納米銅粉對中肋骨條藻的毒性效應

李芳芳,潘 容,張 偲,王江濤（中國海洋大學化學化工學院,山東 青島 266100）

納米銅粉對中肋骨條藻的毒性效應

李芳芳,潘 容,張 偲,王江濤*（中國海洋大學化學化工學院,山東 青島 266100）

以中肋骨條藻作為受試藻種,研究銅離子、納米銅和微米銅對它的毒性效應.結果表明,3種銅試劑在不同程度上都會抑制中肋骨條藻的生長,藻密度和葉綠素的增加值與銅試劑加入量基本呈負相關.在整個實驗周期96h內,當Cu2+濃度大于0.1mg/L時會對藻產生很大的抑制作用,而納米銅濃度大于0.15mg/L會嚴重影響藻密度和葉綠素,在24h內當微米銅濃度低于2mg/L時會促進藻的生長,在96h時高濃度（＞1mg/L）會抑制其生長.納米銅對中肋骨條藻的毒性作用一方面是溶出的銅離子,另一方面是納米粒子本身.

納米銅；微米銅；Cu2+；中肋骨條藻

研究表明,重金屬納米材料會對生物造成毒性,進而通過食物鏈對人體產生危害［1］.納米銅在水環境中檢出率較高,而且當藻暴露在幾種重金屬中時,發現銅的致毒作用最強［2］.

浮游植物是水生態系統中最重要的生產者.由于藻類繁殖速度快,并且可以在細胞水平上直接觀察它的中毒癥狀［3］,所以許多國家已經把藻作為檢測污染物的實驗生物.中肋骨條藻是我國沿海常見硅藻,是很多經濟動物幼體的優質餌料生物［4］.目前,雖然已有不少研究進行了納米材料對動物的毒性探究,如劉紅云［5］的納米氧化物對斑馬魚胚胎孵化率的研究.但納米材料對微藻的毒性研究還少見報道,尤其是納米金屬.本實驗研究納米銅對中肋骨條藻的毒性作用,旨在為納米材料的安全性評價提供參考.

1　材料與方法

1.1儀器與試劑

儀器：光照培養箱（GXZ型智能光照培養箱）,顯微鏡（DM4000B型智能顯微鏡,）,高壓滅菌鍋（LDZX-50FBS立式壓力蒸汽滅菌器）,bbe藻類分析儀（UV2550bbe Moldaenke,）.

試劑：納米銅粉（純度＞99.9%,10～30nm）,微米銅粉（純度＞99.9%,325目）,五水硫酸銅（純度＞99.0% 分析純）.

1.2實驗材料

中肋骨條藻取自中國海洋大學海洋污染生態化學實驗室藻種室.海水取自青島近岸海域,經0.22μm濾膜過濾后加入錐形瓶中,在120℃高溫高壓下滅菌20min,室溫冷卻,加入f/2培養液（不加微量元素）,隨后加入藻液放入光照培養箱中培養.培養溫度為（20±1）℃,光照采用冷白光源,光照度 4000lux,光暗比為 12h：12h.每天定時取樣,顯微鏡計數待其長到指數生長期進行毒性實驗.

1.3實驗方法

1.3.1納米銅、微米銅及 Cu2+對中肋骨條藻的毒性實驗 將處于指數生長期的中肋骨條藻分別接種到57個250mL的錐形瓶中,使初始藻密度為4.8×105cell/mL,然后加入分散良好的3種銅試劑.培養周期為96h,每天定時取樣,取樣后搖晃培養瓶以增加二氧化碳溶解量,并重新隨機放置培養瓶,以排除光或溫度不同造成的影響.每天在光學顯微鏡下用血球計數板計數,用bbe藻體分析儀測藻活體的葉綠素熒光.在測定葉綠素之前,需要暗適應 20min.根據預實驗的實驗結果將本次的實驗濃度設置為：納米銅和 Cu2+為 0, 0.05, 0.1, 0.15, 0.2, 0.25, 0.3mg/L,微米銅為0.1, 0.5, 1, 1.5, 2, 2.5mg/L,每個濃度設置3個重復.

1.3.2藻液中Cu2+的測定 將生長到96h的加入不同銅試劑的藻液經0.22μm的濾膜過濾,然后用階梯掃描溶出伏安法測定游離的銅離子濃度［6］.

1.3.3濾液中Cu2+的測定 將生長到96h的藻液過濾,然后在濾液中加入和實驗組相同濃度的Cu2+,測定游離的銅離子濃度.

1.3.4數據分析 采用下式（1）計算每一天生物量的相對抑制率（IR）［7］：

式中：IR為相對抑制率,T為實驗組生物量,C為對照組生物量.

