金属纳米颗粒(MNPs)既具有金属物质本身的性质,又具有纳米材料特有的尺寸、形状、比表面积、表面官能团和表面电性等形态特征和特殊性质[1-2]。因此,MNPs广泛应用于许多领域,如化妆品(Ag, TiO2, ZnO)、药物(Ag, CeO2)、电子元件(Cu, Au, Cd)、生物活性涂层(Ag, CuO)等[3]。随着MNPs的产量和用量的增长,不可避免地导致其进入水生生态系统中[4-5]。研究显示,水生生物在摄取水的过程中会积累水中的金属物质,这些金属物质包含MNPs;同时,进入环境的MNPs又会与底泥或绿藻等食物源混合,在水生动物摄取食物的过程中进入其体内。一旦进入生物体内,MNPs就会停留在其体内或吸附在其上皮细胞上,当捕食者捕食这些生物的时候,就可能会摄取并富集MNPs[6-7]。近年来,已有大量研究通过构建食物链的方式观察到了MNPs在水生食物链上的传递行为,发现多种因素会通过多种方式对MNPs的食物链传递过程产生不同程度的影响[8],为评估MNPs的水环境风险提供了重要信息。食物链传递是指毒物通过高营养级生物对低营养级生物的摄食消化过程进行迁移的行为,水体中的微量金属物质可以通过这一过程对水生生物甚至人体健康产生严重影响。而且在食物链传递过程中多伴随着生物放大作用,即捕食者体内浓度大于被捕食者体内浓度(生物放大系数biomagnification factor,BMF>1),这进一步增加了金属污染物的生态风险[9-10]。
食物链传递过程一般涉及3个重要步骤:(1) MNPs进入水环境;(2) 水生生物摄入并储存MNPs;(3) 高营养级生物捕食和消化这些积累了MNPs的低营养级生物,同时摄入了这些MNPs。这些关键过程会受到多种因素的影响,从而引起食物链传递过程的变化。首先,进入水环境的MNPs将发生溶解、聚集和吸附等转化过程形成多种形态,例如离子态、聚集态以及表面改性的MNPs等,这些不同的形态将对水生生物的摄食过程产生影响[11];其次,不同水生生物因其生活和摄食习性的差异,对水中不同MNPs的结合和积累存在极大差异,使得食物链中被捕食者体内MNPs的存量呈现不同[12];最后,捕食者对食物的摄食速率、消化速率和排泄速率都不尽相同,这将显著影响食物所积累的MNPs被捕食者摄入和积累的过程。而MNPs的转化行为将在以上3个过程中都起到关键作用,因此,系统评估MNPs的转化行为在食物链传递中的影响与重要性具有重要意义。
本文首先系统阐述了MNPs在水环境中食物链传递的研究进展和生物放大风险,以食物链传递中的关键过程为出发点,讨论了影响MNPs在水生食物链间传递的3种影响因素,着重归纳了转化行为对食物链传递的影响机制,最后对未来的研究方向以及面临的挑战进行了分析和展望。
1 金属纳米颗粒在水环境中的食物链传递(Food chain transfer of metal nanoparticles in water environment)
虽然对金属污染物在水环境中的食物链传递早已有大量研究,但是对金属纳米颗粒的研究直到2008年才由Holbrook等[13]第一次被报道,引起了人们对MNPs在食物链间传递的关注。利用镉量子点(CdSe QDs)的所具有的荧光特性,Holbrook等[13]证明了镉量子点能在纤毛虫(Trachelocerca pyriformis)和轮虫(Brachionus calyciflorus)所构成的二级食物链间传递。以积累了镉量子点的纤毛虫为食的轮虫体内能够积累大量镉量子点,主要分布在其肠道和体腔内。同样,镉量子点也能在绿藻(Pseudokirchneriella subcapitata)和网纹蚤(Ceriodaphnia dubia)所构成的食物链间传递[14],虽然绿藻细胞的结构、形状以及完整性受镉量子点的毒性影响而发生了改变,但是网纹蚤摄食此绿藻后,在其消化道内仍能检测到镉量子点的积累。然而,以上研究所揭示的镉量子点食物链传递过程却没有显示出明显的生物放大效应,表明MNPs虽然在暴露时间内不断从低营养级生物(细菌、藻)转移到了高营养级生物(轮虫、蚤)体内,但是MNPs在两级生物组织内的浓度却并未升高。
