根系分泌物介導的土壤金屬氧化物納米材料對植物毒性作用的研究進展＊

魏曉賀 苗欣宇 歐陽少虎 劉煜瑩 何建榮 岳 晴 李 鑫

（1.天津理工大學環境科學與安全工程學院，天津，300384；2.南開大學環境科學與工程學院，環境污染過程與基準教育部重點實驗室，天津市城市生態環境修復與污染防治重點實驗室，天津，300071；3.天科院環境科技發展（天津）有限公司，天津，300450）

納米材料是指微觀結構至少在一維方向上受納米尺度（1—100 nm）調制的各種同體超細材料，其分類主要可分為無機材料和有機材料.無機材料包括金屬納米材料（Ag、Zn、Al、Ti、Cu、Au、Fe、Ni、Sn 等）、金屬氧化物納米材料（ZnO、CeO2、TiO2、Al2O3、CuO、Fe2O3、La2O3等）和量子點（QD），有機納米材料是指基于脂質、蛋白、多糖及有機高分子聚合物的新型納米材料[1]，比如納米纖維素、納米聚四氟乙烯、富勒烯和碳納米管等[2].由于其納米尺寸效應，納米材料與尺寸較大的材料相比具有特殊的物理和化學性質[3]，因此，納米材料越來越多地生產和應用于消費品、化學、醫療設備、信息技術和能源等領域[4]，在不同納米材料的制造和應用中，金屬氧化物納米材料（metal oxide nanomaterials，MONMs）占主要份額[5]，而大規模的制造和生產會導致MONMs 排放到環境中并對周圍環境以及生物造成不利影響[6]，從環境污染的角度來看，無機納米材料尤其是MONMs，由于其高熱電阻率以及催化生物系統中一系列化學過程的能力起到了主要作用[7].例如，Lv[8]、Chen[9]、Sundaria 等[10]在土壤中種植的主要農作物（水稻、小麥、和玉米）體內均檢測到了納米Fe2O3和納米ZnO 金屬氧化物納米材料（metal oxide nanomaterials，MONMs），且這些MONMs 在植物體內的濃度高于其在土壤中的濃度，表明釋放到環境中的MONMs 可以進入植物，并在植物體內進行累積.MONMs 對生物體特別是植物的毒性，及其引起的環境生態風險和人體健康危害受到各界廣泛關注，已成為當前研究前沿和熱點之一.

植物作為土壤生態系統的重要組成部分，是MONMs 運輸和生物積累到食物鏈中的潛在途徑[11]，植物根系分泌物（root exudates,REs）是植物根毛或須根系統中分泌到根際的一些重要生物活性分子，主要包含粘液、糖、氨基酸、酶以及各種含碳初級代謝物和多種次級代謝物[12].值得注意的是，REs 能夠與MONMs 發生相互作用，從而顯著影響其在土壤生態系統中的歸趨和毒性[13?14].REs 與MONMs接觸會對MONMs 表面進行修飾，影響其表面化學性質.MONMs 吸附REs 后其環境行為也會發生改變，從而影響毒性效應.因而，REs 修飾后MONMs 的生物毒性及其生物有效利用性更應為公眾所關注.近年來，大多數研究工作聚焦于MONMs 誘導的植物生物毒性及其對根系代謝的影響.例如，向日葵暴露在納米Fe2O3中5 d 后，枝條中的常量營養素和根部功能都有所降低[15].然而，對于REs 對于MONMs 的交互作用研究還比較少，其在土壤系統中介導的MONMs 植物毒性效應的研究零星和分散，亟需系統歸納和總結.因此，為了更好的認識土壤中MONMs 在環境中的生態健康風險，本文對MONMs 的來源，REs 與MONMs 之間的界面相互作用以及MONMs 在土壤環境中的植物效應進行全面而系統的歸納綜述，并展望其未來發展趨勢.本綜述補充關鍵的知識缺口，并就MONMs 的生態健康風險以及它們在環境中的潛在應用提供了有價值的見解.

