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纳米技术/纳米颗粒的健康影响

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纳米毒理学：纳米技术的健康影响

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纳米技术的环境影响已成为一个越来越活跃的研究领域。

直到最近，纳米材料对人类健康和环境的潜在负面影响还相当推测性和缺乏依据[1]。

然而，在过去的几年里，一些研究表明，接触特定的纳米材料，例如纳米颗粒，会导致人类和动物出现各种不良影响[2]，[3]，[4]。

这引起了一些人的担忧，并与过去对小颗粒的负面经历进行了具体的类比[5]，[6]。

预计某些类型的纳米颗粒是良性的，并且已获得 FDA 批准，用于制造油漆和防晒乳液等。然而，也有一些危险的纳米级颗粒和化学物质，已知它们会在食物链中积累，并且已经为人所知多年。

问题在于，很难将块状材料的经验外推到纳米颗粒，因为它们的化学性质可能大不相同。例如，抗菌银纳米颗粒溶解在不会溶解块状银的酸中，这表明它们的反应性增强[7]。

表格中概述了一些人类和环境的暴露案例。有关纳米产品的概述，请参阅本书中纳米技术产品部分。

纳米颗粒进入环境的方式（改编自[8]）
产品 示例 潜在释放和暴露
化妆品 防晒霜中的 IV 吸附 TiO2 或 ZnO2 直接涂抹在皮肤上，然后洗掉。容器的处置
燃料添加剂 欧盟中的氧化铈添加剂 废气排放
油漆和涂料 抗菌银纳米颗粒涂层和疏水纳米涂层 磨损和清洗会释放颗粒或成分，例如 Ag+。
服装 抗菌银纳米颗粒涂层和疏水纳米涂层 皮肤吸收；磨损和清洗会释放颗粒或成分，例如 Ag+。
电子产品 碳纳米管被提议用于未来的商业电子产品 处置可能导致排放
玩具和餐具 例如，高尔夫球杆等运动装备开始使用碳纳米管制成 处置可能导致排放
燃烧过程 超细颗粒是柴油燃烧的结果，许多其他过程会产生大量纳米级颗粒。 随废气排放
土壤再生 纳米颗粒正在被考虑用于土壤再生（见本章后面） 使用地点的高局部排放和暴露。
纳米颗粒生产 生产通常会产生无法使用的副产品（例如，并非所有纳米管都是单壁的） 如果生产计划不当，大量纳米颗粒可能会在废水和废气中局部排放。

同行评审期刊纳米毒理学致力于与纳米结构材料的使用和开发相关的潜在人类和环境暴露、危害和风险的研究。其他期刊也报道了该研究，请参阅本书中的完整纳米期刊列表。

纳米生态毒理学

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为了应对上述担忧，一个新的研究领域应运而生，称为“纳米（生态）毒理学”，定义为“处理工程纳米器件和纳米结构对其在生物体中影响的科学”[9]。

在下文中，我们将首先尝试解释为什么有些人担心纳米材料，尤其是纳米颗粒。这将导致对纳米颗粒在环境和纳米生态毒理学领域已知危害特性的概括性介绍。这包括讨论主要的不确定性和知识差距。

人类或生态毒理学

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本章的重点是纳米材料的生态毒理学和环境影响，但会在适当情况下参考人类毒理学研究，或者如果研究提供了与纳米生态毒理学领域相关的新的见解。随着进一步的研究，将获得更多关于纳米颗粒人类毒理学的知识。

纳米技术的生产和应用

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目前，全球纳米材料的产量很难估计，主要原因有三个。

  • 首先，什么是“纳米技术”的定义并不明确。
  • 其次，纳米材料被用于各种各样的产品和行业，并且
  • 第三，普遍缺乏关于生产什么、生产多少以及由谁生产的信息。

