全 文 ：第 34卷 第 7期
2015年 7月
环 境 化 学
ENVIＲONMENTAL CHEMISTＲY
Vol． 34，No． 7
July 2015
2014年 12月 31日收稿．
* 江苏省自然科学基金(BK20140713);中国博士后科学基金(2013M531370，2014T70532)资助．
＊＊通讯联系人:E-mail:chwang@ njau．edu．cn
DOI:10．7524 / j．issn．0254-6108．2015．07．2014123103
吴明珠，何梅琳，邹山梅，等．纳米 MgO对斜生栅藻的毒性效应及致毒机理［J］．环境化学，2015，34(7):1259-1267
WU Mingzhu，HE Meilin，ZOU Shanmei，et al． Toxicities and mechanisms of MgO nanoparticles to Scenedesmus obliquus［J］． Environmental
Chemistry，2015，34(7) :1259-1267
纳米 MgO对斜生栅藻的毒性效应及致毒机理*
吴明珠 何梅琳 邹山梅 邓祥元 王长海＊＊
(南京农业大学资源与环境科学学院，南京，210095)
摘 要 为探究纳米氧化镁(MgO)对微藻的毒性效应及致毒机制，以斜生栅藻(Scenedesmus obliquus)为实验
材料，测定了纳米 MgO对斜生栅藻细胞形态、生长、叶绿素含量及 SOD 和 POD 酶活性的影响．结果表明，低
浓度的纳米 MgO(＞0．8 mg·L－1)即可对斜生栅藻的生长及叶绿素的合成有抑制作用，说明纳米 MgO对斜生栅
藻具有明显的毒性．100 mg·L－1纳米 MgO处理时，完全抑制了栅藻的生长和叶绿素的合成，藻细胞在 4 d 内
死亡．通过亚甲基蓝还原法测定培养体系中活性氧(ＲOS)含量发现，随着纳米 MgO浓度的升高，ＲOS大量增
加;且纳米 MgO暴露条件下，POD酶活性相比于对照组显著增强，但不同浓度纳米 MgO处理组之间 POD酶
活性无明显差异．纳米 MgO处理 96 h后，当其浓度高于 0．8 mg·L－1时，SOD酶活性随浓度升高而降低，表明
长时间暴露于纳米MgO后，SOD酶活性受高浓度纳米MgO抑制，而 POD酶则作为主要的抗氧化酶清除产生
的各种自由基．扫描电镜观察发现，纳米 MgO(＞20 mg·L－1)处理时，斜生栅藻细胞变形，甚至裂解．纳米 MgO
发生团聚，附着在栅藻细胞表面;团聚的纳米 MgO对藻细胞鞭毛有缠绕作用，使细胞聚集成团，限制了藻细
胞的游动，并导致细胞间相互遮弊，不利于藻细胞吸收光能．透射电镜观察发现，纳米 MgO 没有进入藻细胞
内部．通过测定纳米MgO解离出的Mg2+的含量和对藻细胞部分生理生化指标的影响发现，其对藻细胞没有毒
性效应．因此，纳米 MgO对斜生栅藻的致毒机理可归纳为:通过释放大量 ＲOS对藻细胞产生氧化胁迫抑制其
生长;高浓度的纳米 MgO引起藻细胞的接触性物理损伤，导致藻细胞质壁分离，裂解;同时纳米 MgO团聚并
覆盖在藻细胞表面，通过与藻细胞鞭毛的相互作用使细胞聚集成团，影响细胞的正常游动及其对光能、营养
物质的吸收利用和气体的交换．
关键词 纳米 MgO，斜生栅藻，毒性效应，致毒机理．
Toxicities and mechanisms of MgO nanoparticles to Scenedesmus obliquus
WU Mingzhu HE Meilin ZOU Shanmei DENG Xiangyuan WANG Changhai＊＊
(College of Ｒesources and Environmental Science，Nanjing Agricultural University，Nanjing，210095，China)
Abstract:To reveal the toxicities of MgO nanoparticles (nano-MgO)on microalgae and the toxic
mechanism，the response of growth，chlorophyll concentration，superoxide dismutase (SOD)and
peroxidase (POD) activities and its morphology of Scenedesmus obliquus exposed to different
concentrations of nano-MgO were analyzed． The results showed that nano-MgO significantly inhibited
the growth and the chlorophyll synthesis of S． obliquus， indicating that nano-MgO imposed a
biological toxicity on S． obliquus． When treated with 100 mg·L－1 nano-MgO，the growth and
increment of chlorophyll of the algal culture was completely inhibited，and the culture died after 4 d
of incubation． The content of reactive oxygen species (ＲOS) in the algal culture increased
