陳院真，司友斌，黨菲，李敏，周東美

（1.安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，合肥 230036；2.中國科學(xué)院南京土壤研究所土壤環(huán)境與污染修復(fù)重點實驗室，南京 210008）

AgNP葉面和根系暴露對大豆（Glycine max L.xudou16）吸收及轉(zhuǎn)運的影響

陳院真1，2，司友斌1*，黨菲2，李敏2，周東美2

（1.安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，合肥 230036；2.中國科學(xué)院南京土壤研究所土壤環(huán)境與污染修復(fù)重點實驗室，南京 210008）

為準確評估釋放到農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中的納米銀（AgNP）對作物生長的影響，選取大豆（Glycine max L.xudou16）為對象，分別在葉面暴露、根系暴露以及葉面和根系綜合暴露途徑下連續(xù)14 d暴露AgNP（10 mg·L-1）及AgNO3（1 mg·L-1），考察大豆對AgNP及AgNO3的吸收和轉(zhuǎn)運。研究結(jié)果發(fā)現(xiàn)：三種暴露途徑下大豆新葉中積累的Ag為0.06～1.03 μg·g-1，單獨葉面暴露下大豆根部積累的銀為1.07～1.47 μg·g-1，表明AgNP能夠被大豆吸收并發(fā)生轉(zhuǎn)運。對比葉面暴露和根系暴露發(fā)現(xiàn)，根系暴露途徑下Ag的遷移系數(shù)高于葉面暴露的遷移系數(shù)（64.5～140倍）；無論哪種暴露途徑，AgNO3處理的遷移系數(shù)均大于AgNP處理（2.5～25倍），表明除了暴露途徑的影響，Ag的形態(tài)（即AgNP或AgNO3）也會影響大豆新葉中Ag的積累。因此，在評估AgNP對農(nóng)作物生長的風(fēng)險時，應(yīng)綜合考慮其暴露途徑和Ag的形態(tài)。

AgNP；大豆；吸收；轉(zhuǎn)運

近年來，納米技術(shù)得到了迅猛發(fā)展。納米材料是指在三維空間中至少有一維處于納米尺度范圍（1～100 nm）的顆?；蛞赃@些顆粒為基本單元所構(gòu)成的材料[1]。因具有優(yōu)良的抗菌性能，納米銀（AgNP）是目前最常見的納米材料之一。據(jù)相關(guān)報道，約有25%的納米產(chǎn)品中含有AgNP[2－3]。AgNP兼具Ag元素和納米材料的特性，廣泛應(yīng)用于衛(wèi)生、醫(yī)療、保健、食品、化妝品、紡織品、環(huán)保材料、涂料等諸多領(lǐng)域[4]。AgNP的大量使用導(dǎo)致其不可避免地釋放到自然環(huán)境中，并進入生態(tài)系統(tǒng)[5－8]。AgNP進入農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)后可能對作物產(chǎn)生潛在風(fēng)險，并通過食物鏈向高營養(yǎng)級傳遞和富集。因此，有必要研究作物對AgNP的吸收和累積。

大量研究表明，AgNP能夠被植物根部吸收[9－11]。此外，還有學(xué)者就AgNP對植物根部根瘤菌的影響進行了研究，如Abd－Alla等[12]發(fā)現(xiàn)，在土壤中AgNP的含量為800 μg·kg－1時，蠶豆的發(fā)芽率減少了40%，并且根部的根瘤菌發(fā)生衰老、細胞惡化，固氮酶活性降低；Hossain等[13]、Mustafa等[14]研究了AgNP對大豆的蛋白組學(xué)的影響。國內(nèi)關(guān)于AgNP對植物的吸收主要集中在AgNP對種子的萌發(fā)、生殖生長的影響。Yin等[15]對11種濕地植物的研究發(fā)現(xiàn)，AgNP粒徑大小和培養(yǎng)環(huán)境一定程度影響種子萌發(fā)；王榮等[16]研究了AgNP對黑麥草生長特性的影響，結(jié)果表明AgNP顯著降低了黑麥草根系總長度、活力和根尖數(shù)；Cui等[17]研究了AgNP對黃瓜和小麥的毒性，表明在較高暴露濃度情況下，AgNP和Ag+對小麥和黃瓜都具有明顯的毒性，并且兩種植物在營養(yǎng)生長階段比萌發(fā)階段對AgNP的毒性更敏感；彭小鳳等[18]研究AgNP對擬南芥生殖生長的影響發(fā)現(xiàn)，2.5 mg·L－1的AgNP處理后，擬南芥的抽薹及開花時間均有推遲，且果莢發(fā)育也受到阻礙。這些均是基于根系暴露的基礎(chǔ)上展開的研究，而對葉面暴露的研究較少。

