李曉敏，穆 倩，周蘇陽，范文宏,2

1.北京航空航天大學， 空間與環(huán)境學院， 北京 102206 2.北京航空航天大學， 醫(yī)工交叉北京市高精尖創(chuàng)新中心， 北京 100191

隨著納米材料在生活和生產(chǎn)領域越來越多地被制造和使用，不可避免會進入到水環(huán)境中，近年來人工納米材料在水環(huán)境中的行為及其對水生生物的影響引起了人們的廣泛關注。研究表明，較高濃度的納米材料會對水生生物產(chǎn)生毒性。如納米二氧化鈦(TiO2)會對斑馬魚腸道和肝臟細胞產(chǎn)生氧化脅迫損傷，其96 h LC50(Lethal Concentration 50，半數(shù)致死濃度)為124.5 mg/L[1]。納米氧化鋁(Al2O3)對秀麗線蟲的24 h LC50為82 mg/L[2]。納米氧化石墨烯會導致紋藤壺(AmphibalanusAmphitrite)游動速度減緩和抑制攝食，其48 h LC50為560 mg/L[3]。實際水環(huán)境中納米材料的濃度較低[4]，對于水生生物的毒性并不高。然而，納米材料進入水環(huán)境后，會與水中已存在的組分發(fā)生作用，如吸附、團聚、沉降、絡合等，從而對水環(huán)境中原有污染物，如重金屬的毒性產(chǎn)生影響[5-7]。因此納米材料對于水中原有污染物毒性的影響成為納米材料毒性效應研究的重點。

納米Al2O3由于其耐高溫、耐腐蝕、高吸附、高硬度等特性在微電子、化工、宇航工業(yè)等科技領域具有十分廣闊的應用前景[8-11]，預計年用量可達10萬t以上[12]。研究表明，納米Al2O3本身對水生生物的毒性較低[1, 2, 13]，但是進入水環(huán)境后對環(huán)境中原有污染物的毒性，如對重金屬鎘(Cd)表現(xiàn)出明顯影響。例如，納米Al2O3能夠顯著增強金屬Cd在銅銹環(huán)棱螺體內的生物積累和氧化損傷[14]，可以有效減緩銅(Cu)對斜生柵藻(Scenedesmusobliquus)細胞的毒性[15]，對于鉻(IV)對斜生柵藻的毒性沒有顯著影響[16]。

納米材料對重金屬毒性的影響受到材料表面修飾、表面電荷、尺寸、親疏水性質的影響[17]。例如親水型的納米顆粒相比較于疏水型的納米顆粒，更容易進入細胞體內[18]。如納米TiO2的親疏水性質會影響大型溞對其生物利用度，親水型納米TiO2的生物積累高于疏水型的納米TiO2，這可能是由于親水型的納米TiO2更容易進入大型溞腸道內，而疏水型的納米TiO2更容易被大型溞排出體外，最終導致親水型的納米TiO2生物積累較高[19]。也有研究發(fā)現(xiàn)，納米TiO2老化后對大型溞的急性毒性與納米顆粒的親疏水性質有關[20]。但納米Al2O3的親疏水性質對重金屬毒性的影響，卻少有人報道。

本文選取斜生柵藻作為受試生物，研究親疏水改性后的γ型納米Al2O3存在下銅離子(Cu2+)對斜生柵藻生長狀態(tài)、積累量、抗氧化酶活力的影響，通過不同親疏水性質的納米Al2O3-Cu的復合暴露實驗和納米Al2O3單獨暴露實驗進行比較分析，探討不同親疏水性質的納米Al2O3存在下Cu對斜生柵藻的毒性，為納米材料的使用和管理提供理論基礎，為水生生物監(jiān)測提供新的思路和方法。

1 材料與方法

1.1 納米Al2O3的來源與性質

納米Al2O3為宣城晶瑞新材料有限公司提供的氣相法制備的親水型納米Al2O3(H1)，液相法制備親水性質的納米Al2O3(H2)和硅烷偶聯(lián)劑KH550處理后疏水性質的納米Al2O3(L0)，其具體成分性質見表1。

表1 3種納米Al2O3的性質Table 1 Properties of three nano-Al2O3

1.2 受試微藻及培養(yǎng)條件

斜生柵藻購于中國科學院武漢水生生物研究所淡水藻種庫，在實驗室進行馴化、培養(yǎng)。馴化條件如下：采用BG11培養(yǎng)基(BG-11 Medium for Blue Green Algae，藍綠培養(yǎng)基)[21]，置于恒溫氣候箱中培養(yǎng)，溫度(23±1) ℃，光照強度131.4 μmol/(m2·s)，光暗周期12 h:12 h，靜置培養(yǎng)，每天定時人工搖動3次。

