人工納米顆粒對海洋漁業生物的毒性效應及水產品質量安全影響研究進展

丁怡丹，黃翠玲，朱琳，馮娟，夏斌,*，趙信國，孫雪梅，陳碧鵑，曲克明

1. 青島大學環境科學與工程學院，青島 266071 2. 中國水產科學研究院黃海水產研究所，農業農村部極地漁業開發重點實驗室，青島 266071 3. 通標標準技術服務(青島)有限公司，青島 266101 4. 青島海洋科學與技術試點國家實驗室海洋生態與環境科學功能實驗室，青島 266237

納米材料具有特殊的催化、光電和抗菌等性能，被廣泛應用于污水處理、化妝品和抗菌劑等不同領域。根據納米技術消費類產品庫存(Nanotechnology Consumer Products Inventory)統計，自2005年以來，納米材料的種類和數量呈指數增長，在2015年已多達1 800余種[1]，生產總量達到數百萬t[2]，預計到2020年將增加到3 400種[3]，到2024年全球納米技術市場價值可達到1 250億美元[4]。人工納米顆粒(engineered nanoparticles, ENPs)是指在三維空間中至少有一維處于納米尺度范圍(1～100 nm)的人工材料。根據組成成分，ENPs可分為：碳納米顆粒物(單壁納米碳管(SWCNTs)、多壁納米碳管(MWCNTs)和富勒烯(C60)等)、單質金屬納米顆粒物(納米Ag、Fe和Au等)、金屬氧化物納米顆粒物(納米CuO、ZnO、TiO2和SiO2等)、量子點(quantum dots, QDs)及納米聚合物(聚苯乙烯、聚乙烯等)等。在納米產品的生產過程、使用階段和廢棄時ENPs均可釋放到環境中[5]，根據模型預測，近岸海域ENPs含量已達到mg·L-1的級別，并且其濃度會隨著排放量的增加呈指數上升[6-8]。此外，ENPs會對海洋生物產生毒性效應，從而危害海洋生態系統的健康和穩定。因此，ENPs已成為海洋環境中的新型污染物[9]。

海洋漁業資源是人類重要的糧食和優質蛋白質的來源[10]。根據中華人民共和國農業農村部漁業漁政管理局最新發布的《2020中國漁業統計年鑒》，2019年我國海洋水產品產量為3 282.5萬t，水產品加工總產值為4 464.6億元[11]。ENPs會對海洋漁業生物產生一系列有害的生理影響，包括降低孵化率[12]、抑制新陳代謝[13]、阻礙胚胎發育[14]和影響免疫功能[15]等，并會沿著食物鏈發生傳遞和生物放大作用，引發了人們對于海洋水產品質量安全的關注和擔憂。本文通過對國內外研究成果的歸納和總結，分析海洋環境中ENPs的來源和環境行為以及對海洋漁業生物的毒性效應，并探討了ENPs在食物鏈中的傳遞和對水產品質量安全的潛在影響。并根據目前所面對的問題，對未來的研究工作做出展望。

1 ENPs的來源(Sources of ENPs)

1.1 個人護理用品

個人護理用品中常見的ENPs種類有Ag ENPs、ZnO ENP和TiO2ENPs等。Ag ENPs由于其優越的抗菌性能被廣泛應用在牙膏等護理產品中[16]。ZnO ENPs[17]和TiO2ENPs[18]有良好的光學特性，可以吸收和散射紫外線，因此，常添加在防曬類化妝品中來隔絕紫外線，從而達到保護皮膚的目的[19-20]。隨著社會經濟發展和人們生活水平的提高，個人護理用品的產量和消費量不斷地增加，導致對海洋環境的不斷污染。據報道，預計每年約有4 000～6 000 t防曬霜被排放到海洋珊瑚礁區域，這些防曬霜中的TiO2ENPs會在水介質中發生分散和團聚行為[19]，對棲息在海洋環境中的珊瑚群落和漁業生物產生危害[21]。此外，防曬霜中TiO2ENPs表面的無機涂層通常為氧化鋁，當其進入到生物體內，會被消化系統的酸性介質溶解，從而使ENPs活性增強，對生物產生更大的損害[22]。

