粒径和形状在浮游植物生态学中的作用

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浮游植物在生态系统中的作用

浮游植物在生态系统中的作用
浮游植物是指在水体中漂浮的微小植物，包括单细胞藻类、硅藻、蓝藻等。

它们虽然微小，但在生态系统中却有着重要的作用。

首先，浮游植物是水生生态系统中的重要的初级生产者之一。

它们通过光合作用将二氧化碳转化成有机物质，为整个水生生态系统提供了能量。

其次，浮游植物是水生生态系统中的重要饵料。

它们是许多水生动物的主要食物来源，如浮游动物、底栖动物、鱼类等。

浮游植物的数量和种类对这些动物的生存和繁殖都有着重要的影响。

此外，浮游植物还能够影响水体的透明度和光照条件。

由于它们的存在，水体中的光线会被吸收和散射，从而影响水下植物的生长和光合作用的效率。

最后，浮游植物在水体的生态系统中还可以起到调节生态平衡的作用。

它们的数量和种类受到环境因素的影响，如光照、水温、营养盐等，对水生生态系统的健康与稳定有着重要的影响。

综上所述，浮游植物在水生生态系统中具有重要的作用，是维持水生生态系统健康和平衡的重要组成部分。

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浮游植物在大小和体积上差别显著，一般根据粒径大小分为三种类型，即小型浮游植物（Micro，20～ 200μm）、微型浮游植物（Nano，3～20μm）和超微型浮游植物（Pico，0.7～3μm）。
二、浮游植物悬浮机制
• 分泌粘液或制造胶状物质，使个体减轻； • 形成气囊结构； • 形成比重较小的代谢物质； • 增加身体表面积以增加与水之间的磨擦力。
3、湖泊的混合层和海洋并不像一般所认为的那样是均质的。
在无风、温和的气候条件下，光、营养、温度的垂直梯度分布造成了空间上的异质化，使得不同种类得以在各自的最适区域生长、繁殖，从而使竞争降到最小。
总之，浮游植物种群多样性可用不同的机制加以解释，这些机制可能是同时起作用的，但还需要更多的实验数据来进一步证实。
（m）
层的种类
1月 8.13 6.3 9.48 11.37
12.66 5.98 8.99
14
4月 14.37 12.85
8.33 7.22 2.34 1.10 7.70
29
7月 2.99 18.37 13.71 15.16
1.32 0.91 8.74
15
10月 10.35 17.22 24.48 18.12
六、浮游植物生长的限制因子
当环境中某种物质的存在量少于浮游植物正常生长对它的最低需求时，这种物质就成为浮游植物生长的限制因子。当限制因子的量增加，浮游植物的数量会以较快的速率增加，直到又有必需资源的量限制生长速率。
由李比希提出的限制因子概念最初仅适用于化学营养缺乏（“最小因子定律”）。现在对这一概念已进行了扩展，并把一些物理参数如光强和温度等也纳入进来。
表4. 2 湖泊浮游藻类水平分布（源自章宗涉等, 1995）

