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1.纳米颗粒和微生物相互作用过程中生物膜的形成机制与效应
作者：张悦,管千慧,周政,陈全,吴敏,易鹏
作者单位：昆明理工大学;云南省土壤固碳与污染控制重点实验室
关键词：纳米颗粒;微生物;生物膜;胞外聚合物;相互作用
摘要：纳米颗粒( Nanoparticles，NPs) 在环境中的迁移转化和生物安全问题是环境领域的研究热点，其中 NPs 和微生物相互作用过程中生物膜的形成 机制与效应是亟需解决的关键科学问题。微生物可以通过吸附和内化等物理化学方式使 NPs 粘附在其细胞表面或进入其细胞内部，这些 NPs 可能 会引起微生物的应激保护反应从而刺激生物膜的形成，同时也会对生物膜产生毒性效应。本文主要从吸附作用和细胞内化总结了 NPs 与微生物的 界面相互作用，并分析了 NPs 的性质、微生物的种类和环境条件对相互作用过程的制约; 论述了生物膜的形成过程，剖析了 NPs 对生物膜的生长状 态、代谢活性、群落组成和基因表达产生的影响; 并进一步讨论了生物膜的形成对 NPs 的溶解腐蚀、表面钝化、稳定和团聚的影响。最后就多物种生 物膜与 NPs 的相互作用机制、环境中 NPs 的长期毒性研究以及生物膜对 NPs 迁移行为的改变提出了展望。深入理解 NPs 与生物膜的相互作用及 机制，可以为进一步研究 NPs 对环境及人类潜在毒性提供理论基础，从而对 NPs 做出更全面的风险评估。
0 引言 纳米颗粒( Nanoparticles，NPs) 是具有新颖和独特物理化 学性质的粒子，其至少有一个维度在 1 ～ 100 nm 范围内［1-2］。 与具有相同化学成分的大尺寸材料相比，NPs 的高比表面积 使其产生了新的性能和反应性，如小尺寸效应、表面效应、宏 观量子隧道效应等，因而被广泛应用于生产和生活的各个领 域［3-4］。纳米技术的研究和发展在过去几十年里取得了高速 的发展，纳米产品被大量地生产和广泛地使用显著增加了 NPs 在环境中的积累［5］。最近的研究表明，每年在全球范围 内向环境( 土壤和水) 排放的 NPs 高达 8 100 t ［6］。微生物作 为自然环境中不可或缺的重要组成部分会不可避免地与环 境中的 NPs 相互作用，从而可能会影响微生物的生长、代谢、 群落组成和基因表达等，最终对生态系统的稳定性造成威 胁。因而，亟需深入理解 NPs 与微生物之间的相互作用机 制，从而准确评估 NPs 对环境和人类健康的潜在威胁。
研究人员通常将微生物定义为自由生活的浮游细胞，然 而，微生物在自然环境中很少作为单个细胞存在，主要以生 物膜的形式定植并附着在合适的表面上［7］。在自然界中，大 多数微生物细胞可以牢固地附着在不同的载体表面，并在其 表面生长和繁殖，由胞外聚合物( Extracellular polymeric substances，EPS) 介导微生物表面结合进而形成生物膜［8］。因 此，在研究 NPs 与微生物的相互作用过程及机制时需要重点 考虑生物膜的形成。值得注意的是，NPs 在生物膜体系中的 生物效应和环境行为是一个比较复杂的过程。一方面，NPs 的自身毒性会对生物膜的形成和稳定产生影响; 另一方面， 生物膜对 NPs 的吸附可能会改变颗粒的表面性质和迁移行 为。本文综述了 NPs 与微生物的相互作用机制以及生物膜 的形成过程，论述了 NPs 对生物膜的毒性效应以及生物膜对 NPs 理化性质的影响，以期为 NPs 对环境和人体的潜在毒性研究提供一定参考。
1 纳米颗粒与微生物的相互作用
1．1 界面相互作用