實驗結果以平均值±標準偏差（Mean±SD）來表示,并用Origin9.0軟件繪圖.采用SPSS16.0軟件對藻密度和葉綠素熒光進行差異性分析.各組間的顯著性差異用one-way ANOVA進行分析［8］. P＜0.05作為顯著性差異的標準.

2　結果與討論

2.1不同形態的銅對中肋骨條藻藻密度的影響

圖1　不同形態和濃度銅試劑對中肋骨條藻細胞密度的影響Fig.4　Cell density of S. costatum under different form and amounts of copper reagents

由圖1可以看出,在整個實驗過程中,當Cu2+濃度大于 0.1mg/L時,中肋骨條藻會受到較大程度的抑制（P＜0.05）.當 Cu2+濃度小于 0.05mg/L 時,0～24h內實驗組的藻密度和對照組相差不大（P＞0.05）,但在24～96h內實驗組的藻密度明顯低于對照組,中肋骨條藻受到明顯抑制（P＜0.05）（圖1a）.同樣,當納米銅濃度大于0.15mg/L時,中肋骨條藻會受到較大程度的抑制（P＜0.05）.當納米銅濃度小于 0.1mg/L時,中肋骨條藻同樣會受到抑制,但此時的抑制程度小于相同濃度的 Cu2+實驗組（圖1b）.當微米銅濃度小于2mg/L時,在24h內實驗組的藻密度大于對照組藻密度,在96h時只有當微米銅濃度大于1mg/L才會和對照組有顯著性差異（P＜0.05）,并且這種抑制性明顯低于Cu2+和納米銅（圖1c）.

圖2　不同形態和濃度銅試劑對中肋骨條藻葉綠素含量的影響Fig.4　Chlorophyll of S. costatum under different form and concentration of copper reagents a：銅離子 b：納米銅 c：微米銅

2.2不同形態的銅對中肋骨條藻葉綠素熒光的影響

如圖2所示,在整個實驗過程中中肋骨條藻的葉綠素熒光與藻密度變化的趨勢大體一致.整體而言,相同濃度下微米銅對中肋骨條藻的毒性低于 Cu2+和納米銅,只有當微米銅的濃度大于2mg/L時才會產生比較明顯的抑制效應.納米銅的毒性較大,僅次于Cu2+,當其濃度大于0.15mg/L時就會對藻產生較大的毒性（P＜0.05）.

2.3不同實驗組的中肋骨條藻的抑制率及 96h的半效應濃度EC50

如圖 3所示,在 96h內當納米銅濃度為0.05mg/L時,相對抑制率比其它濃度組明顯要低,并且和Cu2+濃度為0.05mg/L時的相對抑制率相差不是很大.在 24h之內當微米銅的濃度小于1mg/L時對藻的抑制率是負值, 說明在24h這個濃度的微米銅對藻起到促進作用,這可能是因為此時微米銅溶出的離子濃度較低,有研究表明,銅、鋅和錳屬于過渡金屬,低濃度下,可作為酶的輔助因子促進藻類的光合作用,從而促進其生長［9］.在72～96h內當微米銅濃度大于2mg/L時對藻的抑制率才較大.

3種銅試劑對中肋骨條藻的生長產生一定的抑制作用,并呈現出劑量-效應相關關系.按現有方法［10］將抑制百分數對濃度對數進行一元線性回歸,得到不同銅試劑對中肋骨條藻的生長劑量-效應方程和96h EC50值（圖4）.由圖4可以看出,納米銅對中肋骨條藻的 EC50值大于微米銅,小于銅離子.這說明納米銅對中肋骨條藻的抑制作用大于微米銅,而小于銅離子.

2.496h時不同粒徑銅的溶出離子濃度

由圖 5可以看出,當初始加入的 Cu2+和納米銅的濃度低于 0.15mg/L時,96h藻液中的游離銅離子濃度較低,這可能是因為一部分銅離子與海水中的腐殖酸［11］、PO43-、OH-形成絡合物［2］,從而降低了藻液中銅離子濃度.當兩者初始加入的濃度大于 0.15mg/L時,藻液中游離銅離子的量逐漸增加,進而對藻產生較大危害,使藻密度和葉綠素急劇下降.當 96h微米銅的初始濃度低于 2mg/L時,藻液中的銅離子濃度呈降低趨勢,這可能是銅離子與腐殖酸和 PO43-形成聚合物.當微米銅的初始濃度高于 2mg/L時,藻液中的銅離子濃度呈明顯增加趨勢.初始濃度相同的納米銅和微米銅在藻液中溶出的銅離子濃度不同.