1 土壤中金屬氧化物納米材料的來源（Main sources of metal oxide nanomaterials in soils）

土壤中MONMs 來源主要分為人工來源、自然來源和偶然來源（如圖1 所示），其中人類活動是造成MONMs 在土壤中積累的最主要因素.Tolaymat[16]提出納米材料主要通過4 種途徑排放到生態系統，即原材料的制造、納米產品的制造、產品的使用和廢物管理服務.ZnO、FeO、SiO2、CeO2和TiO2等金屬氧化物納米材料因為其獨特的光催化性能常用于工業原材料的制造[17].MONMs 作為橡膠添加劑、催化轉化器、生物醫學成像、光伏電池、傳感器等的成分，通常用于各種行業（油漆、化妝品和塑料產品等）[18].其中化妝品和個人護理產品（PCP）對環境有突出的危險性，因為94%的工程納米材料是由于PCP 的使用而釋放到環境或垃圾填埋場[19].而MONMs 的多種特性使得其在這些行業中廣泛應用，例如它們的紫外線防御作用（例如納米TiO2）、抗菌作用和抗氧化性能[20?22].使用納米產品的過程也會導致MONMs 釋放到環境中，尤其是農業納米產品，包括納米殺蟲劑和納米肥料.MONMs 因其具有傷害性常被用作殺蟲劑，以避免或減少微生物的生長[23]，但與此同時也會對土壤中的作物造成一定損害，比如納米殺蟲劑使用時會對作物進行大面積噴灑，其中的乳油和微乳大多是苯類、醇類和酮類等極性溶劑，具有高急性毒性，容易進入農田和地下水且不易降解，在環境中積累后會對作物產生不利影響[24].納米材料的尺寸使肥料養分更容易被納米級的植物孔隙吸收進一步有效利用，因此常用作納米肥料[25].然而在達到植物有效濃度的同時想要控制納米肥料的使用量，難免對肥料進行重復使用[26]，這會對土壤造成一定影響.納米產品使用后的廢棄物也是土壤中MONMs 的重要來源.MONMs 或含有MONMs 的產品廢棄后將在垃圾填埋場或垃圾焚燒廠延續其效果[27]，進而滲透到土壤中.但目前關于納米廢物的管理和處置方法的研究還有待補充.

圖1 土壤中金屬氧化物納米材料的主要來源Fig.1 Main sources of metal oxide nanomaterials in soils

自然存在的MONMs 也可以在土壤中找到.統計表明，僅在大氣中，每年就會產生數噸天然塵埃納米材料，其來源主要是野火、火山活動以及由風、水和沙漠風暴引起的土壤侵蝕，這些納米材料在分散數千公里后自發沉降到土壤中并積累[28?29].除了人工來源和自然來源，偶然來源產生的MONMs 也會造成納米材料的積累，比如工業過程的副產品（汽車發動機尾氣、焊接產生的煙霧、燃燒過程等）甚至某些自然過程如森林火災[30].偶然來源與人工來源的最大區別是人工來源的MONMs 具有可控性.當同時處理人工、自然和偶然的MONMs 時，確定任何特定納米材料的來源都是困難的.此外，土壤中某些元素（例如Al）的背景水平可能很高，因此，在研究中把背景元素和人為來源區分開也是一項必要且復雜的任務.

2 根系分泌物對金屬氧化物納米材料的界面作用機理研究（Mechanisms of interfacial action of root exudates on metal oxide nanomaterials）

約30%—40%的光合固定碳以REs 的形式轉移到根際，包括低分子量物質（例如單糖、有機酸和氨基酸以及脂肪酸）和高分子量物質（例如多糖和蛋白質）[31].MONMs 一旦進入到土壤環境，將與土壤中的物質進行相互作用（比如REs），最終決定其命運和毒性.REs 與MONMs 在植物根際界面上的相互作用，對MONMs 的行為轉化及環境歸趨起著至關重要的作用.MONMs 具有巨大的比表面積，能夠吸附土壤環境中的各種污染物、天然有機質（NOM）或者REs.吸附是REs 與MONMs 之間最主要的相互作用機理，其影響著后續MONMs 在植物系統中的運輸和生物利用性.吸附表明表面復合物的形成，也可以是金屬離子和分子物理附著或鍵合到另一個組件的表面上.REs 與MONMs 界面之間可能存在的吸附機制，包括靜電相互作用、疏水作用、螯合（絡合）作用、配體交換、氫鍵結合（如圖2 所示）.

