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    广东36走7基本走势图:近年来“稀土纳米材料与植物作用机制”的研究成果

    来源:原创论文网 添加时间:2018-11-13

    南粤风釆36选7开奖结果 www.a8cp01.com 摘要

      Abstract:Owing to the wide application of rare earth nanomaterials (RENMs), a large number of RENMs enter the environment, which probably has negative effects on the environment. Plant is one of the fundamental components of an ecosystem. Therefore, the interactions between RENMs and plants should be of particular concern. RENMs can be absorbed by plants, but the way for RENMs to enter plants is controversial. The RENMs can cause phytotoxicity, but the toxic mechanism is also controversial. The RENMs can initiate plant intergenerational effects and food transportation process. These effects of RENMs closely relate to food safety. This paper reviews the recent research progress on the interactions between RENMs and plants. The absorption, transportation, speciation transformation of RENMs in plants, the plant toxicity, plant intergenerational effects, and food chain transfer effect of RENMs were discussed.

      Keyword:rare earth nanomaterials; plants; uptake; transport; phytotoxicity;

      纳米材料是至少在一个空间维度上在1-100nm的材料,比表面积大、反应活性高、理化性质显着优越于常规材料,因而在催化、光、电、磁等领域被广泛应用[1,2]。因稀土元素具有独特的4f电子结构和光电磁学性能,稀土纳米材料集稀土与纳米特性于一身,是纳米材料中重要的一类。稀土纳米材料按化学组成可分为四大类,即纳米稀土氧化物、纳米稀土盐、纳米稀土复合材料、与纳米稀土掺杂材料[3,4,5,6,7]。纳米稀土氧化物包括CeO2、La2O3等,其中纳米CeO2在2010年产量达到10000吨,是产量、用量、进入环境量最大的稀土纳米材料,同时也是材料领域和环境生态领域研究最为深入的稀土纳米材料。纳米稀土盐如纳米CePO4、LaPO4等,纳米稀土复合材料如NdFeB等,纳米稀土掺杂材料则有Ca10-xEux(PO4)6(OH)2等[6,7]。稀土的价电子结构为4f0-145d0-16s2,其6s上两个电子易与5d或4f上的一个电子一同失去,从而使稀土纳米材料中的稀土离子一般为正三价[8]。但Ce(4f15d16s2)、Pr(4f36s2)、Tb(4f96s2)、Dy(4f106s2)失四个电子,以及Sm(4f66s2)、Eu(4f76s2)、Tm(4f136s2)、Yb(4f146s2)失两个电子之后,价电子结构也相对稳定,所以这些稀土可分别形成正四价和正二价离子。比如Ce离子一般是正三价,但事实上它更易于形成正四价;在纳米CeO2中,Ce以正四价为主,并在Ce(IV)和Ce(III)之间发生转化,使这种材料具有独特的氧化还原特性[2,8]。

    近年来“稀土纳米材料与植物作用机制”的研究成果

      目前,随着稀土纳米材料的开发与应用,稀土纳米颗粒大量进入环境[9,10,11,12]。使用稀土纳米材料时,可造成其直接进入各种环境介质。稀土纳米材料还可以通过污水排放或垃圾填埋途径,进入地下水污染自然水体;或随大气沉降进入土壤,实现不同环境介质间的迁移[13,14,15,16,17,18,19,20,21,22]。稀土纳米材料进入环境后,将发生一系列物理、化学、及生物的转化过程,改变了形态结构,从而对环境、或生态系统构成威胁[9,13]。

      植物是生态系统的基本组成部分,也是动物与人类的主要食物来源[13]。稀土纳米材料的生产、使用、排放,极大地增加了植物接触它们的可能性。植物会直接、或间接地改变稀土纳米颗粒的形态、有效性、以及毒性,而同时稀土纳米材料也会影响植物根际环境,影响植物的生长发育[14,15]。同时,进入植物体的稀土纳米颗粒,由于在植物不同器官组织均有分布、积累,可能会通过食物链传递,在高营养级生物体造成积累甚至生物放大[16,17,18]。因此,有必要研究稀土纳米材料与植物之间的相互作用,了解稀土纳米材料在植物体内的迁移转化机制,对稀土纳米材料的植物毒性效应和毒性机制进行深入探讨,并了解环境污染所造成的环境风险。本文梳理了近年来“稀土纳米材料与植物相互作用”的有关研究,探讨了存在问题和研究动向。

