纳米金属颗粒在土壤-植物系统中的迁移转化及生物效应研究进展

疏 茂，汤岑鹏，赵峰娃，赵 青1,2,*

1.广东省科学院生态环境与土壤研究所，广东省农业环境综合治理重点实验室，广东 广州 510650

2.华南土壤污染控制与修复国家地方联合工程研究中心，广东 广州 510650

3.中国海螺创业控股有限公司，安徽 芜湖 241070

4.中国科学院沈阳应用生态研究所，辽宁 沈阳 110016

人工纳米材料被广泛应用于生产和生活多个领域，如化妆品、防晒霜、纺织品、太阳能电池材料、催化剂以及纳米诊疗[1]等，其在整个生命周期中将不可避免地进入环境.自然界存在的金属离子可以在光、热作用下转变为纳米颗粒.Ag+和Au+在太阳光照及/或DOM 存在环境中可转化生成纳米颗粒[2].同时，纳米材料常被用于污染土壤的修复[3-6]，如负载纳米零价铁的碳材料能有效去除重金属Cr(Ⅵ)[5]，改性纳米零价铁可提高稻田As 污染土壤的修复效能[6].这些人工及天然纳米颗粒可能引发的生态环境问题是近年来研究关注的热点.

由于尺寸小，纳米颗粒可以突破血脑屏障，进入血液、淋巴循环，富集于肝脏、心脏、肾脏及中枢神经系统，诱发炎症、细胞凋亡与组织坏死等毒性效应.它们不仅能引起DNA 损伤等遗传毒性[7]，还会产生活性氧物种(ROS)造成脂质过氧化，从而导致细胞损伤[8].不同于宏观材料，纳米颗粒(<100 nm)具有一些独特的理化性质，如界面效应、小尺寸效应及宏观量子隧道效应等[9].因此，纳米颗粒诱发产生的ROS随比表面积增加呈指数增长，将引发更严重的生物损伤.

纳米金属颗粒不仅能释放同种金属离子产生毒性，颗粒本身也可能具有更高的毒性效应.例如：稳定性较高的纳米二氧化钛对小麦的毒性主要来源于材料自身的毒性效应[10]；稳定性较弱的纳米氧化锌则可溶出锌离子对小麦[10]或水藻[11]产生毒性；α-Fe2O3中解离的Fe3+会影响藻类生长.但也有研究[8]发现，纳米锌对黑麦草的生物毒性主要由颗粒自身造成.纳米金属颗粒进入植物体内会产生ROS，引起植物细胞的损伤和死亡，也可能影响营养元素运输和吸收，从而影响植物生长[12].对于纳米银、纳米氧化锌、纳米氧化铈、纳米氧化钛等金属纳米颗粒，无论能否释放金属离子，其自身的毒性都不容忽视.目前，纳米金属颗粒的毒性效应机制尚存争议，一些关键问题有待于深入研究.我国对于纳米金属颗粒生物学效应的研究仍处于起步阶段，揭示纳米金属颗粒的环境行为及生物学效应是发展纳米产业迫切需要解决的课题.

土壤是纳米金属颗粒在环境中重要的源和汇，在其生物地球化学循环中起着关键作用.土壤中的纳米金属颗粒可下渗进入地下水，也可能被动植物吸收后经食物链传递富集.纳米金属颗粒在食物链上的传递存在生物放大效应，放大系数达5.32[9].植物是生态系统的初级生产者，作为食物链起始营养级，植物对纳米金属颗粒的吸收和转化，不仅影响植物自身安全，而且可能影响食物链中各级消费者.因此，研究纳米金属颗粒在土壤-植物系统中的迁移转化、在植物中的运输过程和机制、在植物中的生物转化及其对植物的生物学效应对于纳米金属颗粒的生态风险评价具有十分重要的理论和现实意义.

1 纳米金属颗粒在土壤中的迁移转化

关于纳米材料迁移的研究主要集中在土壤和地下水，如饱和条件下均质砂土中的迁移等[13].然而，纳米材料在进入地下水之前必先通过一个非饱和区域(即包气带)，在非饱和多孔介质中的保持和移动决定了其对地下水的污染程度[14].针对非饱和流的研究，多采用物理和化学性质较均匀的砂土在稳态流条件下进行[14].现有试验结果和模拟模型在一定程度上有助于了解纳米材料环境行为，但是尚缺乏对真实环境条件及多种因素同时作用的模拟.

