莊 文,陳 青,周鳳霞

1 棗莊學(xué)院,城市與建筑工程學(xué)院,棗莊 277160 2 棗莊學(xué)院,生命科學(xué)學(xué)院,棗莊 277160 3 中國科學(xué)院煙臺海岸帶研究所,海岸帶環(huán)境過程與生態(tài)修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,煙臺 264003

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水環(huán)境中工程納米顆粒物的生態(tài)毒理學(xué)機(jī)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(xué)院,城市與建筑工程學(xué)院,棗莊 277160 2 棗莊學(xué)院,生命科學(xué)學(xué)院,棗莊 277160 3 中國科學(xué)院煙臺海岸帶研究所,海岸帶環(huán)境過程與生態(tài)修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,煙臺 264003

隨著納米技術(shù)產(chǎn)業(yè)的高速發(fā)展,大量工程納米顆粒物(Engineering nano-particles,ENPs)被排放到自然水環(huán)境中,因此對其進(jìn)行生態(tài)毒性及環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)的研究尤為迫切。綜述了ENPs在水環(huán)境中的毒理學(xué)機(jī)理及理想模式生物篩選的研究進(jìn)展。目前的研究表明ENPs的毒性作用機(jī)制主要包括兩方面：一是影響細(xì)胞信號通路,二是氧化應(yīng)激造成基因表達(dá)的變化。此外,光催化活性、細(xì)胞表面附著、溶解特性、表面特征、賦存形態(tài)、溶劑效應(yīng)及與其他環(huán)境污染物的協(xié)同作用也是可能的毒性作用機(jī)理。模式生物的篩選與確定在納米生態(tài)毒理學(xué)研究中極為重要。魚類作為水環(huán)境中普遍存在的脊椎動物,群落龐大,其具有行為端點(diǎn)敏感性高、且在生物毒性實(shí)驗(yàn)中存在明顯的量效關(guān)系等特征,被認(rèn)為是研究ENPs生態(tài)毒理學(xué)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(tǒng)的胚胎發(fā)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(huán)境中普遍存在,對環(huán)境污染物極為敏感,且對有害物質(zhì)具有顯著的富集放大效應(yīng),因此作為模式生物也具有一定的優(yōu)勢。

納米顆粒物；生態(tài)毒理學(xué)；水生態(tài)系統(tǒng)；模式生物

納米材料顯示出了許多其宏觀形態(tài)所不具備的新特性,在眾多技術(shù)應(yīng)用領(lǐng)域都展現(xiàn)出了巨大的潛力,例如在醫(yī)療、計(jì)算機(jī)、紡織、機(jī)械、航天等行業(yè)中都有著廣泛的應(yīng)用。約十年前,人們開始認(rèn)識到工程納米材料可能給人類健康和環(huán)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(jìn)行納米材料毒理學(xué)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(tài)毒理學(xué)效應(yīng)進(jìn)行研究,將導(dǎo)致納米技術(shù)喪失政府和公眾的信任及支持[2]。英國在2008年發(fā)起了一項(xiàng)關(guān)于納米材料和納米技術(shù)對人類環(huán)境、健康和安全的全球性調(diào)查,并于2009年3月發(fā)布研究項(xiàng)目總結(jié)報(bào)告,這在全世界屬首次開展。2009年1月,加拿大頒布了一項(xiàng)法律,要求國內(nèi)企業(yè)和研究機(jī)構(gòu)每年購買超過1000 g納米材料時需申報(bào)購買的數(shù)量、用途和已知的毒性。生態(tài)毒理學(xué)研究從20個世紀(jì)50年代到90年代完成了從傳統(tǒng)的研究方法到毒理基因組學(xué)方法的轉(zhuǎn)變[3-4]。隨著人們對納米材料潛在環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)的研究越來越重視,Kahru和Dubourguier預(yù)言下個生態(tài)毒理學(xué)研究的時代將會是基因組生態(tài)毒理學(xué)和納米生態(tài)毒理學(xué)時代[5]。

