2025, Vol. 49
文章信息
- 戴雪田, 刘冬妮, 杨芷, 李建磊, 钱伟, 朱小山. 2025.
- DAI Xuetian, LIU Dongni, YANG Zhi, LI Jianlei, QIAN Wei, ZHU Xiaoshan. 2025.
- 纳米二氧化钛对海洋硅藻有机磷酸酯累积、转化及毒性的影响
- Effects of titanium dioxide nanoparticles on the accumulation, transformation, and toxicity of organophosphate esters in marine diatoms
- 海洋科学, 49(4): 25-38
- Marine Sciences, 49(4): 25-38.
- http://dx.doi.org/10.11759/hykx20241209001
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文章历史
- 收稿日期：2024-12-09
- 修回日期：2025-03-19
2. 海南省检验检测研究院食品检验检测中心, 海南 海口 570000;
3. 国家市场监督管理总局重点实验室(热带果蔬质量与安全), 海南 海口 570000;
4. 海南大学 环境科学与工程学院, 海南 海口 570228
2. Hainan Provincial Institute of Quality and Testing Food Testing Center, Haikou 570000, China;
3. Key Laboratory of Tropical Fruits and Vegetables Quality and Safety, State Administration for Market Regulation, Haikou 570000, China, 4. School of Environmental Science and Engineering, Hainan University, Haikou 570228, China
随着纳米材料广泛应用和生产规模的增加[1-3], 金属基纳米颗粒(MNPs)在生产、储存、运输、消费和处置过程中释放到环境中[4-7], 威胁环境安全和公共健康[8-12]。研究人员已在水、土壤和大气中检测到MNPs的污染[6, 9, 13-14]。一旦释放到水体中, MNPs很容易与现存污染物(如重金属离子)相互作用, 这可能影响这些共存污染物的环境归宿及其生态毒性风险。
纳米二氧化钛(nTiO2)是最常用的MNPs之一, 广泛用于医药行业(药物递送和生物传感器等[15])、日化品(防晒霜和纺织品等[16])、工业生产(建筑材料和抗菌包装等[17])、光电产业(太阳能电池和清洁能源等[18])和环境污染修复材料[19]等领域, 因此nTiO2经由各种生产生活方式的排放, 具有较高的环境污染风险。与其他污染物类似, nTiO2的最终汇集地是海洋环境[20-22]。实际上, nTiO2已在法国地中海海岸检测到, 其浓度范围为20~900 μg/L[23]; 在中国渤海湾内海中检测到其浓度为1.75×108颗粒/L[24]。预计到2025年, nTiO2的年产量将达到2.5×106 t[25], 其浓度可能在未来几十年内显著增加[26-29]。此外, 由于其独特的物化性质(如高比表面积和良好的光催化活性), nTiO2具有与其他污染物共存并进一步相互作用的概率。许多研究已探讨了nTiO2与共存污染物的联合毒性。当与污染物共存时, 污染物被吸附在其表面, 或者形成异质聚集体, 从而改变污染物的生物可利用形态以及影响其在生物体中的毒性效应。一些研究表明, nTiO2通过特洛伊木马效应, 促进污染物在生物体内的富集, 诱导细胞氧化损伤的发生, 或者扰乱污染物的分布和抑制解毒功能, 从而增强了共存污染物(如三丁基锡、双酚A、多环芳烃、银、砷、有机磷酸酯等)对水生生物(如原生动物四膜虫(Tetrahymena)、卤虫(Artemia salina)、斑马鱼(Danio rerio)、大菱鲆(Scophthalmus maximus)、鲍鱼(Haliotis diversicolor supertexta)和翡翠贻贝(Perna viridis))的累积和毒性[30-35]。相反, 另一些研究发现, 由于一些金属本身的某种形态对生物的毒性较高, 当nTiO2存在时, 金属形态发生变化, 在细胞中的比例降低, 导致其生物利用度降低, 从而降低了共存污染物(如镉、铅和砷)对卤虫(Artemia salina)、大型溞(Daphnia magna)或贻贝(Mytilus galloprovincialis)的毒性[36-39]。这些不同的结论表明, nTiO2与共存污染物相互作用的总体毒性表现仍不清楚, 需要进一步研究。
在共存污染物中, 有机磷酸三酯(organophosphate triesters, Tri-OPEs)因其在水生生态系统中的作用而受到越来越多的关注[40-41]。常见的Tri-OPEs根据取代基的不同分为烷烃类、氯代类、芳香类以及混合取代基类[42]。Tri-OPEs常作为塑料添加剂和阻燃剂使用, 且由于其与材料是物理键合, 导致OPEs易释放到环境中。氯代类和芳香类OPEs由于氯代基团和芳香结构的稳定性, 在环境中难以降解, 存在生物累积性, 且毒性较高, 影响生物的神经系统以及生殖功能。烷烃类由于结构简单, 极性低, 比氯代类更易被微生物降解, 因此毒性也更低些[43]。有机磷酸二酯(organophosphate diester, Di-OPEs)是三酯的主要代谢物, 通常被用作评价生物暴露的代谢生物指标[44]。近年来, Tri-OPEs在塑料使用频繁的地区(如近岸水域和养殖场)被检测出高浓度[45-47]。例如, 在中国北方的莱州湾和辽东湾, Tri-OPEs的浓度分别记录为296.8~1 015.8 ng/L[48]和(170.0 ± 63.73) ng/L[49]。与此同时, MNPs浓度也在莱州湾(1.75 × 108颗粒/L)和辽东湾(3.98 × 108颗粒/L)[50]被检测到。这些发现表明Tri-OPEs和MNPs在沿海生态系统中的广泛存在, 引发了对它们潜在相互作用及综合生态效应的担忧。然而, 关于这些相互作用的性质和后果的研究目前仍然有限, 亟需进一步评估这些污染物共同存在的风险。
海洋硅藻约占全球初级生产力的40%, 是沿海食物网的基础[51]。其中, 三角褐指藻(Phaeodactylum tricornutum)是生态毒理学研究中使用最广泛的毒性评价模型生物之一, 经常被用于探索MNPs和其他共存污染物的相互作用。因此, 本研究将以三角褐指藻(Phaeodactylum tricornutum)为模式藻种作为研究对象, 首先研究代表性OPEs对藻的毒性效应, 及其在藻体内的转化行为, 进而探究nTiO2对藻体内OPEs转化的影响及可能造成生理生化上潜在的毒性影响, 最终通过对基因标志物的检测阐明这种毒性影响的作用机制。本研究结果为揭示nTiO2与OPEs的生态效应以及评价OPEs在海洋环境中的安全性提供了额外的数据和理论基础, 为保障水产品安全提供技术支撑, 并为海洋污染物管控标准的制定提供科学依据, 助力海洋生态系统的保护与污染治理策略的实施。
1 材料与方法 1.1 化学品与试剂实验所用试剂为nTiO2(XFNANO江苏先丰纳米材料科技有限公司购入, 纯度 > 99.5%, 粒径≤10 nm), 磷酸三正丁酯(tributyl phosphate, TNBP, 纯度≥99.0%)、磷酸三苯酯(triphenyl phosphate, TPHP, 纯度≥96.0%)、磷酸三(2-氯乙基)酯(tris(2-chloroethyl) phosphate, TCEP, 纯度≥98.0%)均购自上海麦克林生化科技股份有限公司。实验所用标准品TNBP、TPHP和TCEP, 以及磷酸二丁酯(dibutyl phosphate, DNBP)、磷酸二苯酯(diphenyl hydrogen phosphate, DPHP)、双(1-氯-2-乙基)磷酸酯(bis-(1-chloro-2-ethyl) phosphate, BCEP)均购自北京曼哈格生物科技有限公司。内标d27-TNBP、d15-TPHP、d15-TCEP、d18-DNBP、d10-DPHP、d8-BCEP均购自C/D/N Isotopes公司。实验所用主要生物标志物检测试剂盒超氧化物歧化酶(SOD)、丙二醇(MDA)、谷胱甘肽S甲基转移酶(GST)均购自南京建成生物工程研究所。
1.2 受试生物与溶液制备浮游植物三角褐指藻(Phaeodactylum tricornutum)藻种购自上海光语生物科技有限公司(中国上海)。培养条件如下: 温度设置为(20±2) ℃, 光照强度为(3 000± 300) lx, 光暗比为12 h∶12 h, 培养基采用的是F/2, 本研究中的三角褐指藻采用的是静置培养, 每天8 h摇晃一次避免藻细胞的沉降, 每7 d转接到新鲜的F/2培养基保证三角褐指藻的生长活力。准确称取100 mg nTiO2粉末于100 mL容量瓶中, 加入超纯水至刻度, 并超声处理10 min(50 W/L, 40 kHz)来制备nTiO2的储备液(1.0 g/L)。取储备液采用培养基稀释为工作液, 各浓度工作液在使用前超声处理10 min(50 W/L, 40 kHz)。准确称取25 mg的TNBP、TPHP以及TCEP试剂于25 mL的容量瓶中, 加入二甲基亚砜(DMSO)定容, 得到1 mg/mL的OPEs混合储备液, 移取1 mL 1 mg/mL的OPEs混合储备液至10 mL容量瓶中, 得到0.1 mg/mL的OPEs混合储备液。再通过培养基依次稀释得到各梯度工作液。