浮游植物的基本特征

浮游植物的基本特征浮游植物的基本特征浮游植物是水体中最为常见的一群植物，它们以微小的形态和基本的生物学特征闻名于世界各地的水域中。

浮游植物不仅在水体中扮演着重要的角色，同时也对整个生态系统起着重要的作用。

那么，什么是浮游植物？它们有什么基本特征呢？下面，我将按类别分析浮游植物的基本特征。

浮游藻类：最常见的浮游植物浮游藻类是最为常见的浮游植物，绝大部分都是单细胞生物。

它们形态各异，有的是球形，有的是弯曲的长条状，有的甚至可以与动物相似。

浮游藻类生物的特征是体型小且轻盈，一般不超过2毫米。

它们飘浮在水体中，会浮动或自然漂流，可自由挥动、螺旋或泳动。

浮游藻类的体积和数量非常之大，可以覆盖整个水域，并通过吞噬悬浮在水中的光合细菌生存。

浮游细菌：在水体环境中扮演重要角色浮游细菌是指生长在水中的一群细菌典型例子，它们在水生态中起着重要的生物学作用。

浮游细菌是典型的单细胞无机营养生物。

它们生长快速，繁殖迅速，并可以通过光合作用生存。

浮游细菌是一种非常基本的水生生物，它们的数量和体积决定了生态系统中其他生物存活的能力。

浮游真菌：水体中的生物过滤器浮游真菌生长在水体表面和较深的水层中，它们的特征是体型较大，缠绕在水中的浮游物质之间，并将其吞噬掉。

浮游真菌是水体生物过滤器的重要组成部分，通过繁殖吞噬在水中的有机物质，从而维持水体的生态平衡。

浮游植物的基本特征不仅体现在其形态结构上，同时还包括其繁殖方式、光合作用和代谢能力等。

浮游植物在水体中扮演着重要的角色，不仅为其他生物提供生存环境和养料，更为人类提供了重要的食物资源。

希望我们能更加关注和保护水生生态系统，为人类的健康和生存保驾护航。

简要说明水体颗粒

水体颗粒对水环境和生态系统的重要性水体颗粒是指在水中悬浮的固体或液体微小颗粒，其大小通常介于纳米到微米级别。

水体颗粒可以包括沉积物、悬浮物、溶解物、胶体等不同形态的物质。

水体颗粒的来源多种多样，包括自然因素和人为因素。

自然因素如土壤侵蚀、植物残体、生物活动等会导致水中存在颗粒物质。

人为因素如农业、工业和城市排放的废水、污染物进入水体，也会引入颗粒物质。

水体颗粒对水环境和生态系统具有重要影响。

它们可以对水质产生直接影响，改变水的透明度、色度和浑浊度。

此外，颗粒物质还能吸附或携带有害物质，影响水中的溶解氧浓度、光合作用和生物生态系统的健康状况。

因此，水体颗粒的研究和监测对于水资源管理、环境保护和生态恢复具有重要意义。

通过监测颗粒物质的浓度、组成和来源，可以评估水体的污染程度和健康状况，为制定有效的水质管理和保护措施提供科学依据。

此外，对水体颗粒的研究还有助于了解水体中物质迁移、沉降和生物可利用性等过程，为水资源的可持续利用提供支持。

浮游生物知识点总结

浮游生物知识点总结一、浮游生物的分类浮游生物包括植物浮游生物和动物浮游生物两大类。

植物浮游生物是指那些通过光合作用来获取能量的浮游生物，它们通常是藻类或原生生物。

而动物浮游生物则是指那些以浮游生物为食或者依靠其他浮游生物获取能量的生物，它们通常是浮游动物或浮游无脊椎动物。

在现实生活中，浮游生物的种类非常丰富，涵盖了各种不同的生物形态和生态习性。

植物浮游生物通常包括浮游藻类和原生生物。

浮游藻类包括硅藻、甲藻、螺旋藻等，它们是水中最主要的初级生产者，能够通过光合作用将阳光转化为有机物质，为水中食物链的起点提供能量。

原生生物则是一类比较原始的单细胞生物，它们在水生生态系统中起着重要的作用，包括维持微生物的多样性和维持水体的生物化学平衡等。

动物浮游生物通常包括浮游动物和浮游无脊椎动物。

浮游动物通常是那些在水中游动的微小动物，例如浮游水虱、浮游水丝虫等。

它们通常以浮游藻类和原生生物为食，同时也是其他水生动物的食物来源。

浮游无脊椎动物则是指那些没有脊椎的水生动物，例如水母、水螅等。

它们通常依靠水流来移动，同时也是水生生态系统中重要的食物链成员。

二、浮游生物的生态角色浮游生物在水生生态系统中扮演着非常重要的角色。

首先，它们是水中食物网的重要组成部分。

植物浮游生物通过光合作用将阳光能量转化为有机物质，成为水生生态系统中最主要的初级生产者。

而动物浮游生物则通过捕食植物浮游生物或其他浮游动物来获取能量，同时也是其他水生动物的食物来源。

因此，浮游生物在维持水生生态系统中食物链的平衡和稳定起着非常重要的作用。

其次，浮游生物也能够影响水的生物化学循环。

植物浮游生物通过吸收溶解在水中的无机物质，将其转化为有机物质，同时释放出氧气，为水中的其他生物提供氧气供氧。

浮游动物则通过摄食植物浮游生物，帮助水生生态系统中营养循环的进行。

因此，浮游生物可以促进水生生态系统中的生物化学循环，保持水体的生态平衡和稳定。

另外，浮游生物还能够对水质和环境的变化做出反应。

海洋悬浮颗粒物对海洋生态系统的影响

海洋悬浮颗粒物对海洋生态系统的影响海洋是地球上最大的生态系统之一，承载着丰富的生物资源和重要的生态功能。

然而，随着人类活动的不断增加，海洋环境受到了严重的污染。

其中，海洋悬浮颗粒物成为了海洋生态系统受损的主要原因之一。

本文将就海洋悬浮颗粒物对海洋生态系统的影响进行探讨。

一、悬浮颗粒物的来源和性质海洋悬浮颗粒物主要来自于陆源输入和海洋内自身的产生。

陆源输入包括城市排放、农业污染和河流输入等，而海洋内产生则主要是由于波浪、风浪和藻类生长等原因。

悬浮颗粒物的性质各异，主要包括有机颗粒物、无机颗粒物和微塑料等。

二、悬浮颗粒物对海洋光照的影响悬浮颗粒物能够吸收和散射光线，从而影响海水透明度和光照条件。

海洋生物对光的利用具有重要意义，而悬浮颗粒物的存在导致海水中的光能无法穿透到深层水域，限制了浮游植物的生产力，对海洋生态系统的能量流动和物质循环产生重要影响。

三、悬浮颗粒物对浮游植物的影响浮游植物是海洋生态系统的底层生产者，对海洋生物链的结构和功能具有重要作用。

然而，悬浮颗粒物的存在会影响浮游植物的生长和养分利用。

混浊的海水会降低植物的光合作用效率，抑制其光合产生能量的能力；同时，悬浮颗粒物还会附着在浮游植物叶面上，导致植物叶面积减小，进一步削弱了其生长能力。

四、悬浮颗粒物对海洋生物的影响海洋悬浮颗粒物对海洋生物的影响不仅局限于浮游植物，也会波及到其他生物群落。

首先，悬浮颗粒物的沉降过程会导致海底沉积物的淤积，对底栖生物的生存环境产生不利影响。

其次，有机颗粒物的附着作用可对水生生物产生直接或间接的毒性作用，损害其正常的生理功能。

此外，微塑料颗粒物对海洋生物造成的污染也是当今海洋环境的一大隐患。

五、减少悬浮颗粒物污染的措施为了减少海洋悬浮颗粒物对海洋生态系统的影响，采取一系列措施迫在眉睫。

首先，减少陆源污染，包括减少城市排放和追求可持续发展的农业模式等；其次，加强海洋废弃物的回收和处理，降低海洋塑料污染的风险；此外，加强环境监测和督导，实现对悬浮颗粒物污染的快速响应和处置。

淡水浮游植物功能类群

淡水浮游植物功能类群
淡水浮游植物是水体环境和能量的关键因子，对维持水体和水周围环境的平衡和结构起着重要作用。

它们可以产生抗性物质、捕食性微生物、捕食大型生物以及吸收污染物等，在水环境中起着重要的作用。

淡水浮游植物功能类群可以分为几大类：悬浮植物、细藻、沉积植物和浮游植物。

悬浮植物是水体最为普遍的浮游植物，主要形态是藻类、浮游植物和藻虫，以EPILITHES为主要生态过程，表现出显著的动力学和生态学特性。

细藻主要分布在水体的底层，细藻的生物量通常比其他浮游生物类群高，例如淡水细藻Diatom在海洋生态系统中占有重要的比重。

沉积植物主要是水体底层藻层或植被层，例如水草、水藻等，并且有许多沉积性植物在特定环境中产生特殊的生态系统。

最后，浮游植物可以在水中漂流于水面，也可以移动在水面上，例如湖区钝叶芝，主要以CHLOROPHYTA为代表，可以维持湖泊的平衡，保护水体的生态平衡。

淡水浮游植物的功能类群可以更好地维护水体的平衡，促进水系的健康发展。

它们可以有效地净化水体，对抗水体水质的污.染，保护水体恢复正常自然水体动态。

国科大海洋生态学复习资料

一、基本概念种群指特定时间内栖息于特定空间的同种生物的集合，是进化的基本单位，同一种群的所有生物共用一个基因库。

关键种自身的消失或削弱能引起整个群落和生态系统发生根本性的变化的物种。

（补充）冗余种：自身的消失或削弱对整个群落和生态系统的结构和功能不会造成太大的影响的物种集合种群：也叫复合种群、联种群，是在一定时间内具有相互作用的局域种群的集合，即局域种群通过某种程度的个体迁移而连接在一起的区域种群。

生物量谱：某一粒径级生物量除以粒径宽度，作为标准化的生物量。

以标准化的生物量为纵坐标，以个体生物量为横坐标，在双对数坐标上的分布模式，即生物量谱。

粒径谱：将海洋生态系统食物网，从微生物和浮游植物到浮游动物、直至鱼类和哺乳类，都视为“颗粒”，并以等效球径表示大小。

生物量在对数粒径级上的分布称为粒径谱。

生物泵：由有机物生产、消费、传递、沉降和分解等一系列生物学过程构成碳从表层向深海底转移就称为生物泵，也称CO2泵或软组织泵。

高斯假说：或称竞争排斥原理，即亲缘关系接近的、具有同样习性或生活方式的物种不可能长期在同一地区生活，或完全的竞争者不能共存，因为它们的生态位没有差别。

生产力金字塔：随着营养级逐渐向上，其净生产呈阶梯状递减，形成生产力底宽上窄的塔形锥体，叫生产力金字塔或能量金字塔。

生态演替：是指随着时间的推移，一种生态系统类型（或阶段）被另一种生态系统类型（或阶段）替代的顺序过程。

生态位：是指一个种群在生态系统中，在时间空间上所占据的位置及其与相关种群之间的功能关系与作用。

边缘效应：不同生物群落之间往往有过渡地带称为群落交错区，在群落交错区中可能具有较多的生物种类和种群密度，这种现象称为边缘效应。

补偿深度：在某一深度层，植物24h中光合作用所产生的有机物质全部为维持其生命代谢消耗所平衡，没有净生产量，此时的深度被称为补偿深度。

生态灾害：指由于生态系统平衡改变所带来的各种始未料及的不良后果。

主要有以下类型：1水土流失2土地沙化与流沙扩展3森林、草原退化 4环境污染上行控制（bottom-up control )：较低营养层次（如浮游植物）的种类组成和生物量对较高营养层次（如植食性浮游动物和鱼类）的种类组成和生物量的调控作用，即所谓资源控制。

浮游植物鉴定

浮游植物鉴定植物是生活在水中的生物，它们使海洋和湖泊的水质变得清澈，还为海洋动物提供了食物和支撑。

浮游植物是植物中的一类，它们可以通过游动来移动，因此被称为浮游植物。

浮游植物是水中众多生物中十分重要的种类，它们不仅是主要的水体生态系统组成者，还是水生动物的重要食物源。

浮游植物的鉴定是水体生态学研究的重要组成部分，也是一项急需解决的问题。

浮游植物的鉴定主要包括形态学鉴定和生理学鉴定两种方法，形态学鉴定是以浮游植物的形态结构为主要特征的鉴定方法，它是以植物的解剖学结构为依据，以观察显微镜下的形态特征、叶片结构、叶脉、枝条、花粉、柱头等及其在不同季节、不同生活状态及生长环境的变化来识别植物的不同种类。

生理学鉴定则以浮游植物的生理特性作为主要特征，通过植物的生理学特征，包括光合作用、呼吸作用、酸碱度、溶解氧等植物生理特征和各种物质代谢，以判断同一浮游植物不同状态及其分布区域及浓度的变化。

浮游植物的鉴定有助于研究其在水体生态系统中的作用。

在水体生态系统研究中，正确鉴定浮游植物对于研究水体生态系统结构、生物多样性、生态功能及食物链等方面都非常重要，它提供了重要的生物量及营养成分，为海洋动物的食物链提供支撑，还能吸收有害物质，保证水体的质量，发挥着重要的保护作用。

