水环境中工程纳米颗粒物的生态毒理学机理及理想模式生物的筛选

庄 文,陈 青,周凤霞

1 枣庄学院,城市与建筑工程学院,枣庄 277160 2 枣庄学院,生命科学学院,枣庄 277160 3 中国科学院烟台海岸带研究所,海岸带环境过程与生态修复重点实验室,烟台 264003



水环境中工程纳米颗粒物的生态毒理学机理及理想模式生物的筛选

庄 文1,3,*,陈 青2,周凤霞3

1 枣庄学院,城市与建筑工程学院,枣庄 277160 2 枣庄学院,生命科学学院,枣庄 277160 3 中国科学院烟台海岸带研究所,海岸带环境过程与生态修复重点实验室,烟台 264003

随着纳米技术产业的高速发展,大量工程纳米颗粒物(Engineering nano-particles,ENPs)被排放到自然水环境中,因此对其进行生态毒性及环境风险的研究尤为迫切。综述了ENPs在水环境中的毒理学机理及理想模式生物筛选的研究进展。目前的研究表明ENPs的毒性作用机制主要包括两方面：一是影响细胞信号通路,二是氧化应激造成基因表达的变化。此外,光催化活性、细胞表面附着、溶解特性、表面特征、赋存形态、溶剂效应及与其他环境污染物的协同作用也是可能的毒性作用机理。模式生物的筛选与确定在纳米生态毒理学研究中极为重要。鱼类作为水环境中普遍存在的脊椎动物,群落庞大,其具有行为端点敏感性高、且在生物毒性实验中存在明显的量效关系等特征,被认为是研究ENPs生态毒理学最适合的水生模式生物。研究表明针对在ENPs影响下的未成年鱼类的行为特征研究比传统的胚胎发育及致死率研究更为有效。无脊椎动物和浮游植物同样在各种水环境中普遍存在,对环境污染物极为敏感,且对有害物质具有显著的富集放大效应,因此作为模式生物也具有一定的优势。

纳米颗粒物；生态毒理学；水生态系统；模式生物

纳米材料显示出了许多其宏观形态所不具备的新特性,在众多技术应用领域都展现出了巨大的潜力,例如在医疗、计算机、纺织、机械、航天等行业中都有着广泛的应用。约十年前,人们开始认识到工程纳米材料可能给人类健康和环境安全带来的威胁。在2003年4月,Science刊登的一篇文章首先提出了进行纳米材料毒理学研究的必要性[1]。同年7月,Nature的一篇文章指出,如果不对纳米材料的生态毒理学效应进行研究,将导致纳米技术丧失政府和公众的信任及支持[2]。英国在2008年发起了一项关于纳米材料和纳米技术对人类环境、健康和安全的全球性调查,并于2009年3月发布研究项目总结报告,这在全世界属首次开展。2009年1月,加拿大颁布了一项法律,要求国内企业和研究机构每年购买超过1000 g纳米材料时需申报购买的数量、用途和已知的毒性。生态毒理学研究从20个世纪50年代到90年代完成了从传统的研究方法到毒理基因组学方法的转变[3-4]。随着人们对纳米材料潜在环境风险的研究越来越重视,Kahru和Dubourguier预言下个生态毒理学研究的时代将会是基因组生态毒理学和纳米生态毒理学时代[5]。

水生生态系统为人类和其他生物提供无尽的食品、能源和矿产资源。海洋是地球上最重要的水生态系统,也是最大的天然净化器,大部分工程纳米颗粒物(Engineering nano-particles,ENPs)通过地表径流、大气沉降等过程,最终将被排入海洋。水体沉积物是ENPs等污染物的重要的汇,水体中悬浮颗粒物和细粒度沉积物中含有大量的胶体,这些胶体具有较大的比表面积,携带大量电荷,在吸附作用下,ENPs就随胶体一起沉积到沉积物中。在配合作用和氧化还原作用下,沉积物中的ENPs会重新释放到水体中,对水生生物造成生物毒害作用[6]。ENPs进入水环境后通过多种途径进入生物地球化学循环,被浮游生物或底栖生物直接摄入,通过食物链进行富集放大[7]。

