Лекция и лаба по Холмской / ДодатковийМатер_ал

этими находками Nemmar et al, Kawakami et al. сообщили о наличии радиоактивности в крови непосредственно после ингаляции 99mTc-technegas у людей – добровольцев [11].

Между тем имеются сообщения о том, что иммунная система не способна эффективно распознавать неорганические наночастицы размерами менее 70 нм, что, по-видимому, связано с наноразмерными эффектами, а также спецификой иммунологических реакций. Дело в том, что специфический и неспецифический иммунитеты характеризуются острой ответной реакцией в первую очередь на чужеродные белковые структуры и полисахариды, поэтому неорганические ультратонкие частицы могут достаточно свободно проникать в системное кровообращение и перераспределяться по тканям и органам человека. Есть сведения, что некоторые наночастицы также могут подавлять активность иммунной системы.

Эпидемиологические исследования сообщают о тесной ассоциации между определенными воздушными загрязнениями и сердечно-сосудистыми побочными эффектами, такими как инфаркт миокарда. Последний возникает в результате разрыва атеросклеротических бляшек в коронарных артериях, что сопровождается быстрым ростом тромба, вызываемым воздействием высокореактивных субэндотелиальных структур в циркулирующей крови, что ведет к дополнительной или полной закупорке кровеносного сосуда. Nemmar et al. изучали возможные эффекты частиц на гемостаз, обращая особое внимание на образование тромбов.

Независимо от способа поступления распределение наночастиц по организму больше всего зависит от размеров и характеристик поверхности: поверхностные заряды наночастиц, присоединение лигандов, покрытие сурфактантами и др. Например, оральное поступление (gavage) polystyrene сфер разных размеров (от 50 нм до 3 мкм) у самок Sprague Dawley крыс (в течение 10 дней в дозе 1,25 мг/кг/сут) приводит к распространению наночастиц с помощью системного кровообращения. Около 7 % (50 нм) и 4 % (100 нм) было обнаружено в печени, селезенке, крови и костном мозге. Частицы крупнее 100 нм не достигали костного мозга, а частицы крупнее чем 300 нм отсутствовали в крови. Покрытые poly(methyl methacrylate) наночастицы с разными типами и концентрациями сурфактантов существенно изменяют их распределение по телу [11].

Кроме того, необходимо учитывать чрезвычайно высокую биологическую активность металлсодержащих наночастиц и нанооксидов. Тяжёлые металлы не входят в состав органических соединений, из которых состоят ткани живых организмов. В то же время переменная валентность способ-

41

ствует взаимодействию металлов с азот- и серосодержащими функциональными группами органических соединений. Благодаря этому металлы являются необходимой частью ферментативной системы всех живых организмов. Наночастицы металлов и их оксидов теоретически могут выступать как инициаторы, катализаторы, промоторы или ингибиторы многих биохимических реакций, протекающих в организме (в зависимости от природы металла – метаболические процессы, кроветворение, синтез ферментов и гормонов), что представляет особый фактор риска, вызывая впоследствии разнообразные по степени тяжести (угрозе жизнеспособности организма) неканцерогенные хронические эффекты.

В реакции на поверхности катализатора исходные вещества вначале адсорбируются, мигрируют и реагируют, затем образующиеся продукты десорбируются. Эффективность катализатора определяется согласованностью всех стадий процесса, а элементарные реакции могут по-разному зависеть от размера частиц металла. Для более глубокого понимания каталитической активности наночастиц необходимо знать количество адсорбированных частиц и атомов металла, участвующих в каталитическом процессе.

Последствия контактов наночастиц с живыми клетками и тканями – малоисследованная область. Не подлежит сомнению, что многие наноматериалы обладают токсичным действием. Например, вдыхание наночастиц полистирола не только вызывает воспаление легочной ткани, но также провоцирует тромбоз кровеносных сосудов. Есть сведения, что углеродные наночастицы могут вызывать расстройства сердечной деятельности и подавлять активность иммунной системы.

Например показано, что токсический концентрационно-зависимый эффект ионов серебра в отношении бактерий и дрожжей обусловлен связыванием Ag+ с белками и липидами клеточных мембран и вследствие этого изменением трансмембранного потенциала вплоть до пробоя мембран и гибели клетки. В то же время механизм действия наночастиц серебра на живые клетки остается невыясненным за исключением предварительных данных скрининговых исследований, показавших ингибиторное влияние наночастиц серебра на развитие ряда микроорганизмов. Так, например, имеются данные, что внесение наночастиц серебра в суспензию дрожжевых клеток приводит к необратимому разрушению поверхности клеточных мембран. Для установления механизма специфического действия наночастиц серебра на клетки проводят исследования с использованием современных экспериментальных методов: с помощью спектрофотометрии, электронной микроскопии и рентгеновского микроанализа.