NPs 与微生物细胞界面的生物理化相互作用主要包括吸 附和内化( 见图 1a) 。在 NPs 与微生物的微观界面中存在多种 物理化学作用力驱使 NPs 吸附在微生物表面，并且部分 NPs 可以通过膜融合或内吞作用等方式进入到微生物细胞内部。
1．1．1 吸附作用
NPs与微生物的吸附作用主要是通过微观界面的多种
作用力驱动以及与微生物表面的生物分子发生接触产生的。 微生物细胞表面通常带有负电荷，一旦遇到带正电荷的 NPs 就会在静电吸引的驱动下发生吸附作用［9-10］。Chwalibog 等［11］选择了三种 NPs ( Ag、Au 和金刚石) 与微生物发生相互 作用，其中带正电的金刚石 NPs 与金黄色葡萄球菌( Staphylococcus aureus) 共同培养后均匀地包围在微生物细胞表面 ( 见图 1b—d) ，且没有对细胞造成明显的损伤和破坏。NPs 与微生物的吸附作用主要机制包括范德华力、静电引力、疏 水作用等( 见图 1a) ［12］。另外，微生物的细胞膜和细胞壁含 有众多官能团，如羧基、酰胺基、磷酸基和羟基等，这些官能 团可以为 NPs 提供多个结合位点，从而介导微生物细胞膜和 细胞壁与 NPs 相 互 作 用。Borthakur 等［13］ 提 出 大 肠 杆 菌 ( Escherichia coli) 在 α-Al2O3 NPs 表面的吸附符合拟一级动力 学模型和 Langmuir 吸附等温线模型，并通过 FTIＲ 光谱发现 大肠杆菌表面的官能团在与 Al2O3 NPs 相互作用时，峰位置 偏移或峰强度降低。另外，NPs 可能不直接附着在微生物的 细胞膜和细胞壁上，而与胞外物质( 如蛋白质和多糖) 相互作 用。例如，Ag NPs 可以通过静电吸引与细菌胞外蛋白结 合［14］，从恶臭假单胞菌( Pseudomonas putida) 中分离的 EPS 被证明可以通过吸附 Ag NPs 减轻 NPs 对小麦的毒性［15］。综 上所述，除了物理吸附和化学键合，微生物的胞外物质以及 分泌的 EPS 也参与了吸附 NPs 的过程。
1．1．2 细胞内化
微生物吸附的 NPs 可能通过不同的途径发生内化进入 到细胞内部。对大多数微生物来说，细胞壁是一个保护性屏 障，肽聚糖层的物理性质可以阻止 NPs 进入细胞［16］。对于 没有细胞壁的微生物，NPs 则直接与细胞膜发生作用。例如 ZnO NPs 可诱导大肠杆菌、金黄色葡萄球菌和无乳链球菌 ( Streptococcus agalactiae) 的膜通透性改变 ( 膜变薄或膜侵 蚀) ，从而发生内化［17-18］。然而，在 ZnO NPs 与好氧废水微生 物的实验中，与空白对照的 TEM 图像( 见图 1e) 相比，添加 ZnO NPs 后在细菌内部观察到电子致密物质( 见图 1f—g) ， 但内化发生后生物膜并未损伤，ZnO NPs 的内化归因于被动 扩散［19］。Evans 等［20］提出聚合物氧化铁 NPs 的内化过程主 要包括三个步骤: 质膜附着、内吞作用以及膜结合细胞内囊 泡的逐渐积累。内吞作用是 NPs 内化的主要途径，被聚丙烯 酸包裹的 Au NPs 可以通过受体介导的内吞作用或膜融合进 入细胞［21］，而碳纳米管则能够通过穿透作用和内吞作用进入 细胞［22］。事实上，NPs 吸附到微生物表面后的内化方式是多 样的，形状尖锐且刚性 NPs 可以直接穿透细胞壁和细胞膜进 入细胞，而阳离子纳米物体则可以在不明显细胞膜破坏的情 况下通过瞬时形成的空穴穿透细胞膜［23］。在其他研究中，NPs 可以通过释放金属离子而非其本身进入到细胞内部［24］。 因此，在不同的情况下，NPs 内化的机制可能会有很大的不 同，具体的原因值得进一步系统的探究。