圖2 根系分泌物對金屬氧化物納米材料界面作用機理Fig.2 Mechanism of interfacial action of REs on MONMs

2.1 靜電相互作用

當靜電相互作用是吸附的主要機制時，其效果受pH 和零點電勢的影響.增加pH 會降低MONMs 表面電荷密度，從而降低REs 的吸附容量.比如納米CeO2的表面電荷依賴于pH 值；表面在酸性pH 時帶正電，在堿性pH 時帶負電，并在pH 為8 的零點電勢值附近迅速聚集，從而影響REs 的吸附[32].靜電相互作用對兩性離子分子（如氨基酸和兩性羥基）在MONMs 上的吸附行為起著重要作用[33].半胱氨酸的吸附能力強，它能通過羧基和磁鐵礦納米粒子中的側鏈相互作用，通過靜電相互作用以多層方式結合，還可以與帶正電的TiO2膜之間發生靜電相互作用[34].REs 中帶負電荷的有機酸的靜電吸引使得納米CeO2和納米Mn3O4聚集體尺寸減小[35].靜電相互作用還常發生在MONMs 和根部分泌的黏液中，帶正電的納米CeO2由于被帶負電荷的黏液靜電吸引而附著在根部表面[36].

2.2 疏水作用

疏水相互作用是MONMs 與REs 相互作用的另一個重要驅動力，它實際上是一種熵效應，源于從非極性表面排除有序水分子[37].疏水性被認為與定義MONMs 的生物學影響高度相關，因為MONMs 表面的疏水性與親水性比率決定了MONMs 與REs 相互作用和粘附.一般來說，疏水表面傾向于粘附到其他疏水表面上，疏水相互作用可發生在特定材料的表面或MONMs 電暈的蛋白質或生物分子中[38].在植物的細胞中，能引起疏水相互作用的成分主要是脂磷壁酸、寡糖等化合物、原纖維和含有疏水殘基的二級和三級結構的蛋白質（如丙氨酸、纈氨酸和苯丙氨酸）[39].如果蛋白質和MONMs 的凈電荷相似，則蛋白質會通過疏水作用吸附到MONMs 形成“電暈”[40].通常REs 的吸附與MONMs 的親水性呈負相關，這是由MONMs 表面的H 含量（即表面結合的水和羥基）決定的.

2.3 螯合（絡合）作用

MONMs 與REs 相互作用的一個重要方面是有機官能團能夠形成多齒配合物，從而增加了鍵的穩定性.MONMs 很容易與天然配體形成多齒絡合物，稱為螯合，螯合作用大大提高了金屬的溶解度[41].REs 中的一些有機酸和氨基酸可作為配體與Cu 離子鰲合，阻礙植物對它們的吸收[42].低分子量有機酸可能帶有不同的負電荷，只有一個羧基的有機酸（乙酸、乳酸和甲酸）的金屬絡合能力有限，而檸檬酸、蘋果酸和草酸都對三價金屬如Fe3+和Al3+具有高親和力[43].此外，酚類物質也具有螯合金屬離子的能力[44].絡合反應分為表面絡合和內球絡合，其中表面絡合表明溶解的離子和表面官能團之間形成半共價鍵，而REs 與MONMs 的絡合基本上是金屬離子和各自表面官能團的內球絡合，內球絡合物是由配體和金屬之間形成共價鍵形成的，這在它們之間的吸附過程中十分重要[43].

2.4 配體交換

配體交換是根系REs 與MONMs 中常見的相互作用機制，通常用于合并改變MONMs 溶解度、引入電子轉移或整合生物受體的官能團[45].MONMs 主要通過與REs 的表面羥基（單鍵OH）產生配體交換作用，MONMs 表現出強大的吸附親和力.比如COOH 基團能夠分別與納米TiO2和納米ZnO 的配體交換[46].這種相互作用也受到pH 和零點電勢的影響，比如在高于零點電勢下，納米Fe2O3帶負電，并且由于靜電排斥和酸性官能團與氧化鐵表面位點之間的配體交換減少，REs 的吸附受到抑制[47].

2.5 氫鍵結合

氫鍵指相同或不同分子間不引起化學性質的改變，而依靠較弱的鍵力（如配位共價鍵、氫鍵）結合的現象，不引起共價鍵的改變，是涉及氫離子H +的特定弱靜電相互作用.當涉及質子供體和質子受體基團時，它會影響聚合物的吸附[48].MONMs 的官能團和REs 可能通過氫鍵相互作用影響它們之間的吸附.然而氫鍵結合作用更多的發生在金屬基納米材料以及碳基納米材料與REs 的相互作用中，關于MONMs 的氫鍵結合作用研究較少.

