экологическая токсикология. Н. В. Иваненко экологическая
 Скачать 1.45 Mb.
|
|
средняя эффективная доза (ЕД 50 ) представляет собой расчетную статистиче- скую величину, которая также имеет нормальное распределение и ха- рактеризуется средним значением и дисперсией. Эффективная доза рас- считывается по значениям вероятностей эффекта, и ее дисперсия вклю- чает как погрешность воздействовавшей дозы, так и погрешность эф- фекта. Эффективная доза в каждой точке функции обозначается опреде- ленной категорией, соответствующей вероятности эффекта. Если оце- ниваемый эффект – летальность животных в группе, эта точка обозна- чается как среднесмертельная доза. Множество эффективных доз собст- венно и составляют функцию эффективности. 2. Чувствительность большинства животных в популяции близка среднему значению. Интервал доз, включающий основную часть кривой вокруг центральной точки, иногда обозначается как «потенция» препа- рата. 3. Небольшая часть популяции в левой части кривой «доза-эффект» реагирует на малые дозы токсиканта. Это группа сверхчувствительных 29 или гиперреактивных особей. Другая часть популяции в правой части кривой реагирует лишь на очень большие дозы токсиканта. Это мало- чувствительные, гипореактивные или резистентные особи. 4. Наклон кривой «доза-эффект», особенно вблизи среднего значе- ния, характеризует разброс доз, вызывающих эффект. Эта величина ука- зывает, как велико будет изменение реакции популяции на действие токсиканта с изменением действующей дозы. Крутой наклон указывает на то, что большая часть популяции будет реагировать на токсикант примерно одинаково в узком диапазоне доз, в то время как пологий на- клон свидетельствует о существенных различиях в чувствительности особей к токсиканту. Форма кривой и еѐ экстремальные точки зависят от целого ряда внешних и внутренних факторов, таких как состояние механизмов ре- парации повреждений, обратимость вызываемых эффектов и т.д. Так, токсический процесс может не развиваться до тех пор, пока не истощат- ся механизмы защиты организма от действующего токсиканта, не на- ступит насыщение процессов биохимической детоксикации. Точно так же насыщение процессов образования токсичных метаболитов из ис- ходного ксенобиотика может явиться причиной выхода кривой «доза- эффект» на плато. Традиционно в токсикологии сложилось естественное убеждение в том, что при увеличении дозы яда вероятность появления ожидаемого эффекта должны возрастать, приближаясь к единице. Именно так и про- является на живых организмах токсическое действие абсолютного большинства вредных веществ и ядов. По этому поводу еще A. Albert (1958) заметил (По: С.В. Криштопенко и др., 2001): «Разве кто-нибудь должен ожидать уменьшения токсического эффекта любой биологиче- ски активной субстанции по мере того как концентрация повышается? Тем не менее, на нескольких примерах обнаруживается, где это проис- ходит». В определенных диапазонах испытания доз зависимость «доза- эффект» принимает нелинейный вид и совершенно не поддается мате- матическому анализу при помощи традиционных методов. По сведениям, приведенным в работе М.Г. Домшлаг (1998), по ре- зультатам экологических исследований установлена нелинейная (бимо- дальная, инвертированная, V-образная, включающая отрезки с суперли- нейностью, сублинейностью и линейностью) зависимость «концентра- ция (доза) – эффект» при воздействии химических мутагенов, токсич- ных соединений и низкоинтенсивного облучения (По: С.В. Криштопен- ко и др., 2001). Такое явление получило в токсикологии название «парадоксальной токсичности». Считается, что его происхождение обусловлено одновре- менной реализацией разных механизмов токсичности и проявлениями за- щитных реакций организма (например детоксикация вредных веществ). В 30 этом смысле ничего необычного (парадоксального) в токсодинамике таких агентов нет. В отдельных случаях неизвестны механизмы реализации дан- ных эффектов. Под самим термином «парадоксальная токсичность» следу- ет понимать явление уменьшения вероятности проявления регистрируемо- го признака (эффекта) в экспериментальной выборке тест-объектов при последовательном увеличении доз вредных агентов. Термин «парадоксальная токсичность» применяется для характери- стики токсикантов. В этом случае, если в качестве регистрируемого признака используются иные показатели, то зависимость «доза-эффект» определяется общим термином «парадоксальная эффективность». Парадоксальная функция эффективности является частным случаем зависимости «доза-эффект». В двумерной системе координат она в каж- дой точке отражает вероятность появления регистрируемого признака при воздействии испытанной дозы. На оси абсцисс фиксируются испы- танные дозы, а на оси ординат – вероятности (частоты) эффектов после воздействий этих доз. Признак учитывается в альтернативной форме (1 – есть проявление признака, 0 – нет проявления признака) с исполь- зованием терминов «частота» и «вероятность» эффекта. Частота эффекта – это относительная величина, выраженная