Экологическая токсикология. Учебное пособие

1.5. Экотоксикометрия. Общие положения методологии

того живого организма, на который он воздействует. Именно поэтому количественную оценку экотоксичности, основанную на определении зависимости «доза – эффект», необходимо производить экспериментально на различных биологических объектах с обязательной последующей статистической обработкой полученных данных (рис. 1.1).

Эффект (%) Гипореактивность

Наклон

Средний ответ (ED50)

Основной ответ

Гиперреактивность

Рис. 1.1. Типичная кривая «доза – эффект»,

гдеED 50 (LD50) –эффективная (л етальная) доза для 50 % популяции

Таким образом, специалисты пришли к выводу о том, что использование в экологической токсикологии «стандартных биологических видов» представителей отдельных уровней экологической организации для оценки экотоксичности ксенобиотиков и других экополлютантов некорректно с научной точки зрения, так как чувствительность даже близких видов животных может значительно различаться.

Эпидемиологический подход традиционно ориентирован на количественное определение зависимости «доза – эффект». Степень выраженности проявляющегося эффекта представляет собой функцию от количества действующего вредного агента, в качестве которого выступает токсичное вещество, биологическая субстанция, ионизирующее излучение или другие повреждающие факторы. В качестве эффекта могут учитываться самые разнообразные признаки, в том числе смертельный исход, выход значения показателя за границы биологической нормы и другие. При этом во внимание берется то, что спектр проявлений токсического процесса тесно корре-

31

1. Основы экологической токсикологии

лирует со строением экотоксиканта, а понятие «доза» («воздействующая доза») применяется для обозначения его количества, воздействующего на биологический объект. Вид экотоксиканта и путь его поступления могут быть самыми различными. Дозу, воздействующую на биологический объект, можно непосредственно количественно определить при помощи технических средств и выразить в соответствующих единицах (например, в мг/кг). Так, если в эксперименте ввести в желудок крысе весом 250 грамм и кролику весом 2000 грамм токсическое вещество в количестве 500 мг, то это означает, что животные получили дозы, равные соответственно 2,0 и 0,25 мг/кг веса тела. Воздействующая доза имеет нормальное распределение и, соответственно, характеризуется средней арифметической и дисперсией, обусловленной погрешностью ее измерения. Зависимость «дозаэффект» прослеживается на всех уровнях организации живой материи – от молекулярного до популяционного, в подавляющем большинстве случаев при этом выявляется общая закономерность заключающаяся в том, что с увеличением воздействующей дозы увеличивается степень повреждения системы и в деструктивный процесс вовлекается все большее число составляющих данную систему элементов. В зависимости от величины действующей дозы практически любое вещество при определенных условиях может стать вредным для организма.

Тесты на хроническую токсичность используют для более детальных исследований в интервалах субсмертельных (эффективных) доз или концентраций. Оценка хронической экотоксичности вещества подразумевает необходимость учета ряда принципов: во-первых, процедура определения коэффициента опасности представляет собой лишь первый этап оценки экотоксического потенциала вещества; во-вторых, исследования токсичности экополлютантов возможно осуществлять только в экспериментах на животных, пригодных для содержания в лабораторных условиях, поэтому получаемые результаты нельзя принимать как абсолютные, так как экотоксиканты могут вызывать хронические эффекты у одних биологических видов, а для других оставаться индифферентными; в-третьих, взаимодействие экотоксиканта с биотическими и абиотическими компонентами окружающей среды способно существенно повлиять на проявления его токсичности в реальных условиях. Кроме того, при оценке экотоксичности важно учитывать, что хотя практически все вещества способны вызывать острые токсические эффекты, хроническая токсичность проявляется далеко

32

1.5. Экотоксикометрия. Общие положения методологии

не у каждого экотоксиканта. Косвенной характеристикой, свидетельствующей о степени опасности экотоксиканта в условиях его хронического воздействия, является соотношение концентраций, вызывающих острые и хронические (порог токсического действия) эффекты. Если это соотношение менее 10, то экотоксикант рассматривается как малоопасное вещество при хроническом воздействии.