42

Таким образом, крайне необходим критический обзор данных и исследований по (эко)токсичности металлсодержащих наночастиц, нанооксидов, а также фуллеренов, углеродных нанотрубок и их производных. Сегодня токсикологические исследования наночастиц далеко не полны, опубликованные данные рассеяны, трудно сравнимы и противоречивы. Необходимо также создание критических и комментируемых баз данных. Базы данных по токсикологии должны содержать данные по параметрам токсичности (химические характеристики наночастиц, параметры in-vitro и in-vivo биологических эффектов, эпидемиологических исследований) и структурированную информацию из научных публикаций, необходимую для понимания связи наночастиц с рисками для окружающей среды и здоровья.

5. РАЗРАБОТКА ПРОГНОСТИЧЕСКИХ МОДЕЛЕЙ ДЛЯ ОЦЕНКИ ВОЗМОЖНОГО ВОЗДЕЙСТВИЯ НАНОМАТЕРИАЛОВ НА ОКРУЖАЮЩУЮ СРЕДУ И ЗДОРОВЬЕ ЧЕЛОВЕКА

Биотическая и абиотическая трансформация любого химического вещества, в том числе и наноматериалов, может привести к следующим возможным результатам: 1) образование более токсичных продуктов, в том числе обладающих отдаленными эффектами или новыми свойствами; 2) образование продуктов с более выраженным влиянием других критериев опасности, чем у исходного вещества; 3) образование продуктов, токсичность которых близка к токсичности исходного вещества; 4) образование менее токсичных продуктов.

Наноматериалы, как правило, легче вступают в химические превращения, нежели более крупные объекты того же состава, и поэтому способны образовывать комплексные соединения с ранее неизвестными свойствами. Это обстоятельство увеличивает технологическую перспективность нанообъектов и в то же время заставляет с особым вниманием относиться к связанным с ними экологическим рискам. В связи с этим необходимо: 1) исследовать физико-химические параметры выщелачивания веществ (наночастиц) из наноматериалов; 2) разрабатывать модели воздействия наноматериалов на объекты окружающей среды; 3) разрабатывать методы определения возможной токсичности наноматериалов, наносубстанций, используемых в производстве, и отходов, содержащих отработанные наноматериалы.

43

5.1. Разработка модели для оценки воздействия отработанныхнаноматериаловнаокружающуюсреду

На начальном этапе исследований необходима разработка модели техногенной миграции и трансформации металлсодержащих наночастиц и нанооксидов. Техногенная трансформация соединений тяжёлых металлов в почве – это ряд химических превращений, осуществляемых в процессе миграции тяжёлых металлов в системе «отходы – почва». Несмотря на значительное разнообразие форм соединений тяжёлых металлов, поступающих в почву из окружающей среды, фазовый состав элементов в составе выбросов, отходов предприятий достаточно однотипен и представлен преимущественно твёрдыми оксидами и гидроксидами, а также некоторыми малорастворимыми солями. Количество сульфидов и водорастворимых фракций тяжёлых металлов сравнительно невелико. При этом процесс трансформации поступивших в почву тяжёлых металлов включает следующие стадии: 1) выщелачивание ТМ; 2) трансформация, связанная с депонированием и обменом ионов ТМ почвенным веществом; 3) превращения при переносе ТМ в фильтрационном потоке; 4) микробиологическая трансформация и трансформация при поглощении тяжелых металлов растениями [10].

Выщелачивание тяжелых металлов сопровождается преобразованием их соединений в гидроксиды, карбонаты, гидроксокарбонаты с последующим растворением соединений тяжёлых металлов. Тяжёлые металлы поступают в фильтрат и мигрируют в составе многочисленных и разнообразных по составу комплексов – соединений растворённых ионов ТМ и молекул растворителя (H2O) или анионов кислот (HSO4–, SO42–, Cl– и др.). Исследователями отмечается, что процесс выщелачивания из отходов завершается образованием сольватных комплексов, так как молярная теплота выщелачивания близка к величине реакции образования молекул воды из ионов водорода и гидроксид-ионов, а лимитирующей стадией процесса является диффузия – в изотермических условиях процесс протекает во внешнедиффузионной области.