substantially with the concentration of nano-MgO． Enhancement of POD activity was observed in all
treatments with different concentrations of nano-MgO，while nano-MgO (＞0．8 mg·L－1)inhibited
1260 环 境 化 学 34卷
SOD activity． The POD acted as the main antioxidant enzymes to remove all kinds of free radicals．
The scanning electron micrographs revealed that high concentration (＞ 20 mg·L－1)of nano-MgO
resulted in cell deformation even split． Nano-MgO tended to aggregate and adhere to the surface of
the algal cells． The aggregates of nano-MgO entrapped the flagella of S． obliquus，leading to the
formation of a larger aggregates comprised of the algal cells and nanoparticles． As indicated by the
transmission electron micrographs，no nano-MgO was observed inside the algae cells，which might
be due to the blocking effect of algal cell wall． The concentration of Mg2+ dissociated from nano-MgO
was positively correlated with the concentrations of nano-MgO． However，the free Mg2+ did not
impose toxic effect on S． obliquus． Therefore，the toxic mechanism of nano-MgO could be mainly
attributed to the oxidative stress induced by substantial ＲOS released by nano-MgO，which inhibited
cell growth． The high concentrations of nano-MgO(＞ 100 mg·L－1)caused the contact physical
damage of the algal cells，resulting in the separation of the cytoplasm wall and the deformation of the
algae． In addition，nano-MgO formed an aggregate that coated on the surface of S． obliquus and
entrapped the the flagella of S． obliquus，resulting in the limitation of cell mobility and reduction in
absorbance of solar energy and nutrition by algal cells，including the gas exchange in the inter
system．
Keywords:MgO nanoparticles，Scenedesmus obliquus，toxicity effects，mechanisms．
近年来，随着纳米科技的飞速发展，纳米材料以其特殊的理化性质，在催化剂、染料、药物及化妆
品等诸多领域得到了广泛应用，以纳米材料制成的产品更是将我们带到了纳米时代．纳米金属氧化物以
其强烈的表面活性及吸附性，常被用作催化剂，催化裂解生物质包括木本植物、草本植物、藻类以及有
机废弃物，甚至可用来催化裂化生物油以提高生物油品质［1］．Lu等［2］利用纳米氧化镁 MgO催化裂解杨
木产油．另外，纳米MgO作为一种热力学稳定的宽带隙材料，在超导材料的缓冲层中也有应用［3］，近年
来，纳米 MgO越来越多地被应用到工业生产和社会生活中．纳米金属氧化物在工业上的大规模生产及
应用，大大提高了其进入生态系统的可能性．纳米材料可在大气、土壤和水体环境中迁移、转化，其通过
食物链间的传递，可损伤生态系统中的个体甚至整个生态系统．
目前，纳米材料对空气产生的污染已引起研究者的广泛关注，且其在空气中的定量方法也已应用
于环境执法方面．然而由于水生生态系统的复杂性，纳米材料进入水环境后的转化途径及其对水环境产
生的影响未得到广泛而深入的认识．微藻作为水生环境中的初级生产者，其种类的多样性和初级生产力
会影响整个水生生态系统的结构和功能［4］．Aruoja等研究发现，纳米氧化锌(ZnO)及纳米氧化铜(CuO)
对月牙藻的毒性主要由其解离出的离子引起［5］，而纳米二氧化钛(TiO2)受到水化学环境及自身浓度的
影响，易在水环境中发生团聚［6］，其对微藻的毒性主要通过吸附到藻细胞表面并抑制其生长．这与
