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奈米技術/奈米顆粒的健康影響

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奈米毒理學：奈米技術的健康影響

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奈米技術的環境影響已成為一個越來越活躍的研究領域。

直到最近，奈米材料對人類健康和環境的潛在負面影響還相當推測性和缺乏依據[1]。

然而，在過去的幾年裡，一些研究表明，接觸特定的奈米材料，例如奈米顆粒，會導致人類和動物出現各種不良影響[2]，[3]，[4]。

這引起了一些人的擔憂，並與過去對小顆粒的負面經歷進行了具體的類比[5]，[6]。

預計某些型別的奈米顆粒是良性的，並且已獲得 FDA 批准，用於製造油漆和防曬乳液等。然而，也有一些危險的奈米級顆粒和化學物質，已知它們會在食物鏈中積累，並且已經為人所知多年。

問題在於，很難將塊狀材料的經驗外推到奈米顆粒，因為它們的化學性質可能大不相同。例如，抗菌銀奈米顆粒溶解在不會溶解塊狀銀的酸中，這表明它們的反應性增強[7]。

表格中概述了一些人類和環境的暴露案例。有關奈米產品的概述，請參閱本書中奈米技術產品部分。

奈米顆粒進入環境的方式（改編自[8]）
產品 示例 潛在釋放和暴露
化妝品 防曬霜中的 IV 吸附 TiO2 或 ZnO2 直接塗抹在皮膚上，然後洗掉。容器的處置
燃料新增劑 歐盟中的氧化鈰新增劑 廢氣排放
油漆和塗料 抗菌銀奈米顆粒塗層和疏水奈米塗層 磨損和清洗會釋放顆粒或成分，例如 Ag+。
服裝 抗菌銀奈米顆粒塗層和疏水奈米塗層 皮膚吸收；磨損和清洗會釋放顆粒或成分，例如 Ag+。
電子產品 碳奈米管被提議用於未來的商業電子產品 處置可能導致排放
玩具和餐具 例如，高爾夫球杆等運動裝備開始使用碳奈米管制成 處置可能導致排放
燃燒過程 超細顆粒是柴油燃燒的結果，許多其他過程會產生大量奈米級顆粒。 隨廢氣排放
土壤再生 奈米顆粒正在被考慮用於土壤再生（見本章後面） 使用地點的高區域性排放和暴露。
奈米顆粒生產 生產通常會產生無法使用的副產品（例如，並非所有奈米管都是單壁的） 如果生產計劃不當，大量奈米顆粒可能會在廢水和廢氣中區域性排放。

同行評審期刊奈米毒理學致力於與奈米結構材料的使用和開發相關的潛在人類和環境暴露、危害和風險的研究。其他期刊也報道了該研究，請參閱本書中的完整奈米期刊列表。

奈米生態毒理學

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為了應對上述擔憂，一個新的研究領域應運而生，稱為“奈米（生態）毒理學”，定義為“處理工程奈米器件和奈米結構對其在生物體中影響的科學”[9]。

在下文中，我們將首先嚐試解釋為什麼有些人擔心奈米材料，尤其是奈米顆粒。這將導致對奈米顆粒在環境和奈米生態毒理學領域已知危害特性的概括性介紹。這包括討論主要的不確定性和知識差距。

人類或生態毒理學

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本章的重點是奈米材料的生態毒理學和環境影響，但會在適當情況下參考人類毒理學研究，或者如果研究提供了與奈米生態毒理學領域相關的新的見解。隨著進一步的研究，將獲得更多關於奈米顆粒人類毒理學的知識。

奈米技術的生產和應用

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目前，全球奈米材料的產量很難估計，主要原因有三個。

  • 首先，什麼是“奈米技術”的定義並不明確。
  • 其次，奈米材料被用於各種各樣的產品和行業，並且
  • 第三，普遍缺乏關於生產什麼、生產多少以及由誰生產的資訊。