Взаимодействие между лигандом и нанокристаллическим металлическим ядром можно рассматривать как образование комплекса ядро – лиганд. Стабильность таких комплексов зависит от силы взаимодействия между лигандом и поверхностью атомов ядра. Стабильность комплекса, в свою очередь, определяет токсические свойства, а также возможности их практического применения. Типичные лиганды-стабилизаторы представлены аминами, тиолами и производными фосфорной кислоты. Для этих

44

лигандов возможно изменение взаимодействия ядро – лиганд при уменьшении pH. Например, лиганд может быть потонирован, переходить в раствор и дестабилизировать частицу. Подобная ситуация может стать критичной для систем с лигандами, имеющими биологические функции. Среднее значение pH в желудке человека близко к 2. В данном случае отдельныелигандымогутпривестикпоявлениютоксичныхнанокристаллов[5].

Перемещение тяжёлых металлов по почвенному профилю контролируется органическим и минеральным веществом. Различия в сорбирующей способности связаны с присутствием в почвах специфически адсорбирующих тяжёлые металлы компонентов (гумусовые вещества, соединения железа и марганца, карбонаты), а прочность связи с этими компонентами обусловлена величиной pH почвенного раствора. Теоретически тяжёлые металлы способны образовывать сложные устойчивые комплексные соединения с органическим веществом почвы, однако, как показывают экспериментальные данные, оно не может быть доминирующим фактором в техногенной миграции и трансформации соединений ТМ: гумусоаккумулятивные горизонты не являются эффективным барьером по отношению к тяжёлым металлам, так как, несмотря на эффект депонирования, они не препятствуют миграции ТМ в нижележащие горизонты.

Нами установлено, что трансформация при переносе ионов ТМ в фильтрационном потоке сопровождается двумя специфическими явлениями. Во-первых, это эффект анионного выноса катионов, когда значительная часть поступивших извне анионов (таких как HSO4–, SO42–, NO3– Cl– и др.) сохраняет в почве свою мобильность и мигрирует с нисходящим током влаги, при этом вызывает эквивалентное выщелачивание из почвы тяжелых металлов. Поэтому миграция тяжёлых металлов по почвенному профилю – это функция не только щелочно-кислотных условий (pH), но и анионного состава кислых дренирующих вод.

Во-вторых, важным явлением техногенной трансформации является эффект «полиметалльного загрязнения». В реакциях ионного обмена с почвенным поглощающим комплексом катионы металлов в силу близости химических свойств относительно равноценны, что обусловливает возникновение «конкуренции» между ними за обменные позиции. «Конкуренция» металлов приводит, с одной стороны, к тому, что в целом средняя интенсивность миграции всех тяжелых металлов в потоке оказывается очень высокой, с другой – в условиях полиметалльного загрязнения растворимость и миграционная способность ряда токсичных металлов оказывается выше, чем у отдельно взятых соединений. Следует также учитывать, что наи-

45

большую опасность для высших организмов, в том числе и для человека, представляют последствия микробной трансформации неорганических соединений тяжёлых металлов.

Большинство ландшафтов (экосистем) относится к централизованным системам, для которых характерен структурный центр, играющий ведущую роль в формировании потоков химических веществ. Таким центром является, как правило, почвенный покров, а именно его органогенные, гумусоаккумулятивные горизонты (В. Д. Васильевская, 1996, 1998), которые принимают на себя первый удар техногенного загрязнения и определяют устойчивость ландшафтов в целом.

В сущности, исследованию подлежит верхняя часть почвенного профиля мощностью 0,5 м, который в результате почвообразования расчленяется на горизонты (A0, A1, A2, B1 и др.), причём каждый из них представляет собой особую физико-химическую систему. Нами экспериментально выявлено, что в ходе перераспределения тяжелых металлов в почвенном профиле на границе раздела генетических горизонтов фиксируются специфичные пограничные эффекты, проявляющиеся в резком скачке концентраций подвижных ТМ в равновесном почвенном растворе. В этих участках создаётся наибольшая угроза микробиоте и корневой системе растений, при этом выявляется особая зональность перераспределения тяжелых металлов, то есть в стационарном состоянии можно выделить ряд чередующихся участков с присущими им особенностями миграции элементов.

Таким образом, в разрабатываемой модели техногенной миграции и трансформации металлсодержащих наночастиц необходим учёт целого комплекса малоизученных специфичных факторов, определяющих опасность техногенного перераспределения ТМ, среди которых: 1) высокая интенсивность и импульсный характер миграции; 2) пограничные эффекты на границе раздела генетических горизонтов и особая зональность перераспределения ТМ; 3) сложный механизм мобилизации и перераспределения металлов из отходов и почв, определяемый динамическим равновесием «аккумуляция – кислое (кислотное) выщелачивание» в присутствии многочисленных лигандов; 4) эффект анионного выноса катионов; 5) эффект «полиметалльного загрязнения».