水生生態(tài)系統(tǒng)為人類和其他生物提供無盡的食品、能源和礦產(chǎn)資源。海洋是地球上最重要的水生態(tài)系統(tǒng),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(xì)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(jìn)入水環(huán)境后通過多種途徑進(jìn)入生物地球化學(xué)循環(huán),被浮游生物或底棲生物直接攝入,通過食物鏈進(jìn)行富集放大[7]。

雖然科研人員已經(jīng)在ENPs的生態(tài)毒性機(jī)制、毒性強(qiáng)度、生態(tài)毒理模型生物、生物地球化學(xué)循環(huán)及生物可利用性等方面進(jìn)行了多年的研究,但有利用價值的數(shù)據(jù)依然遠(yuǎn)遠(yuǎn)不夠。本文將就ENPs的生態(tài)毒理學(xué)機(jī)制和理想模式生物的篩選進(jìn)行闡述,同時指出了在相關(guān)研究過程中出現(xiàn)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(jìn)行了預(yù)測。

1 NPs的毒理學(xué)機(jī)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(qiáng)的適應(yīng)性。而人工合成的納米材料與天然形成的不同,其毒理學(xué)機(jī)制更應(yīng)受到關(guān)注。大量關(guān)于ENPs毒理學(xué)機(jī)理的研究表明,ENPs不同尋常的物理化學(xué)性質(zhì)主要可以歸因于：體積小(表面積和粒度分布),特殊的化學(xué)成分(純度、結(jié)晶度、電子性質(zhì))和表面結(jié)構(gòu)(表面反應(yīng)活性,表面基團(tuán)、無機(jī)或有機(jī)包衣)以及溶解度、形狀、聚合性等[8-9]。下面介紹目前已發(fā)現(xiàn)的ENPs主要的毒理學(xué)機(jī)理。

1.1 納米顆粒物誘導(dǎo)的氧化應(yīng)激

學(xué)界普遍認(rèn)為ENPs毒理學(xué)的兩個主要作用機(jī)制：一個是影響細(xì)胞信號通路,另一個是活性氧的產(chǎn)生導(dǎo)致氧化應(yīng)激,從而造成基因表達(dá)的變化[10-11]。其主要作用過程為ENPs誘導(dǎo)活性氧簇(Reactive oxygen species,ROS)產(chǎn)生,導(dǎo)致細(xì)胞內(nèi)部發(fā)生氧化應(yīng)激?？寡趸傅幕钚愿淖?破壞了氧化和抗氧化的平衡,細(xì)胞內(nèi)活性氧大量積累,進(jìn)一步導(dǎo)致脂質(zhì)氧化、細(xì)胞膜破壞、信號傳遞障礙、生長抑制及一系列正常細(xì)胞功能喪失,致使細(xì)胞死亡。這是目前關(guān)于ENPs毒性機(jī)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(qiáng)烈的抑制作用,其對這兩種藻的72h半數(shù)致死量分別為10.69 mg/L和7.37 mg/L；死亡后的藻類細(xì)胞膜完全被破壞,細(xì)胞器無法辨認(rèn)；并且超氧化物歧化酶和過氧化氫酶的活性發(fā)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(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)表明,ENPs的毒性與其對應(yīng)宏觀材料的物理化學(xué)性質(zhì)并無密切聯(lián)系,而且宏觀物化性質(zhì)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(yīng)激反應(yīng),雖然它們的物化性質(zhì)差異巨大[14-15]。ENPs進(jìn)入大腦可以產(chǎn)生氧化應(yīng)激和隨后的神經(jīng)毒性,因此小神經(jīng)膠質(zhì)細(xì)胞可以吞噬ENPs,然后氧化應(yīng)激反應(yīng)發(fā)生[16]。除大腦外,ENPs可以在多種組織中引起氧化應(yīng)激反應(yīng)[14, 17-18]。Ribeiro等研究發(fā)現(xiàn),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(yīng)激作用破壞了DNA的正常復(fù)制,導(dǎo)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(dǎo)產(chǎn)生的活性氧與其生物毒性密切相關(guān),這也是其產(chǎn)生毒理學(xué)效應(yīng)的重要原因之一[20]。Lu等研究發(fā)現(xiàn)在近紫外光照射下,暴露于納米TiO2的大腸桿菌細(xì)胞壁首先降解,接下來是膜損傷和滲透傷害,然后細(xì)胞內(nèi)物質(zhì)流出,最后細(xì)胞死亡[21]。Ma研究了人造納米ZnO對線蟲的毒性作用,結(jié)果顯示自然光源下納米ZnO對線蟲的毒性要強(qiáng)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(qiáng)度較弱,對納米ZnO生物毒性的激發(fā)能力低于自然光[22]。