近年来,大部分的MNPs食物链传递研究主要选取相对简单的浮游生物食物链或食物网来进行,被捕食者的平衡暴露时间一般较短,为24～96 h,而捕食者的喂食暴露则可能一直进行,直至MNPs在捕食者体内浓度达到平衡,这一过程可长达14 d。最常用的水生生物为藻类、水蚤类和鱼类。所得到的结果具有类似的趋势,即MNPs虽然会在受试生物链间发生传递,但是一般并不发生食物链放大(BMF<1),目前仅有少数报道得到了食物链放大(BMF>1)的结论。例如Chen等[15]使用富集了TiO2纳米颗粒的绿藻(Scendesmus obliquus)喂食大型蚤(Daphnia magna),观察到的生物放大系数(BMFs)约为8;另一项以类似暴露体系进行的研究则发现TiO2纳米颗粒从小球藻(Chlorella pyrenoidosa)到大型蚤发生食物链传递的BMFs可高达122[16]。而Werlin等[17]则用食物链传递系数(trophic transfer factor, TTF)作为指标评价生物放大效应,结果显示硒化镉量子点从细菌(Pseudomonas aeruginosa)到原生动物(Tetrahymena thermophila)发生了生物放大效应(TTF≈5.4)。但是需要注意的是,大多数研究中对BMF的计算是直接将MNPs在2个营养级生物体内浓度相除(BMF=C捕食者/C被捕食者),因而得到的BMF是取样点的瞬时数据,此时捕食者对MNPs的摄入和排泄可能并未达到平衡状态,当一次摄入大量积累了MNPs的食物但尚没有完成排泄或代谢过程,则可能获得生物放大系数偏大的结果,得出发生食物链放大效应的结论。使用动力学模型对BMF进行计算可以获得更接近平衡状态的结果,这里BMF表示为摄入速率(ku)与排泄速率(ke)的比值(BMF=ku/ke)。例如Xiao等[18]通过动力学模型比较了多种形态Ag纳米颗粒在大型蚤到斑马鱼(Danio Rerio)的食物链传递程度,该研究分别使斑马鱼摄食积累了Ag纳米颗粒的大型蚤和排泄Ag纳米颗粒的动力学过程达到平衡以获得动力学参数,最终计算得到的BMF结果均<1(BMF≈0.19)。而在另一项考察Ag纳米颗粒和Ti纳米颗粒在天然水体(中国太湖)食物网中传递的研究中,纳米颗粒在生物体内的含量趋近于平衡状态,结果显示Ti纳米颗粒的营养级传递系数(TMFs,表示为整个食物链中生物的营养级与体内污染物浓度对数值之间的斜率)为0.70,而Ag纳米颗粒则为1.21。由此可见,MNPs的食物链传递程度差异非常大,通过实验室研究考察食物链传递行为时需对暴露时间、喂食频率等条件进行严格控制,以更符合自然条件下的平衡状态。
虽然大多数研究结果显示食物链放大难以发生,但一些研究比较了同一暴露浓度下水相直接暴露和食物链暴露的积累量,发现摄食暴露的积累量比水相直接暴露更高[19-20],说明食物链暴露可能是更重要的MNPs暴露途径[21]。Skjolding等[22]发现通过食物链传递,斑马鱼(D. rerio)体内富集的ZnO纳米颗粒的量是其直接暴露在ZnO纳米颗粒水分散液中时的10倍。同样,Yu等[23]也发现Cu纳米颗粒在糠虾(Limnomysis benedeni)体内积累的主要途径是食物链传递而非水相富集。