Трифонова Т.А., Ширкин Л.А. Экологическая безопасность наночастиц, наноматериалов и нанотехнологий

Подождите немного. Документ загружается.

этими находками Nemmar et al, Kawakami et al. сообщили о наличии ра-

диоактивности в крови непосредственно после ингаляции

99m

Tc-technegas у

людей – добровольцев [11].

Между тем имеются сообщения о том, что иммунная система не спо-

собна эффективно распознавать неорганические наночастицы размерами

менее 70 нм, что, по-видимому, связано с наноразмерными эффектами, а

также спецификой иммунологических реакций. Дело в том, что специфи-

ческий и неспецифический иммунитеты характеризуются острой ответной

реакцией в первую очередь

на чужеродные белковые структуры и полиса-

хариды, 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 возни-

кает в результате разрыва атеросклеротических бляшек в коронарных ар-

териях, что сопровождается быстрым ростом тромба, вызываемым воздей-

ствием высокореактивных субэндотелиальных структур в циркулирующей

крови, что ведет к дополнительной или полной закупорке кровеносного

сосуда. Nemmar et al. изучали возможные эффекты частиц на гемостаз, об-

ращая особое внимание на

образование тромбов.

Независимо от способа поступления распределение наночастиц по ор-

ганизму 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 нано-

частиц 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) на-

ночастицы с разными типами и концентрациями сурфактантов существен-

но изменяют их распределение по

телу [11].

Кроме того, необходимо учитывать чрезвычайно высокую биологиче-

скую 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-

ствует взаимодействию металлов с азот- и серосодержащими функцио-

нальными группами органических соединений. Благодаря этому металлы

являются необходимой частью ферментативной системы всех живых орга-

низмов. Наночастицы металлов и их оксидов теоретически могут высту-

пать как инициаторы, катализаторы, промоторы или ингибиторы многих

биохимических реакций, протекающих в организме (в зависимости от при-

роды металла

– метаболические процессы, кроветворение, синтез фермен-

тов и гормонов), что представляет особый фактор риска, вызывая впослед-

ствии разнообразные по степени тяжести (угрозе жизнеспособности орга-

низма) неканцерогенные хронические эффекты.

В реакции на поверхности катализатора исходные вещества вначале

адсорбируются, мигрируют и реагируют, затем образующиеся продукты

десорбируются. Эффективность катализатора определяется согласованно-

стью всех стадий

процесса, а элементарные реакции могут по-разному за-

висеть от размера частиц металла. Для более глубокого понимания катали-

тической активности наночастиц необходимо знать количество адсорбиро-

ванных частиц и атомов металла, участвующих в каталитическом процессе.

Последствия контактов наночастиц с живыми клетками и тканями –

малоисследованная область. Не подлежит сомнению, что многие нанома-

териалы

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 по-

давлять активность иммунной системы.

Например показано, что токсический концентрационно-зависимый эф-

фект ионов серебра в отношении бактерий и дрожжей

обусловлен связы-

ванием 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, име-

ются данные, что внесение наночастиц серебра в суспензию дрожжевых

клеток приводит к необратимому разрушению поверхности клеточных

мембран. Для установления механизма специфического действия наноча-

стиц серебра на клетки проводят исследования с использованием совре-

менных экспериментальных методов: с помощью спектрофотометрии,

электронной микроскопии и рентгеновского микроанализа.

Таким образом, крайне необходим критический обзор данных и иссле-

дований по (эко)токсичности металлсодержащих наночастиц, наноокси-

дов, а также фуллеренов, углеродных нанотрубок и их производных. Сего-

дня токсикологические исследования наночастиц далеко не полны, опуб-

ликованные данные рассеяны, трудно сравнимы и противоречивы. Необ-

ходимо также создание критических и комментируемых баз данных. Базы

данных по токсикологии должны содержать данные по параметрам ток-

сичности (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 здо-

ровья.

5. РАЗРАБОТКА ПРОГНОСТИЧЕСКИХ МОДЕЛЕЙ

ДЛЯ ОЦЕНКИ ВОЗМОЖНОГО ВОЗДЕЙСТВИЯ

НАНОМАТЕРИАЛОВ НА ОКРУЖАЮЩУЮ СРЕДУ

И ЗДОРОВЬЕ ЧЕЛОВЕКА

Биотическая и абиотическая трансформация любого химического ве-

щества, в том числе и наноматериалов, может привести к следующим воз-

можным результатам: 1) образование более токсичных продуктов, в том

числе обладающих отдаленными эффектами или новыми свойствами;

2) образование продуктов с более выраженным влиянием других критери-

ев опасности, чем у исходного вещества; 3) образование продуктов, ток

сичность которых близка к токсичности исходного вещества; 4) образова-

ние менее токсичных продуктов.

