水環境中工程納米顆粒物的生態毒理學機理及理想模式生物的篩選

莊 文,陳 青,周鳳霞

1 棗莊學院,城市與建筑工程學院,棗莊 277160 2 棗莊學院,生命科學學院,棗莊 277160 3 中國科學院煙臺海岸帶研究所,海岸帶環境過程與生態修復重點實驗室,煙臺 264003

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水環境中工程納米顆粒物的生態毒理學機理及理想模式生物的篩選

莊 文1,3,*,陳 青2,周鳳霞3

1 棗莊學院,城市與建筑工程學院,棗莊 277160 2 棗莊學院,生命科學學院,棗莊 277160 3 中國科學院煙臺海岸帶研究所,海岸帶環境過程與生態修復重點實驗室,煙臺 264003

隨著納米技術產業的高速發展,大量工程納米顆粒物(Engineering nano-particles,ENPs)被排放到自然水環境中,因此對其進行生態毒性及環境風險的研究尤為迫切。綜述了ENPs在水環境中的毒理學機理及理想模式生物篩選的研究進展。目前的研究表明ENPs的毒性作用機制主要包括兩方面：一是影響細胞信號通路,二是氧化應激造成基因表達的變化。此外,光催化活性、細胞表面附著、溶解特性、表面特征、賦存形態、溶劑效應及與其他環境污染物的協同作用也是可能的毒性作用機理。模式生物的篩選與確定在納米生態毒理學研究中極為重要。魚類作為水環境中普遍存在的脊椎動物,群落龐大,其具有行為端點敏感性高、且在生物毒性實驗中存在明顯的量效關系等特征,被認為是研究ENPs生態毒理學最適合的水生模式生物。研究表明針對在ENPs影響下的未成年魚類的行為特征研究比傳統的胚胎發育及致死率研究更為有效。無脊椎動物和浮游植物同樣在各種水環境中普遍存在,對環境污染物極為敏感,且對有害物質具有顯著的富集放大效應,因此作為模式生物也具有一定的優勢。

納米顆粒物；生態毒理學；水生態系統；模式生物

納米材料顯示出了許多其宏觀形態所不具備的新特性,在眾多技術應用領域都展現出了巨大的潛力,例如在醫療、計算機、紡織、機械、航天等行業中都有著廣泛的應用。約十年前,人們開始認識到工程納米材料可能給人類健康和環境安全帶來的威脅。在2003年4月,Science刊登的一篇文章首先提出了進行納米材料毒理學研究的必要性[1]。同年7月,Nature的一篇文章指出,如果不對納米材料的生態毒理學效應進行研究,將導致納米技術喪失政府和公眾的信任及支持[2]。英國在2008年發起了一項關于納米材料和納米技術對人類環境、健康和安全的全球性調查,并于2009年3月發布研究項目總結報告,這在全世界屬首次開展。2009年1月,加拿大頒布了一項法律,要求國內企業和研究機構每年購買超過1000 g納米材料時需申報購買的數量、用途和已知的毒性。生態毒理學研究從20個世紀50年代到90年代完成了從傳統的研究方法到毒理基因組學方法的轉變[3-4]。隨著人們對納米材料潛在環境風險的研究越來越重視,Kahru和Dubourguier預言下個生態毒理學研究的時代將會是基因組生態毒理學和納米生態毒理學時代[5]。

水生生態系統為人類和其他生物提供無盡的食品、能源和礦產資源。海洋是地球上最重要的水生態系統,也是最大的天然凈化器,大部分工程納米顆粒物(Engineering nano-particles,ENPs)通過地表徑流、大氣沉降等過程,最終將被排入海洋。水體沉積物是ENPs等污染物的重要的匯,水體中懸浮顆粒物和細粒度沉積物中含有大量的膠體,這些膠體具有較大的比表面積,攜帶大量電荷,在吸附作用下,ENPs就隨膠體一起沉積到沉積物中。在配合作用和氧化還原作用下,沉積物中的ENPs會重新釋放到水體中,對水生生物造成生物毒害作用[6]。ENPs進入水環境后通過多種途徑進入生物地球化學循環,被浮游生物或底棲生物直接攝入,通過食物鏈進行富集放大[7]。