2001年，預計未來全球碳基奈米材料的年產量將達到數百噸，但到2003年，僅奈米管的全球產量就估計約為900噸，分佈在16家制造商之間[10]。

日本公司 Frontier Carbon Corp 計劃開始每年生產40噸C60[11]。

據估計，奈米管和纖維的全球年產量為65噸，價值1.44億歐元，預計到2010年將超過30億歐元，年增長率遠超60%[12]。

儘管關於碳基奈米材料生產的資訊很少，但例如量子點、奈米金屬和具有奈米結構表面的材料的年產量完全未知。

奈米技術的發展仍處於起步階段，目前奈米材料的生產和使用很可能不代表未來的使用和生產。已經對未來奈米材料的製造做了一些估計。例如，皇家學會和皇家工程院[6]估計，僅與環境技術相關的奈米材料將從2004年的每年10噸增加到2020年之前的每年1000-10000噸。然而，許多這些估計的基礎通常高度不明確，未來的產量將取決於許多因素，例如

  1. 奈米材料的使用從長遠來看是否真的能帶來預期的益處；
  2. 最終將開發和實施哪些以及多少種不同的應用和產品；
  3. 以及公眾如何看待和接受奈米技術？

話雖如此，人們的期望值卻非常高。據估計，2015年全球奈米相關產品的市場價值將達到1萬億美元，並且有可能在全球範圍內創造700萬個就業崗位[13]，[14]

環境和人類的暴露

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隨著奈米材料產量的增加以及含有奈米材料或基於奈米技術的商品數量的增加，工人、消費者和環境暴露於奈米材料似乎不可避免[15]。

暴露是奈米材料風險評估的關鍵因素，因為它是潛在的毒理學和生態毒理學效應發生的先決條件。如果沒有暴露，就沒有風險。奈米粒子已經應用於各種產品中，暴露可以透過多種途徑發生。

人類暴露途徑包括：

  • 皮膚接觸（例如，使用含有奈米粒子的化妝品）；
  • 吸入（例如，工作場所中的奈米粒子）；
  • 攝入（例如，含有奈米粒子的食品）；
  • 以及注射（例如，基於奈米技術的藥物）。

儘管存在許多不同種類的奈米材料，但人們主要關注的是遊離奈米粒子[6]，[16]。

遊離奈米粒子可以透過直接排放到環境中或透過奈米材料的降解（例如，表面結合的奈米粒子或奈米尺寸的塗層）進入環境。

環境暴露途徑多種多樣。

其中一條途徑是透過廢水系統。目前，可以假設研究實驗室和製造公司是碳基奈米粒子排放到廢水中的主要來源。

對於其他型別的奈米粒子，例如二氧化鈦和銀，化妝品、乳霜和洗滌劑等消費品已經是關鍵來源，並且隨著奈米技術的發展，排放量預計會增加。

然而，隨著這些材料的開發和應用的增加，這種暴露模式預計會發生巨大變化。基於奈米粒子的藥物和藥品的痕跡也可以透過廢水系統排放到環境中。

藥物通常會進行包覆，研究表明，這些包覆層可以透過人體內的代謝或環境中紫外線的作用而降解[17]。這進一步強調了研究奈米粒子一旦釋放到自然界中會改變其特性的各種可能過程的必要性。

另一條進入環境的暴露途徑是廢水溢流，或者如果廢水處理廠存在排放口，而奈米粒子沒有被有效地攔截或降解。

其他環境暴露途徑包括奈米材料或產品的生產、運輸和處置過程中的洩漏[13]。

雖然許多潛在的暴露途徑是不確定的場景，需要進一步確認，但奈米粒子的直接應用，例如用於汙染區域或地下水修復的奈米零價鐵，是一種肯定會導致環境暴露的途徑。儘管藉助遊離奈米粒子進行修復是最有前景的環境奈米技術之一，但也可能是引發最多擔憂的技術之一。英國皇家學會和英國皇家工程院[6]實際上建議，在證明益處大於風險之前，應禁止在環境應用（如修復）中使用遊離奈米粒子。

製造的奈米材料在環境中的存在尚不普遍，但重要的是要記住，過去環境中異源有機化學物質的濃度隨著這些物質的應用而呈比例增加[18]——這意味著，我們找到環境中存在的奈米材料（如奈米粒子）只是時間問題——如果我們有檢測手段的話。