1.3 暴露实验暴露实验分为2个部分, 首先取三角褐指藻对数期(7 d)作为母液, 采用血球计数板测定藻细胞的浓度后, 采用F/2培养基进行比例稀释得到细胞密度为4×104 cells/mL的三角褐指藻应用液。对于急性毒性实验来说, 将Tri-OPEs和Di-OPEs的储备液用F/2培养基分别依次稀释后再与三角褐指藻应用液等体积混合后, 得到梯度为: 1.25、3.13、6.25、12.5、25.0、50.0 mg/L, 以及10、25、50、100、200、400 mg/L的两种急性毒性实验浓度。对于污染物暴露实验来说, 取50 mL三角褐指藻应用液和50 mL的OPEs工作液混匀后, 得到细胞密度为2×104 cells/mL的处理组, 其中OPEs浓度分别为2 µg/L(环境浓度)和20 µg/L (污染浓度)。共同暴露则取50 mL三角褐指藻应用液和50 mL的nTiO2和OPEs工作液混匀后, 得到细胞密度为2×104 cells/mL的处理组, 其中OPEs浓度分别为2 µg/L和20 µg/L, nTiO2的浓度为1 mg/L。
1.4 Tri-OPEs及Di-OPEs的测定三角褐指藻中: 为了提取吸附在藻细胞表面的OPEs, 将5 mL 10%甲醇添加到细胞中, 涡旋1 min, 然后离心(8 000 r/min, 5 min)。分析之前, 将上清液掺入内标OPEs。为了测定藻体内的OPEs含量, 将3 mL 80%甲醇添加到掺有内标的细胞沉淀中, 并进行超声提取15 min。将混合物离心(8 000 r/min, 5 min), 并分析收集的上清液, 此步骤重复3次。蒸干乙腈定容至1 mL后待测。
培养基溶液中: 取20 mL培养基上清液经0.45 µm的玻璃纤维膜(津腾)过滤后, 加入10 µL的100 µg/L内标混标, 充分混匀后过HLB固相萃取柱(3 mL, 50 mg)进行富集和净化。具体的固相萃取方法为: 首先将6 mL乙腈和6 mL超纯水活化HLB小柱, 并且使其不要流干, 迅速转移20 mL水样进行上样, 保持流速约为1 mL/min, 接着采用6 mL超纯水淋洗, 然后在负压下抽干20 min, 接着用6 mL乙腈清洗滤膜和盛有水样的容器内壁, 再将清洗液加入HLB小柱进行目标物的洗脱, 收集洗脱液在40 ℃水浴中氮吹浓缩近干, 1 mL甲醇定容, 进行UPLC-MS/MS进样分析。
1.5 仪器参数液相色谱型号为AB Sciex ExionLCTM AD, 色谱柱: ACQUITY UPLC BEH C18(2.1 mm×100 mm, 1.7 µm); 柱温: 40 ℃; 进样量: 2 µL; 流动相: A: 0.1%甲酸水; B: 95%乙腈; 流速: 0.3 mL/min。质谱型号为AB Sciex Triple Quad 5500, 质谱参数如表 1所示, 离子源: 电喷雾电离, 正电离模式; 质谱检测方式: 多反应选择离子监测; 毛细管电压: 0.5 kV。三角褐指藻以及培养基溶液中OPEs检测方法及评价见表 2。
| 化合物 | 反应离子对 | 内标 |
| TNBP | 267.3 > 99.0*, 267.3 > 155.1 | TNBP-d27 |
| TPHP | 327.1 > 152.1*, 267.3 > 215.1 | TPHP-d15 |
| TCEP | 288.0 > 99.0*, 288.0 > 124.9 | TCEP-d12 |
| DNBP | 209.2 > 79.0*, 209.2 > 153.1 | DNBP-d18 |
| DPHP | 249.9 > 93.9*, 249.9 > 155.1 | DPHP-d10 |
| BCEP | 222.2 > 35.2*, 222.2 > 76.9 | BCEP-d8 |
| 注: TNBP为磷酸三正丁酯, TPHP为磷酸三苯酯, TCEP为磷酸三(2-氯乙基)酯, DNBP为磷酸二丁酯, DPHP为磷酸二苯酯, BCEP为双(2-氯乙基)磷酸酯; *表示定量离子 | ||
| 样品 | 化合物 | 方法回收率/% | 仪器检出限/(ng·g–1) | 方法定量限/(ng·g–1) |
| 微藻 | TNBP | 78.5 | 0.12 | 0.18 |
| TPHP | 89.0 | 0.11 | 0.43 | |
| TCEP | 95.4 | 0.15 | 0.74 | |
| 水样 | TNBP | 88.2 | 0.01 | 0.05 |
| TPHP | 98.7 | 0.27 | 0.89 | |
| TCEP | 101.1 | 0.17 | 0.57 | |
| 注: TNBP为磷酸三正丁酯, TPHP为磷酸三苯酯, TCEP为磷酸三(2-氯乙基)酯 | ||||
取40 mL藻液在4 ℃条件下离心(3 000 r/min, 10 min), 并用人工海水冲洗藻细胞两次。随后, 加入5 mL 0.1 mol/L的磷酸缓冲液(pH=7.8), 使藻细胞重新悬浮, 并且在超声细胞破碎仪中破碎5 min。在4 ℃条件下离心(5 000 r/min, 10 min)。取用上清液按照试剂盒说明步骤测定超氧化物歧化酶(SOD)和丙二醛(MDA)的含量。
使用总RNA提取试剂盒(OMEGA, 中国), 按照试剂盒操作流程从藻细胞中提取总RNA。仪器采用的是7500 Real-Time PCR系统(Applied Biosystems, USA)。使用PrimeScript RT试剂盒进行总RNA的反转录(试剂盒中提供的RNase-free DNase I可以消除总RNA中残存的DNA污染), RT-PCR扩增采用SYBR Green PCR试剂盒(TaKaRa, 中国)。反应体系最终体积为50 μL。每个样本3次重复, 保证结果的稳定性。PCR反应条件: 95 ℃ 30 s, (95 ℃ 30 s, 60 ℃ 34 s, 40个循环)。实验以GAPDH作为内参基因, 使用2-ΔΔCT法来分析目标基因的表达量。引物序列如表 3所示。
| 基因 | Gene ID | 引物序列(5’  3’) |
| CYP450还原酶(cytochrome P450 reductase) | XM_002180149 | F: AGCGGTTATTGCTATTGGTGT |
| R: CTCCTCCTTGTCATCCTCATC | ||
| GST | XM_002185731 | F: CAGTACATCCAGACCGAGAAGA |
| R: TACGGACAATCCAACGACA | ||
| 内参基因 | XM_002182551 | F: CCGTTGTGTCCCAAGACTTT |
| GAPDH | R: TTCCCGACGTGTAGATAGCC |
根据OECD201[52]得到nTiO2与OPEs对藻120 h的半数抑制浓度EC50值。
式中, A为藻细胞生长曲线所围成的面积, N0为t0时藻细胞的浓度, N1为t1时藻细胞的浓度, t1为暴露后第一次计数的时间间隔, tn为暴露后第n次计数的时间间隔。
式中, It为OPEs对藻生长的抑制率, At为空白对照组生长曲线所围成的面积, AC为污染物处理组的生长曲线所围成的面积。
采用生物富集因子(bioconcentration factor, BCF)来表示藻和培养溶液对OPEs累积的能力。
式中, B为生物富集因子, C0为藻体内OPEs浓度, Cm为培养溶液中OPEs浓度。
由于缺乏BCEP的试剂, 故我们通过美国环保局(EPA)的EPIWEB 4.1软件, 使用Ecosar模型, 输入CAS号(3040-56-0)以及SMILES, 可得到其对藻的EC50值为498.12 mg/L。
1.8 统计学方法采用单因素(ANOVA)方差方法检验单独暴露OPEs以及nTiO2和OPEs共同暴露时藻体内OPEs含量和各毒性表现指标含量之间的显著差异性(SPSS 22.0软件), 对存在差异性的组别进行多重比较检验, 差异显著性水平为P < 0.05。
2 结果 2.1 OPEs以及与nTiO2共存时对三角褐指藻的毒性通过急性毒性实验, 我们得出OPEs浓度梯度下对藻生长的抑制率, 并根据OECD标准得到Tri-OPEs和Di-OPEs对三角褐指藻120 h的半数抑制浓度EC50值, 结果如图 1所示。可以看出, Tri-OPEs对三角褐指藻的毒性从大到小依次为TPHP(EC50=3.02 mg/L)、TNBP (EC50=6.88 mg/L)、TCEP(EC50=48.79 mg/L)。而主要代谢产物Di-OPEs对三角褐指藻的毒性均小于母体的毒性, 其中DNBP对三角褐指藻的毒性最高, 其EC50值37.61 mg/L, 其次是DPHP和BCEP。上述结果表明生物体对OPEs的转化行为是一种解毒作用。
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| 图 1 OPEs对三角褐指藻的急性毒性抑制率曲线 Fig. 1 Individual toxicity inhibition rate curve of OPEs to Phaeodactylum tricornutum 注: TNBP为磷酸三正丁酯, DNBP为磷酸二丁酯, TPHP为磷酸三苯酯, DPHP为磷酸二苯酯, TCEP为磷酸三(2-氯乙基)酯, BCEP为双(1-氯-2-乙基)磷酸酯 |
随后进行了120 h的OPEs环境浓度暴露、高浓度暴露以及分别与nTiO2共暴露的实验, 并计算了120 h暴露后各处理组的抑制率, 如图 2所示。对于TNBP来说, 在环境浓度的暴露下没有呈现对藻的生长抑制效应, 在高浓度的暴露下抑制率较小(约3.43%), 但在和nTiO2的共同暴露组中, 出现了更强的抑制效应, 其抑制率为8.66%~10.29%。在TPHP的各处理组中, 虽然藻体均出现了一定的生长抑制现象, 但前3组没有显著差异, 只有在和nTiO2共存的高浓度暴露组中, 抑制率有显著上升(P < 0.05), 其值为12.46%。而TCEP对藻体的毒性相对于TPHP和TNBP较小, 在环境浓度组中均未发现生长抑制效应, 而在高浓度暴露组中抑制率较小(1.43%~2.52%), 也无显著性差异(P > 0.05)。上述结果表明, 不同OPEs对藻体的抑制效应不同, TCEP的影响最小, TPHP 4个暴露组均产生抑制效应; 而当nTiO2存在时, TNBP和TPHP对藻体生长表现出更强的抑制效应, 尤其是高浓度暴露组。
