水环境中莱茵衣藻对纳米氧化铜的吸附及离子溶出的影响

2020-11-20崔晓倩陈国栋李晓晨

水资源保护 2020年6期

崔晓倩，陈国栋，郑昊，李晓晨

(1.临沂首创博瑞水务有限公司，山东临沂 276021; 2.山东农业大学水利与土木工程学院，山东泰安 271018;3.临沂首创环保发展有限公司，山东临沂 276002)

随着纳米技术的广泛应用，金属纳米颗粒(metal nanoparticles，MNPs)不可避免地在生产、消费或处置过程中汇集于水环境[1-2]，其在水环境中具有迁移能力强、影响范围广等特点[3-4]。MNPs进入水环境后会受各种生物和非生物因素的影响发生相应的迁移转化[5]，可通过静电吸引、氢键作用、配位作用等吸附在微生物细胞表面，也可通过微生物的吸附架桥作用发生异团聚作用[6-8]，从而改变在水环境中的归趋和生态毒性效应[9]。对于水环境中的MNPs(如Ag-NPs、CuO-NPs、ZnO-NPs等)来说，其粒子表面的溶解离子被释放到水体中是一个重要的过程。MNPs的溶解不仅会改变其在水环境中的粒径和赋存形状，也会降低颗粒本身在环境中的持久性和长期的生物可利用性。MNPs在水环境中的溶解受其自身特性、水化学条件等的影响，水生生物的存在也会影响其溶解程度[10]。微藻是自然水环境中广泛存在的一种细胞结构简单、生长繁殖快的水生生物[11]。在水环境中，微藻和MNPs会以多种形式长期共存，微藻必然对MNPs的迁移和潜在生物毒性产生重要影响[12]。微藻对MNPs的吸附主要依赖于微藻细胞表面含有丰富的羧基、羟基、氨基等官能团，这些官能团易于与MNPs结合，从而将其吸附在细胞表面[13]。已有研究表明死亡藻体对重金属离子具有较强的吸附能力，如Jacinto等[14]发现马尾藻对Cr6+和Cu2+均具有较强的吸附去除能力，其吸附容量是普通商品活性炭的6倍；Gupta等[15]发现水绵对铅离子具有很强的吸附能力等。此外，金属氧化物纳米颗粒在水体中会有不同程度的溶解，可以释放出自由金属离子。有些研究认为，水环境中MNPs的自由离子释放是其生态毒性的主要致毒机理，如Hou等[16]认为Zn2+的释放是纳米氧化锌(ZnO-NP)对羊角月牙藻毒性抑制效应的主要原因。微藻细胞表面通常会存在大量的胞外多聚物(extracellular polymeric substances, EPS)和一些胞外酶，而EPS和胞外酶都可能会对MNPs的自由离子释放产生一定的影响[17]。

莱茵衣藻(Chlamydomonasreinhardtii)是一种常用的测试污染物毒性效应的模式水生生物[18]，纳米氧化铜(CuO-NPs)则是人们生产、生活中广泛应用且备受生态毒理学关注的一类MNPs[19-24]。本文采用批量试验研究莱茵衣藻对CuO-NPs的吸附特性和机理及其对CuO-NPs中自由离子(Cu2+)溶出的影响，旨在探讨微藻对水环境中金属纳米颗粒迁移转化的影响和利用其进行生态修复的可行性。

1 试验材料与方法

1.1 试验溶液的来源及配制

试验所用的CuO-NPs粉末购于上海阿拉丁有限公司，平均粒径40 nm，纯度为99.5%，比表面积为29 m2/g。储备液的配制参照文献[25]，在超纯水中加入一定量的CuO-NPs(需要时可调节pH值)，为使其更好地分散，需进行超声处理，离心后取上清液作为储备液，初始浓度以上清液中的相应金属离子浓度为准。

试验所用的莱茵衣藻由中国科学院野生生物种质库-淡水藻种库提供。培养基为液体SE培养基。将莱茵衣藻接种于SE培养基中，放置于培养温度为25 ℃、光照条件2 000 lux、光照周期12L/12D的光照培养箱中培养。培养至对数生长初期后进行试验，起始浓度均为100万个/mL。

1.2 试验方法

1.2.1吸附等温线试验

在100 mL的聚乙烯塑料瓶中加入处于对数生长期的莱茵衣藻藻液50 mL，温度为22 ℃的情况下，分别投加10 mg/L、20 mg/L、50 mg/L、100 mg/L、200 mg/L 的CuO-NPs，放入220 r/min的震荡培养箱中振荡一段时间后取出，置于4 000 r/min的离心机中离心30 min，取上清液，用石墨炉原子吸收分光光度计在波长为324.7 nm处测定Cu2+的质量浓度。为消除其他因素对试验结果的影响，在测定特定因素对莱茵衣藻吸附效果的影响时，将其他试验条件设置为相同的固定值。设置3组平行试验以排除容器对离子吸附造成的影响。在不添加藻液的SE培养基中加入CuO-NPs，作为对照组研究SE培养基对试验的影响。采用Langmuir和Freundlich等温线模型对试验数据进行拟合。Langmuir和Freundlich模型的吸附等温线表达式分别为