2001年，预计未来全球碳基纳米材料的年产量将达到数百吨，但到2003年，仅纳米管的全球产量就估计约为900吨，分布在16家制造商之间[10]。

日本公司 Frontier Carbon Corp 计划开始每年生产40吨C60[11]。

据估计，纳米管和纤维的全球年产量为65吨，价值1.44亿欧元，预计到2010年将超过30亿欧元，年增长率远超60%[12]。

尽管关于碳基纳米材料生产的信息很少，但例如量子点、纳米金属和具有纳米结构表面的材料的年产量完全未知。

纳米技术的发展仍处于起步阶段，目前纳米材料的生产和使用很可能不代表未来的使用和生产。已经对未来纳米材料的制造做了一些估计。例如，皇家学会和皇家工程院[6]估计，仅与环境技术相关的纳米材料将从2004年的每年10吨增加到2020年之前的每年1000-10000吨。然而，许多这些估计的基础通常高度不明确，未来的产量将取决于许多因素，例如

  1. 纳米材料的使用从长远来看是否真的能带来预期的益处；
  2. 最终将开发和实施哪些以及多少种不同的应用和产品；
  3. 以及公众如何看待和接受纳米技术？

话虽如此，人们的期望值却非常高。据估计，2015年全球纳米相关产品的市场价值将达到1万亿美元，并且有可能在全球范围内创造700万个就业岗位[13]，[14]

环境和人类的暴露

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随着纳米材料产量的增加以及含有纳米材料或基于纳米技术的商品数量的增加，工人、消费者和环境暴露于纳米材料似乎不可避免[15]。

暴露是纳米材料风险评估的关键因素，因为它是潜在的毒理学和生态毒理学效应发生的先决条件。如果没有暴露，就没有风险。纳米粒子已经应用于各种产品中，暴露可以通过多种途径发生。

人类暴露途径包括：

  • 皮肤接触（例如，使用含有纳米粒子的化妆品）；
  • 吸入（例如，工作场所中的纳米粒子）；
  • 摄入（例如，含有纳米粒子的食品）；
  • 以及注射（例如，基于纳米技术的药物）。

尽管存在许多不同种类的纳米材料，但人们主要关注的是游离纳米粒子[6]，[16]。

游离纳米粒子可以通过直接排放到环境中或通过纳米材料的降解（例如，表面结合的纳米粒子或纳米尺寸的涂层）进入环境。

环境暴露途径多种多样。

其中一条途径是通过废水系统。目前，可以假设研究实验室和制造公司是碳基纳米粒子排放到废水中的主要来源。

对于其他类型的纳米粒子，例如二氧化钛和银，化妆品、乳霜和洗涤剂等消费品已经是关键来源，并且随着纳米技术的发展，排放量预计会增加。

然而，随着这些材料的开发和应用的增加，这种暴露模式预计会发生巨大变化。基于纳米粒子的药物和药品的痕迹也可以通过废水系统排放到环境中。

药物通常会进行包覆，研究表明，这些包覆层可以通过人体内的代谢或环境中紫外线的作用而降解[17]。这进一步强调了研究纳米粒子一旦释放到自然界中会改变其特性的各种可能过程的必要性。

另一条进入环境的暴露途径是废水溢流，或者如果废水处理厂存在排放口，而纳米粒子没有被有效地拦截或降解。

其他环境暴露途径包括纳米材料或产品的生产、运输和处置过程中的泄漏[13]。

虽然许多潜在的暴露途径是不确定的场景，需要进一步确认，但纳米粒子的直接应用，例如用于污染区域或地下水修复的纳米零价铁，是一种肯定会导致环境暴露的途径。尽管借助游离纳米粒子进行修复是最有前景的环境纳米技术之一，但也可能是引发最多担忧的技术之一。英国皇家学会和英国皇家工程院[6]实际上建议，在证明益处大于风险之前，应禁止在环境应用（如修复）中使用游离纳米粒子。

制造的纳米材料在环境中的存在尚不普遍，但重要的是要记住，过去环境中异源有机化学物质的浓度随着这些物质的应用而呈比例增加[18]——这意味着，我们找到环境中存在的纳米材料（如纳米粒子）只是时间问题——如果我们有检测手段的话。