然而有研究發(fā)現(xiàn)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(fā)現(xiàn)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(xiàn)出較強(qiáng)的抗菌活性[24]。Roha等的研究也得到了類似的結(jié)果[25]。這些現(xiàn)象表明除光催化引起的氧化應(yīng)激外,還有其他未知的機(jī)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(xiàn)出吸附特性,它們可以吸附在細(xì)胞或微生物表面。ENPs的表面吸附機(jī)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(diǎn)為5.2,而自然環(huán)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(fù)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(yīng)。例如Zhang等研究發(fā)現(xiàn)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(jìn)入生物體內(nèi)產(chǎn)生毒性。例如Chen等的研究表明納米TiO2對萊茵衣藻的毒性機(jī)制主要包括細(xì)胞表面吸附、抑制光合作用、脂質(zhì)過氧化反應(yīng)和抑制新蛋白質(zhì)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(xì)胞膜中,從而阻礙了細(xì)胞與周邊環(huán)境之間的物質(zhì)交換及光合作用[31]。然而到目前為止,ENPs與細(xì)菌細(xì)胞壁之間的相互作用機(jī)制還尚不明確。另外,也沒有關(guān)于ENPs如何透過細(xì)胞壁進(jìn)入胞內(nèi)的統(tǒng)一觀點(diǎn)。

1.4 溶解特性、賦存形態(tài)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(tài)密切相關(guān)。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(qiáng)。Moos等的研究結(jié)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(xì)胞毒性更強(qiáng)；一旦進(jìn)入細(xì)胞,可溶性ENPs會釋放出金屬離子,從而造成細(xì)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(jī)物(Dissolved organic matter,DOM)存在下對蚯蚓的生物毒性作用,結(jié)果顯示在鹽環(huán)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(xì)胞表面ROS的來源之一。Ivask等研究發(fā)現(xiàn)在溶解態(tài)納米Cu影響下,大腸桿菌體內(nèi)產(chǎn)生了超氧化物陰離子[35]；Bondarenko等研究發(fā)現(xiàn)在溶解態(tài)納米CuO影響下,大腸桿菌體內(nèi)產(chǎn)生了超氧化物陰離子以及H2O2,并且導(dǎo)致了其DNA的破壞[36]。以上證據(jù)表明溶解態(tài)ENPs參與了氧化應(yīng)激反應(yīng)。

然而不同的情況也是存在的。一項(xiàng)關(guān)于納米ZnO對土壤微生物的生態(tài)毒理學(xué)研究表明,納米ZnO的非可溶態(tài)比其同濃度的離子態(tài)的毒性更強(qiáng),這與大多數(shù)文獻(xiàn)中將ENPs的毒性歸結(jié)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(chǎn)生離子有關(guān),還與其特殊的納米形態(tài)的化學(xué)效應(yīng)特征或?qū)ι锏拇碳ぷ饔糜嘘P(guān)。因此,在研究ENPs的生態(tài)毒理學(xué)機(jī)制及其生態(tài)毒性后果的過程中,ENPs的溶解特性和賦存形態(tài)是至關(guān)重要的兩個方面[38]。

此外,ENPs的生態(tài)毒理學(xué)特性也與其表面特性密切相關(guān)。對ENPs進(jìn)行包被等處理會改變其理化性質(zhì),進(jìn)而改變其生物毒性。檸檬酸鹽包被的納米Au可以進(jìn)入人類細(xì)胞產(chǎn)生脂質(zhì)過氧化反應(yīng),造成細(xì)胞內(nèi)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(jìn)入大型溞體內(nèi),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(jìn)行生物毒性對比,結(jié)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(rèn)為經(jīng)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(jié)果顯示未包被的納米SiO2表面積要遠(yuǎn)小于包被后的,因此更容易進(jìn)入海藻細(xì)胞內(nèi)部對其造成損害[42]。