浮游植物的鉴定需要学习许多基本的知识和技术，如植物的系统学、形态学、生态学、生理学等。

其中系统学提供了鉴定浮游植物的基础，形态学和生理学提供了浮游植物识别及分类的方法，而生态学则提供了浮游植物种类分布及其在水体生态系统中的作用机理的研究方法。

正确鉴定浮游植物，不仅有助于科学研究，而且对保护海洋生态也非常重要。

有效保护海洋生态环境需要不仅仅依靠海洋生态环境本身的变化，还需要通过浮游植物的鉴定来了解其物种的分布，以及各类物种的数量和动态变化。

这种方法有助于正确掌握海洋生态环境的变化，有助于保护和维护海洋生态环境。

综上所述，浮游植物鉴定对研究海洋生态有着重要的意义。

浮游植物的基本特征

浮游植物的基本特征
1.构造简单：浮游植物的构造很简单，通常只由一个或几个细胞组成。

2. 生长快：浮游植物的生长速度很快，一些种类的生长速度每天可达到几倍。

3. 能够自养：浮游植物是绿色植物，能够通过光合作用利用太阳能合成营养物质。

4. 季节性生长：浮游植物的生长往往受到季节、水温和光照等因素的影响，因此其生长季节也有所不同。

5. 形态多样：浮游植物的形态多种多样，有的是球形、圆柱形，有的是丝状、箭形、扁平形等。

6. 活动性强：浮游植物能够通过运动器官改变自身位置以利用光合作用条件更好的区域。

7. 生态重要：浮游植物是水体生态系统中的重要组成部分，它们不仅是水生动物的食物来源，也能够对水体中的营养物质循环起到重要作用。

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悬移质泥沙颗粒用途

悬移质泥沙颗粒用途悬移质泥沙颗粒是指在水流作用下，以悬浮状态存在于水中的泥沙颗粒。

这些颗粒通常是指直径在0.05-0.002毫米之间的颗粒，它们在水中受到重力和水流阻力的作用，处于不稳定状态。

悬移质泥沙颗粒在自然界和人类活动中都有广泛的应用。

一、自然界的用途1．河床塑造：悬移质泥沙颗粒在河流中起着重要的角色。

它们在河水中不断滚动、摩擦和沉积，可以改变河床的形态，维护河床的稳定。

同时，它们还可以携带和沉积大量的泥沙，形成各种类型的沉积物。

2．土壤形成：悬移质泥沙颗粒可以作为土壤的组成部分。

在自然条件下，它们不断沉积在土壤表面，增加土壤的有机质含量，改善土壤的结构和质地。

同时，它们还可以为植物提供养分和水分，促进植物的生长。

3．水质净化：悬移质泥沙颗粒可以吸附水中的悬浮物和污染物，起到净化水质的作用。

在自然水体中，它们可以与水中的微生物和其他物质相互作用，促进水质净化。

二、人类活动的用途1．建筑材料：悬移质泥沙颗粒可以作为建筑材料使用。

例如，它们可以用于制造水泥、砖块和瓦片。

在制造过程中，它们可以与其他材料混合，提高材料的强度和耐久性。

2．填方工程：悬移质泥沙颗粒可以用于填方工程中。

例如，在公路、铁路和水利工程建设中，它们可以作为填料使用，起到稳定地基的作用。

3．农业利用：悬移质泥沙颗粒可以用于农业中。

例如，它们可以作为肥料使用，为农作物提供养分。

同时，它们还可以改善土壤的结构和质地，提高农作物的产量和质量。

4．环境保护：悬移质泥沙颗粒在环境保护方面也有应用。

例如，它们可以用于治理水土流失和土地沙漠化问题。

同时，它们还可以用于治理水污染问题，吸附水中的污染物，提高水质。

总之，悬移质泥沙颗粒在自然界和人类活动中都有广泛的应用。

它们不仅在自然环境中发挥着重要作用，还为人类生产和生活提供了多种资源和服务。

然而，由于过度开采和环境破坏等原因，悬移质泥沙资源的数量和质量都面临着严峻的挑战。

因此，我们需要采取有效的措施来保护这些资源，促进可持续发展。

人工纳米颗粒在水体中的行为及其对浮游植物的影响

第36卷第1期2015年1月环境科学ENVIRONMENTAL SCIENCEVol.36,No.1Jan.,2015人工纳米颗粒在水体中的行为及其对浮游植物的影响李曼璐1,2,姜玥璐1,2*(1.清华大学环境学院,北京 100084；2.清华大学深圳研究生院海洋科学与技术学部深圳市近海动力环境演变重点实验室,广东 518055)摘要：人工纳米颗粒(engineered nanoparticles,ENPs)因其特殊的尺寸效应及良好的光学﹑磁学等性质,已被广泛应用于医药﹑生物成像以及工业产品等领域.在生产﹑使用和排放的过程中,ENPs 通过不同途径不可避免地进入水体,因此ENPs 在水体中的行为和生物安全性也引起了人们的极大关注.在水生生态系统中,浮游植物作为初级生产者,为自身以及其他营养级生物提供营养物质﹑能量和氧气,因此受到ENPs 的影响是难以估算的.近年来已有大量的研究证实ENPs 对生物有毒性效应,但ENPs 进入浮游植物体内的机制以及ENPs 在浮游植物体内的生物运输和转化的报道较少,并且这方面的机制仍不甚明确.本文重点介绍了纳米材料进入水体的途径,在水体中的行为以及对浮游植物的生物效应的最新研究进展,但这方面的机制研究需要进一步深入.关键词：人工纳米颗粒；浮游植物；环境行为；生物效应；水生生态系统中图分类号：X131；X171.5 文献标识码：A 文章编号：0250-3301(2015)01-0365-08 DOI ：10.13227/j.hjkx.2015.01.049收稿日期：2014-05-30；修订日期：2014-08-22基金项目：清华大学自主科研计划项目(20131089253)；清华大学深圳研究生院青年科研基金项目(QN20130015)；深圳市近海动力环境演变重点实验室项目(ZDSY20130402163735964)作者简介：李曼璐(1992~),女,博士研究生,主要研究方向为浮游植物毒理生态学,E-mail：ml-li13﹫ *通讯联系人,E-mail：jiang.yuelu﹫Behaviors of Engineered Nanoparticles in Aquatic Environments and Impacts on Marine PhytoplanktonLI Man-lu 1,2,JIANG Yue-lu 1,2*(1.School of Environment,Tsinghua University,Beijing 100084,China；2.Shenzhen Key Laboratory for Coastal Ocean Dynamic and Environment,Institute of Ocean Science and Technology,Graduate School at Shenzhen,Tsinghua University,Shenzhen 518055,China)Abstract ：Engineered nanoparticles (ENPs)have shown invaluable societal benefits and applications in drug targeting,biological imaging and industrial products.ENPs enter the water body through various paths during the processes of production,usage and emission,therefore the behavior and the biosafety of ENPs in water bodies have attracted increasing attention.As the primary producer of ecosystems,phytoplankton provide nutrients,energy and oxygen for both themselves and organisms at higher trophic levels in the aquatic ecosystems.These primary producers may be exposed to the biological and unpredictable effects of this emergent pollutant to the aquatic ecosystems.Numerous studies have proved the toxic effects of ENPs on phytoplankton,but the mechanisms of entry into the aquatic organisms as well as the stability,fate and biotransformation in phytoplankton still remain unclear.Here,we present a review of the pathways of ENPs entering the water,the subsequent behavior and biological effects of ENPs on phytoplankton with an emphasis on latest findings and current knowledge.Future research and endeavors shall focus further on the understanding of mechanisms,fate and transport of ENPs in the aquatic ecosystems.Key words ：engineered nanoparticles(ENPs)；phytoplankton；environmental behavior；biological effect；aquatic ecosystems人工纳米颗粒(ENPs)是指在三维空间中至少有一维处于纳米尺度范围(1~100nm)的人工材料[1],已被广泛地应用于电子工业﹑生物医药﹑化妆品﹑环境修复及材料科学等不同领域[2].通过人类活动进入大气的ENPs 可随大气环流进行迁移扩散,并可随着大气沉降等活动沉降至地面或水面进行交换；进入土壤的ENPs,则在土壤中通过地表/地下径流等途径迁移扩散/渗透进入水体,或通过吸收和积累等途径进入陆生生物体内[3].因此,水体是ENPs 的主要最终归宿(图1),其在水体中的行为和生物安全性也引起了人们的极大讨论与关注.浮游植物是水体中重要的初级生产者,其光合作用占据全球的二分之一[4],因此,浮游植物的生长状况对更高营养级的生物﹑水生态系统,乃至全球地化循环都有着至关重要的作用.越来越多的研究表明,ENPs 能直接或间接对浮游植物的生长﹑生理及基因各个水平产生重要影响.1 ENPs 在水体中的行为ENPs 进入水体后,呈胶体悬浮或聚集成更大的环境科学36卷①浸出；②自聚集；③异聚集；④沉积；⑤溶解；⑥与NOM作用图1 ENPs的迁移途径及其行为Fig.1 Transport pathways and behavior of ENPs颗粒[5],其行为部分遵循传统的力学理论,如Smoluchovsky s方程和DLVO(Derjaguin-Landau-Verwey-Overbeek)胶体稳定理论[6].但是利用DLVO的胶体稳定理论只能半定量地解释纳米材料的聚集和沉积现象,Petosa等[7]的综述预示了非胶体稳定行为(non-DLVO behavior)在自然环境中广泛存在的可能性.ENPs在水体中除了受到物理因子(如温度﹑离子强度﹑粒径和浓度等)的影响,同时也受其它因素,如ENPs本身的表面性质﹑环境中天然有机物(natural organic matter,NOM)以及与其他污染物相互作用的影响.因此,ENPs在水环境中的行为规律较为复杂,主要包括浸出(leaching)﹑自聚集(homoaggregation)﹑异聚集(heteroaggregation)﹑沉积(deposition)﹑溶解(dissolution)和与NOM的相互作用等(图1).1.1浸出排入土壤的ENPs在微生物的分解作用和其它外界条件下,会以聚集物或颗粒的形式随雨水冲刷﹑离子浓度骤降﹑氧化还原点位变化或是离子吸附等过程从土壤或底泥浸出到孔隙水中[8],最终随径流进入水体.Henderson等[9]发现,淹水条件下,土壤中的胶体-纳米颗粒结合态的磷更倾向于被释放到水体中.1.2自聚集根据DLVO胶体稳定理论预测,水体中ENPs 最终会相互碰撞并聚集,这个过程称为自聚集.