奈米粒子的尺寸以及我們目前缺乏檢測它們的計量方法是與識別和修復相關的巨大潛在問題，無論是在人體內還是在環境中[11]。

一旦環境暴露普遍存在，人類透過環境暴露似乎幾乎不可避免，因為水生和沉積物生物可以從水中吸收奈米粒子，或透過攝入吸附在植被或沉積物上的奈米粒子，從而使奈米粒子沿著食物鏈向上運輸成為可能[19]。

奈米生態毒理學

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儘管奈米技術和奈米材料在過去10-20年中得到了廣泛發展，但直到最近才開始關注製造的奈米材料對人類、動物和環境的潛在毒理學效應[20]。

話雖如此，在開發階段就關注一項技術或材料的潛在負面健康和環境影響，而不是在應用多年後才關注，這是一種新的發展趨勢[21]。

“奈米（生態）毒理學”一詞應多位科學家的要求而產生，現在被視為一個獨立的科學學科，其目的是產生關於奈米材料對人類和環境影響的資料和知識[22]，[23]。

關於奈米材料的毒理學資訊和資料有限，生態毒理學資料則更加有限。一些毒理學研究已在生物系統中使用金屬、金屬氧化物、硒和碳形式的奈米粒子進行[24]，但大多數毒理學研究都是使用碳富勒烯進行的[25]。

僅有少量生態毒理學研究考察了納米粒子對環境相關物種的影響，並且，與毒理學研究一樣，大多數研究都是針對富勒烯進行的。然而，根據歐洲新出現和新識別健康風險科學委員會[26]，可以假設人類毒理學研究中關於細胞水平的結果適用於環境中的生物體，儘管這當然需要進一步驗證。以下將總結和討論對細菌、甲殼類動物、魚類和植物進行的研究的早期發現。

細菌

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奈米粒子對細菌的影響非常重要，因為細菌構成許多生態系統中最低的層次，因此是食物鏈的入口[27]。

Fortner等人研究了C60聚集體對兩種常見土壤細菌大腸桿菌（革蘭氏陰性菌）和枯草芽孢桿菌（革蘭氏陽性菌）的影響[28]，分別在富培養基和最小培養基中，在有氧和無氧條件下進行。在濃度高於0.4 mg/L時，兩種培養物在有氧和無氧及有光和無光條件下生長均完全受到抑制。在富培養基中，濃度高達2.5 mg/L時未觀察到抑制，這可能是由於C60沉澱或被培養基中的蛋白質包裹。表面化學的重要性透過以下觀察結果得到強調：羥基化的C60沒有產生任何反應，這與Sayes等人獲得的結果一致[29]，他們研究了對人皮膚和肝細胞的毒性。C60的抗菌作用還被Oberdorster觀察到[30]，他觀察到，與對照組相比，在含0.5 mg/L的魚缸實驗中，水明顯更清澈。

Lyon等人[31]探討了四種不同的C60製備方法（攪拌的C60、THF-C60、甲苯-C60和PVP-C60）對枯草芽孢桿菌的影響，發現所有四種懸浮液都表現出相對強的抗菌活性，範圍從0.09 ± 0.01 mg/L到0.7 ± 0.3 mg/L，儘管含有較小聚集體的餾分具有更高的抗菌活性，但毒性的增加與表面積的增加不成比例。

銀奈米粒子越來越多地用作抗菌劑[32]

甲殼類動物

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已經對淡水甲殼類動物大型溞進行了一些研究，大型溞是一種重要的生態物種，並且是化學品法規測試中最常用的生物體。

該生物每小時可過濾多達16毫升的水，這意味著與其周圍環境中的大量水接觸。奈米顆粒可以透過過濾被吸收，因此可能導致潛在的毒性影響[33]。

Lovern和Klaper[34]，[35]觀察到在暴露於35 mg/L C60（透過攪拌產生，也稱為“奈米C60”或“nC60”）48小時後出現了一些死亡率，但是沒有達到50%的死亡率，因此無法確定LC50[36]。