纳米粒子的尺寸以及我们目前缺乏检测它们的计量方法是与识别和修复相关的巨大潜在问题，无论是在人体内还是在环境中[11]。

一旦环境暴露普遍存在，人类通过环境暴露似乎几乎不可避免，因为水生和沉积物生物可以从水中吸收纳米粒子，或通过摄入吸附在植被或沉积物上的纳米粒子，从而使纳米粒子沿着食物链向上运输成为可能[19]。

纳米生态毒理学

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尽管纳米技术和纳米材料在过去10-20年中得到了广泛发展，但直到最近才开始关注制造的纳米材料对人类、动物和环境的潜在毒理学效应[20]。

话虽如此，在开发阶段就关注一项技术或材料的潜在负面健康和环境影响，而不是在应用多年后才关注，这是一种新的发展趋势[21]。

“纳米（生态）毒理学”一词应多位科学家的要求而产生，现在被视为一个独立的科学学科，其目的是产生关于纳米材料对人类和环境影响的数据和知识[22]，[23]。

关于纳米材料的毒理学信息和数据有限，生态毒理学数据则更加有限。一些毒理学研究已在生物系统中使用金属、金属氧化物、硒和碳形式的纳米粒子进行[24]，但大多数毒理学研究都是使用碳富勒烯进行的[25]。

仅有少量生态毒理学研究考察了纳米粒子对环境相关物种的影响，并且，与毒理学研究一样，大多数研究都是针对富勒烯进行的。然而，根据欧洲新出现和新识别健康风险科学委员会[26]，可以假设人类毒理学研究中关于细胞水平的结果适用于环境中的生物体，尽管这当然需要进一步验证。以下将总结和讨论对细菌、甲壳类动物、鱼类和植物进行的研究的早期发现。

细菌

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纳米粒子对细菌的影响非常重要，因为细菌构成许多生态系统中最低的层次，因此是食物链的入口[27]。

Fortner等人研究了C60聚集体对两种常见土壤细菌大肠杆菌（革兰氏阴性菌）和枯草芽孢杆菌（革兰氏阳性菌）的影响[28]，分别在富培养基和最小培养基中，在有氧和无氧条件下进行。在浓度高于0.4 mg/L时，两种培养物在有氧和无氧及有光和无光条件下生长均完全受到抑制。在富培养基中，浓度高达2.5 mg/L时未观察到抑制，这可能是由于C60沉淀或被培养基中的蛋白质包裹。表面化学的重要性通过以下观察结果得到强调：羟基化的C60没有产生任何反应，这与Sayes等人获得的结果一致[29]，他们研究了对人皮肤和肝细胞的毒性。C60的抗菌作用还被Oberdorster观察到[30]，他观察到，与对照组相比，在含0.5 mg/L的鱼缸实验中，水明显更清澈。

Lyon等人[31]探讨了四种不同的C60制备方法（搅拌的C60、THF-C60、甲苯-C60和PVP-C60）对枯草芽孢杆菌的影响，发现所有四种悬浮液都表现出相对强的抗菌活性，范围从0.09 ± 0.01 mg/L到0.7 ± 0.3 mg/L，尽管含有较小聚集体的馏分具有更高的抗菌活性，但毒性的增加与表面积的增加不成比例。

银纳米粒子越来越多地用作抗菌剂[32]

甲壳类动物

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已经对淡水甲壳类动物大型溞进行了一些研究，大型溞是一种重要的生态物种，并且是化学品法规测试中最常用的生物体。

该生物每小时可过滤多达16毫升的水，这意味着与其周围环境中的大量水接触。纳米颗粒可以通过过滤被吸收，因此可能导致潜在的毒性影响[33]。

Lovern和Klaper[34]，[35]观察到在暴露于35 mg/L C60（通过搅拌产生，也称为“纳米C60”或“nC60”）48小时后出现了一些死亡率，但是没有达到50%的死亡率，因此无法确定LC50[36]。