自聚集速率随静电能障的增加而减小,因此不同的pH 和离子强度可以通过影响静电能障而改变自聚集的速率.Cornelis等[8]在其综述中通过模拟纳米TiO2自聚集速率随不同pH和离子强度的变化,发现当环境的pH越接近ENPs的零电点,离子强度越接近电解质的临界凝聚浓度,纳米TiO2自聚集的速率越快.天然地表水的pH一般在6~9之间,因此当ENPs的等电点在6~9之间时,颗粒之间就容易因自聚集而沉降[3].1.3异聚集异聚集是指ENPs与环境中其它物质或是其它种类的ENPs发生聚集的现象,发生的频率要显著高于自聚集[8].Unrine等[10]的研究发现,自然环境中异聚集比自聚集更容易发生,且多数是和有机物质发生.纳米金属颗粒往往通过改变覆盖在表面的无机物或有机物(如柠檬酸盐﹑半胱氨酸)或表面活性剂,控制纳米颗粒表面的结构和状态,从而改变纳米颗粒的聚集程度[11].例如,PVP覆盖的Ag纳米颗粒比阿拉伯胶覆盖的Ag纳米颗粒更易产生异聚集[10].1.4沉积ENPs通过布朗运动或直接捕获粘附于其它物质表面或由于重力而沉降的过程,称为沉积.当ENPs聚集物的粒径大于1μm时,较容易发生重力沉降[12].粘附过程则类似于一个小颗粒与另一个粒径比其大得多的颗粒发生异聚集的过程.沉积和聚集是两个联系紧密的过程,因此纳米颗粒的沉积也受到粒径﹑浓度﹑水体性质﹑流速及表面性质等因素的影响.Chen等[13]通过动态光散射和石英晶体微天平观测不同电解质浓度下富勒烯(C60)的沉积速率,发现C60的沉积速率随电解质浓度的增加而增加,但当电解质浓度接近或超过临界凝聚浓度时,沉积速率骤降.1.5溶解除聚集﹑沉积等现象,ENPs进入水体后还会溶解.一方面,ENPs的溶解会降低颗粒本身在环境中的持久性和长期的生物可利用性[14]；另一方面, ENPs的溶解释放到环境中的有毒离子,可能对生物产生毒性风险[15].溶解的速率和程度同样受到许多因素的影响,如温度﹑压强﹑pH﹑ENPs的大小﹑可溶性以及环境中其它物质(如NOM﹑金属离子螯合剂等)的存在等[16].Zhang等[17]通过研究3种不同粒径的纳米Ag在不同浓度下的离子释放动力学变化,发现粒径越小,初始浓度越高的纳米Ag溶解速率越快,并且程度越高.1.6与NOM的相互作用NOM普遍存在于水生生态系统中,一方面, NOM可以通过在ENPs表面包裹负电荷和空间排斥6631期李曼璐等：人工纳米颗粒在水体中的行为及其对浮游植物的影响作用,增加纳米颗粒的稳定性；另一方面,NOM还可能通过一些其它的机制,如桥连作用(bridging)[18]和珍珠串联方式(pearls-on-a-string formation)[19]来降低纳米颗粒的稳定性.此外,NOM 中存在大量金属离子配位点,能与ENPs释放的金属离子配位,减少金属离子在环境中的积累,从而间接地改变纳米颗粒对生物的影响[20].越来越多的学者认为NOM可能是降低ENPs 毒性的重要机制之一,尤其在营养条件受到限制的条件下[21].例如,富里酸在淡水中能降低纳米二氧化钛对生物的毒性[22]；藻类在ENPs存在的条件下会增加胞外聚合物(extracellular polymeric substances,EPS)的分泌,可能通过吸附ENPs释放的有毒金属离子以减少其毒性作用[21,23].2 ENPs对浮游植物的生物效应2.1ENPs进入浮游植物细胞的途径细胞壁是ENPs与浮游植物接触的第一场所,也是防止ENPs进入细胞内部的第一道屏障.高等植物和浮游植物的细胞壁都是由纤维素构成,比较特别的是浮游植物的细胞壁还有糖蛋白和多糖,而硅藻的细胞壁还含有水合二氧化硅.植物细胞壁上存在直径不等的孔径(一般﹤10nm)[24],因此理论上只能允许直径小于细胞壁孔径的ENPs或ENPs聚合物进入[25].但越来越多的研究表明ENPs 穿透细胞壁的能力主要依赖其表面性质,ENPs甚至能穿透孔径小于其直径的细胞壁[26].Chen等[27]发现亲水性富勒烯[C60(OH)20,直径ɤ24nm]能穿过洋葱细胞的细胞壁并进入细胞质,而疏水性富勒烯(C70,直径为18.2~100nm)只能悬浮在细胞壁和细胞膜之间的有机聚合物中,因此也有理由推断ENPs的表面性质对其进入浮游植物细胞也有着重要影响.在某些特殊时期,如细胞复制时,细胞壁的通透性会发生变化,新合成的胞壁渗透性增加[28].此外,当细胞与ENPs相互作用时,ENPs会诱导细胞壁产生直径更大的孔隙,从而影响进入细胞的ENPs的大小[25].一般地,对于没有细胞壁的细胞,粒径范围在20~50nm的吸收速率最快,并且表面带正电的颗粒被吸收的效率更高[29].有意思的是,在Röhder等[30]的实验中,发现有细胞壁和无细胞壁的Chlamydomonas reinhardtii对纳米CeO2颗粒的敏感度并无明显差异,意味着细胞壁在藻类对纳米颗粒的防御上可能起着相对次要的作用.如图2所示,ENPs一旦穿过细胞壁,ENPs将与细胞膜相互作用：①当ENPs粒径足够小,就可能直接通过细胞膜进入细胞；②大部分ENPs通过内吞作用进入细胞,其中通过网格蛋白小窝(clathrin-coated pits)或裸露小窝(uncoated pits)进入细胞的ENPs将被转移到溶酶体中,而随小窝(caveolae)进入细胞的ENPs则会转移到内质网﹑高尔基体上,或是发生转胞吞作用(transcytosis)而避免被降解[31,32],也有的ENPs通过大胞饮(macropinocytosis)进入细胞,而较大的颗粒/聚集物(直径﹥0.5μm)则可通过吞噬作用进入细胞(phagocytosis)[29]；③此外,ENPs还可能通过镶嵌蛋白载体和离子通道通过细胞膜[25]；④或损伤细胞膜的完整性,多项研究发现,纳米颗粒与细菌细胞膜的接触可能改变膜的孔隙度,从而促进ENPs 进入细胞[33,34],类似的机制可能也存在于浮游植物细胞中.Wang等[24]利用量子点良好的发光性质,证实了量子点CdTe(粒径范围88.9nmʃ13.1nm)确实进入Ochromonas danica细胞内部并聚集,并通过6种抑制剂证明了大胞饮是CdTe进入该细胞的主要途径,但在该实验中并未发现明显的毒性作用. ENPs进入到细胞内部,就可能与多种细胞器结合,干扰代谢过程而造成更严重的细胞损伤.①细胞壁直接进入；②内吞作用；③载体蛋白和离子通道；修改自文献[31]图2 ENPs进入浮游植物的途径及对浮游植物的直接和间接致毒机制Fig.2 Pathways of ENPs entering the phytoplanktonand the direct and indirect toxication mechanisms2.2ENPs对浮游植物的直接毒性效应2.2.1对生长的抑制绝大多数ENPs都会对浮游植物的生长造成明显影响,影响程度随浮游植物种类﹑ENPs种类﹑粒径﹑表面性质以及剂量发生变化.在Sadiq等[35]用纳米Al2O3(﹤50nm)同时对Scenedesmus sp.和763环境科学36卷Chlorella sp.进行胁迫,结果显示它们72h EC 50分别是39.35mg •L -1和45.4mg•L -1；相比之下,粒径更大的Al 2O 3颗粒(﹤5μm)的毒性效应则更小(72h EC 50分别是100.4mg•L -1和110.2mg •L -1),类似的结论在Clément 等[36]的研究中也得到验证.对于不同种的ENPs,Miller 等[37]分别用纳米TiO 2和纳米ZnO 同时对Dunaliella tertiolecta ﹑Isochrysis galbana ﹑Skeletonemamarinoi和Thalassiosirapseudonana 进行毒性实验,发现纳米TiO 2对这4种藻的生长几乎没有影响,而纳米ZnO 则会明显抑制它们的生长.Castro-Bugallo 等[38]分别用纳米ZnO和纳米Y 2O 3对3种海洋浮游植物进行胁迫,发现对于细胞较小的藻类(Phaeodactylum tricornutum 和Tetraselmis suecica ),分裂速率较快而单个细胞的生物量降低(减少约40％),而细胞较大的Alexandrium minutum 则更倾向于降低分裂速率而使生物量不受影响甚至增加,且纳米ZnO 的毒性效应相对要强于纳米Y 2O 3.Van Hoecke 等[39]还发现表面被聚乙二醇化的纳米Au 对Pseudokirchneriella subcapitata 的毒性要小于表面被两亲性分子包被的纳米Au.此外,当纳米TiO 2的浓度比较低时,还可能对藻类的生产出现促进作用[36](表1).表1 ENPs 对浮游植物的毒性效应1)Table 1 Toxic effects of ENPs on phytoplankton纳米材料ENPs 直径/nm 测试藻种EC 50/mg •L -1毒性效应抑制生长抑制光合细胞结构受损氧化应激反应TiO 2[36,37,40~43]5~10Gymnodinium breve 9.7*ɿ ɿ10Anabaena variabilisɿɿ15Phaeodactylum tricornutum 10.91*ɿ15~20Dunaliella tertiolectaˑ Isochrysis galbanaˑ Skeletonema marinoiˑ Thalassiosira pseudonanaˑ21Pseudokirchneriella subcapitata2.53*ɿ 21Chlamydomonas reinhartiiɿ25Phaeodactylum tricornutum 11.30*ɿ 32Phaeodactylum tricornutum 14.30*ɿZnO[37,38,41,44]20~30Dunaliella tertiolectaɿ Isochrysis galbana ɿ Skeletonema marinoiɿ Thalassiosira pseudonanaɿ 25Phaeodactylum tricornutum ɿɿ ɿTetraselmis suecicaˑɿ ɿAlexandrium minutumɿɿɿ﹤100Pseudokirchneriella subcapitata﹤0.05*ɿ ɿ 100Dunaliella tertiolecta 1.94**ɿ Al 2O [35]3﹤50Scenedesmus sp.39.35*ɿɿ Chlorella sp.45.40*ɿɿ NiO [45]20Chlorella vulgaris32.28*ɿ ɿ SiO 2[46]10~20Scenedesmus obliquus388.1*ɿɿCeO 2[30]25Chlamydomonas reinhartiiɿˑY 2O 3[38]30~50Phaeodactylum tricornutumɿɿ ˑTetraselmis suecica ɿɿ ɿAlexandrium minutum ɿɿ ɿAg[47,48]20~50Microcystis aeruginosaɿ 50Chlorella vulgaris ɿɿɿDunaliella tertiolectaɿɿɿAu [39]4~5Pseudokirchneriella subcapitata 1.2~7.5*ɿ碳纳米管[49]﹤200Chlorella vulgaris 1.8**ɿˑ Pseudokirchneriella subcapitata 20**ɿˑ量子点[21,42,50]3.5~4.5Chlamydomonas reinhartiiɿ11.69Chlamydomonas sp.ɿ23Thalassiosira pseudonanaˑ1)ɿ表示存在,ˑ表示不存在, 表示文献中未测定；*表示暴露时间为72h,**表示暴露时间为96h8631期李曼璐等：人工纳米颗粒在水体中的行为及其对浮游植物的影响2.2.2对光合的抑制ENPs穿透细胞壁和细胞膜,通过图2所示途径进入细胞后,直接对浮游植物的光合作用产生影响.许多研究表明,不论是纳米氧化金属(如Al2O3和SiO2)还是纳米金属(如Ag),都会引起藻叶绿素含量的减少[35,46,47].Lin等[50]通过测定CO2的消耗量与O2的生成量,发现量子点CdSe/ZnS对Chlamydomonas sp.