剂量率不超过100μGy/h，1986年全年的最大累积剂量为0.01Gy。核电站周围30km区域的普利比亚特河(Pripyat River)的沉积物上沉积的放射性核素的剂量率在事故后于各处立即升高至0.4mGy/h(Kryshev and Sazykina,Journal ofEnvironmental Radioactivity,28:91-103,1995)。
在多数情况下，均没有测试提议用于防止污染有放射性的物质或废物的污染和/或用于浓缩放射性化合物的微生物的电离辐射抗性。这是因为，这些微生物用于提取U(铀)和Th(钍)，而这两种元素的主要同位素的活性低(例如，对于包含10μg/l 238U或235U的溶液，238U或235U的活性分别为0.13或0.8Bq/l)。
美国专利US 4320093提出使用根霉属(Rhizopus)的真菌提取含水废物中包含的铀或钍。英国专利GB 1472626提出使用通过X射线辐射经铀预适应的单细胞绿藻获得的突变单细胞绿藻，英国专利GB 1507003专利提出使用多种微生物，特别是黑曲霉(Aspergillus niger)真菌和颤藻属(Oscillatoria)蓝细菌来浓缩天然存在于海水中的铀。美国专利US 7 172 691提出使用小球藻属(Chlorella)、栅藻属(Scenedesmus)、卵囊藻属(Oocystis)和衣藻属(Chlamydomonas)的活光合藻类从包含浓度约0-20ppm铀(表现为238U和235U分别260和1600Bq/l的活性)的含水介质浓缩放射性污染物，特别是铀。与此相比，构成下文所述微藻生活环境的来自核元素贮存池的水的活性为约300000Bq/l。
迄今为止，所描述的大部分抗辐射生物均是原核生物。耐辐射奇球菌(Deinococcus radiodurans)具有抵抗电离辐射的超常能力，其在60Gy/h的辐射下生长，并且在15kGy的剂量下存活。然而，这种细菌的天然耐金属性并不很高。例如，该菌不耐受钴(无论任何同位素)，5ppm的钴，即约10-4mol/l的钴即抑制其生长(John et al.,Symposium Chemical-biological Interactions In ContaminantFate,Metal Toxicity In Deinococcus radiodurans,p.426-428in Preprints ofExtended Abstracts Vol.40No.2,2000)。因此，要将该细菌作为放射性介质中包含的金属的纯化剂使用，需要遗传修饰以引入使其能够积聚目标金属的基因。因此，曾提出对奇球菌属（Deinococcus)的细菌进行遗传修饰，以表达能够消除有机化合物、金属或放射性核素的毒性或将其代谢的酶，进而用于核废料场原位生物治理的目的(PCT申请WO 01/23526)。新近，从高活性的放射性废料场分离并纯化了耐辐射动球菌(Kineococcus radiotolerans)种的细菌。根据描述，这些细菌能够在剂量率大于10Gy/h的电离辐射存在条件下降解有机污染物，还提出所述细菌通过生物吸附用于非选择性的防止放射性核素污染的应用(美国专利US7,160,715)。
尽管可用于净化放射活性非常高的介质，但这两种微生物的不足之处在于不是自养生物，因此需要外部提供的含碳养分才能以活培养物的形式使用。此外，与还需要较不丰富培养基(less rich culture medium)的自养生物相比，这两种微生物的培养物对其他细菌的污染更加敏感。
现已描述了一种形式(single form)的耐辐射自养生物(Farhi et al.,20:104216,2008)。该生物为绿藻纲(Chlorophyceae)的微藻，耐受电离辐射，LD50为6kGy，而藻类电离辐射抗性的LD50通常在30至1200Gy之间(IAEA,1976,Effects ofionizing radiation on aquatic organisms and ecosystems.Technical reports series No.172,International Atomic Energy Agency,Vienna)。
本发明人现在分离出了另一种耐辐射微藻，其属于胶球藻属(Coccomyxa)(共球藻(Trebouxiophyceae)纲：
Figure BDA00002242105100031
and Leliaert,Unravelling the algae:the past,present,and future of algal systematics,CRC Press,Brodie and Lewis eds.,2007)，并且发现这种微藻不仅表现出高于Farhi等(2008，见上)所述微藻的电离辐射抗性，而且还能够摄取并浓缩含水介质中溶解的放射性或非放射性金属离子，因此，其能够生长在放射性介质中。
这种藻代表了胶球藻属的新种，下文中称作Coccomyxa actinabiotis。
根据布达佩斯条约，在2009年6月23日将这种新种的代表性无生物污染性培养物保藏在藻类和原生生物培养物保藏中心(Culture Collection of Algae andProtozoa,CCAP)，地址在英国阿盖尔郡苏格兰海洋科技协会，Dunstaffnage海洋所(Scottish Association for Marine Science,Dunstaffnage Marine Laboratory,GB-Oban,Argyll,PA37 1QA,UK)，保藏号为CCAP 216/25。
Coccomyxa actinabiotis种藻类的特征特别在于：其对应于18S核糖体RNA-ITS 1-5.8S核糖体RNA-ITS2-26S核糖体RNA(start)的基因包含与SEQ IDNO:1具有至少95%同一性的序列，按优选顺序递增，包含与SEQ ID NO:1具有至少96%、97%、98%或99%同一性的序列。
上文所述同一性百分数是使用Clustal软件(Larkin et al.,Bioinformatics,23,2947-2948,2007)比对序列后，在由SEQ ID NO:1的全序列组成的比较窗口上计算获得的。