圖3　不同形態和濃度銅試劑對中肋骨條藻的相對抑制率Fig.4　The relative inhibition rates of S. costatum under different form and concentration of copper reagents

圖4　不同形態銅試劑對中肋骨條藻生長的抑制效應（96h）Fig.4　The inhibition effects of different copper form and concentration on the growth of S. costatum （96h）

2.5藻細胞內總銅離子與測定銅離子的比較

根據已有的方法［12］對 ［M］/（［M］t-［M］）與［M］作圖,計算濾液中游離的銅離子.表 1為濾液中Cu2+的計算值與測定值的比較,結果表明測定值與理論計算值相差不大,只有當初始濃度為0.05mg/L時,會有較大差距,這可能是因為此時濃度太低,以至于低于儀器的檢出限.

圖5　不同形態和濃度銅試劑實驗組96h后游離銅離子的濃度變化Fig.4　Variations of the concentration of free copper ions in different copper reagents after 96h

根據濾液中的游離銅離子濃度可以得出海水中的銅絡合容量為 0.189mg/L,這與之前研究的海洋中銅的絡合容量為1.6×10-7～6.7×10-7mol/L很接近［13］.由濾液中的絡合量與Cu2+實驗組中的總濃度與游離離子濃度差可以得出進入藻細胞中的銅濃度.用銅離子實驗組的相對抑制率對每個細胞內的銅離子作圖（圖6）,用它作為標準來計算其余2個實驗組中每個細胞內的銅離子,由此得出被細胞吸收的總銅量.由表2可知,當初始加入的Cu2+濃度低于0.1mg/L時,Cu2+不會進入藻細胞,當濃度大于0.1mg/L時,Cu2+會進入藻細胞內,對中肋骨條藻產生毒性.由表3可知,當納米銅的濃度大于0.15mg/L 時,銅離子會進入藻細胞,而即使微米銅的濃度達到3mg/L,溶出的銅離子也不會進入藻細胞.沒有進入到藻細胞的銅離子可能會對細胞的形態造成影響,還有可能會影響藻的光合作用,從而抑制藻的生長.總體來說,納米銅實驗組中細胞內的銅離子濃度大于微米銅實驗組,與Cu2+實驗組相當.納米銅對細胞的毒害作用大于微米銅,并且與Cu2+相差不大,這說明納米銅對藻的毒性作用主要是溶出的銅離子,其次還有可能與納米粒子本身特殊的物理性質有關.

圖6　銅離子實驗組中相對抑制率與單個細胞中的銅離子含量關系Fig.4　The relationship between relative inhibition rate and the content of copper ion in single cell

表1　濾液中Cu2+含量的理論計算值與測定值的比較Table 1　Comparison of the theoretical calculated value and the measured value of Cu2+content in filtrate

表2　Cu2+實驗組中藻細胞內總銅離子與理論計算銅離子濃度的比較Table 1　Concentration comparison of the total value of Cu2+inside of algal cell and the theoretical value of Cu2+in the experimental groups of Cu2+

表3　納米銅與微米銅實驗組中藻細胞內總銅離子與測定銅離子的比較Table 1　Concentration comparison of the total value of Cu2+inside of algal cell and the measured value of Cu2+in the experimental groups of nano-copper and micro-copper

2.6討論

由 Cu2+,納米銅和微米銅對中肋骨條藻的實驗結果來看,Cu2+和納米銅在較低濃度就會對藻產生毒性,而微米銅只有在濃度較大時才會有毒性,在濃度較低時還會促進藻的生長.在96h時當微米銅大于2mg/L時,藻細胞會變小,而納米銅和微米銅在24h就會出現藻細胞變小的情況.由圖1和圖2可以看出,納米銅與Cu2+對藻的毒性大體趨勢一致,這說明納米銅對藻的毒害作用主要是溶出的 Cu2+.苑志華等［14］的研究表明,納米銀會在溶液中溶出 Ag+,進而會引起小球藻細胞內的器官損傷,抑制小球藻的生長.相同濃度的納米銅和微米銅,納米銅對藻的毒害作用大,這說明了粒子的大小會對藻的生長產生影響.李建宏等［15］認為當銅離子濃度達到0.64mg/L時,幾乎能完全抑制藍藻的生長,Cu2+對光合作用過程的抑制是阻止藻細胞生長的重要原因.閆海等［9］表明銅離子對月形藻的96h EC50為199.5μg/L,毒性作用顯著,這種毒性作用主要是金屬離子與藻類具有親和性,親和性越大越易抑制其生長.本研究中得出銅離子對中肋骨條藻96h EC50為0.07mg/L,這種毒性作用極其顯著.而且,有研究得出橢圓小球藻對納米銅粉的耐受力相對斜生柵藻、四列藻而言最弱,1.3mg/L的納米銅粉就可以完全抑制橢圓小球藻的生長,造成這一現象的原因很有可能與藻的種類有關［16］.有研究表明納米銅對微藻的毒性很可能是由于其顆粒小,比表面積大,容易進入細胞內部使細胞壞死［17］,顆粒越小,納米粒子的尺寸效應和表面效應就越明顯,本研究中的納米粒子的平均粒徑為 20nm,具有很強的尺寸效應和表面效應,所以其對中肋骨條藻的毒性比較顯著.綜合起來主要原因還是納米銅粉特殊的量子尺寸效應和表面效應.

