何瑩，楚夢瑋，劉洋,*，劉若晴，段文焱，仇浩

1. 昆明理工大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，云南省土壤固碳與污染控制重點實驗室，昆明 650500 2. 上海交通大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，上海 200240

與微米級或塊狀的銅和氧化銅相比，銅納米顆粒(Cu NPs)及氧化銅納米顆粒(CuO NPs)具有更優(yōu)的磁性[1]、導(dǎo)電性[2]和光化學(xué)特性[3]，且其對太陽能及紅外線具有較強的吸收能力[1]，因此，常被添加到納米磁性材料、導(dǎo)電膠、光伏電池、太陽能接收器和多功能傳感器等產(chǎn)品中。這些產(chǎn)品的大量生產(chǎn)和使用，使得Cu NPs、CuO NPs的排放量也持續(xù)增多，最終可能通過大氣沉降、地表徑流和地下滲透等多種途徑進入到天然水體中[4]，對水生生物產(chǎn)生潛在危害，如圖1所示。作為水生生態(tài)系統(tǒng)的主要初級生產(chǎn)者，水生植物(如藻類、浮萍、睡蓮和蘆葦?shù)?對食物鏈結(jié)構(gòu)及水生生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性有著重要作用[5-6]，其受污染或死亡將對水生生態(tài)系統(tǒng)造成嚴重損害。

圖1 銅納米顆粒(Cu NPs)和氧化銅納米顆粒(CuO NPs)在環(huán)境中的遷移、轉(zhuǎn)化及歸趨Fig. 1 Transport, transformation and fate of copper nanoparticles (Cu NPs), copper oxide nanoparticles (CuO NPs) in the environment

研究發(fā)現(xiàn)，水生植物對污染物具有較強的吸收和富集能力[7]，Cu NPs、CuO NPs及其釋放的Cu2+能夠快速進入水生植物體內(nèi)，產(chǎn)生毒性效應(yīng)。李芳芳等[8]研究發(fā)現(xiàn)，水中Cu NPs釋放的Cu2+能為中肋骨條藻所吸收，抑制藻光合作用的進行，進而促使藻密度和葉綠素含量降低。同時，進入水生植物體內(nèi)的Cu2+、Cu NPs或CuO NPs會在其根部、葉片中不斷積累[5]，通過食物鏈的富集，逐漸向高營養(yǎng)級生物體內(nèi)蓄積，從而對環(huán)境中其他生物乃至人類健康產(chǎn)生威脅。

目前，對于Cu NPs和CuO NPs致毒機理的解釋仍存在爭議。比如，金屬基納米顆粒毒性主要源于納米顆粒本身還是其釋放的金屬離子？二者的毒性效應(yīng)及致毒機理是否存在差異？金屬基納米顆粒與其釋放的銅離子之間是否存在交互作用？這一系列的科學(xué)問題尚待解決。有研究表明Cu NPs和CuO NPs的毒性主要來源于銅離子[9]，也有研究認為納米顆粒本身才是毒性作用的主導(dǎo)因子[10]。而無論是離子還是納米顆粒，均能誘導(dǎo)生成活性氧(ROS)，產(chǎn)生氧化脅迫，造成細胞膜、細胞器和DNA的損傷。因此，僅從脂質(zhì)過氧化這一表象無法判斷納米顆粒的毒性來源。此外，金屬基納米顆粒會向水相中持續(xù)釋放金屬離子，即使是被內(nèi)吞后位于細胞質(zhì)中[11]；釋放的金屬離子也能被還原為金屬單質(zhì)[12]。環(huán)境的pH值、溶解性有機質(zhì)(DOM)、離子強度、溫度及紫外線等因素均能影響二者間的這種轉(zhuǎn)化過程，從而改變Cu NPs和CuO NPs對水生植物的毒性效應(yīng)。故量化納米顆粒及其釋放的金屬離子對水生植物毒性效應(yīng)的貢獻是當下相關(guān)研究中的重點及難點。