Coccomyxa actinabiotis种藻类的特征还可在于：对应于ITS1-5.8SrRNA-ITS2的区域与SEQ ID NO:1序列的相应区域具有至少90%的同一性。将此阈值估算为90%是以本发明人的观察结果为基础的，该结果显示Coccomyxaactinabiotis和其他胶球藻属在此区域间的最大同一性为81%，且其他胶球藻属彼此在ITS1-5.8S rRNA-ITS2之间的最大同一性为88%(见下表III)。
特别地，Coccomyxa actinabiotis的核糖体rNA基因的序列与所属的胶球藻属其他种的不同之处在于，对应于18S rRNA的区域中约500bp的两个插入物(图2中以斜体字表示的插入物)。差别还在于其18S rRNA基因(图3)的性质及其ITS1和ITS2的性质。
基于其对电离辐射的抗性，Coccomyxa actinabiotis不仅能够吸收并浓缩含水介质中溶解的放射性或非放射性金属离子，还能够在允许其吸收并代谢除金属之外的放射性化合物(例如3H或14C)的放射性介质中生长。
因此，本发明的主题是胶球藻属的绿藻，特别是上述定义的Coccomyxaactinabiotis种的应用，其用于从包含溶解的金属Ag、Co、Cr、Zn、Mn、Sb、Cs、Ni、Fe、锕系元素、镧系元素(无论其具有或没有放射性)或放射性同位素14C和3H的含水介质吸收选自所述金属或所述放射性同位素中的至少一种元素。
更具体地，本发明的主题是从包含溶解的放射性或非放射性金属Ag、Co、Cr、Zn、Mn、Sb、Cs、Ni、Fe、锕系元素或镧系元素，或放射性同位素14C和3H的含水介质吸收选自所述元素中的至少一种元素的方法，其特征在于通过在所述含水介质中温育胶球藻属的绿藻进行所述吸收。
有利地，所述元素是选自Ag、Co和锕系元素U的金属。
另外，有利地，所述元素是14C。在法国，核电站废料中的14C量在近几年才受到单独管理。然而，14C是核电站排放到环境中的主要放射性污染物，仅次于氚。例如，Tricastin核电站的基础核电站(4组900MW)在2009年向空气排放了170GBq的14C，在废液中排放了15.9GBq的14C(EDF Annual Report 2009)。利用
Figure BDA00002242105100051
工艺的核燃料后处理厂(例如，AREVA，海牙)为了对1GWe反应堆的所有燃料进行后处理，每年向环境排放约600GBq的14C (Toxicologie nucléaireenvironnementale et humaine[Environmental and human nuclear toxicology],edsTec and Doc,Lavoisier,2009)。
根据本发明的一个优选实施方式，所述含水介质是放射性介质，即所述藻类在其中受到的剂量率在数μGy/h至1kGy/h范围的介质。根据该实施方式的一个优选方面，待吸收的元素是选自上述的金属，其为放射性同位素的形式，或同位素混合物的形式。
所述藻类在所述含水介质中的温育时间可具体地根据以下改变：第一，所涉及的元素；第二，必须进行吸收的含水介质的性质。所述温育通常可以是至少1小时，并可以长达数个月，甚至数年。例如，如果仅需要吸收Ag，约1小时的温育时间足可吸收大部分Ag，约10~20小时几乎可完全吸收；如果要吸收其他金属，可使用至少3~5天，且有利地为至少1周的更长温育时间。例如，如果需要吸收14C，在下文实施例4提出的优化条件下，3小时的温育时间将足以吸收绝大部分14C。
实际上，需要的最长温育时间主要取决于所述藻类在所述含水介质中生长和存活的能力。
在存在光和二氧化碳(通过接触环境空气、搅拌培养物或充气引入)时，胶球藻属的藻类，特别是Coccomyxa actinabiotis种的藻类，能够在pH 5~6且温度20~30℃的弱矿化水(电导率1至1.5μS/cm)中生长和存活非常长的时间，并且能够在去矿质水(电导率0.05μS/cm)中生长和存活3~4周。由于这些绿藻类需要光进行光合作用并产生其有机质，因此在避光放置时其停止生长。
因此，根据本发明方法的一个实施方式，可通过控制对包含Coccomyxaactinabiotis种绿藻的含水介质的光照来控制所述藻类的生长。
Coccomyxa actinabiotis藻类还可以在弱放射性介质中生长和存活数年，其在所述介质中受到的辐射小于或等于0.15mGy/h。所述藻类可以耐受1Gy/h的辐射长达约1个月，其还能够耐受300Gy/h的辐射约1天，以及100Gy/h的辐射约3天。在放射性非常高的介质中，所述藻类能够耐受1kGy/h的辐射长达20小时；如果随后将其转入非放射性介质中，其在不到2周内恢复生长能力。作为例示，可将低剂量率范围的界限(在低于该界限时，没有检测到生物学效应)设置为约1mSv/h(即对于γ-辐射为1mGy/h)。低剂量是小于10mSv/h的剂量。大于1mSv/h的剂量率产生有害的生物学效应。大于10-100mSv的剂量出现统计学上可观察到的效应。高剂量是大于1Gy的辐射，从该数值起确定性的效应开始变得明显。
为了实施本发明的方法，可在振荡下使用悬浮在有待进行吸收的所述含水介质中的所述藻类，以避免其凝聚。所述藻类也可附着到放置在所述含水介质中的平滑、多孔或是珠形式的固体支持物上。
所述方法是可移动的，即使所述藻类与独立于核电站的室中的待进行除污处理的介质接触；或者在原位进行；在后一种情况下，所述藻类随即被直接植入到待进行除污处理的介质中。
在原位吸收或净化方法的情况下，所述藻类可在不影响操作的情况下驻留在电厂中。作为例示，所述藻类的生长可通过光照强度(避光或弱光照)，或照明灯波长的选择(例如黄绿色非光化性光)来控制。过滤水也使得通过吸收悬浮在水中的藻类来控制其生长成为可能。如果证明有必要除去这些藻类，这些藻类的明确破坏可伴随有金属的释放，因此，必须优选由电厂中的部门进行，并回收包含一定浓度金属的废物。
在移动性方法的情况下，在温育结束时，通过常规手段(过滤、倾析、离心等)收集吸收有金属的藻类。在任选地干燥和/或焚烧后，可将所述藻类作为废物除去，无需预先提取其所包含的金属。
有利地，可回收所述藻类吸收的金属以将这些金属再利用。
这种回收可通过任何适合的手段进行。例如，可非破坏性地回收所述藻类吸收的至少部分金属，从而可以在适合的条件下重新使用所述藻类，特别是对于如Ag和Cr的金属，所述金属在吸收后大部分保留在粘液水平和细胞表面水平。可通过将所述藻放置在存在络合或酸溶液的条件下来进行所述回收。因此，对于诸如Ag的金属，尤其可通过在pH 1~2.5，优选pH 1.5~2的酸性介质中处理所述藻类1~2天来进行回收。