Sadiq等［7］关于纳米 Al2O3对藻类的毒性效应的研究一致，纳米材料的团聚体的存在对藻细胞产生了一
定遮光效应，抑制藻体相关光合色素的合成从而抑制其生长，进一步补充了纳米材料对藻类的致毒机
制．此外，纳米材料的存在还能促进藻细胞内活性氧簇(ＲOS)的积累，破坏藻细胞膜［8］，对细胞产生毒
性．纳米材料的毒性大小与其粒径相关，与普通粒径的 CuO和 TiO2相比，纳米级的 CuO和 TiO2的毒性
更强，而纳米氧化锌(ZnO)与其普通粒径的 ZnO 毒性相差不大［5］．李然忠等［9］研究了不同种类和尺寸
的纳米 MgO对小鼠器官的影响，发现纳米 MgO(粒径 20 nm)对小鼠无毒．但这并不能说明纳米 MgO对
生物是无毒无害的，与传统化学物质相比，不同种类的纳米粒子与生物的作用模式不同，纳米粒子毒
性效应取决于测试的生物及其生理学特征［10］．近年来，纳米 MgO越来越多地被用于工业生产和社会生
活中，关于纳米 MgO的生物安全性的研究关乎人类自身及其生活环境的健康与安全，因此有必要对其
生物安全和其对环境的影响进行评价．
斜生栅藻(Scenedesmus obliquus)具有个体小、繁殖快、生长周期短、培养方便、易分离培养、对多种毒
物敏感并可直接在细胞水平上观察等特点，可作为水生环境毒物毒性评估的典型藻类测试藻种，被广
泛应用于水生生态风险评价中［11］．目前鲜见关于纳米 MgO对藻类的毒性影响的相关研究，其作用机理
7期 吴明珠等:纳米 MgO对斜生栅藻的毒性效应及致毒机理 1261
亦未得到阐明．
本文通过研究不同浓度纳米 MgO对斜生栅藻生长、叶绿素含量和抗氧化酶活力的影响，并从亚细
胞水平上观察纳米 MgO与斜生栅藻的相互作用形式，探究纳米 MgO 对斜生栅藻的可能毒性机制，为
评估纳米 MgO对藻类的毒性效应及其作用机制提供基础的科学依据．
1 材料与方法
1．1 材料与试剂
1．1．1 纳米 MgO悬浮液的制备
纳米 MgO(CAS:1309-48-4，纯度 99．9%，粒径＜50 nm)购于中国上海阿拉丁化学有限公司．将纳米
MgO加入到无菌水中，超声 10 min，配制成终浓度为 10 g·L－1的纳米 MgO母液备用．正式实验前，超声
波振荡 30 min，使得悬液分散均匀［5］．
1．1．2 斜生栅藻的培养
斜生栅藻购于中国科学院武汉水生生物研究所淡水藻种库，并于无菌条件下，转接到 BG-11 培养
基［12］中，置于光照培养箱中培养．培养温度为 25±1 ℃，光照强度 4000 lux，光暗周期 12 h ∶12 h，静置
培养，每天定时人工手动摇匀 3次．
1．2 测定方法
1．2．1 纳米 MgO的透射电镜观察
为进一步探究实验所用的纳米 MgO的粒径及形态，取适量的纳米 MgO浸泡于 75%的乙醇(AＲ)溶
液中，并超声处理(100 W，40 kHz)20 min，使其分散均匀．将其固定于载物铜片上，经场发射透射电镜
(JEM-2100F，JOEL公司，日本)拍摄，观察纳米 MgO形态并利用 nano-measure软件分析测定其粒径．
1．2．2 暴露实验
按照 OECD201藻类生长抑制实验的方法［13］，将处于对数生长期的斜生栅藻按 3．4×106 cells·mL－1
的藻密度接种至新鲜培养基后，加纳米 MgO母液，并使得其终浓度为 0、0．8、8、40、100 mg·L－1，暴露时
间 6 d．
1．2．3 藻液吸光度的测定
每隔 24 h取样，利用酶标仪(SpectraMax M5)测定藻液在 680 nm的吸光度(OD680 nm)，用来评价
斜生栅藻的生长情况．
1．2．4 叶绿素含量测定
取 5 mL藻液，4000 r·min－1离心 10 min，弃上清液，加入 5 mL甲醇振荡，置于 4 ℃冰箱中避光萃
取 24 h后离心(8000 r·min－1，10 min)取上清液，利用酶标仪测定其分别在 653 nm 和 666 nm 的吸光
值，根据下列公式计算藻细胞中叶绿素的浓度［14］．叶绿素(Ca+b)浓度的计算公式如下:
Ca+b = 15．65×A666－7．34×A653+27．05A653－11．21×A666
1．2．5 扫描、透射电镜样品制备方法
取 5 mL藻液，2000 r·min－1离心 10 min，加入 3—4 mL 2．5%的戊二醛固定液(pH 7．8)，于 4 ℃冰
箱中固定 12 h．离心去除戊二醛溶液，利用双蒸馏水 /PBS(pH 7．8)清洗 3 次，再依次用 50%、70%、
80%、90%、100%乙醇进行系列梯度脱水，每次 10—30 min，并加入无水 Na2SO4替换，离心去上清液，
随后加入乙酸乙酯:乙醇混合液(1∶1)静置 30 min，离心去上清．得到的样品通过临界点干燥法进行干燥
处理，粘样，镀膜，上镜(FE－SEM，S－4800，日本日立公司)观察．
透射电镜样品的制备在乙醇进行梯度脱水前，加入 4 mL 1%锇酸后固定 4 h，而后与扫描电镜制样
相同，切片后于透射电镜(JEM－2100，USA)分析观察．
1．2．6 纳米 MgO解离 Mg2+浓度的测定
为探究纳米 MgO 在微藻培养过程中是否能解离出 Mg2+，现设置对照组及添加不同浓度梯度纳米
MgO的实验组(0．8、4、8、16、40、100 mg·L－1)．待微藻培养至对数期(3 d)，取 5 mL藻液，12000 r·min－1
离心 10 min，取上清液，经 0．22 μm滤膜过滤，再利用原子吸收光谱仪(AAnalyst 700，珀金埃尔默仪器
1262 环 境 化 学 34卷
(上海)有限公司)测定纳米 MgO解离出的 Mg2+浓度．
1．2．7 亚甲基蓝还原法测定 ＲOS含量