的光合作用产生明显的抑制作用,当量子点浓度达到5mg•L-1时,氧气的生成率几近于零.Schwab等[49]用碳纳米管对Chlorella vulgaris 和P.subcapitata进行毒性实验时,则发现碳纳米管对受试藻类的光合作用几乎没有影响(表1).2.3ENPs对浮游植物的间接毒性效应2.3.1物理抑制以遮蔽效应为例,大量ENPs吸附于浮游植物细胞表面,将减少浮游植物可获得的光能,从而抑制其光合作用活性及生长.Schwab等[49]用碳纳米管对C.vulgaris和P.subcapitata进行胁迫,发现藻类生长的抑制程度与碳纳米管的遮蔽程度呈正相关.不仅如此,大量ENPs附着在精细胞表面还将降低海藻的受精成功率,阻碍营养物质的吸收[25].2.3.2释放有毒的金属离子纳米金属/金属氧化物主要通过3种途径释放有毒离子：以游离状态溶解在培养基中,附着在细胞表面缓慢释放,以及直接进入细胞在胞内释放[51].ENPs对浮游植物的毒性效应是否来自溶出金属离子目前仍存在争议,He等[52]和Miao等[23]分别用纳米Ag对Chattonella marina和Thalassiosira weissflogii进行研究,发现纳米Ag对藻类的生长和生存能力的影响主要来自溶出的Ag＋；Franklin 等[53]也将纳米ZnO对Selenastrum capricornutum的毒性主要归结于溶解产生的Zn2＋.然而,也有实验表明,当纳米ZnO的浓度大于50mg•L-1时,纳米ZnO的毒性大于Zn2＋[54].Manzo等[44]用不同粒径的ZnO颗粒(直径分别为100nm和200nm)和Zn2＋对D.tertiolecta进行胁迫,发现纳米ZnO颗粒对藻类生长产生明显抑制,但这种抑制并不完全归结于释放的Zn2＋的影响.就目前而言,缺乏更为直接有效的证据证明这些纳米颗粒的毒性是否完全归结于金属离子的释放[44,55].2.3.3产生活性氧类(reactive oxygen species,ROS)造成氧化损伤这是目前被广泛认可的ENPs(尤其是具有光催化性质的ENPs,如TiO2)的致毒机制.以TiO2为例,足够的光能会推动电子从价带迁移到导带,形成单电子和带正电的空穴,这两者能很快地再结合,也能迁移到颗粒表面,在一定条件下,电子和空穴能分别与氧气和氢氧离子/水形成超氧化物和羟基自由基这些外源ROS[56].当外源ROS进入细胞后,和质膜上的磷脂等大分子发生反应,可引起脂质过氧化反应而造成细胞膜损伤.关于外源ROS引起浮游植物细胞膜损伤的报道较少,Cherchi等[40]用TiO2对Anabaena variabilis进行胁迫,发现其脂质过氧化产物丙二醛含量增加,推测其致毒机制为外源ROS 的产生.此外,ENPs还能诱导浮游植物细胞内ROS的产生和聚集[57],低浓度ENPs诱导产生的内源ROS 能通过细胞内的抗氧化机制(如抗坏血酸盐﹑维他命E﹑抗氧化酶等)将其还原,消除ROS毒害. Oukarroum等[47]发现纳米Ag会增加ROS的形成；在基因水平上,Landa等[58]在纳米ZnO和TiO2对Arabidopsis thaliana的研究中发现,这两种纳米颗粒能够引起参与氧化应激反应的基因上调；而暴露于高浓度的ENPs时,纳米颗粒将抑制抗氧化酶活性,使ROS的毒害作用明显[43,59](表1).2.3.4携带其它污染物进入细胞在真实的环境中,多种污染物往往混合存在, ENPs和其它污染物的相互作用使得它们在环境中的行为及毒性效应更加复杂,不同材料的纳米颗粒能促进或抑制其它污染物的毒性.含氧化涂层的ENPs较易与微量金属离子反应,而疏水的ENPs则更易与有机污染物相互作用[60~62].研究表明,黑碳能降低敌草隆对绿藻的毒性作用[63],富勒烯则能降低多种化学物质对水蚤及藻类的毒性[64],而低浓度的纳米TiO2会降低六价铬对Scenedesmus obliquus 的毒性[65].与之相反的是,C60和纳米TiO2会分别增加菲对P.subcapitata和浮游动物以及镉和砷对鲤鱼的毒性[64,66,67].也有一些纳米颗粒对其它污染物的毒性无明显作用,如纳米Al2O3并不影响六价铬对S.obliquus的毒性[65].2.4ENPs对更高营养级生物的影响ENPs可以通过浮游植物进入更高营养级的生物体内,并产生毒性效应.Jarvis等[68]用在ZnO纳米颗粒中暴露7d后的硅藻T.weissflogii喂养桡足动物Acartia tonsa,发现不仅T.weissflogii的生长受到抑制,A.tonsa的生殖力和存活率也大大降低. Gilroy等[69]通过研究纳米Au在浮游植物Ankistrodesmus falcatus和浮游动物Daphnia magna963环境科学36卷中的行为,发现D.magna既能直接从水中摄取,也能通过吸附/吸收了纳米Au的浮游植物吸收纳米Au并富集在肠内,但在该胁迫浓度下(880μg•L-1),未对两者产生毒性效应.而对于滤食性动物,如贝类,浮游植物在纳米颗粒的富集过程中可能起到比较次要的作用.Conway等[70]分别用纳米CeO2和经过纳米CeO2处理的I.galbana直接和间接地对贝类Mytilus galloprovincialis进行5周喂养,发现这两种途径并未对贝类体内Ce的富集产生显著差异,且绝大多数随排泄物排出体外.3 问题与展望目前关于ENPs的环境效应特别是对生物的毒性效应已经展开了较多的研究,但ENPs进入浮游植物体内的机制以及ENPs在浮游植物体内的生物运输和转化的机制仍不甚明确.随着纳米材料的广泛应用,纳米颗粒对水生系统以及浮游植物生理影响的研究仍将引起国际社会的热切关注.水环境中,不同环境条件能够影响人工纳米颗粒进入水体后的理化性质以及环境行为,进而影响纳米颗粒进入水体后对水生生物尤其是初级生产者浮游植物的毒性效应,为了更好地评价ENPs对浮游植物乃至其它水生生物潜在的健康风险和环境效应,人们有必要更深入地探索水体中控制和影响ENPs毒性的生化及物理因素.目前有关的ENPs环境效应的研究还很多问题需要解决和开展进一步深入研究.①绝大多数实验模拟单一物种在实验室条件控制下对ENPs的响应[45,50,53],而由于光照﹑水流﹑盐度﹑温度﹑离子强度以及种类繁多的污染物等因素,使得真实水体环境比实验条件要复杂得多,并且目前ENPs对水生生物的毒性研究主要为短期急性毒性研究[35,41,45],不能有效反映真实环境中长期低剂量暴露的情况.因此,真实水环境中ENPs对浮游植物群落和不同营养级生物的毒性效应﹑复合污染物与ENPs的相互作用机制以及其对水生生物的毒性效应是未来需要研究的一个重要方向.②当前大多数研究集中关注在ENPs对浮游植物的生理毒理方面,例如生长速率﹑光合作用和生理水平上的氧化胁迫[35,36,38]等,较少从分子水平进行探讨,从而限制了对ENPs致毒机制的进一步理解；因此,为了更加系统和全面地了解ENPs释放后对水生生态系统以及浮游生物的生态风险,建议进一步从分子水平上探索ENPs进入浮游植物的具体途径及其致毒机制.③由于缺乏简单﹑即时并有效技术支持,无法量化ENPs在浮游植物体内/表面附着的浓度,因而难以准确获知纳米颗粒的行为﹑生物有效性及其影响,从而阻碍了人们对致毒机制(如纳米金属/金属氧化物的毒性主要来自释放的金属离子还是颗粒本身)的理解[24]；因此,迫切需要深化环境和生物样品中ENPs的快速准确测定方法,推进纳米材料在大气﹑土壤﹑水体等环境中的转化﹑运输﹑降解和最终归宿等行为,以及自然环境下纳米颗粒在食物链中的迁移转化积累﹑对浮游植物的群落以及不同营养级生物的毒性效应等多方面的研究.致谢:感谢清华大学环境学院陈道毅教授在本文撰写过程中给予的宝贵建议.参考文献：[1] Klaine S J,Alvarez P J J,Batley G E,et al.Nanomaterials inthe environment：Behavior,fate,bioavailability,and effects[J].Environmental Toxicology and Chemistry,2008,27(9)：1825-1851.[2] 杨新萍,赵方杰.植物对纳米颗粒的吸收,转运及毒性效应[J].环境科学,2013,34(11)：4495-4502.[3] 林道辉,冀静,田小利,等.纳米材料的环境行为与生物毒性[J].科学通报,2009,54(23)：3590-3604. [4] Falkowski P,Scholes R J,Boyle E,et al.The global carboncycle：a test of our knowledge of earth as a system[J].Science,2000,290(5490)：291-296.[5] Zhang S J,Jiang Y L,Chen C S,et al.Aggregation,dissolution,and stability of quantum dots in marineenvironments：Importance of extracellular polymeric substances[J].Environmental Science and Technology,2012,46(16)：8764-8772.[6] Derjaguin B,Landau L.Theory of the stability of stronglycharged lyophobic sols and of the adhesion of strongly chargedparticles in solutions of electrolytes[J].Progress in SurfaceScience,1993,43(1-4)：30-59.[7] Petosa A R,Jaisi D P,Quevedo I R,et al.Aggregation anddeposition of engineered nanomaterials in aquatic environments：role of physicochemical interactions[J].Environmental Scienceand Technology,2010,44(17)：6532-6549.[8] Cornelis G,Hund-Rinke K,Kuhlbusch T,et al.Fate andbioavailability of engineered nanoparticles in soils：a review[J].Critical Reviews in Environmental Science and Technology,2014,44(24)：2720-2764.[9] Henderson R,Kabengi N,Mantripragada N,et al.Anoxia-induced release of colloid-and nanoparticle-bound phosphorus ingrassland soils[J].Environmental Science and Technology,2012,46(21)：11727-11734.[10] Unrine J M,Colman B P,Bone A J,et al.Biotic and abioticinteractions in aquatic microcosms determine fate and toxicity ofAg nanoparticles.Part1.Aggregation and dissolution[J].Environmental Science and Technology,2012,46(13)：6915-6924.0731期李曼璐等：人工纳米颗粒在水体中的行为及其对浮游植物的影响[11] MafunéF,Kohno J,Takeda Y,et al.Structure and stability ofsilver nanoparticles in aqueous solution produced by laser ablation[J].The Journal of Physical Chemistry B,2000,104(35)：8333-8337.