1.3 實驗介質

本研究中，斜生柵藻的保種和擴大培養(yǎng)采用BG11培養(yǎng)基，其他實驗(如吸附實驗和毒性實驗)采用修改后的BG11培養(yǎng)基，具體見表2。參照YANG等[22]對WC培養(yǎng)基的修改，本研究去除原培養(yǎng)基中的乙二胺四乙酸二鈉(EDTA-Na2)(1 mg/L)，避免其參與競爭絡合金屬離子而影響之后實驗；此外去除培養(yǎng)基中所有的痕量金屬，防止出現(xiàn)沉淀如錳離子(Mn2+)和排除培養(yǎng)基中原有Cu2+的干擾。

表2 修改后的BG11培養(yǎng)基Table 2 Modified BG11 medium mg/L

1.4 實驗介質中3種納米Al2O3的理化性質

將3種納米Al2O3分別加入到修改后的BG11培養(yǎng)基中，超聲10 min，配制成濃度均為1 000 mg/L 的母液備用。正式實驗前，超聲振蕩30 min，使懸浮液分散均勻，用修改后的BG11培養(yǎng)基稀釋得到濃度均為1 mg/L的 H1、H2、L0。

為了探究不同親疏水性質的納米Al2O3的穩(wěn)定性，取適量新配制的H1、H2、L0靜置，分別在0、24、48、96 h用納米粒度ZETA電位分析儀(Zetasizer Nano ZS，英國)分析顆粒水力學尺寸和Zeta電位。

為探究H1、H2、L0的粒徑和形態(tài)，用聚醋酸甲基乙烯脂負載的銅網(wǎng)作為載體，用毛細管取適量溶液滴在銅網(wǎng)中間，放置于超凈臺內，自然風干后采用JEM-2100F型透射電鏡進行拍攝觀察。

1.5 納米氧化鋁與銅離子的吸附實驗

Cu2+濃度為0.5 mg/L，H1、H2、L0濃度為1 mg/L，每組均設2個平行，在150轉/min、25 ℃下振蕩6 h。在10、20、30、40、50、60、180、360 min取樣2 mL，于12 000轉/min轉速下離心10 min，取上清液用感應耦合等離子體質譜儀(ICP-MS)(VG PQ2 TURBO，英國)測定Cu2+濃度。

1.6 暴露實驗

取適量處于對數(shù)生長期的藻細胞以4 500轉/min離心15 min，用無菌修改后的BG11培養(yǎng)基清洗3次，按1.0×106cells/mL藻密度接種。設置4個陰性對照組、1個陽性對照組、3個實驗組，各組試劑組成情況見表3。其中不加納米材料和Cu2+的1組為陰性對照組a(Control)，只加入納米材料不加入Cu2+的3組為陰性對照組b(H1、H2、L0)，不加入納米材料只加入Cu2+的為陽性對照組(Cu)，剩余3組為實驗組(H1′、H2′、L0′)，每組設3個重復，混合體系穩(wěn)定時間設置為3 h，暴露時間4 d。

表3 實驗介質中對照組和實驗組試劑添加情況Table 3 Reagents addition and the contents of nano-Al2O3 in control groups and treatments mg/L

注：“*”陰性對照組a；“#”陰性對照組b；“**”陽性對照組；“##”實驗組。

每隔24 h取適量藻液，利用754型紫外可見分光光度計(上海舜宇恒平科學儀器有限公司)測定藻液在650 nm處的吸光度，得到斜生柵藻的生長情況。

每隔24 h取適量藻液，以4 500轉/min轉速離心15 min收集藻細胞，加入磷酸緩沖液(0.05 mol/L，pH7.8)，利用超聲波細胞破碎儀(寧波生物科技有限公司)冰浴破碎細胞，于12 000轉/min轉速下離心10 min，取上清粗酶液，用SOD(超氧化物歧化酶)、GSH(谷胱甘肽)、MDA(丙二醛)試劑盒(南京建成生物工程研究所)參照測試盒說明書測定SOD活力和GSH、MDA的含量。

