全 文 ：金属型纳米颗粒对植物的生态毒理效应研究进展*
张摇 海摇 彭摇 程摇 杨建军摇 施积炎**
(浙江大学环境保护研究所, 杭州 310058)
摘摇 要摇 纳米技术的高速发展和人工纳米颗粒(NPs)的广泛应用带来的潜在环境风险已经引
起国内外的广泛关注.金属型纳米颗粒(MB NPs)具有金属毒性和纳米毒性的双重效应,其生
物毒性和生态风险已成为纳米毒理学的研究热点之一.植物作为生态系统中的重要组分,是
NPs生物累积并进入食物链的潜在途径.本文论述了 MB NPs在植物中的吸收、转运和累积过
程,总结了 MB NPs 对植物的毒性效应及其机制,探讨了 MB NPs 植物毒性的影响因素,综合
评述了近年来关于 MB NPs对植物特别是农作物的生态毒理效应的研究进展,同时分析了目
前研究中存在的问题,对今后的研究方向进行了展望.
关键词摇 金属型纳米颗粒摇 吸收累积摇 植物毒性摇 生态毒理效应
文章编号摇 1001-9332(2013)03-0885-08摇 中图分类号摇 X171. 5摇 文献标识码摇 A
Eco鄄toxicological effect of metal鄄based nanoparticles on plants: Research progress. ZHANG
Hai, PENG Cheng, YANG Jian鄄jun, SHI Ji鄄yan ( Institute of Environmental Science and Technolo鄄
gy, Zhejiang University, Hangzhou 310058, China) . 鄄Chin. J. Appl. Ecol. ,2013,24 (3): 885 -
892.
Abstract: The rapid development of nanotechnology and the potential environmental risk of wide
application of artificial nanoparticles (NPs) have raised considerable concerns. Metal鄄based nanop鄄
articles (MB NPs) have dual鄄toxicity of metal and NPs, and thus, their bio鄄toxicity and ecological
risk are the hotspots in the studies of nanotoxicology. Plant, as a main component of ecosystem, is
a potential pathway for NPs bioaccumulation and entering into food chain. This paper discussed the
MB NPs absorption, translocation, and accumulation by plants, and summarized the eco鄄toxicologi鄄
cal effect of MB NPs on plants and related mechanisms. The factors affecting the phytotoxicity of
MB NPs were approached, and the research progress on the eco鄄toxicological effect of MB NPs on
plants, especially on food crops, was reviewed. Also, the existing problems in present MB NPs
phytotoxicity studies were analyzed, and the future research directions were proposed.
Key words: metal鄄based nanoparticles; absorption and accumulation; phytotoxicity; eco鄄toxicolog鄄
ical effect.
*国家自然科学基金项目(21177109)资助.
**通讯作者. E鄄mail: shijiyan@ zju. edu. cn
2012鄄06鄄06 收稿,2012鄄12鄄31 接受.
摇 摇 纳米科技的发展使越来越多的纳米材料在各个
领域得到广泛应用. 纳米材料是指空间结构上至少
有一个维度在 1 ~ 100 nm的材料,而纳米颗粒(nan鄄
oparticles,NPs)是指至少有两维尺度在 1 ~ 100 nm
的颗粒状材料[1] .金属型纳米颗粒(metal鄄based nan鄄
oparticles,MB NPs)是极其重要的一类纳米材料,具
有金属材料和纳米材料的双重特性,包括典型的零
价金属 NPs(Ag、Cu、Fe、Al 和 Zn 等)和金属氧化物
NPs(TiO2、ZnO、Fe3O4、CuO、Al2O3和 CeO2为代表的
稀土氧化物等). NPs具有小尺寸效应、表面效应、量
子尺寸效应和宏观量子隧道效应等特殊理化性质.
这些特性使 NPs 容易被生物体吸收并和生物体的
各级结构相互作用,影响生物的生长和健康[2] . 2003
年,Science 和 Nature 分别发表文章[3-4],对纳米材
料生物效应问题展开探讨. 自此之后,人工 NPs 的
生态毒理效应逐渐成为国内外的研究热点,纳米毒
理学也应运而生[5] .