雖然科研人員已經在ENPs的生態毒性機制、毒性強度、生態毒理模型生物、生物地球化學循環及生物可利用性等方面進行了多年的研究,但有利用價值的數據依然遠遠不夠。本文將就ENPs的生態毒理學機制和理想模式生物的篩選進行闡述,同時指出了在相關研究過程中出現的問題,并給出了可能的解釋。在本文的最后對未來的研究方向進行了預測。

1 NPs的毒理學機制

自然界中有許多天然的納米顆粒(Nano-particles,NPs),生物對這些天然NPs具有較強的適應性。而人工合成的納米材料與天然形成的不同,其毒理學機制更應受到關注。大量關于ENPs毒理學機理的研究表明,ENPs不同尋常的物理化學性質主要可以歸因于：體積小(表面積和粒度分布),特殊的化學成分(純度、結晶度、電子性質)和表面結構(表面反應活性,表面基團、無機或有機包衣)以及溶解度、形狀、聚合性等[8-9]。下面介紹目前已發現的ENPs主要的毒理學機理。

1.1 納米顆粒物誘導的氧化應激

學界普遍認為ENPs毒理學的兩個主要作用機制：一個是影響細胞信號通路,另一個是活性氧的產生導致氧化應激,從而造成基因表達的變化[10-11]。其主要作用過程為ENPs誘導活性氧簇(Reactive oxygen species,ROS)產生,導致細胞內部發生氧化應激。抗氧化酶的活性改變,破壞了氧化和抗氧化的平衡,細胞內活性氧大量積累,進一步導致脂質氧化、細胞膜破壞、信號傳遞障礙、生長抑制及一系列正常細胞功能喪失,致使細胞死亡。這是目前關于ENPs毒性機理的最有說服力的解釋[12-13]。Li等的研究表明納米TiO2對腰鞭毛藻和中肋骨條藻的生長具有強烈的抑制作用,其對這兩種藻的72h半數致死量分別為10.69 mg/L和7.37 mg/L；死亡后的藻類細胞膜完全被破壞,細胞器無法辨認；并且超氧化物歧化酶和過氧化氫酶的活性發生了改變,活性氧水平與對照組比顯著升高,ROS作用的靶器官為葉綠體[9]。

實驗數據表明,ENPs的毒性與其對應宏觀材料的物理化學性質并無密切聯系,而且宏觀物化性質差異較大的ENPs可能具有類似的毒性作用。例如富勒烯C60和納米TiO2都具有氧化還原活性并可以造成氧化應激反應,雖然它們的物化性質差異巨大[14-15]。ENPs進入大腦可以產生氧化應激和隨后的神經毒性,因此小神經膠質細胞可以吞噬ENPs,然后氧化應激反應發生[16]。除大腦外,ENPs可以在多種組織中引起氧化應激反應[14, 17-18]。Ribeiro等研究發現,納米Ag可以抑制斑馬魚的增長,這可能是由于納米Ag引起的氧化應激作用破壞了DNA的正常復制,導致正常生理功能的喪失[19]。

1.2 光催化活性

研究表明某些納米粒子(例如納米TiO2、納米ZnO等)的光敏性和其在特殊波長下誘導產生的活性氧與其生物毒性密切相關,這也是其產生毒理學效應的重要原因之一[20]。Lu等研究發現在近紫外光照射下,暴露于納米TiO2的大腸桿菌細胞壁首先降解,接下來是膜損傷和滲透傷害,然后細胞內物質流出,最后細胞死亡[21]。Ma研究了人造納米ZnO對線蟲的毒性作用,結果顯示自然光源下納米ZnO對線蟲的毒性要強于在人造光源下的毒性,在人造光源下暴露24h對線蟲的致死率仍不及在自然光下暴露2h,這可能歸因于人造光源光譜范圍較窄或光強度較弱,對納米ZnO生物毒性的激發能力低于自然光[22]。