в до- лях единицы или в процентах и найденная экспериментально путем от- ношения числа тест-объектов, у которых проявился указываемый при- знак, к общему числу тест-объектов в экспериментальной группе. Вероятностью эффекта называется прогнозируемая относительная величина, вычисленная при помощи статистических методов и также выраженная в относительных единицах или в процентах. Например, для перевода значений частот эффектов в величины вероятностей применя- ется формула Ван-ден-Вердена: P = n+1/N+2, где n – число объектов в выбранной группе, N – общее число объектов в исследованной выборке животных. Количественное значение частоты эффекта характеризует вероят- ность встречаемости в экспериментальной выборке тест-объектов инди- видуумов с выраженной чувствительностью к заданной дозе исследуе- мого агента. Именно у этой категории тест-объектов и регистрируются заданные признаки. При увеличении дозы соотношение чувствительных тест-объектов уже в новых экспериментальных выборках могут изме- няться, что и является причиной формирования вида функции эффек- тивности. При равномерном увеличении числа чувствительных тест- объектов с возрастанием доз формируется линейная функция эффектив- ности. В противном случае вид функции эффективности может быть самым различным, в том числе и убывающим при возрастании доз, то есть парадоксальном. 31 В современной токсикометрии проблема оценки феномена пара- доксальной токсичности состоит в том, что до настоящего времени не разработано адекватной математической модели, на основе которой бы- ло бы возможно осуществлять планирование эксперимента и обработку полученных данных, доказывающих наличие или отсутствие парадок- сальных эффектов. Классические методы построения функции эффек- тивности и определения категорий эффективных доз непригодны в том случае, если функция эффективности отличается от функции нормаль- ного распределения. Зависимость «доза-эффект» по показателю летальность. По- скольку смертельный исход после действия токсиканта – альтернатив- ная реакция, реализующаяся по принципу «все или ничего», этот эф- фект считают наиболее удобным для определения токсичности веществ, его используют для определения величины среднесмертельной дозы (ЛД 50 (LD 50 )). Средняя смертельная доза (или концентрация LC 50 ) – ко- личество яда, вызывающее гибель 50% стандартной группы подопыт- ных животных при определенном сроке последующего наблюдения. Определение острой токсичности по показателю «летальность» проводится методом формирования подгрупп. Введение токсиканта осуществляется одним из возможных способов (например, для крыс, мышей – энтерально, парентерально) при контролируемых условиях. При этом необходимо учитывать, что способ введения вещества самым существенным образом сказывается на величине токсичности (табл. 3). Таблица 3 Влияние способа введения на токсичность зарина и атропина для лабораторных животных (По: С.А. Куценко, 2002) Токсикант Животное Способ введения Смертельная доза (мг/кг) Зарин Крысы Подкожно Внутримышечно Внутривенно Через рот 0,12 0,17 0,05 0,6 Атропин Мыши Внутривенно Через рот 800 90 Используются животные одного пола, возраста, веса, содержащие- ся на определенной диете, при необходимых условиях размещения, температуре, влажности и т.д. Исследования повторяют на нескольких видах лабораторных животных. После введения тестируемого химиче- ского соединения проводят наблюдения, определяя количество павших животных, как правило, за 14 суток. 32 Кривая «доза-летальность», как правило, аналогична по форме кривой распределения кумулятивной частоты эффекта для других зависимостей «доза-эффект». Для целей сравнения получаемых данных и статистической их обработки кривую преобразуют в форму линейной зависимости. Токсичность по показателю «летальность», как правило, устанав- ливается по определенному уровню гибели животных в группе. Наибо- лее часто в качестве контрольного уровня используется 50% гибель жи- вотных, так как это соответствует медиане кривой распределения дозы, вокруг которой симметрично концентрируется большинство позитив- ных ответных реакций. Концепция определения ЛД 50 веществ была впервые сформулиро- вана Trevan в 1927 году. С этого момента начинается становление ток- сикологии как настоящей науки, оперирующей количественными харак- теристиками исследуемого свойства (величина токсичности). В качестве других уровней смертности, подлежащих определению, могут быть вы- браны величины ЛД 5 , ЛД 95 , которые согласно законам статистики близ- ки соответственно к порогу и максимуму токсического действия и яв- ляются границами дозового интервала, в рамках которого, в основном, и реализуется эффект. Как уже указывалось, важной характеристикой любой кривой «до- за-эффект» является еѐ крутизна. Так, если два вещества имеют стати- стически неразличимые значения величин ЛД 50 и одинаковую крутизну кривой токсичности «доза-эффект» (т.