1．2 影响因素
NPs 与微生物的微观作用界面主要包括三个部分: NPs 表面、微生物表面、NPs 与微生物表面之间的介质( 见图 2) 。 因而，NPs 与微生物的相互作用过程至少受三方面因素的影 响，即颗粒的性质、微生物的种类和环境条件。
1．2．1 纳米颗粒的性质
环境中 NPs 的尺寸和表面性质( 粗糙度和表面电荷) 存 在很大差异，这些特性是调节它们与微生物相互作用的重要 因素。从吸附动力学的角度来看，较小的 NPs 比较大的 NPs 具有更快的吸附速率［13］。在鼠伤寒沙门氏菌( Salmonella typhimurium) 对 ZnO NPs 和 TiO2 NPs 细胞内化中，尺寸较小的 NPs 更趋向于发生内化作用［25］。表面粗糙度高的 NPs 可以 提供更多的附着位点，增加微生物的初始粘附，减少流动相 中微生物所承受的水力剪切力［26］。此外，NPs 的表面电荷或 zeta 电位是 NPs 的关键特征之一，这些特征可能主导 NPs 与 微生物之间的相互作用。值得注意的是，工程修饰的表面改 性剂会改变 NPs 的表面性质，从而影响 NPs 的环境行为以及 NPs 与微生物之间的相互作用。例如，通过在材料表面施加 氧化铁涂层来调节其表面电荷，可以优化微生物与过滤材料 之间的相互作用，从而提高材料对微生物的吸附效率［27］。 Shweta 等［28］通过石英砂柱实验研究两种 NPs( 磺化颗粒和羧 化颗粒) 与铜绿假单胞菌( Pseudomonas aeruginosa) 生物膜之 间的相互作用，发现磺化 NPs 在生物膜涂层上的附着程度 ( 附着效率α = 0．10) 高于羧化 NPs ( α = 0．04) ，证实了 NPs 的表面化学差异会该改变其对微生物的亲和力。
1．2．2 微生物的种类
不同种类微生物的细胞壁亲疏水性和吞噬能力存在差 异，会直接影响 NPs 与微生物的相互作用。在聚苯乙烯乳胶 NPs 与两种铜绿假单胞菌( 亲水性细胞壁和疏水性细胞壁) 的相互作用中，NPs 与疏水性细胞的相互作用比亲水性细胞 强得多［29］。Olivier 等［30］ 利用乳酸乳杆菌( Lactobacillus lactis) 的亲水和疏水基因突变体培养 PＲTP－ 、PＲTP+ 和 PＲTP* 生物膜，观察到由疏水细胞组成的 PＲTP+ 和 PＲTP* 生物膜中 荧光颗粒自由扩散的比例低于由亲水细胞组成的 PＲTP－ 生 物膜。另外，微生物一般通过吞噬作用和胞饮作用来运输外 部物质( 如营养物质、细胞碎片和病原体等) ，其中吞噬作用 针对相对较大的颗粒( ＞ 1 μm) ，通常仅限于专门的吞噬细 胞［31］。因而，不同种类的微生物对 NPs 的内化能力也会有 所不同。此外，EPS 分泌量大的微生物会更容易吸附环境中 的 NPs。经过工程改造以产生过量 EPS 荚膜异多糖酸( Colanic acid) 的大肠杆菌可以将 NPs 捕获在细胞外，从而保护 细胞免受 Ag NPs 的毒性侵害［32］。因为 EPS 中的部分官能 团( 如氨基和羟基) 对 NPs 具有敏感性，可以与 NPs 或纳米聚 集体发生络合作用［33］。然而，迄今为止关于相互作用受微生 物种类影响的信息非常有限，在未来的研究中值得更进一步 的探究。
1．2．3 环境条件