因此，本文選取浮萍和藻類為毒性指示生物，綜述Cu NPs、CuO NPs對這2種水生植物的毒性效應(yīng)及致毒機理的研究進展，重點剖析Cu NPs和CuO NPs的粒徑、表面涂層以及pH值、DOM、溫度、紫外線等環(huán)境因子對水生植物毒性效應(yīng)的貢獻。提出當前區(qū)分細胞內(nèi)外Cu2+、Cu NPs及CuO NPs毒性效應(yīng)方法存在的弊端，并對今后的研究方向進行了展望，以期為含銅納米材料的風(fēng)險評估提供理論依據(jù)。

1 Cu NPs、CuO NPs對不同水生植物毒性效應(yīng)(Toxic effects of Cu NPs and CuO NPs on different aquatic plants)

現(xiàn)有研究常采用毒性指標(如半數(shù)致死劑量(LC50)、半數(shù)效應(yīng)濃度(EC50)、最大無作用濃度(NOEC))，結(jié)合生理生化指標(如植物的葉綠素含量、酶含量)的方法來定量描述金屬基納米顆粒對水生植物的毒性效應(yīng)。其中，脂質(zhì)過氧化產(chǎn)物——丙二醛(malonaldehyde, MDA)的含量高低常被用來反映脂質(zhì)過氧化程度及毒性強弱[13]。而超氧化物歧化酶(SOD)、過氧化氫酶(CAT)及過氧化物酶(POD)等愈傷組織分泌的抗氧化酶能夠降低胞內(nèi)ROS的濃度，在一定范圍內(nèi)保證細胞的正常代謝及生長，如SOD能夠歧化O2-·、O2和H2O2，而CAT和POD能夠催化H2O2還原成H2O[13]。

1.1 浮萍

浮萍(duckweed)，又稱青萍、田萍和水浮萍，因其生長迅速、繁殖能力強，常被用于水體修復(fù)和生態(tài)毒理學(xué)研究[14]。CuO NPs能夠抑制浮萍生長，包括減少葉片數(shù)量、縮短根長、降低光化學(xué)效率、減少葉綠素含量及干重等[15]。呂琨淼[5]發(fā)現(xiàn)CuO NPs(<50 nm)能夠使浮萍(LemnaminorL.)葉片數(shù)、總面積和干重分別減少70%、50%和56%，7 d-EC50為150 μg·L-1；利用透射電子顯微鏡(TEM)和X射線能譜分析儀(EDS)，還可觀測到CuO NPs在浮萍葉細胞的細胞壁、細胞質(zhì)、液泡和葉綠體上均有分布，且葉綠體發(fā)生皺縮，類囊體分層不明顯。Shi等[16]將浮萍(Landoltiapunctata)暴露于CuO NPs(10～15 nm)中僅4 d，其EC50為0.8 mg·L-1；而Lalau等[17]將同種浮萍暴露于70 nm的CuO NPs中7 d，發(fā)現(xiàn)即使在最高暴露濃度(10 g·L-1)時都未達到50%的抑制率。造成二者研究結(jié)果存在差異的原因可能是選用的CuO NPs粒徑不同，詳見2.1的討論。此外，Song等[18]研究了Cu NPs對不同種類浮萍的總?cè)~面積相對生長率的影響，發(fā)現(xiàn)Cu NPs(25 nm)暴露對紫萍(S.polyrhiza)的168 h-EC50為(1.15 ± 0.09) mg·L-1、對L.minor的168 h-EC50為(0.84 ± 0.12) mg·L-1、對蕪萍(W.arrhiza)的168 h-EC50為(0.64 ± 0.05) mg·L-1，可見不同類型的浮萍對Cu NPs、CuO NPs毒性效應(yīng)的敏感度也存在差異。

1.2 藻類

藻類結(jié)構(gòu)簡單，沒有真正的根、莖、葉和維管束，因而具有敏感、生長周期短、易于分離培養(yǎng)及觀測等優(yōu)點，常被作為模式生物[19]用于水環(huán)境污染狀況監(jiān)測[20]中。Cu NPs、CuO NPs對藻類植物的毒性主要體現(xiàn)在降低其光合色素含量，破壞細胞膜通透性和抑制生長等方面。同種納米顆粒對不同的藻類毒性效應(yīng)也存在差異。齊金秋[21]發(fā)現(xiàn)暴露在CuO NPs下96 h的萊茵衣藻(Chlamydomonasreinhardtii, FACHB-265)的單個藻細胞光合色素含量減少了7%～20%，EC50為306.54 mg·L-1。Wan等[22]將熱帶小球藻(Chlorellasp., CHSS26-2)暴露于CuO NPs下96 h，也發(fā)現(xiàn)藻細胞葉綠素a的含量下降了50%，EC50為104 mg·L-1?？梢姡嗤┞稌r間內(nèi)，CuO NPs對熱帶小球藻的毒性更強，是萊茵衣藻的2倍～3倍，不同藻類品種的耐受性差異及CuO NPs的粒徑差異均可能導(dǎo)致以上現(xiàn)象的產(chǎn)生。