事實上，AgNP已被報道作為植物的殺蟲劑使用。例如，黑麥草葉面噴施含AgNP的殺蟲劑后，有效減少了真菌病的發(fā)生[19]。Lamsal等[20]發(fā)現(xiàn)，通過給黃瓜和南瓜噴施AgNP，能夠有效預(yù)防白粉病。植物可以通過葉片或者根系吸收環(huán)境中的納米材料[21]，在不同的暴露途徑下，植物的吸收能力可能不同，且導(dǎo)致其在植物體內(nèi)的轉(zhuǎn)運和分配不同。Larue等[22]在萵苣葉面噴施AgNP，發(fā)現(xiàn)AgNP能夠通過葉片氣孔進入到萵苣葉脈中，并發(fā)生積累和轉(zhuǎn)運；Dimkpa等[23]通過小麥根系暴露AgNP發(fā)現(xiàn)其能夠從小麥根部轉(zhuǎn)運到小麥芽中，說明AgNP能夠在小麥體內(nèi)積累和轉(zhuǎn)化。但是，目前未見兩種暴露途徑的對比性研究報道。

本研究以大豆（Glycine max L.xudou16）為試驗作物，采用水培方式，比較不同暴露途徑下（葉面暴露、根系暴露、葉面和根系綜合暴露）大豆對AgNP的吸收、累積和分布的差異，以期為深入研究AgNP對植物有效性和毒性提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

AgNP的合成材料包括：硝酸銀（AgNO3，＞99.5%），鹽酸羥胺（NH2OH·HCl，＞98.5%），氫氧化鈉（NaOH，＞99.5%），聚丙烯吡咯烷酮（PVP，分子量58 000）。試驗所用營養(yǎng)液參照文獻[11]，具體成分包括0.28 mmol· L－1Ca（NO3）2·4H2O、0.12 mmol·L－1NH4NO3、5.0 μmol· L－1KH2PO4、0.1 mmol·L－1CaSO4、0.15 mmol·L－1K2SO4、0.1 mmol·L－1MgSO4·7H2O、0.01 mmol·L－1FeSO4· 7H2O、0.01 mmol·L－1Na2－EDTA·2H2O以及微量元素3.0 μmol·L－1H3BO3、1.0 μmol·L－1MnSO4·H2O、1.0 μmol·L－1ZnSO4·7H2O、0.02 μmol·L－1Na2MoO4、0.05 μmol·L－1CuSO4·5H2O（pH=5.6）。以上藥品均為分析純，購自國藥集團化學(xué)試劑有限公司。試驗所用水均為超純水（18.2 MΩ，Millipore，Bedford，USA）。濃硝酸（優(yōu)級純）購自上海安譜實驗科技股份有限公司。試驗過程中所用到的器皿在使用前均經(jīng)10%硝酸浸泡清洗。試驗所用大豆（Glycine max L.xudou16）購自徐州農(nóng)業(yè)科學(xué)研究所。

1.2 AgNP的制備及表征

試驗中采用一種穩(wěn)定性好、重復(fù)性高的方法合成AgNP[24]。具體步驟如下：將10 mL 0.01 mol·L－1AgNO3在磁力攪拌下加入到90 mL含1.67×10－3mol·L－1NH2OH·HCl和3.33×10－3mol·L－1NaOH溶液中，溶液顏色迅速由無色變?yōu)辄S色。反應(yīng)2～3 min后向上述溶液中緩慢加入0.3 g的PVP，繼續(xù)攪拌8 h，攪拌過程中容器用錫箔紙進行避光處理。攪拌8 h后4000×g下超濾離心（3 kDa，Amicon Ultra－15，Millipore，USA）30 min，濾去剩余的反應(yīng)產(chǎn)物，用超純水反復(fù)清洗濾膜，收集上層液體，于4℃避光保存。

采用BI－200SM光散射儀（Brookhaven Instru ments，American）對合成的AgNP進行水合粒徑及ζ電位分析，使用透射電鏡（TEM，JEM－200CX，Japan）進行尺寸及晶格條紋的分析。由于量子尺寸效應(yīng)，AgNP具有獨特的非線性光學(xué)效應(yīng)，在紫外－可見光光譜表現(xiàn)出特征吸收峰，因此采用紫外－可見光譜法對合成的AgNP進行UV-Vis吸收光譜測定，分析其特征峰。合成的AgNP母液在試驗前均于三頻數(shù)控超聲波清洗器（KQ-300VDE，China）中45 kHz超聲15 min，使其分散均勻。

對合成的AgNP溶液進行總Ag含量的測定：向AgNP溶液中按照1∶1體積比加入濃硝酸并于25℃消解12 h，過0.1 mol·L-1Cu（NO3）2預(yù)飽和的聚醚楓濾頭[25]（0.22 μm，America），采用火焰原子吸收分光光度計（F-AAS；Hitachi Z-2000，Japan）測定溶液中總Ag含量。