环境条件可以改变 NPs 和微生物的表面性质，从而影响 其相互作用。溶液 pH 值和离子强度是决定 NPs 表面电荷的 关键参数，可以调节 NPs 与微生物之间的静电相互作用。在 酸性和中性 pH 值条件下，许多颗粒表面由于其高 pHPZC值而 带正电，使其更容易吸附在微生物表面［34］。随着离子强度的 增加，在相邻的离子双电层( EDL) 介质中，反离子吸附导致 ζ 电位降低，从而会改变 NPs 的表面电荷［35］。此外，NPs 在任 何环境中只能短时间保持原始状态，广泛存在的天然有机物 ( Natural organic matter，NOM) 会覆盖在 NPs 表面，从而改变 其表面性质和环境行为［36］。例如，与物理吸附 NOM 的纳米 零价铁( Nanoscale zero-valent iron，NZVI) 相比，原始的 NZVI 更趋向于与大肠杆菌发生物理相互作用并附着在细胞上［37］。 因为吸附 NOM 所提供的静电斥力可能限制了微生物的粘附， 从而削弱了 NZVI 与微生物细胞壁之间的作用。另外，处于活 跃生长阶段的微生物通常代谢旺盛，更容易摄入 NPs。环境中 的 pH 值和温度变化直接影响微生物的活性，而生长所需的各 种营养物质也会改变微生物的活性。例如，原位营养刺激可以 提高铜绿微囊藻藻际细菌群落活性［38］，与无机肥料相比，有机肥 料的掺入将微生物活性提高了 16%～20%［39-40］。总的来说，微生 物与 NPs 之间的相互作用是一个复杂的过程，受多方面因素的 影响，在实际应用中需要综合考虑。
2 相互作用过程中生物膜的形成
2．1 生物膜的形成过程
生物膜是附着在载体表面的微生物群体，代表了比自由 的单个微生物更高水平的社会和空间组织［41-42］。学者们将 生物膜比喻为微生物细胞构建的“微生物城市”，就像无数生 物构成了人类生存的大环境，而微生物细胞也扮演着“生物 的角色”，创造了一个“生物栖息地”。这个独特的栖息地为 生物膜中的微生物提供了庇护，促进了营养物质的积累，并 从根本上改变了生物膜的物理化学环境和其中微生物之间 的相互作用［43］。生物膜的生命周期( 见图 3a) 主要包括五个 阶段: 可逆接触阶段、不可逆接触阶段、菌落形成繁殖阶段、 生物膜成熟阶段和老化脱落阶段［44-46］。当 NPs 与微生物同 处于同一环境体系时，两者可以通过直接或间接的方式发生 相互作用，从而对生物膜的形成产生影响。
EPS 是微生物分泌到其周围环境中的聚合物，在生物膜 形成的整个过程中都发挥着十分重要的作用［47］。EPS 约占 生物膜质量的 90%，通常包括( 外) 多糖、蛋白质、脂质和细胞 外 DNA( eDNA) ［48-49］。在生物膜发育过程中，EPS 被排出后 作为生物膜基质的支架介导微生物表面结合并保持生物膜 的内聚性［50］，为围绕 EPS 构成的微生物群落提供关键的结 构支持和保护［51］。You 等［52］提出 NPs 会刺激微生物分泌更 多的 EPS，暴露于 50 mg·L－1 的 CeO2 NPs 使微生物的 EPS 分 泌量增加了 35．41%。此外，EPS 还赋予了微生物群落动态的 化学环境( 营养和化学梯度，包括 pH 值、氧、无机离子、代谢 物、信号分子和其他溶质) 和抗毒特性( 抵抗有毒物质和抗菌 剂的潜力) ［53-54］。与未暴露的对照组相比，添加 TiO2 NPs ( 5 mg·L－1 和 50 mg·L－1 ) 增加了活性污泥生物膜的生物量( 见 图 3b) ，并分别刺激生物膜产生了 1．2 倍的胞外蛋白和 3 倍 的胞外多糖( 见图 3c、d) 。如图 3e—g 所示，空白的成熟生物 膜由多层细菌细胞组成，而经过 NPs 处理的生物膜产生了网 状和纤维状细胞间聚合物［55］。生物膜通常比浮游细胞更能 抵抗重金属和抗菌剂等有毒化学物质，生物膜的形成可以看 作一种为微生物提供保护的生长模式［56-57］。在相同的细菌 浓度( 3× 10 CFU·mL－1 ) 下，大肠杆菌生物膜对 Ag NPs 或 Ag + 抑制的抵抗力大约是浮游细胞的四倍［58］。因而，由于微 生物对 NPs 的毒性应激，适量的 NPs 浓度在短期时间内对生 物膜的形成具有促进作用，可以加快生物膜的形成。但是 NPs 对物生物的影响是长期存在的，进一步探究 NPs 的毒性 效应是有必要的。