土壤具有复杂的结构系统和化学异质性(如质地分层、黏粒团聚、金属氧化物及DOM 在不同土壤组分中不均匀分布等)，水分在土壤中的运动也以非稳态(瞬态)的渗透、排水和蒸发过程为主.土壤的异质性能够影响纳米胶体和土壤的相互作用.例如，土壤干湿交替过程中水的瞬态脉冲(水通量和速度同时变化)类似于“水力激活器”，能够改变孔隙水的几何布局及孔隙中液-气界面的能量梯度和状态，并使原来保持在液-固和液-气界面处的纳米胶体获得动量，克服阻碍其运动的“能垒”，从而再移动和进一步扩散[15].因此，在非稳态不饱和流情况下，纳米材料传输的程度可能会远超过当前稳态流模型所预测的水平.此外，由于纳米材料的大小和表面性能存在显著差异，其对土壤异质性、孔隙水分饱和度和水流稳定性的响应可能会有很大不同.但这方面的研究尚鲜见报道.因此，纳米材料在自然环境中非稳态不均匀流模式(如降雨)和空间异质吸附情况下的迁移是有待研究的重要科学问题，对其进行系统阐释，有望对胶体不饱和非均匀迁移理论、试验方法、数学模型和机制分析等诸多方面研究进行有益补充.

受各种环境因子制约，纳米金属颗粒在环境中的赋存形态复杂(见图1).为满足具体应用需求而设计生产的结构性质(表面官能团化、尺寸、晶型结构)千差万别的纳米金属颗粒，在生产和应用过程中被排放进入环境.这些纳米金属颗粒又会随着环境条件的变化而发生形态转化，这些形态转化过程主要包括但不局限于以下几个方面.

图1 纳米金属颗粒的形态转化Fig.1 Morphological transformation of metal nanoparticles

a) 吸附/解吸.纳米金属颗粒可以与环境中的可溶性有机质(DOM，如腐殖酸等)发生吸附，形成有机结合态的纳米金属/金属氧化物.影响DOM 在纳米金属颗粒上吸附的主要因素包括吸附剂性质(比表面积、表面电荷、晶型、表面官能团及团聚情况)、DOM 结构和性质(亲疏水性、表面电荷、分子量、羟基和羧基含量和空间结构)以及环境条件(pH、离子强度、离子价态、温度)[16].纳米金属颗粒与DOM 的吸附机理主要包括静电作用、配位作用、疏水作用、熵变、氢键作用及阳离子的架桥作用[17].在这些作用中，配位作用即纳米金属颗粒表面与DOM 的羟基羧基官能团进行配位交换被认为是最主要的作用.

b) 分散/沉降.游离或有机结合态的纳米金属/纳米金属氧化物颗粒可以与其自身或者环境中的矿物发生团聚，形成不同水和离子半径的团聚体，这些团聚体既有可能由于空间位阻、静电斥力作用悬浮在溶液中，也可能发生沉降，主要取决于团聚体颗粒之间引力和斥力的相对大小.多价阳离子可显著降低团聚体的稳定性，如纳米银的临界絮凝浓度(CCC)根据单价和多价阳离子的不同可以产生2 个数量级的变化[18-19].DOM 也可以显著影响团聚体的稳定性，在低浓度阳离子存在条件下，DOM 的加入可以显著增强纳米银、纳米二氧化钛的团聚体稳定性[20].

c) 解离.纳米金属颗粒在环境中可以逐渐解离释放出金属离子.该过程受离子强度、pH、腐殖酸等环境条件的影响.例如，在水环境中，pH 的变化会导致离子强度发生改变，使得氧化锌纳米颗粒聚集尺寸发生改变，进而影响其解离过程[21].在等电点时，氧化锌纳米颗粒多呈现聚集状态，但pH 降低将促进Zn+解离[22].

d) 氧化/还原.在环境中氧化还原条件影响下，纳米金属颗粒自身与溶液中游离的金属离子之间可以发生相互转变.DOM 也会对纳米金属颗粒产生影响，例如，将聚集的纳米银转变为银离子，或是在光的作用下产生自由基，从而影响纳米金属颗粒的各种性质.需要指出的是，溶液中一些游离的重金属离子(银离子、三价金离子等)可以在光照或者加热条件下被DOM 还原成纳米金属颗粒[23].