采用亚甲基蓝还原法测定纳米 MgO 在培养过程中放出的 ＲOS 含量［15］，配制浓度为 10 mg·L－1的
亚甲基蓝溶液．为评价纳米 MgO在水环境中产生的 ＲOS 能力，设置如下实验:光照+亚甲基蓝+不同浓
度(0、8、40、100 mg·L－1)的纳米 MgO悬浮液，所有实验均设置 3 个平行，处理条件与藻细胞培养条件
相同(见 1．1．2 节)．每隔 1 h 摇匀取样，并经 0．22 um 的注射滤器过滤去除纳米 MgO，测定清液在
668 nm处的吸光度值，并计算 7 h脱色率，用以评价纳米材料产生 ＲOS的情况，脱色率按照公式:
脱色率(%)=(OD0－ODL)/OD0×100%
其中 OD0是最初测定的吸光值，ODL是 7 h后的吸光值
1．2．8 SOD和 POD酶活性的测定
斜生栅藻经纳米 MgO处理 96 h后，取新鲜藻液 30 mL，6000 r·min－1离心 10 min 收集藻细胞，加
入 5 mL的 PBS缓冲溶液(0．05 mol·L－1，pH 7．8)，利用超声波细胞破碎仪(JY92-Ⅱ，宁波新芝生物科
技股份有限公司)冰浴破碎细胞 20 min(功率 300 W，间隔 30 s，超声 10 s)，镜检无完整细胞后于
12000 r·min－1下离心 10 min，取上清粗酶液，用 SOD和 POD 试剂盒(南京建成生物工程研究所)按其
说明书测定 SOD和 POD酶活性．
1．2．9 数据分析
所有的样品均设置 3个平行，利用 SPSS 16．0 中的 LSD进行单因素 ANOVA的方差显著性分析;实
验数据采用 Sigmaplot 10．0进行绘图．
2 结果与讨论
2．1 纳米 MgO的透射电镜观察
正式实验前，通过透射电镜对实验所用的纳米 MgO的形态、粒径大小及在环境中的物理行为等基
本属性进行了分析测定．其高分辨率的透射电镜拍摄情况如图 1 所示，纳米 MgO 呈不规则的椭圆形片
状结构，且发生明显的团聚，难以确定其确切的粒径大小，经 nano-measure软件分析测量，其平均粒径
大小为 105 nm，明显大于实验提供的纳米 MgO的初始粒径(＜50 nm)．
图 1 纳米 MgO透射电镜图
Fig．1 Transmission Electron Microscopic image of nano-MgO
2．2 纳米 MgO对斜生栅藻生长的影响
由图 2可知，不同浓度的纳米 MgO分别处理 24 h和 48 h 后，斜生栅藻的生长未表现出明显的差
异(P ＞ 0． 05)．但随处理时间的延长，纳米 MgO 显著地抑制了藻细胞的生长，并且在低浓度
(0．8 mg·L－1)下即能对斜生栅藻的生长产生明显的抑制，较低暴露剂量的纳米颗粒的毒性可能主要是由
于颗粒形状引起的［16］．处理浓度越高，纳米 MgO对藻细胞的生长抑制越显著．100 mg·L－1的纳米 MgO处理
时，培养 4 d后，即发现细胞失绿，培养基底部有藻细胞沉淀，且藻细胞易黏附在瓶壁上，限制了藻细胞
的游动，培养体系间的营养物质和气体交换也可能受到影响．斜生栅藻在浓度为 0．8、8、40、100 mg·L－1的
7期 吴明珠等:纳米 MgO对斜生栅藻的毒性效应及致毒机理 1263
MgO纳米颗粒的作用下，培养 6 d后的生长的抑制率分别为 20．44%、28．14%、31．96%、65．91%．
2．3 纳米 MgO对斜生栅藻叶绿素含量的影响
光合色素是客观反映藻类利用光照能力的一类重要物质，光合色素的含量不仅可以用来判断藻类
的光合生理能力及生长情况，还能作为反映藻类受环境胁迫状况的一项重要指标［17］．由图 3 可知，纳
米 MgO作用下，所有处理组的叶绿素含量均降低．低浓度(＜0．8 mg·L－1)纳米 MgO条件下，藻体中的叶
绿素的含量随着暴露时间的延长而逐渐升高，纳米 MgO浓度高于 8 mg·L－1时，叶绿素的含量随时间的
延长先增加后降低，表明藻细胞暴露在中低浓度(8—40 mg·L－1)纳米 MgO 时，亦能缓慢生长．但在
100 mg·L－1的纳米 MgO处理时，叶绿素含量随时间的延长而显著降低，表明极高浓度的 MgO完全抑制
了藻细胞叶绿素的合成．在暴露 96 h后，100 mg·L－1处理组的叶绿素含量相比于对照组下降了 83．30%，与
100 mg·L－1处理组中观察到的藻液黄化现象一致．叶绿素的合成极易受环境因素影响，而在高浓度的纳米
MgO暴露下，细胞可能受到较强的氧化胁迫，易破坏叶绿体结构，从而导致叶绿素的合成受阻［18］．
图 2 不同浓度纳米 MgO对斜生栅藻生长的影响
Fig．2 Effects of different concentrations of nano-MgO
on the growth of S．obliquus
图 3 不同浓度纳米 MgO对斜生栅藻中
叶绿素含量的影响
Fig．3 Effects of different concentrations of nano-MgO
on the content of chlorophyll of S．obliquus
2．4 扫描和透射电镜观察纳米 MgO对藻细胞的接触性损伤
纳米 MgO本身在环境中易发生团聚，扫描电镜进一步证实，在与藻细胞的互作培养过程中，纳米
MgO的团聚体吸附到藻细胞表面，可能是通过与藻细胞的活性表面基团相互作用［7］．而且浓度越高，藻
细胞表面吸附的纳米颗粒越多．如图 4 (b、c)所示，纳米材料的团聚体对斜生栅藻的鞭毛有一定的缠绕
作用，限制了藻细胞的游动，可能会阻碍藻细胞对营养物质及光的吸收，这与肉眼可观的纳米 MgO处
理组中藻细胞发生沉淀现象一致．藻类在培养过程中产生的分泌物能络合纳米材料［7］，可能进一步促