2．2 纳米颗粒对生物膜的毒性效应
NPs 可以通过直接的物理膜损伤［59］、刺激活性氧( ＲOS) 产生攻击 DNA，蛋白质和膜而引起细胞损伤［60］ 或溶解释放 阳离子引起酶失活［61］等对生物膜造成影响( 见图 4a) 。表 1 总 结了NPs对生物膜的生长水平、代谢活性、群落组成和基
因表达四个方面产生的毒性效应。
2．2．1 生长水平
生物膜的形成容易受到环境因素的影响，这个过程大多 与微生物的应激反应有关，是一种剂量-反应关系现象［62］。 Yang 等［63］在添加 ZnO NPs 的恶臭假单胞菌生物膜实验中观 察到，低浓度的 NPs( 0．5～30 mg·L－1 ) 促进了微生物的生长 和生物膜的形成，而当 NPs 的浓度大于 30 mg·L－1 后就会显 著抑制生物膜的形成。暴露于低浓度的有毒 NPs 会刺激微 生物群体感应、脂多糖生物合成和抗生素抗性基因的表达， 以促进微生物的生长［64］。然而，当有毒 NPs 的浓度超过微生 物的应激调节浓度，微生物的死亡率大于生长率，这时就会导 致生物膜生物量的显著下降。这种现象在生物膜污水处理中 也得到了验证，当 Ag NPs 的平均进水浓度为 10．8 μg·L－1 时， 可溶性 COD 去除率没有明显变化，但在 131 μg·L－1 ( 18 d) 和 631 μg·L－1 ( 5 d) 条件下显著降低，并通过激光扫描共聚 焦显微镜( Confocal laser scanning microscope，CLSM) 图像( 见 图 4b—d) 进一步说明了 Ag NPs 对生物膜总生物活力的影响 ( 绿色和红色荧光分别为活菌和死菌) ，随着 NPs 浓度的增 加，生物膜活力明显受到抑制［65］。由此可见，NPs 的浓度是 调控微生物生长状态的关键因素，因而明确 NPs 与微生物的 剂量-反应关系在环境风险评估中是十分关键的。
2．2．2 代谢活性
NPs 通过降低微生物对氧气的利用率和有氧代谢，进而 改变生物膜中氧气的局部浓度。例如，暴露于 50 mg·L－1 的 CuO NPs 显著抑制了生物膜顶部区域微生物的呼吸活性，使 生物膜中的最大耗氧速率向深层区域转移［66］。同样，Hou 等［67］发现暴露于 50 mg·L－1 的 ZnO NPs 导致好氧废水生物 膜中 250 μm 以上区域的耗氧量下降，而暴露于 5 mg·L－1 的 ZnO NPs 的生物膜氧浓度曲线则没有显著变化，表明 NPs 对 微生物的呼吸抑制作用具有剂量依赖性。此外，较高的酶活 性表示微生物在生物膜中的代谢活动旺盛，生物膜的形成与 维持良好，而 NPs 的引入通常会降低生物膜的酶活性。例 如，CuO NPs 使生物膜中的 β-葡萄糖苷酶( GLU) 和 l-亮氨酸 氨基肽酶( LAP) 活性均降低［68］，ZnO NPs 处理使生物膜的过 氧化氢酶( CAT) 活性均低于未处理的对照组［69］，并观察到这 种抑制作用呈浓度依赖性逐渐增强。值得注意的是，NPs 对酶活性的抑制主要是通过溶解释放阳离子来实现的，可以通 过减少 NPs 的溶解来削弱其对酶活性的影响。例如，通过二 氧化硅包覆的 Fe3O4 NPs 对细胞和酶活性的抑制作用明显小 于原始 Fe3O4 NPs，这主要是因为二氧化硅涂层保护了颗粒 免受溶解，从而降低了其生物毒性［70］。