當使用透過四氫呋喃（THF）溶劑溶解的nC60時，獲得了相當高的毒性，LC50 = 0.8 mg/L——這可能表明THF的殘留物與C60-聚集體結合或存在於其中，但是目前尚不清楚是否如此。使用超聲處理溶解C60也已被發現會增加毒性[37]，而透過超聲處理溶解的未過濾C60已被發現會導致較低的毒性（LC50 = 8 mg/L）。這歸因於聚集體的形成，導致生物利用度隨不同濃度而變化。除了死亡率外，在暴露的Daphnia magna中還觀察到偏差行為，表現為反覆撞擊玻璃燒杯和在水面附近打圈游泳[38]。在暴露於亞毒性水平的C60和其他C60-衍生物後，跳躍次數、心率和附肢運動發生變化[39]。然而，觀察到透過THF溶解的二氧化鈦（TiO2）在48小時內導致Daphania magna死亡率增加（LC50= 5.5 mg/L），但程度低於富勒烯，而透過超聲處理溶解的未過濾TiO2並沒有導致劑量反應關係的增加，而是導致反應的變化[40]。Lovern和Klaper[41]還進一步研究了THF是否透過比較使用和不使用THF製造的TiO2來導致毒性，發現毒性沒有差異，因此得出結論，THF既不影響TiO2也不影響富勒烯的毒性。

暴露於22.5 mg/L攪拌的nC60的海洋物種Acartia tonsa的實驗發現，96小時後死亡率高達23%，但死亡率與對照組沒有顯著差異25。並且，Hyella azteca暴露於7 mg/L攪拌的nC60中96小時沒有導致任何明顯的毒性作用——即使透過飼料投餵C60也是如此[42]。

只有少數研究調查了納米顆粒對甲殼類動物的長期暴露。觀察到慢性暴露於2.5 mg/L攪拌的nC60的Daphnia magna會導致40%的死亡率，此外還會導致繁殖力降低（後代減少）和盾牌延遲轉移等亞致死效應[43]。

Templeton等人[44]觀察到河口小型底棲橈足類Amphiascus tenuiremis暴露於SWCNT後，平均累積生命週期死亡率為13 ± 4%，而對於0.58、0.97、1.6和10 mg/L，觀察到的平均生命週期死亡率分別為12 ± 3、19 ± 2、21 ± 3和36 ± 11%。

暴露於10 mg/L顯示

  1. 蚤狀幼體階段和累積生命週期的死亡率顯著增加；
  2. 蚤狀幼體到橈足類的發育成功率急劇下降至51%，橈足類到成體的發育成功率下降至89%，蚤狀幼體到成體階段的整體發育成功率下降至34%；
  3. 受精率顯著下降，平均僅為64 ± 13%。

Templeton還觀察到，暴露於1.6 mg/L會導致發育速度顯著加快1天，而暴露於10 mg/L會導致發育速度顯著延遲6天。

魚類

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使用魚類作為測試物種的研究數量有限。在一項被高度引用的研究中，Oberdorster[45]發現，0.5 mg/L C60溶解在THF中會導致大口黑鱸（Mikropterus salmoides）大腦中脂質過氧化增加。發現鰓和肝臟中的脂質過氧化減少，這歸因於修復酶。在任何提到的組織中都沒有觀察到蛋白質氧化，但是肝臟中發生了抗氧化劑谷胱甘肽的釋放，這可能是由於C60引起的氧化應激產生的大量活性氧分子造成的[46]。

對於暴露於1 mg/L THF溶解的C60的Pimephales promelas，在18小時內獲得了100%的死亡率，而1 mg/L C60在水中攪拌96小時沒有導致任何死亡率。然而，在此濃度下觀察到調節脂肪代謝的基因受到抑制。在暴露於1 mg/L攪拌的C60的Oryzia latipes物種中沒有觀察到任何影響，這表明不同物種對C60的敏感性不同[47]，[48]。

