《Environmental Pollution》：Integrating dissolution kinetics into freshwater ecotoxicity characterization of inorganic metal compounds: Application to copper and zinc oxides
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当前生命周期评估（LCA）对金属的生态毒性影响估算存在高估风险，因其假设金属完全溶解。本研究提出整合环境命运模型（USEtox）、溶解化学建模（PHREEQC 3）和毒性潜力更新模型（FIAM）的三阶段框架，量化铜氧化物（CuO）和锌氧化物（ZnO）随颗粒尺寸（10nm-100μm）的溶解动力学差异。结果显示，1μm以上颗粒的CuO和ZnO对淡水生态系统的毒性效应潜力较传统方法降低1-4个数量级。建议在LCIA中建立溶解动力学与排放数据（如颗粒尺寸、氧化态）的标准化关联机制。
伊奥安娜·潘特利（Ioanna Panteli）|彼得·范特克（Peter Fantke）|迈克尔·Z·豪斯希尔德（Michael Z. Hauschild）|米科拉伊·奥斯维亚尼亚克（Miko?aj Owsianiak）
丹麦技术大学环境与资源工程系定量可持续性评估小组，丹麦林比市，邮编2800
摘要
目前针对金属的生命周期影响评估（LCIA）方法假设金属在水中的完全可分配性，而没有考虑释放出的母体化合物的溶解行为。这可能会高估难溶性金属形式的淡水生态毒性影响。我们提出了一个比较生态毒性影响评估框架，该框架将金属离子随时间的释放情况纳入环境归趋和生物可利用性建模中。该框架结合了：（1）用于环境归趋建模的USEtox模型；（2）用于溶解和液相形态分析的PHREEQC 3软件；以及（3）基于联合国环境规划署GLAM项目全球建议的游离离子活性模型（FIAM）。我们使用该框架对不同化学性质的欧盟七种淡水原型中排放的10纳米至100微米粒径的二价铜氧化物（CuO）和锌氧化物（ZnO）进行了应用研究。对于USEtox默认模型（EU5），CuO和ZnO的评估结果分别为28至2.2×10^5和270至2.5×10^5 PAF·m^3·day/kg。对于粒径超过1微米的CuO和10微米的ZnO，溶解动力学的影响显著，其数值比当前LCIA中未指定Zn(II)和Cu(II)形式的评估结果低一到四个数量级。这些发现强调了在评估金属对淡水系统的毒性影响时考虑溶解动力学的必要性。我们提出了两种实际应用途径，重点在于与当前和未来的生命周期清单建立一致的联系，因为在这些清单中通常不具体指定金属的化学形态。
引言
生命周期评估（LCA）是一种用于量化产品和服务在整个生命周期内潜在环境影响的工具（ISO, 2006）。LCA的生命周期清单（LCI）阶段会量化生命周期中每个过程的资源提取和排放流量（Bj?rn等人，2017）。在生命周期影响评估（LCIA）阶段，这些基本流量通过特定于流量的特征因子（CF）转化为潜在的环境影响（Rosenbaum等人，2017）。
毒性影响特征因子，也称为与毒性相关的比较毒性潜力（CTP），代表了化学排放物对人类和生态系统造成影响的潜力。对于金属排放物而言，淡水生态毒性潜力取决于：（i）金属在环境各组成部分中的分布情况，包括沉积和流入海洋等传输过程（称为环境归趋）；（ii）生活在淡水生态系统中的生物暴露于金属排放物的生物可利用部分的情况（即生态暴露）；以及（iii）金属在淡水生态系统中的潜在生态毒性效应及其对物种的影响和物种损失（Owsianiak等人，2023）。