2．2．3 群落组成
暴露于 NPs 的多物种群落可能会经历微生物群落结构 的显著变化。例如，NPs 的存在改变了生物膜中的优势菌 种，暴露于 CuO NPs 导致微生物群落中丛毛单胞菌属( Comamonas) 的丰度显著增加，而黄杆菌属( Flavobacterium) 的丰 度明显减少［71］，Ag NPs 的掺入降低了海洋生物膜中黄杆菌 科( Flavobacteriaceae) 的相对丰度，增加了弧菌科( Vibrionaceae) 的相对丰度［72］。这些微生物群落结构的变化主要归因于 NPs 的抗菌作用和不同微生物种类的耐受性差异［73-74］，并通 常具有剂量依赖性。在先前的研究中，革兰氏阳性细菌( 如 金黄色葡萄球菌) 比革兰氏阴性细菌( 如大肠杆菌和铜绿假 单胞菌) 更容易受到 ZnO NPs 毒性的影响［75］，ZnO NPs 对革 兰氏阴性菌大肠杆菌和革兰氏阳性菌萎缩芽孢杆菌均有抑 菌活性，但对萎缩芽孢杆菌的抑菌效果更明显［76］。另外，微 生物群落的稳定性与多样性之间存在正相关关系［77］，NPs 的 引入可能会导致相关生物膜群落承受扰动能力降低和维持 生态功能的能力降低［78］。事实上，关于 NPs 对微生物群落 结构的影响一直存在争议，例如，有研究提出 Ag NPs 的生态 毒性可以通过在复杂环境条件下的转化和微生物群落的自 适应而减弱，从而减小对群落结构的影响［79］。这些复杂的环 境因素( 包括 pH 值、有机物、氧化还原状态和硫化物等) 可 通过促进表面络合来改变 NPs 的毒性［80-81］。了解 NPs 在复 杂环境中的毒性变化将会有利于做出更加客观的环境风险 评估，未来值得进一步的探究。
2．2．4 基因表达
基因表达是指微生物体内基因信息转录和翻译为蛋白 质的过程，当微生物感知到环境变化时，会通过一系列的信 号传导通路来影响转录因子的活性和基因表达［82］。例如， 暴露于 Ag NPs 使铜绿假单胞菌生物膜的胞外多糖合成基 因( pslA、pslI、ppyＲ、algD、algC) 、外排转运蛋白基因( mexA、 mexB、pcoA) 、外膜脂蛋白基因( omlA) 和 DNA 复制基因( polA) 均发生了下调［83］。值得注意的是，胞外多糖合成基因编 码的蛋白质在生物膜中合成胞外多糖，用于维持生物膜的 结构和稳定性，外排转运蛋白基因的编码的蛋白质参与了 生物膜对外部物质的排出，这两种基因的下调表明 NPs 的 处理使生物膜的形成和稳定性受到了影响。对于硝化细菌 等功能性微生物，NPs 通过降低其编码氨氧化酶、羟化氨氧 化酶和硝酸还原酶等参与硝化过程的关键酶基因( amoA、 hao 和 nirK) 的 转 录 水 平 来 抑 制 其 硝 化 能 力［84］。Zakaria 等［85］研究发现 Ag NPs 处理使微生物电解池( MEC) 的体积 电流密度从( 29±2．0) A·m－3 降至( 20±2．2) A·m－3 ，并下调 了阳极生物膜的细胞外电子转移相关基因 ( omcB、omcC、 omcE、mcZ、omcS 和 pilA) 的表达。由上可知，NPs 可以通过多 种机制影响微生物的基因表达，进而影响生物膜的形成和 功能。
3 生物膜的形成对纳米颗粒理化性质的影响
生物膜比游离态微生物更容易吸附和聚集 NPs，这会对 NPs 的表面性质和迁移行为产生影响。如图 5a 所示，生物膜 中的特殊环境会促使 NPs 发生溶解腐蚀和表面钝化，生物膜 基质中存在许多生物分子会附着在颗粒表面形成有机纳米 涂层，将 NPs 与周围溶液隔离，从而稳定和团聚 NPs，对其迁 移行为产生影响。