当前的纳米毒理学研究大多集中在人工 NPs
对动物和微生物的生态毒理效应[6],关于植物纳米
生态毒理效应的研究相对较少. 植物作为生态系统
中的重要组分,是 NPs 生物累积并进入食物链的潜
在途径[7] . 最近几年来,NPs 的植物累积、NPs 与植
应 用 生 态 学 报摇 2013 年 3 月摇 第 24 卷摇 第 3 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Mar. 2013,24(3): 885-892
物的相互作用及 NPs 对植物的生态效应等问题逐
渐引起了科学家的关注.现有的研究表明,NPs 可以
吸附到植物表面或吸收进入植物体内(表 1),进而
影响植物的生长发育,产生植物毒性(表 2).持久性
NPs还可能随植物进入食物链[8],对人类健康构成
潜在危害.
本文从 MB NPs的吸收累积及其过程、MB NPs
的植物毒性及其机制,以及影响 MB NPs 植物毒性
效应的因素等方面,综述了近年来关于典型 MB NPs
对植物尤其是农作物的生态毒理效应的研究进展,
并就目前存在的问题和今后的研究方向进行了
展望.
1摇 MB NPs在植物中的吸收累积及过程
1郾 1摇 MB NPs在植物中的吸收累积
在植物纳米生态毒理学研究中,NPs 在植物中
的累积和形态转化越来越受到关注. MB NPs具有溶
解性,可以溶出部分金属离子,植物可以 NPs 形式
或金属离子形式进行吸收.因此,不仅需要分析植物
组织中金属元素的总累积量,还要对金属元素的分
布和化学形态进行分析. 表 1 列出了部分 MB NPs
在植物中的累积情况,从中可以看出,MB NPs 主要
在植物的根部累积,而且其中大部分是吸附在根的
表面;进入植物组织的 MB NPs 主要沉积在细胞壁
和细胞间隙,只有少数 MB NPs进入原生质体;某些
MB NPs被根吸收后可以纵向转运到茎叶组织.由于
目前主要采用短期暴露的方式进行研究,所以还缺
乏 MB NPs在植物中长期累积和在植物食用部位累
积的信息.
1郾 2摇 吸收累积的潜在机制
在吸收转运过程中,NPs 首先吸附在植物的表
面.在植物的地上部分,空气中的 NPs 可以沉积和
吸附在茎叶表面. Birbaum 等[21]将玉米(Zea mays)
的叶片暴露于 CeO2 NPs(37 nm)气溶胶中,大量的
CeO2 NPs沉积和吸附到叶表且通过简单的清洗难
以去除.这可能是因为叶表的蜡质增强了叶表的亲
脂性[22],有助于疏水性 NPs 的吸附. 在植物的地下
部分,根系经 NPs 暴露后,根表会吸附大量的 NPs,
根毛可能会促进 NPs 的吸附. 例如,在黑麦草(Loli鄄
um perenne)中,ZnO NPs(20 nm)主要吸附在根表,
只有少数 ZnO NPs被根吸收[13] .
NPs 可以通过共质体(symplast,由胞间连丝把
细胞相连而形成的连续体)和质外体(apoplast,由细
胞壁及细胞间隙等空间组成的体系)两条途径进入
植物组织.与共质体相比,质外体的阻力较小,从表
1 可以看出,大多数 MB NPs在植物中的分布位点主
要是细胞壁和细胞间隙,说明质外体途径可能是
MB NPs的主要运输方式. 对植物来说,细胞壁是细
胞吸收 NPs 一大障碍. 植物细胞壁是一个多孔结
构,其孔径一般只有几个纳米,如根毛的细胞壁孔径
为 3. 5 ~ 3. 8 nm,栅栏薄壁细胞的细胞壁孔径为
4. 5 ~ 5. 2 nm[23],最大也不超过 20 nm.理论上,只有
当 NPs的粒径小于细胞壁的最大孔径时,才能穿过
细胞壁.然而,ZnO NPs(20 nm)和 CuO NPs(20 ~ 40
nm)等粒径比细胞壁孔径大的 NPs被证实能被细胞
内化(internalization) [13,16] . 这些 NPs 如何穿过细胞
壁目前尚不明确,研究者认为,ZnO NPs可能会诱导
细胞壁形成较大的新“孔冶,然后通过这些“孔冶进入
细胞[13] . NPs 穿过细胞壁后首先到达细胞膜,然后
通过渗透作用或胞吞作用等方式进行跨膜转运 .