进纳米团聚体的生成(图 4 (b、c)中白色箭头处)，且纳米材料浓度越高，团聚现象越显著．藻类的细胞
壁主要是由多糖、蛋白质和脂肪组成的网状结构，带有一定的负电荷，吸引表面带正电的纳米 MgO，促
进了纳米 MgO的团聚体吸附在藻细胞表面．
图 4 不同浓度纳米 MgO处理 24 h后斜生栅藻的扫描电镜图片
(a)对照组，(b)20 mg·L－1纳米 MgO，(c)100 mg·L－1纳米 MgO
黑色箭头指示发生变形的藻细胞，白色箭头指示纳米 MgO形成的团聚体
Fig．4 Scanning electron microscope images of S． obliquus exposed to
(a)0 mg·L－1，(b)20 mg·L－1 and (c)100 mg·L－1 of nano-MgO suspension for 24 h
The black arrows in the SEM images point to the deformed cells and the white arrows point to the nano-MgO aggregates
1264 环 境 化 学 34卷
此外，纳米颗粒的比表面积较大，对藻细胞有较强的吸附能力［19］，也进一步促使纳米 MgO 的吸
附．藻细胞外吸附着的纳米颗粒，可能抑制叶绿体对光的利用，从而阻碍藻细胞的生长，这与纳米 TiO2
对月牙藻的毒性作用机理一致［5］．如图 4(c)(黑色箭头所示)所示，100 mg·L－1的纳米 MgO使藻细胞发
生明显变形甚至破裂，引起细胞膜的机械性损伤，严重破坏藻细胞的生长．有研究表明，高浓度的纳米
材料能引起细胞形态发生变化，细胞膜严重受损，细胞质内的乳酸脱氢酶外泄等［20］．Patra 等［21］研究表
明，纳米 ZnO产生的 ＲOS能引起细胞内生物大分子的氧化，且细菌表面、细胞质及膜周质区纳米 ZnO
颗粒的积累会引起细胞功能的中断及或细胞膜解体．
如图 5(a)所示，未经纳米 MgO处理的斜生栅藻细胞由一层厚厚的细胞壁包围，细胞中的多个叶
绿体，高尔基体、内质网及液泡等细胞器清晰可见，结构完整．藻细胞在 100 mg·L－1的纳米 MgO溶液中
孵育 24 h后，藻细胞内部并未发现纳米 MgO 颗粒，可能是由于纳米材料在与斜生栅藻的互作过程中
生成的纳米团聚体，以及细胞壁的天然屏障作用，阻碍了纳米材料进入藻细胞内部．但在 100 mg·L－1纳
米 MgO暴露下，斜生栅藻细胞发生明显变形，甚至质壁分离，可能是由于高浓度的纳米材料增加膜的
通透性造成细胞膜变形甚至裂解［20 － 21］．由此可知，纳米材料的团聚体引起藻细胞膜的通透性的增加也
可能是纳米 MgO对栅藻产生毒性效应的机制之一．
图 5 不同浓度纳米 MgO处理 24 h后斜生栅藻的透射电镜图片
(a)对照组;(b)100 mg·L－1纳米 MgO
Fig．5 Transmission electron microscope images of S． obliquus exposed to
(a)0 mg·L－1，(b)100 mg·L－1 of nano-MgO suspension for 24 h
2．5 不同浓度纳米 MgO产生 ＲOS的能力
目前公认的纳米材料致毒机制为其诱导产生的 ＲOS可对细胞造成氧化损伤，包括 DNA的损伤、脂
质过氧化、抑制细胞生长及相关酶活力等［22］．细胞内 ＲOS 的增加不引起细胞的损伤这是可能的，但纳
米材料暴露条件下产生的 ＲOS 会产生相应的细胞毒性［20］．大部分的纳米材料在体内和体外均可产生
ＲOS［23］．研究表明［24］，外源性化合物进入活细胞后会导致大量的自由基的产生:O2
－、H2O2、OH
－等．诱导
细胞内的自由基反应，是纳米材料对生物体的主要毒性机理［16］．纳米 MgO在空白培养基中产生 ＲOS的
水平如图 6所示，低浓度(8 mg·L－1)的纳米 MgO条件下，亚甲基蓝的脱色情况与对照组相差不显著，
表明低浓度的纳米 MgO产生的 ＲOS较少甚至没有产生 ＲOS．随着纳米 MgO浓度的增加，亚甲基蓝的脱
色越显著，在纳米 MgO的浓度达到 100 mg·L－1时，亚甲基蓝 7 h的脱色率可达到约 31．52%，表明在光
照条件下纳米 MgO可直接产生 ＲOS．
2．6 纳米 MgO对 SOD和 POD酶活性的影响
在生理条件下，生物体内的各种 ＲOS 的产生与清除是动态平衡的．植物体内的 SOD、POD、CAT、
MDA 等酶及抗氧化物质(抗坏血酸、谷胱甘肽等)组成了细胞的抗氧化防御系统，这种系统能有效的清
除各种代谢过程中产生的活性氧等自由基［24］，使 ＲOS 保持在一个相对平衡的状态，减轻细胞受到的
氧化压力，维持细胞膜的稳定性和完整性，保护植物体免受伤害．藻细胞在纳米 MgO暴露实验中，产生
ＲOS，对藻细胞产生氧化损伤作用．SOD酶能够清除超氧化物，保护细胞免于氧化性损伤，因此其发挥
了关键的抗氧化的作用［25］．SOD酶作为清除自由基的关键酶，其活性变化可反应出藻细胞受胁迫的程
7期 吴明珠等:纳米 MgO对斜生栅藻的毒性效应及致毒机理 1265
度．本实验中测试了暴露于不同浓度纳米 MgO 条件下斜生栅藻细胞中 SOD 酶活性的变化(图 7(a)) ，
发现其与纳米 MgO浓度没有剂量效应关系．与对照组相比，低浓度(0．8 mg·L－1)纳米 MgO 显著的提高
了 SOD酶活性，藻细胞中的 SOD酶活力达到最高(9．85 U /108 cells)，表明在低浓度的纳米 MgO 胁迫