Наноматериалы, как правило, легче вступают в химические превраще-

ния, нежели более крупные объекты того же состава, и поэтому способны

образовывать комплексные соединения с ранее неизвестными свойствами.

Это обстоятельство увеличивает технологическую перспективность нано-

объектов 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 (на-

ночастиц) из наноматериалов; 2) разрабатывать модели воздействия нано-

материалов на объекты окружающей среды; 3) разрабатывать методы оп-

ределения возможной токсичности наноматериалов, наносубстанций, ис-

пользуемых в производстве, и отходов, содержащих

отработанные нанома-

териалы.

5.1. Разработка модели для оценки воздействия

отработанных наноматериалов на окружающую среду

На начальном этапе исследований необходима разработка модели тех-

ногенной миграции и трансформации металлсодержащих наночастиц и на-

нооксидов. Техногенная трансформация соединений тяжёлых металлов в

почве – это ряд химических превращений, осуществляемых в процессе ми-

грации тяжёлых металлов в системе «отходы – почва».

Несмотря на зна-

чительное разнообразие форм соединений тяжёлых металлов, поступаю-

щих в почву из окружающей среды, фазовый состав элементов в составе

выбросов, отходов предприятий достаточно однотипен и представлен пре-

имущественно твёрдыми оксидами и гидроксидами, а также некоторыми

малорастворимыми солями. Количество сульфидов и водорастворимых фрак-

ций тяжёлых металлов сравнительно невелико. При этом

процесс транс-

формации поступивших в почву тяжёлых металлов включает следующие

стадии: 1) выщелачивание ТМ; 2) трансформация, связанная с депониро-

ванием и обменом ионов ТМ почвенным веществом; 3) превращения при

переносе ТМ в фильтрационном потоке; 4) микробиологическая трансфор-

мация и трансформация при поглощении тяжелых металлов растениями [10].

Выщелачивание тяжелых металлов сопровождается преобразованием

их соединений в гидроксиды,

карбонаты, гидроксокарбонаты с последую-

щим растворением соединений тяжёлых металлов. Тяжёлые металлы по-

ступают в фильтрат и мигрируют в составе многочисленных и разнооб-

разных по составу комплексов – соединений растворённых ионов ТМ и мо-

лекул растворителя (H

O) или анионов кислот (HSO

–

, SO

2–

, Cl

–

и др.). Ис-

следователями отмечается, что процесс выщелачивания из отходов завер-

шается 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 яв-

ляется диффузия – в изотермических условиях процесс протекает во внеш-

недиффузионной области.

Взаимодействие

между лигандом и нанокристаллическим металличе-

ским ядром можно рассматривать как образование комплекса ядро – ли-

ганд. Стабильность таких комплексов зависит от силы взаимодействия ме-

жду лигандом и поверхностью атомов ядра. Стабильность комплекса, в

свою очередь, определяет токсические свойства, а также возможности их

практического применения. Типичные лиганды-стабилизаторы представ-

лены аминами, тиолами и

производными фосфорной кислоты. Для этих

лигандов возможно изменение взаимодействия ядро – лиганд при умень-

шении pH. Например, лиганд может быть потонирован, переходить в рас-

твор и дестабилизировать частицу. Подобная ситуация может стать кри-

тичной для систем с лигандами, имеющими биологические функции.

Среднее значение pH в желудке человека близко к 2. В данном случае от-

дельные лиганды могут привести к появлению

токсичных нанокристаллов [5].

Перемещение тяжёлых металлов по почвенному профилю контролиру-

ется органическим и минеральным веществом. Различия в сорбирующей

способности связаны с присутствием в почвах специфически адсорбирую-

щих тяжёлые металлы компонентов (гумусовые вещества, соединения же-

леза и марганца, карбонаты), а прочность связи с этими компонентами

обусловлена величиной pH почвенного раствора. Теоретически тяжёлые

металлы

способны образовывать сложные устойчивые комплексные со-

единения с органическим веществом почвы, однако, как показывают экс-

периментальные 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 препятст-

вуют

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 HSO

–

, SO

2–

, NO

–

и др.)