Smith等人[49]觀察到幼年虹鱒魚的通氣率、鰓病理（水腫、粘液細胞改變、增生）和粘液分泌呈劑量依賴性增加，並伴隨SWCNT沉澱在鰓粘液上。

Smith等人還觀察到

  • 大腦和鰓中Zn或Cu的劑量依賴性變化，部分歸因於溶劑；
  • 鰓和腸道中Na+K+ATP酶活性顯著增加；
  • TBARS顯著劑量依賴性降低，尤其是在鰓、大腦和肝臟中；
  • 與溶劑對照（15 mg/l SDS）相比，鰓（28%）和肝臟（18%）中總谷胱甘肽水平顯著增加。
  • 最後，他們觀察到攻擊性行為增加；大腦小腦腹側表面可能出現動脈瘤或腫脹，以及肝細胞中出現凋亡小體和細胞核分裂異常的細胞。

最近，Kashiwada[50]29報道觀察到日本青鱂（Oryzias latipes，ST II品系）胚胎暴露於30 mg/L的39.4 nm聚苯乙烯奈米顆粒時，致死率為35.6%，但在暴露和暴露後孵化期間，暴露於1 mg/L時未觀察到死亡率。觀察到致死率與鹽度成正比增加，並且在濃度高5倍的胚胎培養基中出現100%的完全致死。Kashwada還發現，474 nm顆粒對卵的生物利用度最高，並且證實39.4 nm顆粒隨著胚胎髮育轉移到卵黃和膽囊中。在暴露於10 mg/L的39.4 nm奈米顆粒的成年日本青鱂中，在鰓和腸道中發現了高濃度的顆粒，並且假設顆粒穿過鰓和/或腸道的膜並進入迴圈系統。

植物

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據我們所知，只有一項研究對植物毒性進行了研究，結果表明，當鋁奈米顆粒塗覆有菲並蒽時，其毒性會降低，這再次強調了表面處理在奈米顆粒毒性方面的重要性[51]。

關鍵危害特性的識別

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奈米顆粒之所以成為討論和關注的焦點，其主要原因在於其尺寸。

奈米顆粒的尺寸非常小，導致其比表面積相對於質量而言大幅增加，這意味著即使是少量奈米顆粒也擁有很大的表面積，可能發生各種反應。

如果與生物體中的化學或生物成分發生反應導致毒性反應，那麼這種反應在奈米顆粒中會得到增強。這種固有毒性的增強被認為是較小顆粒通常比相同材料的較大顆粒具有更高生物活性及毒性的主要原因[52]。

例如，如果奈米顆粒與蛋白質結合並改變其形狀和活性，從而導致體內一個或多個特定反應的抑制或改變，尺寸就會導致特定的毒性反應[53]。

除了反應性增強外，奈米顆粒的小尺寸還意味著它們更容易被細胞吸收，並且與較大的同類物質相比，它們在生物體中吸收和分佈的速度更快[54]，[55]。

由於物理和化學表面特性，所有奈米顆粒在透過特定途徑進入生物體後，預計都會吸附到更大的分子上[56]。

一些奈米顆粒，例如富勒烯衍生物，由於其能夠在人體內快速吸收和分佈，甚至能夠到達通常難以到達的區域（例如腦組織），因此被專門開發用於藥理學應用[57]。然而，快速吸收和分佈也可能被解讀為潛在毒性的警告，但這並非總是如此[58]。一些奈米顆粒被開發出來是為了具有毒性，例如用於殺死細菌或癌細胞[59]，在這種情況下，毒性可能會無意中對人類或環境造成不利影響。

由於知識和研究的缺乏，奈米顆粒的毒性通常基於超細顆粒（UFPs）、石棉和石英進行討論，這些顆粒由於其尺寸在理論上可能屬於奈米技術的定義[60]，[61]。

還可以根據化學成分來估計奈米顆粒的毒性，例如在美國，大多數奈米材料的安全資料表都報告了與本體材料相關的特性和注意事項[62]。

這種方法假設毒性是由化學成分或尺寸決定的。然而，許多科學專家一致認為，奈米顆粒的毒性不能也不應該僅僅根據本體材料的毒性來預測[63]，[64]。

比表面積質量比的增加意味著奈米顆粒可能比較大顆粒具有更高的單位質量毒性（假設我們討論的是本體材料而不是懸浮液），這意味著對於相同材料，奈米顆粒的劑量反應關係與較大顆粒的劑量反應關係將不同。這在毒理學和生態毒理學實驗中尤其成問題，因為傳統毒理學將效應與給定物質的質量相關聯[65]，[66]。

