崔曉倩,陳國棟,鄭 昊,李曉晨
(1.臨沂首創(chuàng)博瑞水務(wù)有限公司,山東 臨沂 276021; 2.山東農(nóng)業(yè)大學(xué)水利與土木工程學(xué)院,山東 泰安 271018;3.臨沂首創(chuàng)環(huán)保發(fā)展有限公司,山東 臨沂 276002)
隨著納米技術(shù)的廣泛應(yīng)用,金屬納米顆粒(metal nanoparticles,MNPs)不可避免地在生產(chǎn)、消費或處置過程中匯集于水環(huán)境[1-2],其在水環(huán)境中具有遷移能力強、影響范圍廣等特點[3-4]。MNPs進入水環(huán)境后會受各種生物和非生物因素的影響發(fā)生相應(yīng)的遷移轉(zhuǎn)化[5],可通過靜電吸引、氫鍵作用、配位作用等吸附在微生物細胞表面,也可通過微生物的吸附架橋作用發(fā)生異團聚作用[6-8],從而改變在水環(huán)境中的歸趨和生態(tài)毒性效應(yīng)[9]。對于水環(huán)境中的MNPs(如Ag-NPs、CuO-NPs、ZnO-NPs等)來說,其粒子表面的溶解離子被釋放到水體中是一個重要的過程。MNPs的溶解不僅會改變其在水環(huán)境中的粒徑和賦存形狀,也會降低顆粒本身在環(huán)境中的持久性和長期的生物可利用性。MNPs在水環(huán)境中的溶解受其自身特性、水化學(xué)條件等的影響,水生生物的存在也會影響其溶解程度[10]。微藻是自然水環(huán)境中廣泛存在的一種細胞結(jié)構(gòu)簡單、生長繁殖快的水生生物[11]。在水環(huán)境中,微藻和MNPs會以多種形式長期共存,微藻必然對MNPs的遷移和潛在生物毒性產(chǎn)生重要影響[12]。微藻對MNPs的吸附主要依賴于微藻細胞表面含有豐富的羧基、羥基、氨基等官能團,這些官能團易于與MNPs結(jié)合,從而將其吸附在細胞表面[13]。已有研究表明死亡藻體對重金屬離子具有較強的吸附能力,如Jacinto等[14]發(fā)現(xiàn)馬尾藻對Cr6+和Cu2+均具有較強的吸附去除能力,其吸附容量是普通商品活性炭的6倍;Gupta等[15]發(fā)現(xiàn)水綿對鉛離子具有很強的吸附能力等。此外,金屬氧化物納米顆粒在水體中會有不同程度的溶解,可以釋放出自由金屬離子。有些研究認為,水環(huán)境中MNPs的自由離子釋放是其生態(tài)毒性的主要致毒機理,如Hou等[16]認為Zn2+的釋放是納米氧化鋅(ZnO-NP)對羊角月牙藻毒性抑制效應(yīng)的主要原因。微藻細胞表面通常會存在大量的胞外多聚物(extracellular polymeric substances, EPS)和一些胞外酶,而EPS和胞外酶都可能會對MNPs的自由離子釋放產(chǎn)生一定的影響[17]。
萊茵衣藻(Chlamydomonasreinhardtii)是一種常用的測試污染物毒性效應(yīng)的模式水生生物[18],納米氧化銅(CuO-NPs)則是人們生產(chǎn)、生活中廣泛應(yīng)用且備受生態(tài)毒理學(xué)關(guān)注的一類MNPs[19-24]。本文采用批量試驗研究萊茵衣藻對CuO-NPs的吸附特性和機理及其對CuO-NPs中自由離子(Cu2+)溶出的影響,旨在探討微藻對水環(huán)境中金屬納米顆粒遷移轉(zhuǎn)化的影響和利用其進行生態(tài)修復(fù)的可行性。
試驗所用的CuO-NPs粉末購于上海阿拉丁有限公司,平均粒徑40 nm,純度為99.5%,比表面積為29 m2/g。儲備液的配制參照文獻[25],在超純水中加入一定量的CuO-NPs(需要時可調(diào)節(jié)pH值),為使其更好地分散,需進行超聲處理,離心后取上清液作為儲備液,初始濃度以上清液中的相應(yīng)金屬離子濃度為準。