然而有研究發現在完全黑暗的情況下,ENPs對微生物的生長也具有抑制作用。Mao等研究發現用Ag修飾過的TiO2納米管即使在無光的條件下,其對大腸桿菌仍表現出較強的抗菌活性[24]。Roha等的研究也得到了類似的結果[25]。這些現象表明除光催化引起的氧化應激外,還有其他未知的機制造成了ENPs的生物毒性作用。

1.3 表面吸附作用

某些ENPs尤其是金屬ENPs表現出吸附特性,它們可以吸附在細胞或微生物表面。ENPs的表面吸附機制可能有以下幾種：靜電作用、范德華力、范德瓦爾斯力、受體配位作用和疏水作用[26-27]。通常ENPs表面帶有電荷,例如納米TiO2的零電位點為5.2,而自然環境中的水的pH值高于該值,因此納米TiO2表面在自然水體中帶負電荷[28]。另外,由于具有很大的比表面積,ENPs在水體中可以吸附大量的分子。例如零價Fe納米顆粒與Ba2+(10-6—10-3mol/L)的吸附符合Freundlich和Dubinin-Radush-kevich吸附等溫式[29]。

ENPs與污染物共存時,可能會改變污染物的毒性效應。例如Zhang等研究發現納米TiO2與Cd的吸附符合Freundlich吸附等溫線,納米TiO2的存在可以加速鯉魚對Cd的吸收,加快Cd中毒[30]。另外,ENPs吸附或附著在微生物表面,會阻礙微生物的正常生理功能,并可能進入生物體內產生毒性。例如Chen等的研究表明納米TiO2對萊茵衣藻的毒性機制主要包括細胞表面吸附、抑制光合作用、脂質過氧化反應和抑制新蛋白質合成等。其中在表面吸附作用下,納米TiO2大量聚集于萊茵衣藻的表面或嵌入細胞膜中,從而阻礙了細胞與周邊環境之間的物質交換及光合作用[31]。然而到目前為止,ENPs與細菌細胞壁之間的相互作用機制還尚不明確。另外,也沒有關于ENPs如何透過細胞壁進入胞內的統一觀點。

1.4 溶解特性、賦存形態和表面特征

ENPs的生物毒性與其溶解特性、表面特征和賦存形態密切相關。由金屬和金屬氧化物ENPs游離出來的金屬離子的毒性可能比ENPs本身的毒性還要強。Moos等的研究結果表明納米CuO在天然水中的生物毒性主要來自于其游離出來的Cu離子[32]。Kasemets等將ENPs分為可溶性和非可溶性兩類,且研究表明可溶性ENPs的細胞毒性更強；一旦進入細胞,可溶性ENPs會釋放出金屬離子,從而造成細胞損傷甚至使其死亡[33]。Li等研究了納米ZnO溶液在鹽和可溶性有機物(Dissolved organic matter,DOM)存在下對蚯蚓的生物毒性作用,結果顯示在鹽環境下,納米ZnO對蚯蚓的致死率大大降低。掃描電鏡照片顯示,納米ZnO在鹽的作用下大量聚集,其可溶性及生物可利用性都受到了顯著的影響；DOM存在時情形與鹽存在時類似[34]。

納米金屬離子具有還原性,例如納米Cu離子可以參與電子傳遞,這可能是細胞表面ROS的來源之一。Ivask等研究發現在溶解態納米Cu影響下,大腸桿菌體內產生了超氧化物陰離子[35]；Bondarenko等研究發現在溶解態納米CuO影響下,大腸桿菌體內產生了超氧化物陰離子以及H2O2,并且導致了其DNA的破壞[36]。以上證據表明溶解態ENPs參與了氧化應激反應。