表 1摇 MB NPs在植物中的吸收累积
Table 1摇 Uptake and accumulation of MB NPs in plants
纳米颗粒
Nanoparticle
粒径
Size (nm)
植物
Plants
累积部位
Accumulation sites
分析技术
Methods
文献
References
Ag 5 ~ 20 绿豆、高粱 根细胞 TEM鄄EDS [9]
Cu 绿豆、小麦 根细胞 TEM鄄EDS [10]
TiO2 20 ~ 100
27依4
小麦
黄瓜
根周皮细胞壁和皮层细胞液泡
根、叶、叶片毛状体
SEM、TEM
XRF、XAS
[11]
[12]
ZnO 20依5 黑麦草 根表、根表皮和中柱 SEM、TEM [13]
Fe3O4 20 南瓜 茎、叶 VSM、SEM [14]
CuO 58依45
20 ~ 40
萝卜
玉米
根(细胞核、细胞间隙)
根表皮细胞壁、细胞间隙、皮层细胞质
和细胞核及木质部
STEM鄄EDS
TEM鄄EDS
[15]
[16]
CeO2 7,25
7
黄瓜
黄瓜、玉米、番茄、苜蓿、大豆
根、茎、叶
根、茎、叶
141Ce标记、TEM
STXM、XAS
[17]
[18-20]
SEM:扫描电子显微镜 Scanning electron microscope; TEM:透射电子显微镜 Transmission electron microscope; STEM:扫描透射电子显微镜 Scan鄄
ning transmission electron microscope; EDS:能量色散谱 Energy dispersive spectroscopy; STXM:X射线扫描透射显微术 Scanning transmission X鄄ray
microscopy; XRF:X射线荧光技术 X鄄ray fluorescence; XAS:X射线吸收光谱 X鄄ray absorption spectroscopy; VSM:振动样品磁强计 Vibrating sample
magnetometer.
688 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 24 卷
Wang等[16]在玉米根细胞中观察到内含 CuO NPs的
胞内体,推测胞吞作用可能是 CuO NPs 跨膜进入原
生质体的一种方式.
植物具有角质层、木栓层和凯氏带等物质吸收
和转运的天然屏障[24],使得 NPs进入植物体内较为
困难. 在地上部分,NPs 可能通过排水孔、气孔和柱
头等不含角质层的区域进入植物体. 在地下部分,
NPs必须穿过具有木栓层和凯氏带的皮层才能到达
中柱,ZnO NPs 和 CuO NPs 被证实能穿过黑麦草和
玉米根的表皮和皮层到达中柱[13,16] .如前所述,NPs
可能通过细胞壁上形成的新“孔冶进入细胞,并通过
共质体途径穿过凯氏带[13] .另外,Altha 等[15]指出,
由于根端分生组织的有效孔隙度较高,凯氏带还未
发育完全,所以 NPs可以通过根端分生组织被根吸
收.实际上,在侧根发育的时候,侧根可以突破皮层,
使 NPs通过侧根发育点进入中柱成为可能. 另外,
在自然条件下,NPs 也可能通过地下食草动物或机
械损伤产生的“伤口冶被根部吸收.
进入中柱的 NPs 可能经历纵向长距离转运过
程.研究表明,Fe3O4 NPs (20 nm)和 CeO2 NPs (7
nm,25 nm)可以从南瓜(Cucurbita maxima)和黄瓜
(Cucumis sativus)的根部转运到茎叶组织[14,17],但没
有发现 CeO2 NPs(37 nm)从玉米根部转移到地上器
官中[21],这可能与 NPs 粒径、植物种类及暴露方式
和时间有关. NPs在植物中的转运机制尚不清楚.在
植物的纵向运输中,根系吸收的水分和矿质营养通
过木质部向上转运到茎叶组织,而叶片的同化产物
通过韧皮部向下转运到根部. Wang 等[16]证实 CuO
NPs在玉米体内经历了类似的依赖木质部和韧皮部
的“根鄄茎叶鄄根冶转运过程. NPs 很可能在蒸腾拉力
驱动下与水一起进行运输.这有待进一步研究证实.