1.3 大豆育苗及培養(yǎng)

選擇飽滿一致的種子，用0.5%的NaClO4溶液對種子進行殺菌消毒（30 min），經(jīng)超純水（18.2 MΩ，Millipore）反復(fù)清洗干凈后，在超純水中浸泡4 h。將種子轉(zhuǎn)移到鋪有濕潤濾紙的托盤，在25℃、濕度為80%的黑暗條件下催芽。3 d后將發(fā)芽的種子轉(zhuǎn)移至植物培養(yǎng)箱（MLR-351H，SANYO）中培養(yǎng)21 d。培養(yǎng)條件為14 h光照、25℃，10 h黑暗、20℃，濕度為80%。營養(yǎng)液每3 d更換一次。

1.4 植株AgNP暴露處理

試驗設(shè)置7個處理（表1），分別為空白對照（CK）、葉面暴露AgNP（Foliar-NP 10）、葉面暴露AgNO3（Foliar-Ag+1）、根系暴露AgNP（Root-NP 10）、根系暴露AgNO3（Root-Ag+1）、綜合暴露AgNP（Foliar+Root-NP 10）和綜合暴露AgNO3（Foliar＋Root-Ag+1）。每個處理均設(shè)置3個平行。其中，AgNP濃度設(shè)置為10 mg·L-1，該濃度雖然高于環(huán)境濃度[26]，但根據(jù)美國環(huán)境保護局（EPA，2009）調(diào)查的污泥中AgNP濃度和污泥農(nóng)田施用量，推測施用污泥10年后土壤AgNP可累積到10 mg·kg-1，且該濃度基于已見諸報道文獻[23，27]；AgNO3濃度設(shè)置為1 mg·L-1，對應(yīng)于營養(yǎng)液中AgNP溶出的溶解態(tài)Ag+濃度。

篩選長勢一致的大豆幼苗移栽至HDPLE塑料盆缽，每盆2株，所有盆缽均用黑色材料進行避光處理。對于葉片暴露處理，大豆幼苗培養(yǎng)于不含AgNP或AgNO3的營養(yǎng)液中，用消毒棉簽將Ag溶液（10 mg·L-1AgNP或1 mg·L-1AgNO3）均勻涂抹于大豆第Ⅶ節(jié)葉片的上表面。涂抹時將其他葉片用黑色塑料袋包裹，盆缽用鋁箔紙包裹，防止交叉污染；通過測定其他葉片的Ag累積，研究Ag在大豆體內(nèi)的吸收和分布，避免葉片表面Ag吸附對其含量測定的影響。每天涂抹3次（早、中、晚各1次，3次的時間間隔相同），每天使用新鮮配置的Ag溶液25 mL（大于根系的吸收量），涂抹后對營養(yǎng)液取樣，分析測定Ag含量，發(fā)現(xiàn)Ag含量低于檢測限，說明葉片涂抹過程中根系營養(yǎng)液沒有受到Ag污染。對于根系暴露處理，將大豆幼苗暴露于含10 mg·L-1AgNP或1 mg·L-1AgNO3的營養(yǎng)液，且每3 d更換暴露溶液，同時用不含AgNP或者AgNO3的營養(yǎng)液對第Ⅶ節(jié)葉片進行涂抹。對于葉面+根系暴露處理，大豆幼苗同時通過葉片及根系吸收AgNP或AgNO3，操作方法同上。試驗暴露14 d，在第7、14 d分別采集植物組織進行分析。

1.5 樣品收獲及Ag含量測定

暴露7 d后收獲大豆第Ⅲ～Ⅳ節(jié)葉片，稱重后依次用超純水、10 mmol·L-1HNO3和10 mmol·L-1EDTA浸泡10 min，最后再用超純水沖洗[28]。暴露14 d后采集第Ⅰ～Ⅱ節(jié)和第Ⅶ節(jié)葉片（對于葉面暴露處理而言，該葉片直接接觸暴露溶液），同時收集葉片暴露處理的根系，稱重后依照上述方法進行清洗。所有樣品105℃殺青15 min，70℃烘至恒重。為方便討論，后文中將第Ⅰ～Ⅱ節(jié)和第Ⅲ～Ⅳ節(jié)葉片簡稱為“新葉”，將第Ⅶ節(jié)葉片簡稱為“老葉”。對于葉面暴露途徑而言，老葉是直接暴露于AgNP或AgNO3的葉片，而新葉則未直接暴露于Ag。