对于诸如Cr的其他金属以及结合在粘液水平和细胞表面水平的金属部分，还可通过使用0.1mol/l诸如EDTA的螯合剂处理1小时至3天，优选处理约1天的方式进行回收。
对于在被藻类吸收后隔离在细胞内的诸如Co的金属，可通过在pH 0.5的酸性介质中处理所述藻类2~10天进行回收，但对细胞的后续存活力没有任何保证。
所述金属还可以在破坏所述藻类后被回收。这种破坏可以通过，例如裂解所述藻类而进行。还可以通过，例如焚烧所述藻类而进行。
可以在需要从含水介质提取放射性或非放射性金属，特别是上述那些金属的所有情况下实施本发明的方法，以用于矿业操作，或对含金属的含水废物、特别是放射性废物进行除污处理的目的。
除了特异性吸收和浓缩上述金属(Ag、Co、Cr、Zn、Mn、Sb、Cs、Ni、Fe、锕系金属或镧系金属，无论其具有放射性还是没有放射性)的强能力外，胶球藻属的藻类，特别是Coccomyxa actinabiotis种的藻类，还具有非特异性吸收其他金属的性质，特别是借助于其由具有络合阳离子性质的多糖组成的细胞外粘液。
因此，本发明的方法特别适合用于放射性或非放射性金属污染的含水介质或土壤(泥炭沼泽、湿地)的除污和净化，更特别地，用于放射性介质，例如来自核电站或反应堆的贮存池的水或二次冷却回路的轻水，或者来自核电站排放到环境中的废物的除污和净化。
本发明不仅可以使用Coccomyxa actinabiotis种的单细胞绿藻类实施，还可以使用微生物混合物实施，所述微生物混合物包含Coccomyxa actinabiotis种的单细胞绿藻类和至少一种微生物，特别是细菌、真菌、酵母、另一种单细胞藻和/或多细胞植物，优选抗辐射或耐辐射、能够浓缩溶解的金属离子和/或吸收并代谢金属之外的放射性化合物(例如，3H或14C)的那些。可与Coccomyxa actinabiotis种的单细胞绿藻类组合使用的多细胞植物和微生物特别是上文所述的那些，特别是抗辐射或耐辐射的那些。在将本发明应用于放射性含水介质的情况下，微生物混合物的温育时间依赖于组成所述混合物的微生物的个体抗性。类似地，可调整培养条件，以促进组成所述混合物的一种或多种微生物的生长。
由以下说明可更清楚地理解本发明，其涉及描述Coccomyxa actinabiotis种的分离和表征及其用于净化放射性含水介质的应用的实施例。所述实施例通过以下附图的方式进行说明：
-图1A和1B代表了通过光子显微镜(Zeiss binocular Axioplan 2显微镜，图1A和1B的放大倍率分别为1000和3000)观察的本发明微藻类的图片。图1B显示了两个具有鞭毛的细胞的接合。
-图2显示了Coccomyxa actinabiotis微藻类的18S rRNA-ITS1-5.8SrRNA-ITS2-26S rRNA核糖体DNA基因(前500个碱基)的序列。
-图3显示了通过使用Clustal W22.0.12软件的多序列比对而进行的微藻CCAP 216/25与数据库中列出的其他胶球藻种的核糖体RNA小亚基(18S rRNA)序列的比较。
-图4显示了作为以戈瑞(Gy)计的辐射剂量的函数的Coccomyxa actinabiotis的死亡百分比。
-图5说明了Coccomyxa actinabiotis对金属的结合和浓缩。该图显示了所得的金属110mAg、60Co、51Cr、65Zn、54Mn和124Sb的浓缩系数，其中所述浓缩系数定义为微藻中吸附或吸收的金属浓度(新物质的原子/g)与水中金属浓度(原子/ml)的比。
-图6~8显示了在有(图7)或没有(图6和8)粘液时，Coccomyxa actinabiotis微藻结合和掺入金属银(图6和7)和钴(图8)的动力学。以接触时间(小时)的函数表示的吸附-吸收的金属量(以百分比计)。图6A：包含110μg/l银离子的溶液；图6B：包含5.5mg/l银离子的溶液；图7A：包含1.1mg/l银离子的溶液；图7B：包含55mg/l银离子的溶液；图8A：19μg/l钴离子；图8B：0.94mg/l钴离子；图8C：4.8mg/l钴离子。
-图9显示了通过Coccomyxa actinabiotis的培养物引入14C。包含所述藻类的颗粒中(三角形)和培养上清(菱形)中的碳氢化合物形式的14C的百分比以时间(小时)函数表示。
-图10显示了在Coccomyxa actinabiotis存在下，放射性元素贮存池中作为时间(天)函数的银-110m的浓度(表示为kBq/l)。
实施例1：Coccomyxa actinabiotis的分离和表征
从核反应堆的废燃料贮存池收集微藻。该贮存池中包含的水的pH为5.2~5.8，电导率为1~1.5μS/cm，与环境空气接触并且包含溶解的放射性元素。其温度在23~30℃之间的范围，平均为25℃。所述贮存池中的放射性活性依赖于测量点而在低至很高的范围变化。在接触废燃料元素后，γ活性可达到数千Gy/h。
在该贮存池的壁和多个表面上观察到了绿色有机物膜的存在。采集样品，在显微镜下观察时，其显示为单细胞绿色微藻。
培养条件
将采集的样品贮存并放置在光照、pH 5~6.5、温度23℃且由可进行气体交换的多孔瓶塞封闭的无菌Erlenmeyer瓶中培养。
测试了以下培养基：
-BBM培养基(Bold’s Basal Medium,Sigma)，纯培养基或由去矿质水稀释。BBM培养基通常用于培养绿藻；
-BG11培养基(Rippka et al.,“The Prokaryotes”,vol.1:212-220,1979;Sigma)。这种培养基通常用于培养蓝细菌；
-弱矿化水(电导率1~1.5μS/cm)，或去矿质水(电导率0.05μS/cm)。
下表I中标出了BBM和BG11的组成：
表I
在BG11和BBM培养基中，所述微藻在这两种培养基中以类似的指数生长期生长。
在弱矿化水或电导率为0.05μS/cm的去矿质水中，所述微藻在短时间内以快速生长期生长，这与BG11和BBM培养基获得的结果类似，但在电导率为0.05μS/cm的去矿质水中，其健康状况在3~4周后恶化，这可能是由于储量(reserves)耗尽造成的。
将所述藻类放置在固体琼脂BBM培养基上培养。由此分离圆形集落，随后各自铺在琼脂培养基上。将此操作重复6次以获得源自单个细胞的纯培养物。