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| 图 2 120 h暴露后对三角褐指藻的生长抑制率 Fig. 2 Growth inhibition rate of Phaeodactylum tricornutum after 120 h exposure 注: TNBP为磷酸三正丁酯, TPHP为磷酸三苯酯, TCEP为磷酸三(2-氯乙基)酯; 不同字母a, b, c代表显著性差异(P < 0.05) |
通过120 h的OPEs环境浓度暴露、高浓度暴露以及分别与nTiO2(1 mg/L)共暴露的实验, 我们测定了OPEs在藻体内的质量浓度, 结果如图 3所示, 对于TPHP, 在nTiO2+2 µg/L的暴露组为(0.40±0.13) µg/g, 显著高于单独暴露组(0.23±0.048) µg/g(P < 0.05), 在nTiO2+20 µg/L的暴露组中其浓度为(1.52±0.31) µg/g, 也显著高于单独OPEs暴露组(0.64±0.19) µg/g(P < 0.05), 这个现象表明nTiO2显著促进了TPHP的累积; 对于TCEP, 在藻体内的质量浓度比TPHP稍多一些, 在环境浓度暴露组浓度为(0.75±0.23) µg/g, 但与共暴露组(1.02±0.31) µg/g无显著差异, 而在高浓度时, 共暴露组(1.90±0.53) µg/g要显著高于单独暴露(0.90± 0.15) µg/g(P < 0.05)。然而, 在各处理组的藻体内没有检测到TNBP, 这种现象表明TNBP相对于其他两种OPEs可能更易在藻体内迅速发生生物转化行为, 导致其在藻体内无法检测到。
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| 图 3 暴露120 h后Tri-OPEs在三角褐指藻体内的浓度 Fig. 3 Concentration of OPEs in Phaeodactylum tricornutum after 120 h exposure 注: TPHP为磷酸三苯酯, TCEP为磷酸三(2-氯乙基)酯; 不同字母a, b, c代表显著性差异(P < 0.05) |
对于培养基中的Tri-OPEs浓度, 结果如表 4所示, 在暴露120 h后, 无论是单独暴露还是共同暴露, OPEs的浓度都减少了, TPHP的剩余量最少, TCEP的剩余量最高, 表明加入nTiO2后对它们的浓度变化影响不显著。
| 处理组 | 培养基中Tri-OPEs的浓度(µg·L–1) | ||
| TNBP | TPHP | TCEP | |
| 2 µg/L | 0.38±0.016b | 0.021±0.0018c | 0.95±0.06b |
| nTiO2+2 µg/L | 0.41±0.052b | 0.019±0.010c | 1.10±0.13b |
| 20 µg/L | 0.66±0.039a | 0.27±0.034a | 9.01±1.10a |
| nTiO2+20 µg/L | 0.76±0.003a | 0.20±0.021b | 10.12±0.55a |
| 注: TNBP为磷酸三正丁酯, TPHP为磷酸三苯酯, TCEP为磷酸三(2-氯乙基)酯; 不同字母a, b, c代表显著性差异(P < 0.05) | |||
通过藻体内和培养基中Tri-OPEs的量, 我们可以得到各处理组的BCF值。在2 μg/L暴露组中, TPHP的BCF值为10.95, 而在加入nTiO2后的TPHP的BCF值为21.05; 在20 μg/L暴露组中TPHP的BCF值为2.37, 而在加入nTiO2后的TPHP的BCF值为7.6, 结果表明, TPHP随着浓度的增加, 藻体对其的累积效率降低, 加入nTiO2可以促进TPHP的累积。在2 μg/L暴露组中, TCEP的BCF值为0.79, 而在加入nTiO2后的TCEP的BCF值为0.93; 在20 μg/L暴露组中TCEP的BCF值为0.10, 而在加入nTiO2后的TCEP的BCF值为0.19, 结果表明, 同样随着TCEP浓度的增加, 藻体对其的累积效率降低, 加入nTiO2亦可以促进TCEP的累积。
2.3 Di-OPEs在三角褐指藻体内的含量为了探究Tri-OPEs在藻体内的生物转化行为, 我们测定了其在藻体内暴露120 h后的主要转化产物Di-OPEs的质量浓度, 结果如图 4所示。对于DPHP, 在nTiO2+2 μg/L的暴露组为(1.18±0.29) μg/g, 显著低于单独OPEs暴露组(2.70±0.29) μg/g(P < 0.05), 同样地, 在nTiO2+20 μg/L的暴露组中其浓度为(1.65±0.23) μg/g, 亦显著低于单独OPEs暴露组(3.14±0.45) μg/g(P < 0.05), 这个现象表明nTiO2显著抑制了TPHP转化为DPHP。而对于DNBP来说, 在nTiO2+2 μg/L的暴露组为(1.01±0.29) μg/g, 低于单独OPEs暴露的浓度(1.52±0.41) μg/g, 而在nTiO2+20 μg/L的暴露组中其浓度为(1.94±0.39) μg/g, 显著低于单独OPEs暴露组(2.91±0.62) μg/g(P < 0.05)。这个现象表明nTiO2也显著抑制了TNBP转化为DNBP。但在各处理组的藻体内没有检测到BCEP, 表明TCEP在藻体内也难以进行生物转化行为, 也可能其主要产物并非BCEP, 而可能是羟基化的转化产物。但DNBP和DPHP的质量浓度相对较高, 表明TNBP和TPHP在藻体内均以转化为低毒性的Di-OPEs作为主要形式存在。
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| 图 4 暴露120 h后Di-OPEs在三角褐指藻体内的浓度 Fig. 4 Concentration of Di-OPEs in Phaeodactylum tricornutum after 120 h exposure 注: DPHP为磷酸二苯酯, DNBP为磷酸二丁酯; 不同字母a, b, c代表显著性差异(P < 0.05) |
通过藻体内和培养基中Di-OPEs的量(表 5), 我们可以得到各处理组Di-OPEs的BCF值。在2 μg/L暴露组中, DPHP的BCF值为6.75, 而在加入nTiO2后DPHP的BCF值为2.88; 在20 μg/L暴露组中, DPHP的BCF值为0.89, 而在加入nTiO2后DPHP的BCF值为0.52。对于DNBP而言, 在2 μg/L暴露组中, DNBP的BCF值为72.38, 而在加入nTiO2后DNBP的BCF值为72.14; 在20 μg/L暴露组中, DNBP的BCF值为67.67, 而在加入nTiO2后DNBP的BCF值为102.11。这些结果表明, nTiO2对Di-OPEs在藻体内的累积也产生了影响, DNBP相对于DPHP更易于在藻体内产生累积。
| 处理组 | 培养基中Di-OPEs的浓度(µg·L–1) | ||
| DNBP | DPHP | BCEP | |
| 2 µg/L | 0.021±0.001 7b | 0.40±0.049c | — |
| nTiO2+2 µg/L | 0.014±0.004 2c | 0.41±0.041c | — |
| 20 µg/L | 0.043±0.005 8a | 3.51±0.18a | — |
| nTiO2+20 µg/L | 0.019±0.002 7b | 3.17±0.051b | — |
| 注: DNBP为磷酸二丁酯, DPHP为磷酸二苯酯, BCEP为双(1-氯-2-乙基)磷酸酯; 不同字母a, b, c代表显著性差异(P < 0.05); -代表未检出 | |||
我们通过比较TPHP和DPHP在藻体内的比例, 来探究nTiO2在TPHP转化中扮演的角色。如图 5所示, 我们发现在加入1 mg/L的nTiO2共同暴露后, 环境浓度OPEs暴露组中TPHP的比例从7.8%上升到25.3%, 而DPHP的比例从92.2%下降到74.7%, TPHP和DPHP的比值从0.08上升到0.34。另外, 在高浓度OPEs暴露组也观察到了类似的现象, 在nTiO2的存在下, 高浓度OPEs暴露组中TPHP的比例从16.9%上升到47.9%, 而DPHP的比例从83.1%下降到52.1%, TPHP和DPHP的比值从0.20上升到0.92。基于这些结果, 我们推测nTiO2可能会抑制TPHP向DPHP的转化行为。
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| 图 5 暴露120 h后TPHP和DPHP在三角褐指藻体内的百分比 Fig. 5 Percentage of TPHP and DPHP in Phaeodactylum tricornutum after 120 h exposure 注: TPHP为磷酸三苯酯, DPHP为磷酸二苯酯 |