納米銅對生物的毒性大于納米鋁和納米鈦,和納米鋅相差不大［18］.有研究表明納米粒子對藻的毒性作用很可能是誘導細胞產生氧自由基,導致細胞內局部氧化還原失衡,產生大量的細胞毒性從而抑制了藻的生長［19］.超氧化物歧化酶（SOD）是生物體內重要的可以清除活性氧的抗氧化酶之一,它能夠保護生物系統的結構和功能.Sabatini［20］認為柵藻體內的 SOD會隨著外加Cu2+濃度增加而增加.尹海川［21］利用改性納米TiO2對藍藻的實驗發現,納米TiO2會導致藍藻的超氧自由基增多,致使葉綠素、光合作用都降低.雷靜靜等［22］發現,nNiO會使四尾柵藻、普通小球藻和羊角月牙藻的抗氧化能力降低,最終抑制這3種藻的生長.

目前,納米材料可通過多種途徑進入到海洋中,對水生生物造成極大的危害.本實驗結果表明,納米銅粉對中肋骨條藻的毒性主要是溶出的銅離子,其次,粒子的大小對藻的生長也起到一定的作用.之前的研究主要集中在納米粒子溶出的金屬離子,而本實驗進一步推測納米本身也有作用,并且驗證了這一推測.傅鳳認為 1.3mg/L的納米銅粉就可以使橢圓小球藻大量死亡［16］,并且當其濃度大于0.3mg/L就會對3種綠藻產生抑制,本實驗的結果是濃度大于0.15mg/L的納米銅粉就能很大程度的抑制中肋骨條藻的生長,這可能是因為不同的藻對外界刺激的耐受性不同.

3　結論

3.1Cu2+,納米銅和微米銅在一定的濃度范圍內會降低中肋骨條藻的藻密度和葉綠素含量,從而對中肋骨條藻的生長均有一定的抑制作用.在整個實驗過程中,總體呈劑量效應.

3.23種銅試劑對中肋骨條藻 96h的 EC50為：Cu2+＜納米銅＜微米銅,所以在實驗濃度范圍內3種銅試劑的毒性大小為Cu2+＞納米銅＞微米銅.

3.3初始濃度相同的納米銅和微米銅96h時溶出的離子濃度不同,并且納米銅的溶出度大于微米銅.

3.4納米銅實驗組中細胞內的銅離子濃度大于微米銅實驗組,與Cu2+實驗組相當.

3.5納米銅對細胞的毒害作用大于微米銅,并且與Cu2+相差不大,這說明納米銅對藻的毒性作用主要是溶出的銅離子,其次還有可能與納米粒子本身特殊的物理性質有關.

［1］ Bake M D, Mayfield C I, Inniss W E, et al. Toxicity for pH, heavy metal and bisulfite to a freshwater green algae ［J］. Chemosphere, 1983,12（1）：35-44.

［2］ Juraj Piova′r, Eliza Stavrou, Jana Kadukova′, et al. Influence of long-term exposure to copper on the lichen photobiont Trebouxia erici and the free-living algae Scenedesmus quadricauda ［J］. Plant Growth Regul, 2011,63：81-88.

［3］ 謝 艷,李宗蕓,馮 琳,等.藻類毒物檢測方法及其應用研究進展 ［J］. 環境科學與技術, 2008,31（12）：77-83.

［4］ 程金鳳.中國沿海幾種典型微型硅藻的形態、遺傳差異與系統進化研究 ［D］. 廈門：廈門大學, 2007.

［5］ 劉紅云,白 偉,張智勇,等.納米氧化物對斑馬魚胚胎孵化率的影響 ［J］. 中國環境科學, 2009,29（1）：53-57.

［6］ 張正斌,劉蓮生.海洋物理化學 ［M］. 北京：科學出版社, 1989：449.