Так как экологическая токсикология оперирует надорганизменным

рангом показателей, популяционный характер зависимости «доза – эф-

фект» должен обязательно учитывать ряд обстоятельств: во-первых, процедура количественного определения «дозы» включает обязательный учет меры токсического воздействия, которая отражает не только средние уровни содержания экотоксиканта в компонентах окружающей среды, но и специфику популяции как гетерогенной системы, элементы которой подвергаются токсическому воздействию разной интенсивности; во-вторых, оценка эффекта аналогичным образом должна включать ряд интегральных показателей состояния популяции, непосредственно отражающих стабильность ее структуры и функционирования (например, показатели плодовитости или плодоношения, выживаемости особей, продуктивности, площади ареала обитания, численности особей и другие); в-третьих, при проведении оценки эффектов надорганизменного уровня следует обязательно исходить из характера первичных проявлений токсичности на всех уровнях организации живого – молекулярном, клеточном, тканевом, органном и организменном; и, в-четвертых, необходимо принимать во внимание большее, чем для других систем, значение факторов окружающей среды в проявлениях эффектов популяционного уровня (например, влияние рН среды в условиях воздействия поллютантов на сообщества организмов, обитающих в водоемах). Установлено, что регистрируемые в наблюдениях проявления экотоксичности практически всех антропотехногенных экополлютантов тесно коррелируют со степенью аккумуляции данных веществ в различных компонентах биоты.

Современным специфическим методом, применяемым в экотоксико-

метрии является метод оценки экологического риска. Экологическая опасность, т.е. потенциальная способность химических веществ и соединений при попадании в окружающую среду обуславливать повреждение биологических систем-мишеней при определенных условиях, является одной из основных характеристик ксенобиотиков и других экотоксикантов. По-

33

1. Основы экологической токсикологии

тенциальная экологическая опасность экополлютанта напрямую зависит от его способности, во-первых, к длительному персистированию в окружающей среде (стойкости), во-вторых, к биоаккумуляции (накоплению в организмах представителей флоры и фауны), а также, в-третьих, от особенностей токсичности для различных биологических видов животных и растений.

Оценка экологического риска (Environment Risk Assessment) пред-

ставляет собой процесс количественного определения вероятности возникновения обратимых или необратимых изменений в биогеохимической структуре и функциях экологических систем в ответ на антропогенное воздействие, в том числе в популяциях людей. С целью стандартизации исследований, Агентство по защите окружающей среды США (US EPA) разработало алгоритм проведения оценки экологического риска, включающий формулирование проблемы, разработку плана и последующий анализ экологической ситуации, обработку данных и формирование выводов с представлением материалов заказчику (рис. 1.2).

Современная методология оценки экологического риска далека от совершенства. Серьезные трудности обусловлены сложностью экологических систем, комплексным характером воздействия на окружающую среду факторов-стрессоров (не только химических, но и физических и биологических), малой изученностью особенностей экотоксической опасности большого числа ксенобиотиков и т.д. При оценке экотоксического риска в качестве объектов среды, подлежащих изучению и протекции, в настоящее время обычно выступают те характеристики биосистемы, которые имеют антропоцентрическое значение (здоровье населения).

Собственно процедура оценки риска здоровью состоит из четырех основных этапов.

Первым этапом при оценке экологического риска является идентификация опасности (hazard identification), обусловленной загрязнением окружающей среды различными экотоксикантами, приводящим к изменению естественного ксенобиотического профиля. На этапе идентификации опасности, в том числе с использованием результатов исследований эпидемиологического типа, производится учет приоритетных химических загрязнителей окружающей среды и на основе фундаментальных научных данных определяется степень их токсичности для экологической системы в целом или для популяции людей (например, способно ли временное или

34

1.5. Экотоксикометрия. Общие положения методологии

постоянное присутствие определенного вещества вызвать неблагоприятные эффекты – канцерогенез, нарушение генетического кода или репродуктивных функций у человека).

Рис. 1.2. Алгоритм оценки экологического риска

Оценка зависимости «доза – ответ» (dose-response assessment)

представляет собой второй этап процедуры оценки экологического риска, основной задачей которого является осуществление количественного определения зависимости между получаемой дозой экополлютанта и частотой проявления (вероятностью развития) определенных негативных эффектов,