鉴于nTiO2在抑制藻体内TPHP的生物转化中起到了关键作用, 我们还测定了藻表面TPHP和DPHP的质量浓度。如图 6所示, 在环境浓度暴露组中, TPHP在藻表面浓度为(4.86±1.14) μg/g, 而在和nTiO2的共同暴露组中, TPHP在藻表面浓度为(7.21±1.91) μg/g, 上升为原浓度的1.48倍; 在高浓度暴露组中这种现象更为明显, 在单独高浓度暴露下的藻表面TPHP的浓度为(15.77±4.50) μg/g, 而在和nTiO2的共同暴露组中, TPHP在藻表面浓度为(30.98±5.76) μg/g, 上升为原浓度的1.96倍。对于DPHP来说, 在环境浓度暴露组中DPHP的浓度为(2.79±0.13) μg/g, 高浓度组中DPHP浓度为(3.07±0.72) μg/g, 共暴露时, 环境浓度暴露组中DPHP的浓度为(2.46±0.58) μg/g, 高浓度组中其浓度为(3.21±0.44) μg/g。从数据上看, nTiO2能够显著促进TPHP在表面的富集, 且可能携带更多的TPHP在藻表面累积, 而DPHP在藻表面的浓度与暴露浓度无关, 且nTiO2对DPHP在藻表面的浓度影响不大。因此我们认为, nTiO2对TPHP的生物转化差异发生在藻体内。
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| 图 6 暴露120 h后TPHP和DPHP在三角褐指藻表面的浓度 Fig. 6 Concentration of TPHP and DPHP on the surface of Phaeodactylum tricornutum after 120 h exposure 注: TPHP为磷酸三苯酯, DPHP为磷酸二苯酯; 不同字母a, b, c代表显著性差异(P < 0.05) |
鉴于2.4节得出的结论, 我们推测nTiO2通过对藻体内代谢酶系的影响从而对生物转化作用产生了抑制, 所以测定了GST和CYP450还原酶基因的相对表达量。结果如图 7所示, 在nTiO2的共暴露组中, nTiO2会显著抑制CYP450还原酶基因的相对表达量, 其中在环境浓度组中, 基因相对表达量显著下调了81.4%(P < 0.01), 而在高浓度组, 基因相对表达量亦显著下调了46.7%(P < 0.05)。但nTiO2对GST的基因表达影响在不同暴露组中差别不大。因此我们认为, nTiO2还可能通过抑制CYP450还原酶基因的表达来限制三角褐指藻对TPHP的生物转化行为。
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| 图 7 藻体内CYP450还原酶及GST基因的相对表达量 Fig. 7 Relative expression of CYP450 reductase and GST gene in Phaeodactylum tricornutum 注: CYP450为细胞色素P450, GST为谷胱甘肽S转移酶; P < 0.05代表具有显著性差异, P < 0.01代表具有极显著性差异, P > 0.05代表无显著性差异 |
我们还测定了藻体内的生物标志物, 以此探究TPHP对藻细胞的毒性机制, 得出的结果如图 8所示。环境浓度暴露下, SOD活性和MDA的含量没有发生显著变化, 但在和nTiO2共同暴露时, SOD显著上升了55.5%, MDA的含量则是单独暴露下的2.98倍。在高浓度暴露下, 和nTiO2共同暴露时, SOD的活性没有显著变化, 但MDA的含量仍是显著高于单独暴露组, 为单独高浓度暴露组的1.99倍。MDA作为藻体氧化应激的常用生物标志物, 这表明在环境浓度下nTiO2会促使藻体遭受更高的氧化压力。
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| 图 8 藻体内氧化应激生物标志物的变化 Fig. 8 Changes in oxidative stress biomarkers in Phaeodactylum tricornutum 注: SOD为超氧化物歧化酶, MDA为丙二醛; 不同字母a, b, c代表显著性差异(P < 0.05) |
通过对nTiO2与OPEs共暴露以及单独OPEs暴露组的结果对比得知, 在nTiO2存在下, TPHP和TCEP的累积量显著高于单独暴露组, BCF也比单独暴露要高, 说明nTiO2能够显著增强OPEs在三角褐指藻中的累积效应, 同时显著增加其毒性, 对藻体生长产生了显著的抑制效应, 且使藻体遭受了氧化损伤。这与一项斑马鱼中nTiO2与TDCIPP共暴露的结果相似, 其研究表明, nTiO2(0.09 mg/L)吸附了TDCIPP, 并充当载体促进其在组织中的吸收和转运, 导致TDCIPP在肝脏、大脑和性腺中的负荷增加, 增强了其在斑马鱼中的毒性表现[53]。还有一项在秀丽隐杆线虫(Caenorhabditis elegans)中TiO2-NPs与重金属(HMs)共暴露的实验发现, HMs加速了TiO2-NPs的聚集, 聚集体的粒径和离子强度影响了沉降速率, 在聚集和沉降的行为中通过吸附改变了HMs的垂直分布, 且TiO2-NPs以剂量和尺寸依赖性方式增强了HMs对生物的毒性表现[54]。虽然实验生物、nTiO2浓度、暴露时间和共存污染物不同, 但nTiO2与污染物的共暴露都对实验对象显示出了协同效应, 这一现象可能与nTiO2的物理化学特性密切相关[55], 高比表面积和独特的表面电荷特性使其可通过吸附作用与OPEs形成复合物, 导致更多的污染物进入生物体内, 从而增加污染物的生物可利用性和富集效率[56-58]。
此外, nTiO2对OPEs毒性的增强效应显示出浓度依赖性。在高浓度nTiO2暴露下, 其与OPEs的协同作用显著增强了藻体的氧化应激反应, 表现为超氧化物歧化酶(SOD)活性显著上升和丙二醛(MDA)含量的大幅增加。已有研究证实, nTiO2通过引发活性氧(ROS)积累, 导致细胞膜的损伤和能量代谢紊乱, 从而加剧了污染物的毒性[59-61]。这种效应在TPHP的共同暴露组中特别显著, 其可能与TPHP的疏水性和高亲脂性有关[62], 导致其在nTiO2表面的吸附力较强, 有研究表明, nTiO2的存在提高了斑马鱼中TPHP的生物富集, 增强了TPHP对斑马鱼的存活和生长抑制作用以及对斑马鱼的发育毒性[63]。综上, nTiO2通过促进OPEs的生物累积和增强氧化应激反应, 显著提高了OPEs的生态毒性。未来研究需进一步评估不同类型nTiO2及其浓度对多种污染物复合效应的生态风险, 以提供更全面的环境风险评估。
3.2 nTiO2对OPEs转化的抑制作用及机制从实验结果得知, TNBP和TPHP在藻体内均以转化为低毒性的Di-OPEs作为主要形式存在, nTiO2对TNBP向DNBP的转化影响比TPHP向DPHP的转化影响要小, 但都存在一定的抑制作用, 表明其在污染物代谢过程中具有选择性干扰的潜力。因此我们比较了当nTiO2存在时TPHP和DPHP在藻体内的比例, 发现TPHP和DPHP在藻体内的比值上升, 因此我们认为nTiO2在抑制藻体内TPHP的生物转化中起到了关键作用, 基于此, 我们探究了几种机制。
第一种是吸附作用导致的表面效应。nTiO2可通过吸附作用将TPHP浓缩在藻体表面, 导致TPHP局部浓度升高从而限制其与代谢酶的接触, 抑制其生物转化为DPHP[64]。与此一致的是, 本研究发现TPHP在nTiO2存在下在藻表面的浓度显著升高, 但DPHP的表面浓度变化不大, 说明nTiO2对TPHP的生物转化差异发生在藻体内, 这支持了nTiO2通过吸附作用选择性地影响芳香类OPEs的代谢路径。因此, 我们提出第二种可能存在的机制, nTiO2通过对TPHP的代谢酶系的影响从而对生物转化作用产生了抑制。之前研究证明藻类的CYP450还原酶和GST在代谢芳香类有机污染物起着重要的作用[65-68]。通过对GST和CYP450还原酶基因的相对表达量测定发现, nTiO2显著抑制了CYP450还原酶基因的表达, 而GST基因的表达影响不显著。这表明nTiO2可能通过特异性干扰芳香类OPEs代谢所需的CYP450酶系, 进而限制了TPHP的转化行为。已有研究表明, CYP450酶系在有机污染物代谢中的作用至关重要, 其活性变化直接决定了污染物的代谢速率和毒性释放[69-71]。
综上, TPHP的芳香环特性使其同时遭受吸附隔离和酶活性抑制的双重阻碍, 而脂肪类的TNBP因弱吸附性受到的影响较小, nTiO2通过选择性吸附干扰了代谢酶的表达与活性, 两种机制的协同作用显著抑制了OPEs的生物转化。这种效应可能因污染物的化学结构、nTiO2的浓度及环境条件而异。本研究在理想可控的实验室环境开展暴露实验, 而在真实复杂的海洋环境中, 存在更多类型的污染物以及不可控因素, 比如pH、温度、有机质等因素, 它们对OPEs累积和转化的影响各有差别。因此, 未来还可以通过不同浓度的nTiO2或者不同类型的纳米颗粒, 以及创建更接近真实环境的条件去深入探讨不同类型纳米颗粒对各类污染物代谢路径的影响及其产生的长期生态后果。
4 结论本研究全面评估了不同OPEs及其主要转化产物Di-OPEs对三角褐指藻的毒性, 并探究了nTiO2在OPEs对三角褐指藻的生物积累和生物转化的影响及机制, 通过对三角褐指藻的毒性暴露实验可以得出, 暴露于nTiO2促进了OPEs的生物富集, 这可能是由于OPEs在nTiO2上的吸附导致更多的OPEs进入藻体内, 并且更多藻表面的OPEs的量可能导致了更高的氧化压力, 提高了OPEs对藻的亚致死毒性。此外, 暴露于nTiO2显著抑制了TPHP的生物转化为DPHP的过程, 增大了TPHP对藻的毒性风险。从对机制的研究以及基因表达的测定得出, nTiO2可能通过抑制CYP450基因的表达来抑制OPEs的转化。不足的是, 藻类对OPEs转化的机制尚不清晰, 因此, 还需要进一步地探究不同类型OPEs在藻体内的转化路径, 例如使用在野外海洋环境中检出率较高的代表性OPEs进行转化路径模拟实验, 分析作用的关键酶以及转化产物等, 并结合代谢组学等方式揭示关键基因, 深入探究藻类对OPEs的转化机制, 从而进一步推测nTiO2在其中扮演的角色, 为纳米材料行业的管控标准以及OPEs的环境风险评估提供有益参考。
| [1] |