下，藻细胞中的 SOD酶活性增强以清除 ＲOS，减轻纳米 MgO引起的氧化胁迫．当纳米 MgO的浓度高于
8 mg·L－1时，SOD酶活显著降低．可见，高浓度的纳米MgO胁迫下，产生的 ＲOS的量超过了藻细胞的自
身调节范围，破坏了藻细胞中的酶，降低了藻细胞内 SOD酶活性，使生物体内积累过量活性氧，从而
在 ＲOS的持续作用下可能会对藻细胞产生氧化损伤．这与刘晓娟［26］等关于 UV-B 辐射对绿色巴夫藻抗
氧化酶影响的研究结果一致．此外，有研究发现纳米材料在光照(紫外照射)条件下可以刺激增加细胞
内的 ＲOS水平及油脂类［15］，降低 SOD酶活性，产生细胞毒性［16］．
图 6 纳米 MgO空白培养基中亚甲基蓝(MB)降解的变化曲线
Fig．6 Degradation curve to check the effect of methylene blue (MB)by ＲOS from nano-MgO
图 7 暴露在不同浓度纳米 MgO下藻细胞内(a)SOD酶及(b)POD酶活性的变化
Fig．7 The changes of (a)SOD and (b)POD activity in S． obliquus under the stress of nano-MgO
POD酶是植物体内部同于 SOD酶的另一种重要的抗氧化酶，纳米 MgO对其酶活的影响如图 7(b)
所示，暴露 96 h，相比于对照组，纳米MgO暴露下藻细胞中的 POD酶活显著(P＜0．01)提高，但不同浓
度纳米 MgO下藻细胞的 POD酶活无显著差异，表明在纳米 MgO暴露实验中，POD酶作为关键酶，来
清除培养体系中的自由基［26］．
2．7 纳米 MgO解离出的 Mg2+对斜生栅藻生长的影响
有研究表明纳米氧化物解离的离子对藻细胞有毒性［5，27］，Franklin 等［28］进一步分析比较纳米 ZnO
(30nm)、ZnCl2和 ZnO对淡水绿藻月牙藻(Pseudokirchneriella subcapitata)的毒性作用，表明其对淡水藻
的毒性作用主要来源于 ZnO溶出的 Zn2+ ．纳米材料的溶解受到多种因素的作用，包括纳米材料的粒径、
比表面积、表面曲率及粗糙度等;另外，pH值、离子强度及聚集情况也在一定程度上可以显著的影响纳
米材料的溶解性［29］．利用火焰原子吸收法测定 Mg2+含量，如图 8(a)所示，不同浓度纳米 MgO(0、0．8、
4、8、16、40、100 mg·L－1)在微藻的培养环境中解离出镁离子，且 Mg2+的浓度与添加的纳米 MgO浓度呈
1266 环 境 化 学 34卷
剂量效应关系，随着纳米 MgO浓度的增加，Mg2+浓度不断增加．当纳米 MgO 的浓度高于 4 mg·L－1时，
Mg2+浓度随着纳米 MgO的浓度的增加而显著(P＜0．01)增加，当纳米 MgO 的浓度达到 100 mg·L－1时，
解离出的 Mg2+浓度为 2．14 mg·L－1，是对照组的 92．91 倍，但仍远低于对照 BG－11 培养基中的 Mg2+
(7．32 mg·L－1)．Mg2+是微藻生长必需的营养元素之一，对维持叶绿体结构和功能具有重要作用，同时适
量的镁离子可以提高光系统活性和光能转化率．缺镁条件会抑制小球藻细胞的生长，叶绿素、蛋白的合
成，光合作用亦会受到严重的抑制［30］．设置 Mg2+处理组:对照(BG－11 培养基)、10 mg·L－1 Mg2+，探究
其对斜生栅藻生长和叶绿素含量的影响．如图 8(b、c)，适度过量的 Mg2+对斜生栅藻的细胞生长及叶绿
素的合成影响不大，表明纳米 MgO溶出 Mg2+对斜生栅藻的细胞毒性作用可忽略不计．
图 8 不同浓度纳米 MgO解离 Mg2+的浓度(a);不同浓度 Mg2+对藻细胞生长(b)及叶绿素含量(c)的影响
Fig．8 The dissolation of Mg2+ from nano-MgO (a);Effect of Mg2+ on the growth(b)and chlorophyll content (c)of S．obliquus
3 结论
研究了纳米 MgO对斜生栅藻的毒性效应，发现低浓度的纳米 MgO(0．8 mg·L－1)即能对藻细胞产生
毒害作用，其致毒机理可归纳为:吸附团聚作用，接触性物理损伤以及氧化损伤．一方面纳米 MgO在与
藻细胞的互作中生成的纳米团聚体，对藻细胞鞭毛的缠绕及产生的遮光效应，限制了藻细胞的游动，
干扰其对光、营养物质的吸收，从而抑制了藻细胞的生长;此外，由于纳米 MgO具有特殊的理化性质及
高的比表面积，在光照培养条件下，经光催化作用，即可直接产生大量的对藻细胞有毒性效应的 ＲOS，
且其产生的量与纳米材料的浓度呈正相关．产生的 ＲOS造成细胞结构(主要是细胞壁、膜)的氧化损伤，
藻细胞发生质壁分离现象，同时破坏藻细胞内部的叶绿体结构，抑制细胞光合色素的合成，对藻细胞
产生明显的细胞毒性;高浓度(100mg·L－1)的纳米 MgO 暴露下藻细胞变形甚至裂解，发生明显的接触
性物理损伤．整个实验过程中，排除了纳米 MgO解离出的 Mg2+对藻细胞的毒性作用．在藻细胞抵抗纳米
MgO的氧化胁迫过程中，SOD和 POD酶作为抗氧化酶均发挥了相应的重要作用．暴露于高浓度的纳米
MgO(96 h)后，藻细胞的 SOD酶活性被高浓度的纳米 MgO抑制，而 POD 则替代 SOD 起作用，清除细
胞中的 ＲOS，抵抗纳米 MgO产生的 ＲOS对藻细胞产生的损伤作用．
参 考 文 献
［1］ Ko C H，Park S H，Jeon J K，et al． Upgrading of biofuel by the catalytic deoxygenation of biomass［J］． Korean Journal of Chemical
