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    納米銀對河口潮灘硝酸鹽異化還原成銨過程的影響

    2020-07-04 02:08:14張夢霞鄭艷玲尹國宇董宏坡韓平高娟劉程常永凱劉敏侯立軍
    關(guān)鍵詞:長江口納米銀鹽度

    張夢霞 鄭艷玲 尹國宇 董宏坡 韓平 高娟 劉程 常永凱 劉敏 侯立軍

    摘要:人類活動會導致納米銀(AgNPs)毒性污染物在河口海岸環(huán)境富集,但AgNPs賦存和累積對河口氮轉(zhuǎn)化過程的影響尚不清楚,為此,以長江口作為研究區(qū)域,對不同粒徑(10nm、30nm和100nm)及不同濃度(0.1mg/L、5mg/L和10mg/L)的AgNPs進行暴露實驗,探究AgNPs對河口潮灘硝酸鹽異化還原成銨(DNRA)的影響,結(jié)果表明,添加AgNPs對不同鹽度沉積物DNRA速率均產(chǎn)生一定程度的抑制效應,但其抑制率并沒有隨時間增長而明顯增大,受沉積物理化性質(zhì)的影響,AgNPs對中鹽度(8.0%)沉積物DNRA速率抑制效應總體上高于其余鹽度沉積物,沉積物環(huán)境中AgNPs的粒徑及濃度均是影響其毒性的重要因素:當濃度不超過5mg/L時,10nm粒徑AgNPs毒性大于30nm和100nm粒徑,其在不同鹽度沉積物中抑制率最高達16.03%、20.27%和15.36%;但當AgNPs濃度為10mg/L時,30nm和100nm粒徑的AgNPs對DNRA速率抑制程度明顯增大,毒性效應大于10nm粒徑AgNPs,不同鹽度沉積物中最大抑制率分別為17.48%、33.18%和26.45%,AgNPs釋放的Ag+濃度與DNRA速率的抑制率未存在顯著的正相關(guān)關(guān)系(p>0.05),反映AgNPs釋放的Ag+對DNRA存在一定的抑制作用,但并不能完全解釋AgNPs的毒性作用特征,研究結(jié)果對于客觀評價金屬納米材料對河口氮循環(huán)的潛在影響具有重要科學意義。

    關(guān)鍵詞:納米銀:硝酸鹽異化還原為銨;粒徑;鹽度:長江口

    中圖分類號:X171.1文獻標志碼:A DOI:10.3969/j,issn,1000-5641.201941005

    0引言

    氮素是河口生態(tài)系統(tǒng)重要的生源要素之一,近年來,隨著工農(nóng)業(yè)活動的發(fā)展,大量活性氮(硝酸鹽為主)的輸入增加了河口地區(qū)氮負荷,造成諸如有害藻類赤潮暴發(fā)和季節(jié)性低氧區(qū)等一系列生態(tài)環(huán)境問題,氮素遷移轉(zhuǎn)化過程研究已然成為當今國際河口海岸科學研究領(lǐng)域內(nèi)的熱點問題,硝酸鹽異化還原成銨(DNRA)主要指厭氧微生物將硝態(tài)氮異化還原為銨鹽的過程,在調(diào)控河口濕地氮的歸宿中扮演重要作用,因此,關(guān)于河口濕地DNRA過程的研究引起了國內(nèi)外學者的廣泛關(guān)注。