依照EPA2001b的方法，使用微波消解儀（Ethos one，Milestone，Italy）對樣品用濃HNO3進行微波消解，過0.1 mol·L-1Cu（NO3）2預(yù)飽和的0.22 μm濾頭，采用ICP-MS（iCAP Q，Thermo Scientific，USA）對大豆組織Ag含量進行測定，同時消煮空白與標準物質(zhì)（柑橘葉，GBW10020）進行質(zhì)控。測定結(jié)果顯示標準物質(zhì)的回收率為99.2%±8.3%，達到試驗精度要求。

表1 大豆暴露試驗處理Table 1 The design of soybean exposure experiment

1.6 統(tǒng)計分析

采用Nanomeasurer統(tǒng)計合成的AgNP在透射電鏡下觀測的粒徑分布數(shù)據(jù)，采用SPSS16.0軟件中的單因素統(tǒng)計（One-way ANOVA）分析第7、14 d不同處理間的顯著性差異（P＜0.05），采用雙因素統(tǒng)計（Twoway ANOVA）分析暴露途徑與Ag形態(tài)對大豆總Ag濃度的影響，采用Origin8.5軟件作圖。數(shù)據(jù)表示為平均值±標準差。

2 結(jié)果與分析

2.1 AgNP的表征

試驗合成的AgNP為球形（圖1a），其平均粒徑為41.0±10.5 nm（圖1b，水分散相），且具有規(guī)整的晶格排列，其晶格間距為0.236 nm（圖1c），對應(yīng)于Ag的（111）晶面。動態(tài)光散射（DLS）分析結(jié)果表明其水合粒徑為45.8±4.3 nm，并且AgNP顆粒表面帶有負電荷，ζ電勢為－38.7±0.2 mV（pH=4.2）。本試驗中合成的AgNP母液在412 nm出現(xiàn)了AgNP的特征吸收峰（圖1d）。母液的總Ag濃度為126.8±10.9 mg·L－1，后續(xù)試驗中將母液逐級稀釋，達到暴露試驗所需要的濃度。

圖1 合成AgNP的TEM圖（a），粒徑分布圖（b），晶格條紋圖（c），Uv－vis圖（d）Figure 1 TEM image（a），particle size distribution（b），lattice－fringe fingerprinting image（c）and UV－Vis（d）of AgNP in stock solution

2.2 大豆新葉的總Ag濃度

在空白處理的大豆新葉中沒有檢測到Ag（＜0.3 ng·g－1），而其他處理的大豆新葉中Ag含量顯著性增加（P＜0.05）。暴露7 d后，新葉總Ag濃度范圍為0.28～0.68 μg·g－1（圖2），并且Root－Ag+1和Foliar+Root－Ag+1處理新葉總Ag濃度是其他處理的1.9～2.3倍（One－way ANOVA，P＜0.05）。雙因素方差分析的統(tǒng)計結(jié)果表明，暴露7 d后，Ag形態(tài)（即Ag+vs.AgNP，P＜0.001）比暴露途徑（葉面暴露vs.根系暴露，P＞0.05）對新葉總Ag濃度影響更大。暴露14 d后，新葉總Ag濃度范圍為0.06～1.03μg·g－1（圖2），且不同處理間存在顯著差異：Root－Ag+1處理濃度最高（1.03±0.14 μg·g－1），分別是Foliar Ag+1、Foliar－NP 10、Root－NP 10、Foliar+ Root－NP 10處理的52、7.92、1.75、3.12倍。雙因素方差分析的統(tǒng)計結(jié)果表明Ag形態(tài)（即Ag+vs.AgNP）和暴露途徑（葉面暴露vs.根系暴露）均會影響新葉總Ag濃度（P＜0.01）。

對比各處理7 d和14 d的結(jié)果發(fā)現(xiàn)，F(xiàn)oliar－NP 10和Foliar Ag+1處理的總Ag濃度隨暴露時間增加而顯著下降（P＜0.05）。這可能是隨著暴露時間的增加，葉面暴露途徑下老葉所受的損傷越來越強，減弱了其向上遷移的能力，也有可能是隨著大豆的生長，一部分Ag通過某種途徑而被排出。而Root－NP 10和Root－Ag+1處理的總Ag濃度隨時間增加而逐漸增加，與Foliar+Root－NP 10和Foliar+Root－Ag+1處理趨勢相同。

對于AgNP或AgNO3處理，大豆新葉通過根系暴露累積的Ag濃度與通過綜合暴露累積的Ag濃度相近，高于通過葉面暴露累積的Ag濃度。這說明在該試驗條件下，大豆根部吸收并轉(zhuǎn)運Ag的效率高于葉面吸收轉(zhuǎn)運的效率。

圖2 暴露7 d和14 d后大豆新葉中總Ag濃度Figure 2 Total Ag concentrations in new leaves after 7 d or 14 d exposure