1郾 3摇 化学形态转化
MB NPs在植物表面或植物体内可能发生溶解
性变化、氧化还原和化合态变化等化学形态的转化.
植物根际溶液由富含有机酸和氨基酸的粘液和根际
分泌物组成[25],可以促进 MB NPs 在根表的吸附并
改变其特性[13] . 经 ZnO NPs 暴露后,大豆(Glycine
max)组织中的 Zn 以 Zn(域)而非 ZnO NPs 形式存
在[18] .由于 ZnO NPs在培养液中溶出的 Zn2+浓度低
到不足以在植物中检测到 Zn的存在,所以 ZnO NPs
的溶解性可能在大豆根际发生变化. 同样,Zhang
等[26]发现 Yb2O3 NPs 在黄瓜根际溶液中溶出的
Yb3+浓度比暴露溶液中的浓度要高. MB NPs在植物
根际的溶解性变化可能是一种普遍的化学形态转化
现象,结果将导致金属累积量和毒性的变化.
金属具有还原态和氧化态,Fe 和 Cu 等金属还
具有多种价态,因此,MB NPs 在植物体内可能经历
生物氧化还原反应. Yin等[27]发现,阿拉伯胶包覆的
Ag NPs(GA鄄Ag NPs)在多花黑麦草(Lolium multiflo鄄
rum)中发生氧化作用并以氧化态形式存在.而在玉
米中,部分 CuO NPs 在向下转运过程中被还原成
Cu2O 和 Cu2 S[16] . 推测还原性糖类(如葡萄糖和果
糖)及叶片光合系统的酶(如还原酶和铁氧还原蛋
白)可能充当了还原剂.除了价态变化之外,MB NPs
也会发生化合态或结合态的转化. 例如,YbPO4 NPs
和 La2O3 NPs 在黄瓜根部细胞间隙均被转化成了
YbPO4和 LaPO4 [26,28] .同样,在 CeO2 NPs处理后的黄
瓜根中,Ce 以 CeO2和 CePO4形式存在,在黄瓜茎叶
中则以 CeO2和羧酸盐形式存在[20] . NPs的转化是一
个复杂的过程,其中涉及的转化机制和影响因素还
有待于进一步研究.
1郾 4摇 食物链传递
生物累积的 NPs 可能通过食物链传递并被生
物放大,给高营养级生物带来危害.对作为初级生产
者的植物尤其是农作物来说,其对 NPs 的累积很可
能引发农产品的安全问题.因此,植物中累积的 NPs
对高营养级生物(如人类和食草动物)的生物有效
性应该引起人们的关注. 然而,目前研究较多的是
NPs对水生食物链的影响,对陆生食物链的研究较
为缺乏,有报道称 Au NPs 发生了从烟草(Nicotiana
tabacum)到烟草天鹅幼虫(Manduca sexta)的食物链
传递[8] .另外,研究 NPs 的生物累积和食物链传递
还应考虑其在植物中的代际传递过程,NPs 的代际
传递与其在生态系统中的残留和迁移密切相关. Lin
等[29]用 C70 鄄NOM处理第一代水稻(Oryza sativa),在
未经 C70 鄄NOM 暴露的第二代水稻的叶片中检测到
C70,说明 C70可以在水稻代际之间传递. 然而,目前
还没有 MB NPs在植物代际之间传递的证据.