然而不同的情況也是存在的。一項關于納米ZnO對土壤微生物的生態毒理學研究表明,納米ZnO的非可溶態比其同濃度的離子態的毒性更強,這與大多數文獻中將ENPs的毒性歸結于其游離出的離子是不同的[37]。因此,ENPs的毒性不僅僅與是其是否產生離子有關,還與其特殊的納米形態的化學效應特征或對生物的刺激作用有關。因此,在研究ENPs的生態毒理學機制及其生態毒性后果的過程中,ENPs的溶解特性和賦存形態是至關重要的兩個方面[38]。

此外,ENPs的生態毒理學特性也與其表面特性密切相關。對ENPs進行包被等處理會改變其理化性質,進而改變其生物毒性。檸檬酸鹽包被的納米Au可以進入人類細胞產生脂質過氧化反應,造成細胞內的膜損傷[39]。溶血性磷脂酰膽堿包被的單層碳納米管(LPC-SWNT)可以通過正常攝食途徑進入大型溞體內,而且低劑量不會造成其死亡；而10 mg/L和20 mg/L濃度的LPC-SWNT對大型溞的致死率分別為20%和100%[40-41]。Hoecke等將兩組海藻分別暴露于用氧化鋁包被后及未包被的納米SiO2中進行生物毒性對比,結果顯示包被后的納米SiO2毒性明顯弱于未包被的納米SiO2。Hoecke等認為經過包被后的納米SiO2的表面特性被完全改變,降低了其毒性；且掃描電鏡結果顯示未包被的納米SiO2表面積要遠小于包被后的,因此更容易進入海藻細胞內部對其造成損害[42]。

1.5 溶劑效應及納米顆粒物與其他環境污染物的協同作用

由于不同科研人員進行ENPs生態毒性學研究時所使用的實驗條件不同,并且沒有統一的用于溶解ENPs的溶劑類型以及統一的溶劑使用方法,因此ENPs的生態毒理學研究沒有統一的原則可遵循。在進行ENPs的生態毒理學研究時,應考慮溶劑的毒性,并明確溶劑是否會在NPs的誘導下產生毒性。已有研究表明,在進行ENPs對植物和微生物的生態毒理學研究中,有時溶劑本身的生物毒性比ENPs還要強,這一點也是未來的納米毒理學研究中特別需要關注的問題之一[43]。

一項關于異型生物質有機化合物的毒性和生物積累性的研究表明,ENPs的生物毒性不僅僅由其本身的特性決定,而且與ENPs與其他化合物的相互作用密切相關[44]。Henry等研究了斑馬魚在納米C60中的存活率和基因表達特征。納米C60的溶解使用了兩種方法：一種為直接將C60在水中攪拌并超聲處理；另一種方法為將C60懸浮于四氫呋喃(THF),經旋轉蒸發儀,再懸浮于水中并通氮氣處理[45]。另外將置于不含C60和THF的水中的斑馬魚作為對照組。結果顯示斑馬魚在THF-C60水中的存活率明顯低于在僅含C60的水中的值以及對照組中的值,并且在THF-C60水中的斑馬魚的基因表達與對照組差異最大；僅含C60的實驗結果與對照組差別不大。檢測結果顯示斑馬魚體內沒有THF,但含有其氧化產物γ-丁內酯和2-乙氧基四氫呋喃。因此THF的氧化降解產物對斑馬魚產生了毒性作用,而非由C60造成。Henry等認為在其他將生物毒性歸咎于納米顆粒物的研究中可能存在著類似的情況[45]。

Tan和Wang研究表明納米TiO2的存在會提高大型溞對Cd和Zn等重金屬的吸收與同化效率,一旦納米TiO2被從內臟中排出,則吸收與同化效率恢復到正常水平；對ROS和金屬硫蛋白指標的測定表明,內臟中納米TiO2提供了更多結合位點,因此加速了對Cd和Zn的吸收轉化[46]。Chen等關于納米ZnO和TiO2對幼年斑馬魚的游泳能力影響研究顯示,被丁硫氨酸亞砜胺(BSO)修飾過的ZnO改變了其游泳能力,而被n-乙酰半胱氨酸(NAC)修飾過的ZnO對其游泳能力沒有影響[47]。而NAC和BSO的修飾對TiO2影響幼年斑馬魚游泳能力方面均沒有明顯作用[47]。另外該研究還顯示,除了氧化應激作用外,ENPs對斑馬魚幼苗的腮腺等器官還有物理刺激作用,而該機制仍需進一步研究。