3 根系分泌物介導下金屬氧化物納米材料對植物毒性作用的影響（Influence of phytotoxic effects of metal oxide nanomaterials mediated by root exudates）

3.1 根系分泌物對金屬氧化物納米材料植物吸收的影響

植物對MONMs 的吸收和積累一直是MONMs 健康和安全評估的主要關注點，因為食用受MONMs 污染的糧食作物可能是人類接觸這些潛在危險材料的重要途徑.REs 的存在能夠增加根際MONMs 生物利用度[49].越來越多的證據表明，當植物暴露于MONMs 時，顆粒本身和溶解的離子都會導致植物組織中金屬元素的濃度升高.REs 如有機酸和鐵載體，會增強它們的溶解度，溶解的離子被植物根吸收并轉移到植物地上部分，與不同的有機配體形成復合物[50]，或通過抑制MONMs 的聚集促進植物吸收，因為分散在溶液中且尺寸較小的MONMs 更易被運輸通過植物細胞膜[51].

MONMs 及其離子主要以兩種途徑穿透根系進入植物體內：質外體和共質體[52].質外體途徑在細胞膜外，在相鄰植物細胞壁之間的細胞外空間中進行，而共生通路依賴于相鄰細胞之間，通過稱為胞間連絲的特殊結構中的水和物質細胞運動進行[53].植物根部的孔道較小，很多MONMs 的尺寸無法使其直接穿透根系，因此吸收前的溶解是很多納米材料在植物中吸收和積累的重要基礎.REs 的存在傾向于增強MONMs 的溶解，特別是對于相對穩定的MONMs 而言，例如納米CeO2.植物根系能夠增強MONMs 的溶解效果主要是由于REs 中釋放的低分子量有機酸，這降低了土壤根際pH 值，且REs 能夠作為電子供體促進Ce4+還原為納米材料表面的Ce3+[54].比如納米CeO2在黃瓜REs（有機酸和還原物質）的作用下部分溶解，釋放出Ce3+，一部分Ce3+與黃瓜根部的PO43-結合，以不溶性CePO4的形式沉淀固定在根部，一部分Ce3+以Ce（Ⅲ）-絡合物的形式隨水流沿維管束向上運輸，最終積累在脈管中[55?56].除了以絡合物形式吸收，離子型吸收也是MONMs 攝入的主要機制.Ag+通過根毛進入根，然后通過質外體內化，到達內皮層和維管組織，最終積累在植物中[57].

3.2 根系分泌物與金屬氧化物納米材料對植物產生的聯合毒性

MONMs 易積累在糧食作物（包括可食用組織）中，而一旦MONMs 進入食物鏈，就會進一步在人類體內轉移和積累.因此，MONMs 對食物鏈的潛在風險和影響成為深入研究的主題.MONMs 對根部的毒性影響可以通過氧化應激的產生、根部的損傷、根部生物量以及植物生長狀況來表征.目前關于REs 與納米材料聯合毒性的研究更多集中在REs 與MONMs 的組合上，因為MONMs 本身和從中不斷溶解出的金屬離子會對植物以及周圍環境產生一定毒性效果.比如Shang 發現在REs 的存在下，納米CuO 的溶解促進了其被根系組織吸收，與對照組（4.89%）相比玉米幼苗的生長速率下降到了1.89%，根中的Cu 積累有所增加[58].Mousavi Kouhi 推測納米ZnO 對甘藍型油菜的不利影響（葉片黃化現象、Zn 在植物體內積累、超氧化物歧化酶活性降低、過氧化物酶活性增加等）與REs 引起的Zn2+溶解的毒性效應有關[59].除了促進溶解引起的化學毒性外，MONMs 還能與REs 形成沉淀阻塞在根部導致植物無法攝入養分，造成物理毒性[60].Kim 發現黃瓜細胞內存在納米材料或納米材料聚集體，一定量的納米材料在細胞內溶解成Cu2+和Zn2+，這表明MONMs 極大地粘附在根表面，使其難以吸收生物可利用的Cu 和Zn[61].盡管如此，在研究中還是很難區分毒性來自于MONMs 還是其溶解的離子.