根据布达佩斯条约，在2009年6月25日将此培养物(下文称作微藻CCAP216/25)的样品保藏在藻类和原生生物培养物保藏中心(CCAP)，地址在英国阿盖尔郡苏格兰海洋科技协会，Dunstaffnage海洋所，保藏号为CCAP 216/25。
形态学和生物化学特征
所分离的微藻是单细胞微藻。通过光子显微镜和共焦显微镜观察，其细胞有核，呈椭圆形。其平均长度为6.8±0.9μm，平均宽度为3.8±0.6μm。然而，根据其生长阶段，可观察到更大的平均长度，达9-10μm，或更小的平均长度，约5μm，特别是在刚刚分裂后。
所述微藻包含叶绿体(或许多个)，该叶绿体包含叶绿素，是光合作用的位点。蛋白颗粒，即淀粉核，占据了叶绿体的一部分，其涉及淀粉的合成等。其他细胞器，特别是液泡，占据了细胞的其余部分。
在其植物形式中，所述细胞不具有移动性。有时，某些个体具有两条运动鞭毛，其为进行生殖的性细胞或配子，或参与增殖以使物种散播的游动孢子。通过原始细胞或母细胞的分裂形成这两种类型细胞。
在琼脂培养基上的培养物中，所述细胞保持聚集在饼状的聚集体中。
从贮存池新采集的细胞与在BBM培养基中培养一个月的细胞有一些差异的区别。前者具有大贮藏粒，大多彼此聚集，通过由多糖组成的粘液保持在一起，并且其具有鞭毛的细胞的运动性降低。在将培养在BBM培养基中的所述藻类送回到放射性和营养胁迫条件时，其恢复成从贮存池水分离的那些细胞的形态。
从贮存池水分离的细胞的着色更深(鲜绿色)，通常被很好地区分(bienindividualisées)，且在对培养物定期搅动时，其具有鞭毛的细胞非常活跃。
因此，可以将这种微藻在分离出该微藻的不利培养基中的形态学和行为学变化理解为是对特定物理化学条件(存在电离辐射、存在诱导氧化和电离胁迫的放射性金属；缺少矿物盐，导致营养胁迫)的适应。
图1A和1B代表了在将源自反应堆的池的样品引入至BBM培养基中1个月后，通过光子显微镜观察的这些微藻的图片。
位于叶绿体中的淀粉可通过卢戈氏液(I2+IK=碘化水)染色显示。对这种反应的阳性反应(棕色至蓝紫色染色)可将这种微藻归类至绿藻类(＝绿藻门)。
该生物的UV-可见光吸收谱显示存在叶绿素a(吸收峰在663nm)、叶绿素b(吸收峰在647nm)和胡萝卜素(吸收峰在470nm)。
因此，该生物为单细胞、真核细胞和淡水类的绿藻，其属于对植物具有亲和性的原生生物界，因此属于原生植物类。因为其包含叶绿素a和b和胡萝卜素作为光合色素且其储量是淀粉，所述生物属于绿藻门或绿藻类。
核糖体DNA基因的扩增和测序
通过Newman等的方法(Genetics,126:875-888,1990)，从按如上描述分离的微藻A提取总DNA。
通过PCR扩增覆盖18S rRNA-ITS1-5.8S rRNA-ITS2-26S rRNA (前500个碱基)核糖体DNA基因的基因组区域，并测序。
所使用的引物为常用于扩增微藻rRNA基因的EAF3:TCGACAATCTGGTTG ATCCTGCCAG(SEQ ID NO:2)和ITS055R:CTCCTTGGTC CGTGTTTCAAGACGGG(SEQ ID NO:3)。
使用从两个独立培养物分离的DNA获得的扩增产物为4kb(即，比通常描述的微藻长1kb)。这些扩增产物的序列显示在图2和序列表的SEQ ID NO:1中。该序列包含微藻CCAP 216/25特异性的且如图2中加粗斜体字显示的约500碱基对的2个插入物。
使用BLASTN算法(Altschul et al.Nucleic Acids Research,25:3389-3402,1997)在数据库中检索与序列SEQ ID NO:1显示最大同一性的核糖体RNA基因序列。为了进行该检索，取出图2中加粗斜体字显示的约500碱基对的2个序列。该检索显示，特征与微藻CCAP 216/25最接近的物种属于胶球藻属。然而，序列SEQ ID NO:1包含约500碱基对的2个特异性插入物，其在目前表征的胶球藻属藻类中没有发现。
通过使用Clustal W22.0.12软件的多序列比对，将微藻CCAP 216/25与数据库中列出的其他胶球藻种的核糖体RNA小亚基(18S rRNA)的序列进行比较。序列比对显示在图3中。下表II给出了该序列比对的结果。参考其在序列表中的编号，成对比较的18S rRNA的序列显示在SEQ ID A和SEQ ID B列中。
表II
Figure BDA00002242105100131
该序列比对显示，与CCAP 216/25株最接近的物种是Coccomyxa chodatii株SAG 216-2(SEQ ID NO:6)、Coccomyxa peltigerae株SAG 216-5(SEQ ID NO:5)、Coccomyxa sp.Flensburg fjord 2(EU127471)、Coccomyxa glaronensis株CCALA 306(AM167525)和胶球藻株CPCC 508(AM981206)，其序列同一性分别为98%、97%、97%、96%和96%。CCAP 216/25株与胶球藻相比获得的这些高同一性得分接近于胶球藻序列相互比较所得的得分，但远远不同于与属于另一属的单细胞微藻(南极衣藻CCMP681)(EF106784)序列比较获得的得分(参见图3)。这表明CCAP 216/25株属于胶球藻属。
此外，还进行了CCAP 216/25株与其他胶球藻的ITS区序列的比较。下表III给出了该序列比较的结果。成对比较的ITS1-5.8S rRNA-ITS2区序列显示在列I和II中。参考其在序列表中的编号标示了Coccomyxa actinabiotis(CCAP216/25)、Coccomyxa chodatii SAG 216-2和Coccomyxa peltigerae SAG 216-5株的序列，即分别为SEQ ID NO.11、12和13。对于可在GenBank数据库获得ITS1-5.8S rRNA-ITS2区序列的以下株，相应的登录号也显示在表III中：
-AY293964:    Coccomyxa peltigerae var.variolosae
-AY293965:    Coccomyxa solarinae var.croceae
-AY293966:    Coccomyxa solarinae var.bisporae
-AY293967:    Coccomyxa solarinae var.saccatae
-AY293968:    Coccomyxa chodatii