    納米銀(AgNPs)是指粒徑在1~100nm之間的單質(zhì)銀粒子,由于良好的光電、催化、超導性能和殺菌消毒活性,AgNPs被廣泛應用于眾多領(lǐng)域和消費產(chǎn)品中,全世界含有AgNPs的商品種類超過400種,目前,全球每年AgNPs的產(chǎn)量大約為500t,預測至2020年AgNPs的年產(chǎn)量將達到1216t,AgNPs的大量使用使其不斷進入環(huán)境中并產(chǎn)生累積,在有氧條件下,AgNPs極易被氧化并釋放出Ag+,而Ag是具有高毒性的重金屬之一,會對環(huán)境生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)成潛在威脅,有學者研究發(fā)現(xiàn),AgNPs(10mg/L)進入序批式活性污泥(sBR)水處理系統(tǒng)后,其抗菌性會抑制活性污泥中微生物生長,影響脫氮和除磷相關(guān)的微生物群落結(jié)構(gòu),削弱系統(tǒng)脫氮除磷效果,Liang等在污水處理系統(tǒng)中連續(xù)12h通人AgNPs(1mg/L),發(fā)現(xiàn)系統(tǒng)中氨氮和亞硝酸鹽不斷積累,并抑制了氨氧化菌、亞硝酸鹽氧化菌和硝化菌屬的數(shù)量,且抑制作用持續(xù)時間長達1個月以上,張汝嘉等采用濃度0.12~4.82mg/LAgNPs懸濁溶液也證實了其對氨氧化細菌有顯著的抑制作用,此外,許多研究還關(guān)注了AgNPs粒徑與毒性效應的關(guān)系,并指出不同粒徑AgNPs對硝化細菌的影響有所不同,AgNPs毒性對不同鹽度的響應也有所差異,當AgNPs進入復雜的河口沉積物環(huán)境中,耦合多變的理化性質(zhì)會影響其毒性作用,目前,關(guān)于環(huán)境中AgNPs毒理效應和致毒機制研究還處于探索階段,而且AgNPs對氮循環(huán)過程影響的研究大多集中于硝化和反硝化過程及相關(guān)的微生物活性,對DNRA過程的影響還鮮見報道,

    AgNPs大規(guī)模商業(yè)化應用創(chuàng)造了大量經(jīng)濟效益的同時,也通過各種途徑進入了環(huán)境中,其安全性受到國內(nèi)外眾多學者的廣泛關(guān)注,河口潮灘濕地是海陸交互的重要過渡地帶,也是全球氮庫的重要組成部分,此外,河口地區(qū)又是人類活動高度密集的地區(qū)之一,人類活動對河口地區(qū)的生態(tài)環(huán)境造成很大影響,其中,長江口位于中國經(jīng)濟最發(fā)達,人口密度最大的區(qū)域,氮負荷增強給長江口及近岸生態(tài)系統(tǒng)帶來巨大的影響,因此研究AgNPs對長江口DNRA過程的影響也就顯得尤為重要,基于此,以長江口為研究區(qū)域,分別選取3個不同鹽度濕地沉積物為研究對象,探討不同粒徑及濃度的AgNPs對DNRA過程的影響,以期為評價金屬納米材料對河口氮循環(huán)的潛在影響提供科學借鑒,

    1材料與方法

    1.1樣品采集及實驗室預處理

    以長江口為研究區(qū)域,沿鹽度梯度,選取瀏河口(LHK,鹽度為0.2%0),東海農(nóng)場(DHNC,鹽度為8.0%0)和金山(Js,鹽度為20%0)為采樣點(見圖1),于2017年7月,分別在3個采樣點采集深約10cm,直徑為7cm的沉積物柱狀樣,并現(xiàn)場測定站位潮水鹽度,樣品采集完后于4℃培養(yǎng)箱保存并在2h內(nèi)運回實驗室,在實驗室內(nèi),將沉積物柱狀樣置于培養(yǎng)箱內(nèi),使用蠕動泵持續(xù)通人含不同粒徑AgNPs的人工海水(鹽度與各采樣點潮水相同,含接近環(huán)境背景的硝態(tài)氮和銨態(tài)氮,約為:NaN0380umol/L,NH4CI30umol/L和KH2PO46umol/L),AgNPs濃度設(shè)置為0mg/L、0.1mg/L、5mg/L和10mg/L的濃度梯度,各樣點均分為10個處理組,包括空白組(0mg/L AgNPs),10nm粒徑組(分別為0.1mg/L、5mg/L和10mg/L AgNPs),30nm粒徑組(分別為0.1mg/L、5mg/L和10mg/LAgNPs)和100nm粒徑組(分別為0.1mg/L、5mg/L和10mg/L AgNPs),每個處理組設(shè)置3個重復,3種粒徑AgNPs均購自蘇州冷石納米材料科技有限公司,全程實驗溫度控制在20℃,培養(yǎng)30d,并且分別在實驗的第1、6、10、15和30天采集表層沉積物樣品,用于分析潛在的DNRA速率,并測定沉積物理化性質(zhì)和AgNPs釋放的Ag+濃度。