試驗所用的萊茵衣藻由中國科學(xué)院野生生物種質(zhì)庫-淡水藻種庫提供。培養(yǎng)基為液體SE培養(yǎng)基。將萊茵衣藻接種于SE培養(yǎng)基中,放置于培養(yǎng)溫度為25 ℃、光照條件2 000 lux、光照周期12L/12D的光照培養(yǎng)箱中培養(yǎng)。培養(yǎng)至對數(shù)生長初期后進行試驗,起始濃度均為100萬個/mL。
1.2.1吸附等溫線試驗
在100 mL的聚乙烯塑料瓶中加入處于對數(shù)生長期的萊茵衣藻藻液50 mL,溫度為22 ℃的情況下,分別投加10 mg/L、20 mg/L、50 mg/L、100 mg/L、200 mg/L 的CuO-NPs,放入220 r/min的震蕩培養(yǎng)箱中振蕩一段時間后取出,置于4 000 r/min的離心機中離心30 min,取上清液,用石墨爐原子吸收分光光度計在波長為324.7 nm處測定Cu2+的質(zhì)量濃度。為消除其他因素對試驗結(jié)果的影響,在測定特定因素對萊茵衣藻吸附效果的影響時,將其他試驗條件設(shè)置為相同的固定值。設(shè)置3組平行試驗以排除容器對離子吸附造成的影響。在不添加藻液的SE培養(yǎng)基中加入CuO-NPs,作為對照組研究SE培養(yǎng)基對試驗的影響。采用Langmuir和Freundlich等溫線模型對試驗數(shù)據(jù)進行擬合。Langmuir和Freundlich模型的吸附等溫線表達式分別為
(1)
(2)
式中:qe為吸附反應(yīng)達到平衡時萊茵衣藻對Cu2+的吸附量,μg/106個;qmax為萊茵衣藻對Cu2+發(fā)生單層吸附時的最大吸附量,為Langmuir等溫線模型對所得試驗數(shù)據(jù)進行線性擬合后擬合曲線斜率的倒數(shù),即斜率越小,吸附效果越好,μg/106個;ρe為吸附反應(yīng)達到平衡時Cu2+的質(zhì)量濃度,μg/L;KL為Langmuir吸附等溫線的常數(shù),與吸附速率正相關(guān),L/μg;KF為單位濃度吸附質(zhì)存在時,吸附劑對其的吸附量,數(shù)值大小與吸附劑和吸附質(zhì)的性質(zhì)以及溫度有關(guān),與溫度呈負相關(guān),可用來表征吸附劑的吸附能力;1/n為擬合曲線斜率,范圍為0~1,可反映溶液濃度對吸附強弱的影響程度,1/n越小說明吸附能力越強,當0.1≤1/n≤0.5時易于吸附,1/n>0.5則難以吸附[26]。
1.2.2吸附動力學(xué)試驗
取300 mL處于對數(shù)生長期的萊茵衣藻藻液,在溫度為22 ℃情況下進行吸附試驗,藻液初始pH值為7.4,投加50 mg/L的CuO-NPs,在接觸時間分別為0、10 min、30 min、60 min、90 min、120 min時取藻液,測定其中Cu2+的質(zhì)量濃度。用準二級動力學(xué)模型對所得試驗數(shù)據(jù)進行擬合,其線性方程表達式為
(3)
式中:qt為t時刻萊茵衣藻對Cu2+的吸附量,μg/106個;k2為二級動力學(xué)吸附速率常數(shù),min-1。
1.2.3萊茵衣藻對Cu2+溶出影響試驗
在SE培養(yǎng)基及不同濃度(0、50萬個/mL、100萬個/mL、200萬個/mL)的萊茵衣藻藻液中分別加入不同質(zhì)量濃度ρ1(10 mg/L、20 mg/L、50 mg/L、100 mg/L、200 mg/L)的CuO-NPs,并將混合液置于溫度為22 ℃、轉(zhuǎn)速為160 r/min的恒溫震蕩箱中震蕩。96 h后取10 mL的混合液放入離心機中,以4 000 r/min的速率離心30 min,取上清液用石墨爐原子吸收分光光度計測定Cu2+離子的質(zhì)量濃度ρ2,并計算離子溶出比例(ρ1/ρ2)。每組設(shè)置3組平行試驗。利用Microsoft Excel和Origin 8.0對試驗數(shù)據(jù)進行整理、分析。
2.1.1CuO-NPs投加量對吸附效果的影響
