Environmental Science: Nano | 华东师范大学在湿地植物对纳米银的吸收研究取得新进展
银纳米颗粒物（Ag-NPs）因其独特的光学和抗菌特性被广泛应用到不同产品的制造中，如食品包装、衣服和医疗器械等。在2015年美国纳米技术消费品清单中列出的1814种含有纳米材料的产品中，使用Ag-NPs的产品占比达到24%。
Ag-NPs的大量使用将不可避免的被排放到环境中。这些纳米颗粒物（NPs）一旦进入环境将会发生一系列的迁移、转化及生物累积，甚至通过食物链进入人体对人类产生潜在的健康风险。其中，硫化作用被认为是NPs在环境转化中的主导过程，硫酸盐还原菌（SRB）在其中起着举足轻重的作用。
SRB是一类在厌氧条件下能够以硫酸盐为电子受体将SO42-还原为S2-的细菌。传统意义上讲，SRB能够通过异化作用将金属离子转化为金属硫化物沉淀，进而降低金属的生物可利用性，但SRB对金属NPs生物可利用性的影响尚不明确。因此，本研究以长江河口优势种海三菱藨草为例，主要探讨了有/无SRB作用下，植物对Ag0-NPs的吸收累积及其作用机制。
本研究首先对比分析了在有/无SRB参与下，当植物暴露于不同浓度（0.01、0.1、1、10 mg/L）Ag+和20 nm Ag0-NPs后植物体内总银的含量，暴露时间为1、3、5、7天。对于Ag+处理组（图1），在不同的暴露浓度和时间下，SRB显著抑制了植物对总Ag的吸收累积，平均抑制率为37.29%。这可能是因为在SRB作用下培养液中游离态Ag+被固定转化为硫化银沉淀，从而减弱了植物对银元素的累积作用。但有趣的是，当植物被暴露于Ag0-NPs时，有SRB参与的处理组中植物体内（尤其根部组织）的总银含量显著高于无SRB的处理组，这表明当植物暴露于Ag0-NPs时，SRB能够显著增强的植物对总银的吸收（图2）。
图1. Ag+处理组中植物体内总银的浓度。“*”：显著性差异，P < 0.05。A: 0.01 mg/L; B: 0.1 mg/L; C: 1 mg/L; D: 10 mg/L。Root/Stem & SRB: SRB处理下的植物根/茎；Root/Stem: 无SRB处理下的植物根/茎。
图2. 20 nm Ag0-NPs处理组中，植物体内总银的浓度。“*”：显著性差异，P < 0.05。A: 0.01 mg/L; B: 0.1 mg/L; C: 1 mg/L; D: 10 mg/L。Root/Stem & SRB: SRB处理下的植物根/茎；Root/Stem: 无SRB处理下的植物根/茎。
为了阐明当植物暴露于Ag0-NPs时，SRB能够显著增强的植物对总银吸收的作用机制，本研究利用Macerozyme R-10酶对植物根和茎组织内Ag-NPs进行了提取，并使用单颗粒(SP)-ICP-MS分析测定了植物体内Ag-NPs的颗粒浓度和平均粒径（图3）。结果表明，当植物暴露于Ag0-NPs时，在SRB作用下，植物体内累积了更多粒径更小的Ag-NPs。此外，在含有SRB的培养液中Ag-NPs的平均粒径也显著低于不含SRB处理组中Ag-NPs的平均粒径。这表明SRB很可能将Ag0-NPs转为了更容易被植物吸收的粒径更小的Ag2S-NPs，从而增加了植物对总银的累积。
为了验证上述假设，本研究又利用电镜技术（TEM-EDS）对Ag0-NPs处理组培养液中的Ag-NPs进行了表征（图4）。在没有SRB参与的情况下，主尺寸约为20 nm的Ag0-NPs没有观察到明显的变化（图4A）。但当SRB介入时，生物合成的的次生Ag2S-NPs（< 10nm）形成于原始Ag0-NPs附近（图4B、4C、4D和图5）。而且这些Ag2S-NPs很可能是通过溶解-扩散-硫化过程从母体Ag0-NPS中产生的。
此外，在有/无SRB的情况下，不同粒径（即20、40和80 nm）Ag0-NPs的植物吸收实验也证实了当植物暴露于较小粒径Ag-NPs时可以累积更多的银元素。因此，综合结果表明，在SRB存在下，当海三菱藨草暴露于Ag0-NPS时可以吸收累积更多的银元素，这可能主要归因于更容易被植物吸收的较小尺寸的次生Ag2S-NPs的形成。本结果表明了水环境、微生物、植物和不稳定NPs之间的复杂耦合相互作用的重要性。这一发现也很可能改变了人们对“SRB固定重金属，减少金属的生物有效性”的传统理解。
图4. 20 nm Ag0-NPs处理组培养液中Ag-NPs的TEM及EDS分析。A：无SRB的处理组；B、C和D：有SRB的处理组。红“↑”：用于EDS分析的区域。
图5. 有SRB参与的Ag0-NPs处理组培养液中Ag-NPs（中）的TEM高分辨图像（左和右），红色□为高分辨TEM分析的区域。
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