е. статистически неразличимые величины значений соответственно ЛД 16 и ЛД 84 ), они по показателю летальность эквитоксичны в широком диапазоне доз (вещества А и В на рис. 3). Однако вещества, имеющие близкие значения величин ЛД 50 , но различную крутизну кривой токсичности, существенно отличаются по своим токсическим свойствам (вещество С на рис. 3). Рис. 3. Зависимости «доза-эффект» токсикантов с близкими значениями величин ЛД 50 , но различной крутизной наклона 33 Помимо летальных доз в экотоксикометрии также выделяют поро- говые дозы: РСt 10 – при ингаляционном отравлении; PD 10 (ПД 10 ) – при других видах воздействия, где индекс указывает появление признаков отравления. По определению, порог вредного действия (Harmful effect threshold) – минимальная концентрация (доза) вещества в объекте ок- ружающей среды, при воздействии которой в организме (при конкрет- ных условиях поступления вещества и стандартной статистической группе животных) возникают изменения, выходящие за пределы физио- логических приспособительных реакций, или скрытая (временно ком- пенсированная) патология. Порог однократного действия обозначается символом Lim(ac), порог хронического действия – символом Lim(ch). При оценке экотоксичности необходимо учитывать, что хотя прак- тически все вещества могут вызывать острые токсические эффекты, хроническая токсичность выявляется далеко не у каждого соединения. Косвенной величиной, указывающей на степень опасности вещества при его хроническом действии, является соотношение концентраций, вызывающих острые и хронические эффекты. Если это соотношение менее 10, вещество рассматривается как малоопасное при хроническом воздействии. При оценке хронической экотоксичности вещества необходимо учитывать следующие обстоятельства: 1. Определение коэффициента опасности является лишь самым первым шагом определения экотоксического потенциала вещества. В условиях лаборатории пороговые концентрации хронического действия токсикантов определяют, оценивая показатели летальности, роста, ре- продуктивных способностей группы. Изучение других последствий хронического действия веществ порой может привести к иным число- вым характеристикам. 2. Исследования токсичности проводят на животных, пригодных для содержания в условиях лаборатории. Получаемые при этом резуль- таты нельзя рассматривать как абсолютные. Токсиканты могут вызы- вать хронические эффекты у одних видов и не вызывать – у других. 3. Взаимодействие токсиканта с биотическими и абиотическими элементами окружающей среды может существенно сказаться на его токсичности в естественных условиях. Популяционный характер зависимости «доза-эффект» (По: В.С. Безель и др., 1994). Экологическая токсикология оперирует обяза- тельным надорганизменным рангом показателей. В популяции должна существовать некоторая критическая числен- ность особей, ниже которой ее существование в природных условиях 34 невозможно. Этой критической ситуации соответствует определенный процент «пораженных особей». Проблема оценки диапазона действующих доз для биологических сис- тем различного ранга сложна и неразрывно связана с понятием норма. Теория нормы применительно к биологическим системам разрабо- тана в настоящее время недостаточно. В процессе эволюционного развития у растительных и животных организмов закреплена способность адекватно реагировать на измене- ния среды обитания, вызываемые изменением природно-климатических факторов. К воздействию антропогенных факторов, включая техноген- ное загрязнение, биологические системы различного ранга эволюцион- но не готовы. Их реакция на техногенный процесс носит неспецифиче- ский характер в рамках традиционных, эволюционно закрепленных ме- ханизмов компенсации. Лишь в этом случае адаптационные способно- сти могут быть превышены и параметры, характеризующие функциони- рование биологических систем, могут выйти за рамки допустимого. Наиболее характерным показателем нормы биологических систем является способность таким образом изменять свои функциональные параметры в изменяющихся условиях существования, чтобы поддержи- вать систему в условиях оптимума. Иначе говоря, норма целого – это норма взаимодействия его частей в процессе адаптации системы к усло- виям существования. Популяция как системы взаимосвязанных особей уже в силу ис- ходной разнокачественности ее отдельных эколого-функциональных группировок характеризуется разнообразием их ответа на любое внеш- нее воздействие. Существует своеобразный резерв наследственно за- крепленной внутривидовой изменчивости, который, с одной стороны, проявляется в широком спектре отдельных субпопуляционных группи- ровок на техногенное загрязнение среды, с другой – обусловлен наличи- ем специфических популяционных механизмов компенсации неблаго- приятных изменений структуры и функции популяции, вызванных за- грязнением. Этот резерв является необходимой компонентой нормы реакции популяции на техногенное загрязнение среды. В связи с изложенным популяционный характер зависимости «до- за-эффект» должен учитывать следующие обстоятельства. 