35

1.Основы экологической токсикологии

втом числе для здоровья. Зависимость «доза – ответ» выявляется при проведении токсикологических экспериментов на животных и прямая экстраполяция получаемых результатов на популяцию людей предопределяет значительную степень неопределенности. Именно поэтому принципиально важным является использование на данном этапе эпидемиологических данных, так как обоснованные на их основе зависимости «доза – ответ» более надежны, хотя и имеют собственные «зоны неопределенности». Так, зависимость, определенная для одной популяции людей, не всегда оказывается справедливой для другой, обладающей иными генетические или другими особенностями, либо находящейся под влиянием контрастно отличающегося комплекса факторов, сопутствующих учитываемой экспозиции. Процедура оценки зависимости «доза – ответ» имеет специфику для канцерогенных и неканцерогенных экотоксикантов. Так, для неканцерогеных экотоксикантов с системной токсичностью основанием служат концепция пороговости действия и возможность определения «референтной дозы» (RFD) или «референтной концентрации» (RFC), при воздействии которых на популяцию людей, в том числе ее высокочувствительные группы, не возникает какой-либо риск формирования неблагоприятных эффектов на протяжении всей жизни. В случае оценки зависимости «доза – ответ» для канцерогенных экотоксикантов, для которых подразумевается беспороговое действие, обычно применяется линеаризированная многоступенчатая модель (linearized multistage model), которая является основой универсального подхода к экстраполяции с высоких доз на низкие. В качестве ключевого параметра при исчислении риска для здоровья применяется фактор наклона (slope factor) – 95 %-ный верхний доверительный предел наклона кривой «доза – ответ», который выражается в (мг/кг-день)-1 и служит мерой риска, обусловленного единицей дозы канцерогенного экотоксиканта. Например, если организм ежедневно на протяжении жизни подвергался воздействию канцерогенного вещества в дозе 0,02 (мг/кг-день)-1, то добавленный риск,

получаемый за счет умножения указанной дозы на фактор наклона, оценивается величиной 4•10-5. Это означает, что вероятным является развитие четырех дополнительных случаев злокачественных новообразований на 100 тыс. человек из популяции, подвергающейся такому уровню экспозиции.

Третьим этапом является оценка экспозиции (human exposure assessment), т.е. харатеристика того, через какие компоненты окружающей

36

1.5. Экотоксикометрия. Общие положения методологии

среды и какими способами (путями), в каком количестве, в какой временной интервал и с какой продолжительностью воздействия происходит реальная и ожидаемая экспозиция. Данный этап также представляет собой оценку получаемых доз (если это возможно), и оценку численности контингента населения, подвергаемого соответствующей экспозиции и для которого она представляется вероятной. Иными словами, наряду с оценкой уровня экспозиции, оценивается временной фактор, что позволяет косвенно судить о фактической получаемой дозе, даже в том случае, когда ее невозможно определить непосредственно (например, при химическом исследовании крови или других биологических сред). Размер (численность) популяции, подвергающейся экспонированию, рассматривается как приоритетный фактор при решении вопросов о приоритетности профилактических и оздоровительных мероприятий, ориентированных на управление экологическими рисками. Наиболее объективная оценка экспозиции обеспечивается фактическими данными динамического наблюдения за параметрами химического загрязнения различных компонентов окружающей среды (атмосфера, вода, почвы и другие). В тех случаях, если данный подход неприменим из-за высокой стоимости осуществления непрерывного мониторинга, используются математические модели, например, описывающие рассеивание выбросов в приземном слое атмосферного воздуха. Результаты мониторинга химических загрязнений и моделирования рассеивания выбросов в окружающей среде могут использоваться при построении так называемых биокинетических математических моделей для оценки накопления экотоксикантов в организмах подвергающихся экспозиции людей (например, концентрации свинца в крови у детей различных возрастных групп) при комплексном учете всех возможных путей поступления.

Четвертый этап является заключительным, в рамках которого произ-

водится характеристика экологического риска (risk characterization), ко-

торая включает в себя: детальную характеристику потенциальных и реально наблюдаемых негативных эффектов в здоровье населения на популяционном уровне; оценку риска канцерогенных эффектов; рассчитанные значения коэффициентов опасности проявления различных общетоксических эффектов; детальный анализ и характеристику неопределенностей, связанных с оценкой риска; итоговое обобщение всей значимой информации по проведенному исследованию [1, 2, 7, 9, 11, 12].

37

2.1. Полигалогенированные ароматические углеводороды

2.1.1. Диоксины

Чрезвычайное разнообразие химической структуры диоксинов (десятки семейств данных полигалогенированных полициклических углеводородов при общем числе соединений более 13 тысяч) определяется числом атомов и типом галогена, а также возможностью изомерии. Являются глобальными экотоксикантами с чрезвычайно мощным канцерогенным, тератогенным, эмбриотоксическим, мутагенным и иммунодепрессантным эффектом; накапливаются в организмах людей и других компонентах биосферы, в воздухе, воде и пищевых продуктах. Самый опасный представи-

тель диоксинов – 2,3,7,8-тетрахлордибензо-пара-диоксин (ТХДД, диоксин).