综上，纳米金属颗粒在环境中的形态转化是一个复杂的动态平衡过程.体系中某一环境条件的改变，或者纳米金属颗粒某一赋存形态的变化都会导致该平衡被打破，使得体系中纳米金属颗粒各赋存形态的含量发生改变.以往研究大多关注某一形态转化过程，而忽视了体系整体的平衡变化.因此，纳米金属颗粒在土壤中各形态转变过程的耦合效应是有待研究的重要科学问题.纳米金属颗粒各形态转化过程中各参数之间的联系、环境条件(pH、离子强度、DOM)的改变对其形态转变的影响等问题是研究纳米金属颗粒在土壤-植物系统中迁移转化和毒性效应的前提和基础.

2 纳米金属颗粒在植物中的运输过程及机制

植物是纳米金属颗粒进入食物链的开端.研究[24]发现，在植物的根、芽等部位都观察到了纳米金属颗粒的存在，表明它们能够被植物吸收并在植物体内运输.生物富集系数(BAF)，即物质在生物体组织中的浓度与其环境浓度的比值，常被用来衡量植物吸收运输纳米金属材料的能力.比较植物对纳米金属颗粒的BAF 值发现，不同植物对同一纳米金属颗粒，同种(品种、生态型)植物对不同纳米金属颗粒，甚至同一植物对同种纳米金属颗粒(尺寸或表面性质不同)的BAF 值均差异显著[25].例如，纳米银(Ag NPs)、纳米氧化铈颗粒(CeO2NPs)和纳米氧化锌颗粒(ZnO NPs)在大豆根部的BAF 分别为0.008 25、0.210 00 和1.173 52，而ZnO NPs 在小麦、玉米、青豆根部的BAF 则为3.432 3、0.450 0 和1.380 0[25].造成这种差异的原因可能是环境中纳米金属颗粒各赋存形态在植物体内运输机制不同.纳米金属颗粒在复杂环境条件下发生形态转化，形成具有不同理化性质的多种赋存形态.由于纳米材料的理化性质决定其与蛋白质的相互作用，因此，与植物体内金属转运蛋白结合较强的纳米金属颗粒更容易在植物体内运输，从而可能具有较高的生物富集能力.

在土壤中，纳米金属颗粒首先吸附在植物根部，此过程会受到植物根系周围环境条件与纳米金属颗粒自身性质的影响.首先，不同植物或植物在不同生长阶段的根际分泌物会对纳米金属颗粒在植物根部的吸附起到促进或抑制作用[26].而吸收纳米金属颗粒(如纳米铜)又能引起植物(黄瓜)根系分泌物代谢的显著变化[27].其次，纳米金属氧化物颗粒大小会对吸附过程造成影响，但具体机制尚不清晰.吸附在根部的纳米金属颗粒会向植物体内转运，这一过程有两种途径(见图2)：一是质外体途径，纳米金属颗粒穿过一系列屏障，即角质层、表皮、皮质、内皮层、凯氏带到达木质部向上运输；二是共质体途径，纳米金属颗粒通过胞间连丝进入细胞[28].研究[29]发现，氧化铈纳米颗粒主要通过质外体运输途径进入玉米.类似地，纳米氧化镧颗粒也通过质外体运输进入黄瓜(Cucumis sativusL.)体内[30].纳米氧化铁和纳米氧化锌在大豆和玉米中的运输是经木质部实现的[31].而金纳米颗粒在毛白杨(Populus tomentosa)中的运输则由木质部和韧皮部共同完成，且在根细胞间的韧皮部胞间连丝内积累(见图2)[32].纳米金属颗粒的尺寸和表面电荷也会影响植物对其的吸收.例如，表面电荷不同的AuNPs 在水稻根部的吸收顺序为AuNP1(+)>AuNP2(0)>AuNP3(−)[33].小尺寸ZnO NPs 能够穿过细胞壁进入细胞质，而正电荷能够增强ZnO NPs 在植物细胞壁上的吸附[34].这些已有报道大多基于电镜观察的结果，且主要集中于纳米颗粒和纳米颗粒团聚体.对于纳米金属颗粒的有机结合态或与金属离子共存情况下，它们各自在植物体内的运输途径和机制并未开展系统研究.