2摇 MB NPs对植物的毒性效应及机制
2郾 1摇 MB NPs对植物的毒性效应
表 2 总结了典型 MB NPs 对不同植物(主要是
农作物)的毒性效应.这些研究有以下特点:1)研究
主要采用相对简单的水培体系进行,结果与真实环
境的情况可能有较大差异;2)主要指示终点包括萌
发率、根生长和生物量等,较少研究细胞与基因水平
的毒性;3)研究主要集中在植物幼苗阶段,缺乏对
植物整个生命周期的影响的信息;4)主要开展急性
7883 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 张摇 海等: 金属型纳米颗粒对植物的生态毒理效应研究进展摇 摇 摇 摇 摇 摇
表 2摇 MB NPs对植物的毒性效应
Table 2摇 Toxic effect of MB NPs on plants
纳米颗粒
Nanoparticle
植物
Plants
毒性效应
Toxic effect
文献
References
Ag 绿豆、高粱、黑麦草、多花黑麦草、亚
麻、大麦、西葫芦、洋葱
抑制大多数植物的萌发和根芽生长,在低浓度下即可表现出
毒性;抑制多花黑麦草根毛的发育,导致根尖皮层细胞空泡
化,破坏根的表皮和根冠;抑制洋葱的根尖分生组织细胞的
有丝分裂,导致染色体畸变,具有细胞与基因毒性;毒性效应
和粒径、培养介质和稳定剂有关
[9, 27, 30-33]
Cu 绿豆、小麦、西葫芦、莴苣 毒性效应与植物种类有关,不影响莴苣萌发,促进莴苣的芽 /
根比例,抑制绿豆、小麦和西葫芦的生长
[10, 31, 34]
Fe 亚麻、大麦、黑麦草 毒性效应受浓度和培养介质的影响,低浓度下不影响植物种
子萌发,高浓度则抑制萌发,沙土或粘土培养下亚麻、大麦和
黑麦草均没有萌发
[30]
Zn 萝卜、油菜、黑麦草、莴苣、玉米、黄瓜 显著抑制植物根生长 [35]
Al 萝卜、油菜、黑麦草、莴苣、玉米、黄
瓜、红芸豆
毒性效应与植物种类有关,对多种植物的萌发和生长均无影
响;Al NPs的植物毒性较低,只有在较高浓度下才能对部分
植物的生长产生抑制效应
[35-36]
TiO2 菠菜、玉米、油菜、小麦、洋葱 促进菠菜叶绿体的光合作用,增强菠菜的 Rubisco 活化酶的
活性、固氮能力和抗氧化胁迫能力;对油菜和小麦的生长均
有抑制作用;导致玉米根细胞壁孔径的减小,降低玉米根的
的导水率,抑制玉米幼苗的蒸腾作用和叶片的生长;造成洋
葱 DNA损伤、染色体畸变和微核形成,具有细胞与基因毒性
[11, 37-44]
ZnO 大豆、黑麦草、玉米、萝卜、油菜、莴
苣、黄瓜、西葫芦、小麦、洋葱
毒性效应与浓度和植物种类有关,对种子萌发、根生长和芽
生长的影响也有差异;高浓度的 ZnO NPs严重影响黑麦草根
的形态和结构,包括根尖收缩,表皮和根冠破坏,皮层细胞高
度空泡化;导致洋葱根尖细胞浓缩、微核指数和染色体畸变
指数增大及有丝分裂指数降低,并造成细胞脂质过氧化;大
豆经 4000 mg·L-1 ZnO NPs暴露后检测到 1 条特征性 DNA
条带,具有细胞与基因毒性
[11, 13, 18, 31, 35,
45-46]
Fe3O4 黑麦草、南瓜、黄瓜、莴苣 对植物没有明显毒性,但对南瓜和黑麦草造成了氧化胁迫 [33, 47]
CuO 黑麦草、多花黑麦草、小麦、白菜、玉
米
对所有植物的根和幼苗生长均有抑制效应,但对种子萌发没
有显著影响;导致小麦超氧化物歧化酶活性下降和细胞脂质
过氧化;造成玉米和两种黑麦草 DNA 的氧化损伤,具有基因
毒性
[15-16, 48-50]
Al2O3 萝卜、油菜、黑麦草、莴苣、玉米、黄
瓜、胡萝卜、结球甘蓝、大豆、燕麦
毒性效应与植物种类有关,对种子萌发和根生长的影响也有
差异,对大多数植物的种子萌发和生长没有毒性或毒性很
低;毒性与表面特性有关,菲包覆导致 Al2 O3 NPs 的毒性降
低
[35, 51]
CeO2 黄瓜、玉米、番茄、苜蓿、大豆、萝卜、
油菜、番茄、莴苣、小麦、结球甘蓝
毒性效应与浓度和植物种类有关,对种子萌发和根芽生长的
影响也有差异;大豆经 2000 和 4000 mg·L-1 CeO2NPs 暴露
后分别检测到 4 条和 3 条特征性 DNA条带,具有基因毒性
[18-19, 52]
毒性试验,缺少低浓度的慢性毒性试验;5)由于 MB
NPs具有溶解性,试验通常设置 NPs、BPs(bulk parti鄄
cles)和金属离子 3 个处理组,比较它们的毒性差
异;6)不同 MB NPs的毒性差异较大,与 MB NPs 的
自身特性有关;7)不同植物对同一 MB NPs 的抗性
也有差异,可能与植物的结构和生理特点有关;8)
受 NPs自身特性、植物种类和试验方法等多种因素
的影响,不同研究的结果差异较大,对植物的正效
应、负效应和无显著效应均有报道.