造成这一现象的原因可能是通过食物链暴露进入捕食者内的MNPs在食物被消化后才能被吸收和排泄,从而使之在捕食者体内留存更长时间,同时通过食物链进入生物体内的MNPs还可能经历多种转化,导致其在捕食者体内吸收和排泄速率与直接暴露的MNPs产生差异。例如,Wang等[24]的结果虽然显示扇贝(Chlamys farrei)在食物链暴露相同浓度TiO2纳米颗粒时的富集量与水相直接暴露相当,但是其在扇贝各组织(鳃、消化道和外套膜)中的排泄速率却比水相暴露低,表明TiO2纳米颗粒可能在组织中停留更长时间。但是仍有研究发现食物链暴露的积累量小于直接暴露。例如Babaei等[25]的结果虽然表明Ag纳米颗粒通过食物链传递在孔雀鱼体内的富集量低于水相暴露,但是前者引起的氧化应激效应水平却与水相暴露相当。此外,通过食物链传递在生物体内积累的MNPs也会引起生长速率下降[26-27]、活动性下降[28]、氧化应激效应[29]以及基因毒性等多种毒性效应。因此,即使高营养级生物摄食受MNPs污染的食物后体内浓度未升高(没发生生物放大效应),仍然存在通过该途径富集大量MNPs的可能,并对生物造成健康风险。
2 影响金属纳米颗粒在食物链间传递的因素(Factors affecting the transfer of metal nanoparticles in the food chain)
对应食物链传递过程所涉及的3个主要过程,可以将影响因素总结为以下3个方面:(1) MNPs在环境和生物体内的转化;(2) 被捕食者对MNPs的摄取和积累;(3) 捕食者的消化、吸收和排泄。本节将详细综述这3种影响因素及其与MNPs食物链传递的关系。
2.1 MNPs在环境和生物体内的转化
MNPs通过多种途径进入环境中,例如生产过程的废物排放和环境修复等应用中的释放等[30-31]。一旦进入环境,MNPs将发生转化并进而影响其与生物的相互作用[32],主要可分为3种转化方式:(1) MNPs自身发生化学形态变化:溶解和转化[33];(2) 与环境中配体或有机物结合形成复合物或不同的表面性质[34];(3) 自身发生聚合和沉降[35]。这些转化也有可能同时发生,对MNPs的食物链传递过程产生重大影响。
研究表明,进入水体的MNPs将在不同pH的影响下发生溶解,MNPs(ZnO[36-37]、CuO[38-39]和Ag[40]的溶解是对其富集和毒性影响最大的因素之一。这是因为,在同一暴露体系中,溶解释放的金属离子也会被生物以不同于纳米颗粒的摄取和分布方式被积累。如图1所示,MNPs在进入生物后一般在肠道等消化道内积累,难以或仅有少量迁移分布到全身组织;而金属离子则可能分布在全身各个组织。Lammel等[41]对比了CuO纳米颗粒和Cu2+从水丝蚓(Tubifex tubifex)到三刺鱼(Gasterosteus aculeatus)的食物链传递和毒性效应,结果显示溶解态Cu2+的食物链传递及其引起的mRNA甲基化程度均明显高于颗粒态CuO。然而,在另一项研究中,Ag+从大型蚤到斑马鱼的食物链传递系数却显著低于Ag纳米颗粒[18]。这表明,不同MNPs的形态差异在食物链传递中所表现出来的行为也是不同的。此外,不仅颗粒本身的尺寸、元素构成等性质也会影响MNPs的溶解,环境介质的构成则会通过改变其表面化学性质来影响其溶解程度。研究显示,在不同环境介质下,CuO、Ag和ZnO纳米颗粒的溶解比例跨度非常大,介于1%到80%之间[42]。因此,在食物链传递研究中必须对颗粒在不同介质中的物理化学性质进行详细表征,以明确其溶解出的离子态金属物质在生物通过食物链积累金属物质过程中的贡献。总之,溶解是MNPs在环境中最重要的转化过程,从纳米颗粒形态转化为离子态,将对其环境安全和风险产生深远影响[43]。