2.3 大豆老葉的總Ag濃度

暴露第14 d大豆老葉中總Ag的濃度如表2所示。經(jīng)過連續(xù)14 d涂抹10 mg·L－1AgNP后，老葉的總Ag積累量達到75.92±12.28 μg·g－1，而涂抹1 mg·L－1AgNO3后老葉的總Ag積累量為6.28±1.08 μg·g－1，兩者具有顯著性差異（P＜0.01）。這可能是由于AgNP和AgNO3施用濃度不同所致。值得注意的是，盡管經(jīng)過了清洗，仍然較難區(qū)分吸附于葉片表面的Ag和內(nèi)化的Ag，因此本研究中葉面暴露的老葉中Ag積累量可能被高估。通過根系暴露10 mg·L－1AgNP和1 mg· L－1AgNO3的大豆老葉總Ag濃度分別為2.00±0.43 μg·g－1和1.32±0.51 μg·g－1，差異不顯著（P＞0.05）。這說明在根系暴露途徑下，AgNP很可能以溶解態(tài)形式被吸收?？傮w而言，綜合暴露途徑下大豆老葉總Ag濃度和葉面暴露的總Ag濃度相近，且顯著高于根系暴露的總Ag濃度。

通過計算Ag從老葉到新葉的遷移系數(shù)（定義為新葉中Ag濃度與老葉中Ag濃度之比，表2），發(fā)現(xiàn)無論哪種暴露途徑AgNO3處理的遷移系數(shù)均大于AgNP處理（2.53～25倍），而且葉面暴露途徑Ag的遷移系數(shù)遠低于相應(yīng)的根系暴露，例如葉面暴露AgNP和AgNO3處理的遷移系數(shù)分別為0.002±0.000 3和0.011±0.000 8，對應(yīng)的根系暴露分別為0.28±0.13和 0.71±0.16。綜合暴露途徑的遷移系數(shù)則介于葉面暴露與根系暴露的遷移系數(shù)之間。

2.4 大豆根部的總Ag濃度

經(jīng)過14 d暴露后，相對于空白對照（未檢測到Ag），經(jīng)AgNP和AgNO3葉面暴露的大豆根部總Ag濃度分別為1.07±0.13 μg·g－1和1.47±0.54 μg·g－1，同時葉面暴露途徑下營養(yǎng)液中未檢測到Ag（＜5 ng·L－1），說明AgNP或AgNO3經(jīng)葉面暴露后轉(zhuǎn)運到了根部。通過計算Ag在大豆組織中的遷移系數(shù)（表3）發(fā)現(xiàn)，無論暴露液中Ag為何種形態(tài)，Ag從老葉到根系的遷移系數(shù)均遠大于老葉到新葉的遷移系數(shù)，說明Ag經(jīng)葉面暴露吸收后，可能更傾向于向地下部轉(zhuǎn)運。對此尚需要進一步深入研究。

表2 暴露14 d后大豆老葉中的總Ag濃度Table 2 Total Ag concentration in old leaves of soybean after exposure for 14 days

3 討論

表3 葉面暴露途徑下根部總Ag濃度及老葉的遷移系數(shù)Table 3 Total Ag concentration of root and transfer efficient of old leaves with foliar exposure

經(jīng)AgNP暴露后，我們在大豆葉、根中檢測到了Ag，與楊新萍等[29]關(guān)于納米顆粒能夠在植物組織器官中積累的結(jié)論一致。但是，目前尚不清楚AgNP是以顆粒還是以溶解的Ag+形式被大豆吸收。本試驗利用TEM-EDS觀察新葉組織中的納米顆粒，但由于葉片中Ag的濃度遠低于儀器檢測限（0.1%～0.5%），最終沒有得到相應(yīng)結(jié)果。已有研究中，Lee等[30]用TEMEDS在綠豆和高粱中發(fā)現(xiàn)了AgNP，Dimkpa等[23]用TEM在小麥體內(nèi)首次發(fā)現(xiàn)了納米顆粒的Ag。此外，基于同步輻射技術(shù)的X射線近邊吸收精細結(jié)構(gòu)（X-ray absorption near edge structure，XANES）分析也可以提供樣品中納米顆粒信息，如Wang等[11]采用XANE技術(shù)研究了AgNP以及Ag2S-NPs在豇豆和小麥體內(nèi)的形態(tài)與分布。