(1)

(2)

式中：qe为吸附反应达到平衡时莱茵衣藻对Cu2+的吸附量，μg/106个；qmax为莱茵衣藻对Cu2+发生单层吸附时的最大吸附量，为Langmuir等温线模型对所得试验数据进行线性拟合后拟合曲线斜率的倒数，即斜率越小，吸附效果越好，μg/106个；ρe为吸附反应达到平衡时Cu2+的质量浓度，μg/L；KL为Langmuir吸附等温线的常数，与吸附速率正相关，L/μg；KF为单位浓度吸附质存在时，吸附剂对其的吸附量，数值大小与吸附剂和吸附质的性质以及温度有关，与温度呈负相关，可用来表征吸附剂的吸附能力；1/n为拟合曲线斜率，范围为0～1，可反映溶液浓度对吸附强弱的影响程度，1/n越小说明吸附能力越强，当0.1≤1/n≤0.5时易于吸附，1/n>0.5则难以吸附[26]。

1.2.2吸附动力学试验

取300 mL处于对数生长期的莱茵衣藻藻液，在温度为22 ℃情况下进行吸附试验，藻液初始pH值为7.4，投加50 mg/L的CuO-NPs，在接触时间分别为0、10 min、30 min、60 min、90 min、120 min时取藻液，测定其中Cu2+的质量浓度。用准二级动力学模型对所得试验数据进行拟合，其线性方程表达式为

(3)

式中：qt为t时刻莱茵衣藻对Cu2+的吸附量，μg/106个；k2为二级动力学吸附速率常数，min-1。

1.2.3莱茵衣藻对Cu2+溶出影响试验

在SE培养基及不同浓度(0、50万个/mL、100万个/mL、200万个/mL)的莱茵衣藻藻液中分别加入不同质量浓度ρ1(10 mg/L、20 mg/L、50 mg/L、100 mg/L、200 mg/L)的CuO-NPs，并将混合液置于温度为22 ℃、转速为160 r/min的恒温震荡箱中震荡。96 h后取10 mL的混合液放入离心机中，以4 000 r/min的速率离心30 min，取上清液用石墨炉原子吸收分光光度计测定Cu2+离子的质量浓度ρ2，并计算离子溶出比例(ρ1/ρ2)。每组设置3组平行试验。利用Microsoft Excel和Origin 8.0对试验数据进行整理、分析。

2 结果与分析

2.1 莱茵衣藻对CuO-NPs的吸附及影响因素

2.1.1CuO-NPs投加量对吸附效果的影响

不同CuO-NPs投加量下莱茵衣藻对CuO-NPs的吸附情况如图1所示。由图1可见，随着CuO-NPs投加量增加，莱茵衣藻细胞对CuO-NPs的吸附量也随之增加。但当CuO-NPs的投加量为 100 mg/L 和200 mg/L时，两者的吸附量并无显著差异(P>0.05)，产生这种现象的原因可能是在CuO-NPs质量浓度较低时，莱茵衣藻细胞表面吸附活性位点数量多于CuO-NPs粒子，藻细胞对CuO-NPs的吸附量取决于CuO-NPs的质量浓度；而随着CuO-NPs质量浓度的升高，CuO-NPs粒子的数量逐渐超过了藻细胞表面的活性位点数量，藻细胞表面吸附达到饱和，吸附量难以继续增加。此外，高质量浓度的CuO-NPs在微藻培养液中更易发生团聚而沉降[26]，导致溶液中吸附质的浓度降低，减弱了吸附动力，也会降低莱茵衣藻细胞对CuO-NPs吸附效率。

图1 不同CuO-NPs投加量下莱茵衣藻对CuO-NPs的吸附情况Fig.1 Adsorption of CuO-NPs by Chlamydomonas reinhardtii at different dosage of CuO-NPs

2.1.2接触时间对吸附效果的影响

在0～30 min 的初始吸附阶段，莱茵衣藻细胞对CuO-NPs的吸附量迅速增加，很快达到了最大值167 μg/L，主要是因为此阶段莱茵衣藻藻细胞表面的活性点位数量充足，加之CuO-NPs的质量浓度大，吸附驱动力大，CuO-NPs可快速被吸附到藻细胞表面，属于快速吸附阶段。随着时间的延长，CuO-NPs发生团聚、沉降，溶液中的吸附质减少，驱动力降低，同时，莱茵衣藻细胞表面空闲活性点位减少，吸附量增加缓慢，属于缓慢吸附阶段[27]。在试验后期，莱茵衣藻对CuO-NPs的吸附量有所降低，吸附量下降至 160 μg/L，出现了解吸现象；但是解吸量很低，说明CuO-NPs与藻细胞的吸附较为稳定。