1.2 工業和城市污水

ENPs進入環境的過程主要與其遷移和轉化過程有關，這個過程主要發生在城市污水處理廠中[23]，最終ENPs被排放到海洋環境中。防曬霜等個人護理用品中的ENPs會隨著人類生活污水進入到污水處理廠[24]。此外，有研究人員在城市徑流和污水處理廠中也檢測到了來自建筑外墻涂料中的TiO2ENPs[25-26]、Ag ENPs[27-28]和ZnO ENPs[29]，證明了建筑外墻涂料會隨著使用年限增加而老化脫落，隨雨水等排入污水處理廠。研究還發現，在污水處理過程中，這些來自于日常生產生活的ENPs會與其他污染物相互吸附形成團聚體[30]，這些團聚物大部分將累積在活性污泥中[31]，小部分會隨污水處理尾水進入到海洋環境中[12]。

1.3 防污涂料

污損生物附著會造成海洋建筑物(如平臺和碼頭)、船舶等發生表面腐蝕，大大縮短建筑物和船舶的使用年限，增加昂貴的維護費用。為了防止生物污損，海洋建筑物會使用防污涂料，而納米材料是其中重要的有效成分。海洋防污涂料中常見的納米材料包括SiO2ENPs、TiO2ENPs、ZnO ENPs和碳納米管等。不同種類的納米材料添加到防污涂料中發揮的功能也不盡相同，ZnO ENPs具有較好的著色性、防腐性和發光性[32]，CuO ENPs則具有良好的抗菌性，TiO2ENPs、Al2O3ENPs和SiO2ENPs可提高涂料的抗老化性，TiO2ENPs、Cr2O3ENPs和Fe2O3ENPs等具有良好的靜電屏蔽性能，可使涂膜表面不沾附塵污，提高裝飾性能。防污涂料會隨著使用時間的增加出現不同程度的腐蝕、風化和老化，最終會進入到海洋環境中。

1.4 大氣沉降

大氣中ENPs的主要來源分為點源排放和非點源排放[33]。ENPs的點源一般是污水處理廠、垃圾焚燒廠和填埋廠等[34]，非點源是指服裝、個人護理用品和清洗劑等用品在使用或洗滌過程中的磨損排放以及汽車尾氣等[35]。相對于水環境和土壤環境來說，排入大氣中的納米顆粒數量較少，而它們卻可以進入其他環境中，并與該環境介質發生相互作用。目前已在大氣環境中檢測到了含Hg、Fe、Pb和Zn的納米顆粒[36-38]，這些大氣中的納米顆粒主要通過降水進入水環境[39-40]，最終匯聚在海洋環境中。

2 ENPs在海洋中的環境行為(Environmental behavior of ENPs in ocean)

ENPs進入海洋環境后會發生一系列復雜的環境行為，并且可能會在生物、物理和化學等因素作用下發生轉化。目前已有研究報道了ENPs在淡水中的環境行為[41]，但是海洋環境相對于淡水更加復雜。高離子強度、低有機物含量、弱堿性水質以及潮流、潮汐、風浪等因素使得ENPs在海洋環境中的行為不同于淡水環境(圖1)，進而導致ENPs對海洋生物的毒性效應及致毒機制發生改變[42]。因此，研究ENPs在海洋生態環境中的環境行為就顯得尤為重要。

圖1 人工納米顆粒(ENPs)在海洋環境中的環境地球化學過程[43]注：NOM為天然有機質。Fig. 1 Environmental geochemistry process of engineered nanoparticles (ENPs) in marine environment[43]Note: NOM means natural organic matter.