1. Количественная оценка «дозы» предполагает учет меры токси- ческого воздействия, отражающей не просто средние уровни токсиче- ских веществ в объектах внешней среды, а специфику популяции как гетерогенного объекта, элементы которого испытывают токсическое воздействие различной интенсивности. Например, это может быть об- щее содержание или поток токсикантов, подразделенный на отдельные компоненты, соответствующие структуре популяции. 35 2. Аналогичным образом оценка эффекта должна включать неко- торые интегральные показатели состояния популяции, непосредственно контролирующие стабильность ее структуры и функции. Например, показатели плодовитости или плодоношения, выживаемости, продук- тивности, занимаемой площади или численности и т.д. 3. При оценке эффектов надорганизменного уровня необходимо исходить из первичных проявлений токсичности на молекулярном, тка- невом, клеточном и организменном уровнях. 4. Большая, чем для других систем, роль факторов внешней среды в реализации эффектов популяционного уровня. Например, влияние рН среды при воздействии загрязнения на сообщества водных организмов. Анализ большого фактического материала убеждает, что наблю- даемые проявления токсичности при воздействии практически всех тех- ногенных загрязнителей однозначно коррелируют с накоплением этих веществ в отдельных компонентах биоты. Таким образом, техногенные вещества, загрязняющие природные экосистемы, включаются в биологический круговорот за счет жизнедея- тельности популяций растений и животных. При этом популяции, буду- чи системами взаимосвязанных гетеротрофных группировок особей, модифицируют эти потоки в соответствии с их эколого- функциональной спецификой, определяя тем самым разнородность на- капливаемых уровней токсикантов и ответных реакций на воздействие. Например, мы отловили всех животных одного вида на некотором загрязненном участке. Уровни загрязняющих веществ у этих животных могут существенно отличаться. Подобные различия обусловлены не- сколькими причинами. Прежде всего, это могут быть различия в интенсивности обменных процессов у отдельных особей или их принадлежность к различным эколого-функциональным группировкам в популяции (половозрелые и неполовозрелые особи, сеголетки и перезимовавшие и т.п.). Возможно присутствие в выборке животных, мигрирующих с менее загрязненных участков. В любом случае наряду с большинством животных, характеризую- щихся некоторыми средними уровнями загрязнителей, всегда будут присутствовать в выборке особи с максимальными и минимальными содержаниями токсикантов. Естественно, что мера токсического воздействия, то, что понимает- ся в качестве дозы, не может характеризоваться некоторыми средними значениями содержания токсических элементов в биоте. Такая мера должна отражать изменчивость обменных процессов отдельных орга- низмов, приводящих к вариабельности накапливаемых ими уровней токсикантов в однородных группировках, а также учитывать разнокаче- ственность по этому показателю отдельных субпопуляционных групп. 36 Распределение уровней токсических элементов среди животных в выборке может быть математически выражено одним из законов стати- стического распределения. В качестве популяционной меры токсического воздействия следует рассматривать некоторую интегральную функцию ƒ(x), описывающую статистическое распределение содержаний токсических элементов в организмах, составляющих популяцию или определенную популяцион- ную выборку (спектр концентраций). Здесь x – содержание вещества во внутренних средах организма (например концентрация тяжелых метал- лов в крови). Вводимый показатель является популяционной характери- стикой. С одной стороны, он отражает специфику накопления токсиче- ских веществ на организменном уровне, ее обусловленность индивиду- альной генетико-функциональной изменчивостью метаболических про- цессов и энергетических потребностей организмов, принадлежащих однородным популяционным группировкам. С другой – этот показатель не является простой суммой уровней загрязненности. Изменяющиеся условия существования природных популяций, включая влияние техногенного загрязнения, прямо отражаются на оби- лии или численности отдельных эколого-функциональных групп (се- зонных, пространственных, половых, возрастных и т.д.). Это определяет вклад каждой внутрипопуляционной группы в общее распределение уровней токсических элементов в популяциях и позволяет рассматри- вать такие распределения в качестве меры токсического воздействия. Статистическое распределение концентраций токсических веществ в тканях или организмах в целом несимметрично (не может быть описано законом нормального распределения). В экологической токсикологии в качестве аргументации зависимости «доза-эффект» следует рассматривать спектр концентраций токсических веществ в популяционной выборке, опи- сываемой логнормальным законом распределения. Переход к популяционной форме зависимости «доза-эффект» предполагает рассмотрение функции «распределение содержаний ток- сических элементов в организмах, составляющих