1.6 納米顆粒物生態毒理學研究中看似矛盾的發現

對于特定的ENPs,某些研究顯示其無任何生物毒性或僅具有微毒性,而其他研究卻顯示其具有很強的生物毒性。下面列出了一些關于納米TiO2對水生生物的生態毒理學研究結果。一些研究表明納米TiO2對大型溞具有明顯的致死性,且致死率與納米TiO2的濃度成正比[19, 46]；而有的研究表明TiO2對菌類幾乎無害[30]。一些研究顯示納米TiO2對鯉魚無任何致死性[14],但有研究顯示納米TiO2對鯉魚有亞急性毒性[17]。

另外,有些研究顯示,對于同一種ENPs,其低濃度的毒性反而高于其高濃度的毒性。研究顯示將幼年斑馬魚置于低濃度的納米TiO2中后(0.1、0.5 mg/L和1 mg/L),其死亡率迅速上升；而置于高濃度納米TiO2中(5 mg/L和10 mg/L)的幼年斑馬魚死亡率并未明顯上升,研究者推測這可能歸因于高濃度的ENPs誘導觸發了其細胞內的抗氧化防御系統[48]。一項類似的研究表明,高達100 mg/L的零價Fe納米顆粒(ZVI)對河流中的細菌群落無生物毒性作用；而其他研究顯示即使低于100 mg/L的ZVI對細菌也具有顯著的細胞毒性作用[49-51]。這可能是由環境條件不同、受試體不同,以及同一種ENPs的不同化學形態特征所造成的。

導致這些看似矛盾的研究結果的原因是多樣的,因此在進行ENPs生態毒理學研究時,所有可能的因素應盡量考慮到,例如,不同的環境條件和納米材料的前處理方法等。本文總結出了一些可能造成實驗結果差異的因素：(1)對于同種元素的ENPs,其實驗用的粒徑、晶型及形貌可能不同；(2)前處理方式不同,導致ENPs在溶液中的聚合程度不同[33, 47]；(3)使用了不同的溶劑[45]；(4)不同的實驗環境條件,例如溫度、pH、光照強度等[22]；(5)ENPs與環境中其他物質的相互作用[46-47]；(6)實驗對象為不同的亞種,或處于不同的生命周期,或給藥途徑不同；(7)其他未知因素。

ENPs的生態毒理學機制匯總于表1。以上所述研究中所使用的物種或實驗方法存在較大差異,很難對其中ENPs的毒性強度做出明確的界定,因此理想納米生態毒理學模式生物的篩選與確定顯得極為重要。

2 水環境中理想的納米毒理學模式生物

不同ENPs具有不同的尺寸、形狀、化學組成和表面修飾,所有這些都可影響其毒性,因此ENPs帶來的生態風險是非常復雜的。當評估當前或未來生產和使用的各種納米材料的生態風險時,通過一個個測試所有生物物種顯然是不可行的。因此,建立可以方便、及時的進行數據比較的標準模式生物至關重要[52]。目前研究較為廣泛的水生模式生物包括魚類(如斑馬魚、虹鱒魚等)、貝類(貽貝屬、大型溞等)、藻類等,下面將分別進行介紹。

表1 工程納米顆粒物的生態毒理學機制

2.1 魚類通常被認為是首選研究對象

魚類對于ENPs毒性的敏感性及普遍性,使其適宜作為研究ENPs生態毒理學的模型生物。學界普遍認為魚類是研究ENPs對水生生物的潛在急性毒性的首選目標,這樣可以避免選擇不適當的生物而造成科研經費的浪費[5]。目前已有許多關于ENPs在魚類不同生命階段(如胚胎期、幼苗期和成年期)的急性毒性作用的論文發表,其中關于斑馬魚、虹鱒魚、鯉魚等的研究較多。