2.1 溶解性

一些金屬及金屬氧化物ENPs可以在水介質中釋放金屬離子，但是它們的溶解程度不盡相同。例如，CeO2ENPs在水介質中幾乎是不溶的[44]，Cu ENPs能夠釋放Cu2+[45]，Ag ENPs能夠釋放Ag+[46]。ENPs的溶解性主要受到其粒徑大小、性質、涂層和環境因素(鹽度、pH等)的影響。在海水中，尺寸越小的ENPs溶解性能越好，如納米級ZnO的溶解性是微米級ZnO的2倍[47]。ENPs的形狀也會影響其溶解性，這主要與比表面積的大小有關，比表面積越大的ENPs溶解性能越好。此外，海水鹽度變化也會影響ENPs的溶解性，如鹽度增加會促進CuO和ZnO NPs的團聚，從而降低其溶解性[48]。pH也會對ENPs的溶解性產生影響。在pH為4～9的范圍內，隨著pH的降低，Ag ENPs釋放Ag+的能力增強[49]。CuO和Cu ENPs的離子釋放量：pH 4 ≥ pH 7 > pH 11[50]。Ag2O ENPs在海洋酸化條件下會進一步溶解釋放Ag+，并且顆粒粒徑越小，離子釋放能力越強[51]

2.2 團聚性

ENPs在水介質中易于團聚，其團聚性強弱與溶液的離子強度、pH和天然有機質(NOM)密切相關[52]。海水具有高離子強度，因而降低了顆粒的電泳遷移率，促進了ENPs的團聚[53]。pH也會影響ENPs的團聚性。pH接近Al2O3ENPs懸浮液的等電點時顆粒懸浮性減弱，遠離等電點時懸浮性增強，這可能是ENPs之間靜電作用力不同引起的[54]。在pH為5～8范圍內，隨著pH增加，Fe2O3ENPs的團聚性增強[55]。pH降低遠離Cu ENPs等電點時，Cu ENPs的粒徑減小，懸浮性能增強[56]。此外，NOM會影響ENPs的團聚性。如NOM會增加CeO2ENPs的表面電荷，從而增強顆粒間的靜電排斥，導致ENPs的團聚性降低[57]。不同分子量的NOM對ENPs團聚的影響也不盡相同。如低分子量的富里酸會增加膠體的流動性，而高分子量的腐殖酸會增加團聚[58]。ENPs的團聚速率也會發生變化，與自身濃度和表面電荷等因素有關，高濃度的ENPs會快速發生團聚，而二價陽離子(如Ca2+)可以改變被NOM包裹的ENPs所帶的表面電荷，從而加速ENPs的團聚[59]。

3 ENPs對海洋漁業生物的毒性(Toxicity of ENPs to marine fisheries)

3.1 魚類

研究表明，ENPs會對魚類的胚胎發育產生不利影響(表1)。在ZnO ENPs暴露下，海水青鳉(Oryziasmelastigma)胚胎[12]和諸氏鯔蝦虎魚(Mugilogobiuschulae)胚胎[60]的死亡率升高，心率加快，孵化時間延長，孵化率降低，畸形率增加，蝦虎魚畸形特征多表現為脊柱彎曲。ENPs暴露會導致魚類生理活動和行為能力受到影響。例如，TiO2ENPs會改變虹鱒魚(Oncorhynchusmykiss)的運動行為，如降低高速游泳的時間比例，這可能與鰓損傷和呼吸壓力有關[61]，還可能會引起肝細胞微量脂肪過量和脂沉積，嚴重影響腦中的Cu2+和Zn2+水平[62]。Ates等[63]研究了不同鹽度條件下CuO ENPs對雜色鯉(Cyprinodonvariegatus)生理活動的影響，結果發現不論鹽度條件如何變化，CuO ENPs暴露均會改變魚的行為，造成粘液分泌增加、活動量減少和平衡性變差等；且在低鹽度條件下，魚體組織中Cu的富集量更高，CuO ENPs暴露導致的氧化損傷更強。ZnO NPs抑制了美國紅魚(Sciaenopsocellatus)單核巨噬細胞的活性，并且隨著ZnO NPs暴露時間的延長和濃度的增加，細胞活性進一步降低，氧化應激可能是誘發細胞凋亡的主要途徑[64]。ENPs會在魚類的不同器官中富集。有研究發現TiO2ENPs主要富集在鯧鲹(Trachinotuscarolinus)[65]的肝臟、腎臟和鰓部，少量會進入到肌肉中。與以上研究結果相反，Wang等[66]發現長期暴露于ZnO ENPs(80 mg·kg-1)并沒有影響海水青鳉(Oryziasmelastigma)的生長，反而增強了海水青鳉的抗氧化能力。