популяцию», – доля в ней «пораженных» особей. Сложность перехода к анализу дозовых зависимостей экологиче- ских систем надорганизменного уровня связана с практической нереа- лизуемостью активных экспериментов с дозируемыми нагрузками на природные биогеоценозы. Другая трудность связана с неопределенно- стью дозы токсической нагрузки в реальной ситуации. Выбросы реаль- ных источников загрязнения, как правило, многокомпонентны, и не все- гда удается выделить один или два ведущих токсиканта. Наконец, тре- тья трудность анализа зависимостей «доза-эффект» на уровне экосистем связана со значительно большей пространственно-временной вариа- бельностью параметров по сравнению с другими уровнями организа- ции. Она определяется как естественной мозаичностью экологических 37 факторов, так и пространственной неоднородностью распределения до- зы токсической нагрузки. 4.2. Использование тест-объектов в токсикологическом эксперименте Основная задача любого токсикологического опыта – определение максимальной недействующей (или безвредной, пороговой, неэффек- тивной) концентрации веществ, при которой не обнаруживается изме- нений в организмах. При проведении опытов с различными тест- объектами (рыбами, беспозвоночными и т.д.) устанавливают безвред- ную концентрацию вещества для наиболее чувствительного организма, которая служит отправной точкой для определения допустимой концен- трации этого вещества. Тест-организмы – это высокочувствительные организмы, широко представленные в определенных географических зонах, доступные для сбора, удобные для содержания и культивирования в лаборатории и хорошо изученные. Например, для биотестирования водных объектов используют различ- ных гидробионтов – водорослей, микроорганизмов, беспозвоночных, рыб. Наиболее популярные объекты – ювенильные формы (juvenile forms) планктонных ракообразных-фильтраторов Daphnia magna, Ceriodaphnia affinis. Важное условие правильного проведения биотестирования – ис- пользование генетически однородных лабораторных культур, так как они проходят поверки чувствительности, содержатся в специальных, оговорен- ных стандартами лабораторных условиях, обеспечивающих необходимую сходимость и воспроизводимость результатов исследований, а также мак- симальную чувствительность к токсическим веществам. В биотестировании для характеристики отклика тест-объекта на повреждающее действие среды используют критерий токсичности (toxicity criterion) – тест-функцию. Тест-фукнкции, используемые в ка- честве показателей биотестирования для различных объектов: – для инфузорий, ракообразных, эмбриональных стадий моллю- сков, рыб, насекомых – выживаемость (смертность) тест-организмов; – для ракообразных, рыб, моллюсков – плодовитость, появление аномальных отклонений в раннем эмбриональном развитии организма, степень синхронности дробления яйцеклеток; – для культур одноклеточных водорослей и инфузорий – гибель клеток, изменение (прирост или убыль) численности клеток в культуре, коэффициент деления клеток, средняя скорость роста, суточный при- рост культуры; – для растений – энергия прорастания семян, длина первичного корня и др. 38 Начальное, оценочное тестирование токсичности различных хими- катов – это, как правило, острые опыты с высокими концентрациями добавок продолжительностью до 5 суток. Такие опыты необходимы, так как они демонстрируют возможную вредность меньших доз вещества при более длительном воздействии. Следовательно, при определении подпороговой концентрации вещества главное внимание в острых ток- сикологических опытах должно быть уделено поиску наиболее чувстви- тельных организмов. Основным методом оценки чувствительности тест-организмов к токсикантам является регистрация их смертности. Основная (классиче- ская) продолжительность теста – 96 часов. Как отмечают А.Н. Тюрин и Н.К. Христофорова (Биология моря, 1995), причина «классической» длительности токсикологических тестов в 96 часов, скорее, социальная, чем фундаментальная, и имеет корни в исторически сложившейся про- должительности рабочей недели ученых разных стран – 5 суток. В начале XX века основным методом оценки токсичности среды был метод определения выживания рыб – так называемый метод «рыбной про- бы». Основоположники метода – российские ученые Гримм, Арнольд, Чермак, Долгов, Никитинский. Метод получил широкое распространение и за рубежом; благодаря простоте и удобству его применяют до сих пор. Не- достаток метода заключается в необходимости длительного периода адап- тации рыб к лабораторному содержанию (15–20 сут.), которое само по себе является стрессом. Дальнейшее развитие метод «рыбной пробы» получил в США после разработки систем для бесконтактной регистрации двигатель- ной активности и некоторых поведенческих реакций рыб, по изменению которых определяли наличие токсикантов в среде. 