-AY328522:    Coccomyxa peltigerae株SAG 216-5
-AY328523:    Coccomyxa subellipsoidea株SAG 216-13
-AY328524:    Coccomyxa rayssiae株SAG 216-8
-U66945:      Chlamydomonas callosa
-U66956:      杜氏盐藻（Dunaliella tertiolecta)
-AF376740:    桑葚实球藻(Pandorina morum)
表III
Figure BDA00002242105100151
Figure BDA00002242105100161
该序列比对显示，CCAP 216/25株序列与所指出的其他胶球藻株比较具有73%至81%的同一性，这与将所指的胶球藻的ITS区相互比较获得的得分在同一数量级(78%至99%)，而与其他属比较获得的得分相去甚远(约30~50%)。
此外，还发现对应于CCAP 216/25株的18S rRNA的序列不同于迄今所指出的所有胶球藻，特别是其具有约500碱基对的两个插入物。
后两点表明其为不同于迄今所指出的所有胶球藻的胶球藻物种。
因此，这些结果表明所分离的微藻属于胶球藻属，但其DNA足以区别于数据库中列出的其他胶球藻物种，特别是由于其在18S rRNA DNA中的两个插入物以及ITS1和ITS2，由此认为其是新物种，本文将其命名为Coccomyxaactinabiotis。
对非生物胁迫的抗性
Coccomyxa actinabiotis耐旱、耐寒且耐黑达48小时。
Coccomyxa actinabiotis还耐受纯重水达48小时(避光接触50%、80%和100%D2O 24小时和48小时藻类的呼吸作用和光合作用及其在正常培养基中24小时后的恢复；以及光照下接触50%D2O 24小时的藻的呼吸作用和光合作用显示在这些条件下，重水对这些生理参数没有影响)。
这种重水抗性使得可提议Coccomyxa actinabiotis(和更广义地胶球藻属藻类)用于合成氘化化合物。
Coccomyxa actinabiotis还耐受丙酮、醇类、酸类和超声。
通过使其接触不同剂量的γ辐射，检测所述藻类对电离辐射的抗性，其中所述γ辐射来自辐射正减弱的废燃料元素。通过活体染色(中性红)测定辐射后的死亡率。
Coccomyxa actinabiotis耐受长期(大于约10年)的中度辐射(150μGy/h)。
Coccomyxa actinabiotis耐受300Gy/h的剂量率辐射达数天，耐受3000Gy/h的剂量率辐射达数小时。
Coccomyxa actinabiotis还耐受1kGy/h流速20小时。
图4显示了作为辐射剂量的函数的Coccomyxa actinabiotis的死亡百分比。导致种群半数死亡的电离辐射剂量大于10kGy(10kGy下的死亡率为45%)。
Coccomyxa actinabiotis还明显地耐受20kGy辐射(死亡率80%±5%，即存活率20%±5%)。在这种20kGy强辐射的情况下，其在数周内重新定殖于培养基。在4周内，培养物恢复了1/3的辐射前初始光合活性，且其在2周内恢复到等于无辐射或弱辐射样品的种群密度。
实施例2:Coccomyxa actinabiotis对放射性金属的浓缩
对对金属的结合和浓缩
在光照(200lux)下，将从贮存池新采集的微藻(约10毫克鲜重)在光照(200lux)下于定期更新的去矿质水(pH 5.5;电导率1.2μS/cm)中放置1年，所述去矿质水中包含，例如400Bq/l的60Co、1100Bq/l的110mAg、1700Bq/l的124Sb、5000Bq/l的51Cr、400Bq/l的65Zn、300Bq/l的54Mn。所述水由于存在氚(约300000Bq/l)和14C(约20000Bq/l)而实质上具有放射性。这种组成类似于来自废燃料贮存池的水。所述藻类在此接触时间中缓慢增殖。
通过γ-光谱测定法测定水中和藻中平衡时的放射性核素的浓度。
由此获得每种金属(110mAg、60Co、51Cr、65Zn、54Mn和124Sb)的浓缩系数，所述浓缩系数定义为微藻中吸附或吸收的金属浓度(鲜物质的原子/g)与水中金属浓度(原子/ml)的比。
所述结果显示在图5中。
这些结果显示，所述微藻非常强地浓缩了银和钴(浓缩系数分别等于450000和40000)，并且较低程度地浓缩了铬(浓缩系数=6000)。浓缩最少的元素也具有显著的浓缩系数(铬、锌、锰和锑的浓缩系数分别等于6000、3000、1200和200)。
在所进行的另一个实验中，将源自BBM培养基中的培养物的250mg鲜重微藻放置在100mm去矿质水中，其中所述去矿质水的组成类似于来自废燃料贮存池的水，即pH 5.5、电导率1.2μS/cm，包含280Bq/l的60Co、530Bq/l的58Co、66Bq/l的110mAg、1460Bq/l的124Sb、1180Bq/l的51Cr、120Bq/l的65Zn、Bq/l的54Mn，还包含氚(260000Bq/l)和14C(10000Bq/l)。培养1天后，所固定的各同位素110mAg、65Zn、60Co、58Co、54Mn、51Cr和124Sb的百分比分别为100%、100%、94%、94%、90%、48%和30%。
从所述微藻提取金属
通过将这些微藻(70mg鲜重)温育在5ml去矿质水或补充有不同浓度HCl的去矿质水中进行实验，在该实验中所述藻类结合的金属被溶解。在中性介质中没有提取出金属。
保留最多的阳离子是60Co、108mAg和110mAg，在低浓度的HCl(pH 4.5~2.5)下其仍保持与细胞结合。在低于pH 2.5的阈值时，其开始被指数级地释放，Co的结合最紧密，原因是其在pH 0.5暴露6天后，最多提取出35%，而在相同条件下提出90%的Ag。在pH 1.5暴露6天后，提取出10%的Ag和2%的Co。对于51Cr，没有pH阈值，暴露6天后其提取从pH=4.5线性提高至pH=0.5达到25%的最大值。
其他实验在0.1M EDTA溶液(pH 4.5)的存在下进行。在这些条件下暴露2天后，提取出所述藻中包含的35%51Cr，但仅提取出1%的60Co和不到0.5%的108mAg和110mAg。
这些实验显示Cr主要留在表面，而Co可能主要保留在细胞内，Ag分布在细胞表面和内部之间。