当使用通过四氢呋喃（THF）溶剂溶解的nC60时，获得了相当高的毒性，LC50 = 0.8 mg/L——这可能表明THF的残留物与C60-聚集体结合或存在于其中，但是目前尚不清楚是否如此。使用超声处理溶解C60也已被发现会增加毒性[37]，而通过超声处理溶解的未过滤C60已被发现会导致较低的毒性（LC50 = 8 mg/L）。这归因于聚集体的形成，导致生物利用度随不同浓度而变化。除了死亡率外，在暴露的Daphnia magna中还观察到偏差行为，表现为反复撞击玻璃烧杯和在水面附近打圈游泳[38]。在暴露于亚毒性水平的C60和其他C60-衍生物后，跳跃次数、心率和附肢运动发生变化[39]。然而，观察到通过THF溶解的二氧化钛（TiO2）在48小时内导致Daphania magna死亡率增加（LC50= 5.5 mg/L），但程度低于富勒烯，而通过超声处理溶解的未过滤TiO2并没有导致剂量反应关系的增加，而是导致反应的变化[40]。Lovern和Klaper[41]还进一步研究了THF是否通过比较使用和不使用THF制造的TiO2来导致毒性，发现毒性没有差异，因此得出结论，THF既不影响TiO2也不影响富勒烯的毒性。

暴露于22.5 mg/L搅拌的nC60的海洋物种Acartia tonsa的实验发现，96小时后死亡率高达23%，但死亡率与对照组没有显着差异25。并且，Hyella azteca暴露于7 mg/L搅拌的nC60中96小时没有导致任何明显的毒性作用——即使通过饲料投喂C60也是如此[42]。

只有少数研究调查了纳米颗粒对甲壳类动物的长期暴露。观察到慢性暴露于2.5 mg/L搅拌的nC60的Daphnia magna会导致40%的死亡率，此外还会导致繁殖力降低（后代减少）和盾牌延迟转移等亚致死效应[43]。

Templeton等人[44]观察到河口小型底栖桡足类Amphiascus tenuiremis暴露于SWCNT后，平均累积生命周期死亡率为13 ± 4%，而对于0.58、0.97、1.6和10 mg/L，观察到的平均生命周期死亡率分别为12 ± 3、19 ± 2、21 ± 3和36 ± 11%。

暴露于10 mg/L显示

  1. 蚤状幼体阶段和累积生命周期的死亡率显着增加；
  2. 蚤状幼体到桡足类的发育成功率急剧下降至51%，桡足类到成体的发育成功率下降至89%，蚤状幼体到成体阶段的整体发育成功率下降至34%；
  3. 受精率显着下降，平均仅为64 ± 13%。

Templeton还观察到，暴露于1.6 mg/L会导致发育速度显着加快1天，而暴露于10 mg/L会导致发育速度显着延迟6天。

鱼类

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使用鱼类作为测试物种的研究数量有限。在一项被高度引用的研究中，Oberdorster[45]发现，0.5 mg/L C60溶解在THF中会导致大口黑鲈（Mikropterus salmoides）大脑中脂质过氧化增加。发现鳃和肝脏中的脂质过氧化减少，这归因于修复酶。在任何提到的组织中都没有观察到蛋白质氧化，但是肝脏中发生了抗氧化剂谷胱甘肽的释放，这可能是由于C60引起的氧化应激产生的大量活性氧分子造成的[46]。

对于暴露于1 mg/L THF溶解的C60的Pimephales promelas，在18小时内获得了100%的死亡率，而1 mg/L C60在水中搅拌96小时没有导致任何死亡率。然而，在此浓度下观察到调节脂肪代谢的基因受到抑制。在暴露于1 mg/L搅拌的C60的Oryzia latipes物种中没有观察到任何影响，这表明不同物种对C60的敏感性不同[47]，[48]。