图2 金属纳米颗粒在植物体内的运输途径及其在韧皮部胞间连丝内的积累[32]Fig.2 Transport routes of metal nanoparticles in plant and accumulation of gold nanoparticles in the plasmodesma of the phloem complex in root cells[32]

一般认为，植物对金属离子的长距离运输(土壤−根−茎−叶)是通过木质部完成的，如氧化铜纳米颗粒在南瓜中会通过木质部运输[35].但有研究发现，对于一些低浓度重金属离子在水培植物中的运输，无法用单一的木质部运输理论进行合理解释，可能存在韧皮部运输现象[36].某些重金属元素(如Cd)在植物叶片中的累积过程表现出明显的韧皮部运输特征.Zhang 等[37]发现，CeO2NPs 以Ce(Ⅱ)和Ce(Ⅲ)的混合物形式通过木质部从根向地上部运输，随后以CeO2的形式通过韧皮部从地上部返回根.因此，纳米金属颗粒在植物体内的运输是由木质部与韧皮部共同构成的维管系统实现的，木质部中流动方向从下到上，韧皮部中流动方向从上到下，整个流动过程是非循环的，纳米金属颗粒在木质部与韧皮部之间的运输途径与机制尚有待深入研究.

3 纳米金属颗粒在植物中的生物转化

纳米金属颗粒在植物体内的生物转化是其形态转化的另一重要方式.首先，纳米金属颗粒在根际可能发生形态变化，然后被吸收至植物体内.有研究表明，植物根际分泌物的成分决定了氧化铈纳米颗粒的形态转化以及被植物吸收后的转运机制，但根系分泌物成分和氧化铈纳米颗粒发生形态转化后的转运机制需要进一步研究.其次，纳米金属颗粒的转化可能发生在植物体内.纳米金属颗粒可以与植物体内的蛋白发生络合，生成有机结合态的纳米金属/纳米金属氧化物(如巯基化合物)[38]；植物体内的有机酸可以促进纳米金属颗粒的解离；植物体内的还原性物质(光合作用中一些还原性酸、铁氧还原蛋白、葡萄糖和果糖等)可以还原纳米金属颗粒解离出的金属离子[39].Hernandez-Viezcas 等[40]发现，纳米氧化锌颗粒在沙漠植物天鹅绒豆中全部转化为二价锌离子；Wang 等[39]通过分根试验发现，纳米氧化铜颗粒从玉米叶或茎中通过韧皮部运输重新回到根上，在此过程中二价铜被还原为一价的氧化亚铜和硫化亚铜.研究[37]发现，纳米氧化铈颗粒(CeO2NPs)在黄瓜根系表皮和细胞间隙中被还原为三价铈，并与磷酸根形成针状的磷酸铈沉淀.另外，有研究表明，植物会从外界吸收金属离子，在体内将它们转化为纳米金属颗粒.例如，培养基中减少的Au(Ⅲ)、Ag(Ⅰ)、Pt(Ⅱ)在紫花苜蓿幼苗中转化形成了相应的纳米金属颗粒[41].尽管相关研究报道纳米金属颗粒在植物体内存在生物转化，但到目前为止纳米金属颗粒在植物体内的转化机理尚不清楚.

4 纳米金属颗粒对植物的生物效应

纳米金属颗粒对植物的生物效应机制复杂，可能造成植物细胞膜损伤、细胞器功能破坏、DNA 损伤等负面影响(见图3).在这些过程中，细胞内ROS 水平起到了重要作用.纳米金属颗粒可以促进植物体内ROS(单线态氧、超氧阴离子、双氧水和羟基自由基)的产生[25].100 mg/L 的纳米金可以将荠菜体内的ROS 含量提高29%[42].纳米银和纳米氧化锌也可以在植物体内产生大量的双氧水[43].Panda 等[43]研究发现，纳米金不仅显著增加了植物体内的双氧水含量，同时还显著增加了超氧阴离子的含量.ROS 的生成可以抑制叶绿素的合成[44]，但也有研究发现纳米金属材料(如纳米氧化铈、纳米氧化锌、纳米金、纳米二氧化钛)不会影响甚至会促进叶绿素的合成[42,45].ROS 还会引起植物细胞的脂质过氧化，进而导致离子渗漏和细胞死亡[25].研究[44,46]发现，纳米氧化铜、纳米氧化锌和纳米氧化铈可以造成小麦和玉米的脂质过氧化；但Rico 等[47]发现，纳米氧化铈对水稻没有明显的脂质过氧化.此外，ROS 还会影响线粒体膜电位及抗氧化酶活性，这都可能对植物细胞造成损伤.由此可见，ROS 的产生是纳米金属颗粒对植物产生毒性效应的主要原因之一，但其机制还需要更深入的研究.除此之外，纳米金属颗粒还可以影响植物对营养元素的吸收和运输.有学者认为，纳米金属颗粒对植物吸收和运输营养元素的抑制比ROS 引起的毒害作用更强[25].纳米氧化铈可显著降低大豆根瘤的固氮活性，进而抑制大豆的生长[48].纳米氧化铈可以与磷结合，从而显著降低植物体内有效磷的含量[49].相反，纳米二氧化钛显著增加了黄瓜体内有效磷和钾的含量.Taylor 等[50]研究发现，纳米金下调了拟南芥中重金属转运调控基因的表达.纳米金属颗粒对植物营养元素吸收和运输的影响尚无一致结论，这可能由纳米材料理化性质、植物种类以及培养条件等因素共同决定.