сохраняет в почве свою мобильность и мигрирует с нисходящим током

влаги, при этом вызывает эквивалентное выщелачивание из почвы тяже-

лых металлов. Поэтому миграция тяжёлых металлов по почвенному про-

филю – 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 поч-

венным поглощающим комплексом катионы металлов в силу близости хи-

мических свойств относительно равноценны, что обусловливает возникно-

вение «конкуренции» между ними за обменные позиции. «Конкуренция»

металлов приводит, с одной стороны, к тому, что в целом средняя интен-

сивность миграции всех тяжелых

металлов в потоке оказывается очень вы-

сокой, 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-

большую опасность для высших организмов, в том числе и для человека,

представляют последствия микробной трансформации неорганических со-

единений тяжёлых металлов.

Большинство ландшафтов (экосистем) относится к централизованным

системам, для которых характерен структурный центр, играющий веду-

щую роль в формировании потоков химических веществ. Таким центром

является, как правило, почвенный покров, а именно его

органогенные, гу-

мусоаккумулятивные 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 про-

филя мощностью 0,5 м, который в результате почвообразования расчленя-

ется на горизонты (A0, A1, A2, B1 и др.), причём каждый из них представ-

ляет собой особую

физико-химическую систему. Нами экспериментально

выявлено, что в ходе перераспределения тяжелых металлов в почвенном

профиле на границе раздела генетических горизонтов фиксируются спе-

цифичные пограничные эффекты, проявляющиеся в резком скачке концен-

траций подвижных ТМ в равновесном почвенном растворе. В этих участ-

ках создаётся наибольшая угроза микробиоте и корневой системе расте-

ний, при

этом выявляется особая зональность перераспределения тяжелых

металлов, то есть в стационарном состоянии можно выделить ряд чере-

дующихся 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 опас-

ность техногенного перераспределения ТМ, среди которых: 1)

высокая ин-

тенсивность и импульсный характер миграции; 2) пограничные эффекты

на границе раздела генетических горизонтов и особая зональность пере-

распределения ТМ; 3) сложный механизм мобилизации и перераспределе-

ния металлов из отходов и почв, определяемый динамическим равновесием

«аккумуляция – кислое (кислотное) выщелачивание» в присутствии мно-

гочисленных 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 ми-

грацию веществ, выщелачиваемых из наноматериалов.

Многочисленные исследования по тяжёлым металлам направлены пре-

имущественно на изучение их естественной физико-химической и биоген-

ной миграции в ландшафтах и почвах. Однако сведения о миграции метал-

лов из отходов в почвы, о факторах и механизмах мобилизации, рассеива-

ния, концентрации токсикантов в условиях локальных полиметалльных за-

грязнений 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 количествен-

ное описание кинетики и динамики техногенной миграции и трансформа-

ции тяжёлых металлов, попадающих в почву с промышленными отходами,

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 де-

тальности и используют различные вариации либо эмпирических уравне-

ний (регрессионные модели), либо балансовых уравнений (модели плодо-

родия 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 оцен-

ки 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 эколо-

гических рисков и предельно допустимых нагрузок. В отличие от сущест-

вующих математических описаний разрабатываемая модель должна учи-

тывать стохастические свойства явлений и комплекс выявленных специ-

фичных физико-химических факторов, определяющих опасность техно-

генной миграции и трансформации тяжелых металлов.

Результаты исследований позволят количественно оценивать и прогно-

зировать

возможные изменения почв и вод, которые произойдут в резуль-

тате воздействия промышленных отходов, содержащих отработанные на-

номатериалы; выработать научно обоснованные рекомендации по об-

ращению с промышленными отходами, включающими металлсодержащие

нанопримеси. Полученные данные могут стать основой для разработки и

апробации физико-химических и биотехнологических методов рекульти-

вации почв.

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, содер-

жащих отработанные наноматериалы и наносубстанции, так как в настоя-

щее время не разработана система методик определения опасности подоб-

ных отходов

и санитарно-гигиенических нормативов (ПДК, ОДК, МДУ и др.)

относительно содержания наночастиц в объектах окружающей среды. По-

этому необходима разработка прогнозно-аналитических (качественная, по-

луколичественная и количественная оценка экологического риска) и экс-

периментальных методов оценки опасности отходов.