2郾 2摇 毒性机制
NPs对植物的效应和毒性机制还不是很清楚,
就目前的研究结果来看,NPs 可能通过释放有毒金
属离子、诱导活性氧( reactive oxygen species,ROS)
及与细胞结构相互作用等方式,造成细胞结构的破
坏和生物大分子的损伤,干扰细胞的生化代谢,从而
产生毒性效应.
MB NPs可以溶出部分金属离子,而金属离子尤
其是重金属离子对植物的毒性已得到普遍证实. 因
此,MB NPs可以通过 NPs 自身和金属离子两个方
面产生毒性. 然而,在不同研究中,NPs 自身和金属
离子对毒性的贡献有所差异. Lee 等[9]认为 Ag NPs
对绿豆(Phaseolus radiatus)和高粱(Sorghum bicolor)
的毒性来源于其溶解产生的 Ag+,但 Yin 等[27]发现
半胱氨酸(可以结合 Ag+)减轻了 AgNO3的毒性却对
GA鄄Ag NPs的毒性没有显著影响,说明 GA鄄Ag NPs
的毒性并非来源于其溶解性. 类似的例子普遍存在
于其他关于 MB NPs 的生物毒性的报道中. NPs 自
身和金属离子对毒性的贡献的差异可能与植物对金
属离子的抗性和 MB NPs 的溶解性等因素有关. 一
般而言,MB NPs 的毒性是 NPs 自身和金属离子两
888 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 24 卷
方面共同作用的结果.
ROS和氧化胁迫被认为是 NPs 毒性的一个普
遍机制[53] .金属离子对细胞生化过程和电子传递链
的干扰通常会导致 ROS的产生[54] . NPs本身具有较
强的表面活性,在吸收能量或接触生物体内的电子
供体时也会导致细胞内 ROS 的产生[55] . ROS 包括
1O2、O
-·
2 、HO·和 H2O2等种类,在生物体内不能及时
清除时将大量累积,进而对生物体造成氧化胁迫,导
致膜脂过氧化、细胞器损伤、细胞骨架破坏、氧化蛋
白积累和 DNA损伤等. Yang和 Watts[51]证实,Al2O3
NPs表面的 HO·是其植物毒性的来源. TiO2 NPs对
洋葱(Allium cepa)的细胞与基因毒性可能与 O -·2 的
产生和脂质过氧化有关[44] . 另外,Atha 等[15]发现
CuO NPs、CuO BPs和 Cu2+对萝卜(Raphanus sativus)
和黑麦草的 DNA造成了氧化损伤,且 CuO NPs的效
应更为显著. 金盛杨等[49]证实了 CuO NPs 对小麦
(Triticum aestivum)造成了氧化胁迫,他们发现 CuO
NPs 暴露后,小麦根内 SOD 活性降低,丙二醛
(MDA)含量升高,发生了脂质过氧化作用.然而,目
前还没有研究对 MB NPs暴露后的植物组织细胞中
ROS的水平和产生位点进行报道.