    1.2潛在DNRA速率的測定

    基于泥漿培養(yǎng)和同位素示蹤技術(shù)測定沉積物潛在DNRA速率,首先將沉積物樣品和相應鹽度的人工海水按照1:7的比例充分攪拌成均質(zhì)泥漿,通人氦氣曝氣30min,以排凈泥漿中的氧氣,將曝氣后的泥漿轉(zhuǎn)移至一系列12mL頂空瓶中,進行24h預培養(yǎng)以消耗背景硝態(tài)氮(N03)和亞硝態(tài)氮(N02-),預培養(yǎng)結(jié)束后,向每個頂空瓶中加入15N03-,震蕩均勻,然后將所有的頂空瓶分為2組,一組作為起始樣品加入200ul飽和ZnCl2溶液抑制劑,另一組設(shè)置為終止樣,繼續(xù)震蕩培養(yǎng)8h后加入抑制劑,隨后,利用次溴酸氧化與膜人口質(zhì)譜儀(MIMS)聯(lián)用技術(shù)測定DNRA過程中15NH4+的產(chǎn)生量,并依據(jù)以下公式計算潛在DNRA速率:

    1.3理化參數(shù)分析

    沉積物銨鹽(NH4+)、亞硝酸鹽(NO2-)和硝酸鹽(NO3-)用2mol·L-3KCI浸提后,利用Skalar營養(yǎng)鹽自動分析儀(sAN plus)分析測定,硫化物的測定是先將沉積物加入1mol·L-1HCl酸化,酸化后沉積物中硫化物轉(zhuǎn)化為硫化氫氣體,將產(chǎn)生的硫化氫氣體收集通入到顯色溶液對氨基二甲基苯胺中,顯色后利用分光光度計測定,沉積物中有機質(zhì)含量采用重鉻酸鉀法進行測量,沉積物粒度采用Ls 13320粒度儀進行測定,沉積物含水率采用烘干法測定,Ag+濃度的測定,是將表層沉積物孔隙水加入Amicon Ultra-15超濾管(3kDa,Millipore)中在14000r/min下離心40min,濾出液經(jīng)2%硝酸酸化后用ICP-MS(Agilent 7700inductively coupled plasma mass spectrometer)進行檢測,以上所有理化因子的測定均設(shè)置3個平行,取平均值作為最終測定結(jié)果,

    1.4統(tǒng)計分析方法

    測定結(jié)果與環(huán)境因素的相關(guān)性分析及實驗數(shù)據(jù)的多因素方差分析用SPSS 18.0統(tǒng)計軟件完成,顯著水平設(shè)定為p<0.05.文中插圖用Origin 9.0制作。

    2結(jié)果與分析

    2.1Ag+濃度的變化

    為期30d培養(yǎng),LHK、DHNC和Js不同粒徑AgNPs處理中Ag+釋放濃度分別介于0.91~40ug/L、10~150ug/L和10~390ug/L(見圖2),其中,低鹽度樣點LHK的Ag+釋放濃度總體上低于中鹽度樣點DHNC和高鹽度樣點Js,此外,在培養(yǎng)初期(第1天),各站點10am相較于30am和100am呈現(xiàn)出更多的Ag釋放,但隨著培養(yǎng)時間延長,其Ag+釋放濃度總體上無顯著增加,而30am和100am的Ag+釋放濃度隨著培養(yǎng)時間延長而增加,釋放總量更大,且在DHNC和Js表現(xiàn)較為明顯(見圖2)。