3.2 貝類

ENPs在進入水體之后會發生團聚并沉降，最終進入到沉積物當中，因此貝類作為底棲生物更易受到ENPs的威脅(表1)。ENPs進入貝類生物體后會在其組織中富集。地中海貽貝(Mytilusgalloprovincialis)在10 μg·L-1Ag ENP中暴露15 d后，發現ENPs在鰓和消化腺中發生積累[67]。1 mg·L-1的CuO ENPs進入到紫貽貝(Mytilusedulis)體內，大約有63%的Cu會富集在鰓中，28%富集在消化腺中，9%富集在外套膜中[68]。Trevisan等[69]將太平洋牡蠣(Crassostreagigas)暴露在4 mg·L-1ZnO ENPs懸浮液中，24 h和48 h后也發現了ZnO ENPs在消化腺中積累。ENPs暴露會導致貝類產生脂質過氧化，并對其免疫功能造成影響。已有研究發現，在環境濃度下(1 μg·L-1)，TiO2ENPs(15～60 nm)會造成紫貽貝消化腺丙二醛(MDA)含量上升，免疫功能降低[70]；1 mg·L-1TiO2ENPs(22 nm)暴露后，紫貽貝血細胞內的中性脂質含量增加，溶酶體穩定性降低[71]。菲律賓蛤仔(Ruditapesphilippinarum)在ZnO ENPs暴露下出現氧化應激反應，過氧化氫酶和超氧化物歧化酶活性增加，谷胱甘肽S轉移酶活性下降[72]。環境預測濃度TiO2ENPs(1 mg·L-1)會對櫛孔扇貝(Chlamysfarreri)產生氧化損傷和神經毒性[73]。

續表1分類Classification物種Species污染物Pollutant污染物濃度Pollutant concentrations毒性效應Effects參考文獻References甲殼類Crustacea三疣梭子蟹Portunus trituberculatusCuO ENPs濱蟹Carcinus maenasCu ENPs短溝對蝦Penaeus semisulcatusZnO ENPs南美白對蝦Litopenaeus vannameiAg ENPs20、40 mg·L-1富集含量從高到低依次為:鰓、血淋巴、肌肉、肝胰腺、心臟和胃The contents of enrichment from high to low were: gill, hemolymph, muscle, hepatopancreas, heart and stomach[74]0、20.0、29.9、44.8、67.0、100 mg·L-1CuO ENPs濃度越高,死亡率越高;具有急性毒性,96 h的半致死濃度為49 mg·L-1The higher of CuO ENPs concentration, the higher mortality; they have acute toxicity and the half lethal concentra-tion of 96 h is 49 mg·L-1[75]0.2、1 mg·L-1主要富集在鰓、肝胰腺和螯肌中;銅納米組死亡率(21%)低于銅離子組(54%)They were mainly enriched in the gills, hepatopancreas and chelates; the mortality of copper nano group (21%) was lower than copper ion group (54%)[78]20、40、60、80、100 mg·L-1增強短溝對蝦的免疫活性Immune activity of Penaeus semisulcatus were en-hanced[62]0.5、5、20 μg·L-1感染白斑綜合癥病毒的對蝦,注射Ag ENPs后存活率(80%)高于未注射組(10%)Shrimp infected with leukoplakia virus, the survival rate after injection of Ag ENPs (80%) was higher than that of the un-injected group (10%)[63]