對齧齒動物的吸入研究發現，與相同量的較大細顆粒相比，二氧化鈦的超細顆粒會導致齧齒動物肺部損傷更大。然而，如果劑量以表面積而不是質量來估計，則超細顆粒和細顆粒會導致相同的反應[67]。

這表明，在比較具有相同化學成分的不同尺寸的奈米顆粒時，表面積可能是比濃度更好的毒性估計引數5。除了表面積外，顆粒數量也被指出是應代替濃度使用的關鍵引數[68]。

雖然在實驗室環境中比較相同物質的超細顆粒、細顆粒甚至奈米顆粒可能具有相關性，但人為來源（如烹飪、燃燒、燃木爐等）產生的超細顆粒與奈米顆粒的毒性之間是否存在普遍的類比關係尚存疑問，因為與通常由特定均質顆粒組成的奈米顆粒相比，超細顆粒的化學成分和結構非常異質[69]。

從化學角度來看，奈米顆粒可以由過渡金屬、金屬氧化物、碳結構以及原則上任何其他材料組成，因此毒性必然會因材料而異，這使得無法僅根據尺寸對奈米顆粒進行毒性分類[70]。

最後，奈米顆粒的結構已被證明對奈米顆粒的毒性有深遠的影響。一項比較不同型別碳基奈米材料細胞毒性的研究得出結論，單壁碳奈米管比多壁碳奈米管毒性更大，而後者又比C60毒性更大[71]。

危害識別

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為了完成奈米材料的危害識別，理想情況下需要以下資訊：

  • 生態毒理學研究
  • 毒性效應資料
  • 理化性質資訊
    • 溶解度
    • 吸附
  • 生物降解性
  • 積累
  • 並且所有這些都可能取決於奈米顆粒的具體尺寸和詳細組成。

除了通常在與化學物質相關的研究中考慮的理化性質外，奈米材料的理化性質還取決於許多其他因素，例如尺寸、結構、形狀和表面積。科學家們對哪些因素很重要存在不同意見，關鍵特性的識別是我們當前知識的一個關鍵差距[72]，[73]，[74]。

毫無疑問，在進行化學物質危害識別時通常需要的理化性質並不能代表奈米材料，但目前還沒有替代方法。在以下內容中，將討論關於確定奈米顆粒在環境中的歸宿和分佈的關鍵問題，但重點將主要放在富勒烯，例如C60。

溶解度

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水溶性是估計某種物質環境效應的關鍵因素，因為效應、轉化和分佈過程（例如生物累積）通常是透過與水的接觸發生的。

可以透過物質的結構和反應基團來估計其溶解度。例如，富勒烯由碳原子組成，這使得它成為一個非常疏水的分子，不容易溶解在水中。

Fortner 等人[75]估計單個C60在水等極性溶劑中的溶解度為 10-9 mg/L。當C60與水接觸時，會形成尺寸在 5-500 nm 範圍內的聚集體，溶解度可高達 100 mg/L，比估計的分子溶解度高 11 個數量級。然而，這隻能透過長達兩個月的快速和長時間攪拌來實現。C60的聚集體可以在 3.75 到 10.25 的 pH 值範圍內形成，因此也可以在與環境相關的 pH 值範圍內形成[75]。

如前所述，溶解度受C60聚集體形成的影響，這可能導致毒性的變化[75]。

聚集體形成反應性自由基，可能對細胞膜造成損害，而透過塗層防止聚集的遊離C60不會形成自由基[76]。Gharbi 等人[77]指出，C60分子中雙鍵的可及性是其與其他生物分子相互作用的重要前提條件。