1.7 不穩(wěn)態(tài)銅及細胞內銅積累量與鋁的富集量的測定

不穩(wěn)態(tài)銅的測定：每隔24 h取適量藻液，以4 500轉/min轉速離心15 min，取上清液以12 000轉/min轉速離心10 min，取上清液10 mL用伏安極譜儀(797VA computrace system)測不穩(wěn)態(tài)銅。測試條件和參數(shù)設置：懸汞電極作為工作電極；電解質為氯化鉀(0.03 mol/L)；實驗溫度為(23±1) ℃；掃描速率為15 mV/s；脈沖振幅為50 mV。測試前通高純氮氣(N2)除氧15 min。

暴露96 h后，取適量藻液，以4 500轉/min離心15 min，用10 mM的EDTA-Na2洗脫3次，加入1 mL濃硝酸消解，定容后用ICP-MS測定樣品中Cu2+、Al3+(鋁離子)濃度。接種后15 min以相同方法測定此時不能被EDTA-Na2洗脫的吸附的Cu2+。用96 h時的Cu2+含量扣除這部分吸附的Cu2+，得到真正吸收進入細胞的銅的含量[22]。

1.8 統(tǒng)計學分析

利用軟件SPSS Statistics 20中的LSD方法進行單因素方差顯著性分析(one-way ANOVA)，實驗數(shù)據(jù)使用軟件Origin 8.0 進行繪圖。

2 結果與討論

2.1 納米Al2O3在溶液中的存在狀態(tài)

動態(tài)光散射(DLS，Dynamic Light Scattering)的表征結果如圖1(a)所示：3種納米Al2O3的平均水力學直徑隨著時間而迅速增大，但不同材料的增大幅度相差較為明顯。96 h后，H1增大到約為112 nm，H2增大到約為246 nm，L0增大到約為701 nm，并且均遠遠大于實驗所用的納米Al2O3的原始粒徑(均為20 nm)。實驗結果表明，不同性質的納米Al2O3在實驗介質中的團聚程度明顯不同。L0團聚最為嚴重，H2次之，H1最小。

Zeta電位與納米材料的分散性和穩(wěn)定性密切相關。有研究表明，當Zeta電位的絕對值大于30 mV時，溶液具有良好的穩(wěn)定性和分散性[23]。從圖1(b)中可以看出,3種納米Al2O3的Zeta電位隨時間略有增加，但整體上并沒有明顯差別，基本處于-18 mV左右。96 h時，H1、H2、L0的Zeta電位分別為-18.93、-18.63、-18.74 mV，絕對值均小于30 mV，再次證明3種性質的納米Al2O3在實驗介質中穩(wěn)定性較差，易于聚沉。3種性質的納米Al2O3的團聚程度還可以從透射電鏡(TEM)圖片(圖2)中得到證實，其中L0團聚體粒徑最大，部分超過了400 nm(圖2c)。

圖1 不同性質納米Al2O3顆粒在水中的平均水力學直徑及Zeta電位Fig.1 Properties of nano-Al2O3 in the exposure solution mean hydrodynamic diameter and zeta potential

圖2 不同性質的納米Al2O3的TEM圖片F(xiàn)ig.2 Transmission electron microscope images of three nano-Al2O3

圖3顯示了納米Al2O3在實驗介質中與Cu2+的吸附作用。可見，納米Al2O3的存在均可使實驗介質中Cu2+的含量迅速降低，并在較短時間內(180 min)達到動態(tài)平衡，但不同性質的納米Al2O3之間并無顯著差異(p>0.05，one-way ANOVA)。180 min時，H1、H2、L0溶液中Cu2+的濃度分別降低為165.36、165.64、158.08 μg/L，同初始濃度相比較可以看到H1與H2對Cu2+的吸附作用相近，L0相對更強。

圖3 不同性質的納米Al2O3對實驗介質中Cu2+的吸附作用Fig.3 Copper concentration after Cu2+ adsorption onto three nano-Al2O3 in the modified BG11 medium

2.2 納米Al2O3存在下Cu2+對斜生柵藻生長的影響

由圖4可知，不同親疏水性質的納米Al2O3分別處理96 h后，實驗組與陽性對照組的生物量存在明顯差異(p<0.05，one-way ANOVA)，但是不同實驗組之間并未表現(xiàn)出顯著差別(p>0.05，one-way ANOVA)；含有納米Al2O3的陰性對照組b和不含納米Al2O3的陰性對照組a的生物量未表現(xiàn)出明顯差異(p>0.05，one-way ANOVA)。