3.3 甲殼類

ENPs也會在蝦蟹體內發生富集(表1)。CuO ENPs在三疣梭子蟹(Portunustrituberculatus)各組織中的富集含量從高到低依次為鰓>血淋巴>肌肉>肝胰腺>心臟和胃。三疣梭子蟹鰓對CuO ENPs的富集作用遠高于其他組織。除血淋巴外，隨著CuO ENPs濃度的增高，不同組織的CuO ENPs殘留量有一定程度的增加[74]。CuO ENPs對三疣梭子蟹具有急性毒性，96 h的半致死濃度為49 mg·L-1[75]。濱蟹(Carcinusmaenas)暴露在Cu ENPs水體中，其富集含量最高的器官為鰓，其次是肝胰腺，在螯肌中富集量最低[76]。但也有研究發現，ENPs會增強生物的活性和抗病毒能力。例如，生物合成ZnO ENPs通過水介質暴露和食物暴露均可以增強短溝對蝦(Penaeussemisulcatus)的免疫活性[77]。感染白斑綜合征病毒(white spot syndrome virus, WSSV)的南美白對蝦(Litopenaeusvannamei)，在注射Ag ENPs 96 h后，與未注射組相比，存活率由10%提升到了80%，證明Ag ENPs可作為抗病毒藥物治療水產養殖生物的疾病[78]。

4 ENPs在海洋食物鏈中的傳遞(Trophic transfer of ENPs in the marine food chain)

高營養級生物會通過攝食其他暴露在污染物中的低營養級生物而對污染物產生富集作用。大量研究表明，ENPs可以對海洋細菌、植物和動物等不同營養級生物產生毒性效應，并在生物體中發生富集作用，這就意味著ENPs可以通過捕食關系在海洋食物鏈中發生傳遞[79]，進而對整個海洋生態系統和人類健康產生潛在危害。ENPs在海洋環境中的環境行為和食物鏈傳遞過程，如圖2所示。目前，關于ENPs在水生食物鏈，特別是海洋漁業食物鏈中的營養傳遞研究還非常有限。Ferry等[80]建立了由海水、沉積物、海草、蝸牛、硬殼蛤、蝦、魚和生物膜組成的微宇宙生態系統，研究Au ENPs從河口到海洋食物網的遷移行為。經過12 d后，在植物、動物、生物膜、沉積物和海水中能回收到84.4%的Au ENPs，其中，單位質量硬殼蛤富集的ENPs含量最高，表明Au ENPs可以從水體遷移到海洋食物網中。Conway等[81]研究了CeO2ENPs在海洋食物鏈(球等鞭金藻(Isochrysisgalbana)—紫貽貝(Mytilusedulis))中的營養傳遞，紫貽貝通過攝食CeO2ENPs暴露后的微藻從而對ENPs產生富集作用，但是大約99%的CeO2ENPs又被紫貽貝以糞便的形式排出體外。有研究表明，ENPs通過食物鏈傳遞時會發生生物放大效應。Wang等[82]證實TiO2NPs可通過食物鏈從新月菱形藻(Nitzschiaclosterium)向櫛孔扇貝轉移，并在扇貝的鰓、消化腺和外套膜中觀察到生物放大現象。但也有研究者認為，納米顆粒在食物鏈傳遞過程中不會發生生物放大效應。Wang等[83]研究發現，TiO2ENPs能夠通過食物鏈從沙蠶(Perinereisaibuhitensis)轉移到大菱鲆(Scophthalmusmaximus)體內，隨著沙蠶體內Ti含量的增加，大菱鲆幼魚體內累積的Ti含量也逐漸增加，但其生物放大系數(biological magnification factor, BMF)<1，表明并未發生生物放大效應。究其原因可能是由于ENPs在不同生物中富集的靶器官存在差異，富集在貝類鰓、消化腺和外套膜中的ENPs不易被排出，而進入魚體的ENPs又通過消化道直接排出，導致BMF值較低，未發生生物放大現象。