Engineering，2012，29(12):1657-1665
［2］ Lu Q，Zhang Z F，Dong C Q，et al． Catalytic upgrading of biomass fast pyrolysis vapors with nano metal oxides:An analytical Py-GC /MS
study［J］． Energies，2010，3(11) :1805-1820
［3］ Shukla S K，Parashar G K，Mishra A P，et al． Nano-like magnesium oxide films and its significance in optical fiber humidity sensor［J］．
Sensors and Actuators B-Chemical，2004，98(1) :5-11
［4］ Zhou G J，Peng F Q，Zhang L J，et al． Biosorption of zinc and copper from aqueous solutions by two freshwater green microalgae Chlorella
pyrenoidosa and Scenedesmus obliquus［J］． Environ Sci Pollut Ｒes Int，2011，19(7) :2918-2929
［5］ Aruoja V，Dubourguier H C，Kasemets K，et al． Toxicity of nanoparticles of CuO，ZnO and TiO2 to microalgae Pseudokirchneriella
subcapitata［J］． Sci Total Environ，2009，407(4):1461-1468
［6］ Ottofuelling S，Kammer F V D，Hofmann T． Nanoparticles in the aquatic environment — aggregation behaviour of TiO2 nanoparticles
7期 吴明珠等:纳米 MgO对斜生栅藻的毒性效应及致毒机理 1267
studied in a simplified aqueous test matrix (SAM)［J］． Geophys Ｒes，2007，9:08876
［7］ Sadiq I M，Pakrashi S，Chandrasekaran N，et al． Studies on toxicity of aluminum oxide (Al2 O3)nanoparticles to microalgae species:
Scenedesmus sp． and Chlorella sp．［J］． J Nanopart Ｒes，2011，13:3287-3299
［8］ 成婕，谢尔瓦妮古丽．苏来曼，邓祥元，等． 纳米二氧化钛对斜生栅藻的毒性效应研究［J］． 江西农业大学学报，2014，36(1):
238-242
［9］ 李然忠，郑玉峰，王月丹． 纳米 MgO、ZnO和 Al2O3材料的生物相容性评价［D］． 北京大学硕士学位论文，2008
［10］ Hund-Ｒinke K，Simon M． Ecotoxic effect of photocatalytic active nanoparticles (TiO2)on algae and daphnids［J］． Environmental Science
and Pollution Ｒesearch - International，2006，13(4):225-232
［11］ Ｒadix P，Leonard M，Papantoniou C，et al． Comparison of four chronic toxicity tests using algae，bacteria，and invertebrates assessed with
sixteen chemicals［J］． Ecotoxicol Environ Saf，2000，47(2) :186-194
［12］ Huang Y T，Su C P． High lipid content and productivity of microalgae cultivating under elevated carbon dioxide［J］． International Journal of
Environmental Science and Technology，2013，11(3) :703-710
［13］ OECD guidelines for testing of chemicals． Test 201:Algal growth inhibition test［Ｒ］． 1984
［14］ Lightenthaler H K，Wellburn A Ｒ． Determinations of total carotenoids and chlorophylls a and b of leaf extracts in different solvents［J］．
Biochemical Society Transactions，1955，11:591-592
［15］ Kang N K，Lee B，Choi G-G，et al． Enhancing lipid productivity of Chlorella vulgaris using oxidative stress by TiO2 nanoparticles［J］．