因此,在MNPs的食物链传递研究中,参考已有报道的溶解态金属食物链传递数据[44-46]是十分有帮助的;同时,仍然应在研究中对不同形态金属物质在同一暴露体系中的行为进行比较研究。此外,由于水环境的氧化还原电位变化较大,可能导致进入水环境的MNPs发生氧化还原反应,导致MNPs表面化学性质改变甚至转化为其他物质,从而影响其食物链传递过程。例如,Ag纳米颗粒发生硫化作用会在颗粒表面覆盖Ag2S层或形成银-硫化物复合纳米颗粒[47],而Ag2S纳米颗粒则显示出低于Ag纳米颗粒的生物富集性和生物放大性,这是由于硫化作用导致Ag颗粒表面负电性更低,使其难以吸附在细胞的负电表面,因而更容易被排出体外[18]。因此,MNPs自身化学形态发生变化将严重改变其食物链传递行为,需要在相关研究中进行多种形态对比研究以减小实验室研究和实际环境的差异。
图1 不同形态金属物质在生物体内积累程度示意图
Fig. 1 Schematic diagram of accumulation of different forms of metallic substances in living organisms
当环境中有可结合的配体或有机质存在时,MNPs的表面形态和物理化学性质会发生不同程度的变化,将会影响MNPs在环境中的行为及其与生物之间的相互作用。其中硫化作用是重要转化过程之一,将会减缓MNPs的溶解率和迁移速率,进而对其毒性和生物可利用性产生影响[48]。此外,水中的离子盐和天然有机质(NOM)都会影响MNPs的表面构成。与NOM发生相互作用后MNPs会在表面形成双分子层,影响其聚集、沉降、吸附等行为,进而引起其生物可利用性的改变[49]。例如NOM与Ag纳米颗粒相互作用后,一方面提高了大肠杆菌(Escherichia coli)对Ag颗粒的生物可利用性,另一方面,当其在细菌与四膜虫(Tetrahymena thermophila)构成的食物链间传递时,四膜虫体内的Ag颗粒却更不容易排出体外,最终导致其食物链传递系数较无NOM存在时提高了2.49倍[50]。同时,自然水体中广泛存在的腐殖质、多糖和蛋白质等物质还会对MNPs和NOM的吸附程度和稳定度产生影响。已有研究表明,MNPs的表面官能团能干扰生物对其的识别,当MNPs表面覆盖载脂蛋白(ApoA4、ApoC3、ApoH)时[51],其细胞摄入将会受到不同程度影响,而经过酪氨酸表面修饰的MNPs则显示出更高的生物富集程度和食物链传递系数[52]。在真实环境中,几乎不存在未发生变化的MNPs,因此天然环境或实验体系中MNPs的表面特性对确定其在水中和生物间的迁移转化规律极其重要。
MNPs不溶于水,而是以分散态悬浮于水体中,而且易于发生聚集并沉降,其沉降程度受水体pH值、离子强度及其自身的表面修饰和电性影响。例如,MNPs在离子强度很大的海水中沉降只需数日,而在淡水中则可维持分散达数月[53-54]。在淡水中相对缓慢的沉降速度使MNPs以分散态存在更持久,也就更易于被浮游生物所摄取。相反,海水中更快的沉降速度则会导致MNPs在底泥中的浓度更高,从而对底栖生物和生活在底泥中的生物造成更大威胁。例如TiO2纳米颗粒在淡水食物链(小球藻-大型蚤)中的积累远大于类似的海水食物链构成(杜氏盐藻-丰年虾)[6, 16],同为滤水性浮游生物,淡水中的大型蚤通过直接暴露和摄食暴露所积累MNPs较海水中的丰年虾高4个数量级(110～160 mg·g-1 vs. 0.12 mg·g-1);而底栖生物螺蛳(Achatina fulica)对Ag纳米颗粒的吸收效率则远大于海洋生物青鳉(64%～88% vs.<6%)[8]。