1.3 Cu NPs、CuO NPs的致毒機理

Cu NPs、CuO NPs在水中會溶解釋放Cu2+，納米顆粒本身與釋放的Cu2+均會對水生植物產(chǎn)生毒性[23-24]。如圖2所示，二者進入細胞的方式不同，故產(chǎn)生毒性的過程也有所差異。由于植物細胞壁的孔徑<5 nm[25]，小粒徑的納米顆粒(<5 nm)易穿過植物細胞壁到達細胞膜表面，再通過內(nèi)吞、膜表面載體蛋白的運輸?shù)确绞竭M入細胞內(nèi)部，與高爾基體、內(nèi)質(zhì)網(wǎng)等不同細胞器結(jié)合[5]。這不僅干擾了亞細胞結(jié)構(gòu)的新陳代謝，還能誘導(dǎo)產(chǎn)生ROS，導(dǎo)致脂質(zhì)、蛋白質(zhì)等過氧化，引起細胞膜、細胞器和DNA的損傷；還會增加細胞膜的通透性，使細胞喪失正常功能甚至死亡。當過多小粒徑(<5 nm)的納米顆粒附著于細胞膜表面時，還會阻塞離子通道，阻礙細胞內(nèi)外的離子交換，破壞細胞的胞吐過程而導(dǎo)致細胞死亡[26]。大粒徑的納米顆粒則直接被阻擋在植物細胞壁外，通過靜電作用附著于細胞壁表面[27]，對細胞產(chǎn)生遮蔽效應(yīng)，阻礙光合作用的進行，從而抑制植物光合色素的合成[21]。對于Cu2+而言，其離子半徑較小(0.073 nm)，小于水生植物細胞壁孔徑，更易通過細胞壁微孔及離子通道進入植物細胞體內(nèi)。Cu2+可能的致毒機理主要包括以下2個方面：(1)進入水生植物體內(nèi)破壞了原本的離子平衡，干擾了細胞質(zhì)膜的轉(zhuǎn)運、酶的代謝及細胞內(nèi)部的電子傳遞等過程，阻礙了正常離子的吸收、運輸、滲透和調(diào)節(jié)等功能[28]；(2)在細胞內(nèi)的累積，誘導(dǎo)產(chǎn)生ROS，導(dǎo)致氧化還原失衡，從而抑制植物生長[29]。對比以上致毒機理發(fā)現(xiàn)，Cu NPs、CuO NPs和Cu2+均能誘導(dǎo)產(chǎn)生ROS，引起氧化脅迫，造成細胞膜、核膜、細胞器和DNA等的氧化損傷。而納米顆粒與Cu2+誘導(dǎo)ROS產(chǎn)生的機制是否一致？二者作用的細胞器是否存在差異？未溶解完全的納米顆粒是否可以通過代謝排出體外？這一系列問題還有待深入研究。

圖2 Cu NPs、CuO NPs對水生植物(浮萍、藻類)細胞的制毒機理圖[30]注：ROS表示活性氧。Fig. 2 Toxicity mechanisms of Cu NPs and CuO NPs to aquatic plants (duckweed and algae) cells[30]Note: ROS stands for reactive oxygen species.