圖4 不同體系中斜生柵藻的生長情況Fig.4 Growth of Scenedesmus obliquus exposed to copper and copper/nano-Al2O3 systems

與陰性對照組a相比，陽性對照組中斜生柵藻的生長受到明顯抑制，在96 h生長抑制率達到36.7%，這說明Cu2+在低濃度暴露下(0.5 mg/L)對斜生柵藻的生長產(chǎn)生明顯的抑制作用；而陰性對照組b中藻細胞的生長情況與之相近，這說明低濃度的納米Al2O3(1 mg/L)對斜生柵藻的生長沒有明顯的毒性。與陽性對照組相比，加入3種不同的納米Al2O3的實驗組中藻細胞的生長抑制均得到緩解，實驗組中的藻細胞生長抑制率比陽性對照組的生長抑制率降低了約32.4%，這說明3種性質的納米Al2O3均可有效降低Cu2+的毒性，緩解Cu2+對藻細胞生長的抑制作用。培養(yǎng)4 d后，含有H1、H2、L0的實驗組的生長抑制率并無明顯差別，分別為24.6%、25.6%、24.2%。

2.3 金屬的生物可利用性

陽極溶出伏安法(ASV)是痕量元素形態(tài)分析的有效技術手段，能夠準確測定金屬不穩(wěn)態(tài)組分的含量[24]。圖5顯示了不同親疏水性質的納米Al2O3存在下藻液內不穩(wěn)態(tài)銅的濃度。由圖5可知，實驗組與陽性對照組中不穩(wěn)態(tài)銅的濃度變化趨勢相近，但濃度之間存在顯著差別(p<0.05，one-way ANOVA)，而不同實驗組之間并未表現(xiàn)出明顯差別(p>0.05，one-way ANOVA)。0 h 時，陽性對照組、含有 H1的實驗組、含有 H2的實驗組、含有 L0的實驗組中的不穩(wěn)態(tài)銅的濃度分別為122.5、42.0、40.5、42.1 μg/L；處理24 h后，不穩(wěn)態(tài)銅的濃度快速降低，降低幅度分別為39.2%、13.1%、11.1%、14.3%；而在之后的72 h中，不穩(wěn)態(tài)銅的濃度降低幅度明顯減緩，96 h 時分別降至66.5、35.0、32.5、31.5 μg/L，這說明納米Al2O3可以有效降低藻液中不穩(wěn)態(tài)銅的濃度。

圖5 不同性質的納米Al2O3存在下藻液中不穩(wěn)態(tài)銅的濃度Fig.5 Concentration of labile copper exposed to copper and copper/nano-Al2O3 systems

圖6(a)顯示了銅在斜生柵藻中的積累情況?？梢钥闯?，暴露96 h后，在對照組與各實驗組中均有銅的積累。陰性對照組b與陰性對照組a中銅的積累無顯著差異(p>0.05，one-way ANOVA)，銅積累量在21.67～25.68 ng/mg(藻干重)。陽性暴露組中銅的積累最大，為513.35 ng/mg(藻干重)，加入H1、H2、L0后Cu積累分別降低了76.56%、76.15%、76.69%，降低顯著(p<0.05，one-way ANOVA)，但不同納米Al2O3體系之間并未表現(xiàn)出明顯差異(p>0.05，one-way ANOVA)，銅積累量分別為120.36、122.45、119.65 ng/mg(藻干重)。這說明納米Al2O3的加入可以明顯降低銅在藻細胞中的積累量，親水性質的H1、H2和疏水性質的L0對降低銅的積累量的作用差別不明顯。

斜生柵藻對納米Al2O3的富集，包括細胞表面粘附和內吞的顆粒2部分。圖6(b)顯示了鋁在斜生柵藻上的富集情況?？梢钥闯?，暴露96 h后，在對照組與各實驗組中都有鋁的富集。陰性對照組a和陽性對照組中鋁的含量較低且無明顯差異(p>0.05，one-way ANOVA)，陰性對照組b和實驗組之間鋁的富集較高且無明顯差異(p>0.05，one-way ANOVA)，并且不同實驗組之間也無顯著差別(p>0.05，one-way ANOVA)。藻細胞富集的納米Al2O3主要可能是吸附于細胞表面的部分，并且藻細胞對納米材料的吸附是比較顯著的。其他研究者的實驗結果也表明，納米顆粒與藻細胞表面存在相互作用[25]。有研究發(fā)現(xiàn)月牙藻(Pseudokirchneriellasubcapitata)細胞表面能攜帶超過自身重量2.3倍的納米顆粒[26]。