許多研究報道了MONMs 對植物的不利影響，然而毒性作用也分積極影響和消極影響.比如REs 與MONMs 的結合可以對納米材料產生毒性抑制效果.小麥根部分泌出的丙二酸、蘋果酸和檸檬酸與Cu 產生的絡合物與植物對縮短根和莖長度和降低根干重的反應呈負相關，表明這些配體對小麥具有保護作用，降低了納米材料的毒性[62].氨基酸與Cu 離子的絡合也有助于限制Cu 離子向葉片的轉移[42].除此以外，REs 包覆MONMs 也具有增加植物根部生物量和降低毒性的效果.帶有檸檬酸涂層的納米CeO2能夠顯著提高蘿卜幼苗根生物量以及含水量[51]，增加番茄的生長和色素含量[63]，達到了毒性減少的效果.外層包裹有檸檬酸的納米Fe2O3使得植物根長度增加，雖然增加了抗氧化酶活性，如過氧化氫酶、超氧化物歧化酶、抗壞血酸過氧化物酶，但未檢測到毒性效果[64].

3.3 根系分泌物介導金屬氧化物納米材料的植物毒性機理

MONMs 可以在生物體和細胞中吸收和積累，導致目標組織的形態和功能發生變化.MONMs 產生植物毒性的分子機制主要是活性氧（ROS）的產生、關鍵細胞內蛋白質的功能障礙以及基因和蛋白質表達水平的變化[65-66].氧化損傷是植物最主要的毒性機制，ROS 水平是植物氧化應激的重要指標，由于一些MONMs 是部分可溶的，所以可溶性和顆粒狀物質都能進入植物體內產生過量的ROS[49]，通過損害脂類、蛋白質、DNA 等關鍵生物分子，引起植物氧化應激，從而對植物造成嚴重的氧化損傷[67].這種損傷可以通過丙二醛的增加、過氧化氫酶和谷胱甘肽表達的減少以及超氧化物歧化酶的變化來證明.

REs 介導MONMs 毒性的方式主要是通過促進MONMs 的溶解，或在MONMs 的表面形成有機涂層通過提高MONMs 的穩定性和運輸效率來增加材料表面與植物細胞之間的接觸可能和在土壤中的生物有效性[68].大量研究表明，植物根部分泌的有機質能夠通過降低環境pH 或作為絡合金屬離子的有機配體，不斷促進MONMs 的溶解[35,58,62]，離子的釋放是其在生物和環境中的重要轉化途徑，是許多納米材料毒性的關鍵因素[69].比如高濃度Cu 離子的氧化還原活性使其可以與蛋白質的巰基相互作用，導致蛋白質功能障礙，從而使酶失活[70]，而受影響的蛋白質會參與各種重要的生化過程，如氧化應激耐受、轉錄和蛋白質降解、細胞壁和DNA/RNA/蛋白質直接損傷、信號傳導和凋亡等[71].植物根系分泌的有機酸誘導的納米La2O3的溶解在其植物毒性中起重要作用[72].REs 在MONMs 表面形成的涂層會提高納米材料在根部的轉運效率.比如組氨酸對納米ZnO 表面形成涂層，能夠減少納米ZnO 的聚集，增加其在根際環境的分布[73].在有機質含量低的土壤中，殘留在土壤溶液中的檸檬酸鹽包覆的納米CeO2更容易分散和移動到達根部，有機涂層增強了Ce 從土壤溶液到植物根部的運輸[74]，納米CeO2處理的萵苣根中過氧化氫含量增加，丙二醛產生量增加，表明根細胞的膜損傷，抗氧化酶活性增加，細胞死亡[69].

3.4 環境影響因素

除了MONMs 自身或經REs 作用后產生的毒性外，植物生長的環境條件也會影響其毒性效應以及植物對MONMs 的吸收.MONMs 的毒性和金屬離子的溶解受到土壤質地、pH 值、離子強度、鹽度和光照等因素的影響（如圖3 所示）.已有研究表明，在低和高pH、以及高離子強度下，納米ZnO 的溶解度都有所增強[23].土壤pH 值是調節MONMs 行為的關鍵特性之一.在酸性條件下，MONMs 以高速率轉化為離子物質，而堿性條件促進MONMs 的聚集[75]，離子形式的MONMs 更易被植物吸收并對植物造成損傷.離子強度以及鹽的存在和數量也會影響MONMs 行為和隨后的植物反應.由于高鹽度存在下會壓縮MONMs 的靜電雙層，從而大多數MONMs 的靜電排斥力降低，聚集程度增強[76?77].從機理上講，高濃度的Ca2+、Na+或K+可以通過在根表面競爭性地結合MONMs 來減少植物對從中溶解出的離子的吸收，鹽離子還可以改變小麥REs 的成分，從而調節Cu 或Zn 的螯合、溶解度和生物利用度[78].鹽的類型和濃度對植物生長和從MONMs 中積累金屬的程度有不同的影響，因此對它們的生產力和食物鏈也有不同的影響.土壤質地，特別是粘土的占比，是確定MONMs 行為和毒性的另一個重要參數.粘土含量高的土壤孔徑小、表面積大，這種特點增加了靜電相互作用和物理應變，導致MONMs 流動性更低[77,79].而質地較粗、有機碳含量較低的土壤使MONMs 表現出更高的可用性.比如當蕓豆植物暴露在含有納米CeO2的土壤中時，相同組織在有機質含量低的土壤中含有的Ce 濃度比在富含有機質的土壤中更高[80].土壤中粘土含量的增加會減少植物組織對MONMs 的吸收，這在Larue 和Zhang 的研究中都得到了證實，暴露在納米TiO2和納米CeO2的植物組織在壤土中比在粉質壤土中能積累更多的金屬[79,81].