LÓPEZ-ALONSO M, DÍAZ-SOLER B, MARTÍNEZ-ROJAS M, et al. Management of occupational risk prevention of nanomaterials manufactured in construction sites in the EU[J]. International Journal of Environmental Research and Public Health, 2020, 17(24): 9211. DOI:10.3390/ijerph17249211 |
| [2] |
KUMAR S, NEHRA M, DILBAGHI N, et al. Nano-based smart pesticide formulations: Emerging opportunities for agriculture[J]. Journal of Controlled Release, 2019, 294: 131-153. DOI:10.1016/j.jconrel.2018.12.012 |
| [3] |
MA N L, ZHANG N, YONG W T L, et al. Use, exposure and omics characterisation of potential hazard in nanomaterials[J]. Materials Today Advances, 2023, 17: 100341. DOI:10.1016/j.mtadv.2023.100341 |
| [4] |
JAHAN S, YUSOFF I B, ALIAS Y B, et al. Reviews of the toxicity behavior of five potential engineered nanomaterials (ENMs) into the aquatic ecosystem[J]. Toxicology Reports, 2017, 4: 211-220. DOI:10.1016/j.toxrep.2017.04.001 |
| [5] |
BUNDSCHUH M, FILSER J, LÜDERWALD S, et al. Nanoparticles in the environment: where do we come from, where do we go to?[J]. Environmental Sciences Europe, 2018, 30: 1-17. DOI:10.1186/s12302-017-0129-6 |
| [6] |
GOTTSCHALK F, DEBRAY B, KLAESSIG F, et al. Predicting accidental release of engineered nanomaterials to the environment[J]. Nature Nanotechnology, 2023, 18(4): 412-418. DOI:10.1038/s41565-022-01290-2 |
| [7] |
刘立超. 基于单颗粒质谱法的水稻植株富集二氧化钛纳米颗粒研究[D]. 长春: 吉林农业大学, 2024. LIU Lichao. Enrichment of titanium dioxide nanoparticles in rice plant based on single particle inductively coupled plasma mass spectrometry[D]. Changchun: Jilin Agricultural University, 2024. |
| [8] |
SHINGALA J, SHAH V, DUDHAT K, et al. Evolution of nanomaterials in petroleum industries: application and the challenges[J]. Journal of Petroleum Exploration and Production Technology, 2020, 10(8): 3993-4006. DOI:10.1007/s13202-020-00914-4 |
| [9] |
BANDALA E R, BERLI M. Engineered nanomaterials (ENMs) and their role at the nexus of Food, Energy, and Water[J]. Materials Science for Energy Technologies, 2019, 2(1): 29-40. DOI:10.1016/j.mset.2018.09.004 |
| [10] |
HOCHELLA JR M F, MOGK D W, RANVILLE J, et al. Natural, incidental, and engineered nanomaterials and their impacts on the Earth system[J]. Science, 2019, 363(6434): eaau8299. DOI:10.1126/science.aau8299 |
| [11] |
周慧娴, 姜萍, 张秋荣. 溶解性有机质对二氧化钛纳米颗粒环境行为及生物学效应的影响[J]. 生态毒理学报, 2024, 19(2): 195-205. ZHOU Huixian, JIANG Ping, ZHANG Qiurong. Influence of dissolved organic matter on environmental behavior and biological effects of titanium dioxide nanoparticles[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2024, 19(2): 195-205. |
| [12] |
刘朝阳, 方艳艳, 章智冰. 纳米二氧化钛暴露的神经毒性作用及机制[J]. 中国环境科学, 2024, 44(9): 5275-5285. LIU Chaoyang, FANG Yanyan, ZHANG Zhibing. The neurotoxic effects and mechanisms of titanium dioxide nanoparticles[J]. China Environmental Science, 2024, 44(9): 5275-5285. |
| [13] |
SHAH B R, MRAZ J. Advances in nanotechnology for sustainable aquaculture and fisheries[J]. Reviews in Aquaculture, 2020, 12(2): 925-942. DOI:10.1111/raq.12356 |
| [14] |
LEAD J R, BATLEY G E, ALVAREZ P J J, et al. Nanomaterials in the environment: behavior, fate, bioavailability, and effects: an updated review[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2018, 37(8): 2029-2063. DOI:10.1002/etc.4147 |
| [15] |
ZIENTAL D, CZARCZYNSKA-GOSLINSKA B, MLYNARCZYK D T, et al. Titanium dioxide nanoparticles: prospects and applications in medicine[J]. Nanomaterials, 2020, 10(2): 387. DOI:10.3390/nano10020387 |
| [16] |
KWEK D, YU D, SETYAWATI M I, et al. Understanding the toxicological effects of TiO2 nanoparticles extracted from sunscreens on human keratinocytes and skin explants[J]. Particle and Fibre Toxicology, 2024, 21(1): 1-16. DOI:10.1186/s12989-024-00562-0 |
| [17] |
ZHANG W, CHEN H, TIAN H, et al. Two-dimensional TiO nanosheets with photothermal effects for wound sterilization[J]. Journal of Materials Chemistry B, 2023, 11(32): 7641-7653. DOI:10.1039/D3TB01170D |
| [18] |
AMEEN M, ZAFAR M, AHMAD M, et al. Cleaner biofuel production via process parametric optimization of nonedible feedstock in a membrane reactor using a titania-based heterogeneous nanocatalyst: An aid to sustainable energy development[J]. Membranes, 2023, 13(12): 889. DOI:10.3390/membranes13120889 |
| [19] |