虽然科研人员已经在ENPs的生态毒性机制、毒性强度、生态毒理模型生物、生物地球化学循环及生物可利用性等方面进行了多年的研究,但有利用价值的数据依然远远不够。本文将就ENPs的生态毒理学机制和理想模式生物的筛选进行阐述,同时指出了在相关研究过程中出现的问题,并给出了可能的解释。在本文的最后对未来的研究方向进行了预测。

1 NPs的毒理学机制

自然界中有许多天然的纳米颗粒(Nano-particles,NPs),生物对这些天然NPs具有较强的适应性。而人工合成的纳米材料与天然形成的不同,其毒理学机制更应受到关注。大量关于ENPs毒理学机理的研究表明,ENPs不同寻常的物理化学性质主要可以归因于：体积小(表面积和粒度分布),特殊的化学成分(纯度、结晶度、电子性质)和表面结构(表面反应活性,表面基团、无机或有机包衣)以及溶解度、形状、聚合性等[8-9]。下面介绍目前已发现的ENPs主要的毒理学机理。

1.1 纳米颗粒物诱导的氧化应激

学界普遍认为ENPs毒理学的两个主要作用机制：一个是影响细胞信号通路,另一个是活性氧的产生导致氧化应激,从而造成基因表达的变化[10-11]。其主要作用过程为ENPs诱导活性氧簇(Reactive oxygen species,ROS)产生,导致细胞内部发生氧化应激。抗氧化酶的活性改变,破坏了氧化和抗氧化的平衡,细胞内活性氧大量积累,进一步导致脂质氧化、细胞膜破坏、信号传递障碍、生长抑制及一系列正常细胞功能丧失,致使细胞死亡。这是目前关于ENPs毒性机理的最有说服力的解释[12-13]。Li等的研究表明纳米TiO2对腰鞭毛藻和中肋骨条藻的生长具有强烈的抑制作用,其对这两种藻的72h半数致死量分别为10.69 mg/L和7.37 mg/L；死亡后的藻类细胞膜完全被破坏,细胞器无法辨认；并且超氧化物歧化酶和过氧化氢酶的活性发生了改变,活性氧水平与对照组比显著升高,ROS作用的靶器官为叶绿体[9]。

实验数据表明,ENPs的毒性与其对应宏观材料的物理化学性质并无密切联系,而且宏观物化性质差异较大的ENPs可能具有类似的毒性作用。例如富勒烯C60和纳米TiO2都具有氧化还原活性并可以造成氧化应激反应,虽然它们的物化性质差异巨大[14-15]。ENPs进入大脑可以产生氧化应激和随后的神经毒性,因此小神经胶质细胞可以吞噬ENPs,然后氧化应激反应发生[16]。除大脑外,ENPs可以在多种组织中引起氧化应激反应[14, 17-18]。Ribeiro等研究发现,纳米Ag可以抑制斑马鱼的增长,这可能是由于纳米Ag引起的氧化应激作用破坏了DNA的正常复制,导致正常生理功能的丧失[19]。

1.2 光催化活性

研究表明某些纳米粒子(例如纳米TiO2、纳米ZnO等)的光敏性和其在特殊波长下诱导产生的活性氧与其生物毒性密切相关,这也是其产生毒理学效应的重要原因之一[20]。Lu等研究发现在近紫外光照射下,暴露于纳米TiO2的大肠杆菌细胞壁首先降解,接下来是膜损伤和渗透伤害,然后细胞内物质流出,最后细胞死亡[21]。Ma研究了人造纳米ZnO对线虫的毒性作用,结果显示自然光源下纳米ZnO对线虫的毒性要强于在人造光源下的毒性,在人造光源下暴露24h对线虫的致死率仍不及在自然光下暴露2h,这可能归因于人造光源光谱范围较窄或光强度较弱,对纳米ZnO生物毒性的激发能力低于自然光[22]。