試驗中考察了葉面暴露、根系暴露、綜合暴露途徑下AgNP在大豆體內(nèi)的累積和轉(zhuǎn)移。不管哪種暴露途徑，AgNP均能被大豆吸收。Hong等[31]研究了黃瓜在含納米CeO2粉末的氣溶膠沉降及噴施含納米CeO2溶液兩種不同暴露方式下植株內(nèi)Ce的轉(zhuǎn)運過程，結(jié)果表明，無論哪種暴露形式，納米CeO2都能夠進入到黃瓜體內(nèi)并發(fā)生轉(zhuǎn)運，特別是Ce可以由葉片運輸?shù)近S瓜的其他部位。這與我們的研究結(jié)果一致，暴露途徑不同，植物吸收AgNP方式也不同。Eichert等[32]研究發(fā)現(xiàn)，AgNP經(jīng)過葉面噴施途徑進入生菜體內(nèi)主要是通過角質(zhì)層和氣孔，然后進入到上皮、葉肉及維管束組織當中。Geisler-Lee等[9]在研究AgNP對擬南芥生長的影響（根系暴露）中發(fā)現(xiàn)，AgNP在被根吸收的過程中，先后通過外緣細胞、根冠、上皮細胞及小柱細胞，再進入頂端分生組織的初始細胞。本研究中進入植物體內(nèi)的Ag能夠向其他組織轉(zhuǎn)移（如新葉、根系等），并且根系暴露處理向新葉的遷移系數(shù)高于葉面暴露處理的遷移系數(shù)，其具體機制有待進一步研究。

本研究結(jié)果表明，Ag的形態(tài)也會影響其在大豆體內(nèi)的累積和轉(zhuǎn)運：葉面暴露10 mg·L-1AgNP和1 mg·L-1AgNO3后，新葉Ag的積累量沒有明顯差異，而根系暴露及綜合暴露途徑下，AgNO3處理的積累量明顯大于AgNP處理；無論哪種暴露途徑，AgNO3處理的遷移系數(shù)均大于AgNP處理。這說明溶解態(tài)的Ag容易被植物吸收。Wang等[33]在白楊和擬南芥暴露AgNP的研究中發(fā)現(xiàn)，Ag+處理比AgNP處理更容易導(dǎo)致Ag在白楊體內(nèi)積累。這表明植物吸收AgNP的可能機制之一是其吸收AgNP緩慢溶解出來的Ag+。由于Ag+毒性更強，被植物吸收的Ag+在植物體內(nèi)也有可能再次轉(zhuǎn)化為有利于自身的毒性更小的AgNP。 Dimkpa等[23]發(fā)現(xiàn)無論是AgNP處理還是AgNO3處理，最后均在小麥體內(nèi)發(fā)現(xiàn)了納米顆粒的Ag。目前關(guān)于這些方面的研究還沒有明確的結(jié)論，需要進一步探討。

4 結(jié)論

無論是通過葉面暴露還是根系暴露途徑，AgNP均能夠被大豆吸收并發(fā)生轉(zhuǎn)運。根系暴露途徑下Ag的遷移系數(shù)高于葉面暴露的Ag的遷移系數(shù)，但無論哪種暴露途徑，AgNO3處理的遷移系數(shù)均大于AgNP處理。本研究表明暴露途徑和Ag形態(tài)均會對大豆新葉中Ag的積累量及轉(zhuǎn)運過程產(chǎn)生影響，因而在評估AgNP對農(nóng)作物生長的風(fēng)險時，應(yīng)綜合考慮其暴露途徑和Ag的形態(tài)。

[1]沈哲,代朝猛,張亞雷.納米材料應(yīng)用對環(huán)境的潛在風(fēng)險[J].材料導(dǎo)報,2012,5（26）：19-23.

SHEN Zhe,DAI Chao-meng,ZHANG Ya-lei.Nanomaterials applications：A review of their potential environmental risk[J].Materials Review,2012,5（26）：19-23.

[2]Woodrow Wilson International Center for Scholars and the Pew Charitable Trusts.The Project on Emerging Nanotechnologies.http：//www. nanotechproject.org/cpi/browse/nanomaterials/silver-nanoparticle/,2014.

[3]Guo H Y,Zhang Z Y,Xing B S,et al.Analysis of silver nanoparticles in antimicrobial products using surface-enhanced raman spectroscopy（SERS）[J].Environmental Science and Technology,2015,49（7）：4317-4324.

[4]彭小鳳,朱敏,任潔,等.納米銀的植物毒性研究進展[J].生態(tài)毒理學(xué)報,2014,9（2）：199-204.

PENG Xiao-feng,ZHU Min,REN Jie,et al.Research progress in phytotoxicity of silver nanoparticles[J].Asian Journal of Ecotoxicology,2014, 9（2）：199-204.

[5]Hou L,Li K,Ding Y,et al.Removal of silver nanoparticles in simulated wastewater treatment processes and its impact on COD and NH4reduction[J].Chemosphere,2012,87（3）：248-252.

