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纳米粒子的水生生态毒性测试概述
Lars Michael Skjolding, Sara Noslash;rgaard Soslash;rensen, Nanna Bloch Hartmann,
Rune Hjorth, Steffen Foss Hansen, and Anders Baun
市场上工程纳米粒子（ENPs）产品越来越多，人们对其生态毒理效应提出了担忧。为了安全和可持续地使用ENP，有必要进行环境安全评估，以获得相关、可靠的生态毒理学数据。尽管对生态毒理效应和ENPs吸收的研究正在迅速扩大，但危害评估数据的适用性仍值得怀疑。当测试生物暴露于ENP水生测试系统时是否发生纳米颗粒效应仍存在知识差距。但填补这一空白并非易事。与生态毒性测试系统中的“普通”（溶解）化学品相比，ENP具有广泛且不同的行为方法。当前使用的测试中假阴性和假阳性的风险很高，并且在大多数情况下难以评估。本综述概述了ENPs的水生毒性测试中的一些缺陷以其对试验结果的错误分析。此外，还提出了响应类型以揭示水生生物中潜在的纳米颗粒效应。
简介
在过去十年中，工程纳米粒子（ENPs）的使用迅速增加，含有ENPs的消费品的数量增加[1, 2]。最近，一项调查显示欧洲消费者可获得的纳米颗粒产品超过2300种 [3]。虽然目前没有公开的ENP生产数量，但根据公司调查的估算，生产的ENP最多的是TiO2（550-5500 t/年），SiO2（55-55000 t/年），AlOx（55-5000 t/年），ZnO（55-550 t/年），碳纳米管（CNTs; 55-550 t/年），FeOx（5.5-5500 t/年）以及CeOx和Ag（均为5.5-550 t/年）[4]。由于ENPs在应用和产品的使用过程中被释放到环境中 [5-8]，因此，必须评估ENPs的潜在生态毒性。第一份描述ENPs（富勒烯）对环境生物有害影响的出版物于2004年发表[9]，尽管后来证明该研究中观察到的影响是由溶剂降解产物引起的，并非由ENPs引起[10]，而其他早期研究确实发现ENP在一系列生物体中的作用[11-13]。从那时起，纳米生态毒理学领域已经成熟，2006年至2015年期间发表了750多篇论文[14] 。ENPs潜在的环境暴露和新出现的生态毒性迹象导致需要适合环境风险评估的框架和科学有效的数据[15, 16]。2006年，经合组织（经济合作与发展组织）将“人造纳米材料工作组”（经合组织WPMN）设立为“...... 确保人造纳米材料的危害、暴露和风险评估的方法是高质量的、科学与国际社会协调的”[17] 。从那时起，由于大量的国家和国际筹资举措，可获得的信息量迅速增加[18]。然而，很快就发现天然存在的纳米颗粒（1-100 nm）和胶体（1-1000 nm）的知识不足以建立ENP在环境中的命运和行为的详细模型[19]。如果对ENP的命运和行为没有这样的基本理解，风险评估将是一项具有挑战性的任务[20]。同样，完成ENP风险评估所需效果的评估受到由测试ENP时观察到的生物反应所导致的知识差异的阻碍。ENP的化学特性、粒径和表面官能化的巨大差异使得确定ENP生态毒性的固有颗粒性质成为一项艰巨的任务[21, 22]。由于缺乏共同的描述符以及和可溶性化合物之间的根本差异，人们当前标准测试中对ENP的适用性，所获得结果的相关性和可靠性提出了严重关切[23]。与溶解的化学物质不同，ENPs在生态毒性试验和环境中的命运和行为不是由分配系数决定的[24-25]。
从实际生态毒性试验的观点来看，ENPs和溶解化学品之间的主要区别在于ENPs是固相的，其物理形状有限，类似于难溶性化合物的固相。因此，水悬浮液中ENPs中的固相和液相之间存在明显的界限，因此，系统受到物理力的影响要大于分子转化[27]。在溶解化学品和ENP的测试中，可能导致暴露浓度的动态变化。然而，在一些情况下，ENP可作为释放离子的部分可溶性实体存在（例如，在部分可溶的金属ENP如Ag，ZnO和CuO的情况下）。 在胶体学中，胶体分散体传统上被定义为在正常光照条件下在液体中稳定且不可检测的小颗粒，但大到足以散射强光束[28-29]。ENPs的水凝胶分散体可以通过添加稳定剂（例如柠檬酸盐）或通过颗粒涂层（例如聚乙二醇或聚乙烯吡咯烷酮）来合成。通常，在生态毒性测试之前以这种方式稳定纳米Ag和纳米Au。研磨其他ENP以产生干粉（例如TiO2和ZnO），然后必须将其分散以获得适于生态毒性测试的悬浮液[30]。悬浮颗粒的总体稳定性是由颗粒和介质特性共同决定的[31, 32]。因此，ENPs的状态和行为将根据测试介质而变化。
虽然已发表许多评论，其重点是1）真实的环境试验条件[33] ， 2）建模方法[34
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