然而有研究发现在完全黑暗的情况下,ENPs对微生物的生长也具有抑制作用。Mao等研究发现用Ag修饰过的TiO2纳米管即使在无光的条件下,其对大肠杆菌仍表现出较强的抗菌活性[24]。Roha等的研究也得到了类似的结果[25]。这些现象表明除光催化引起的氧化应激外,还有其他未知的机制造成了ENPs的生物毒性作用。

1.3 表面吸附作用

某些ENPs尤其是金属ENPs表现出吸附特性,它们可以吸附在细胞或微生物表面。ENPs的表面吸附机制可能有以下几种：静电作用、范德华力、范德瓦尔斯力、受体配位作用和疏水作用[26-27]。通常ENPs表面带有电荷,例如纳米TiO2的零电位点为5.2,而自然环境中的水的pH值高于该值,因此纳米TiO2表面在自然水体中带负电荷[28]。另外,由于具有很大的比表面积,ENPs在水体中可以吸附大量的分子。例如零价Fe纳米颗粒与Ba2+(10-6—10-3mol/L)的吸附符合Freundlich和Dubinin-Radush-kevich吸附等温式[29]。

ENPs与污染物共存时,可能会改变污染物的毒性效应。例如Zhang等研究发现纳米TiO2与Cd的吸附符合Freundlich吸附等温线,纳米TiO2的存在可以加速鲤鱼对Cd的吸收,加快Cd中毒[30]。另外,ENPs吸附或附着在微生物表面,会阻碍微生物的正常生理功能,并可能进入生物体内产生毒性。例如Chen等的研究表明纳米TiO2对莱茵衣藻的毒性机制主要包括细胞表面吸附、抑制光合作用、脂质过氧化反应和抑制新蛋白质合成等。其中在表面吸附作用下,纳米TiO2大量聚集于莱茵衣藻的表面或嵌入细胞膜中,从而阻碍了细胞与周边环境之间的物质交换及光合作用[31]。然而到目前为止,ENPs与细菌细胞壁之间的相互作用机制还尚不明确。另外,也没有关于ENPs如何透过细胞壁进入胞内的统一观点。

1.4 溶解特性、赋存形态和表面特征

ENPs的生物毒性与其溶解特性、表面特征和赋存形态密切相关。由金属和金属氧化物ENPs游离出来的金属离子的毒性可能比ENPs本身的毒性还要强。Moos等的研究结果表明纳米CuO在天然水中的生物毒性主要来自于其游离出来的Cu离子[32]。Kasemets等将ENPs分为可溶性和非可溶性两类,且研究表明可溶性ENPs的细胞毒性更强；一旦进入细胞,可溶性ENPs会释放出金属离子,从而造成细胞损伤甚至使其死亡[33]。Li等研究了纳米ZnO溶液在盐和可溶性有机物(Dissolved organic matter,DOM)存在下对蚯蚓的生物毒性作用,结果显示在盐环境下,纳米ZnO对蚯蚓的致死率大大降低。扫描电镜照片显示,纳米ZnO在盐的作用下大量聚集,其可溶性及生物可利用性都受到了显著的影响；DOM存在时情形与盐存在时类似[34]。

纳米金属离子具有还原性,例如纳米Cu离子可以参与电子传递,这可能是细胞表面ROS的来源之一。Ivask等研究发现在溶解态纳米Cu影响下,大肠杆菌体内产生了超氧化物阴离子[35]；Bondarenko等研究发现在溶解态纳米CuO影响下,大肠杆菌体内产生了超氧化物阴离子以及H2O2,并且导致了其DNA的破坏[36]。以上证据表明溶解态ENPs参与了氧化应激反应。

然而不同的情况也是存在的。一项关于纳米ZnO对土壤微生物的生态毒理学研究表明,纳米ZnO的非可溶态比其同浓度的离子态的毒性更强,这与大多数文献中将ENPs的毒性归结于其游离出的离子是不同的[37]。因此,ENPs的毒性不仅仅与是其是否产生离子有关,还与其特殊的纳米形态的化学效应特征或对生物的刺激作用有关。因此,在研究ENPs的生态毒理学机制及其生态毒性后果的过程中,ENPs的溶解特性和赋存形态是至关重要的两个方面[38]。