NPs与细胞相互作用可能会造成细胞结构(如
质膜、细胞骨架和染色体等)的机械损伤. CuO NPs
导致了玉米根细胞质膜完整性受损[16],推测这是
CuO NPs诱导的 ROS导致膜脂过氧化造成的,但不
排除 CuO NPs 对质膜的机械损伤作用. NPs 可以通
过氢键、范德华力、静电作用力及疏水相互作用等弱
化学作用与蛋白质等生物大分子作用[56-57],导致蛋
白质结构和功能发生变化. 在洋葱的根尖分生组织
中,Ag NPs具有抑制细胞有丝分裂和导致染色体畸
变的作用[32,58],这可能是因为 Ag NPs 与微管蛋白
的巯基相互作用导致纺锤体功能失效,从而干扰细
胞有丝分裂的正常进行[59] . 另外,TiO2 NPs 影响了
拟南芥(Arabidopsis thaliana)根细胞微管网络的完
整性,导致根细胞的各向同性生长[60] . 但目前还不
清楚微管系统的破坏是 ROS 的间接作用还是 NPs
的直接作用导致的. 实际上,要区分 ROS 的间接作
用和 NPs的直接作用比较困难,因为这两种作用方
式可能同时存在.
除上述机制外,NPs 还可以通过物理堵塞作用
对植物造成影响.吸附到植物表面或进入植物体内
的 NPs可能会堵塞细胞壁小孔、胞间连丝和木质部
导管,阻碍水分、矿质营养和有机物的吸收和转运,
从而影响植物的生长和发育.例如,TiO2 NPs在玉米
根细胞壁的积累导致细胞壁孔径的减小(从 6. 6 nm
减小到 3. 0 nm),降低玉米根的的导水率,抑制玉米
幼苗的蒸腾作用和叶片的生长[42] . Wang 等[16]发
现,CuO NPs暴露后玉米根和茎叶的含水量明显减
小,这也是由 CuO NPs 导致导水率降低所造成的
NPs的物理作用可能是一种普遍现象,与化学毒性
作用共同存在.
2郾 3摇 影响因素
植物、NPs和环境介质形成一个相互作用多相
系统,系统中的每个组分都可能影响 NPs 对植物的
毒性效应.影响 NPs的植物毒性的因素主要来源于
3 个方面:NPs因素(粒径、表面积、形状和表面特性
等),植物因素(种子大小、根的结构和植物发育阶
段等),环境因素(培养介质、pH、离子强度、稳定剂
和有机质等). 另外,暴露浓度、暴露时间以及暴露
方式等也会影响 NPs的植物毒性.
NPs的粒径和表面特性对其植物毒性的影响较
为显著,较小的 NPs 具有较大的比表面积,易被植
物吸收并具有较强的植物毒性. 研究显示,0. 6 和 2
nm的 Ag NPs 的植物毒性明显比 5 和 20 nm 的 Ag
NPs要强[30] . Yin 等[27]也发现,6 nm 的 GA鄄Ag NPs
对多花黑麦草的毒性明显比 25 nm的 GA鄄Ag NPs要
强.大多数 NPs 都需要对其表面进行功能化修饰.
这将显著改变 NPs的表面特性,从而改变其生物效
应.例如,未经修饰的 Al2O3 NPs 明显抑制植物的根
生长,而菲包覆使 Al2O3 NPs 的毒性降低.因为菲包
覆导致 Al2O3 NPs表面的 HO·的丢失[51] .
不同植物具有不同的组织结构和生理特性,对
NPs的抗性也不同. Lee 等[10]发现,绿豆对 Cu NPs
的敏感性比小麦更强,可能是由它们根系结构和根
的解剖结构不同导致的(绿豆是双子叶植物,是直
根系;而小麦是单子叶植物,是须根系).另外,目前
的研究主要考察 NPs 对植物幼苗的影响,而植物幼
苗的根系并不完整,维管系统也没有发育完全.这将
影响植物对 NPs的吸收和对 NPs毒性的敏感程度.
培养介质对 NPs 的吸收累积和植物毒性具有
显著的影响.土壤的物理截留作用和土壤有机质的
作用可以降低 NPs 的生物有效性,减轻其植物毒
性. Zhu等[14]研究表明,沙培和土培条件下南瓜对
Fe3O4 NPs 累积量比水培条件下的累积量小. Lee
等[9]发现,土壤中 Ag NPs对绿豆和高粱的毒性明显
比琼脂中的毒性低.实际上,自然水体或土壤环境中
含有天然有机质(NOM)等复杂成分,NPs 在自然环
境中将经历一系列复杂的转化过程,其性质和生物
9883 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 张摇 海等: 金属型纳米颗粒对植物的生态毒理效应研究进展摇 摇 摇 摇 摇 摇
效应也将发生改变[61] .