通常認為碳基ENPs對魚類的毒性要弱于金屬ENPs,這表現在亞致死率,在肝臟和鰓中的氧化應激,以及肝臟病理學影響等[53]。組織學和生化分析表明,鰓是多種ENPs的主要靶器官[54]。ENPs可以積聚在鰓和肝臟組織中,從而影響魚類應對低氧水平的能力,并誘導氧化應激的發生[55-56]。2011年首篇關于ENPs干擾水生生物(斑馬魚)生物節律基因的文章發表,指出ENPs在生理系統水平上對斑馬魚的生理和行為具有潛在的影響[57]。Katuli等研究表明納米Ag會對成年斑馬魚紅細胞中乙酰膽堿酯酶活性產生抑制作用,并影響其電解質水平,導致應激反應產生,造成斑馬魚神經調節紊亂[58]。

高等生物通常由單個受精卵發育而來,并且不同生物胚胎的早起發育特征非常相像,因此在以魚類為研究對象時,對其早期胚胎的研究尤為重要。Zhu等研究了不同納米氧化物對斑馬魚早期胚胎的毒性,結果顯示納米ZnO對斑馬魚胚胎的毒性最強(暴露96h實驗),抑制胚胎的發育,并且表現出明顯的劑量效應關系；而納米Al2O3與納米TiO2對斑馬魚胚胎的毒性作用不明顯[15]。另一項研究顯示,納米C60和C70對斑馬魚胚胎的毒性作用接近,200μg/L的劑量就會導致斑馬魚胚胎的畸變,降低其存活率；然而,大劑量的C60(OH)24對斑馬魚胚胎無明顯的毒性作用,這可能歸咎于表面基團的修飾作用,降低了其毒性[59]。該研究還顯示,ENPs可以通過干擾細胞間的信息傳遞來影響胚胎的早期發育[59]。

近年來有學者指出,研究ENPs對正在發育中的魚類“行為端點”的影響比研究孵化率和存活率等其他方面更有效[47]。魚類異常的運動行為可能對自身產生負面影響,其嚴重程度取決于異常運動的水平。這些負面影響包括遷徙、躲避敵害、捕食和生殖行為等,會降低魚類對環境的適應性[60-61]。因此,對魚類“行為端點”的研究更能直觀的反映ENPs對其造成的生物毒性作用。

確認理想的模式生物不僅為將來的實驗節省時間,而且還能節約大量的人力及資金。在水生態系統中,魚類群落是最重要的大型生物群落。然而當前研究的魚類只集中于少數幾個物種,例如斑馬魚、鯉魚、虹鱒魚等,因此缺乏足夠的數據使來確定它們是否適合作為模式生物。

2.2 水生無脊椎動物不可忽視

作為納米毒理學水生模式生物,無脊椎動物是比較理想的選擇之一。因為在設定的參數下,它們的某些生物特性比較容易維持(例如年齡和尺寸),使它們可以成為實用和容易處理的模式生物[52]。此外,Baun等指出無脊椎動物代表了約95%的動物物種,其可以通過食物鏈傳遞污染物,在生態環境中扮演著至關重要的角色[7]。Baun等還指出在今后的ENPs生態毒理學研究中,針對水生無脊椎動物的研究,特別是針對其長期暴露下的生物積累和慢性毒性研究意義重大,這可以與主要針對魚類的ENPs急性毒性研究形成互補[7]。

有研究結果表明ENPs進入細胞的主要途徑為胞吞作用,進而導致各組織器官的一系列細胞損傷,尤其在一些吞噬作用能力強的組織細胞(如懸浮攝食無脊椎動物細胞)中該作用更明顯[7, 62]。雙殼貝類是研究ENPs生態毒理學的理想模式生物,因為它們在從淡水到海水等各種各樣的水環境中廣泛存在[63]。貽貝作為濾食性底棲生物,能大量積累污染物,并且代謝緩慢,因此便于獲得其體內污染物的長期變化數據。其中海洋貽貝的血細胞被證明為許多環境污染物的敏感目標。不同的暴露條件或不同的化合物會對海洋貽貝造成不同的免疫毒性或炎癥效果[64-67]。此外,大型溞的生長周期短、易培養,本身對外界環境中的污染物很敏感,是水生生態系中的一種重要的代表性生物,多國際組織和國家都推薦用大型溞作為生態毒理試驗的試驗生物[68-69]。可見,水生無脊椎動物在ENPs生態毒理學研究中具有廣泛的前景。