此外,ENPs的生态毒理学特性也与其表面特性密切相关。对ENPs进行包被等处理会改变其理化性质,进而改变其生物毒性。柠檬酸盐包被的纳米Au可以进入人类细胞产生脂质过氧化反应,造成细胞内的膜损伤[39]。溶血性磷脂酰胆碱包被的单层碳纳米管(LPC-SWNT)可以通过正常摄食途径进入大型溞体内,而且低剂量不会造成其死亡；而10 mg/L和20 mg/L浓度的LPC-SWNT对大型溞的致死率分别为20%和100%[40-41]。Hoecke等将两组海藻分别暴露于用氧化铝包被后及未包被的纳米SiO2中进行生物毒性对比,结果显示包被后的纳米SiO2毒性明显弱于未包被的纳米SiO2。Hoecke等认为经过包被后的纳米SiO2的表面特性被完全改变,降低了其毒性；且扫描电镜结果显示未包被的纳米SiO2表面积要远小于包被后的,因此更容易进入海藻细胞内部对其造成损害[42]。

1.5 溶剂效应及纳米颗粒物与其他环境污染物的协同作用

由于不同科研人员进行ENPs生态毒性学研究时所使用的实验条件不同,并且没有统一的用于溶解ENPs的溶剂类型以及统一的溶剂使用方法,因此ENPs的生态毒理学研究没有统一的原则可遵循。在进行ENPs的生态毒理学研究时,应考虑溶剂的毒性,并明确溶剂是否会在NPs的诱导下产生毒性。已有研究表明,在进行ENPs对植物和微生物的生态毒理学研究中,有时溶剂本身的生物毒性比ENPs还要强,这一点也是未来的纳米毒理学研究中特别需要关注的问题之一[43]。

一项关于异型生物质有机化合物的毒性和生物积累性的研究表明,ENPs的生物毒性不仅仅由其本身的特性决定,而且与ENPs与其他化合物的相互作用密切相关[44]。Henry等研究了斑马鱼在纳米C60中的存活率和基因表达特征。纳米C60的溶解使用了两种方法：一种为直接将C60在水中搅拌并超声处理；另一种方法为将C60悬浮于四氢呋喃(THF),经旋转蒸发仪,再悬浮于水中并通氮气处理[45]。另外将置于不含C60和THF的水中的斑马鱼作为对照组。结果显示斑马鱼在THF-C60水中的存活率明显低于在仅含C60的水中的值以及对照组中的值,并且在THF-C60水中的斑马鱼的基因表达与对照组差异最大；仅含C60的实验结果与对照组差别不大。检测结果显示斑马鱼体内没有THF,但含有其氧化产物γ-丁内酯和2-乙氧基四氢呋喃。因此THF的氧化降解产物对斑马鱼产生了毒性作用,而非由C60造成。Henry等认为在其他将生物毒性归咎于纳米颗粒物的研究中可能存在着类似的情况[45]。

Tan和Wang研究表明纳米TiO2的存在会提高大型溞对Cd和Zn等重金属的吸收与同化效率,一旦纳米TiO2被从内脏中排出,则吸收与同化效率恢复到正常水平；对ROS和金属硫蛋白指标的测定表明,内脏中纳米TiO2提供了更多结合位点,因此加速了对Cd和Zn的吸收转化[46]。Chen等关于纳米ZnO和TiO2对幼年斑马鱼的游泳能力影响研究显示,被丁硫氨酸亚砜胺(BSO)修饰过的ZnO改变了其游泳能力,而被n-乙酰半胱氨酸(NAC)修饰过的ZnO对其游泳能力没有影响[47]。而NAC和BSO的修饰对TiO2影响幼年斑马鱼游泳能力方面均没有明显作用[47]。另外该研究还显示,除了氧化应激作用外,ENPs对斑马鱼幼苗的腮腺等器官还有物理刺激作用,而该机制仍需进一步研究。