实施例3：结合金属的动力学、对其毒性的抗性和结合量
Ag和Co结合和掺入的动力学
测定了单价阳离子Ag+和二价阳离子Co2+情况下微藻Coccomyxaactinabiotis结合金属的动力学和吸附-吸收量(que les quantités ad-absorbées)。
银
进行了两个系列的实验：一个采用具有粘液层的藻类(“带有粘液的藻类”)，通过光学显微镜评估粘液层的厚度为约1μm或更高；另一个采用培养在BBM培养基中并且没有或几乎没有粘液的藻类(“没有粘液的藻类”)。
在Erlenmeyer烧瓶中添加20mg藻(压实的鲜重)和90ml不同浓度的Ag+溶液。20mg藻的制备如下：从圆底培养烧瓶取样，在3000rpm离心20分钟，在去矿质水中清洗2次(悬浮，离心)。由此除去培养基，而没有培养基与银络合的风险。
没有粘液的藻类接触包含0.11mg/L和5.5mg/L Ag+的溶液。
带有粘液的藻类接触包含22μg/L、1.1mg/L和55mg/L Ag+的溶液。
将Erlenmeyer烧瓶放置在光照振荡器上，并在不同暴露时间取样5ml以监测各初始浓度银的结合动力学。将样品在4500rpm离心10分钟以分离浓缩了所述金属的所述藻类。随后，分析颗粒(藻类)和上清中的金属含量。
图6中显示了没有粘液的藻类的结果；图7中显示了带有粘液的藻类的结果。
对于带有或没有粘液的藻类，在前面的小时中观察到非常快的银吸收动力学，随后是平台期。
在平台期，如果其初始浓度是0.11mg/l，没有粘液的藻类结合了所有的银；如果其初始浓度是5.5mg/l，则结合了75%的银。
如果其初始浓度是0.11mg/l，带有粘液的藻类结合了所有的银；如果其初始浓度是55mg/l，则结合了20%的银。
所述藻类对银的快速累积可通过两个现象解释：第一，通过大量粘液螯合在所述微藻外部，所述粘液由糖及其衍生物的聚合物组成，具有螯合阳离子的性质；第二，通过通道或转运子主动和/或被动地将银掺入或引入到所述藻类的内部。多种跨膜离子通道都进行例如将Na+离子、K+离子或可能的单价金属例如Ag+运输至细胞质的非选择性被动运输，在高浓度梯度时更加易于进行。
因此，胶球藻属对银的浓缩对应于粘液和壁化合物上的吸附，以及通过跨膜离子通道和活性转运子的细胞内吸收。
钴
按照与上述用于银的相同方案，使用没有或几乎没有粘液的藻类进行实验。所述藻类暴露于19μg/L、0.94mg/L和4.8mg/L的初始钴浓度。
结果显示在图8(A-C)中。
观察到可能与吸收偶联的快速初始吸附。然而，对钴的显著性低于银。此后，所述吸收逐渐持续数天。细胞内的钴浓度没有达到最大值，但在接触开始后持续增加一周以上。
因此，钴的吸收机制似乎不同于银。实际上，因为其离子半径较大，二价Co2+离子不能使用与Ag+离子相同的离子通道。钴的吸收可能由负责吸收细胞生长必需的二价金属(Fe2+、Mg2+等)的共转运子，或活性转运子，例如已知作为镉Cd2+或Ag+ATPase的跨膜转运子的ATP依赖性ABC泵执行。这种活性转运可解释适度但长期的吸收。
耐受的最大金属浓度
通过使所述藻类与银或钴接触1周(20mg微藻(鲜重)，在包含不同浓度的Ag或Co的100ml去离子水中)研究Coccomyxa actinabiotis支持的剂量界限。
没有粘液的藻类对银金属毒性的抗性低于带有粘液的藻类。粘液可防止接触初期金属快速大量地流入细胞质。通过形成结合离子的屏障，粘液限制了向跨膜通道的扩散以及毒性金属快速大量的输入。随后，可适度且逐步地吸收这些金属，并将其以不危及细胞的形式贮存。没有粘液的Coccomyxae actinabiotis不能在超过250μg/L的银浓度下存活，而带有粘液的Coccomyxae actinabiotis能够耐受至少50mg/L的细胞外银浓度。
没有粘液和带有粘液的Coccomyxae actinabiotis的钴耐受阈值分别大于50mg/l和800mg/l的Co2+浓度。在这些条件下培养1周，没有观察到对微藻的显著影响。
结合的最大金属浓度
由于其合成的大量粘液和掺入及净化的活性机制，所述藻类能够结合的Ag和Co的量远远超过按被动结合的预期。
通常，金属对生物是有毒的。
银在10-7~10-5mol/l通常对生物有毒(Ratte HT,Environ.Toxicol.Chem.18:89-108,1999)。
抗辐射生物，例如耐辐射奇球菌在10-4mol/l钴存在下不生长(John et al.,2000，如上)。然而，微藻Coccomyxa actinabiotis却在10-4mol/l钴的存在下生长。
在10倍稀释的BBM培养基中接触每克藻6.7×10-4mol当量银的Coccomyxaactinabiotis藻每克鲜重结合了43.7mg的银，即约450mg/g干重。
这种银结合量远远高于文献中报道的那些。文献报道地球生物中的银浓度在0.01~150μg银/g干重之间，即约0.001~15μg银/g鲜重，藻类中的银浓度在3μg/g至7mg/g干重之间，即约0.3μg至0.7mg银/g鲜重。Coccomyxa actinabiotis结合的银量甚至大于显示极高耐银性的细菌所能积累的银量：银超积累细菌积累达300mg银/g干重(Ratte,1999,above;Charley et al.,Arch.Microbiol.123:239-244,1979)。此外，大多数高度积累银的生物都不具有辐射抗性。
在10倍稀释的BBM营养培养基中，接触当量为3.8×10-4mol钴/g藻45天的Coccomyxa actinabiotis藻结合了12.1mg金属/g鲜生物质。在10倍稀释的BBM营养培养基中，接触当量为1.0×10-3mol钴/g藻6天的Coccomyxa actinabiotis藻结合了1.53mg金属/g鲜生物质。这些数值远高于文献中报道的那些。植物中的平均钴浓度在0.1~115μg/g干重，即约0.01~11μg/g鲜重，而钴超积累植物结合达4.3mg钴/g干重(Bresson et al.,Toxicologie nucléaire,environnementale ethumaine[Nuclear,environmental and human toxicology],publisher Lavoisier 2009,editions TEC and DOC.Chap.29 Cobalt,p.553-573)，即约0.4mg/g鲜重。文献中引用的钴积累最高的生物不具有辐射抗性。