不同CuO-NPs投加量下萊茵衣藻對CuO-NPs的吸附情況如圖1所示。由圖1可見,隨著CuO-NPs投加量增加,萊茵衣藻細胞對CuO-NPs的吸附量也隨之增加。但當CuO-NPs的投加量為 100 mg/L 和200 mg/L時,兩者的吸附量并無顯著差異(P>0.05),產(chǎn)生這種現(xiàn)象的原因可能是在CuO-NPs質(zhì)量濃度較低時,萊茵衣藻細胞表面吸附活性位點數(shù)量多于CuO-NPs粒子,藻細胞對CuO-NPs的吸附量取決于CuO-NPs的質(zhì)量濃度;而隨著CuO-NPs質(zhì)量濃度的升高,CuO-NPs粒子的數(shù)量逐漸超過了藻細胞表面的活性位點數(shù)量,藻細胞表面吸附達到飽和,吸附量難以繼續(xù)增加。此外,高質(zhì)量濃度的CuO-NPs在微藻培養(yǎng)液中更易發(fā)生團聚而沉降[26],導(dǎo)致溶液中吸附質(zhì)的濃度降低,減弱了吸附動力,也會降低萊茵衣藻細胞對CuO-NPs吸附效率。
圖1 不同CuO-NPs投加量下萊茵衣藻對CuO-NPs的吸附情況Fig.1 Adsorption of CuO-NPs by Chlamydomonas reinhardtii at different dosage of CuO-NPs
2.1.2接觸時間對吸附效果的影響
在0~30 min 的初始吸附階段,萊茵衣藻細胞對CuO-NPs的吸附量迅速增加,很快達到了最大值167 μg/L,主要是因為此階段萊茵衣藻藻細胞表面的活性點位數(shù)量充足,加之CuO-NPs的質(zhì)量濃度大,吸附驅(qū)動力大,CuO-NPs可快速被吸附到藻細胞表面,屬于快速吸附階段。隨著時間的延長,CuO-NPs發(fā)生團聚、沉降,溶液中的吸附質(zhì)減少,驅(qū)動力降低,同時,萊茵衣藻細胞表面空閑活性點位減少,吸附量增加緩慢,屬于緩慢吸附階段[27]。在試驗后期,萊茵衣藻對CuO-NPs的吸附量有所降低,吸附量下降至 160 μg/L,出現(xiàn)了解吸現(xiàn)象;但是解吸量很低,說明CuO-NPs與藻細胞的吸附較為穩(wěn)定。
萊茵衣藻細胞對CuO-NPs的吸附等溫線如圖2所示??梢钥闯觯琇angmuir和Freundlich等溫線模型對萊茵衣藻細胞吸附CuO-NPs的過程均有較高的擬合度,R2分別為0.942 1及0.965 1。Langmuir等溫線模型擬合效果優(yōu)良說明萊茵衣藻對CuO-NPs的吸附是單層的,CuO-NPs占據(jù)萊茵衣藻細胞表面不同活性位點的可能性是一樣的,并且不同位點是否吸附CuO-NPs與其他位點無關(guān),即各位點之間是相互獨立的。Freundlich等溫線模型中1/n遠遠小于1,說明萊茵衣藻對CuO-NPs親和力較好,吸附較易進行,且為多分子層吸附。從兩種等溫線模型的擬合結(jié)果可以看出,萊茵衣藻細胞對CuO-NPs的吸附是單層吸附和多層吸附共存的過程。此外,由Langmuir等溫線模型可以得到萊茵衣藻對CuO-NPs的最大吸附量為128 μg/106個。
(a) Langmuir模型
(b) Freundlich模型圖2 萊茵衣藻對CuO-NPs的吸附等溫線Fig.2 Adsorption isotherms of Chlamydomonas reinhardtii to CuO-NPs
萊茵衣藻對CuO-NPs的吸附動力學(xué)擬合結(jié)果如圖3所示??梢钥闯?,萊茵衣藻吸附CuO-NPs的準二次模型的R2為0.999 97,說明吸附過程的擬合效果很好,能準確地反映吸附模式,也說明了物理吸附和化學(xué)吸附同時對萊茵衣藻吸附CuO-NPs起作用。
圖3 萊茵衣藻對CuO-NPs的吸附動力學(xué)擬合結(jié)果Fig.3 Fitting results of adsorption kinetics of Chlamydomonas reinhardtii to CuO-NPs