      1、稀土纳米材料与植物根际的相互作用

      根际是植物、土壤、微生物及其环境条件相互作用的场所,也是稀土纳米材料从无机环境进入生命系统,参与食物链物质循环的必经通道[20]。稀土纳米材料可以影响植物根际环境,继而影响植物的生长发育;反过来,植物根际也会转化稀土纳米材料,改变其形态、性质,进而改变毒性。

      1.1、稀土纳米材料对植物根际的影响

      根际微生物是植物根际的主要组成部分,是生态系统的分解者,矿化土壤中有机物质为植物的无机养分[21]。由于土壤微生物对外界环境变化比较敏感[22],稀土纳米材料进入土壤后,会直接或间接地影响土壤微生物,从而影响植物的生长发育。

      稀土纳米材料,即使是难溶的纳米CeO2,对根际微生物也会有显着影响[23,24,25]。未栽培植物的土壤,其细菌群落结构不受纳米CeO2处理影响;相反,培育植物的土壤,其细菌群落结构可被纳米CeO2改变,如图1[24]。Ge等[21]研究表明,0.5g/kg的纳米ZnO增加了根瘤菌和鞘胞菌的群落结构,但减少了罗氏菌、梭菌和固氮菌的群落结构。纳米CeO2没有改变固氮菌对N2的固定,但抑制了大肠杆菌的生长[24,25]。不同稀土纳米材料对根际微生物的影响也不同[26,27,28]。Bandyopadhyay等[27]采用扫描透射电镜(STEM)和红外光谱(FTIR)研究纳米颗粒对苜蓿根瘤菌的毒性作用,发现CeO2具有抑菌作用,而ZnO具有杀菌作用,这可能是由于纳米ZnO的溶解性比CeO2强,释放更多金属离子。然而,有研究表明,纳米CeO2和Y2O3纳米颗粒对细胞无毒,并且对细胞有?;ぷ饔?,这种?;だ醋杂诰哂锌寡趸阅艿南⊥聊擅卓帕28]。

      尺寸是界定纳米材料最重要的参数,尺寸越小,颗粒比表面积越大,表面原子比例越高。特别是当纳米颗粒尺寸小于20-30 nm时,表面原子百分数成指数倍增加。伴随纳米颗粒尺寸的锐减,粒径小于20-30 nm的小尺寸无机纳米晶,凸显了晶面的不连续性,晶格收缩与变形,产生晶格表面缺陷。这些,改变了纳米颗粒表面的电子和原子结构与性质,使得纳米晶表面能大大增高,为热力学不稳定体系,并呈现出高表面反应活性[29]。研究表明,稀土纳米材料对微生物的影响存在显着的尺寸依赖效应。7nm的TiO2比20nm的TiO2更有毒性,15nm的CeO2比45nm的CeO2毒性更强,小尺寸的纳米材料使得线虫繁衍能力和存活参数下降[30]。但是,随着时间的推移,稀土纳米材料对微生物的影响会有所改变[31]。Antisari等[32]通过生物试验检测微生物量等指标发现,在7天内纳米CeO2对土壤微生物生物量有很大的抑制作用,但在60 nm后对微生物的负效应消失,这可能是因为土壤中真菌与细菌的变化以及稀土纳米颗粒的团聚现象。

      有研究者认为,稀土纳米材料对微生物的毒性是由于细胞表面附着纳米颗粒所致[21,22,33]{Pelletier, 2010 #42;Antoine Thill, 2006 #44}{Antoine Thill, 2006 #44;Antoine Thill, 2006 #94;Pelletier, 2010 #92}。纳米颗粒在中性pH时带正电荷,因此对细胞外膜显示出强烈的静电引力。当纳米颗粒被吸附在外层细胞膜上时,它可能会改变膜的粘度,从而改变细胞与介质的运输交换,营养物质和代谢产物的运输受到影响,细胞处于长期的饥饿状态,最终导致细胞死亡[34]。不过,也有人对稀土纳米材料的致毒原因持有不同态度。他们认为,纳米粒子和细胞膜之间的直接相互作用可能会产生活性氧簇(ROS),从而导致氧化应激和细胞毒性,破坏膜完整性,并严重损害光合性能,最终导致细胞死亡[35,36,37]。