Анализ имеющегося экспериментального материала показывает, что, по-видимому, именно эти факторы и будут определять техногенную миграцию веществ, выщелачиваемых из наноматериалов.

Многочисленные исследования по тяжёлым металлам направлены преимущественно на изучение их естественной физико-химической и биоген-

46

ной миграции в ландшафтах и почвах. Однако сведения о миграции металлов из отходов в почвы, о факторах и механизмах мобилизации, рассеивания, концентрации токсикантов в условиях локальных полиметалльных загрязнений недостаточны и противоречивы. Показано, что состав вод, почв, минералов во многом определяется не равновесием, а главным образом кинетикой процессов.

Одним из ведущих процессов наблюдаемой трансформации природных систем в природно-техногенные является техногенная миграция тяжёлых металлов и других элементов в системе «промышленные отходы – почва». Поэтому целью исследования должны стать качественное и количественное описание кинетики и динамики техногенной миграции и трансформации тяжёлых металлов, попадающих в почву с промышленными отходами, и разработка модели миграции и трансформации тяжёлых металлов в при- родно-техногенных системах в условиях реально наблюдаемого локального полиметалльного загрязнения.

Существующие модели миграции веществ различаются по степени детальности и используют различные вариации либо эмпирических уравнений (регрессионные модели), либо балансовых уравнений (модели плодородия почв), либо дифференциальных уравнений конвективной диффузии (физико-математические модели), не учитывающих физико-химическую специфику техногенной миграции элементов в условиях наиболее часто реализуемого локального полиметалльного загрязнения. В результате оценки выщелачивания металлов из отходов, массопереноса и распределения веществ в природно-техногенных системах носят ограниченный характер и позволяют лишь приблизительно оценить угрозу вторичного загрязнения окружающей среды, но не позволяют дать количественную оценку экологических рисков и предельно допустимых нагрузок. В отличие от существующих математических описаний разрабатываемая модель должна учитывать стохастические свойства явлений и комплекс выявленных специфичных физико-химических факторов, определяющих опасность техногенной миграции и трансформации тяжелых металлов.

Результаты исследований позволят количественно оценивать и прогнозировать возможные изменения почв и вод, которые произойдут в результате воздействия промышленных отходов, содержащих отработанные наноматериалы; выработать научно обоснованные рекомендации по обращению с промышленными отходами, включающими металлсодержащие нанопримеси. Полученные данные могут стать основой для разработки и апробации физико-химических и биотехнологических методов рекультивации почв.

47

5.2. Разработка методов определения возможной экотоксичности наноматериалов, наносубстанций, используемых в производстве, и отходов, содержащих отработанные наноматериалы

Существующие нормативные и методические документы не позволяют провести адекватную оценку опасности и классификацию отходов, содержащих отработанные наноматериалы и наносубстанции, так как в настоящее время не разработана система методик определения опасности подобных отходов и санитарно-гигиенических нормативов (ПДК, ОДК, МДУ и др.) относительно содержания наночастиц в объектах окружающей среды. Поэтому необходима разработка прогнозно-аналитических (качественная, полуколичественная и количественная оценка экологического риска) и экспериментальных методов оценки опасности отходов.

Различные схемы экспериментальных исследований опасности отходов производстваипотреблениядостаточноподробноизложенывСП2.1.7.1386-03 [4].

В общем виде программа экспериментальной оценки опасности отходов, содержащих наноматериалы, по нашему мнению, должна включать постановку длительных модельных опытов:

–по оценке водно-миграционной опасности – исследование миграции ингредиентов отхода по профилю почвы;

–по оценке воздушно-миграционной опасности – в стационарных условиях в микроклиматических камерах, обеспечивающих возможность установления различных почвенно-климатических параметров (температура, влажность и пр.);

–по оценке влияния отхода на почвенный микробоценоз и биологическую активность почвы. Изучение биологической активности почвы включает оценку влияния отхода на интенсивность биохимических процессов почвы (дыхание, азотфиксацию, нитрификацию, денитрификацию и др.). Влияние отхода на почвенный микробоценоз оценивается по изменению численности сапрофитных бактерий, почвенных грибов, актиномицетов и т.д. Оценка опасности отхода по влиянию на биологическую активность почвы включает также тестирование с культурой Azotobacter chroococcum