C60（富勒烯）在鹽水中溶解度較低，根據朱等人的研究[78]，在35‰的海水中僅能溶解22.5 mg/L。Fortner等人[79]發現，在離子強度高於0.1 I的鹽水和地下水中，富勒烯會形成聚集體並沉澱出來，但在地表水和地下水中，由於離子強度通常低於0.5 I，聚集體則較為穩定。

透過化學修飾C60分子，例如引入羥基等極性官能團[80]，可以將C60的溶解度提高到約13,000-100,000 mg/L。此外，超聲處理或使用非極性溶劑也可以提高其溶解度。

C60在水性體系中既不表現為分子，也不表現為膠體，而是兩者混合的狀態[81]，[82]。

單個C60的化學性質，例如辛醇-水分配係數的對數值（log Kow）和溶解度，不適用於估算C60聚集體的行為。相反，尺寸和表面化學性質等特性應作為關鍵引數[83]18。

奈米材料的數量和奈米粒子的數量差異很大，奈米粒子的溶解度也存在很大差異。例如，據報道碳奈米管在水中完全不溶[84]。需要強調的是，在進行和解讀環境和毒理學測試時，所使用的溶解奈米粒子的方法至關重要。

蒸發

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目前文獻中尚未報道C60從水性懸浮液中蒸發的相關資訊，蒸汽壓和亨利常數也是如此，因此目前無法估算其蒸發情況。富勒烯不被認為會蒸發——無論是從水性懸浮液還是溶劑中蒸發——因為使用溶劑懸浮C60，在溶劑蒸發後，C60仍然存在[85]，[86]。

吸附

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根據Oberdorster等人的研究[87]，與質量相比，奈米粒子具有巨大的表面積，因此傾向於吸附到沉積物和土壤顆粒上，從而變得不移動。此外，尺寸本身也會導致奈米粒子的遷移主要受擴散而不是範德華力和倫敦力的支配，這增加了奈米粒子向表面的遷移，但並非每次與表面碰撞都會導致吸附[88]。

對於C60和碳奈米管，其化學結構還會導致其強烈吸附到有機物上，從而導致其遷移能力較差，因為這些物質都是由碳組成的。然而，Lecoanet等人的一項研究[89]45發現，C60和碳奈米管都能夠像沙質地下水含水層一樣穿過多孔介質，並且與單壁碳奈米管、富勒醇和表面改性的C60相比，C60的遷移速度通常較低。該研究還表明，在進入環境之前或之後對C60進行改性會極大地影響其遷移能力。例如，與天然存在的酶[90]、電解質或腐殖酸的反應可以結合到其表面，從而提高其遷移能力[91]，同樣，紫外線或微生物降解也可能導致C60發生改性，從而提高其遷移能力[92]45。

降解性

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大多數奈米材料可能具有惰性[93]，這可能是由於奈米材料和產品的應用，這些產品通常是為了耐用和耐磨而製造的。然而，迄今為止的研究表明，富勒烯可能是生物可降解的，而碳奈米管則被認為是生物不可降解的[94]，[95]。根據富勒烯的結構，它僅由碳組成，因此微生物可能將碳用作能量來源，例如其他碳質物質的情況。

富勒烯已被發現會抑制常見土壤和水生細菌的生長[96]，[97]，這表明毒性可能會阻礙降解。然而，也可能存在其他型別的微生物可以進行生物降解，或者微生物在長期接觸後會適應富勒烯。此外，C60可以被紫外線和O降解[98]。溶解在己烷中的C60經紫外線照射後，其富勒烯結構會部分或完全分解，具體取決於濃度[99]。

生物累積

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碳基奈米粒子是親脂性的，這意味著它們可以與各種細胞膜發生反應並穿透它們[100]。溶解度低的奈米材料（如C60）可能在生物體中積累[101]，但據我們所知，尚未進行任何研究來調查其在環境中的積累情況。對大鼠進行的C60生物動力學研究表明，其排洩量非常少，這表明其在生物體中會積累[102]。Fortner等人[103]估計，奈米粒子很可能透過以沉積物為食的生物體向上遷移到食物鏈中，美國萊斯大學進行的未發表研究證實了這一點[104]。細菌的攝取是許多生態系統基礎，也被認為是進入整個食物鏈的潛在途徑[105]。