      1.2、植物根际对稀土纳米材料的作用

      植物对土壤中稀土纳米材料的吸收,受土壤性质的显着影响。土壤性质可以改变稀土纳米颗粒的聚集和传输,影响其生物有效性和植物的毒性效应[38,39]。

      Zhang等[40]采用BCR连续提取法,研究纳米CeO2在土壤中的生物有效性。在500mg/kg纳米CeO2处理下,粉质壤土中可交换态铈高于壤质砂土,粉质壤土中萝卜地上部铈含量高于壤质砂土,表明土壤类型影响纳米氧化铈的生物有效性,从而影响纳米氧化铈在植物组织中的迁移和积累。土壤中的螯合剂如EDTA,能够与颗粒形成表面配合物,提高CeO2的溶解[41]。土壤中的天然有机物和腐殖质吸附在稀土纳米颗粒表面,可以显着改变它们的聚集状态、表面性质和毒性效应[42,43]。Zhao等[44]研究了玉米在土壤中对纳米CeO2的吸收,认为有机质提高了铈的迁移率和生物利用率,从而提高了玉米根系中铈的积累量。但是,Chen等[45]研究可溶性有机质对纳米Nd2O3的植物毒性影响,结果表明单宁酸把纳米Nd2O3的表面电荷由正变负,减少了其在根系表面的吸附、根系吸收和积累,减轻了Nd2O3的植物毒性。CeO2纳米颗粒与土壤中天然胶体产生异相凝聚,表明土壤胶体也会影响稀土纳米材料。稀土纳米材料在土壤中的迁移可能是胶体介导的,这对用稀土纳米颗粒来进行风险评估具有重要的环境影响[46]。

      根际pH值也会影响稀土纳米材料[47]。Pelletier等[34]表明pH可以改变纳米颗粒表面电荷,从而改变其对细菌的吸附亲和力。植物在受到胁迫时,根系分泌有机酸能够改变土壤pH,增强纳米La2O3和纳米Yb2O3的溶出率,促进稀土纳米颗粒的生物转化[48,49,50]。除此之外,植物根际微生物代谢过程中还能产生大量还原物质,改变环境氧化还原电位,从而引起稀土纳米粒子中稀土价态转化。有研究认为在还原物质和有机酸的作用下,CeO2纳米粒子首先被还原成Ce3+,然后再与PO43-或羧酸盐形成沉淀[48]。

      此外,植物体积累的稀土纳米颗粒,类似纳米CuO一样,可能也可以被植物通过根系分泌释放到根际,从而影响植物-微生物过程,如氮循环或者养分周转[51]。

      2、稀土纳米材料的植物吸收、迁移和转化

      2.1、进入植物体的途径

      稀土纳米颗粒进入土壤后,通过静电作用吸附于植物根表。植物的根尖和根毛可以分泌大量粘液,这种粘液是一种高度水合的多糖,可能为一种果胶物质,它含有许多负电荷,纳米颗粒在中性pH下呈正电荷,与带负电的根表面有静电引力[52]。Birbaum等人进一步研究植物根部和根际土壤的作用,发现铈纳米颗粒聚集在根表面,这与Wild等人的研究相一致[53,54]。

      植物根表吸附的稀土纳米颗粒,可以从根冠下面的顶端分生组织进入根冠。在根尖分生组织中,细胞分裂活跃,有效孔隙率较高,有利于稀土纳米颗粒的快速运输[55]。也有研究表明,稀土纳米材料可以直接通过细胞壁,接着通过膜渗透作用[56,57]、离子通道[43]、载体蛋白[52]和细胞的内吞作用[58,59]等途径,运输到细胞内部{Lin, 2007 #121;Onelli, 2008 #255;Shen, 2010 #115}。稀土元素如La和Tb能激活辣根块茎的内吞作用,通过在质膜上产生的囊泡将溶质从质体结合到液泡中,促进物质的运输[58]。但是,直径远远大于细胞壁孔隙尺寸的颗粒不会穿透根表皮细胞壁[53]。

      大气中的稀土纳米颗粒,可以沉积在植物的叶片或其它空中部分,聚集在组织表面,然后通过表皮角质层或气孔通道进入植物体内。不过,大于1.1μm的颗粒物不能穿透叶片表面进入叶肉[53]。