Различные схемы экспериментальных исследований опасности отходов

производства и потребления достаточно подробно изложены в

СП 2.1.7.1386-03 [4].

В общем виде программа экспериментальной оценки опасности отхо-

дов, 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 ус-

ловиях в микроклиматических камерах, обеспечивающих возможность уста-

новления

различных почвенно-климатических параметров (температура,

влажность и пр.);

– по оценке влияния отхода на почвенный микробоценоз и биологиче-

скую активность почвы. Изучение биологической активности почвы включа-

ет 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

и определение окислительно-восстановительного потенциала (ОВП). Дей-

ствие отхода учитывается по угнетению роста тест-культур и сдвигу ОВП

более 100 мВ;

– по оценке уровня транслокации ингредиентов отхода в сельскохозяй

ственные растения (вегетационные опыты). Вегетационные опыты по оп-

ределению уровня транслокации ингредиентов отхода в сельскохозяйст-

венные растения проводятся в лабораторных или натурных условиях. Об

эффекте транслокации судят по накоплению компонентов отхода в расте-

ниях, 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 дли-

тельной интоксикации организма его экстрактом. Воздействие отхода на

организм оценивается по статистически достоверным изменениям показа-

телей функционального состояния организма (гематологическим, биохи-

мическим, иммунологическим и др.). Конечной целью хронического экспе-

римента является установление порогового разведения экстракта, а также

разведения,

обеспечивающего безопасность отхода в токсикологическом

отношении;

– по оценке токсичности отхода методами биотестирования на гидро-

бионтах и в фитотесте. В экспериментах на гидробионтах необходимо при-

менять не менее 2 тест-объектов из разных систематических групп (даф-

ний и инфузорий, цериодафний, бактерий и т.п.). Опасность отхода опре-

деляется по достоверному эффекту воздействия

на гидробионты водного

экстракта отхода с учетом разведения, при котором этот эффект наблюда-

ется. Оценка опасности отхода по фитотоксическому действию проводится

экспресс-методом на проращивание семян. В качестве индикаторов ток-

сичности используются семена сельскохозяйственных растений. Наиболее

адекватными тест-растениями являются овес и ячмень. Фитотоксическое

действие считается доказанным, если в эксперименте

зафиксирован фито-

токсический эффект – статистически достоверное (р < 0,05) торможение

роста корней проростков растений под влиянием водного экстракта отхода.

Показателем фитотоксической опасности отхода является среднеэффектив-

ное 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

и потенциальных биологических

эффектов инженерных наномасштабных

материалов. В частности, предварительные данные указывают на то, что

методы биотестирования на гидробионтах дают вполне адекватные резуль-

таты, а например, методы фитотеста будут малоэффективны при оценке

токсичности наночастиц и наноматериалов. Анализ публикаций показыва-

ет, что необходима разработка принципиально новых тест-систем и крите-

риев, позволяющих дать комплексную оценку опасности наночастиц и на-

номатериалов для окружающей среды и здоровья населения.

Разработанные тест-системы и критерии должны лечь в основу единой

схемы экотоксикологического экспресс-анализа объектов окружающей сре-

ды опытных и промышленных нанопроизводств. Схема анализа должна

учи-

тывать весь спектр возможных воздействий высокотехнологического про-

изводства: от загрязнения сред неорганическими веществами и элемента-

ми-супертоксикантами до загрязнения органическими веществами, кото-

рые часто используются для стабилизации наночастиц. В результате эко-

токсикологического анализа, проведённого по данной схеме, выдаётся за-

ключение о степени опасности загрязнения для окружающей среды. Даётся

оценка

реальных и прогноз потенциальных изменений объектов окружаю-

щей природной среды, попадающих в зону воздействия предприятия. Уро-

вень экологической опасности является качественной характеристикой по-

тенциального экологического риска и риска для здоровья человека при по-

падании отработанных наноматериалов и наноструктурированных веществ

в окружающую среду.

6. ОЦЕНКА ЭКОЛОГИЧЕСКОЙ ОПАСНОСТИ

НАНОТЕХНОЛОГИЙ

Многие потенциальные выгоды нанотехнологии вытекают из того, что

инженерные наноматериалы имеют совершенно не такие химические, фи-

зические и биологические свойства, как у материалов, повседневно приме-

няемых в большом количестве.

Наночастицы способны проникать в организм человека и животных че-

рез 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 кото-

рыми 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 неоди-

наковое воздействие на человека и его среду обитания.