4.3. Основные классы токсичных веществ Важнейшей характеристикой ксенобиотиков с позиции экотокси- кологии является их экотоксическая опасность. Опасность – это по- тенциальная способность вещества в конкретных условиях вызывать повреждение биологических систем при попадании в окружающую сре- ду. Потенциальная опасность вещества определяется его стойкостью в окружающей среде, способностью к биоаккумуляции, величиной ток- сичности для представителей различных биологических видов. По степени воздействия на организм вредные вещества подразде- ляются на 4 класса опасности: 1 – вещества чрезвычайно опасные; 2 – вещества высоко опасные; 3 – вещества умеренно опасные; 4 – вещества малоопасные. Показатели опасности делятся на две группы. К первой группе от- носятся показатели потенциальной опасности – летучесть вещества (или ее производное – коэффициент возможности ингаляционного отравле- 39 ния – КВИО, равный отношению летучести к токсичности при ингаля- ции в стандартных условиях: 20 0 С, экспозиция – 2 часа, мыши), раство- римость в воде и жирах и другие, например дисперсность аэрозоля. Эти свойства определяют возможность попадания яда в организм при вды- хании, попадании на кожу и т.п. Ко второй группе относятся показатели реальной опасности – мно- гочисленные параметры токсикометрии и их производные. Среди них: Понятие зоны острого действия (Zac) было предложено одним из основателей российской промышленной токсикологии профессором Н.С. Правдиным. Вещество тем опаснее для развития острого отравле- ния, чем меньше разрыв между концентрациями (дозами), вызывающи- ми гибель. Так, например, аммиак имеет Zac > 100 (естественный про- дукт метаболизма, к которому организмы приспособились). Это веще- ство малоопасное в смысле острого отравления. В то время, например, амиловый спирт имеет очень узкую зону действия – Zac = 3. Это опас- ное вещество в плане возможности развития острого отравления. Зона хронического действия (Zch) связана с кумулятивными свойствами веществ, ее величина прямо пропорциональна опасности хронического отравления. Зона биологического действия. Отношение средней смертельной до- зы (концентрации) к пороговой дозе (концентрации) при хроническом воз- действии. Используется для характеристики кумулятивных свойств ядов. Зона специфического/избирательного действия. Отношение по- рога однократного действия, установленного по интегральным показа- телям, к порогу острого действия по специфическим (системным, ор- ганным, рецепторным) показателям. Используется для характеристики специфических свойств яда. Обозначается символом Zsp. В России принята официальная классификация опасности вредных веществ (табл. 4). Таблица 4 Классы опасности вредных веществ в зависимости от норм и показателей Наименование показателя Нормы для класса опасности 1 2 3 4 1 2 3 4 5 Предельно допустимая концен- трация (ПДК) вредных веществ в воздухе рабочей зоны, мг/м 3 < 0,1 0.1 – 1,0 1,1 – 10,0 > 10,0 Средняя смертельная доза при введении в желудок, мг/кг < 15 15 – 150 151 – 5000 > 5000 40 Окончание табл. 4 1 2 3 4 5 Средняя смертельная доза при нанесении на кожу, мг/кг < 100 100 – 500 501 – 2500 > 2500 Средняя смертельная концен- трация в воздухе, мг/м 3 < 500 500 – 5000 5001 – 50000 > 50000 Коэффициент возможности ин- галяционного отравления (КВИО) > 300 300 – 30 29 – 3 < 3 Зона острого действия < 6,0 6,0 – 18,0 18,1 – 54,0 > 54,0 Зона хронического действия > 10,0 10,0 – 5,0 4,9 2,5 < 2,5 Пороговая концентрация остро- го действия, мг/л < 0, 01 0,01 – 0,1 0,11 – 1,0 > 1,0 Пороговая концентрация хрони- ческого действия, мг/л > 10 10 – 5 4,9 – 2,5 < 2,5 Для характеристики качественной стороны действия промышленных ядов, оценки их влияния на ту или иную функциональную систему орга- низма предложено несколько классификаций. Одна из них предложена применительно к условиям хронического воздействия промышленных ве- ществ в минимальных эффективных дозах и концентрациях (табл. 5). Таблица 5 Классы опасности вредных веществ по типу действия на низких уровнях воздействия Класс опасности Вид действия I Вещества, оказывающие избирательное действие в отдаленный период: бластомогены, мутагены, атеросклеротические вещества, вызывающие склероз органов (пневмосклероз, нейросклероз и др.), гонадотропные, эмбриотропные вещества II Вещества, вызывающие действие на нервную систему: судорож- ные и нервно-паралитические, наркотики, вызывающие пораже- ние паренхиматозных органов, наркотики, оказывающие чисто наркотический эффект III Вещества, оказывающие действие на кровь: вызывающие угне- тение костного мозга, изменяющие гемоглобин, гемолитики IV Раздражающие и едкие вещества: раздражающие слизистые обо- лочки глаз и верхних дыхательных путей, кожу 41 4.4. Оценка экологического риска Риск является вероятностной характеристикой той угрозы, которая возникает в рассматриваемом случае для окружающей природной среды (и человека) при возможных антропогенных воздействиях или других явлениях или событиях. В системе оценки экологического риска любое воздействие (будь то химический фактор или энергетическое поле), вы- зывающее изменения в биологических системах (как позитивные, так и негативные), называется стрессором. В