目前，關(guān)于如何區(qū)分Cu2+和納米顆粒本身的毒性貢獻仍存在較大爭議。有學(xué)者認為，Cu NPs、CuO NPs對水生植物的毒性主要來源于Cu2+。Lalau等[17]發(fā)現(xiàn)在CuO NPs的脅迫下，浮萍的線粒體及葉綠體膜均有損傷，但在電鏡下并沒有觀測到細胞內(nèi)存在納米顆粒，因此，推測是CuO NPs釋放的Cu2+所致。但也有人認為納米顆粒才是毒性的主要來源。高嫄[10]通過對比試驗發(fā)現(xiàn)，CuO NPs對青萍葉狀體相對生長率、根伸長、鮮重和葉綠素含量的抑制程度都大于Cu2+(Cu2+濃度相當于CuO NPs離子釋放量的2倍)。但上述方法在區(qū)分水生植物的毒性效應(yīng)來源上仍不夠嚴謹。Cu NPs、CuO NPs與Cu2+間的轉(zhuǎn)化是一個動態(tài)的過程，由于細胞內(nèi)存在液相環(huán)境，進入細胞內(nèi)的納米顆粒也可能繼續(xù)釋放Cu2+，進入細胞的金屬離子在DOM存在的情況下也可能會被重新還原為金屬單質(zhì)[31]，如圖2所示。因此，Cu NPs、CuO NPs在水環(huán)境及水生植物體內(nèi)的遷移轉(zhuǎn)化過程非常復(fù)雜，如何量化銅離子和納米顆粒對水生植物的毒性貢獻仍是目前區(qū)分毒性效應(yīng)來源的關(guān)鍵。Song等[32]運用響應(yīng)加成模型(response addition model)[33]對釋放的銅離子及納米顆粒對水蚤的毒性進行了區(qū)分，在今后水生植物毒性的相關(guān)研究中可進一步驗證該模型的適用性。

2 Cu NPs、CuO NPs的濃度及特性對水生植物毒性效應(yīng)的影響(Effects of concentration and properties of Cu NPs and CuO NP on their toxicity to aquatic plants)

2.1 顆粒粒徑

通常認為Cu NPs、CuO NPs的粒徑越小，毒性越大。一方面，納米顆粒的粒徑越小，比表面積越大，與溶液接觸越多，越易溶解釋放Cu2+，增加Cu的生物可利用度。Rippner等[34]就發(fā)現(xiàn)22 nm的CuO NPs的溶解率(約45%)>50 nm的CuO NPs(約30%)。另一方面，納米顆粒粒徑越小，越易通過細胞壁滲透到細胞內(nèi)部，促使Cu的積累。崔靜等[35]研究發(fā)現(xiàn)，CuO NPs對金魚藻葉綠素合成的抑制作用顯著大于微米氧化銅，且CuO NPs在金魚藻內(nèi)的積累量是微米氧化銅的6倍～12倍。小粒徑的納米顆粒能夠直接通過細胞膜、核膜孔徑以及離子通道等直接進入細胞內(nèi)[36]；而大粒徑納米顆粒則可能通過主動運輸、吞噬作用或直接破壞細胞膜完整性進入植物體內(nèi)[37]。Wang等[30]發(fā)現(xiàn)，粒徑<5 nm的CuO NPs可直接穿過細胞壁和細胞膜被原核藻類銅綠微囊藻(Microcystisaeruginosa)所吸收。因此，粒徑越小的Cu NPs、CuO NPs對水生生物的潛在風(fēng)險越大。

2.2 Cu NPs、CuO NPs的濃度對毒性強弱的影響

Cu NPs、CuO NPs對水生植物的毒性也存在劑量效應(yīng)關(guān)系[23]。有研究表示，低濃度的CuO NPs反而會促進藻類的生長，即毒物興奮效應(yīng)[35]。這可能是由于低劑量的Cu NPs能夠促使浮萍細胞分泌SOD、CAT和POD，該類抗氧化酶能夠清除植物體內(nèi)過量的ROS，從而調(diào)動植物的生理生化代謝和繁殖的積極性[38]，對細胞起保護作用，使其免受ROS的危害[10]。而當Cu NPs、CuO NPs濃度不斷升高，顆粒易發(fā)生團聚，遮光效應(yīng)加劇，水生植物光合作用速率下降[21]；植物細胞內(nèi)的ROS濃度也隨之升高，細胞膜通透性改變，造成細胞膜結(jié)構(gòu)和功能的損傷。高嫄[10]研究發(fā)現(xiàn)，增加CuO NPs濃度，其釋放的Cu2+含量也會增加，對青萍的生長抑制作用也隨之增加。當CuO NPs濃度為200 mg·L-1時，青萍的相對生長率、根長和鮮重增加量只有空白對照的40%、23.3%和49.1%。同時，SOD、CAT、POD酶及MDA的含量也隨CuO NPs濃度的增加而逐漸升高，這說明，CuO NPs濃度的升高也可能會誘導(dǎo)青萍細胞產(chǎn)生更多的ROS，造成青萍過氧化程度加劇。Zhang等[39]也觀測到當CuO NPs的濃度從10 mg·L-1增大至30 mg·L-1時，蛋白核小球藻(Chlorellapyrenoidosa)的數(shù)量下降了28%。但以上研究中并未對不同CuO NPs濃度下Cu2+的吸收量及細胞內(nèi)的積累量進行定量分析。為更好地反映Cu NPs、CuO NPs與水生植物毒性間的劑量關(guān)系，在今后相關(guān)研究中應(yīng)該重點關(guān)注植物細胞對納米顆粒及Cu2+的吸收量和累積量。