[12] Tufenkji N,Elimelech M.Correlation equation for predictingsingle-collector efficiency in physicochemical filtration insaturated porous media[J].Environmental Science andTechnology,2004,38(2)：529-536.[13] Chen K L,Elimelech M.Aggregation and deposition kinetics offullerene(C60)nanoparticles[J].Langmuir,2006,22(26)：10994-11001.[14] Lowry G V,Gregory K B,Apte S C,et al.Transformations ofnanomaterials in the environment[J].Environmental Scienceand Technology,2012,46(13)：6893-6899. [15] Buffle J,Wilkinson K J,van Leeuwen H P.Chemodynamics andbioavailability in natural waters[J].Environmental Science andTechnology,2009,43(19)：7170-7174.[16] Borm P,Klaessig F C,Landry T D,et al.Research strategies forsafety evaluation of nanomaterials,part V：role of dissolution inbiological fate and effects of nanoscale particles[J].Toxicological Sciences,2006,90(1)：23-32. [17] Zhang W,Yao Y,Sullivan N,et al.Modeling the primary sizeeffects of citrate-coated silver nanoparticles on their ion releasekinetics[J].Environmental Science and Technology,2011,45(10)：4422-4428.[18] Buffle J,Wilkinson K J,Stoll S,et al.A generalized descriptionof aquatic colloidal interactions：the three-colloidal componentapproach[J].Environmental Science and Technology,1998,32(19)：2887-2899.[19] Santschi P H,Balnois E,Wilkinson K J,et al.Fibrillarpolysaccharides in marine macromolecular organic matter asimaged by atomic force microscopy and transmission electronmicroscopy[J].Limnology and Oceanography,1998,43(5)：896-908.[20] Nel A E,Mädler L,Velegol D,et al.Understandingbiophysicochemical interactions at the nano-bio interface[J].Nature Materials,2009,8(7)：543-557.[21] Zhang S J,Jiang Y L,Chen C S,et al.Ameliorating effects ofextracellular polymeric substances excreted by Thalassiosirapseudonana on algal toxicity of CdSe quantum dots[J].AquaticToxicology,2013,126：214-223.[22] Domingos R F,Baalousha M A,Ju-Nam Y,et al.Characterizingmanufactured nanoparticles in the environment：multimethoddetermination of particle sizes[J].Environmental Science andTechnology,2009,43(19)：7277-7284.[23] Miao A J,Schwehr K A,Xu C,et al.The algal toxicity of silverengineered nanoparticles and detoxification by exopolymericsubstances[J].Environmental Pollution,2009,157(11)：3034-3041.[24] Wang Y,Miao A J,Luo J,et al.Bioaccumulation of CdTequantum dots in a freshwater alga Ochromonas danica：a kineticsstudy[J].Environmental Science and Technology,2013,47(18)：10601-10610.[25] Navarro E,Baun A,Behra R,et al.Environmental behavior andecotoxicity of engineered nanoparticles to algae,plants,and fungi[J].Ecotoxicology,2008,17(5)：372-386.[26] Miralles P,Church T L,Harris A T.Toxicity,uptake,andtranslocation of engineered nanomaterials in vascular plants[J].Environmental Science and Technology,2012,46(17)：9224-9239.[27] Chen R,Ratnikova T A,Stone M B,et al.Differential uptake ofcarbon nanoparticles by plant and mammalian cells[J].Small,2010,6(5)：612-617.[28] Wessels J G H.Tansley review No.45Wall growth,proteinexcretion and morphogenesis in fungi[J].New Phytologist,1993,123(3)：397-413.[29] Iversen T G,Skotland T,Sandvig K.Endocytosis andintracellular transport of nanoparticles：present knowledge andneed for future studies[J].NanoToday,2011,6(2)：176-185.[30] Röhder L A,Brandt T,Sigg L,et al.Influence of agglomerationof cerium oxide nanoparticles and speciation of cerium(Ⅲ)onshort term effects to the green algae Chlamydomonas reinhardtii[J].Aquatic Toxicology,2014,152：121-130. [31] Moore M N.Do nanoparticles present ecotoxicological risks forthe health of the aquatic environment?[J].EnvironmentInternational,2006,32(8)：967-976.[32] Berry C C,Wells S,Charles S,et al.Cell response to dextran-derivatised iron oxide nanoparticles post internalisation[J].Biomaterials,2004,25(23)：5405-5413.[33] Pal S,Tak Y K,Song J M.Does the antibacterial activity ofsilver nanoparticles depend on the shape of the nanoparticle•Astudy of the gram-negative bacterium Escherichia coli[J].Applied and Environmental Microbiology,2007,73(6)：1712-1720.[34] Sondi I,Salopek-Sondi B.Silver nanoparticles as antimicrobialagent：a case study on E.coli as a model for Gram-negativebacteria[J].Journal of Colloid and Interface Science,2004,275(1)：177-182.[35] Sadiq I M,Pakrashi S,Chandrasekaran N,et al.Studies ontoxicity of aluminum oxide(Al2O3)nanoparticles to microalgaespecies：Scenedesmus sp.and Chlorella sp.[J].Journal ofNanoparticle Research,2011,13(8)：3287-3299. [36] Clément L,Hurel C,Marmier N.Toxicity of TiO2nanoparticlesto cladocerans,algae,rotifers and plants-effects of size andcrystalline structure[J].Chemosphere,2013,90(3)：1083-1090.[37] Miller R J,Lenihan H S,Muller E B,et al.Impacts of metaloxide nanoparticles on marine phytoplankton[J].EnvironmentalScience and Technology,2010,44(19)：7329-7334. [38] Castro-Bugallo A,González-Fernándezá,Guisande C,et al.Comparative responses to metal oxide nanoparticles in marinephytoplankton[J].Archives of Environmental Contaminationand Toxicology,2014,67(4)：483-493[39] Van Hoecke K,De Schamphelaere K,Ali Z,et al.Ecotoxicityand uptake of polymer coated gold nanoparticles[J].Nanotoxicology,2013,7(1)：37-47.[40] Cherchi C,Chernenko T,Diem M,et al.Impact of nanotitanium dioxide exposure on cellular structure of Anabaenavariabilis and evidence of internalization[J].EnvironmentalToxicology and Chemistry,2011,30(4)：861-869. [41] Lee W M,An Y J.Effects of zinc oxide and titanium dioxide173。