[6]Wang Y,Westerhoff P,Hristovski K D.Fate and biological effects of silver,titanium dioxide,and C60（fullerene）nanomaterials during simulated wastewater treatment processes[J].Journal of Hazardous Materials,2012,201：16-22.

[7]Lamsal K,Kim S W,Jung J H,et al.Inhibition effects of silver nanoparticles against powdery mildews on cucumber and pumpkin[J].The Korean Society of Mycology,2011,39（1）：26-32.

[8]Gottschalk F,Sonderer T,Scholz R W,et al.Modeled environmental concentrations of engineered nanomaterials（TiO2,ZnO,Ag,CNT, Fullerenes）for different regions[J].Environmental Science&Technology,2009,43（24）：9216-9222.

[9]Geisler-Lee J,Wang Q,Yao Y,et al.Phytotoxicity,accumulation and transport of silver nanoparticles by Arabidopsis thaliana[J].Nanotoxi－cology,2012,7（3）：323-337.

[10]Stegemeier J P,Schwab F,Colman B P,et al.Speciation matters：Bioavailability of silver and silver sulfide nanoparticles to alfalfa（Medicago sativa）[J].Environmental Science&Technology,2015,49（14）：8451-8460.

[11]Wang P,Menzies N W,Lombi E,et al.Silver sulfide nanoparticles（Ag2S-NPs）are taken up by plants and are phytotoxic[J].Nanotoxicology,2015,9（8）：1-9.

[12]Abd-Alla M H,Nafady N A,Khalaf D M.Assessment of silver nanoparticles contamination on faba bean-Rhizobium leguminosarum, bv.viciae-Glomus aggregatum symbiosis：Implications for induction of autophagy process in root nodule[J].Agriculture Ecosystems&Environment,2016,218,163-177.

[13]Hossain Z,Mustafa G,Sakata K,et al.Insights into the proteomic response of soybean towards Al2O3,ZnO,and Ag nanoparticles stress[J]. Journal of Hazardous Materials,2016,304：291-305.

[14]Mustafa G,Sakata K,Komatsu S.Proteomic analysis of soybean root exposed to varying sizes of silver nanoparticles under flooding stress[J]. Journal of Proteomics,2016,148：113-125.

[15]Yin L,Colman B P,McGill B M,et al.Effects of silver nanoparticle exposure on germination and early growth of eleven wetland plants[J]. PloS One,2012,7（10）：e47674.

[16]王榮,劉艷麗,張民,等.納米銀對黑麥草生長特性的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2015,34（4）：639-645.

WANG Rong,LIU Yan-li,ZHANG Min,et al.Effects of nano-silver on growth characteristics of perennial ryegrass[J].Journal of Agro-Environment Science,2015,34（4）：639-645.

[17]Cui Di,Zhang P,Ma Y H,et al.Phytotoxicity of silver nanoparticles to cucumber（Cucumis sativus）and wheat（Triticum aestivum）[J].Journal of Zhejiang University：Science A（Applied Physics&Engineering）, 2014,15（8）：662-670.

[18]彭小鳳.納米銀對擬南芥營養(yǎng)生長與開花的影響[D].杭州：浙江工業(yè)大學(xué),2013：49-57.

PENG Xiao-feng.The effects of silver nanoparticles on the vegetative growth and flowing of Arabidopsis thaliana[D].Hangzhou：Zhejiang U－niversity of Technology,2013：49-57.

[19]Jo Y-K,Kim B H,Jung G.Antifungal activity of silver ions and nanoparticles on phytopathogenic fungi[J].Plant Disease,2009,93（10）：1037-1043.

[20]Lamsal K,Kim S-W,Jung J H,et al.Inhibition effects of silver nanoparticles against powdery mildews on cucumber and pumpkin[J]. Mycobiology,2011,39（1）：26-32.

[21]Maurer-Jones M A,Gunsolus I L,Murphy C J,et al.Toxicity of engineered nanoparticles in the environment[J].Analytical Chemistry,2013, 85（6）：3036-3049.

[22]Larue C,Castillo-Michel H,Sobanska S,et al.Foliar exposure of the crop Lactuca sativa,to silver nanoparticles：Evidence for internalization and changes in Ag speciation[J].Journal of Hazardous Materials,2014, 264（2）：98-106.

[23]Dimkpa C O,McLean J E,Martineau N,et al.Silver nanoparticles disrupt wheat（Triticum aestivum L.）growth in a sand matrix[J].Environmental Science&Technology,2013,47（2）：1082-1090.

[24]Leopold N,Lendl B.A new method for fast preparation of highly surface-enhanced raman scattering（SERS）active silver colloids at room temperature by reduction of silver nitrate with hydroxylamine hydrochloride[J].Journal of Physical Chemistry B,2003,107（24）：5723-5727.