由試驗結(jié)果可以看出,萊茵衣藻對水環(huán)境中的CuO-NPs表現(xiàn)出較強的吸附去除能力,可有效降低水環(huán)境中CuO-NPs的質(zhì)量濃度,減小其對環(huán)境的潛在危害。微藻與MNPs之間的吸附機理主要包括范德華力、疏水性、靜電吸引和特定的化學(xué)反應(yīng)(包括氫鍵和受體配體的相互作用)。此外,微藻細胞及其分泌的EPS還會通過吸附架橋作用導(dǎo)致MNPs的異團聚作用[28]。還應(yīng)當引起注意的是,目前有關(guān)微藻對MNPs的吸附(去除)多針對死亡藻體來探討,主要原因在于研究者多數(shù)認為MNPs對微藻生長及生物活性的抑制效應(yīng)會導(dǎo)致微藻死亡[29-30]。然而,在實際水環(huán)境中,MNPs的賦存濃度一般僅僅處于μg或者ng的痕量水平,即按照已有的關(guān)于MNPs的毒性效應(yīng)研究結(jié)果來分析,尚不足以導(dǎo)致微藻死亡。在實際地表水環(huán)境中微藻廣泛而大量存在,對于處于痕量水平的MNPs,利用水體原有的微藻進行原位處理或修復(fù)具有重要的潛在價值。
圖4為不同質(zhì)量濃度萊茵衣藻對Cu2+溶出的影響。由圖4可見,隨著CuO-NPs投加量的增加,Cu2+的溶出比例呈現(xiàn)出逐漸降低的趨勢,原因可能在于隨著質(zhì)量濃度的增加,CuO-NPs更易于發(fā)生自團聚和異團聚,從而導(dǎo)致CuO-NPs膠體顆粒的有效表面積和裸露于水相的活性點位降低,由此抑制了Cu2+的溶出。Baalousha等[31-32]研究也發(fā)現(xiàn)MNPs在水中的初始濃度會影響其在水中的溶解和聚合過程,自然水體中更低濃度會導(dǎo)致更高的溶解率和較小的團聚粒徑。
圖4 不同質(zhì)量濃度萊茵衣藻對Cu2+溶出的影響Fig.4 Effect of Chlamydomonas reinhardtii with different concentrations on Cu2+ release
從圖4中還可以看出,萊茵衣藻的加入破壞了溶液中CuO-NPs和Cu2+之間的溶解平衡。與對照組(藻液濃度為0)相比,萊茵衣藻的存在明顯地促進了Cu2+的溶出。當萊茵衣藻的濃度為100萬個/mL時Cu2+的溶出比例是對照組的2倍多;但是,與萊茵衣藻濃度為50萬個/mL、100萬個/mL相比,當萊茵衣藻濃度進一步升高到200萬個/mL時,Cu2+的溶出比例反而迅速下降。水環(huán)境中CuO-NPs的溶解是氧氣和質(zhì)子共同參與的化學(xué)反應(yīng)[33],即,
CuO-NPs+O2+H+?Cu2++H2O
(4)
由式(4)可知,在萊茵衣藻濃度較低時,由于藻細胞表面的有機官能團與Cu2+絡(luò)合而吸附在藻細胞表面,降低了水體中Cu2+的濃度,從而促進了Cu2+的溶出。此外,藻在光合作用過程中釋放出游離O2,也會促進CuO-NPs釋放出Cu2+。但是,當萊茵衣藻濃度進一步增加后,一方面會由于藻細胞表面的EPS對CuO-NPs顆粒產(chǎn)生包覆現(xiàn)象而阻礙Cu2+的溶出,另一方面也會由于藻細胞及有機分泌物的橋聯(lián)作用促進CuO-NPs發(fā)生異團聚而形成大顆?;蛘叱两蹬c水底,從而抑制了Cu2+離子的溶出效率[34]。
a. 萊茵衣藻對水環(huán)境中低濃度的CuO-NPs表現(xiàn)出較強的吸附力,藻細胞與CuO-NPs之間結(jié)合力較強,且CuO-NPs被微藻吸附到細胞表面后不易于重新釋放到水環(huán)境中。
b. 萊茵衣藻細胞對CuO-NPs的吸附是單層覆蓋和多層吸附共存的過程,吸附類型包括物理吸附和化學(xué)吸附。
c. 萊茵衣藻對Cu2+離子的溶出影響顯著,低濃度的萊茵衣藻促進Cu2+離子溶出,而高濃度的萊茵衣藻抑制Cu2+離子溶出。同時,萊茵衣藻可促進CuO-NPs的團聚沉降,減少水中CuO-NPs的質(zhì)量濃度,降低其對水生生物的毒性。