农药粒径与悬浮率的关系_解释说明以及概述

农药粒径与悬浮率的关系解释说明以及概述1. 引言1.1 概述农药在农业生产中起着重要作用，可以提高农作物的产量和质量。

然而，随着农药的广泛使用，对环境和人类健康产生了潜在影响。

因此，研究农药的行为和传输特性对于保护环境和人类健康至关重要。

本文将着重探讨农药粒径与悬浮率之间的关系。

农药粒径是指农药颗粒的大小，而悬浮率则是指农药在水或气体中的分散程度。

了解这种关系对于确定农药在环境中的传输方式、浓度分布以及可能引发的影响具有重要意义。

1.2 文章结构本文包括引言、农药粒径与悬浮率关系解释说明、农药粒径与悬浮率关系的因素分析、方法论及实验设计以及结论与讨论五个部分。

在接下来的部分，我们将先介绍农药粒径对悬浮率的影响，并阐述定义和测量悬浮率的方法。

随后，我们将通过实际应用案例进行分析，以帮助读者更好地理解农药粒径与悬浮率的关系。

接着，我们将深入探讨影响农药粒径和悬浮率的因素，包括农药性质、环境条件以及其他可能的因素。

这将有助于我们对该关系的理解，为后续实验设计提供依据。

然后，我们将详细介绍我们的方法论和实验设计。

通过设立实验目标和建立假设，并描述实验方法和步骤，以及数据收集和分析方法说明，我们旨在提供一套完整且可行的研究方案。

最后，在结论与讨论部分，我们将对农药粒径与悬浮率关系进行总结归纳，并解读实验结果，并讨论出现的问题。

同时，也会对未来进一步研究该领域提出展望。

1.3 目的本文主要目的是探讨农药粒径与悬浮率之间的关系并加以解释说明。

通过对相关因素进行分析，并通过合理设计的实验来验证假设和收集数据，可以加深人们对该关系机制的了解。

特别强调了研究该关系对于环境保护和人类健康的重要性。

希望通过本文的研究成果，能为农药使用和管理提供科学依据，并为未来相关研究提供一定的参考和启示。

2. 农药粒径与悬浮率的关系解释说明2.1 农药粒径对悬浮率的影响农药粒径是指农药颗粒的大小，它对悬浮率有着重要影响。

一般来说，较小的农药颗粒容易在水中形成悬浮液，而较大的颗粒则更容易沉积到底部。

海洋生态系统中微小浮游生物的群落结构和功能

海洋生态系统中微小浮游生物的群落结构和功能海洋是地球上最为广阔的生态系统之一，其中包括各种生物群落，从大型海洋哺乳动物，到微小的浮游生物。

其中，微小浮游生物作为海洋生态系统的基础，对于海洋生态系统的稳定性和生物多样性具有至关重要的作用。

本文将从微小浮游生物的定义、群落结构、功能等多个方面进行深入剖析。

微小浮游生物的定义微小浮游生物指的是体型在0.2mm以下(部分学者认为在1mm以下)的生物群落，在体型上远远小于大多数动物和植物生物。

常见的微小浮游生物包括不同类型的浮游植物和浮游动物，如浮游植物的甲藻、硅藻、裸藻、蓝藻等，浮游动物则包括底栖型浮游动物、动物浮游种和浮游卵、胚等。

微小浮游生物的群落结构微小浮游生物在海洋生态系统中的群落结构具有多样性和动态性。

通过观察数据发现，微小浮游生物的种类数量、数量和群落特征均会受到水域深度、流速、水温、养分含量等环境因素的影响。

不同的海域中，由于环境条件的差异，微小浮游生物群落结构也存在差异。

例如，在深度较大的水域中，硅藻群落占据了主导地位，而在表层光照充足的水域，甲藻则是主要的浮游植物。

微小浮游生物的功能微小浮游生物在海洋生态系统中的生物学、生态和地球化学功能也十分重要。

首先，它们是生物食物网的核心，不仅作为海洋食物资源的来源，同时也向更高层次的生物空间提供营养物质。

其次，微小浮游生物通过参与碳循环、氧循环、氮循环等生态作用，直接参与地球物理化学过程。

微小浮游生物的死亡、萎缩、细胞破裂等过程，会释放大量的有机物质，以及许多微小大小的颗粒，这些物质成为海洋底部沉积物的主要组成部分。

此外，微小浮游生物在全球温室现象中具有重要作用，它们吸收大量的二氧化碳，减缓了全球气候变暖的速度，同时还通过参与产生有机物质和把二氧化碳固定到海底来影响全球碳循环。