3．1 溶解腐蚀
由于微生物的细胞壁和细胞膜以及分泌的 EPS 中含有 丰富的官能团，生物膜中拥有高密度的活性配体，这可能会 导致 NPs 溶解［86］。在利用 NZVI-微生物去除地下水中的 NO3－ -N 的实验中，李宁等［87］发现 NZVI 通过腐蚀产氢为微生 物的反硝化活动提供电子并大幅提高了硝酸盐的还原率，然 而在 pH 值高于 9 的条件下铁水析氢腐蚀几乎难以进行，提 出 NZVI 的腐蚀是颗粒表面形成生物膜所致。另外，EPS 本身对 NPs 的溶解影响不大，而是通过与 NPs 释放的离子形成 络合物来加快颗粒的溶解速率［88］。例如，枯草芽孢杆菌 ( Bacillus subtilis) 和恶臭假单胞菌分泌 EPS 可以显著增强其 吸附 Cu( Ⅱ) 的能力，并通过 FTIＲ 光谱证明羧基和磷酸基是 Cu( Ⅱ) 在天然细胞上吸附的主要原因［89］。此外，生物膜中 的许多微生物都表现出较强的氧化还原活性，能够分泌多种 与 EPS 相关的氧化还原活性分子，这对生物膜中氧化还原敏 感的 NPs 的溶解起着重要作用。例如，Au NPs 被认为在非 生物条件下保持惰性，然而，Avellan 等［90］ 发现 Au NPs 可以 通过涉及氰化物释放的氧化过程与淡水大型植物生物膜接 触而溶解，且生物膜之间的生物量差异会影响 Au NPs 的生 物溶出量( 见图 5b、c) ，并通过监测样品中的氰化物离子 ( CN－ ) 的浓度进一步发现氰化物浓度与 Au NPs 生物溶出率 之间存在显著的 Pearson 相关性( P 值小于 0．002) ( 见图 5d、e) ， 生物量高的生物膜中氰化物离子( CN－ ) 浓度高，Au NPs 的生 物溶出量也高。
3．2 表面钝化
当 NPs 与微生物接触时，可以通过将颗粒表面转化为热 力学上更稳定的相来降低其反应性和溶解度［91］。例如，Ag2 S 和 AgCl 是极低溶解度的银盐，在 Ag NPs 表面形成这种钝化 层可以降低它们自身的溶解度［91］。Alizadeh 等［92］在水资源 回收设施的生物膜中观察到硫化作用导致 Ag NPs 表面生成 了 Ag2 S 钝化层，这一过程显著降低了 Ag NPs 的溶解度，并 减少了 NPs 对微生物的毒性。值得注意的是，环境条件会对 NPs 的表面钝化过程产生影响。例如，在硫酸盐还原菌 ( SＲB) 存在的环境中 Ag NPs 会发生钝化现象，因为 SＲB 的代 谢活动增加了局部的硫化氢( HS－ ) 浓度，这有助于在 Ag NPs 的 表面发生硫化反应( 见图 5a) 。Kaegi 等［93］将 Ag NPs 加入污 水处理厂的未曝气池中，发现 Ag NPs 在不到 2 h 内就发生了 向 Ag2 S 的转化，而混合液中硫化物含量高是导致Ag NPs有 效转化为 Ag2 S 的主要原因。此外，有学者对不同 NaCl 浓度 的生物介质中银离子分配进行了热力学计算，发现银离子浓 度随着氯离子浓度的增加而迅速下降［94］。在另一项研究中， 在相对湿度大于 50%的环境条件下( 没有 Cl － ，S2－ 和其他离 子的来源) 观察含金属银的 NPs，没有发现 Ag2 S 或 AgCl 转化 形成的证据［95］。综合以上可知，生物膜环境中的某些介质离 子能够介导或促进 NPs 的相转化，从而减少自身的溶解。
3．3 稳定与聚集