2.3 納米顆粒的表面覆蓋層

為了增強納米顆粒的分散性或防止納米顆粒被腐蝕，人們常在納米顆粒表面覆蓋涂層(如丙烯酸和苯乙烯單體的聚合物[40])，但這些涂層可能也會對水生生物的生長和發(fā)育產(chǎn)生影響。王朝暉等[41]發(fā)現(xiàn)，丙烯酸對棕囊藻具有致死作用(96 h-LC50為50.73～72.41 mg·L-1)。Perreault等[40]發(fā)現(xiàn)將萊茵衣藻(C.reinhardtii)暴露在4 mg·L-1聚合物涂層包裹的CuO NPs(CS-CuO NPs)下6 h，其所產(chǎn)生的ROS是暴露在40 mg·L-1裸露CuO NPs下的3倍～4倍。且CS-CuO NPs處理下藻的光合系統(tǒng)活性(13%)要顯著小于裸露CuO NPs(78%)處理組，藻細胞內(nèi)Cu的累積量也是裸露CuO NPs的6.5倍。這可能是由于CS-CuO NPs比CuO NPs具有更好的分散性，顆粒尺寸小，更易被細胞吸收進入細胞內(nèi)部產(chǎn)生ROS；也有可能是聚合物涂層和細胞表面之間的一些相互作用促進了CS-CuO NPs在藻類細胞內(nèi)的滲透，導(dǎo)致其毒性更強。納米涂層材料與納米顆粒間是否存在相互作用，相互作用是否會影響其與細胞的作用，還需深入研究，這將有助于準確評估涂層納米顆粒的潛在毒性風(fēng)險。

3 不同環(huán)境因子對Cu NPs、CuO NPs毒性效應(yīng)的影響(Effects of different environmental factors on the toxicity of Cu NPs and CuO NPs)

Cu NPs、CuO NPs在水相中的環(huán)境行為和生物效應(yīng)不僅取決于納米顆粒的濃度、粒徑及其表面涂層材料等特性，還受各種環(huán)境因子的影響，如pH值、DOM、溫度及紫外線等。在評價Cu NPs、CuO NPs對水生植物的毒性效應(yīng)時，這些環(huán)境因子的改變會影響納米顆粒的表面電荷、離子釋放和沉降速率等，從而影響Cu NPs、CuO NPs的水生植物的毒性。

3.1 水體pH值

(1)

(2)

(3)

式中：s為固體，l為液體，aq為溶液。

另外，溶液pH值與Cu NPs、CuO NPs的等電點(pHzpc)之間的關(guān)系決定了納米顆粒的表面電荷性質(zhì)，影響納米顆粒與水生植物的靜電作用，從而影響Cu NPs、CuO NPs的生物可利用度及毒性。Miao等[46]發(fā)現(xiàn)，當pH值由5升至10時，CuO NPs(pHzpc= 8.6)在水生生物膜上的吸附量由62.1 mg·g-1減少至16.3 mg·g-1。這是因為當水相的pH>pHzpc時，CuO NPs表面帶負電，其與帶負電荷的水生植物之間會靜電排斥，因此納米顆粒的吸附量減少[46]，CuO NPs的生物可利用度降低，其對水生植物的毒性被削弱。因此，水體的pH值不但控制著納米顆粒金屬離子的析出，也影響著Cu NPs、CuO NPs與水生植物的結(jié)合。量化不同pH值條件下不同形態(tài)銅(如固態(tài)銅、游離銅、有機結(jié)合態(tài)銅和無機結(jié)合態(tài)銅)的濃度，將有助于分析Cu NPs、CuO NPs的生物可利用度大小及毒性強弱。