этом смысле любой экотокси- кант – несомненно стрессор. Концепция оценки риска включает в себя два элемента: оценку риска (Risk Assesment) и управление риском (Risk Management). Оценка риска – это научный анализ его происхождения, включая его выявление, определение степени опасности в конкретной ситуации. В прикладной экологии понятие риска связано с источниками опасности для экологических систем и процессов, в них протекающих. К экологи- ческим показателям ущерба (экологический риск) в этом случае отно- сятся: разрушение биоты, вредное, порой необратимое воздействие на экосистемы, ухудшение качества окружающей среды, связанное с ее загрязнением, повышение вероятности возникновения специфических заболеваний, отчуждение земель, гибель лесов, озер, рек, морей (напри- мер Аральского) и т.п. Управление риском – это анализ самой рисковой ситуации, разра- ботка и обоснование управленческого решения, как правило, в форме нормативного акта, направленного на уменьшение риска, поиск путей сокращения риска. Развитие теории риска привело к последовательному формирова- нию принципов, характеризующих отношение общества к обеспечению безаварийного функционирования техногенных объектов – источников экологической опасности: – принцип нулевого риска – отражает уверенность в том, что риск не будет нанесен; – принцип последовательного приближения к абсолютной безопас- ности, т.е. к нулевому риску, предполагающий исследование опреде- ленных сочетаний альтернативных структур, технологий и т.п.; – принцип минимального риска, в соответствии с которым уровень опасности устанавливается настолько низким, насколько это реально достижимо исходя из оправданности любых затрат на защиту человека; – принцип сбалансированного риска, согласно которому учитыва- ются различные естественные опасности и антропогенные воздействия, изучается степень риска каждого события и условия, в которых люди подвергаются опасности; 42 – принцип приемлемого риска, базирующийся на анализе соотно- шений «затраты-риск», «выгода-риск», «затраты-выгода». Концепция приемлемого риска исходит из того, что полное исключение риска либо практически невозможно, либо экономически нецелесообразно. В соот- ветствии с этим устанавливается рациональная безопасность, при кото- рой оптимизируются затраты на предотвращение риска и размеры ущерба при возникновении чрезвычайных ситуаций. Первым шагом (этапом) оценки риска является идентификация опасности – определение реальной опасности для человека, окружаю- щей среды. Здесь большая роль отводится научному исследованию. По- пытка идентификации опасности сводится к поиску сигналов опасности, выделению такого сигнала на существующем фоне. Для идентификации опасности важны приемы апробации, отбора (например различных препаратов), моделирования поведения различ- ных веществ в среде, мониторинга и диагностики (оценки симптомов, последствий воздействия). Отметим, что все вопросы оценки, диагно- стики и прогноза следует отнести к системе мониторинга. Диагностика начинается с наблюдений отклонений – по этим отклонениям необхо- димо правильно определить «заболевание». Практически все данные, полученные с помощью мониторинга, требуют оценок, по большей час- ти диагностических. При идентификации опасности первым является вопрос, что пред- ставляет собой опасность, при вычислении риска, какова его величина, т.е. необходимо определить вероятность возникновения данного опас- ного явления и вероятность неблагоприятных последствий. Для опреде- ления вычисления риска могут использоваться предвидение, интуиция и экстраполяция. На рассматриваемом этапе процедуры оценки риска анализ ведется на качественном уровне. Второй этап – оценка экспозиции – это оценка того, какими путями и через какие среды, на каком количественном уровне, в какое время и при какой продолжительности воздействия имеет место реальная и ожидаемая экспозиция; это также оценка получаемых доз, если она дос- тупна, и оценка численности лиц, которые подвергаются такой экспози- ции и для которых она представляется вероятной. Численность экспонированной популяции является одним из важ- нейших факторов для решения вопроса о приоритетности охранных мероприятий, возникающего при использовании результатов оценки риска в целях «управления риском». В идеальном варианте оценка экспозиции опирается на фактиче- ские данные мониторинга загрязнения различных компонентов окру- жающей среды (атмосферный воздух, воздух внутри помещений, почва, питьевая вода, продукты питания). Однако нередко этот подход неосу- 43 ществим в связи с большими расходами. Кроме того, он не всегда по- зволяет оценить связь загрязнения с конкретным его источником и не- достаточен для прогнозирования будущей экспозиции. Поэтому во мно- гих случаях используют различные математические модели рассеивания атмосферных выбросов, их оседания на почве, диффузии и разбавления загрязнителей в грунтовых водах и/или открытых водоемах. Третий этап – оценка зависимости «доза-эффект» – это поиск коли- чественных закономерностей, связывающих получаемую дозу вещества с распространенностью того или иного неблагоприятного (для здоровья) эффекта, т.