1.6 纳米颗粒物生态毒理学研究中看似矛盾的发现

对于特定的ENPs,某些研究显示其无任何生物毒性或仅具有微毒性,而其他研究却显示其具有很强的生物毒性。下面列出了一些关于纳米TiO2对水生生物的生态毒理学研究结果。一些研究表明纳米TiO2对大型溞具有明显的致死性,且致死率与纳米TiO2的浓度成正比[19, 46]；而有的研究表明TiO2对菌类几乎无害[30]。一些研究显示纳米TiO2对鲤鱼无任何致死性[14],但有研究显示纳米TiO2对鲤鱼有亚急性毒性[17]。

另外,有些研究显示,对于同一种ENPs,其低浓度的毒性反而高于其高浓度的毒性。研究显示将幼年斑马鱼置于低浓度的纳米TiO2中后(0.1、0.5 mg/L和1 mg/L),其死亡率迅速上升；而置于高浓度纳米TiO2中(5 mg/L和10 mg/L)的幼年斑马鱼死亡率并未明显上升,研究者推测这可能归因于高浓度的ENPs诱导触发了其细胞内的抗氧化防御系统[48]。一项类似的研究表明,高达100 mg/L的零价Fe纳米颗粒(ZVI)对河流中的细菌群落无生物毒性作用；而其他研究显示即使低于100 mg/L的ZVI对细菌也具有显著的细胞毒性作用[49-51]。这可能是由环境条件不同、受试体不同,以及同一种ENPs的不同化学形态特征所造成的。

导致这些看似矛盾的研究结果的原因是多样的,因此在进行ENPs生态毒理学研究时,所有可能的因素应尽量考虑到,例如,不同的环境条件和纳米材料的前处理方法等。本文总结出了一些可能造成实验结果差异的因素：(1)对于同种元素的ENPs,其实验用的粒径、晶型及形貌可能不同；(2)前处理方式不同,导致ENPs在溶液中的聚合程度不同[33, 47]；(3)使用了不同的溶剂[45]；(4)不同的实验环境条件,例如温度、pH、光照强度等[22]；(5)ENPs与环境中其他物质的相互作用[46-47]；(6)实验对象为不同的亚种,或处于不同的生命周期,或给药途径不同；(7)其他未知因素。

ENPs的生态毒理学机制汇总于表1。以上所述研究中所使用的物种或实验方法存在较大差异,很难对其中ENPs的毒性强度做出明确的界定,因此理想纳米生态毒理学模式生物的筛选与确定显得极为重要。

2 水环境中理想的纳米毒理学模式生物

不同ENPs具有不同的尺寸、形状、化学组成和表面修饰,所有这些都可影响其毒性,因此ENPs带来的生态风险是非常复杂的。当评估当前或未来生产和使用的各种纳米材料的生态风险时,通过一个个测试所有生物物种显然是不可行的。因此,建立可以方便、及时的进行数据比较的标准模式生物至关重要[52]。目前研究较为广泛的水生模式生物包括鱼类(如斑马鱼、虹鳟鱼等)、贝类(贻贝属、大型溞等)、藻类等,下面将分别进行介绍。

表1 工程纳米颗粒物的生态毒理学机制

2.1 鱼类通常被认为是首选研究对象

鱼类对于ENPs毒性的敏感性及普遍性,使其适宜作为研究ENPs生态毒理学的模型生物。学界普遍认为鱼类是研究ENPs对水生生物的潜在急性毒性的首选目标,这样可以避免选择不适当的生物而造成科研经费的浪费[5]。目前已有许多关于ENPs在鱼类不同生命阶段(如胚胎期、幼苗期和成年期)的急性毒性作用的论文发表,其中关于斑马鱼、虹鳟鱼、鲤鱼等的研究较多。