圖3 環境影響因素Fig.3 Environmental Influence Factors

值得注意的是，除了土壤環境的不同帶來不同的毒性影響，外界因素（如光照）也可能會影響MONMs 的物理化學性質.首先，光照射可以加速MONMs 的離子溶解.例如，紫外線或太陽輻射可以增強納米ZnO 的溶解[82]，這反過來也會影響納米毒性的改變.其次，MONMs 的結晶度也可以改變.據報道，納米TiO2的光致相變是由間隙內照射引發的[83].此外光照能夠與納米材料表面的物質發生反應，促進產生不同的ROS，如羥基自由基OH·，加劇其對生物體的毒性效應[84?85].然而進入土壤的光照有限，影響程度相比于土壤條件而言可能更小.

4 展望（Perspectives）

隨著MONMs 在生產生活中越來越廣泛的應用，與之帶來的危害逐漸引起學者關注.REs 作為改變根際環境的復合活性物質，能夠引起環境介質中MONMs 的表面化學性質的變化，從而進一步介導MONMs 在環境中的界面吸附以及對植物的毒性影響.除此以外，MONMs 所處的環境因素不同，比如土壤的質地、pH 值、離子強度以及光照強度等，都會對MONMs 造成毒性效應的差異.無論影響MONM 的是哪種環境因素，由于土壤的復雜性，MONMs 的毒性往往難以清楚地分解開，應該更好地協調暴露條件，包括介質的質地、劑量、持續時間和終點，尤其是中長期暴露的風險，并且應考慮到納米材料與周圍環境介質以及環境介質中的微生物的相互作用.這樣可以獲得關于MONMs 對植物的影響機制，以制定風險緩解措施，為納米產品在農業中更好的應用提供理論基礎.盡管目前REs 與MONMs 的研究已經取得了一定的進展，但仍有很多科學問題亟待解決：

（1）天然環境中MONMs 具有顆粒小、分散性強、成因復雜等特點，廣泛地分布在環境中各個圈層中難以分離富集，不夠清晰的信息使得MONMs 的相關研究十分困難.因此在環境樣品中開發更好、更準確的分析監測儀器或方法來提取富集MONMs 必不可少，這能為MONMs 后續的環境行為及毒性研究提供更準確可靠的依據.

（2）現階段大部分關于REs 與MONMs 的研究主要集中在實驗室的模擬環境中，所用模擬材料的性質均可控.然而基于現實土壤的復雜性，MONMs 的行為規律尚不清晰，且實驗模擬條件與現實具有差異性，因此研究實驗室土壤環境與天然土壤環境之間MONMs 與環境中物質的相互作用以及遷移轉化的差別至關重要.

（3）MONMs 在環境治理中具有廣闊的應用前景，但是REs 介導下MONMs 對于人體健康和生態環境的影響還有待進一步研究.目前的MONMs 毒性機理研究仍舊停留在植物體內酶活水平上，未來應結合高通量組學等生物信息學手段，從內源代謝以及基因水平層面對MONMs 的致毒機理進行深層次的探討，并對植物自身的解毒途徑進行發掘，檢查哪些解毒途徑在整個系統中占主導地位，以及解毒途徑如何隨植物物種和材料類型的變化而變化.或可結合數學模型，對金屬氧化物納米材料在植物系統內的濃度變化和行為進行預測，盡可能減輕金屬氧化物納米材料的植物毒性作用.