圖2 人工納米顆粒(ENPs)的海洋環境行為及其在海洋漁業食物網中的傳遞注：黑色箭頭表示ENPs在海洋環境中的環境行為；紅色箭頭表示生物體直接攝入ENPs；綠色虛線箭頭表示間接攝入ENPs(潛在的營養轉移)；黃色箭頭表示人類通過食用海產品攝入ENPs。Fig. 2 The marine environment behavior of engineered nanoparticles (ENPs) and its transmission in the food webs of marine fisheriesNote: Black arrows indicate the fate of ENPs in the marine environment; the red arrows indicate the direct uptake of ENPs; green dotted arrows indicate indirect uptake of ENPs (potential trophic transfer); the yellow arrows indicate that human consume the ENPs through eating seafood.

5 ENPs的致毒機制(Toxicity mechanisms of ENPs)

ENPs的毒性效應通常可以分為直接毒性和間接毒性。前者是指ENPs本身刺激生物體而產生的毒性反應；后者是指由于ENPs的其他特性造成的毒性效應，例如，金屬納米材料溶解產生的離子對生物的毒性效應。目前，ENPs的致毒機制還不十分清楚，可能的致毒機制主要包括尺寸效應、離子效應和氧化損傷等，這主要由ENPs的自身性質決定。

5.1 尺寸效應

粒徑是ENPs最顯著的特征，也是ENPs進入生物體并產生毒性效應的關鍵因素。ENPs的尺寸會影響其進入細胞的方式[84]，較小粒徑的ENPs能夠直接穿過細胞膜進入到胞內，較大粒徑的ENPs會對細胞膜的通透性產生損傷[85]。大粒徑的ENPs也會通過內吞作用[86]和主動運輸[87]等方式進入到胞內。進入到細胞的ENPs會與生物大分子等細胞內物質發生相互作用[88]。細胞通過內吞作用吸收納米顆粒依賴于納米顆粒的尺寸，因此，尺寸對于納米顆粒在細胞中的分布和引發細胞的毒理效應發揮著重要作用。從材料本身的性質來講，ENPs的尺寸越小，其比表面積就越大，與生物器官接觸的活性點就越多，產生的毒性越大。Ag ENPs對細菌的毒性效應就與其粒徑顯著相關，粒徑越小其抑菌作用越強[89]。TiO2ENPs的毒性也隨著尺寸的減小而急劇增加[90]。暴露在1 mg·L-1Cu ENPs中的濱蟹(Carcinusmaenas)，7 d后其死亡率為20%，由于Cu ENPs在水體中不易溶解產生Cu2+，因此，其毒性是由納米顆粒的尺寸效應造成的[76]。ZnO ENPs對海水青鳉(Oryziasmelastigma)胚胎死亡率和心率的影響顯著大于Zn2+，這表明ZnO ENPs的毒性主要來自尺寸效應[12]。

5.2 離子效應

大多數金屬及其氧化物ENPs(納米CuO、Ag和ZnO等)在水相中具有一定的溶解性[91]，1 mg·L-1的金屬ENPs釋放出的金屬離子可達到“微克”級[92]。金屬ENPs進入生物體內后會在生物體內釋放出金屬離子，從而對生物產生毒性[93]，影響其正常生長發育。已有研究表明，ENPs釋放的金屬離子在其毒性效應中起著非常重要的作用[94]。一方面ENPs自身溶解出來的金屬離子對細胞造成一定的毒害作用；另一方面ENPs溶出的金屬離子更容易透過被ENPs破壞的細胞膜或者細胞壁，而進入到細胞內，從而增強ENPs的毒性[95]。相對于Cu ENPs，Cu2+的暴露可導致虹鱒魚對牛磺膽酸的嗅覺反應增強，導致行為及生活習性受到干擾，這可能與嗅覺感覺神經元離子穩態被破壞有關[96]。因此，在評價這些ENPs的毒性效應時，必須考慮易溶解ENPs釋放的金屬離子對毒性的貢獻。