通常认为碳基ENPs对鱼类的毒性要弱于金属ENPs,这表现在亚致死率,在肝脏和鳃中的氧化应激,以及肝脏病理学影响等[53]。组织学和生化分析表明,鳃是多种ENPs的主要靶器官[54]。ENPs可以积聚在鳃和肝脏组织中,从而影响鱼类应对低氧水平的能力,并诱导氧化应激的发生[55-56]。2011年首篇关于ENPs干扰水生生物(斑马鱼)生物节律基因的文章发表,指出ENPs在生理系统水平上对斑马鱼的生理和行为具有潜在的影响[57]。Katuli等研究表明纳米Ag会对成年斑马鱼红细胞中乙酰胆碱酯酶活性产生抑制作用,并影响其电解质水平,导致应激反应产生,造成斑马鱼神经调节紊乱[58]。

高等生物通常由单个受精卵发育而来,并且不同生物胚胎的早起发育特征非常相像,因此在以鱼类为研究对象时,对其早期胚胎的研究尤为重要。Zhu等研究了不同纳米氧化物对斑马鱼早期胚胎的毒性,结果显示纳米ZnO对斑马鱼胚胎的毒性最强(暴露96h实验),抑制胚胎的发育,并且表现出明显的剂量效应关系；而纳米Al2O3与纳米TiO2对斑马鱼胚胎的毒性作用不明显[15]。另一项研究显示,纳米C60和C70对斑马鱼胚胎的毒性作用接近,200μg/L的剂量就会导致斑马鱼胚胎的畸变,降低其存活率；然而,大剂量的C60(OH)24对斑马鱼胚胎无明显的毒性作用,这可能归咎于表面基团的修饰作用,降低了其毒性[59]。该研究还显示,ENPs可以通过干扰细胞间的信息传递来影响胚胎的早期发育[59]。

近年来有学者指出,研究ENPs对正在发育中的鱼类“行为端点”的影响比研究孵化率和存活率等其他方面更有效[47]。鱼类异常的运动行为可能对自身产生负面影响,其严重程度取决于异常运动的水平。这些负面影响包括迁徙、躲避敌害、捕食和生殖行为等,会降低鱼类对环境的适应性[60-61]。因此,对鱼类“行为端点”的研究更能直观的反映ENPs对其造成的生物毒性作用。

确认理想的模式生物不仅为将来的实验节省时间,而且还能节约大量的人力及资金。在水生态系统中,鱼类群落是最重要的大型生物群落。然而当前研究的鱼类只集中于少数几个物种,例如斑马鱼、鲤鱼、虹鳟鱼等,因此缺乏足够的数据使来确定它们是否适合作为模式生物。

2.2 水生无脊椎动物不可忽视

作为纳米毒理学水生模式生物,无脊椎动物是比较理想的选择之一。因为在设定的参数下,它们的某些生物特性比较容易维持(例如年龄和尺寸),使它们可以成为实用和容易处理的模式生物[52]。此外,Baun等指出无脊椎动物代表了约95%的动物物种,其可以通过食物链传递污染物,在生态环境中扮演着至关重要的角色[7]。Baun等还指出在今后的ENPs生态毒理学研究中,针对水生无脊椎动物的研究,特别是针对其长期暴露下的生物积累和慢性毒性研究意义重大,这可以与主要针对鱼类的ENPs急性毒性研究形成互补[7]。

有研究结果表明ENPs进入细胞的主要途径为胞吞作用,进而导致各组织器官的一系列细胞损伤,尤其在一些吞噬作用能力强的组织细胞(如悬浮摄食无脊椎动物细胞)中该作用更明显[7, 62]。双壳贝类是研究ENPs生态毒理学的理想模式生物,因为它们在从淡水到海水等各种各样的水环境中广泛存在[63]。贻贝作为滤食性底栖生物,能大量积累污染物,并且代谢缓慢,因此便于获得其体内污染物的长期变化数据。其中海洋贻贝的血细胞被证明为许多环境污染物的敏感目标。不同的暴露条件或不同的化合物会对海洋贻贝造成不同的免疫毒性或炎症效果[64-67]。此外,大型溞的生长周期短、易培养,本身对外界环境中的污染物很敏感,是水生生态系中的一种重要的代表性生物,多国际组织和国家都推荐用大型溞作为生态毒理试验的试验生物[68-69]。可见,水生无脊椎动物在ENPs生态毒理学研究中具有广泛的前景。