［7］ Lu H M, Liao X J, Yang Y F, et al. Effects of Extracts from Gracilaria lemaneiform on Microalgae ［J］. Ecological Science, 2008,27（5）：424-426.

［8］ 梅長林,范金城.數據分析方法 ［M］. 北京：高等教育出版社, 2006：83-85.

［9］ 閆 海,潘 綱,霍潤蘭.銅、鋅和錳抑制月形藻生長的毒性效應［J］. 環境科學學報, 2001,21（3）：328-332.

［10］ 朱小山,朱 琳,田勝艷,等.三種碳納米材料對水生生物的毒性效應 ［J］. 中國環境科學, 2008,28（3）：269-273.

［11］ 張正斌,劉蓮生.海洋物理化學 ［M］. 北京：科學出版社, 1989：432.

［12］ 張正斌,劉蓮生.海洋物理化學 ［M］. 北京：科學出版社, 1989：433-438.

［13］ 孫秉一,寧 征,王永辰,等.浮游植物生物法測定海水銅絡合容量 ［J］. 青島海洋大學學報, 1990,20（4）：19-25.

［14］ 苑志華,湯曉琳,白炎青,等.納米銀對小球藻光合作用和呼吸作用的影響 ［J］. 中國環境科學, 2013,33（8）：1468-1473.

［15］ 李建宏,邰子厚,曾昭琪.Cu2+對藍藻Spirulina maxima光合作用的抑制機理 ［J］. 植物生理學報, 1997,23（1）：77-82.

［16］ 傅 鳳,劉振乾,陳傳紅.納米銅粉對浮游植物生長的影響 ［J］.生態科學, 2007,26（2）：126-130.

［17］ 馮 晶,肖 冰,陳敬超.納米材料對生物體與環境的影響 ［J］.材料科學與工程學報, 2006,24（3）：462-465.

［18］ 居蔭誠,解世文,呂 剛,等.應用發光細菌檢測納米金屬添加劑生物毒性的研究 ［J］. 潤滑與密封, 2006,3（175）：7-12.

［19］ Zhang Q, Kusaka Y, Sato K, et al. Differences in the extent of inflammation caused by intratracheal exposure to three ultrafine metals： role of free radicals ［J］. Toxicology and Environmental Health, 1998,53（6）：423-438.

［20］ Sabatini S E, Juarez A B, Eppis M R, et al. Oxidative stress and antioxidant defenses in two green microalgae exposed to copper ［J］. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2009,72（4）：1200-120.

［21］ 尹海川,柳清菊,林 強,等.納米TiO2負載貴金屬Pd抑制藍藻的生長 ［J］. 西北植物學報, 2005,25（9）：1884-1887.

［22］ 雷靜靜,馮 佳,謝樹蓮,等.納米氧化鎳對3種綠藻的毒性效應. ［J］. 中國環境科學, 2013,33（10）：1842-1849.

致謝：本實驗的藻種來源于中國海洋大學海洋污染生態化學實驗室,在此表示感謝.

Inhibition effects of copper nanoparticles on the growth of Skeletonema costatum.

LI Fang-fang, PAN Rong, ZHANG Cai, WANG Jiang-tao*（College of Chemistry and Chemical Engineering, Ocean University of China, Qingdao 266100, China）.

China Environmental Science, 2015,35（9）：2874～2880

By using Skeletonema costatum as experimental algae, the toxic effect of Cu2+, nanometer-copper, and micrometer-copper on it was studied. The results showed that the three copper reagents could inhibited the growth of S. costatum in different degrees. Generally, the increase value of chlorophyll and algal cell density had negative relationship with addition of the copper reagents. In the whole experimental period （96hours）, the growth of S. costatum was strongly inhibited if the concentration of Cu2+was higher than 0.1mg/L, and the algal density and chlorophyll were seriously affected as the concentration of nano-copper was higher than 0.15mg/L. Micro-copper stimulated the growth of S. costatum within 24h when its concentration was lower than 2mg/L. Algae growth was inhibited within 96h in high concentration of micro-copper （＞1mg/L）. The mechanism of the toxic effect of copper nanoparticles on Skeletonema costatum was attributed to its dissolved copper ions and the nanoparticles itself.

nanometer-copper；micrometer-copper；Cu2+；Skeletonema costatum

X503.225

A

1000-6923（2015）09-2874-07

2015-02-10

全球變化與海氣相互作用專項（GASI-03-01-02-01）

*責任作者, 教授, jtwang@ouc.edu.cn

李芳芳（1989-）,女,山東德州人,中國海洋大學碩士研究生,主要研究方向為環境分析.