表面化學和塗層

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除了奈米粒子的物理和化學組成外，還必須考慮任何給定奈米粒子的塗層或改性[106]。

Sayes等人的一項研究[107]發現，不同種類的C60衍生物的細胞毒性相差七個數量級，並且毒性隨著附著在表面的羥基和羰基數量的增加而降低。根據Gharbi等人的說法[108]，這與之前的研究相矛盾，Bottini等人的研究支援了這一點[109]，他們發現與原始碳奈米管相比，氧化碳奈米管在免疫細胞中的毒性增加。

給定奈米粒子表面的化學組成會影響粒子的生物利用度和表面電荷，這兩者都是毒理學和生態毒理學的重要因素。懷疑C60表面上的負電荷能夠解釋這些粒子誘導細胞氧化應激的能力[110]。

化學組成還會影響諸如親脂性等特性，這與細胞膜的吸收以及在生物體中向組織和器官的分佈和運輸有關5。此外，可以設計塗層使其被運輸到特定的器官或細胞，這對毒性具有重要意義[111]。

然而，尚不清楚奈米粒子，尤其是在人體內和/或環境中，塗層持續多長時間，因為例如如果它們進入環境，表面可能會受到光的影響。實驗表明，非毒性塗層奈米粒子在暴露於紫外線或空氣中的氧氣30分鐘後，變得具有很強的細胞毒性[112]。

環境中的相互作用

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奈米粒子可用於增強其他化學物質的生物利用度，使其易於降解，或將有害物質運輸到脆弱的生態系統[113]。

除了奈米粒子本身的毒性外，目前尚不清楚奈米粒子是否會增加環境中或人體中其他異生物質或其他物質的生物利用度或毒性。諸如C60之類的奈米粒子在醫學中具有許多潛在用途，例如由於其能夠將藥物輸送到通常難以到達的身體部位。然而，這種特性也正是可能導致不良毒性作用的原因[114]。此外，正在進行有關使用奈米粒子擴散環境中已存在的汙染物的研究。這是為了提高微生物降解的生物利用度[115]54，但它也可能導致植物和動物對汙染物的吸收和毒性增加，但據我們所知，沒有科學資訊支援這一點[116]，[117]。

結論

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現在確定奈米材料或奈米粒子是否有害還為時過早，但是最近觀察到的影響使許多公共和政府機構意識到

  1. 缺乏關於奈米粒子特性的知識
  2. 迫切需要系統地評估奈米技術的潛在不利影響

[118], [119].

此外，需要一些指導，說明為了鼓勵“綠色奈米技術”和其他未來創新技術的發展，同時最大程度地減少以對人類健康和/或環境產生不利影響的形式出現意外負面影響，需要採取哪些預防措施。

重要的是要理解，存在許多不同的奈米材料，並且它們帶來的風險將根據其特性而有很大差異。目前，無法確定哪些特性或特性的組合使某些奈米材料有害，哪些使其無害，並且適當地將取決於所討論的奈米材料。這使得對奈米材料進行風險評估和生命週期評估變得極其困難，因為理論上，您必須對每種特定型別的奈米材料進行風險評估——這是一項艱鉅的任務！


本頁貢獻者

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此材料基於以下人員的筆記：

  • Steffen Foss Hansen、Rikke Friis Rasmussen、Sara Nørgaard Sørensen、Anders Baun。丹麥技術大學環境與資源研究所，113號樓，NanoDTU環境
  • Stig Irving Olsen，丹麥技術大學制造工程與管理研究所，424號樓，NanoDTU環境
  • Kristian Mølhave，DTU微奈米技術系 - www.mic.dtu.dk

參考文獻

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另請參閱有關如何新增參考文獻的本書編輯說明奈米技術/關於#如何貢獻。

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檢索自"https://wikibook.tw/wiki/Nanotechnology/Health_effects_of_nanoparticles"
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