      2.2、在植物体内的迁移和分布

      稀土纳米材料经根吸收或表皮细胞渗透进入植物体后,通过木质部和韧皮部进一步转运[43,60]。木质部与韧皮部是维管束植物的主要运输通道,木质部将水和无机物向上输送,比如稀土纳米颗?;蚶胱咏肽局什?,进入蒸腾流而后向上运输,而韧皮部则将物质向下运输[51,61,62]。Ma等[62]通过分根法研究稀土纳米材料在植物体内的运输机制,表明纳米CeO2可以通过木质部从根部向地上部运输,再通过韧皮部从地上部转移到根,并可能通过根尖排出到环境中。

      从根中吸收的铈可以通过蒸腾作用,经过叶脉,最终被输送到叶中[60]。使用放射性141Ce来追踪纳米CeO2在黄瓜中的转移,发现Ce主要分布在叶片的边缘,而La主要存在于叶脉中[52]。叶脉是水和养分的通道,由木质部和韧皮部组成。木质部内壁带有固定的负电荷,主要是游离羧基,它对离子具有很强的亲和力。纳米CeO2的溶解性比纳米La2O3低,因此,羧基对纳米CeO2转运的影响要小得多。随着蒸腾流的增加,纳米CeO2可以顺利地通过运输管道,沿着蒸腾流进入维管束的末端。

      大气中的稀土纳米颗粒沉降到叶片表面后,能够穿透叶表面。当稀土纳米材料被植物叶片吸收后,通过角质层和气孔,穿过细胞壁,达到叶片韧皮部,并在植物体内分布[52,63]。但是,一些研究认为稀土纳米颗粒被植物吸收后,并没有转移到其他部位{Kurepa, 2010 #141;Lin, 2008 #136;Birbaum, 2010 #117}。玉米在接触含有纳米CeO2的空气后,再种植三个月,用ICP-MS检测叶片中Ce含量,并未在新叶中检测到Ce[53]。这说明了稀土纳米材料与植物的相互作用根据纳米材料的类型、植物种类和实验条件的变化而变化。

      2.3、在植物体内的形态转化

      稀土纳米颗粒在植物体内运输,可能伴随着形态的转化。Ma等[57]以纳米CeO2处理黄瓜,黄瓜根与地上部均有Ce(III)存在,处理时间越长则Ce(III)相对含量越高;但对黄瓜采用纳米CeO2短时间处理、或叶面施加时,未发现Ce(III);他们推测,纳米材料-生物体界面上的根分泌物与纳米颗粒的生物物理化学相互作用,是植物体CeO2纳米颗粒发生转化的必要条件,如图2。Zhang等[48]研究水培条件下黄瓜吸收的纳米CeO2 ,发现大部分仍以纳米CeO2 形态存在于黄瓜体内,但有一小部分转化为CePO4,而在芽中以羧酸铈存在。Ma等人[49]采用STXM和TEM分析发现,在黄瓜根的细胞间隙和中间层,球形或椭圆形的La2O3纳米粒子被转化为针状LaPO4纳米团簇,在细胞质和液泡中也发现LaPO4沉淀。La2O3的溶解和LaPO4沉淀速度很快,但针状晶体的生长是一个缓慢的过程,需要几天,这个过程伴随着纳米颗粒中La3+的不断释放和吸收。

      也有研究表明,Ce在运输的过程中会改变其氧化状态,从Ce(IV)变为Ce(III){Cui, 2014 #207;Zhang, 2012 #90;Zhang, 2015 #217}[61,64,65,66,67,68]{Ma, 2017 #143;Hernandezviezcas, 2013 #133}。Hernandezviezcas等[61]利用X射线荧光技术(μ-XRF),在大豆的生殖部位及可食用部位检测到氧化铈纳米颗粒,不过在豆荚中检测到Ce(III)。Cui等{Cui, 2014 #207;Zhang, 2012 #90;Zhang, 2015 #217}[66]发现在莴苣根部Ce以Ce(IV)和Ce(III)混合存在,在叶片和茎中也检测到Ce(III),并且随着处理时间的延长,Ce(III)在芽中的比例明显增加。但是,Lopezmoreno等[68]利用X射线吸收近边谱(XANES)研究ZnO和CeO2纳米颗粒在大豆中的不同生物转化,发现在植物内部不存在ZnO纳米粒子,主要以Zn2+存在。相反,纳米CeO2没有经历任何生物转化,均以Ce(IV)氧化态纳米颗粒存在于植物体内。