圖6 斜生柵藻細胞中銅和鋁的積累量Fig.6 Cu and Al accumulation in algae cells

2.4 納米Al2O3對斜生柵藻細胞內SOD活性和GSH、MDA含量的影響

測試了暴露于修改后的BG11培養(yǎng)基、3種納米Al2O3、Cu2+和Cu2+-納米Al2O3體系下斜生柵藻細胞中SOD活性隨時間的變化，見圖7。由圖7(a)可以看出，4組處理組中藻體的SOD活性均隨著暴露時間的增加逐漸增加，H1、H2、L0與對照組間不存在顯著差別(p>0.05，one-way ANOVA)。

從圖7(b) 可以看出，4組處理組中藻體的SOD活性先增加后減小，陽性暴露組的SOD活性在48 h后快速下降，與實驗組存在明顯差別(p<0.05，one-way ANOVA)，這說明Cu2+處理后的藻細胞的SOD活性被顯著抑制，48 h時SOD活性達到最大值29.75 U/mgprot，之后逐漸降低，96 h降至最低值19.95 U/mgprot。而含有納米Al2O3的Cu2+暴露體系的藻細胞SOD活性在48 h后相比陽性暴露組下降明顯減緩，而不同實驗組之間SOD活性的變化趨勢基本一致(p>0.05，one-way ANOVA)。

圖7 不同暴露條件下斜生柵藻的SOD活性Fig.7 SOD activities in Scenedesmus oliquus exposed to copper and copper/nano-Al2O3 systems

從圖8(a)可以看到，經(jīng)3種納米Al2O3處理的斜生柵藻內GSH含量與對照組沒有明顯差別(p>0.05，one-way ANOVA)。當藻細胞單獨暴露于納米Al2O3時，其GSH含量隨著時間沒有明顯改變(p>0.05，one-way ANOVA)。從圖8(b)可以看出，當藻細胞暴露于Cu2+時，GSH含量隨著時間逐漸增加，且GSH含量明顯高于含有納米Al2O3的Cu2+暴露組(p<0.05，one-way ANOVA)，但是不同納米Al2O3的Cu2+暴露組之間GSH含量并沒有顯著差別(p>0.05，one-way ANOVA)。96 h時，Cu2+、Cu2+-H1、Cu2+-H2、Cu2+-L0處理組中GSH含量分別為4.06、2.51、2.53、2.42 mg/gprot。

圖8 不同暴露條件下斜生柵藻的GSH含量Fig.8 GSH concentrations in Scenedesmus oliquus exposed to copper and copper/nano-Al2O3 systems

MDA不僅是自由基損傷脂質的生物標記，也是細胞膜損傷的指示[27]。從圖9(a)可以看出，當藻細胞單獨暴露于3種納米Al2O3時，其MDA含量隨著時間沒有明顯改變(p>0.05，one-way ANOVA)，且與對照組不存在顯著差別(p>0.05，one-way ANOVA)。

從圖9(b)可以看出，含有納米Al2O3的Cu2+暴露組與Cu2+單獨暴露組MDA的含量不存在明顯的差別(p>0.05，one-way ANOVA)，并且3種納米Al2O3之間沒有顯著差別(p>0.05，one-way ANOVA)，藻細胞的MDA含量均隨著時間緩慢增加。96 h時，Cu2+、Cu2+-H1、Cu2+-H2、Cu2+-L0處理組中MDA含量分別為23.2、22.0、22.5、22.3 nmol/mgprot。

圖9 不同暴露條件下斜生柵藻的MDA含量Fig.9 MDA concentrations in Scenedesmus oliquus exposed to copper and copper/nano-Al2O3 systems