在生物膜基质中存在许多生物分子，如蛋白质、多糖、核 酸、脂质和代谢物等，这些分子可以吸附包裹在 NPs 表面形 成有机纳米涂层［96］。与原始 NPs 相比，形成有机纳米涂层 可以使 NPs 在环境中保持较长时间的稳定( 大小和形态基本 不变) ，是限制 NPs 溶解的另一种方式［97］。这种涂层类似于 哺乳动物系统中的蛋白质冠，可以改变 NPs 的大小和界面组 成，阻断 NPs 表面的活性位点，将 NPs 与周围溶液隔离，从而 限制溶解过程来稳定 NPs。另外，有机纳米涂层的形成可以 通过多种机制介导 NPs 聚集，包括粒子间桥接、二价阳离子 桥接和局域电荷［98］。Zhang 等［99］利用动态光散射( DLS) 测 定 NPs 的水动力直径，发现从大肠杆菌中提取的 EPS 促进 了 TiO2 NPs( TNPs) 和 CeO2 NPs( CNPs) 的团聚，并通过透射 电子显微镜表征了 NPs 与 EPS 反应前后的 TEM 图像，如 图 6所示，EPS 吸附在 NPs 表面并介导其发生团聚。值得 注意的是，颗粒团聚可能会影响 NPs 的迁移行为。例如，具 有纳米尺寸的 Fe2O3( 40 nm) 、TiO2( 216 nm) 和 Ag( 60 nm) 颗粒在释放到不同的环境水域后聚集成微米大小的团聚 体，降低了它们在环境中的流动性［100］。与初始颗粒相比， 团聚颗粒总体上具有较小的表面积、体积比和活性位点，可 以降低其生物利用率。然而，Fabrega 等［101］ 提出有机纳米 涂层的形成可以减少 Ag NPs 对生物膜的影响，却增加了生 物膜对 Ag NPs 的吸收和生物积累。因而，有机纳米涂层的 形成虽然降低了 NPs 的生物利用率，但其长期毒性影响仍 需进一步的研究。
4 结语与展望
NPs 进入环境后能通过吸附和内化等方式与微生物相 互作用，NPs 的性质、微生物的种类和环境条件都是影响相 互作用的关键因素。值得注意的是，NPs 与微生物的相互作 用会决定生物膜的形成( 生长水平、代谢活性、群落组成和基 因表达) 以及 NPs 的表面性质( 溶解腐蚀和表面钝化) 和迁 移行为( 稳定与团聚) 。尽管目前相关的研究已取得了重要进展，但多物种生物膜与 NPs 的相互作用机制、环境中 NPs 的长期毒性研究以及生物膜对 NPs 迁移行为的改变等方面 缺乏深入讨论。鉴于微生物和 NPs 在环境中的广泛性以及 在环境中不可避免的相互作用，这些问题显得尤为重要。
( 1) 多物种生物膜与 NPs 的相互作用机制。虽然已有大 量研究报道了 NPs 与生物膜的相互作用，但大多数研究仅关 注于单物种生物膜与 NPs 的相互作用，鲜有研究关注多物种 生物膜与 NPs 的相互作用。鉴于实际环境中微生物种类的 多样性，仅考虑单物种生物膜与 NPs 的相互作用并不能代表 真实环境过程中的过程与机制。因此，有必要进一步探究多 物种生物膜与 NPs 的相互作用过程及机制。
( 2) 环境中 NPs 的长期毒性研究。根据目前大量的研 究，NPs 对微生物群落及其生物膜的毒性效应是显而易见 的。然而，由于实验限制，大多数研究仅着眼于短期毒性。 当前存在争议的问题是，NPs 的毒性是否在复杂环境条件 下逐渐减弱，并且一旦释放到环境中，NPs 的百分之百去除 极具挑战性。因此，进一步研究 NPs 的长期毒性变化至关 重要。
( 3) 生物膜对 NPs 迁移行为的改变。生物膜与 NPs 相互 作用过程会吸附和积累 NPs。当生物膜短时间暴露于高浓 度 NPs 环境中时，可能会在相对较高的程度上积聚这些颗 粒，然后在低浓度 NPs 的环境中释放 NPs 或 NPs 的产物。因 此，生物膜可能会成为 NPs 的潜在来源。这个过程在考虑 NPs 在环境中长期传播时具有重要意义，特别是涉及到它们 的流动性以及对生态系统毒性的影响。