图3 金属纳米颗粒对植物的生物效应[32]Fig.3 Biological effects of metal nanoparticles on plants[32]

5 结论与展望

5.1 结论

a) 纳米金属颗粒在土壤中迁移转化过程中的形态转化受到土壤环境(pH、离子强度、离子价态、温度、DOM)的影响，会发生吸附/解吸、分散/沉降、解离和氧化/还原等过程.

b) 纳米金属颗粒在植物中的运输过程：首先吸附在植物的根部，再通过质外体或共质体途经向植物内部转移，由木质部和韧皮部组成的维管系统进行转运.

c) 纳米金属颗粒在植物中的生物转化过程主要包括在根际的转化与在植物体内的转化.根际分泌物以及植物体内的蛋白质与有机酸等都起到了至关重要的作用.

d) 纳米金属颗粒在植物中的生物效应主要包括植物氧化应激以及对植物吸收营养的抑制.

5.2 展望

a) 由于纳米材料种类繁多，性质各异，纳米金属材料在植物-土壤系统中的迁移转化过程及相关机制尚未明确.未来可从以下几方面继续深入研究：①纳米金属颗粒在土壤中形态转变过程的耦合效应，各赋存形态在植物体内的运输途径和机制还有待确认；②在植物生长不同阶段，纳米金属颗粒在植物体内各部位发生的形态转化也亟需研究；③关于纳米金属颗粒对植物毒性的研究仍有许多问题有待解决，如各形态对应的植物毒性效应、毒性效应与植物对各形态的吸收运输之间的联系等.这些问题的研究可为今后如何调控纳米金属颗粒在植物可食部分的积累以及阻断植物对纳米金属颗粒的吸收途径等提供理论支持.

b) 试验技术的限制使得目前无法采取有效措施以阻止土壤中纳米金属颗粒通过农产品进入食物链，也阻碍了生物修复技术的发展.基于同步辐射的分析技术在纳米金属颗粒的环境转化机制研究中可以发挥不可替代的作用.同步辐射X-射线吸收(XAS)、微束X 射线吸收近边结构分析(μ-XANES)及同步辐射扫描透射X-射线显微成像技术(STXM)等技术是研究亚微米尺度下的结构与功能的有力工具.随着同步辐射技术的发展，基于同步辐射的成像、形态和微区元素分布分析技术能够为研究纳米金属在植物体内的分布、形态，揭示纳米金属颗粒在土壤-植物系统中各微界面上的迁移转化规律及机制，明晰各形态纳米金属颗粒对植物的毒性效应提供关键性的试验证据.

c) 纳米金属材料在植物-土壤系统中的迁移转化及对植物的生物效应是纳米金属颗粒安全性研究的重要内容.今后应通过同步辐射的分析技术结合胶体化学、土壤化学、生物化学和分析化学等手段，认识纳米金属颗粒在土壤中各形态转变过程的耦合效应，了解纳米金属颗粒在植物体内的生物转化过程和机制，厘清纳米金属颗粒各赋存形态在植物体内的运输途径和机制，阐明纳米金属颗粒各形态对植物的毒性效应，进而为发展植物纳米金属颗粒的调控及阻断技术，降低纳米金属颗粒的生物毒性，设计和开发环境友好型、生物相容性纳米金属材料提供科学依据.