5.3 氧化損傷

活性氧自由基(ROS)的產生及氧化應激反應通常被認為是ENPs的主要致毒機制。相比于常規顆粒，ENPs比表面積大，粒子數目多，更易生成具有高反應能力的自由基，誘導細胞發生氧化損傷和炎癥反應，激活免疫系統中一些分子的合成和釋放。ENPs對細胞產生損傷的過程可以分為3個階段[86]。(1)低水平的氧化脅迫。轉錄因子(Nrf2)調節抗氧化防御系統，包括氧化酶和解毒酶等來抵抗氧化脅迫；ZnO ENPs可誘導斑馬魚腸中的MDA含量增高，隨著時間的延長，組織中谷胱甘肽過氧化物酶(GSH-PX)和谷胱甘肽S轉移酶(GST)活性呈先升高后下降的趨勢[97]。TiO2ENPs處理虹鱒后，鰓和腸道中Na+K+-ATPase的活性顯著性下降，鰓中谷胱甘肽(GSH)水平顯著性上升[98]。NiO ENPs暴露對牡蠣的鰓和消化腺組織產生了氧化損傷，與鰓相比，消化腺受到的氧化損傷更為嚴重，抗氧化酶系統在1 mg·L-1和10 mg·L-1的NiO ENPs脅迫時產生顯著性應答，成為響應納米顆粒暴露的重要防線[99]。(2)高水平的氧化脅迫。沒有被清除的ROS會刺激細胞中敏感性的酶類，使其產生保護性的促炎反應；劉林等[97]發現ZnO ENPs能誘導斑馬魚腸組織產生氧化應激作用，使組織中抗氧化酶活性發生變化，誘導腸中細胞凋亡相關基因的表達，并且能對腸組織結構造成損傷。研究表明，彩虹魚(Oncorhynchusmykiss)暴露在TiO2ENPs懸浮液中14 d后，鰓部發生病變，鰓和腸中Na+和K+失衡，ATP酶活性降低，且大腦酶活性也呈現降低趨勢[62]。Au ENPs進入紫貽貝(Mytilusedulis)后產生了氧化應激反應[100]，抑制了硫氧化蛋白酶的活性[101]，降低了溶酶體膜的穩定性[102]。(3)最高水平的氧化脅迫。ROS會導致細胞膜脂質過氧化、線粒體損傷以及細胞功能喪失，最終引起細胞凋亡。ZnO ENPs進入美國紅魚單核巨噬細胞(MO/MФ)內，會引起細胞內ROS升高，并誘發細胞凋亡[64]。C60納米顆粒導致大口黑鱸(Largemouthbass)的鰓部和腦部發生了嚴重的氧化損傷以及肝中基因表達發生變化[103]。

6 ENPs對海洋水產品質量安全的潛在影響(Potential impact of ENPs on the quality and safety of seafood)

海洋水產品是我國居民獲取優質蛋白質的主要來源之一。實驗證明，ENPs會通過攝食等方式在海洋貝類、蝦類、蟹類和魚類等生物體內富集，并對其生理健康造成損害。ENPs還可以隨著食物鏈轉移，從而對更高營養級生物和人類造成潛在影響。隨著ENPs的生產和消費數量呈指數級增長，未來幾十年，環境中ENPs濃度可能會持續升高，從而對海洋生態系統和人類健康造成更大程度的影響。