    多因素方差分析結(jié)果顯示(見表2),沉積物鹽度、AgNPs粒徑、AgNPs濃度的交互作用對DNRA速率變化率影響不顯著,而AgNPs粒徑、AgNPs濃度交互作用對DNRA速率變化率具有顯著影響,高濃度(10mg/L和5mg/L)AgNPs處理組的DNRA抑制率顯著高于低濃度(0.1mg/L)AgNPs處理組(分別介于-33.18%~0.05%、-20.71%~7.25%、-7.52%~7.12%),濃度≤5mg/L時,10nmAgNPs處理組的DNRA抑制率顯著高于30BE和100nm AgNPs處理組(p<0.05),其在LHK、DHNC和Js不同鹽度站位沉積物中最大抑制率分別為16.03%、20.27%和15.36%,而AgNPs濃度為10mg/L時,大粒徑(30BE和100BE)AgNPs對DNRA速率抑制率更高,不同鹽度站位沉積物中抑制率最高達17.48%、33.18%和26.45%,說明相同鹽度條件下,AgNPs毒性取決于其粒徑大小和濃度,此外,AgNPs濃度與沉積物鹽度的交互作用對DNRA速率變化率也具有顯著影響,不同鹽度站位沉積物對添加AgNPs的響應分別介于-17.48%~7.25%、-33.18%~6.89%和-26.45%~0.99%,且不同濃度AgNPs均在中鹽度站位DHNC具有較大的DNRA速率抑制率。

    3討論

    本研究探討了不同粒徑及不同濃度AgNPs添加對河口沉積物DNRA過程的影響,研究發(fā)現(xiàn),AgNPs處理下3個不同鹽度站位DNRA速率均受到不同程度的抑制(見圖4),已有大量研究證實了AgNPs對硝化及反硝化過程的毒性作用,1mg/L的AgNPs可以導致硝化細菌數(shù)量減少,削減60%的硝化速率,Choi和Hu研究表明,1mg/L的AgNPs對實驗室富集培養(yǎng)硝化細菌的硝化抑制率達到70%,且其EC50(引起50%硝化抑制率的AgNPs濃度)為0.14mg/L,較低的AgNPs濃度(小于1mg/L)即可以抑制反硝化模式菌株施氏假單胞菌50%的生物活性12引,但近期有研究發(fā)現(xiàn),在土壤環(huán)境中AgNPs毒性會顯著降低,Liu等采用不同濃度和種類的AgNPs溶液探究其對太湖沉積物中反硝化微生物的影響,實驗結(jié)果顯示,1mg/L的AgNPs在8h培養(yǎng)周期內(nèi)對太湖沉積物反硝化過程沒有顯著影響,另外,VandeVoort等研究中也出現(xiàn)類似結(jié)果,分析認為產(chǎn)生這種現(xiàn)象的原因可能是AgNPs進入土壤環(huán)境中后,通過和環(huán)境中無機陰離子(例如C1等)以及其他常見配體的絡(luò)合,導致AgNPs及其釋放的Ag+的生物可利用度降低,毒性降低,目前,關(guān)于AgNPs對DNRA過程的影響還鮮有報道,關(guān)于低濃度長期暴露條件下AgNPs對河口沉積物DNRA速率影響情況所知甚少,本研究結(jié)果表明,30d實驗周期內(nèi)0.1mg/L的AgNPs對河口沉積物DNRA速率抑制作用最高達7.52%,而5mg/L的AgNPs即可對沉積物DNRA過程產(chǎn)生明顯抑制效應,最大抑制率為20.27%(產(chǎn)生于中鹽度沉積物10nm粒徑AgNPs),一定程度上說明長期暴露下環(huán)境中不斷累積的AgNPs會帶來潛在生態(tài)風險,此外,Chen等研究發(fā)現(xiàn),0.5mg/L AgNPs顯著影響了活性污泥中反硝化功能微生物群落結(jié)構(gòu),10mg/L AgNPs使得nirK型及nosZ型反硝化微生物群落組成中副球菌(Paracoccu8)的相對豐度明顯降低,白潔等探究了不同濃度AgNPs對河口區(qū)沉積物反硝化酶活性及功能基因豐度的影響,結(jié)果表明AgNPs對沉積物中還原酶活性及功能基因narG和nirS的基因豐度均具有濃度抑制效應,且AgNPs主要是通過對narG基因豐度的抑制來實現(xiàn)對N03還原過程的影響,而對N02還原酶的抑制程度則明顯大于nirS基因豐度,以此抑制NO2還原過程,鑒于近年來納米材料的廣泛使用,AgNPs潛在的環(huán)境危害不容忽視,仍需要在生態(tài)系統(tǒng),群落,以及基因蛋白等不同層次上探討AgNPs對河口區(qū)氮循環(huán)微生物的影響和毒性作用機制。