Smith等人[49]观察到幼年虹鳟鱼的通气率、鳃病理（水肿、粘液细胞改变、增生）和粘液分泌呈剂量依赖性增加，并伴随SWCNT沉淀在鳃粘液上。

Smith等人还观察到

  • 大脑和鳃中Zn或Cu的剂量依赖性变化，部分归因于溶剂；
  • 鳃和肠道中Na+K+ATP酶活性显着增加；
  • TBARS显着剂量依赖性降低，尤其是在鳃、大脑和肝脏中；
  • 与溶剂对照（15 mg/l SDS）相比，鳃（28%）和肝脏（18%）中总谷胱甘肽水平显着增加。
  • 最后，他们观察到攻击性行为增加；大脑小脑腹侧表面可能出现动脉瘤或肿胀，以及肝细胞中出现凋亡小体和细胞核分裂异常的细胞。

最近，Kashiwada[50]29报道观察到日本青鳉（Oryzias latipes，ST II品系）胚胎暴露于30 mg/L的39.4 nm聚苯乙烯纳米颗粒时，致死率为35.6%，但在暴露和暴露后孵化期间，暴露于1 mg/L时未观察到死亡率。观察到致死率与盐度成正比增加，并且在浓度高5倍的胚胎培养基中出现100%的完全致死。Kashwada还发现，474 nm颗粒对卵的生物利用度最高，并且证实39.4 nm颗粒随着胚胎发育转移到卵黄和胆囊中。在暴露于10 mg/L的39.4 nm纳米颗粒的成年日本青鳉中，在鳃和肠道中发现了高浓度的颗粒，并且假设颗粒穿过鳃和/或肠道的膜并进入循环系统。

植物

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据我们所知，只有一项研究对植物毒性进行了研究，结果表明，当铝纳米颗粒涂覆有菲并蒽时，其毒性会降低，这再次强调了表面处理在纳米颗粒毒性方面的重要性[51]。

关键危害特性的识别

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纳米颗粒之所以成为讨论和关注的焦点，其主要原因在于其尺寸。

纳米颗粒的尺寸非常小，导致其比表面积相对于质量而言大幅增加，这意味着即使是少量纳米颗粒也拥有很大的表面积，可能发生各种反应。

如果与生物体中的化学或生物成分发生反应导致毒性反应，那么这种反应在纳米颗粒中会得到增强。这种固有毒性的增强被认为是较小颗粒通常比相同材料的较大颗粒具有更高生物活性及毒性的主要原因[52]。

例如，如果纳米颗粒与蛋白质结合并改变其形状和活性，从而导致体内一个或多个特定反应的抑制或改变，尺寸就会导致特定的毒性反应[53]。

除了反应性增强外，纳米颗粒的小尺寸还意味着它们更容易被细胞吸收，并且与较大的同类物质相比，它们在生物体中吸收和分布的速度更快[54]，[55]。

由于物理和化学表面特性，所有纳米颗粒在通过特定途径进入生物体后，预计都会吸附到更大的分子上[56]。

一些纳米颗粒，例如富勒烯衍生物，由于其能够在人体内快速吸收和分布，甚至能够到达通常难以到达的区域（例如脑组织），因此被专门开发用于药理学应用[57]。然而，快速吸收和分布也可能被解读为潜在毒性的警告，但这并非总是如此[58]。一些纳米颗粒被开发出来是为了具有毒性，例如用于杀死细菌或癌细胞[59]，在这种情况下，毒性可能会无意中对人类或环境造成不利影响。

由于知识和研究的缺乏，纳米颗粒的毒性通常基于超细颗粒（UFPs）、石棉和石英进行讨论，这些颗粒由于其尺寸在理论上可能属于纳米技术的定义[60]，[61]。

还可以根据化学成分来估计纳米颗粒的毒性，例如在美国，大多数纳米材料的安全数据表都报告了与本体材料相关的特性和注意事项[62]。

这种方法假设毒性是由化学成分或尺寸决定的。然而，许多科学专家一致认为，纳米颗粒的毒性不能也不应该仅仅根据本体材料的毒性来预测[63]，[64]。

比表面积质量比的增加意味着纳米颗粒可能比较大颗粒具有更高的单位质量毒性（假设我们讨论的是本体材料而不是悬浮液），这意味着对于相同材料，纳米颗粒的剂量反应关系与较大颗粒的剂量反应关系将不同。这在毒理学和生态毒理学实验中尤其成问题，因为传统毒理学将效应与给定物质的质量相关联[65]，[66]。