1.5 溶劑效應(yīng)及納米顆粒物與其他環(huán)境污染物的協(xié)同作用

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

一項(xiàng)關(guān)于異型生物質(zhì)有機(jī)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(guān)[44]。Henry等研究了斑馬魚在納米C60中的存活率和基因表達(dá)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(jīng)旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀,再懸浮于水中并通氮?dú)馓幚韀45]。另外將置于不含C60和THF的水中的斑馬魚作為對照組。結(jié)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(dá)與對照組差異最大；僅含C60的實(shí)驗(yàn)結(jié)果與對照組差別不大。檢測結(jié)果顯示斑馬魚體內(nèi)沒有THF,但含有其氧化產(chǎn)物γ-丁內(nèi)酯和2-乙氧基四氫呋喃。因此THF的氧化降解產(chǎn)物對斑馬魚產(chǎn)生了毒性作用,而非由C60造成。Henry等認(rèn)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(nèi)臟中排出,則吸收與同化效率恢復(fù)到正常水平；對ROS和金屬硫蛋白指標(biāo)的測定表明,內(nèi)臟中納米TiO2提供了更多結(jié)合位點(diǎn),因此加速了對Cd和Zn的吸收轉(zhuǎn)化[46]。Chen等關(guān)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(yīng)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(jī)制仍需進(jìn)一步研究。

1.6 納米顆粒物生態(tài)毒理學(xué)研究中看似矛盾的發(fā)現(xiàn)

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(qiáng)的生物毒性。下面列出了一些關(guān)于納米TiO2對水生生物的生態(tài)毒理學(xué)研究結(jié)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(dǎo)觸發(fā)了其細(xì)胞內(nèi)的抗氧化防御系統(tǒng)[48]。一項(xiàng)類似的研究表明,高達(dá)100 mg/L的零價Fe納米顆粒(ZVI)對河流中的細(xì)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(xì)菌也具有顯著的細(xì)胞毒性作用[49-51]。這可能是由環(huán)境條件不同、受試體不同,以及同一種ENPs的不同化學(xué)形態(tài)特征所造成的。

導(dǎo)致這些看似矛盾的研究結(jié)果的原因是多樣的,因此在進(jìn)行ENPs生態(tài)毒理學(xué)研究時,所有可能的因素應(yīng)盡量考慮到,例如,不同的環(huán)境條件和納米材料的前處理方法等。本文總結(jié)出了一些可能造成實(shí)驗(yàn)結(jié)果差異的因素：(1)對于同種元素的ENPs,其實(shí)驗(yàn)用的粒徑、晶型及形貌可能不同；(2)前處理方式不同,導(dǎo)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(shí)驗(yàn)環(huán)境條件,例如溫度、pH、光照強(qiáng)度等[22]；(5)ENPs與環(huán)境中其他物質(zhì)的相互作用[46-47]；(6)實(shí)驗(yàn)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(tài)毒理學(xué)機(jī)制匯總于表1。以上所述研究中所使用的物種或?qū)嶒?yàn)方法存在較大差異,很難對其中ENPs的毒性強(qiáng)度做出明確的界定,因此理想納米生態(tài)毒理學(xué)模式生物的篩選與確定顯得極為重要。

2 水環(huán)境中理想的納米毒理學(xué)模式生物

不同ENPs具有不同的尺寸、形狀、化學(xué)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(tài)風(fēng)險(xiǎn)是非常復(fù)雜的。當(dāng)評估當(dāng)前或未來生產(chǎn)和使用的各種納米材料的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)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(jìn)行數(shù)據(jù)比較的標(biāo)準(zhǔn)模式生物至關(guān)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(jìn)行介紹。