Korean Journal of Chemical Engineering，2014，31(5):861-867
［16］ Yang H，Liu C，Yang D，et al． Comparative study of cytotoxicity，oxidative stress and genotoxicity induced by four typical nanomaterials:
the role of particle size，shape and composition［J］． J Appl Toxicol，2009，29(1) :69-78
［17］ 石磊，刘伟才，何红燕，等． 不同培养液中 3种藓类光合色素含量比较［J］． 山西农业生物学报，2009，28(2):175-179
［18］ 钟秋，何桢，戴安琪，等． 纳米二氧化铈对斜生栅藻的毒性研究［J］． 农业环境科学学报，2012，31(2):299-305
［19］ 李锋民，赵薇，李媛媛，等． 纳米 TiO2对短裸甲藻的毒性效应［J］． 环境科学，2012，33(1):233-238
［20］ Hussain S M，Hess K L，Gearhart J M，et al． In vitro toxicity of nanoparticles in BＲL 3A rat liver cells［J］． Toxicology in Vitro，2005，19
(7) :975-983
［21］ Patra P，Ｒoy S，Sarkar S，et al． Damage of lipopolysaccharides in outer cell membrane and production of ＲOS-mediated stress within
bacteria makes nano zinc oxide a bactericidal agent［J］． Applied Nanoscience，2014，DOI 10．1007 /s13204-014-0389-z
［22］ Cervantes-Cervantes M P，Calderón-Salinas J V，Albores A，et al． Copper increases the damage to DNA and proteins caused by reactive
oxygen species［J］． Biol Trace Elem Ｒes，2005，103(20) :229-248
［23］ Nel A，Xia T，Madler L，et al． Toxic potential of materials at the nanolevel［J］． Science，2006，311(5761) :622-627
［24］ Chen J，Ma J，Cao W，et al． Sensitivity of green and blue-green algae to methyl tert-butyl ether［J］． Journal of Environmental Sciences，
2009，21(4) :514-519
［25］ Loprasert S，Vattanaviboon P，Praituan W，et al． Ｒegulation of the oxidative stress protective enzymes，catalase and superoxide dismutase
in Xanthomonas［J］． Gene，1996，179(1) :33-37
［26］ 刘晓娟，李爱芬，段舜山． UV-B辐射对绿色巴夫藻生长及抗氧化酶的影响［J］． 海洋科学，2007，31(4):48-52
［27］ Heinlaan M，Ivask A，Blinova I，et al． Toxicity of nanosized and bulk ZnO，CuO and TiO2 to bacteria Vibrio fischeri and crustaceans
Daphnia magna and Thamnocephalus platyurus［J］． Chemosphere，2008，71(7):1308-1316
［28］ Franklin N M，Ｒogers N J，Apte S C，et al． Comparative toxicity of nanoparticulate ZnO，Bulk ZnO，and ZnCl2 to a freshwater microalga
(Pseudokirchneriella subcapitata):The importance of particle solubility［J］． Environ Sci Technol，2007，41(24) :8484-8490
［29］ Hu C，Liu X，Li X，et al． Evaluation of growth and biochemical indicators of Salvinia natans exposed to zinc oxide nanoparticles and zinc
accumulation in plants［J］． Environ Sci Pollut Ｒes Int，2014，21(1) :732-739
［30］ 王珊，赵树欣，魏长龙，等． 缺镁胁迫对普通小球藻光合生理及油脂积累的影响［J］． 环境科学，2014，35(4):1462-1467