ZANGO Z U, KHOO K S, GARBA A, et al. A review on titanium oxide nanoparticles modified metal-organic frameworks for effective CO2 conversion and efficient wastewater remediation[J]. Environmental Research, 2024, 252: 119024. DOI:10.1016/j.envres.2024.119024 |
| [20] |
BAKER T J, TYLER C R, GALLOWAY T S. Impacts of metal and metal oxide nanoparticles on marine organisms[J]. Environmental Pollution, 2014, 186: 257-271. DOI:10.1016/j.envpol.2013.11.014 |
| [21] |
HARTMANN N B, VON DER KAMMER F, HOFMANN T, et al. Algal testing of titanium dioxide nanoparticles: testing considerations, inhibitory effects and modification of cadmium bioavailability[J]. Toxicology, 2010, 269(2/3): 190-197. |
| [22] |
ZHU L, BOOTH A M, FENG S, et al. UV-B radiation enhances the toxicity of TiO2 nanoparticles to the marine microalga Chlorella pyrenoidosa by disrupting the protection function of extracellular polymeric substances[J]. Environmental Science: Nano, 2022, 9(5): 1591-1604. DOI:10.1039/D1EN01198G |
| [23] |
LABILLE J, SLOMBERG D, CATALANO R, et al. Assessing UV filter inputs into beach waters during recreational activity: A field study of three French Mediterranean beaches from consumer survey to water analysis[J]. Science of the Total Environment, 2020, 706: 136010. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.136010 |
| [24] |
LI G X, LIU X, WANG H, et al. Detection, distribution and environmental risk of metal-based nanoparticles in a coastal bay[J]. Water Research, 2023, 242: 120242. DOI:10.1016/j.watres.2023.120242 |
| [25] |
ROBICHAUD C O, UYAR A E, DARBY M R, et al. Estimates of upper bounds and trends in nano-TiO2 production as a basis for exposure assessment[J]. Enviromental Science & Technology, 2009, 43(12): 4227-4233. |
| [26] |
JOHNSON A C, BOWES M J, CROSSLEY A, et al. An assessment of the fate, behaviour and environmental risk associated with sunscreen TiO2 nanoparticles in UK field scenarios[J]. Science of the Total Environment, 2011, 409(13): 2503-2510. DOI:10.1016/j.scitotenv.2011.03.040 |
| [27] |
MUELLER N C, NOWACK B. Exposure modeling of engineered nanoparticles in the environment[J]. Environmental Science & Technology, 2008, 42(12): 4447-4453. |
| [28] |
MUSEE N. Simulated environmental risk estimation of engineered nanomaterials: a case of cosmetics in Johannesburg City[J]. Human & Experimental Toxicology, 2011, 30(9): 1181-1195. |
| [29] |
SUN T Y, GOTTSCHALK F, HUNGERBÜHLER K, et al. Comprehensive probabilistic modelling of environmental emissions of engineered nanomaterials[J]. Environmental Pollution, 2014, 185: 69-76. DOI:10.1016/j.envpol.2013.10.004 |
| [30] |
畅悦, 冯立芳, 缪炜. 有污染物二氯二苯三氯乙烷、三丁锡和2, 3, 7, 8-四氯二苯并二噁英暴露下的四膜虫毒理因组学研究[J]. 中国科学: 生命科学, 2011, 41(6): 502-511. CHANG Yue, FENG Lifang, MIAO Wei. Toxicogenomic research on Tetrahymena thermophila exposed to dichlorodiphenyltrichloroethane (DDT), tributyltin (TBT), and 2, 3, 7, 8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin (TCDD)[J]. Science China Life Science, 2011, 41(6): 502-511. |
| [31] |
FANG Q, SHI Q P, GUO Y Y, et al. Enhanced bioconcentration of bisphenol A in the presence of nano-TiO2 can lead to adverse reproductive outcomes in zebrafish[J]. Environmental Science & Technology, 2016, 50(2): 1005-1013. |
| [32] |
LU J, WANG P, TIAN S Y, et al. TiO2 nanoparticles enhanced bioaccumulation and toxic performance of PAHs via trophic transfer[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 407: 124834. DOI:10.1016/j.jhazmat.2020.124834 |
| [33] |
QIAN W, CHEN C C, ZHOU S, et al. TiO2 nanoparticles in the marine environment: enhancing bioconcentration, while limiting biotransformation of arsenic in the mussel Perna viridis[J]. Environmental Science & Technology, 2020, 54(19): 12254-12261. |
| [34] |
ZHU X S, ZHOU J, CAI Z H. TiO2 nanoparticles in the marine environment: impact on the toxicity of tributyltin to abalone (Haliotis diversicolor supertexta) embryos[J]. Environmental Science & Technology, 2011, 45(8): 3753-3758. |
| [35] |
赵雪松, 王琬玥, 黄嘉诚, 等. 磷酸三(2, 3-二氯丙基)酯和纳米二氧化钛联合暴露诱导斑马鱼胚胎细胞凋亡[J]. 吉林师范大学学报(自然科学版), 2023, 44(4): 113-117. ZHAO Xuesong, WANG Wanyue, HUANG Jiacheng, et al. Combined exposure of tris (2, 3-dichloropropyl) phosphate and nano-TiO2 induces apoptosis of zebrafish embryos[J]. Journal of Jilin Normal University (Natural Science Edition), 2023, 44(4): 113-117. |
| [36] |