[25]Li C C,Wang Y J,Dang F,et al.Mechanistic understanding of reduced AgNP phytotoxicity induced by extracellular polymeric substances[J]. Journal of Hazardous Materials,2016,308：21-28.

[26]Abraham P M,Barnikol S,Baumann T,et al.Sorption of silver nanoparticles to environmental and model surfaces[J].Environmental Science &Technology,2013,47（10）：5083-5091.

[27]Kaveh R,Li Y S,Ranjbar S,et al.Changes in Arabidopsis thaliana gene expression in response to silver nanoparticles and silver ions[J]. Environmental Science&Technology,2013,47（18）：86-94.

[28]Li C C,Dang F,Long C,et al.Integration of metal chemical forms and subcellular partitioning to understand metal toxicity in two lettuce（Lactuca sativa,L.）cultivars[J].Plant&Soil,2014,384（1/2）：201-212.

[29]楊新萍,趙方杰.植物對納米顆粒的吸收、轉(zhuǎn)運及毒性效應(yīng)[J].環(huán)境科學(xué),2013,34（11）：4495-4502.

YANG Xin-ping,ZHAO Fang-jie.A review of uptake,translocation and phytotoxicity of engineered nanoparticles in plants[J].Environmental Science,2013,34（11）：4495-4502.

[30]Lee W M,Jin I K,An Y J.Effect of silver nanoparticles in crop plants Phaseolus radiatus and Sorghum bicolor：Media effect on phytotoxicity [J].Chemosphere,2012,86（5）：491-499.

[31]Hong J,Peralta-Videa J R,Rico C,et al.Evidence of translocation and physiological impacts of foliar applied CeO2nanoparticles on cucumber（Cucumis sativus）plants[J].Environmental Science and Technology,2014,48（8）：4376-4385.

[32]Eichert T,Kurtz A,Steiner U,et al.Size exclusion limits and lateral heterogeneity of the stomatal foliar uptake pathway for aqueous solutes and water-suspended nanoparticles[J].Physiologia Plantarum,2008, 134（1）：151-160.

[33]Wang J,Koo Y,Alexander A,et al.Phytostimulation of poplars and Arabidopsis exposed to silver nanoparticles and Ag+at sublethal concentrations[J].Environmental Science&Technology,2013,47（10）：5442-5449.

Effect of foliar and root exposure of AgNP on the uptake and translocation of soybean（Glycine max L.xudou16）

CHEN Yuan-zhen1,2,SI You-bin1*,DANG Fei2,LI Min2,ZHOU Dong-mei2
（1.School of Resources and Environment,Anhui Agricultural University,Hefei 230036,China;2.Key Laboratory of Soil Environment and Pollution Remediation,Institute of Soil Science,Chinese Academy of Sciences,Nanjing 210008,China）

In order to access accurately the impact of released AgNP on crops growth into the farmland ecosystem,a soybean（Glycine max L.xudou16）was treated as the testing plant,exposed by AgNP（10 mg·L-1）and AgNO3（1 mg·L-1）in routes of foliar,root and their combined exposure for 14 days respectively.Irrespective of exposure routes,Ag accumulation in new leaves（which were not exposed to AgNP）were 0.06～1.03 μg·g-1in above three exposure routes,while Ag accumulation in roots were 1.07～1.47 μg·g-1in foliar exposure route,indicating that AgNP could be taken up and translocated within the soybean.Compared with the transfer efficient of Ag by foliar exposure,those by root exposure were much higher（64.5～140 times）.In all exposure routes,the transfer efficient of AgNO3treatment was higher than that of AgNP treatment（2.5～25 times）,suggesting that both the exposure route and the silver species（AgNP or AgNO3）affected the accumulation of Ag in soybean leaves.Consequently,both of the exposure route and Ag species should be concerned when accessing the risk of AgNP on crops groth.

nanosilver;soybean;uptake;transport

X503.231

A

1672-2043（2016）12-2285-07

10.11654/jaes.2016-0912

陳院真，司友斌，黨菲，等.AgNP葉面和根系暴露對大豆（Glycine max L.xudou16）吸收及轉(zhuǎn)運的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2016,35（12）：2285-2291.

CHEN Yuan-zhen,SI You-bin,DANG Fei,LI Min,et al.Effect of foliar and root exposure of AgNP on the uptake and translocation of soybean（Glycine max L. xudou16）[J].Journal of Agro-Environment Science,2016,35（12）:2285-2291.

2016－07－12

國家自然科學(xué)基金重點項目（41430752）

陳院真（1991—），女，漢族，安徽潛山人，碩士研究生，主要從事重金屬對動植物生物有效性方面的研究。E-mail：yzchen1246@163.com

*通信作者：司友斌E-mail：youbinsi@ahau.edu.cn