      3、稀土纳米材料对植物的毒性效应及毒性机制

      3.1、稀土纳米材料的毒性

      稀土纳米材料的毒性,可能与颗粒大小、表面积、化学成分和结构等有关,其释放稀土纳米离子的毒性也应该考虑到[66,67,68,69,70,71]。

      稀土纳米材料尺寸影响其生物毒性。Zhang等[67]研究7nm、25nm和商业纳米CeO2 (6.2-48 nm)对生菜的影响;结果表明,7nmCeO2对生菜根伸长的抑制作用最严重。与常规材料相比,纳米CeO2处理下西葫芦中含有较高的Ce[72]。纳米CeO2降低了植物生物量、根伸长量、酶活性以及叶绿素含量,但是常规CeO2没有对植物产生抑制作用[73]。有研究者认为,较小尺寸的稀土纳米颗??梢远伦±胱釉耸渫ǖ?,影响营养物质的运输,从而抑制植物生长[56]。然而,用纳米La2O3和常规La2O3培育生菜,生菜并没有受到尺寸影响[74]。

      不同的稀土纳米材料对植物的影响也不同。与纳米CeO2相比,纳米La2O3降低了黄瓜根伸长量和生物量,并且增加了根中活性氧含量和细胞死亡;这可能是由于纳米La2O3的溶解度比纳米CeO2高,溶解出的La3+离子是造成植物毒性的关键因素[71]。Ma等[49]的体外实验结果表明,乙酸对纳米La2O3的溶出有明显的促进作用。因此,根系细胞中的有机酸诱导根系表面纳米材料的溶解在纳米材料的植物毒性中也起着重要的作用[52]。但是,有研究发现,纳米La2O3、纳米Gd2O3和纳米Yb2O3对供试物种的根伸长都产生了抑制,实验中释放的离子浓度不高,不足以引起毒性效应,表明稀土纳米材料的毒性并非来自于溶解的离子,而是来自于稀土纳米材料本身[75]。

      对稀土纳米材料进行表面修饰,可以改变它的植物毒性。在200 mg /kg甚至更高浓度处理下,纳米CeO2表面包裹海藻酸钠增加了玉米根组织中Ce的积累[44]。Barrios等[76]研究表明,250mg/kg和500mg/kg浓度下,未包裹的纳米CeO2处理下根中Ce含量是表面包裹柠檬酸CeO2处理的7倍,表面包裹降低了根部Ce的积累。与对照相比,表面包裹柠檬酸的纳米CeO2处理下番茄根伸长量增加13%,这表明表面包裹可以降低纳米CeO2对植物的毒性[77,78]。

      3.2、稀土纳米材料对植物生长发育的影响

      稀土对植物生长存在“低促高抑”现象,稀土纳米材料对植物生长也存在类似现象。100mg/kg纳米CeO2处理下,生菜的生长速度明显快于其他处理,但在1000mg/kg时,呈现显着的抑制作用[69]。500mg/kg纳米CeO2增加了麦子地上部生物量,增加植物根部对K、P、S、Na等矿物的吸收,提高氨基酸和脂肪酸的含量,但麦子在成熟期并没有形成谷粒[79,80]。但值得注意的是,在250和500mg/kg氧化铈纳米颗粒处理下,萝卜体内积累了高浓度的Ce,对人类健康构成潜在风险[70]。

      对于不同的植物品种,稀土纳米材料对植物的毒性效应不同。在2000mg/L处理下,纳米CeO2玉米根系生长有促进作用,对苜蓿和番茄则呈现抑制作用,而对黄瓜没有影响[68,71]。800mg/kg的纳米氧化铈颗粒在整个暴露过程中不会影响植物光合作用,但显着降低玉米产量[78]。有研究显示转基因植物对纳米CeO2的敏感性高于亲本,这表明稀土纳米材料对转基因植物的潜在危害比传统植物更大[81]。