иопределение окислительно-восстановительного потенциала (ОВП). Действие отхода учитывается по угнетению роста тест-культур и сдвигу ОВП более 100 мВ;

–по оценке уровня транслокации ингредиентов отхода в сельскохозяйственные растения (вегетационные опыты). Вегетационные опыты по оп-

48

ределению уровня транслокации ингредиентов отхода в сельскохозяйственные растения проводятся в лабораторных или натурных условиях. Об эффекте транслокации судят по накоплению компонентов отхода в растениях, выращенных на почве, содержащей исследуемые отходы;

–по оценке влияния компонентов отхода на теплокровный организм в хроническом санитарно-токсикологическом эксперименте. Хронический са- нитарно-токсикологический эксперимент проводится с целью установления степени проявления возможного токсического действия отхода при длительной интоксикации организма его экстрактом. Воздействие отхода на организм оценивается по статистически достоверным изменениям показателей функционального состояния организма (гематологическим, биохимическим, иммунологическим и др.). Конечной целью хронического эксперимента является установление порогового разведения экстракта, а также разведения, обеспечивающего безопасность отхода в токсикологическом отношении;

–по оценке токсичности отхода методами биотестирования на гидробионтах и в фитотесте. В экспериментах на гидробионтах необходимо применять не менее 2 тест-объектов из разных систематических групп (дафний и инфузорий, цериодафний, бактерий и т.п.). Опасность отхода определяется по достоверному эффекту воздействия на гидробионты водного экстракта отхода с учетом разведения, при котором этот эффект наблюдается. Оценка опасности отхода по фитотоксическому действию проводится экспресс-методом на проращивание семян. В качестве индикаторов токсичности используются семена сельскохозяйственных растений. Наиболее адекватными тест-растениями являются овес и ячмень. Фитотоксическое действие считается доказанным, если в эксперименте зафиксирован фитотоксический эффект – статистически достоверное (р < 0,05) торможение роста корней проростков растений под влиянием водного экстракта отхода. Показателем фитотоксической опасности отхода является среднеэффективное разведение экстракта (ER50), вызывающее торможение роста корней на 50 %.

При этом необходимо установить, пригодны ли существующие методы биотестирования, тест-организмы и тест-системы для оценки токсичности

ипотенциальных биологических эффектов инженерных наномасштабных материалов. В частности, предварительные данные указывают на то, что методы биотестирования на гидробионтах дают вполне адекватные результаты, а например, методы фитотеста будут малоэффективны при оценке токсичности наночастиц и наноматериалов. Анализ публикаций показыва-

49

ет, что необходима разработка принципиально новых тест-систем и критериев, позволяющих дать комплексную оценку опасности наночастиц и наноматериалов для окружающей среды и здоровья населения.

Разработанные тест-системы и критерии должны лечь в основу единой схемы экотоксикологического экспресс-анализа объектов окружающей среды опытных и промышленных нанопроизводств. Схема анализа должна учитывать весь спектр возможных воздействий высокотехнологического производства: от загрязнения сред неорганическими веществами и элемента- ми-супертоксикантами до загрязнения органическими веществами, которые часто используются для стабилизации наночастиц. В результате экотоксикологического анализа, проведённого по данной схеме, выдаётся заключение о степени опасности загрязнения для окружающей среды. Даётся оценка реальных и прогноз потенциальных изменений объектов окружающей природной среды, попадающих в зону воздействия предприятия. Уровень экологической опасности является качественной характеристикой потенциального экологического риска и риска для здоровья человека при попадании отработанных наноматериалов и наноструктурированных веществ

вокружающую среду.

6.ОЦЕНКА ЭКОЛОГИЧЕСКОЙ ОПАСНОСТИ НАНОТЕХНОЛОГИЙ

Многие потенциальные выгоды нанотехнологии вытекают из того, что инженерные наноматериалы имеют совершенно не такие химические, физические и биологические свойства, как у материалов, повседневно применяемых в большом количестве.

Наночастицы способны проникать в организм человека и животных через кожу, респираторную систему и желудочно-кишечный тракт. Сейчас уже не подлежит сомнению, что некоторые нанообъекты могут оказывать токсичное действие на клетки различных тканей. Ситуация осложняется тем, что многие наноструктуры производятся не одним, а несколькими способами. Это обстоятельство увеличивает ассортимент рисков, с которыми могут сталкиваться или уже сталкиваются работники наноиндустрии; оно дает основание предположить, что внешне одни и те же нанопродукты, изготовленные на основе различных технологий, будут оказывать неодинаковое воздействие на человека и его среду обитания.

50