研究表明,自然环境中MNPs的异质聚集(与其他不同类型的颗粒相互作用)比均质聚集(与同类型颗粒相互作用)更显著[55]。因此天然水体中MNPs可能更易以异质聚合物形态存在,从而增加了它们的沉降速率,使之在底泥中具有更高的赋存。Dale等[56]对天然水体中ZnO和Ag纳米颗粒的环境行为进行建模分析,发现MNPs具有很强的迁移能力,能随河流径流和底泥移流迁移到河流的下游,不过经估算,MNPs最终还是会积累并蓄积在河流底泥中,甚至可达一世纪之久。因此,沉降是MNPs在水环境中的重要转化过程,使得底泥成为MNPs环境暴露的途径之一,造成底栖生物对MNPs的蓄积量一般较大[57],以底栖生物为食的鱼类可能通过食物链摄取更多的MNPs。
2.2 被捕食者对MNPs的摄取和积累
MNPs进入环境后会以多种不同转化形态(释出的金属离子、表面改性纳米颗粒和聚集沉积物)被食物链底端生物摄取(图2),但是不论生物以何种方式摄取MNPs,在被高级生物捕食后,其体内MNPs都会传递到捕食者体内,然而可以被捕食者消化和积累的MNPs很大程度上受到被捕食者对MNPs的摄取方式影响。一般认为,被吸附的MNPs比被吸收的MNPs更易于被捕食者消化[58],这是因为吸附在食物表面的MNPs能直接脱落并被捕食者吸收,而积累在食物体内的颗粒则需要先对生物质进行消化。
图2 金属纳米颗粒(MNPs)进入环境后以多种不同转化形态在水生食物链中积累和传递
Fig. 2 After entering the environment, metal-based engineered nanoparticles (MNPs) accumulate and transfer in the aquatic food chain in various transformation forms
与金属离子不同,具有较大粒径的MNPs难以通过离子通道进入生物细胞,因此,MNPs在进入水环境后首先会被水生生物吸附。作为食物链底端的生产者或分解者,单细胞藻类或微生物具有致密的细胞壁和细胞膜,其膜孔直径仅为5～20 nm,这意味着只有粒径小于此范围的MNPs可以直接渗透进入微生物细胞[59],同时,微生物还能够分泌大量胞外聚合物,通过络合吸附作用限制MNPs进一步进入细胞内[60]。此外,大量研究观察到水中浮游生物、底栖甲壳生物和鱼类都能在其外壳和表皮上吸附大量MNPs。值得注意的是,吸附在被捕食者胞外或外表皮上的MNPs不应被纳入食物链传递中,这些MNPs虽然仍可能在捕食过程中被捕食者积累,但由于未被低营养级生物内化,所以只能算作捕食者通过直接暴露进入体内的。因此,在进行食物链传递实验时,低营养级生物外部吸附的MNPs需要预先去除才能作为食物喂食高营养级生物。
MNPs被水生生物摄入后首先在肠道或腮中蓄积,肠道和腮的上皮细胞主要是通过内吞作用吸收MNPs。Khan等[61]考察了田螺(Peringia ulvae)对Ag纳米颗粒的吸收和积累,结果表明Ag纳米颗粒可通过多种方式进入田螺体内,颗粒态Ag主要通过内吞作用被肠道吸收,而可溶的Ag+则可通过离子通道和运输蛋白进入细胞内。同时,Gupta等[62]观察到原生动物草履虫(Paramecium caudatum)可通过内吞作用将已与CdTe量子点(粒径约4 nm)结合的细菌纳入体内,并在食泡内消化细菌之后将食物链传递而来的量子点积累在体内,表明内吞作用也是微生物间食物链传递的主要途径。