2.3 浮游植物对污染物具有高敏感性

浮游植物作为水环境中重要的生产者,对水生态系统的功能及完整性具有至关重要的作用。ENPs对浮游植物的毒性作用,以及浮游植物对ENPs的吸收和生物积累直接或间接的影响着整个水生态系统[19]。

藻类植物是水环境中对ENPs的毒性最敏感的生物[53]。Aruoja等认为纳米ZnO的毒性在纳米金属或纳米金属氧化物中是最强的,且纳米ZnO在淡水环境中降低月牙藻生长率的半数有效浓度(EC50)仅为42 μg/L[70]；而Wong等发现纳米ZnO在海水环境中对硅藻的EC50为4.6 mg/L[71]。浓度为90 mg/L的纳米C60对月牙藻的生长率有30%的限制作用；当月牙藻与纳米C60接触后,前者对其他污染物的富集作用会加速[61]。Gong等研究发现纳米NiO对小球藻具有很强的生物毒性,对其在72h内的EC50为32.28 mg/L。在纳米NiO的作用下, 小球藻细胞表现出质壁分离、细胞膜破损和类囊体功能障碍[72]。鉴于浮游植物作为水生态系统中食物链的第一环节,其在水环境中具有普遍存在性及对污染物毒性的敏感性,因此在浮游植物中筛选出有价值的模式生物可能是未来的一个重要发展方向。

纳米颗粒物生态毒理学研究中的理想模式生物及其代表物种见表2。

表2 水生模式生物的优势及其代表物种(鱼类、无脊椎动物、浮游植物)

3 结语

纳米技术的高速发展是一把双刃剑,其在推动科技进步的同时也带来了巨大的生态环境威胁。关于决定ENPs生态毒性的主要因素是纳米材料的尺寸效应、组成成分,还是表面基团,目前仍无准确完整的认识。目前比较认可的生态毒性机理包括诱导氧化应激反应、光催化活性、表面吸附作用、溶剂效应及ENPs与其他环境污染物的协同作用等,其主要从氧化应激、细胞器损伤、基因表达调控等方面对生物体产生伤害。虽然氧化应激机制已成为纳米毒性的主要可能机制之一,但是这一机制并不能解释所有的毒性现象,氧化应激和毒性效应之间是否具有直接关系,亦有待深入研究。一些环境因子如有机质、离子、水温、光照、pH等均可影响其在水体中的分散和迁移,并影响其毒性大小。

评估ENPs生态风险的最大挑战之一是建立完善的、用于推断纳米材料的毒性机理的模式生物。鱼类是水环境中最大的生物群,其对ENPs毒性的敏感性具有普遍性；无脊椎动物代表了绝大多数动物物种,其可以通过食物链传递污染物,在设定参数下,它们的某些生物特性比较容易维持；浮游植物作为水生态系统中食物链的第一环节,也具有普遍存在性及对污染物毒性的敏感性。因此,理想模式生物从鱼类、无脊椎动物及浮游植物中筛选是比较有价值的。

目前在纳米生态毒性学研究中一些关键方面的信息还比较匮乏,这在一定程度上阻碍了对ENPs生态毒性和生物毒性的理解与评估。下面列出几点未来可能的主要研究方向,仅供相关学者们参考：(1)针对特定ENPs进行生态毒理学全面深入的研究；(2)理想模式生物的筛选；(3)标准化实验方法,例如统一ENPs的溶剂及溶解方法,以及其他前处理方法；(4)深入探索基因组学和蛋白质组学技术在纳米生态毒理学方面的应用,完善在线共享数据库；(5)开展针对特定小型生态系统的纳米生态毒理学研究。相信应对上述挑战将会对人类健康与环境和谐发展大有裨益。

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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

国家自然科学基金面上项目(41376083)；山东自然科学基金培养项目(ZR2014DP005)；枣庄学院博士科研基金项目(2014BS11)

2015-03-19;

日期:2016-01-05

10.5846/stxb201503190525

*通讯作者Corresponding author.E-mail: wzhuang@yic.ac.cn

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