    然而,在培養(yǎng)初期還發(fā)現(xiàn)AgNPs添加對DNRA過程產(chǎn)生了一定的促進作用,這可能與AgNPs的毒物興奮效應有關(guān),一定濃度范圍內(nèi)的AgNPs可能會刺激微生物的生長,加快DNRA反應速率,有研究指出,低劑量的AgNPs可提高大腸桿菌活性,其他納米材料(如ZnO和Ti02)的亞致死水平也會產(chǎn)生刺激作用,但這種刺激是否可以通過加快微生物呼吸速率并獲得更多能量,以有效地修復損傷和應對AgNPs所帶來的脅迫,這仍有待確定。

    根據(jù)AgNPs釋放的Ag+濃度變化規(guī)律(見圖2)可知,隨著鹽度的增加,釋放的Ag+濃度總體上也趨于增加,這可能是因為環(huán)境配體包括C1、S2等可以與AgNPs釋放的Ag+反應,使得AgNPs釋放Ag+速率隨著CI/Ag的增加而增大,一般認為AgNPs的毒性與其釋放的Ag+濃度有很大關(guān)系,釋放的Ag+可以產(chǎn)生活性氧(ROS)、破壞細胞膜完整性、與細胞內(nèi)含硫蛋白結(jié)合、引起DNA損傷和功能蛋白質(zhì)失活等,AgNPs在較高鹽度站位Js釋放的Ag+濃度相對較高,根據(jù)前人研究結(jié)果,AgNPs對Js的DNRA速率的抑制率應該最為顯著,然而,本研究實驗結(jié)果發(fā)現(xiàn),盡管沉積物鹽度對DNRA速率變化率影響不顯著(p>0.05.見表2),但相比較于LHK和Js站位,AgNPs對中鹽度站位DHNC的DNRA速率抑制率總體相對較高(見圖4),這種現(xiàn)象可能與Js和DHNC站位不同理化性質(zhì)的差異有關(guān),有學者研究指出在硫化物(h2s、s2-)或單質(zhì)s的氧化驅(qū)動下,通過無機化能自養(yǎng)硫細菌氧化,將NO3還原為NH4+,可以進行化能自養(yǎng)型的DNRA過程,本研究中,Js站位硫化物含量顯著高于DHNC站位,且隨培養(yǎng)時間延長而不斷降低,這表明在培養(yǎng)過程中硫化物被不斷消耗,可能與自養(yǎng)硫細菌消耗硫化物耦合進行DNRA過程有關(guān),因此在Js站位相對富硫的環(huán)境中,充足的硫化物使得自養(yǎng)硫細菌更易于抵抗AgNPs的毒性,DNRA速率與硫化物顯著相關(guān)關(guān)系(p=0.013.r=0.105)也證實了這一結(jié)果(見表1),研究表明AgNPs硫化也會使其毒性降低,另外,Beddow等實驗中發(fā)現(xiàn)AgNPs在較高鹽度下Zeta電位值明顯小于低鹽度,在高鹽度中AgNPs更容易團聚,團聚后AgNPs毒性明顯降低,這也進一步導致Js站位沉積物DNRA速率受AgNPs毒性抑制作用的降低,