DELLA TORRE C, BALBI T, GRASSI G, et al. Titanium dioxide nanoparticles modulate the toxicological response to cadmium in the gills of Mytilus galloprovincialis[J]. Journal of Hazardous Materials, 2015, 297: 92-100. DOI:10.1016/j.jhazmat.2015.04.072 |
| [37] |
LI L, SILLANPÄÄ M, SCHULTZ E. Influence of titanium dioxide nanoparticles on cadmium and lead bioaccumulations and toxicities to Daphnia magna[J]. Journal of Nanoparticle Research, 2017, 19(6): 223. DOI:10.1007/s11051-017-3916-5 |
| [38] |
LU J, TIAN S Y, LV X H, et al. TiO2 nanoparticles in the marine environment: Impact on the toxicity of phenanthrene and Cd2+ to marine zooplankton Artemia salina[J]. Science of the Total Environment, 2018, 615: 375-380. DOI:10.1016/j.scitotenv.2017.09.292 |
| [39] |
YAN C Z, YANG F, WANG Z S, et al. Changes in arsenate bioaccumulation, subcellular distribution, depuration, and toxicity in Artemia salina nauplii in the presence of titanium dioxide nanoparticles[J]. Environmental Science: Nano, 2017, 4(6): 1365-1376. DOI:10.1039/C6EN00621C |
| [40] |
李保, 金芮合, 张雨欣, 等. 长江口有机磷酸酯环境多介质传输分配行为[J]. 华东师范大学学报(自然科学版), 2024(6): 99-113. LI Bao, JIN Ruihe, ZHANG Yuxin, et al. Multi-media distribution and partitioning behavior of organophosphate esters in the Yangtze River Estuary[J]. Journal of East China Normal University(Natural Science), 2024(6): 99-113. |
| [41] |
葛卿, 李昕桐, 丁平, 等. 基于模式生物——斑马鱼的有机磷酸酯神经毒性研究进展[J]. 毒理学杂志, 2024, 38(4): 305-312. |
| [42] |
廖梓聪, 李会茹, 杨愿愿, 等. 有机磷酸酯(OPEs)的环境污染特征、毒性和分析方法研究进展[J]. 环境化学, 2022, 41(4): 1193-1215. LIAO Zicong, LI Huiru, YANG Yuanyuan, et al. The pollution characteristics, toxicity and analytical methods of organophosphate esters (OPEs) in environments: A review[J]. Environmental Chemistry, 2022, 41(4): 1193-1215. |
| [43] |
HUANG M Y, ZENG L J, WANG C, et al. A comprehensive and quantitative comparison of organophosphate esters: Characteristics, applications, environmental occurrence, toxicity, and health risks[J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2025, 55(5): 310-333. DOI:10.1080/10643389.2024.2406587 |
| [44] |
LI X M, ZHAO N N, FU J, et al. Organophosphate diesters (Di-OPEs) play a critical role in understanding global organophosphate esters (OPEs) in fishmeal[J]. Environmental Science & Technology, 2020, 54(19): 12130-12141. |
| [45] |
LIN L, HUANG Y X, WANG P, et al. Environmental occurrence and ecotoxicity of aquaculture-derived plastic leachates[J]. Journal of Hazardous Materials, 2023, 458: 132015. DOI:10.1016/j.jhazmat.2023.132015 |
| [46] |
GUNAALAN K, FABBRI E, CAPOLUPO M. The hidden threat of plastic leachates: A critical review on their impacts on aquatic organisms[J]. Water Research, 2020, 184: 116170. DOI:10.1016/j.watres.2020.116170 |
| [47] |
李长虹, 于丰阁, 陈鑫, 等. 海洋环境中有机磷酸酯的含量、分布及来源研究进展[J]. 湖南生态科学学报, 2024, 11(1): 115-126. LI Changhong, YU Fengge, CHEN Xin, et al. An overview of concentration, distribution and sources of organophosphate esters in the marine environment[J]. Journal of Hunan Ecological Science, 2024, 11(1): 115-126. |
| [48] |
LIAN M S, LIN C Y, WU T T, et al. Occurrence, spatiotemporal distribution, and ecological risks of organophosphate esters in the water of the Yellow River to the Laizhou Bay, Bohai Sea[J]. Science of the Total Environment, 2021, 787: 147528. DOI:10.1016/j.scitotenv.2021.147528 |
| [49] |
HE W Y, DING J Q, LIU W N, et al. Occurrence, bioaccumulation and trophic transfer of organophosphate esters in marine food webs: Evidence from three bays in Bohai Sea, China[J]. Science of The Total Environment, 2023, 861: 160658. DOI:10.1016/j.scitotenv.2022.160658 |
| [50] |
李欣雨, 李国新, 王昊, 等. 辽东湾海水中金属基纳米颗粒的赋存水平与环境风险[J]. 中国科学: 化学, 2024, 54(6): 950-960. LI Xinyu, LI Guoxin, WANG Hao, et al. Occurrence and environmental risks of metal-based nanoparticles in Liaodong Bay[J]. Scientia Sinica Chimica, 2024, 54(6): 950-960. |
| [51] |
NELSON D M, TRÉGUER P, BRZEZINSKI M A, et al. Production and dissolution of biogenic silica in the ocean: revised global estimates, comparison with regional data and relationship to biogenic sedimentation[J]. Global Biogeochemical Cycles, 1995, 9(3): 359-372. DOI:10.1029/95GB01070 |
| [52] |
Organization for Economic Co-operation and Development. Test No. 201: Freshwater alga and cyanobacteria, growth inhibition test.[M]. Paris: OECD Publishing, 2011.