对啮齿动物的吸入研究发现，与相同量的较大细颗粒相比，二氧化钛的超细颗粒会导致啮齿动物肺部损伤更大。然而，如果剂量以表面积而不是质量来估计，则超细颗粒和细颗粒会导致相同的反应[67]。

这表明，在比较具有相同化学成分的不同尺寸的纳米颗粒时，表面积可能是比浓度更好的毒性估计参数5。除了表面积外，颗粒数量也被指出是应代替浓度使用的关键参数[68]。

虽然在实验室环境中比较相同物质的超细颗粒、细颗粒甚至纳米颗粒可能具有相关性，但人为来源（如烹饪、燃烧、燃木炉等）产生的超细颗粒与纳米颗粒的毒性之间是否存在普遍的类比关系尚存疑问，因为与通常由特定均质颗粒组成的纳米颗粒相比，超细颗粒的化学成分和结构非常异质[69]。

从化学角度来看，纳米颗粒可以由过渡金属、金属氧化物、碳结构以及原则上任何其他材料组成，因此毒性必然会因材料而异，这使得无法仅根据尺寸对纳米颗粒进行毒性分类[70]。

最后，纳米颗粒的结构已被证明对纳米颗粒的毒性有深远的影响。一项比较不同类型碳基纳米材料细胞毒性的研究得出结论，单壁碳纳米管比多壁碳纳米管毒性更大，而后者又比C60毒性更大[71]。

危害识别

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为了完成纳米材料的危害识别，理想情况下需要以下信息：

  • 生态毒理学研究
  • 毒性效应数据
  • 理化性质信息
    • 溶解度
    • 吸附
  • 生物降解性
  • 积累
  • 并且所有这些都可能取决于纳米颗粒的具体尺寸和详细组成。

除了通常在与化学物质相关的研究中考虑的理化性质外，纳米材料的理化性质还取决于许多其他因素，例如尺寸、结构、形状和表面积。科学家们对哪些因素很重要存在不同意见，关键特性的识别是我们当前知识的一个关键差距[72]，[73]，[74]。

毫无疑问，在进行化学物质危害识别时通常需要的理化性质并不能代表纳米材料，但目前还没有替代方法。在以下内容中，将讨论关于确定纳米颗粒在环境中的归宿和分布的关键问题，但重点将主要放在富勒烯，例如C60。

溶解度

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水溶性是估计某种物质环境效应的关键因素，因为效应、转化和分布过程（例如生物累积）通常是通过与水的接触发生的。

可以通过物质的结构和反应基团来估计其溶解度。例如，富勒烯由碳原子组成，这使得它成为一个非常疏水的分子，不容易溶解在水中。

Fortner 等人[75]估计单个C60在水等极性溶剂中的溶解度为 10-9 mg/L。当C60与水接触时，会形成尺寸在 5-500 nm 范围内的聚集体，溶解度可高达 100 mg/L，比估计的分子溶解度高 11 个数量级。然而，这只能通过长达两个月的快速和长时间搅拌来实现。C60的聚集体可以在 3.75 到 10.25 的 pH 值范围内形成，因此也可以在与环境相关的 pH 值范围内形成[75]。

如前所述，溶解度受C60聚集体形成的影响，这可能导致毒性的变化[75]。

聚集体形成反应性自由基，可能对细胞膜造成损害，而通过涂层防止聚集的游离C60不会形成自由基[76]。Gharbi 等人[77]指出，C60分子中双键的可及性是其与其他生物分子相互作用的重要前提条件。