3.2 暴露時間

Cu NPs、CuO NPs的水生植物毒性效應(yīng)還與暴露時間有關(guān)。如Melegari等[47]發(fā)現(xiàn)，在0.1 mg·L-1CuO NPs的作用下，暴露24 h和48 h的萊茵衣藻(暴露72 h，EC50= (150.45 ± 1.17) mg·L-1，NOEC<100 mg·L-1)的細胞數(shù)量和類胡蘿卜素含量無明顯變化，而72 h后萊茵衣藻的細胞密度顯著降低，葉綠素和類胡蘿卜素含量均有降低。通過測定MDA含量發(fā)現(xiàn)，暴露(CuO NPs = 1 mg·L-1)72 h后，藻細胞的脂質(zhì)過氧化水平比24 h的高約40%，比48 h的高約20%。這說明，試驗初期藻細胞的脂質(zhì)過氧化水平較低，隨暴露時間的延長，脂質(zhì)過氧化水平逐漸升高，從而抑制了藻細胞的生長和光合色素的合成。齊金秋[21]還發(fā)現(xiàn)在CuO NPs脅迫初期(0～24 h)，萊茵衣藻細胞內(nèi)核苷酸的釋放量較少，細胞膜通透性較低；隨暴露時間的延長(24～96 h)，藻細胞膜的結(jié)構(gòu)遭到破壞，細胞膜通透性增加促使更多的核苷酸釋放。此外，Cu2+的釋放量與時間成正比[16]，短時間內(nèi)CuO NPs只析出少量的Cu2+，不足以對藻類生長產(chǎn)生明顯抑制；但隨著暴露時間的延長，Cu2+的析出量不斷增加，抑制作用明顯增強。

3.3 溶解性有機質(zhì)

水體中富含大量DOM，其與Cu NPs、CuO NPs間的相互作用是影響納米顆粒水生植物毒性的又一重要因素[43]。DOM的存在可能增強納米顆粒的水生生物毒性。一方面，高濃度的DOM可能對水生植物產(chǎn)生一定的負面作用。張琛琛[48]發(fā)現(xiàn)>20 mg·L-1的富里酸(FA)會抑制蛋白核小球藻細胞的生長。另一方面，由于DOM表面含有酚羥基和羧基等官能團，DOM可與納米顆粒釋放的金屬離子發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)[49]，促進顆粒溶解[50]，提高納米顆粒的遷移性與生物可利用度。李靜[51]發(fā)現(xiàn)，無FA環(huán)境下CuO NPs的EC50為1.42 mg·L-1，而加入20 mg·L-1的FA能夠顯著降低CuO NPs的EC50(0.48 mg·L-1)，導(dǎo)致CuO NPs對銅綠微囊藻(Microcystisaeruginos)的生長抑制率增加。FA也可提高CuO NPs在水中的分散性，增加CuO NPs與藻細胞的接觸機會及吸收利用率，最終導(dǎo)致細胞內(nèi)ROS的累積及DNA損傷[52]。此外，由于DOM具有較強的電子得失能力(即氧化還原性質(zhì))[53]，DOM也可能將CuO還原為Cu2O。而Cu2O比CuO具有更強的溶解性，更易被氧化生成Cu2+，從而增強其對水生生物的毒性效應(yīng)[30]。

另一些研究則報道DOM可以削弱Cu NPs、CuO NPs的毒性。如Zhao等[54]發(fā)現(xiàn)，5 mg·L-1和40mg·L-1的FA會通過表面吸附的包裹作用和靜電排斥阻礙CuO NPs與細胞膜間的接觸，從而降低CuO NPs對細菌生長量的抑制作用。而對于水生生物而言也可能存在同樣的機理。Rippner等[34]也發(fā)現(xiàn)加入FA、胡敏酸(HA)后CuO NPs對浮萍的相對葉面積抑制率大大降低，且運用Visual Minteq 3.1軟件分析發(fā)現(xiàn)FA、HA能夠降低Cu2+的含量、增加溶液中銅的有機絡(luò)合量。但目前對水相中Cu NPs、CuO NPs不同存在形態(tài)(如游離銅、絡(luò)合銅及固態(tài)銅)的生物可利用度判定仍存在爭議，尤其是絡(luò)合態(tài)銅的生物可利用性仍是研究中的難點。探究金屬不同形態(tài)的生物可利用度對評估DOM存在下金屬基納米顆粒的生物毒性有著重要意義。