ENPs對水產品質量安全的潛在影響主要包括以下3個方面。(1)ENPs本身對水產品質量安全造成影響。ENPs進入生物體內后，會在其組織內富集，并且可隨食物鏈轉移，人類食用富集ENPs的水產品后可能會導致ENPs在人體內殘留，進而可能會對人體健康產生影響。Li等[104]通過體外模型證實了食物中的CeO2ENPs、CuO ENPs和ZnO ENPs進入人體后，可被腸道細胞吸收并運輸到肝細胞，從而導致腸道細胞和肝細胞發生壞死。這表明，ENPs具有通過食物轉移到人體的功能，具有對人體造成永久性損害的潛在風險。Henson等[105]建立了人腸道細胞三維模型，研究發現，Cu ENPs在人腸道細胞中幾乎不溶，細胞毒性主要來自被吸收的Cu ENPs。(2)ENPs釋放重金屬離子的風險。金屬類人工納米顆粒進入到生物體內，會釋放重金屬離子并在生物體內富集，對水產品質量安全產生影響。人類食用后可能會導致重金屬在人體內富集并對健康造成損害。Gliga等[106]發現，10 nm的Ag ENPs會導致人肺上皮SV-40細胞活性降低，產生細胞毒性，造成DNA損傷，其毒性主要由于ENPs所釋放的Ag離子造成。同樣地，Ag ENPs所釋放的Ag離子會導致人肺上皮A549細胞活性降低，并且這種細胞毒性隨著Ag離子釋放率增加而增大，當Ag離子釋放率由39%增加至69%時，細胞存活率由92%降至54%[107]。ZnO ENPs釋放的Zn離子會誘導人臍靜脈內皮細胞(HUVECs)產生顯著的內質網應激反應，并導致細胞凋亡[108]。(3)ENPs富集其他污染物及病原微生物的風險。ENPs進入到海洋環境中，由于其結構特性可能會吸附其他污染物，比如有機污染物[109]、重金屬[110]、放射性元素、潛在有毒物質[111]和多氯化合物[112]等，它們會以顆粒-污染物的復合形式進入到海洋漁業生物體內，從而增加了ENPs的生物有效性及其對生物的毒性，最終對人體健康產生危害[113]。有些病原微生物也可能會以ENPs為載體，進而隨著ENPs進入生物體內導致水產品病害。當人類處理或進食這些攜帶污染物和病原微生物的水產品時，可能也會被感染而發病。

7 結語與展望(Conclusion and future)

ENPs的海洋環境效應已經引起了國內外的廣泛關注。研究表明，ENPs被海洋漁業生物攝入后，會在其體內各組織中富集，對其生長發育、攝食和行為造成影響，并引起氧化應激、生殖毒性、免疫毒性和DNA損傷等毒性效應。同時，ENPs會沿著海洋食物鏈，從低營養級生物向高營養級生物傳遞，發生生物放大作用，對整個海洋生態系統造成威脅。但是，目前的研究對于準確評估ENPs對海洋漁業資源的影響和風險還遠遠不夠，因此，下一步的研究工作可以在以下方面開展。

(1)目前，采用單顆粒-電感耦合等離子體質譜(SP-ICP-MS)可以原位檢測環境中ENPs的濃度[114-115]。但是在進行納米毒性研究時，采用的實驗濃度大多是高于環境濃度的，沒有考慮到ENPs在海洋環境中的實際含量，這將導致無法真實、準確和客觀地評價ENPs的海洋生態環境風險。因此，應加強環境濃度ENPs對海洋漁業生物的毒性效應研究。

(2)關于ENPs對海洋生物的毒性效應研究，大多是在個體、組織、細胞和分子層面上，還應進一步應用組學的研究技術，如基因組學、蛋白質組學和代謝組學，從基因組、蛋白質組和代謝組水平明確與ENPs毒性關系密切的生物學通路，將傳統毒理學和現代組學進行整合分析，闡明ENPs對海洋生物的致毒機制。

(3)目前的研究主要集中于ENPs對海洋生物的毒性效應方面，但是關于ENPs對海洋水產品質量安全影響的研究還很少。基于我國居民的水產品膳食攝入量，應分析暴露途徑和暴露人群情況，對海洋水產品中的ENPs開展危害識別、危害描述和暴露評估分析，建立ENPs的水產品食用安全風險評估體系，明確ENPs的海洋環境限量標準值，并將其納入到海洋環境質量評價標準中，制定相應的法律法規，從而有效降低ENPs的海洋生態風險。