“清水共识”（Diamond等人，2010）提出了一套改进金属淡水生态毒性评估的建议。这些建议包括：（1）将基于地球化学建模、溶解速率和沉积物相互作用的形态分析纳入CTP计算；（2）使用标准化的水质原型进行CTP估算并推导出通用CTP；（3）确保LCI包含详细的金属排放数据，如释放的物种和粒径。形态分析是金属的一个独特特征，它影响金属的归趋、暴露及其效应，因为金属会根据环境化学条件和排放形式在不同形态之间分布（Tessier & Turner, 1995）。根据这些建议，开发了一个新的框架，通过改进生物可利用性因子的整合并将金属形态分析纳入环境归趋、生物可利用性和效应的计算中，来计算特定淡水原型的金属CTP（Gandhi等人，2010）。后来这种方法被Dong等人（2014）采用，以覆盖更广泛的阳离子金属，并整合到USEtox特征模型中（E. P. Fantke等人，2018；Rosenbaum等人，2008）。最新发布的USEtox版本（2.14）包含了15种阳离子金属离子的淡水生态毒性CF，其中考虑了金属的形态分析和生物可利用性。
目前针对金属的LCIA方法在处理水相中的形态分析（如果相关的话，还包括沉淀作用（Gandhi & Diamond, 2018）时并不完全合适，因为金属的归趋和暴露实际上可能受到释放母体化合物溶解度的控制。在这种背景下，金属被视为“总金属”，完全可分配到溶解相和颗粒相之间（意味着基于平衡的溶解），这代表了一个最坏情况的假设（Dong等人，2014；Gandhi & Diamond, 2018）。然而，实际上大部分金属可能紧密结合或仅缓慢释放，溶解动力学限制了在环境相关时间尺度内从难溶性化合物中释放金属离子的速度。同时，LCI中的金属通常是根据元素含量和氧化态报告的，例如Cu(II)或Zn(II)（也称为“总金属”（Dong等人，2014）），假设它们可以在悬浮颗粒或溶解有机碳以及水相之间分配。因此，不同溶解度和生物可利用性的化学形态没有得到报告，导致对其环境影响的潜在误表示。这些简化可能导致排放清单和特征因子之间的不一致，特别是对于像氧化物和硫化物这样的工业相关金属化合物。
本研究通过提出一个框架来填补这些空白，该框架将具体的排放形式及其粒径引入金属的淡水生态毒性评估中。在LCIA方面，该框架考虑了溶解动力学对金属归趋和生物可利用性的影响，通过考虑母体金属化合物的动力学释放来体现。在LCI方面，该框架提供了与LCIA结果一致的报告金属排放的方法。作为示范，我们将该框架应用于二价铜氧化物和锌氧化物（CuO，ZnO），因为它们的溶解动力学不同，代表了在常见LCI数据库（如SimaPro和LCA for Experts）中偶尔报告的难溶性、具有行业相关性的金属化合物。
方法
首先，我们介绍了USEtox 2.14中实施的当前金属淡水生态毒性评估方法，以及联合国环境规划署-SETAC生命周期倡议在GLAM项目中的最新建议（Frischknecht等人，2016；Jolliet等人，2014）。然后，我们介绍了一种考虑粒径的金属氧化物溶解机制，并展示了它如何影响金属在淡水中的分布。最后，我们展示了数学模型
溶解动力学
图2a显示，文献中报告的铜氧化物和锌氧化物的实验溶解速率常数存在约4个数量级的差异。这种变异性可以通过实验条件的变化来解释，例如化合物的粒径和初始浓度以及水化学性质（如pH值）。图2b基于方程9展示了CuO和ZnO的模拟溶解曲线，并显示了粒径对溶解速率的影响
结论
总之，本研究表明，忽略释放化合物的溶解行为可能会大幅高估难溶性金属氧化物（如CuO和ZnO）的淡水生态毒性影响。化合物的粒径在溶解过程中起着决定性作用，CuO和ZnO的CTP随粒径的变化幅度分别达到了三个和四个数量级。所提出的框架允许计算特定金属物种的淡水生态毒性
作者贡献声明
伊奥安娜·潘特利（Ioanna Panteli）：撰写 – 审稿与编辑，撰写 – 原稿，可视化，软件，方法论，数据整理，概念化。彼得·范特克（Peter Fantke）：撰写 – 审稿与编辑，可视化，监督，概念化。迈克尔·豪斯希尔德（Michael Hauschild）：撰写 – 审稿与编辑，监督，概念化。米科拉伊·奥斯维亚尼亚克（Miko?aj Owsianiak）：撰写 – 审稿与编辑，可视化，监督，资源获取，方法论，概念化
手稿准备过程中生成式AI和AI辅助技术的声明
在准备本作品时，作者使用了GPT-4工具来改进拼写并提高写作效果。使用该工具/服务后，作者根据需要对内容进行了审查和编辑，并对发表文章的内容负全责。
利益冲突声明
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