表1 工程納米顆粒物的生態(tài)毒理學(xué)機(jī)制

2.1 魚類通常被認(rèn)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(tài)毒理學(xué)的模型生物。學(xué)界普遍認(rèn)為魚類是研究ENPs對水生生物的潛在急性毒性的首選目標(biāo),這樣可以避免選擇不適當(dāng)?shù)纳锒斐煽蒲薪?jīng)費(fèi)的浪費(fèi)[5]。目前已有許多關(guān)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(fā)表,其中關(guān)于斑馬魚、虹鱒魚、鯉魚等的研究較多。

通常認(rèn)為碳基ENPs對魚類的毒性要弱于金屬ENPs,這表現(xiàn)在亞致死率,在肝臟和鰓中的氧化應(yīng)激,以及肝臟病理學(xué)影響等[53]。組織學(xué)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(yīng)對低氧水平的能力,并誘導(dǎo)氧化應(yīng)激的發(fā)生[55-56]。2011年首篇關(guān)于ENPs干擾水生生物(斑馬魚)生物節(jié)律基因的文章發(fā)表,指出ENPs在生理系統(tǒng)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(xì)胞中乙酰膽堿酯酶活性產(chǎn)生抑制作用,并影響其電解質(zhì)水平,導(dǎo)致應(yīng)激反應(yīng)產(chǎn)生,造成斑馬魚神經(jīng)調(diào)節(jié)紊亂[58]。

高等生物通常由單個受精卵發(fā)育而來,并且不同生物胚胎的早起發(fā)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(jié)果顯示納米ZnO對斑馬魚胚胎的毒性最強(qiáng)(暴露96h實(shí)驗(yàn)),抑制胚胎的發(fā)育,并且表現(xiàn)出明顯的劑量效應(yīng)關(guān)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(xiàng)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(dǎo)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(tuán)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(xì)胞間的信息傳遞來影響胚胎的早期發(fā)育[59]。

近年來有學(xué)者指出,研究ENPs對正在發(fā)育中的魚類“行為端點(diǎn)”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(yùn)動行為可能對自身產(chǎn)生負(fù)面影響,其嚴(yán)重程度取決于異常運(yùn)動的水平。這些負(fù)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(huán)境的適應(yīng)性[60-61]。因此,對魚類“行為端點(diǎn)”的研究更能直觀的反映ENPs對其造成的生物毒性作用。

確認(rèn)理想的模式生物不僅為將來的實(shí)驗(yàn)節(jié)省時間,而且還能節(jié)約大量的人力及資金。在水生態(tài)系統(tǒng)中,魚類群落是最重要的大型生物群落。然而當(dāng)前研究的魚類只集中于少數(shù)幾個物種,例如斑馬魚、鯉魚、虹鱒魚等,因此缺乏足夠的數(shù)據(jù)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(xué)水生模式生物,無脊椎動物是比較理想的選擇之一。因?yàn)樵谠O(shè)定的參數(shù)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(shí)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(tài)環(huán)境中扮演著至關(guān)重要的角色[7]。Baun等還指出在今后的ENPs生態(tài)毒理學(xué)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(bǔ)[7]。

有研究結(jié)果表明ENPs進(jìn)入細(xì)胞的主要途徑為胞吞作用,進(jìn)而導(dǎo)致各組織器官的一系列細(xì)胞損傷,尤其在一些吞噬作用能力強(qiáng)的組織細(xì)胞(如懸浮攝食無脊椎動物細(xì)胞)中該作用更明顯[7, 62]。雙殼貝類是研究ENPs生態(tài)毒理學(xué)的理想模式生物,因?yàn)樗鼈冊趶牡胶Ｋ雀鞣N各樣的水環(huán)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(nèi)污染物的長期變化數(shù)據(jù)。其中海洋貽貝的血細(xì)胞被證明為許多環(huán)境污染物的敏感目標(biāo)。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(yǎng),本身對外界環(huán)境中的污染物很敏感,是水生生態(tài)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(tài)毒理試驗(yàn)的試驗(yàn)生物[68-69]?？梢?水生無脊椎動物在ENPs生態(tài)毒理學(xué)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(huán)境中重要的生產(chǎn)者,對水生態(tài)系統(tǒng)的功能及完整性具有至關(guān)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(tài)系統(tǒng)[19]。