实施例4：碳14的固定
碳14与氚一起构成了核电站排放到环境中的主要放射性污染物(在EDF电厂的液体废料中8~25GBq的14C/年)。14C废料自2008年才受到控制。目前，尚没有专门的14C处理。各电厂对液体放射废物中14C的控制互不相同。在EDF发电厂，阈值设定为150-400GBq(2008年的规定)。14C主要以14CO2、碳酸盐(14CO3 2-或H14CO3 -)、14CO的形式排放到液体废物中，还有小部分以未知的有机形式排放。如同所有植物，胶球藻属绿色微藻能够通过光合作用以12CO2形式掺入碳。在生物过程中，对14C与12C的同位素区分可以忽略。然而，与由此推导的内容不同，Coccomyxa actinabiotis微藻对14C的固定完全不是显而易见的。例如，所述藻在pH 8不固定14C，但在pH 7固定14C。
此外，仅能使用活的光合生物质通过如光合作用的生物过程进行14C固定。
测定了14C对微藻生理学的影响以及使其能够实施并优化这些微生物的14C积累的参数。
通过液体闪烁分析所述藻类和水中的14C。使所述微藻接触HCO3 -和CO2(pKa为6.4和10.3)的酸碱平衡中碳酸盐CO3 2-形式的14C和乙酸盐形式的14C。
14 C对微藻生理学的影响
通过监测细胞生长评估14C的存在对藻类生理学的影响。与没有接触14C的培养物相比，单独存在达20000Bq/l的14C对生长没有影响。
放置在来自废核燃料贮存池的水中培养的细胞，其种群也生长了8天，其中所述贮存池包含γ辐射源且富含300000Bq/l的14C。
影响所述藻类的 14 C掺入的参数
14 C的化学形式
如同其处理乙酸盐有机形式，所述藻类掺入与碳酸氢盐相平衡的二氧化碳无机形式。CO2通过光合作用(6CO2+12H2O+hv→C6H12O6+6O2+H2O)掺入到细胞中。乙酸盐以乙酰辅酶A的形式通过代谢使用，特别是在细胞的主要能量循环中(克雷伯氏循环)。
pH
研究了在pH 6.9~8.5的范围内pH对碳酸氢盐形式的14C的掺入的影响。最佳pH为6.9，且在进行接触的容器被密封时，可掺入存在于介质中的80~90%的14C。在此pH，25%的14C为溶解CO2的形式。有必要封闭容器，以避免与H14CO3 -相平衡的14CO2的快速脱气。
所述藻类的14C掺入量在pH7.5时很低(几个百分点)，而在pH 8.5时为0。
培养所述微藻的初始条件
细胞在与14C接触时的生理状态对14C的掺入速率具有影响。当将所述微藻预先培养在较富含营养物的培养基(相对于10倍稀释的BBM培养基，优选2倍稀释的BBM培养基)中培养时，其14C掺入快很多。因此，如果培养物来自10倍稀释的BBM培养基，使所述藻类与包含20000Bq/l 14C的介质接触的最佳时间是50小时；如果培养物来自稀释2倍的BBM培养基，则最佳时间缩短到3小时。
所述藻的密度
在5×106至15×106细胞/ml的范围内，在给定时间段中14C的掺入量随所述藻的密度而增加。例如，初始细胞密度为5×106细胞/ml的藻群需要50小时以掺入存在于介质(20000Bq/l)中的70%量的14C，而对于初始细胞密度为15×106细胞/ml的藻群，7.5小时足以掺入其中90%的14C。
光照强度
14C掺入试验在弱光照(50~70μmol光子/m2/s)下进行。然而，光合活性随照度提高，自500μmol光子/m2/s达到最大值。使用大于500μmol光子/m2/s的照度进行所述藻最大光合活性的测量，结果显示所述藻类在较强照度下能够消耗远远更多的12CO2(比在进行14C掺入试验的光强度下高至少30倍)。
14 C浓度
无论14C初始浓度在2000至20000Bq/l的范围(对应于来自某些核电厂的水池的水中存在的浓度)，在pH 6.9，所述藻类都能快速且大量地掺入14C。源自2倍稀释的BBM培养基中培养物的藻群，对于6000Bq/l的14C浓度的最高14C掺入速率为20Bq/h/106细胞，对于20000Bq/l的14C浓度的最高14C掺入速率为60Bq/h/106细胞。掺入量为约80-90%。
测量了在70μmol光子/m2/s光照下，初始浓度5×106细胞/ml的源自2倍稀释的BBM培养基的Coccomyxae actinabiotis培养物在pH 6.9对氢碳酸盐形式的14C的掺入。14C浓度是6000Bq/l。在将样品多次离心后，分析颗粒(藻)和上清中的14C含量。结果显示在图9中。
14 C纯化的最佳操作条件
●pH 6.9
●最初在富含营养物的培养基(2倍稀释的BBM)中培养细胞
●细胞密度15×106细胞/ml
●强照度(500μmol光子/m2/s)
●接触时间：数小时
性能水平
●净化90%
因此，可将Coccomyxae actinabiotis用于消除来自核电厂的水中包含的碳14：在优化条件下3~7小时内净化90%。
实施例5：铀的结合
本发明的藻类还可用于吸收铀和超铀元素。
从圆底培养烧瓶收集Coccomyxae actinabiotis微藻，用Milli-Q水清洗3次以除去培养基，在振荡下使其以相当于60mg藻(鲜重)/100ml溶液的浓度接触浓度10-8mol/l的硝酸铀酰溶液。在26小时，所述藻类结合了初始存在于溶液中的45%量的铀。在这些条件下，Coccomyxae actinabiotis藻的铀生物浓缩系数是1300l/kg鲜重，即约13000l/kg干重。文献中报道的淡水或海水藻类的生物浓缩系数为120-140l/kg(Paquet et al.,Toxicologie nucléaire,environnementale ethumaine[Nuclear,environmental and human toxicology],publisher Lavoisier 2009,editions TEC and DOC.Chap.23Uranium,p.411-443)。
实施例6：通过Coccomyxae actinabiotis原位作用的方式对贮存池水的净化
将Coccomyxae actinabiotis微藻放置在核电厂燃料元素冷却池中的水平支持物上。该池中充满了平均pH 5.5、平均电导率1.2μS/cm且平均温度25℃的水，并且由于贮存于其中的部件而包含放射性金属元素。该池接触环境空气，并通过氖灯照明。水表面的光强度为200lux。根据池中贮存的部件，所述藻类水平上的剂量率在约100μGy/h至数十Gy/h的范围。在这些条件下，Coccomyxaeactinabiotis能够在其放置的支持物上定殖，并在其上生存和增殖数年。所述剂量率会偶发地达到数百Gy/h。