    本研究還發(fā)現(xiàn),AgNPs粒徑對DNRA速率變化率具有顯著影響(p<0.05.見表2),AgNPs濃度≤5mg/L時,與30am和100am相比較,10am粒徑AgNPs對不同鹽度站位沉積物DNRA速率均表現(xiàn)出相對較高的抑制率(見圖4),與大粒徑相比,小粒徑AgNPs更容易穿透生物膜進入細胞內(nèi),直接攻擊DNA、蛋白質(zhì)或酶,其較大的比表面積生成更多的活性氧(ROS),更容易導致細胞損傷,納米級粒徑的量子尺寸效應占主導地位,這可能是導致出現(xiàn)這一結(jié)果的重要原因,然而,當AgNPs濃度為10mg/L時,30nm和100nm粒徑的AgNPs對DNRA速率抑制率顯著增大,這與大粒徑AgNPs釋放的Ag+濃度明顯高于10nm粒徑AgNPs有關(guān),AgNPs釋放的Ag+毒性作用優(yōu)于其粒徑效應,且隨AgNPs濃度增加,小粒徑AgNPs團聚更嚴重其粒徑的優(yōu)勢被削弱,對DNRA速率抑制程度降低,目前關(guān)于AgNPs粒徑與其毒性作用的研究還未有統(tǒng)一的結(jié)論,盡管大多數(shù)的研究表明AgNPs毒性與其粒徑成反比關(guān)系,但仍有部分研究認為金屬納米顆粒的毒性與其尺寸沒有依賴關(guān)系,且不同環(huán)境及微生物菌群也會影響AgNPs粒徑毒性。

    本研究中未發(fā)現(xiàn)AgNPs釋放的Ag+濃度和DNRA速率抑制率間存在顯著相關(guān)關(guān)系(p>0.05),且10mg/L AgNPs處理與5mg/L處理對DNRA速率抑制程度的差異并不顯著(p>0.05),表明沉積物環(huán)境中AgNPs毒性不能僅僅歸因于Ag+毒性,更可能受釋放的Ag+毒性、納米粒子效應和環(huán)境理化因子的綜合影響,自然環(huán)境中,影響AgNPs毒性效應和環(huán)境行為的因素和過程極其復雜,且AgNPs進入環(huán)境后會通過多種途徑改變其存在形態(tài),而河口復雜的沉積物環(huán)境加大了AgNPs毒理辨別的復雜性,后續(xù)工作可進一步探究AgNPs對DNRA過程功能基因及菌群結(jié)構(gòu)的影響,以明晰AgNPs對DNRA過程的微生物影響機制。

    4結(jié)論

    (1)AgNPs對不同鹽度沉積物DNRA速率均產(chǎn)生抑制作用,但其抑制程度并未隨時間延長而明顯增大,AgNPs對沉積物DNRA速率的抑制作用并不僅僅取決于其釋放的Ag+毒性作用。

    (2)不同鹽度條件下AgNPs對DNRA速率的影響結(jié)果表明,AgNPs對中鹽度(8.0‰)站位沉積物產(chǎn)生的抑制率相對較高。

    (3)沉積物環(huán)境中,AgNPs粒徑、濃度均是影響其毒性的重要因素,相同鹽度下,AgNPs濃度≤5mg/L時,小粒徑AgNPs(10nm)比30nm和100nm粒徑具有更強的毒性,納米粒子效應占主導地位,而當AgNPs濃度為10mg/L時,30nm和100nm粒徑的AgNPs對DNRA速率抑制率顯著增大,AgNPs釋放的Ag+毒性作用優(yōu)于其粒徑效應。

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