      不同的培育方式,也会影响稀土纳米材料的植物毒性[58,66]。2000 mg/L纳米CeO2处理下,在琼脂培养基中生菜根和芽中Ce含量分别为2090 mg/g和110 mg/g。而在水溶液中生菜根和芽中Ce含量分别为36220 mg/g和1210 mg/g。在去离子水中,大量纳米CeO2分布在根表皮上,而在琼脂培养基中,在植物根表没有发现纳米CeO2。相比于去离子水,CeO2纳米颗粒在琼脂培养基上的生物利用度降低,但此时植物对CeO2纳米颗粒的敏感性增加,植物体内SOD下降,MDA增加,引起脂质过氧化和细胞膜损伤,抑制根系生长[66]。

      3.3、稀土纳米材料对植物的细胞和基因毒性效应

      Gomez等[82]观察到纳米CeO2处理的铁线蕨细胞膜破裂,细胞质渗漏和细胞内损伤,大多数叶绿体裂解,在植物细胞内检测到Ce3+。稀土离子能够在细胞壁中积累,与Ca2+竞争有机配体或取代Ca2+,从而改变细胞壁的化学组成[83,84];也可以吸附在细胞膜上,增加膜渗透性,替换活性位点或改变膜酶的构造[85,86];进入细胞,影响细胞器的功能或干扰细胞质中的酶活性[87,88,89,90]。

      Majumdar等[91]利用一维LC-MS/MS对成熟的种子进行了蛋白质组学分析,根据基因本体分析,纳米CeO2相关蛋白与细胞信号转导、蛋白酶活性和金属离子结合过程有关,且其中有几个胁迫相关蛋白是只在高浓度纳米CeO2才被诱导产生的。高浓度时,纳米CeO2会对大豆幼苗造成DNA损伤。用随机扩增多态DNA法检测稀土纳米颗粒对DNA的损伤和突变,在2000 mg/L纳米CeO2处理下大豆出现4条新带,4000 mg/L处理下出现3条新带,证实了纳米CeO2对大豆具有基因毒性[68]。Park等[92]发现30nm氧化铈可以使肺细胞中染色质凝聚增加。

      有研究显示,稀土纳米材料的毒性可能是由过量活性氧物质(ROS)的产生而引起的[90]。植物细胞抗氧化防御系统由SOD、POD等抗氧化酶组成,MDA是细胞膜成分降解自由基的产物。植物在受到胁迫时会产生ROS,过多的ROS可以被抗氧化酶转化成水和氧气从而被清除[93]。纳米氧化铈处理后,H2O2在韧皮部、木质部、维管束鞘细胞和芽表皮细胞的积累量增加,CAT和APX活性也随之增加,但是并没有引起根或芽中离子的渗漏,这表明膜完整性没有受到损害[45,94]。但如果活性氧未及时清除,就会对植物细胞膜产生一定的损伤,破坏细胞结构,也会破坏抗氧化防御系统,即MDA含量升高,SOD和POD含量下降[69,77,93]。Rico 等人研究发现,纳米CeO2对水稻的发芽率和根伸长量并没有影响,但产生氧化应激,显着影响细胞膜的损伤[93]。

      4、稀土纳米材料的代际效应及食物链传递

      在以往的研究中,大多是在幼苗初期发展阶段进行的,将种子萌发和根伸长作为标准试验,以此来研究稀土纳米材料在高等植物中的毒性。然而,关于稀土纳米材料对植物的整个生命周期(从种子到种子)的研究很少,了解稀土纳米颗粒对几代植物的长期影响,对于理解环境中稀土纳米颗粒的长期影响至关重要。稀土纳米材料也可能会通过食物链传递,在高营养级生物体造成积累甚至生物放大,这关系食品安全和人类健康,因此研究稀土纳米材料的食物链传递也是很有必要的。

      植物种子中纳米CeO2的积累表明,纳米CeO2对植物产生的影响可能会影响后代。Wang等[95]用纳米CeO2处理的亲本种子培育出的第二代幼苗,其生物量较小,水分蒸腾量较低,活性氧含量略高,对纳米CeO2的吸收增强,水分的吸收和运输受到抑制。与对照相比,处理后的第二代幼苗长出了粗大的根毛,这可能是纳米氧化铈影响植物基因表达,进而影响植物形态和结构。Rico等[96]研究了小麦对氧化铈纳米粒子的多代接触效应。研究结果表明,CeO2对第一代小麦产生的作用会影响第二代植物的生理和营养状况。在两个世代中,第一代处理的植株籽粒中Mn、Ca、K、Mg和P均低于第二代处理的植株。多代纳米氧化铈处理减少了籽粒中营养物质的积累,表明种子质量受到损害。Ma等[64]研究表明,在10mg/L纳米CeO2处理下,油菜第三代的角果数显着降低,种子产量明显降低,质量下降。植株的生长和生产力下降,后代的植物组织中一般含有较高浓度的H2O2。