MNPs的转化行为引起的形态变化也会影响其在低营养级生物体内的摄取和积累。MNPs在被蛋白质或配体表面改性后更易被生物摄取[63]。Bouldin等[14]观察到覆盖了有机高分子涂层的Cd QDs在绿藻体内有更大的富集量,同时其对绿藻的毒性效应也更小,更大的富集量同时导致更多Cd QDs通过食物链从绿藻传递到大型蚤体内。Larguinho等[64]研究了不同表面涂层对食物链传递效率的差异,发现聚乙二醇改性的Au纳米颗粒比柠檬酸包裹的纳米颗粒更易从绿藻通过食物链传递到紫贻贝(Mytilus galloprovincialis)体内。而有机涂层MNPs也比PVP涂层MNPs更易通过食物链传递[65]。因此MNPs转化后的物化性质对其生物富集规律的影响不可忽视,是食物链传递研究中重要影响因素。
2.3 捕食者体内的吸收、分布和排泄
捕食者在摄食体内累积了MNPs的食物的同时也将MNPs摄入体内,但是此时捕食者体内的MNPs还不能认为是食物链传递的结果,因为这些MNPs能否被捕食者吸收并积累在体内很大程度上由捕食者的吸收、积累、分布和排泄过程而决定(图3)。以非颗粒态污染物(金属离子、有机物等)为例,只有被摄取后跨过肠道壁进入组织的污染物才可以被记为通过食物链传递到高营养级生物,因此,在富集实验后需设置一段时间的净化过程[66-67]。目前,对于MNPs来说是否也应遵循这一要求尚未有定论,大部分研究认为MNPs一旦进入捕食者的肠道就应算作食物链传递。然而,这样笼统的处理忽视了MNPs理化性质和捕食者消化生理行为差异引起的食物链传递结果的巨大偏差。MNPs是否保持颗粒形态、能否穿过肠道上皮细胞、是否停留在肠道内、是否发生了转化等问题都将对其食物链传递程度的评价产生影响。
图3 MNPs在捕食者体内的吸收、分布和排泄对食物链传递的影响
Fig. 3 Effects of absorption, distribution and excretion of MNPs in predators on food chain transmission
MNPs能否通过内吞作用进入肠道上皮细胞并迁移分布到其他组织受其金属元素、形状、尺寸和表面物理化学性质的不同而差异明显。例如Lammel等[68]观察到通过食物链传递到刺鱼体内的CuO纳米颗粒主要停留在肠道中,仅有少量能迁移到肝脏中;而Monikh等[69]却观察到食物链传递进入鱼体内的Au纳米颗粒在鱼脑、肝脏中都有大量积累,且棒状颗粒更易在鱼脑中被检出。因此,应根据MNPs的种类和性质来确定其在捕食者体内具体的积累和分布。
MNPs在通过食物链传递到捕食者肠道内是否停留受其饮食习惯、肠道蠕动和排泄过程的影响[70]。例如滤食性动物大型蚤会通过摄入结合了MNPs的绿藻而将MNPs储存在肠道中,但在继续喂食未暴露的绿藻或置于干净培养液中净化后,其肠道内的MNPs则会因尚未消化而排出体外[71]。这表明存在于肠道内的MNPs只是暂时存在于生物体内,在被转化或吸收之前仍可能排出体外,因此,食物链暴露后的净化过程是十分有必要的。同时,不同水生生物的肠道pH差异很大,无脊椎动物一般为中性pH,大部分鱼类呈酸性(pH<2),而多毛类动物则呈碱性(pH>8)。pH会影响金属离子的从MNPs上的解离,因此,肠道环境变化将引起食物链传递效率的差异[42]。
综上所述,MNPs通过食物链传递到捕食者肠道内后的情况比金属离子更为复杂,受到其本身尺寸、物理化学性质以及生物饮食习惯和排泄过程等的影响,因此,笼统地使用评估非颗粒态污染物食物链传递行为的生物放大系数等参数评价MNPs的食物链传递行为可能无法体现这些差异所带来的影响,需要对于具体暴露体系进行综合评价。
3 结论与展望(Conclusion and prospect)