藻類植物是水環(huán)境中對ENPs的毒性最敏感的生物[53]。Aruoja等認(rèn)為納米ZnO的毒性在納米金屬或納米金屬氧化物中是最強(qiáng)的,且納米ZnO在淡水環(huán)境中降低月牙藻生長率的半數(shù)有效濃度(EC50)僅為42 μg/L[70]；而Wong等發(fā)現(xiàn)納米ZnO在海水環(huán)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(dāng)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(fā)現(xiàn)納米NiO對小球藻具有很強(qiáng)的生物毒性,對其在72h內(nèi)的EC50為32.28 mg/L。在納米NiO的作用下, 小球藻細(xì)胞表現(xiàn)出質(zhì)壁分離、細(xì)胞膜破損和類囊體功能障礙[72]。鑒于浮游植物作為水生態(tài)系統(tǒng)中食物鏈的第一環(huán)節(jié),其在水環(huán)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(fā)展方向。

納米顆粒物生態(tài)毒理學(xué)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(yōu)勢及其代表物種(魚類、無脊椎動物、浮游植物)

3 結(jié)語

納米技術(shù)的高速發(fā)展是一把雙刃劍,其在推動科技進(jìn)步的同時也帶來了巨大的生態(tài)環(huán)境威脅。關(guān)于決定ENPs生態(tài)毒性的主要因素是納米材料的尺寸效應(yīng)、組成成分,還是表面基團(tuán),目前仍無準(zhǔn)確完整的認(rèn)識。目前比較認(rèn)可的生態(tài)毒性機(jī)理包括誘導(dǎo)氧化應(yīng)激反應(yīng)、光催化活性、表面吸附作用、溶劑效應(yīng)及ENPs與其他環(huán)境污染物的協(xié)同作用等,其主要從氧化應(yīng)激、細(xì)胞器損傷、基因表達(dá)調(diào)控等方面對生物體產(chǎn)生傷害。雖然氧化應(yīng)激機(jī)制已成為納米毒性的主要可能機(jī)制之一,但是這一機(jī)制并不能解釋所有的毒性現(xiàn)象,氧化應(yīng)激和毒性效應(yīng)之間是否具有直接關(guān)系,亦有待深入研究。一些環(huán)境因子如有機(jī)質(zhì)、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(tài)風(fēng)險(xiǎn)的最大挑戰(zhàn)之一是建立完善的、用于推斷納米材料的毒性機(jī)理的模式生物。魚類是水環(huán)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(shù)動物物種,其可以通過食物鏈傳遞污染物,在設(shè)定參數(shù)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(tài)系統(tǒng)中食物鏈的第一環(huán)節(jié),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(tài)毒性學(xué)研究中一些關(guān)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(tài)毒性和生物毒性的理解與評估。下面列出幾點(diǎn)未來可能的主要研究方向,僅供相關(guān)學(xué)者們參考：(1)針對特定ENPs進(jìn)行生態(tài)毒理學(xué)全面深入的研究；(2)理想模式生物的篩選；(3)標(biāo)準(zhǔn)化實(shí)驗(yàn)方法,例如統(tǒng)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(xué)和蛋白質(zhì)組學(xué)技術(shù)在納米生態(tài)毒理學(xué)方面的應(yīng)用,完善在線共享數(shù)據(jù)庫；(5)開展針對特定小型生態(tài)系統(tǒng)的納米生態(tài)毒理學(xué)研究。相信應(yīng)對上述挑戰(zhàn)將會對人類健康與環(huán)境和諧發(fā)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(xué)基金面上項(xiàng)目(41376083)；山東自然科學(xué)基金培養(yǎng)項(xiàng)目(ZR2014DP005)；棗莊學(xué)院博士科研基金項(xiàng)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

莊文,陳青,周鳳霞.水環(huán)境中工程納米顆粒物的生態(tài)毒理學(xué)機(jī)理及理想模式生物的篩選.生態(tài)學(xué)報(bào),2016,36(18):5956-5966.

Zhuang W, Chen Q, Zhou F X.An overview of engineered nano-particle ecotoxicology in aquatic environments: mechanisms and optimal model organisms.Acta Ecologica Sinica,2016,36(18):5956-5966.