C60（富勒烯）在盐水中溶解度较低，根据朱等人的研究[78]，在35‰的海水中仅能溶解22.5 mg/L。Fortner等人[79]发现，在离子强度高于0.1 I的盐水和地下水中，富勒烯会形成聚集体并沉淀出来，但在地表水和地下水中，由于离子强度通常低于0.5 I，聚集体则较为稳定。

通过化学修饰C60分子，例如引入羟基等极性官能团[80]，可以将C60的溶解度提高到约13,000-100,000 mg/L。此外，超声处理或使用非极性溶剂也可以提高其溶解度。

C60在水性体系中既不表现为分子，也不表现为胶体，而是两者混合的状态[81]，[82]。

单个C60的化学性质，例如辛醇-水分配系数的对数值（log Kow）和溶解度，不适用于估算C60聚集体的行为。相反，尺寸和表面化学性质等特性应作为关键参数[83]18。

纳米材料的数量和纳米粒子的数量差异很大，纳米粒子的溶解度也存在很大差异。例如，据报道碳纳米管在水中完全不溶[84]。需要强调的是，在进行和解读环境和毒理学测试时，所使用的溶解纳米粒子的方法至关重要。

蒸发

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目前文献中尚未报道C60从水性悬浮液中蒸发的相关信息，蒸汽压和亨利常数也是如此，因此目前无法估算其蒸发情况。富勒烯不被认为会蒸发——无论是从水性悬浮液还是溶剂中蒸发——因为使用溶剂悬浮C60，在溶剂蒸发后，C60仍然存在[85]，[86]。

吸附

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根据Oberdorster等人的研究[87]，与质量相比，纳米粒子具有巨大的表面积，因此倾向于吸附到沉积物和土壤颗粒上，从而变得不移动。此外，尺寸本身也会导致纳米粒子的迁移主要受扩散而不是范德华力和伦敦力的支配，这增加了纳米粒子向表面的迁移，但并非每次与表面碰撞都会导致吸附[88]。

对于C60和碳纳米管，其化学结构还会导致其强烈吸附到有机物上，从而导致其迁移能力较差，因为这些物质都是由碳组成的。然而，Lecoanet等人的一项研究[89]45发现，C60和碳纳米管都能够像沙质地下水含水层一样穿过多孔介质，并且与单壁碳纳米管、富勒醇和表面改性的C60相比，C60的迁移速度通常较低。该研究还表明，在进入环境之前或之后对C60进行改性会极大地影响其迁移能力。例如，与天然存在的酶[90]、电解质或腐殖酸的反应可以结合到其表面，从而提高其迁移能力[91]，同样，紫外线或微生物降解也可能导致C60发生改性，从而提高其迁移能力[92]45。

降解性

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大多数纳米材料可能具有惰性[93]，这可能是由于纳米材料和产品的应用，这些产品通常是为了耐用和耐磨而制造的。然而，迄今为止的研究表明，富勒烯可能是生物可降解的，而碳纳米管则被认为是生物不可降解的[94]，[95]。根据富勒烯的结构，它仅由碳组成，因此微生物可能将碳用作能量来源，例如其他碳质物质的情况。

富勒烯已被发现会抑制常见土壤和水生细菌的生长[96]，[97]，这表明毒性可能会阻碍降解。然而，也可能存在其他类型的微生物可以进行生物降解，或者微生物在长期接触后会适应富勒烯。此外，C60可以被紫外线和O降解[98]。溶解在己烷中的C60经紫外线照射后，其富勒烯结构会部分或完全分解，具体取决于浓度[99]。

生物累积

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碳基纳米粒子是亲脂性的，这意味着它们可以与各种细胞膜发生反应并穿透它们[100]。溶解度低的纳米材料（如C60）可能在生物体中积累[101]，但据我们所知，尚未进行任何研究来调查其在环境中的积累情况。对大鼠进行的C60生物动力学研究表明，其排泄量非常少，这表明其在生物体中会积累[102]。Fortner等人[103]估计，纳米粒子很可能通过以沉积物为食的生物体向上迁移到食物链中，美国莱斯大学进行的未发表研究证实了这一点[104]。细菌的摄取是许多生态系统基础，也被认为是进入整个食物链的潜在途径[105]。