Величина его летальной дозы достигает 10-6 г на 1 килограмм живого веса; токсичность которого для человека близка с таковой для приматов (LD50 менее 70 мкг/кг). Образуется как неустранимый побочный продукт при синтезе гербицидов 2,4,5-трихлофеноксиуксусной кислоты и трихлорфенола.

Во второй половине XX в. произошло свыше 200 аварий и инцидентов при производстве хлорированных фенолов с выбросом ТХДД в атмосферный воздух. Самая крупная авария произошла в 1976 г. в итальянском городе Севезо, к последствиям которой относится увеличение частоты врожденных аномалий развития, включая spina bifida (открытый спинной мозг). В 1949 г. от диоксинов пострадали работники заводов Monsanto в США и BASF в Людвигсхафене (Германия). В мире за последние 50 лет в результате аварий на объектах промышленности пострадало более 1 500 человек, при этом экологические последствия могут оказаться еще более существенными. Так, в ходе войны во Вьетнаме США применили около 57 тысяч тонн гербицидов, содержащих, по разным оценкам, от 170 до 500 кг диоксинов (т.е. не менее 109 смертельных доз для приматов).

Токсикокинетика. Диоксин, относящийся к супертоксикантам, отличается очень высокой стойкостью: не разрушается кислотами и окислителями при отсутствии катализаторов, устойчив к щелочам, сохраняет структурную стойкость при температуре до 1 300°С. Не растворим в воде, хорошо растворим в липидах и органических растворителях; практически не летуч. Способен накапливаться в объектах внешней среды и организмах животных, легко передается по трофическим цепям. В окружающей среде он абсорбируются на органических, пылевых и аэрозольных частицах, разносится воздушными потоками и попадает в водные экологические систе-

39

2. Частная экологическая токсикология

мы, где в донных отложениях стоячих водоемов может сохраняться десятки лет. В почве возможна медленная микробная деградация диоксина. В Российской Федерации принят единый норматив содержания полихлорированных дибензо-пара-диоксинов и дибензофуранов в почве – 0,133 пг/г (1 пикограмм (пг) = 10–12 грамм). Период полуэлиминации из почвы определяется конкретными климато-географическими условиями и характером почвы. Диоксины, поступившие в организм с зараженной пищей или ингаляционно, подвергаются медленной биотрансформации. Значительная часть токсикантов накапливается в жировой ткани. Так, через 15 лет после окончания химической войны содержание ТХДД в жировой ткани жителей зараженных районов Вьетнама было в 3–4 раза выше, чем у жителей Европы и США. Период полувыведения 2,3,7,8-ТХДД у представителей разных биологических видов не одинаков. Он составляет: у мышей, хомяков (в днях) – 15; крыс – 30; морских свинок – 30–94; обезьян – 455; у человека – около 2120 (5–7 и более лет).

Токсикодинамика. Для токсического процесса характерен продолжительный скрытый (латентный) период. Течение даже острого поражения крайне вялое и растягивается на месяцы. Клиническая картина интоксикации включает, во-первых, синдром общей интоксикации (истощение, анорексия, адинамия, пониженное содержание эозинофилов и лимфоцитов в крови в сочетании с лейкоцитозом, во-вторых, симптомы органоспецифической патологии (поражение печени, кожи, иммунной системы и другие.). Для диоксина подтверждено эмбриотоксическое, тератогенное и канцерогенное действие.

У людей наиболее ранним и частым признаком является хлоракне (chloracne) – продолжительное (до 10 лет и более) угреподобное поражение кожи, возникающее после длительного контакта с хлорированными углеводами (папулы и множественные пустулы с черными головками в центре на коже волосистых участков тела); возможно последующее развитие рака кожи.

В результате воздействия диоксина у жителей Южного Вьетнама отмечалась аномально высокая частота поражений печени, кожи и подкожной жировой клетчатки, заболеваний ЛОР-органов, самопроизвольных абортов и врожденных пороков развития (анэнцефалия – полное или частичное отсутствие костей свода черепа и мозга, другие дефекты развития нервной системы, например, расщелина позвоночника; «заячья губа» и

40