暴露浓度是影响 NPs 植物毒性的一个重要因
素.对大多数 MB NPs而言,低浓度时可能不会产生
毒性,但较高浓度时会表现出显著毒性. 例如,Fe
NPs在低浓度(<500 mg·L-1)时没有毒效应,但在
高浓度(2000 和 5000 mg·L-1)下完全抑制了黑麦
草、亚麻(Linum usitatissimum)和大麦(Hordeum vul鄄
gare)种子的萌发[30] .暴露时间对 MB NPs的毒性也
有显著的影响,Yb2O3 NPs 对黄瓜生物量的抑制效
应(暴露 14 d)明显比对根生长的抑制效应(暴露 5
d)要显著[26] . 同时,0. 32 mg·L-1 Yb2O3 NPs 对根
生长没有显著影响,但使生物量明显减小,说明在低
浓度下,NPs需要更长时间才能产生植物毒性[26] .
3摇 问题与展望
植物纳米生态毒理学研究还处于起步阶段,由
于影响 NPs 的吸收累积和植物毒性的因素非常复
杂,并受到研究手段和技术的限制,目前的研究结果
差异较大,难以对比分析.同时,对于 NPs 的环境行
为、植物吸收累积机制及植物毒性机理等关键性问
题,我们还知之甚少.今后应该从以下几个方面加强
研究:
1)NPs 在真实环境中的转化过程.研究 NPs 在
自然水体或土壤中的物理、化学和生物转化,考察
NPs的环境转化对其性质和生物有效性的影响,是
客观评价实际环境中 NPs的生态毒理效应的前提.
2)NPs的植物毒性试验方法的标准化. 从 NPs
的制备到毒性指示终点的选择都应该规范化,以实
现数据的可比性.将生长发育的宏观指标同基于生
物学标记、细胞和基因水平改变的指示终点相结合,
结果会更可靠.开展低浓度、覆盖整个植物生命周期
的毒性研究,有利于客观评价 NPs的环境风险.
3)NPs的植物毒性机理. 考虑到质外体是 NPs
在植物中沉积的主要部位,今后需要加强 NPs 和质
外体以及细胞膜的相互作用及其影响的研究.另外,
急需从转录组学、蛋白组学和代谢组学的角度,研究
NPs的植物毒性机制及植物对 NPs的响应机制.
4)NPs 的植物吸收累积机制.阐明 NPs 的吸收
位点、细胞内化方式和转运途径等关键性问题,研究
NPs的吸收动力学,考察 NPs 在植物根表和体内的
化学形态转化.先进显微技术和同步辐射相关技术
的有效运用有助于组织中元素的微区分布、原位化
学形态和及其转化的分析.
5)NPs 的食物链传递和生物放大.考察 NPs 的
粒径、化学组成及表面特性与 NPs 在植物中的持久
性的关系.研究 NPs 在植物食用部位的累积,评估
NPs进入食物链的风险,应该成为今后的重点方向.
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作者简介摇 张摇 海,男,1987 年生,硕士研究生.主要从事纳
米颗粒的环境行为和生态毒理的研究. E鄄mail: 21114066@
zju. edu. cn
责任编辑摇 肖摇 红
封 面 说 明
封面图片由中国科学院沈阳应用生态研究所吴雨洋 2011 年 10 月摄于云南丽江拉市海高原湿地.拉市
海湿地位于云南省玉龙纳西族自治县,地处滇西北横断山脉南段,是由古老的冰蚀湖发育而成的高原湿地,
湖面海拔 2437 m,面积 5330 hm2,是全国 41 个“国际重要湿地冶之一.由于湖水较浅,水生植物种类繁多,沉
水植物和挺水植物为优势种.湖中浮游生物、底栖动物和鱼类资源丰富,为生物物种的多样性创造了条件,
栖息的鸟类有 60 余种,其中特有珍稀濒危鸟类 9 种.拉市海湿地不仅被誉为“丽江古城的保护神冶和“潜在
的旅游胜地冶,而且具有极高的生态保护价值和研究价值.图片中的树木为云南柳(Salix cavaleriei),分布于
我国广西、云南、贵州和四川等地,是优良的堤岸防护树种.
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