е. с вероятностью его развития. Подобные закономерности, как правило, выявляются в токсикологиче- ских экспериментах. Однако экстраполяция их с группы животных на че- ловеческую популяцию связана со слишком большим числом неопреде- ленностей. Зависимость «доза-эффект», обоснованная эпидемиологически- ми данными, более надежна, но имеет свои зоны неопределенности. Этап оценки зависимости «доза-эффект» принципиально различа- ется для канцерогенов и неканцерогенов. Для неканцерогенных токсических веществ методология исходит из концепции пороговости действия и признает возможным установить так называемую «референтную дозу» (RED) или референтную концен- трацию (RFC), при действии которых на человеческую популяцию, включая ее чувствительные подгруппы, не создается риск развития ка- ких-либо уловимых вредных эффектов в течение всего периода жизни. Аналогичное понятие есть в некоторых документах ВОЗ – «переноси- мое поступление в организм» (tolerable intake – TI). При оценке зависимости «доза-эффект» для канцерогенов, действие которых всегда рассматривается как не имеющее порога, предпочтение отдается так называемой линеаризированной многоступенчатой модели (linearized multistage model). Данная модель выбрана в качестве основы унифицированного подхода к экстраполяции с высоких доз на низкие. При этом основным параметром для исчисления риска на здоровье че- ловека является так называемый фактор наклона (slope factor), в качест- ве которого обычно используется 95%-й верхний доверительный предел наклона кривой «доза-эффект». Фактор наклона выражается в (мг/(кг·день)) -1 и является мерой риска, возникающего на единицу дозы канцерогена. Например, если некто подвергается ежедневно на протя- жении всей жизни воздействию канцерогена в дозе 0,02 (мг/(кг·день)) -1 , то добавленный риск, получаемый умножением дозы на фактор накло- на, оценивается величиной 4·10 -5 . Иными словами, признается вероят- ным развитие четырех дополнительных случаев рака на 100 000 чел., подвергающихся экспозиции такого уровня. Заключительный этап процедуры оценки риска – характеристика риска – является результатом предыдущих этапов и включает оценку 44 возможных и выявленных неблагоприятных эффектов в состоянии здо- ровья человека; оценку риска канцерогенных эффектов, установление коэффициента опасности развития общетоксических эффектов, анализ и характеристику неопределенностей, связанных с оценкой, и обобщение всей информации по оценке риска. Величина риска определяется как произведение величины ущерба I на вероятность W события i, вызывающего этот ущерб: R = IW i . Поскольку процедура оценки риска сложна и в значительной сте- пени страдает известной неопределенностью, с целью стандартизации исследований Агентство по защите окружающей среды США (EPA) разработало и утвердило план проведения таких работ. Он содержит описание последовательности решения задачи, учет неопределенностей и допущений с целью получения в какой-то степени унифицированной приблизительной информации о вероятности развития неблагоприятных экологических эффектов. Согласно этому плану оценка экологического риска включает эта- пы (рис. 4): 1. Формулирование проблемы и разработка плана анализа ситуации. 2. Анализ экологической ситуации. 3. Обработка данных, формирование выводов и представление ма- териалов заказчику. Как правило, оценка экологического риска проводится в форме за- казного исследования, выполняемого с целью получения информации, носящей перспективный или ретроспективный характер и необходимой заказчику (законодательные, управленческие структуры и т.д.) для при- нятия административных решений. Поэтому, в отличие от научных эко- токсикологических исследований, в ходе которых рассматриваются объективные закономерности реакций биоценоза на действие стрессора, при определении экотоксического риска в качестве объектов среды, подлежащих изучению и «защите», могут выступать характеристики биосистемы, имеющие антропоцентрическое значение, а порой и от- дельные элементы окружающей человека природы, субъективно вос- принимаемые общественным мнением, как весьма значимые. Методология оценки экологического риска до конца не разработа- на. В подавляющем большинстве случаев еѐ выводы носят качествен- ный, описательный характер. Попытки внедрить методы количествен- ной оценки сталкиваются с серьезными трудностями. Это обусловлено сложностью экосистем, комплексностью воздействия на среду стрессо- ров (не только химической, но и физической, и биологический приро- ды), недостаточной изученностью характеристик экотоксической опас- ности огромного количества ксенобиотиков, используемых человеком, 45 и т.д. В этой связи, по мнению самих экологов, в настоящее время оцен- ка экологического риска в значительной степени является искусством. Рис. 4. Этапы оценки экологического риска (По: С.А. Куценко, 2002) |