MNPs的食物链传递过程研究虽然受到越来越多的关注,大多数研究重点探索了MNPs在食物网中的第一个阶段,即生产者对MNPs的富集以及向初级消费者的传递过程,对其中的富集作用、积累规律和传递行为做了详细的描述。但是随着食物链中营养级的提高,食物网构成也越来越复杂,对食物链传递过程中关键影响因素的认识也愈发显得不足。本综述对近年发表的相关文献进行了综述,根据MNPs食物链传递过程将影响因素大致归结为3个方面:(1) MNPs在环境中的转化;(2) 水生生物对MNPs的摄取和积累;(3) 捕食者的消化、吸收和排泄。其中MNPs的转化导致的形态变化影响尤为关键,对整个食物链传递过程都产生影响,因此,系统评估MNPs的转化行为在食物链传递中的影响与重要性具有重要意义。然而目前关于MNPs的食物链传递的研究还主要集中在传递过程和传递程度上,对不同MNPs的形态与性质差异引起的食物链传递行为变化研究还处在探索阶段,尚有许多问题需要解决。针对MNPs转化行为的重要作用,可从以下几个方面开展进一步研究。
(1)MNPs在暴露生物体内的生物转化对MNPs富集和食物链传递行为分析造成巨大挑战,这主要是由于缺乏能够区分生物体内MNPs结构和形态的原位检测技术所导致的。例如最常用于MNPs定量研究的电感耦合等离子体质谱(ICP-MS)无法区分MNPs的离子态和颗粒态,最近开发的单颗粒电感耦合等离子体质谱(spICP-MS)虽能精确定量颗粒态MNPs,但仍受限于颗粒粒径范围和前处理过程[72];而最常用于追踪和定位MNPs组织分布的透射电子显微镜(TEM)则难以识别MNPs颗粒的表面修饰和化学转化,而且切片制作耗时而繁琐,无法原位观察MNPs的生物组织分布。依托于大科学装置的同步辐射近边结构吸收光谱技术(XANES)在研究MNPs生物转化方面具有很大优势,能够原位区分生物样品中MNPs的特定元素位置和丰度,从而确定MNPs的多种转化形式在生物组织的积累和分布[73]。除此之外,基于同位素丰度信息的前沿技术纳米二次离子质谱(nano-SIMS)能用于直接绘制生物样品中MNPs的组织/细胞/亚细胞分布图谱,是研究MNPs及其转化产物在生物体内积累行为的有力工具[74-75]。然而这些技术也存在仪器要求苛刻,检测成本高昂等问题。因此开发出一种高效便捷的原位检测技术,能够在区分不同转化形态MNPs的同时保留其生物组织分布信息,是研究MNPs生物富集和食物链传递行为的重要需求。
(2)在食物链传递中,MNPs与食物一同被捕食者摄入体内,因此MNPs在低营养级生物(“食物”)体内的组织分布和内部转化行为对食物链传递过程也十分重要。明确MNPs以多种形态在生物体内的分布可以揭示颗粒在“食物”中的位置,进而揭示颗粒的转化形态与其在生物体各组织被消化代谢过程中的可利用性之间的关系。同时,捕食者对“食物”各组织和营养成分的消化能力如何影响MNPs的吸收也还未见报道。
(3)MNPs在消化过程中可能无法通过肠道上皮细胞而被吸收到组织中,而是滞留在肠道中,这就使得颗粒污染物的生物富集和食物链传递的定义与传统污染物可能有所不同,可能需要重新认识颗粒污染物积累和富集行为并加以界定。滞留在肠道中的MNPs能否被算作富集和食物链传递的一部分还需要加以明确;基于分配理论的生物富集系数和生物放大系数能否用于评价MNPs的生物富集和食物链传递尚需验证;同时,动力学方法分别考察食物链传递的摄入动力学过程和排泄动力学过程来拟合食物链传递系数,能比较好地描述食物链传递的过程,避免食物链传递实验难以达到平衡状态的问题,因此,使用生物动力学方法来评价MNPs在不同生物构成的食物链中的传递程度比通过MNPs在两级生物体内积累量的比值获得食物链传递系数(TTF)更加合适。
通信作者简介：董仕鹏(1988—),男,博士,助理研究员,主要研究方向为纳米材料的生物积累、传递和效应。
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