2.3 浮游植物對污染物具有高敏感性

浮游植物作為水環境中重要的生產者,對水生態系統的功能及完整性具有至關重要的作用。ENPs對浮游植物的毒性作用,以及浮游植物對ENPs的吸收和生物積累直接或間接的影響著整個水生態系統[19]。

藻類植物是水環境中對ENPs的毒性最敏感的生物[53]。Aruoja等認為納米ZnO的毒性在納米金屬或納米金屬氧化物中是最強的,且納米ZnO在淡水環境中降低月牙藻生長率的半數有效濃度(EC50)僅為42 μg/L[70]；而Wong等發現納米ZnO在海水環境中對硅藻的EC50為4.6 mg/L[71]。濃度為90 mg/L的納米C60對月牙藻的生長率有30%的限制作用；當月牙藻與納米C60接觸后,前者對其他污染物的富集作用會加速[61]。Gong等研究發現納米NiO對小球藻具有很強的生物毒性,對其在72h內的EC50為32.28 mg/L。在納米NiO的作用下, 小球藻細胞表現出質壁分離、細胞膜破損和類囊體功能障礙[72]。鑒于浮游植物作為水生態系統中食物鏈的第一環節,其在水環境中具有普遍存在性及對污染物毒性的敏感性,因此在浮游植物中篩選出有價值的模式生物可能是未來的一個重要發展方向。

納米顆粒物生態毒理學研究中的理想模式生物及其代表物種見表2。

表2 水生模式生物的優勢及其代表物種(魚類、無脊椎動物、浮游植物)

3 結語

納米技術的高速發展是一把雙刃劍,其在推動科技進步的同時也帶來了巨大的生態環境威脅。關于決定ENPs生態毒性的主要因素是納米材料的尺寸效應、組成成分,還是表面基團,目前仍無準確完整的認識。目前比較認可的生態毒性機理包括誘導氧化應激反應、光催化活性、表面吸附作用、溶劑效應及ENPs與其他環境污染物的協同作用等,其主要從氧化應激、細胞器損傷、基因表達調控等方面對生物體產生傷害。雖然氧化應激機制已成為納米毒性的主要可能機制之一,但是這一機制并不能解釋所有的毒性現象,氧化應激和毒性效應之間是否具有直接關系,亦有待深入研究。一些環境因子如有機質、離子、水溫、光照、pH等均可影響其在水體中的分散和遷移,并影響其毒性大小。

評估ENPs生態風險的最大挑戰之一是建立完善的、用于推斷納米材料的毒性機理的模式生物。魚類是水環境中最大的生物群,其對ENPs毒性的敏感性具有普遍性；無脊椎動物代表了絕大多數動物物種,其可以通過食物鏈傳遞污染物,在設定參數下,它們的某些生物特性比較容易維持；浮游植物作為水生態系統中食物鏈的第一環節,也具有普遍存在性及對污染物毒性的敏感性。因此,理想模式生物從魚類、無脊椎動物及浮游植物中篩選是比較有價值的。

目前在納米生態毒性學研究中一些關鍵方面的信息還比較匱乏,這在一定程度上阻礙了對ENPs生態毒性和生物毒性的理解與評估。下面列出幾點未來可能的主要研究方向,僅供相關學者們參考：(1)針對特定ENPs進行生態毒理學全面深入的研究；(2)理想模式生物的篩選；(3)標準化實驗方法,例如統一ENPs的溶劑及溶解方法,以及其他前處理方法；(4)深入探索基因組學和蛋白質組學技術在納米生態毒理學方面的應用,完善在線共享數據庫；(5)開展針對特定小型生態系統的納米生態毒理學研究。相信應對上述挑戰將會對人類健康與環境和諧發展大有裨益。