结论在海洋生态系统中，微小浮游生物作为海洋生物网的基础，对海洋生态系统的稳定性和生物多样性具有至关重要的作用。

通过从微小浮游生物的定义、群落结构、功能等多个方面进行深入剖析，揭示这一生物群落在海洋生态系统中的关键作用。

《纳米银对浮游藻类和水生植物的作用机制》

《纳米银对浮游藻类和水生植物的作用机制》一、引言随着纳米科技的飞速发展，纳米材料在各个领域的应用越来越广泛。

其中，纳米银因其独特的物理化学性质，如良好的导电性、催化性和抗菌性等，在医药、化妆品、环境治理等多个领域发挥着重要作用。

然而，纳米银在环境中的应用也带来了一系列生态问题，特别是其对浮游藻类和水生植物的影响。

本文将详细探讨纳米银对浮游藻类和水生植物的作用机制。

二、纳米银的基本性质纳米银是指粒径在1-100纳米的银颗粒。

由于其尺寸效应，纳米银具有独特的物理化学性质。

首先，纳米银的导电性能优异，可以用于制备导电材料。

其次，纳米银具有强大的抗菌性能，可杀灭细菌、病毒等微生物。

此外，纳米银还具有优异的催化性能和良好的生物相容性。

三、纳米银对浮游藻类的作用机制1. 直接接触作用：纳米银颗粒可以与浮游藻类细胞直接接触，破坏细胞膜结构，导致细胞内容物泄漏，进而影响藻类的生长和繁殖。

2. 氧化应激：纳米银可以诱导浮游藻类产生过多的活性氧（ROS），破坏细胞的氧化还原平衡，导致细胞损伤和死亡。

3. 抑制光合作用：纳米银可以影响浮游藻类的光合作用过程，降低光合作用效率，从而抑制藻类的生长。

四、纳米银对水生植物的作用机制1. 根系影响：纳米银可以影响水生植物的根系发育，抑制根系的生长和分枝，降低植物对水分和养分的吸收能力。

2. 叶片损伤：纳米银可以附着在水生植物的叶片上，破坏叶绿体结构，影响光合作用，导致叶片出现黄化、枯死等现象。

3. 生态毒理效应：纳米银还可以通过食物链进入水生生态系统中其他生物体内，影响其生理功能和生殖系统，对水生生态系统造成潜在威胁。

五、结论与展望通过对纳米银对浮游藻类和水生植物的作用机制进行深入研究，我们了解了纳米银在环境中的生态风险。

纳米银可以破坏浮游藻类和水生植物的细胞结构，影响其生理功能，从而对其生长和繁殖产生抑制作用。

此外，纳米银还可能通过食物链进入水生生态系统中其他生物体内，对生态系统造成潜在威胁。

粒径与生物利用度的关系

粒径与生物利用度的关系简介生物利用度是粉末、胶囊、口服液等药品在体内被有效吸收、利用的百分比，它与药物粒径密切相关。

药物粒径可以影响药物的体内吸收速率和生物利用度。

因此，深入研究粒径与生物利用度的关系，在指导新药研发和优化药品特性方面具有重要意义。

粒径对生物利用度的影响药物粒径大小对生物利用度有显著影响。

一般来说，粒径在0.1~10 μm之间的药物更容易被吸收和利用。

这是因为粒径在此范围内的药物能够较快地进入细胞和组织，被吸收到循环系统中。

进入体内后，粒径更小的药物能够更快地通过胃肠道和其他生物屏障，使得药效达到峰值更快，药效持续时间更短。

相反，粒径较大的药物会在胃肠道内停留更久，减缓吸收速率，药效可能更慢或更持久。

虽然粒径在促进药物吸收和利用方面具有很大优势，但是过小的粒径也会带来一些问题。

粒径太小的药物容易与其他分子发生交互作用或聚集，形成不良影响。

同时，太小的粒径也会让药物更容易被生物体内的代谢酶和蛋白质清除掉。

因此，在探究粒径与生物利用度的关系时，需要充分考虑不同范围的粒径对药物在体内的影响。

粒径和药物形态的关系药物形态是粒径大小的重要因素。

药物形态可以分为块状、颗粒状和晶体状，其中晶体状的药物具有最小的粒径。

在晶体状药物中，分子间的距离最小，因此具有最好的生物利用度。

颗粒状药物具有更大的粒径，吸收速度比晶体状药物慢，但仍然具有良好的生物利用度。

最后，块状药物具有最大的粒径，吸收速度最慢，生物利用度较低。

粒径和药物递送途径的关系药物的粒径大小对药物递送途径也具有影响。

对于口服药物，粒径在1~10 μm之间的药物更容易通过体表膜进入血液循环系统中。

对于经皮递送的药物，粒径在100~1000 nm之间的药物最适合渗透皮肤。

粒径控制技术因为粒径对药物生物利用度的影响如此重要，因此药物粒径的控制技术也十分重要。

药厂采取的主要粒度控制技术包括毒泵、超声和化学制剂法。

这些方法可以控制药物的晶体大小和颗粒度大小，进而提高药物在体内的吸收速率和生物利用度。

研究水体中颗粒物对水生生物生物学活性的影响

研究水体中颗粒物对水生生物生物学活性的影响水体中的颗粒物是指在水体中悬浮的小固体颗粒，包括悬浮物、沉积物和悬浮态质量浓度高的有机和无机微粒。

这些颗粒物的来源多种多样，可能是天然的，比如岩石风化、泥石流等，也可能是人为的，比如工业废水、排放物等。

这些颗粒物在水体中可以对水生生物生物学活性造成一定的影响。

首先，颗粒物对水生生物的呼吸和摄食活动造成了一定的影响。

大多数水生生物都是通过嗅觉和触须来寻找猎物的。

然而，水中某些颗粒物会干扰它们的感官系统，从而降低其寻找食物的能力。

另外，在摄食方面，水生生物通常需要过滤掉水中的颗粒物才能获取营养。

如果颗粒物浓度过高，就会使水生生物过滤器官的某些结构受到破坏，从而影响其摄食效率。

此外，水体中的颗粒物还会对水生生物的呼吸造成影响。

颗粒物对水体中的氧气浓度和温度等物理化学参数产生了很大的影响，从而影响水生生物的呼吸活动。

其次，颗粒物对水生生物的生长和繁殖也有一定的影响。

在水体中，水生生物通常需要依靠水中的营养物质来生长和繁殖。

然而，当水体中的颗粒物过多时，会导致水体中营养元素的浓度降低，从而影响水生生物的生长和繁殖。

此外，颗粒物还会对水生生物的生长和繁殖过程产生机械性的影响。

当颗粒物浓度过高时，水生生物会被颗粒物覆盖，从而阻碍其呼吸和摄食，这将导致水生生物的生长和繁殖受到限制。

最后，颗粒物会对水生生物的生理和免疫系统产生一定的影响。

水生生物的免疫系统对维持其正常生理功能非常关键，它不仅能抵御外界的病原体和毒素，还能保护其免受各种有害物质的破坏。

然而，当水体中的颗粒物过多时，会对水生生物的免疫系统产生一定的损伤，这会影响其对于病毒、细菌和其他微生物的免疫能力。

此外，颗粒物还会对水生生物的生理系统产生影响，使其免疫功能受到干扰，从而影响水生生物的正常生理过程。

总之，水体中的颗粒物对水生生物的生物学活性产生着复杂的影响。

在一些严重污染的港口和河流中，颗粒物的浓度已经高到了千克级，这将对水生生物造成严重威胁。

粒径与生物利用度的关系

粒径与生物利用度的关系引言生物利用度是指生物对环境中某种资源的利用程度，粒径是指颗粒或颗粒状物体的直径。

研究粒径与生物利用度的关系对于理解生态系统的结构和功能具有重要意义。

本文将探讨粒径与生物利用度之间的关系，并分析其中的影响因素。

一、粒径对生物利用度的影响粒径是影响生物利用度的重要因素之一。

一般来说，粒径较大的颗粒具有较高的生物利用度。

这是因为较大的颗粒提供了更多的表面积，可以提供更多的养分和生存空间，从而吸引更多的生物进行利用。

例如，在土壤中，较大的土壤颗粒可以提供更多的孔隙和通气空间，有利于土壤中生物的生长和繁殖。

二、影响粒径与生物利用度关系的因素除了粒径大小之外，还有其他一些因素也会影响粒径与生物利用度的关系。

其中包括以下几个方面：1. 生物特性：不同类型的生物对粒径的要求不同。

例如，一些小型生物可能更适应利用较小的颗粒，而较大的生物则更适应利用较大的颗粒。

2. 养分含量：颗粒的养分含量也会影响生物对其的利用度。

如果颗粒中的养分含量较高，生物利用度也会相应增加。

3. 环境条件：环境条件对生物利用度的影响是复杂而多样的。

例如，在水体中，水流速度的大小、水深的深浅等环境因素都会影响生物对不同粒径颗粒的利用情况。

三、粒径与生物利用度的研究方法研究粒径与生物利用度的关系通常采用实验方法和野外调查方法相结合的方式。

实验方法可以控制其他因素的干扰，通过改变颗粒的粒径来观察生物对其的利用情况。

野外调查方法则可以获取实际生态系统中的数据，进一步验证实验结果的可靠性。

四、案例分析：粒径与土壤微生物利用度的关系以土壤微生物为例，研究发现，土壤微生物对不同粒径的土壤颗粒具有不同的利用能力。

较小的土壤颗粒提供了更多的表面积，有利于微生物的附着和生长，因此微生物对较小颗粒的利用度较高。

而较大的土壤颗粒则提供了更多的孔隙和空隙，有利于水分和气体的渗透，从而提供了更好的生存环境，微生物利用度也相对较高。

结论粒径与生物利用度之间存在一定的关系，粒径较大的颗粒通常具有较高的生物利用度。

轮虫培育池不同粒级藻类对浮游植物生物量和生产量

The contribution of size fractionated algae to biomass and primary production of phytoplankton in rotifer culturing ponds
ZHAO Wen1 , LI Xiao2dong1 ,2 , XU Ji2jun1
第 28 2004
卷第 2 期年4月
水
J OU RNAL
产学报
OF FISHERIES OF CHINA
Vol. 28 Ap r .
,
,
No. 2 2004
文章编号 :1000 - 0615 (2004) 02 - 0167 - 08
dlptt . ln. cn
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水产学报 28 卷
nano2 and micro2 algae was 9. 0 % , 78. 9 % and 12. 1 % , respectively. The ratio of the concentrations of chlorophyll2a of the phytoplankton to the total chlorophyll2a in the corresponding size of pico2 , nano2and micro2 algae in the experimental ponds 15 was 4. 7 % , 22. 3 % and 73. 0 % , respectively. The ratio of the production of size fractionated phytoplankton to the total phytoplankton production corresponding to pico 2 , nano2 and micro2 algae was 12. 4 % , 60. 8 % and 27. 8 % , respectively. Nano2algae are important producers in rotifer culturing

浮游植物名词解释

浮游植物名词解释浮游植物（ turbulophorous）是指在自然条件下，有机体完全被水所淹没的情况下能够进行光合作用的一类群落，它与根、茎、叶等营养器官的植物一起构成了自然界生物群落的主要类型之一。

形态特征：由单细胞或多细胞组成，一般具根状、块茎状或鳞片状的生活型，主要是好氧性的异养生物。

通常都附着在水面上或漂浮在水面，但也有不少是沉于水底的。

植物的基本构造是其细胞质内充满的含碳有机化合物，其中以淀粉和糖类占优势。

例如：金藻(Scenedesmus)、水绵(Bryozoa)等。

生长与繁殖：由于各种原因，很多浮游植物可在短时间内发生爆发式增长，即某些浮游植物种类突然出现过度繁殖，致使水中严重缺氧。

当浮游植物处于严重的缺氧时，在其表面的生产孢子囊便会迅速增大，从而导致细胞质壁分离和原生质体解体，这个过程就是浮游植物的休眠。

休眠后的细胞需经一定时间恢复活力，方能萌发。

繁殖方式多为无性繁殖，以断裂和出芽生殖为主，形成水绵状群体。

由此，可将浮游植物划分为草本浮游植物和木本浮游植物。

草本浮游植物又可分为漂浮植物(如满江红、水云、圆筛藻等)和浮叶植物(如金鱼藻、眼子菜等)。

6。

浮游动物浮游动物的生活史，几乎全部是以无性生殖产生新个体的生活史。

（ 1）小球藻属(Hydrococcus)：包括海水中常见的角果藻(Calliopsia ceu ria)及泥点藻(Conidiapea)等。

（ 2）枝角藻属(Cladosporium)及尖尾藻属(Atyposoma)的大多数种类；（ 3）微孢藻属(Microspora)及其它各属；（ 4）产甲藻属(Physochorota)及其它各属；（ 5）带枝藻属(Paptosporium)及其它各属；（ 6）褐球藻属(Rhizoma)及其它各属。

浮游植物在显微镜下为单细胞结构，其生长点在细胞前端，由伸缩泡(respiratory vacuole)将消化液注入。

浮游植物的呼吸代谢十分活跃，氧气充足的条件下，进行光合作用，释放氧气，二氧化碳与氢气，同时放出热量；在缺氧的环境中，利用体内贮存的有机物或同化现象将体内代谢产生的二氧化碳或其它有害气体排出体外。

粒径和形状在浮游植物生态学中的作用

浮游植物在生态系统中的作用

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浮游植物的基本特征

简要说明水体颗粒

浮游生物知识点总结

海洋悬浮颗粒物对海洋生态系统的影响

淡水浮游植物功能类群

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浮游植物鉴定

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人工纳米颗粒在水体中的行为及其对浮游植物的影响

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