表面化学和涂层

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除了纳米粒子的物理和化学组成外，还必须考虑任何给定纳米粒子的涂层或改性[106]。

Sayes等人的一项研究[107]发现，不同种类的C60衍生物的细胞毒性相差七个数量级，并且毒性随着附着在表面的羟基和羰基数量的增加而降低。根据Gharbi等人的说法[108]，这与之前的研究相矛盾，Bottini等人的研究支持了这一点[109]，他们发现与原始碳纳米管相比，氧化碳纳米管在免疫细胞中的毒性增加。

给定纳米粒子表面的化学组成会影响粒子的生物利用度和表面电荷，这两者都是毒理学和生态毒理学的重要因素。怀疑C60表面上的负电荷能够解释这些粒子诱导细胞氧化应激的能力[110]。

化学组成还会影响诸如亲脂性等特性，这与细胞膜的吸收以及在生物体中向组织和器官的分布和运输有关5。此外，可以设计涂层使其被运输到特定的器官或细胞，这对毒性具有重要意义[111]。

然而，尚不清楚纳米粒子，尤其是在人体内和/或环境中，涂层持续多长时间，因为例如如果它们进入环境，表面可能会受到光的影响。实验表明，非毒性涂层纳米粒子在暴露于紫外线或空气中的氧气30分钟后，变得具有很强的细胞毒性[112]。

环境中的相互作用

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纳米粒子可用于增强其他化学物质的生物利用度，使其易于降解，或将有害物质运输到脆弱的生态系统[113]。

除了纳米粒子本身的毒性外，目前尚不清楚纳米粒子是否会增加环境中或人体中其他异生物质或其他物质的生物利用度或毒性。诸如C60之类的纳米粒子在医学中具有许多潜在用途，例如由于其能够将药物输送到通常难以到达的身体部位。然而，这种特性也正是可能导致不良毒性作用的原因[114]。此外，正在进行有关使用纳米粒子扩散环境中已存在的污染物的研究。这是为了提高微生物降解的生物利用度[115]54，但它也可能导致植物和动物对污染物的吸收和毒性增加，但据我们所知，没有科学信息支持这一点[116]，[117]。

结论

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现在确定纳米材料或纳米粒子是否有害还为时过早，但是最近观察到的影响使许多公共和政府机构意识到

  1. 缺乏关于纳米粒子特性的知识
  2. 迫切需要系统地评估纳米技术的潜在不利影响

[118], [119].

此外，需要一些指导，说明为了鼓励“绿色纳米技术”和其他未来创新技术的发展，同时最大程度地减少以对人类健康和/或环境产生不利影响的形式出现意外负面影响，需要采取哪些预防措施。

重要的是要理解，存在许多不同的纳米材料，并且它们带来的风险将根据其特性而有很大差异。目前，无法确定哪些特性或特性的组合使某些纳米材料有害，哪些使其无害，并且适当地将取决于所讨论的纳米材料。这使得对纳米材料进行风险评估和生命周期评估变得极其困难，因为理论上，您必须对每种特定类型的纳米材料进行风险评估——这是一项艰巨的任务！


本页贡献者

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此材料基于以下人员的笔记：

  • Steffen Foss Hansen、Rikke Friis Rasmussen、Sara Nørgaard Sørensen、Anders Baun。丹麦技术大学环境与资源研究所，113号楼，NanoDTU环境
  • Stig Irving Olsen，丹麦技术大学制造工程与管理研究所，424号楼，NanoDTU环境
  • Kristian Mølhave，DTU微纳米技术系 - www.mic.dtu.dk

参考文献

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另请参阅有关如何添加参考文献的本书编辑说明纳米技术/关于#如何贡献。

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检索自"https://wikibooks.cn/wiki/Nanotechnology/Health_effects_of_nanoparticles"
华夏公益教科书