3.4 溫度及紫外線

除以上因素，Cu NPs、CuO NPs對水生植物的毒性還受溫度和紫外線等因素的影響。

溫度主要從2個方面影響Cu NPs、CuO NPs對水生植物的毒性。(1)溫度影響著水生植物的生長代謝及其對環(huán)境的抵抗力，不同藻類在溫度波動下表現(xiàn)出較大的適應(yīng)性差異。覃寶利等[55]發(fā)現(xiàn)短期溫度波動會顯著增加銅綠微囊藻的游離多糖含量，降低固著多糖和總多糖含量，但對蛋白核小球藻的多糖含量并無顯著影響。(2)溫度會影響Cu NPs、CuO NPs在水體中的動態(tài)溶解過程，影響納米顆粒的生物可利用度。由于溶解是一個吸熱過程，當水體溫度上升時，溶解平衡向促進溶解方向進行。金屬的溶解度增大，析出離子增多，對水生植物生長的抑制效果增強[56]；反之，金屬溶解度降低，析出離子減少。

紫外線的增強也會加劇Cu NPs、CuO NPs對水生植物的毒性作用。研究表明，紫外線本身會阻礙水生植物的光合作用[57]，嚴重時還會造成植物的細胞損傷[58]。李宏文和張緯[59]發(fā)現(xiàn)，在148.8 lx的紫外線條件下照射8 h，浮萍的CAT活性(活性峰值=1.52)與對照組相比有所升高(活性峰值=1.00)，且植物體葉片出現(xiàn)褪綠變黃的現(xiàn)象。而在Cu NPs、CuO NPs存在下，紫外線可能會加劇脂質(zhì)過氧化，導(dǎo)致細胞膜通透性增加，促進Cu在細胞內(nèi)的累積。Regier等[60]發(fā)現(xiàn)，經(jīng)過CuO NPs處理的伊樂藻在增加紫外照射時其體內(nèi)的SOD、POD等酶的活性均有增加，ROS的生成增多，細胞膜通透性增加，使得藻細胞內(nèi)Cu的累積量增加了3.6倍。

4 問題與展望(Problems and prospects)

綜上所述，在Cu NPs、CuO NPs對水生植物毒性研究中存在的主要問題包括以下3點：

(1)致毒機理仍存爭議，其主要原因有：由于液相介質(zhì)中Cu NPs、CuO NPs會緩慢釋放Cu2+，這一動態(tài)過程導(dǎo)致難以對細胞內(nèi)外納米顆粒及釋放的Cu2+進行準確定量，因此，難以區(qū)分納米顆粒本身和Cu2+的毒性貢獻及毒性強弱。此外，銅形態(tài)在植物細胞內(nèi)外的轉(zhuǎn)化過程復(fù)雜(Cu NPs、CuO NPs、Cu2O NPs和Cu2+)，如何對不同形態(tài)銅進行定量分析是今后研究中應(yīng)該關(guān)注的重點。

(2)在對于涂層納米顆粒的毒性研究中，還不能確認毒性的主導(dǎo)因子是納米顆粒本身還是涂層材料?，F(xiàn)有的大多數(shù)研究只考慮到納米顆粒與涂層的聯(lián)合作用，并沒有單獨對涂層的毒性進行定量評估，涂層厚度或含量是否會影響納米顆粒的毒性也是需要攻克的難點。

(3)另外，Cu NPs、CuO NPs的環(huán)境行為及對水生植物的毒性效應(yīng)還受pH值、DOM、溫度及紫外線等環(huán)境因子的影響。以上因子不僅影響著銅的形態(tài)轉(zhuǎn)化，還會改變水生植物的生長代謝?？紤]多重環(huán)境因子的綜合作用將有利于準確評估Cu NPs、CuO NPs對水生植物的毒性效應(yīng)。

致謝：非常感謝劉佳齊同學(xué)在文獻搜集上給予的幫助。

◆