通过对50ml水样品和从所述支持物采集的100mg藻样品进行γ-谱测定计数，测定了总活性以及所存在的每种γ-辐射源的性质和活性。下表IV中给出了5年停留时间后获得的结果。
表IV
  放射性核素   1ml水的活性(Bq)   1g微藻的活性(Bq)
  51Cr   1.73   10543
  54Mn   0.15   168
  60Co   0.64   24733
  65Zn   0.13   363
  108mAg   <检测界限=0.02   556
  110mAg   0.006   2671
  124Sb   0.87   149
这些结果显示所述藻类的活性比其所生存的水高约10000倍：放射性元素实际浓缩在所述微藻的外部和内部。
特别地，银几乎从水中消失。钴和铬被非常强地浓缩。
实施例7：通过Coccomyxae actinabiotis原位作用的方式对贮存池水的净化，以及与常规方法的比较
使用悬浮在待除污的池中的Coccomyxa actinabiotis微藻原位进行实验，在该实验中对来自总体积为361m3的放射性元素贮存池的水进行净化。在t=14天，向池中引入来自反应堆的两支安全棒。这些棒释放银110m。通常通过结合放射性核素的离子交换树脂纯化水。在t=30天，停止通过树脂的纯化。从t=35天至t=56天，通过悬浮在池中的所述藻类对放射性核素的吸收来纯化水。这些藻类以及所收集的放射活性结合到安装在移动式池机器人表面的多孔滤器(直径50mm，高60mm)上。具有高活性的滤器每隔一天更换。
图10显示了作为时间(以天数表示)函数的池中银110m的浓度。在35至56天之间观察到的110mAg浓度下降是由于存在于池中且结合至滤器的藻类对其吸收而导致的。
从t=60天起，将离子交换树脂放回操作。图10显示使用微藻或离子交换树脂进行放射性元素纯化的功效类似。综上，在该试验期间，所述藻类在21天中从所述池除去了740MBq的γ辐射源(470MBq的110mAg、180MBq的124Sb和90MBq的60Co)。
实施例8：通过Coccomyxae actinabiotis以移动法的方式净化核电厂水
使来自废核元素贮存池的水接触Coccomyxae actinabiotis(50ml水接触9×108细胞，即140mg藻(鲜重)，所述藻来自培养物并预先用Milli-Q水清洗3次)。所述水最初包含下表V中列出的放射性核素。
在接触24小时后对水和藻类的评估显示24小时中除去了水中92%的γ活性。
下表V显示了根据测量的总γ活性和每种元素测量的γ活性的水的初始组成，以及在24小时所述藻类结合的γ放射性放射核素的百分比。
表V
  总计   54Mn   60Co   110mAg   137Cs   238U
  水中的初始γ活性(Bq/l)   161.9   9.2   42.4   22.7   66.5   21
  结合%   92   100   72   100   100   95
因此，对银110m、锰54、铯137的结合为100%，钴60为72%，铀238为95%。
实施例9：微藻的增殖控制
所述微藻是光合型的，其需要光以进行光合作用并产生其有机物。因此，在对应于来自核电站的各种介质和废物的营养高度耗尽的介质中，其生长可以由光照控制。通过光照足以使其在给定区域生长。在其没有覆盖的池中，其优选在靠近光源增殖。在将其避光放置2天至1个月期间，其生长停止。还可通过使用允许很少或没有光合反应的光，例如利用黄绿色的非光化灯对其进行照射，来控制其生长。
过滤水使其能够收集悬浮在水中的所述藻类和控制其生长。
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Claims (12)

1.胶球藻属的单细胞绿藻类，其特征在于其属于Coccomyxa actinabiotis种，所述的Coccomyxa actinabiotis种通过在18S核糖体RNA-ITS1-5.8SrRNA-ITS2-26S rRNA基因中存在与序列SEQ ID NO:1具有至少95%同一性的序列而定义。
2.如权利要求1所述的单细胞绿藻类，其具有在2009年6月25日保藏在CCAP，保藏号为CCAP 216/25的Coccomyxa actinabiotis株的特征。
3.用于从含水介质吸收选自金属Ag、Co、Cr、Zn、Mn、Sb、Ni、Fe、Cs、锕系元素和镧系元素以及放射性同位素14C和3H的至少一种元素的方法，其中所述含水介质包含溶解的所述金属或所述放射性同位素，所述方法的特征在于所述吸收通过在所述含水介质中温育所述胶球藻属的单细胞绿藻类而进行。
4.如权利要求3所述的方法，其特征在于所述绿藻类如权利要求1或2所定义。
5.如权利要求3和4任一项所述的方法，其特征在于所述含水介质是放射性介质。
6.如权利要求5所述的方法，其用于吸收选自Ag、Co、Cr、Zn、Mn、Sb、Ni、Fe、Cs、锕系元素和镧系元素的金属，所述方法的特征在于所述金属是放射性同位素的形式或同位素混合物的形式。
7.如权利要求3~6中任一项所述的方法，其特征在于所述绿藻类与至少一种其他微生物和/或至少一种多细胞植物组合。
8.如权利要求3~7中任一项所述的方法，其特征在于通过控制所述含水介质的光照而控制所述Coccomyxa actinabiotis种绿藻类的生长。
9.如权利要求3~8中任一项所述的方法，其特征在于所吸收的元素是金属，所述方法包括从所述藻类回收所述金属的步骤。
10.胶球藻属的绿藻类用于净化放射性含水介质的应用，所述放射性含水介质包含选自金属Ag、Co、Cr、Zn、Mn、Sb、Ni、Fe、Cs、锕系元素和镧系元素以及放射性同位素14C和3H中的至少一种元素。
11.如权利要求10所述的应用，其特征在于所述绿藻类如权利要求1或2所定义。
12.如权利要求10或11所述的应用，其特征在于所述绿藻类与至少一种其他抗辐射或耐辐射微生物和/或至少一种抗辐射或耐辐射多细胞植物组合。
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