2.5 納米Al2O3的親疏水性質對水體中銅的生物毒性的影響

氧化應激是評價納米材料水生毒性機理的重要內容。根據(jù)氧化應激分級假說，最低程度的氧化應激與抗氧化劑和具有解毒作用的酶有關；較高程度的氧化應激表明炎癥和細胞毒性超過了這種保護響應的能力[28]。從SOD活性、GSH含量、MDA含量隨時間的變化來看，1 mg/L不同親疏水性質的納米Al2O3單獨存在不會對斜生柵藻產(chǎn)生明顯的毒性效應，但是分別含有親、疏水性質的納米Al2O3的Cu2+暴露體系不同，其斜生柵藻抗氧化反應可以分為2個階段：第一階段(0—72 h)，暴露開始后，Cu2+通過酶反應和非酶反應，產(chǎn)生O2-·、1O2、·OH、LO·、LOO·、LOOH，生物體內抗氧化體系被激活，SOD活性、GSH含量明顯增加，開始清除自由基；第二階段(72—96 h)，由于進入細胞的污染物不能被及時清除，持續(xù)誘導自由基產(chǎn)生，超過了細胞氧化應激的限度，SOD活性被抑制，GSH、MDA含量持續(xù)增加。僅含有Cu2+的暴露體系中SOD活性在48 h就開始被抑制，而含有納米材料的Cu2+暴露體系72 h后開始被抑制，可見納米材料的加入緩解了Cu2+對藻細胞的毒性。

痕量金屬對水生生物的生物有效性和毒性依賴于金屬的物理化學形態(tài)，測定金屬的形態(tài)比金屬的總濃度更有助于探究金屬對水生生物的影響[29-30]。ASV測得的不穩(wěn)態(tài)銅包括Cu2+和易于解離的銅復合體，這些被認為是生物可利用的部分[24, 31]。ASV測得的不穩(wěn)態(tài)銅的濃度與毒性之間的相關性有利于預測銅對水生生物的毒性。圖10是不同性質的納米Al2O3存在下以比生長率為基礎的抑制率與降低的不穩(wěn)態(tài)銅的濃度之間的相關性?？梢钥闯觯珻u2+單獨暴露組、含有H1的Cu2+暴露組、含有H2的Cu2+暴露組、含有L0的Cu2+暴露組以比生長率為基礎的抑制率與降低的不穩(wěn)態(tài)銅的濃度之間，雖然正相關性并不明顯(p>0.1)，但依然呈現(xiàn)正相關趨勢。這說明導致藻細胞毒性的主要原因是實驗體系中的不穩(wěn)態(tài)銅。正相關性不顯著，可能是由于電化學方法測定金屬形態(tài)還不能很好地揭示弱結合的金屬復合物，而這部分很有可能是可生物利用的[32]。雖然如此，電化學方法測定的不穩(wěn)態(tài)金屬濃度仍是目前作為分析生物可利用的金屬濃度的很好參考。也有藻類生物測試結果表明，銅毒性的顯現(xiàn)是由于ASV測得的不穩(wěn)態(tài)銅[33]。有研究表明，不穩(wěn)態(tài)銅的最高濃度與銅的生物可利用的最高濃度出現(xiàn)在同一個調查地點[34]。還有研究表明,大約50%～90%的溶解態(tài)銅是不穩(wěn)態(tài)銅，并且有被生物利用的可能[35]，ASV測得的不穩(wěn)態(tài)銅與生物可利用的銅具有一致性[35]。

本實驗結果表明，納米Al2O3的加入使得大量銅離子被吸附，進而大大降低了藻液中的不穩(wěn)態(tài)銅的濃度，從而降低了Cu2+對藻細胞的毒性作用。在本實驗所采用的低濃度下，3種納米Al2O3雖然在親疏水性和分散性之間存在明顯差別，但是對Cu2+的吸附性能方面不存在顯著差異，造成藻液中的不穩(wěn)態(tài)銅的濃度也不存在明顯差別。因此，含有H1的Cu2+暴露組、含有H2的Cu2+暴露組、含有L0的Cu2+暴露組的藻細胞毒性沒有顯著差別。

圖10 不同性質的納米Al2O3存在下以比生長率為基礎的抑制率與降低的不穩(wěn)態(tài)銅的濃度之間的相關性Fig.10 Correlation between inhibition of growth rate and decreased labile copper concentration

3 結論

納米Al2O3的存在均可以降低水環(huán)境中Cu2+對斜生柵藻的毒性效應，但其親疏水性質對Cu2+毒性效應的影響沒有顯著的不同。主要表現(xiàn)如下：在納米Al2O3存在下， Cu2+的生物可利用性，Cu2+對藻細胞的生長抑制和所引起的藻細胞氧化損傷和藻液中的不穩(wěn)態(tài)銅的濃度都明顯降低。原因主要是納米Al2O3吸附水中的Cu2+，間接降低了藻液中的不穩(wěn)態(tài)銅的濃度，從而減輕了Cu2+對藻細胞的毒害。