2.2 吸附等温线

莱茵衣藻细胞对CuO-NPs的吸附等温线如图2所示。可以看出，Langmuir和Freundlich等温线模型对莱茵衣藻细胞吸附CuO-NPs的过程均有较高的拟合度，R2分别为0.942 1及0.965 1。Langmuir等温线模型拟合效果优良说明莱茵衣藻对CuO-NPs的吸附是单层的，CuO-NPs占据莱茵衣藻细胞表面不同活性位点的可能性是一样的，并且不同位点是否吸附CuO-NPs与其他位点无关，即各位点之间是相互独立的。Freundlich等温线模型中1/n远远小于1，说明莱茵衣藻对CuO-NPs亲和力较好，吸附较易进行，且为多分子层吸附。从两种等温线模型的拟合结果可以看出，莱茵衣藻细胞对CuO-NPs的吸附是单层吸附和多层吸附共存的过程。此外，由Langmuir等温线模型可以得到莱茵衣藻对CuO-NPs的最大吸附量为128 μg/106个。

(a) Langmuir模型

(b) Freundlich模型图2 莱茵衣藻对CuO-NPs的吸附等温线Fig.2 Adsorption isotherms of Chlamydomonas reinhardtii to CuO-NPs

2.3 吸附动力学

莱茵衣藻对CuO-NPs的吸附动力学拟合结果如图3所示。可以看出，莱茵衣藻吸附CuO-NPs的准二次模型的R2为0.999 97，说明吸附过程的拟合效果很好，能准确地反映吸附模式，也说明了物理吸附和化学吸附同时对莱茵衣藻吸附CuO-NPs起作用。

图3 莱茵衣藻对CuO-NPs的吸附动力学拟合结果Fig.3 Fitting results of adsorption kinetics of Chlamydomonas reinhardtii to CuO-NPs

由试验结果可以看出，莱茵衣藻对水环境中的CuO-NPs表现出较强的吸附去除能力，可有效降低水环境中CuO-NPs的质量浓度，减小其对环境的潜在危害。微藻与MNPs之间的吸附机理主要包括范德华力、疏水性、静电吸引和特定的化学反应(包括氢键和受体配体的相互作用)。此外，微藻细胞及其分泌的EPS还会通过吸附架桥作用导致MNPs的异团聚作用[28]。还应当引起注意的是，目前有关微藻对MNPs的吸附(去除)多针对死亡藻体来探讨，主要原因在于研究者多数认为MNPs对微藻生长及生物活性的抑制效应会导致微藻死亡[29-30]。然而，在实际水环境中，MNPs的赋存浓度一般仅仅处于μg或者ng的痕量水平，即按照已有的关于MNPs的毒性效应研究结果来分析，尚不足以导致微藻死亡。在实际地表水环境中微藻广泛而大量存在，对于处于痕量水平的MNPs，利用水体原有的微藻进行原位处理或修复具有重要的潜在价值。

2.4 莱茵衣藻对Cu2+溶出的影响

图4为不同质量浓度莱茵衣藻对Cu2+溶出的影响。由图4可见，随着CuO-NPs投加量的增加，Cu2+的溶出比例呈现出逐渐降低的趋势，原因可能在于随着质量浓度的增加，CuO-NPs更易于发生自团聚和异团聚，从而导致CuO-NPs胶体颗粒的有效表面积和裸露于水相的活性点位降低，由此抑制了Cu2+的溶出。Baalousha等[31-32]研究也发现MNPs在水中的初始浓度会影响其在水中的溶解和聚合过程，自然水体中更低浓度会导致更高的溶解率和较小的团聚粒径。

图4 不同质量浓度莱茵衣藻对Cu2+溶出的影响Fig.4 Effect of Chlamydomonas reinhardtii with different concentrations on Cu2+ release

从图4中还可以看出，莱茵衣藻的加入破坏了溶液中CuO-NPs和Cu2+之间的溶解平衡。与对照组(藻液浓度为0)相比，莱茵衣藻的存在明显地促进了Cu2+的溶出。当莱茵衣藻的浓度为100万个/mL时Cu2+的溶出比例是对照组的2倍多；但是，与莱茵衣藻浓度为50万个/mL、100万个/mL相比，当莱茵衣藻浓度进一步升高到200万个/mL时，Cu2+的溶出比例反而迅速下降。水环境中CuO-NPs的溶解是氧气和质子共同参与的化学反应[33]，即，

CuO-NPs+O2+H+↔Cu2++H2O

(4)

由式(4)可知，在莱茵衣藻浓度较低时，由于藻细胞表面的有机官能团与Cu2+络合而吸附在藻细胞表面，降低了水体中Cu2+的浓度，从而促进了Cu2+的溶出。此外，藻在光合作用过程中释放出游离O2，也会促进CuO-NPs释放出Cu2+。但是，当莱茵衣藻浓度进一步增加后，一方面会由于藻细胞表面的EPS对CuO-NPs颗粒产生包覆现象而阻碍Cu2+的溶出，另一方面也会由于藻细胞及有机分泌物的桥联作用促进CuO-NPs发生异团聚而形成大颗粒或者沉降与水底，从而抑制了Cu2+离子的溶出效率[34]。