      Hawthorne等[72]研究了纳米CeO2的营养转移。他们用CeO2处理的西葫芦喂养蟋蟀,再用这些蟋蟀来喂养蜘蛛。结果表明,纳米CeO2在西葫芦以及蟋蟀和蜘蛛中的积累水平高于的常规CeO2,这种纳米颗粒的摄入会导致营养转移,并可能造成食物链污染,如图3。不过De la Torre Roche等[74]对不同La2O3在陆地食物链中的生物累积和营养转移的研究结果却是相反的。用纳米La2O3处理的生菜叶子喂养的蟋蟀,蟋蟀体内积累的La比常规La2O3处理少,但是在蟋蟀喂养的螳螂体内检测到的La含量并无差异。这表明,尽管La产生了营养转移,但并没有发生生物放大。

      5、存在问题及研究展望

      关于稀土纳米材料与植物的相互作用的研究,目前在稀土纳米材料的植物吸收、迁移和转运方面取得了丰硕的研究成果。但在稀土纳米材料的植物毒性评价方面存在较多争议。形成这种现状的原因,我们认为,主要是这一领域的研究,缺乏一套相对统一、系统、科学的行业标准方法。必须设法加强不同研究人员所获结果之间的可比性,必须就植物的生境整体系统地来考量这种相互作用,必须有科学合理的实验方法、检测方法和表征方法。

      研究稀土纳米材料与植物的相互作用,需要对稀土纳米材料进行控制。由于稀土纳米材料本身颗粒大小和溶解性的差异,稀土纳米材料的植物毒性也是有差异的。已有研究表明,稀土纳米材料具有明显的尺寸依赖性,但是稀土纳米材料的尺寸千差万别,所产生的植物毒性也是不同的[30,67,72,73,74]。而且,不同稀土纳米材料的溶解性不同,造成的植物毒性是来自于溶解出来的稀土离子还是稀土纳米材料身仍具有争议[71,75]。因此,对稀土纳米材料进行控制,可以很好的对实验现象进行解释。

      研究稀土纳米材料与植物的相互作用,也需要对植物及其生境进行控制。首先,此类研究对植物的选取是至关重要的。不同植物对稀土敏感性不同,在稀土纳米材料作用下,不同稀土敏感性的植物会表现出不同的毒性效应,因此需要选取适当敏感性的植物进行实验[68,71]。此外,为便于不同研究组间结果的对比,有必要选用模式植物来研究稀土纳米材料的毒性效应。植物生理学、毒理学领域常见的模式植物,有拟南芥、水稻、烟草和金鱼草等,其中水稻已成功地被用于稀土纳米材料的植物毒性效应研究。其次,此类研究对植物培养基的选取也很重要。目前大部分研究都是在实验室条件下进行,而且多数采用水培,没有考虑到土壤、微生物以及动物的影响[71]。水培条件单一,研究结果与实际暴露条件并不符合。因此,需要模拟实际环境对稀土纳米材料的植物毒性进行研究。

      对于植物体内稀土纳米材料的检测,需要多种检测技术联合使用。目前,很多研究者用ICP-OES/MS来测定植物体内稀土含量,如果植物体内稀土含量很低时,ICP-OES无法检测出来,此类方法进行形态分析需要繁琐的前处理步骤,结果也不直观。SEM和TEM可以用来检测稀土纳米颗粒在植物组织中的位置和稀土纳米颗粒的性质,不过这两种技术不能对稀土纳米材料进行定量分析[28,49]。放射性标记法和X射线荧光光谱法可以用来研究稀土纳米材料在植物体内的迁移和分布,但不能对植物体内的稀土纳米材料进行形态表征[61]。同步辐射技术能够确定稀土纳米材料在植物体内的分布及形态转化,但也存在灵敏度不高的问题[48,49,50,62]。因此,需要多种检测技术联合使用,可以实时、原位地了解稀土纳米材料在植物体内的行为,同时也要求我们发现能够更加精准识别的仪器或方法,减小误差。

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