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An overview of engineered nano-particle ecotoxicology in aquatic environments: mechanisms and optimal model organisms

ZHUANG Wen1,3,*, CHEN Qing2, ZHOU Fengxia3

1 College of City and Architecture Engineering, Zaozhuang University, Zaozhuang 277160, China 2CollegeofLifeSciences,ZaozhuangUniversity,Zaozhuang277160,China3KeyLaboratoryofCoastalEnvironmentalProcessesandEcologicalRemediation,YantaiInstituteofCoastalZoneResearch,ChineseAcademyofSciences,Yantai264003,China

With the rapid development of nanotechnology industry, there is an increased discharge of engineered nano-particles (ENPs) into aquatic environments; therefore, the study of their ecotoxicity and environmental risk is urgently required. This paper reviews the toxicological mechanisms of ENPs and the filter of model organisms. Researchers have pointed out two main traits of nanoparticle cytotoxicity: affection of cell signaling pathways and reactive oxygen species (ROS)-related changes in gene expression. Oxidative stress caused by ROS production inside cells can change the levels of anti-oxidative enzymes, and then destroy the balance between oxidation and anti-oxidation. Thus, cells are damaged by ROS accumulation, leading to a series of consequences, such as lipid oxidation and inhibited cell growth. Previous studies have suggested that photosensitivity of ENPs and their ROS production under high-intensity light with specific wavelengths may be related to their ENP toxicity. The adsorption of ENPs on the surface of microorganisms or cells can hinder their normal physiological functions; in addition, the adsorption of ENPs can also enhance the absorption of hazardous substances in microorganisms or cells. Since the toxicity testing conditions of ENPs may vary, and there is no uniform requirement for solvent type and use; therefore, toxicity research of ENPs is not based on the same principles. In the ecotoxicological assessment of ENPs, the effects of solvents should be taken into consideration, and it is necessary to assess whether other substances will produce toxicity under the influence of ENPs. In addition, solubility, surface characteristics, forms of metal oxides are also important toxicological mechanisms of ENPs. In nano-ecological toxicology studies, the filter and determination of optimal model organisms is vital. It has been widely demonstrated and recommended that fish should be considered as a primary model animal for the evaluation of the potential acute aquatic toxicity of ENPs. Fish are the most dominant vertebrates in the aquatic environments. Fish demonstrate high sensitivity of behavior endpoint and obvious concentration-response relationship in bio-toxicity experiments. Therefore, fish are considered to be the most suitable model organism in aquatic ecotoxicological research. A few studies have shown that behavioral endpoints of developing fish are more effective in detecting toxicity of ENPs compared to traditional studies such as embryonic development and fatality rate. It is emphasized that in ecotoxicological research of ENPs, further aquatic invertebrate testing will be of great significance, particularly studies on bioaccumulation and chronic endpoints with long-term low exposure. Bivalves represent an ideal group for studying the effects of ENPs, since they are abundant in both freshwater and marine aquatic environments. In addition, phytoplankton are important producers in aquatic environments, occupying an important place in aquatic ecosystems. Toxic effects of ENPs to phytoplankton and saving of ENPs by phytoplankton can directly or indirectly affect the entire aquatic ecosystem. Invertebrates and phytoplankton are both dominant in aquatic environments, and are highly sensitive to pollutants; they have significant enrichment and amplification effect on harmful substances. Therefore, they also have a certain advantage as model organisms.

nanoparticle; ecotoxicology; aquatic systems; model organism

國家自然科學基金面上項目(41376083)；山東自然科學基金培養項目(ZR2014DP005)；棗莊學院博士科研基金項目(2014BS11)

2015-03-19;

日期:2016-01-05

10.5846/stxb201503190525

*通訊作者Corresponding author.E-mail: wzhuang@yic.ac.cn

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