|
| [53] |
REN X, ZHAO X S, DUAN X Y, et al. Enhanced bio-concentration of tris (1, 3-dichloro-2-propyl) phosphate in the presence of nano-TiO2 can lead to adverse reproductive outcomes in zebrafish[J]. Environmental Pollution, 2018, 233: 612-622. DOI:10.1016/j.envpol.2017.10.101 |
| [54] |
WANG J J, DAI H, NIE Y G, et al. TiO2 nanoparticles enhance bioaccumulation and toxicity of heavy metals in Caenorhabditis elegans via modification of local concentrations during the sedimentation process[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2018, 162: 160-169. DOI:10.1016/j.ecoenv.2018.06.051 |
| [55] |
ABDULRAHMAN A L A, ZHANG L, YANG J, et al. Toxicity assessment of synthesized titanium dioxide nanoparticles in fresh water algae Chlorella pyrenoidosa and a zebrafish liver cell line[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2021, 211: 111948. DOI:10.1016/j.ecoenv.2021.111948 |
| [56] |
TIAN S Y, ZHANG Y D, SONG C Z, et al. Bioaccumulation and biotransformation of polybrominated diphenyl ethers in the marine bivalve (Scapharca subcrenata): Influence of titanium dioxide nanoparticles[J]. Marine Pollution Bulletin, 2015, 90(1/2): 48-53. |
| [57] |
GUO Y Y, CHEN L G, WU J, et al. Parental co-exposure to bisphenol A and nano-TiO2 causes thyroid endocrine disruption and developmental neurotoxicity in zebrafish offspring[J]. Science of the Total Environment, 2019, 650: 557-565. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.09.007 |
| [58] |
LIU S, ZENG P, LI X M, et al. Effect of chronic toxicity of the crystalline forms of TiO2 nanoparticles on the physiological parameters of Daphnia magna with a focus on index correlation analysis[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2019, 181: 292-300. DOI:10.1016/j.ecoenv.2019.06.014 |
| [59] |
SENDRA M, MORENO-GARRIDO I, YESTE M P, et al. Toxicity of TiO2, in nanoparticle or bulk form to freshwater and marine microalgae under visible light and UV-A radiation[J]. Environmental Pollution, 2017, 227: 39-48. DOI:10.1016/j.envpol.2017.04.053 |
| [60] |
MARISA I, ASNICAR D, MATOZZO V, et al. Zinc oxide, titanium dioxide and C60 fullerene nanoparticles, alone and in mixture, differently affect biomarker responses and proteome in the clam Ruditapes philippinarum[J]. Science of the Total Environment, 2022, 838: 155873. DOI:10.1016/j.scitotenv.2022.155873 |
| [61] |
CHEN J F, LEI L, MO W, et al. Developmental titanium dioxide nanoparticle exposure induces oxidative stress and neurobehavioral changes in zebrafish[J]. Aquatic Toxicology, 2021, 240: 105990. DOI:10.1016/j.aquatox.2021.105990 |
| [62] |
HOU R, XU Y D, WANG Z J. Review of OPFRs in animals and humans: Absorption, bioaccumulation, metabolism, and internal exposure research[J]. Chemosphere, 2016, 153: 78-90. DOI:10.1016/j.chemosphere.2016.03.003 |
| [63] |
FAN B Y, DAI L L, LIU C S, et al. Nano-TiO2 aggravates bioaccumulation and developmental neurotoxicity of triphenyl phosphate in zebrafish larvae[J]. Chemosphere, 2022, 287: 132161. DOI:10.1016/j.chemosphere.2021.132161 |
| [64] |
LI M T, LUO Z X, YAN Y M, et al. Arsenate accumulation, distribution, and toxicity associated with titanium dioxide nanoparticles in Daphnia magna[J]. Environmental Science & Technology, 2016, 50(17): 9636-9643. |
| [65] |
TRIPATHI S, POLURI K M. Heavy metal detoxification mechanisms by microalgae: Insights from transcriptomics analysis[J]. Environmental Pollution, 2021, 285: 117443. DOI:10.1016/j.envpol.2021.117443 |
| [66] |
DUBEY S, CHEN C W, HALDAR D, et al. Advancement in algal bioremediation for organic, inorganic, and emerging pollutants[J]. Environmental Pollution, 2023, 317: 120840. DOI:10.1016/j.envpol.2022.120840 |
| [67] |
LI H P, MENG F P. Efficiency, mechanism, influencing factors, and integrated technology of biodegradation for aromatic compounds by microalgae: A review[J]. Environmental Pollution, 2023, 335: 122248. DOI:10.1016/j.envpol.2023.122248 |
| [68] |
MÍGUEZ L, ESPERANZA M, SEOANE M, et al. Assessment of cytotoxicity biomarkers on the microalga Chlamydomonas reinhardtii exposed to emerging and priority pollutants[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2021, 208: 111646. DOI:10.1016/j.ecoenv.2020.111646 |
| [69] |
朱雨田. 辛硫磷对鲫鱼体内CYP450酶系的影响及其体内代谢研究[D]. 武汉: 华中农业大学, 2013. ZHU Yutian. Effects on Cytochrome P450s and study in vivo metabolism of phoxim in Carassius auratus gibebio[D]. Wuhan: Huazhong Agricultural University, 2013. |
| [70] |
FADDA L M, HAGAR H, MOHAMED A M, et al. Quercetin and idebenone ameliorate oxidative stress, inflammation, DNA damage, and apoptosis induced by titanium dioxide nanoparticles in rat liver[J]. Dose-Response, 2018, 16(4): 1559325818812188. DOI:10.1177/1559325818812188 |
| [71] |
ARAÚJO M J, SOUSA M L, FONSECA E, et al. Proteomics reveals multiple effects of titanium dioxide and silver nanoparticles in the metabolism of turbot, Scophthalmus maximus[J]. Chemosphere, 2022, 308: 136110. DOI:10.1016/j.chemosphere.2022.136110 |