Промышленной токсикологии
 Скачать 2.49 Mb.
|
|
8.2. Кумуляция и её оценка Хроническое отравление происходит в результате длительного воздействия яда на организм и связано с его постепенным накоплением в органах и тканях, т.е. с кумуляцией. Одновременно накапливаются и физиологические изменения в организме. Постоянство величины С в уравнении (8.4) при различных экспозициях свидетельствует о кумулятивном действии вещества. Различают материальную кумуляцию (в организме происходит накопление вещества в тканях) и функциональную кумуляцию (в организме происходит накопление необратимых нарушений). В случае материальной кумуляции биологическое действие сказывается только в течение периода связывания молекул рецепторов в клетке. Длительность эффекта кумуляции в этом случае определяется временем существования комплекса «токсикант-рецептор». Полагают, что если молекулы вещества покидают рецептор в химически неизменном виде, то сами рецепторы возвращаются к первоначальному активному состоянию. При функциональной кумуляции молекула токсиканта, после взаимодействия с молекулой-рецептором, в измененном или неизмененном виде может быть удалена из организма, а молекула-рецептор остается необратимо измененной и не может выполнять нормальных функций. Накопление в клетке таких повреждений происходит независимо от изменений содержания токсического агента или его биологически активных производных. Чем медленнее происходит в клетке репарация повреждений, тем выше способность к функциональной кумуляции. Для оценки эффекта функциональной кумуляции в токсикологии используют дробные введения, а показателем кумулятивности служит коэффициент кумуляции (Кк), вычисляемый как отношение суммарной дозы, полученной организмом при неоднократном (дробном) введении вещества в количестве, равном среднесмертельной дозе ЛД50, к той же величине, но при однократном введении:  (8.8)Обратное отношение этих двух величин (S) называется степенью кумуляции и обычно выражается в процентах. По величине кумуляционного воздействия все токсичные вещества делятся на 4 группы: – сверхкумулятивные (Кк <1, S>100%); – с выраженной кумулятивностью (Кк=1…3, S=100…34%); – среднекумулятивные (Кк=3…5, S=33…20%); – слабокумулятивные (Кк>5, S<20%). Считается, что если Кк меньше 1, то возникает сенсибилизация, т.е. состояние организма, при котором повторное воздействие вещества вызывает больший эффект, чем предыдущее. По мере роста коэффициента кумуляции свыше единицы кумулятивная эффективность вещества снижается. Все рассмотренные характеристики ядовитых веществ, в конечном счете, необходимы для обоснованного гигиенического нормирования их содержания в природных средах, т.е. для установления ПДК. В промышленной токсикологии нормируется содержание вредных веществ преимущественно в воздушной среде предприятий – в рабочих помещениях и на территории. Но в санитарной охране окружающей среды учитывают и то обстоятельство, что в зонах рассеивания промышленных выбросов могут оказаться населенные пункты, где загрязненным воздухом будет дышать население, т.е. те же трудящиеся в нерабочее время и –круглосуточно – члены их семей. 8.3. Оценка опасности химических соединений в водной среде Для оценки опасности вредных веществ, поступающих в воду, используют совокупность различных специфических токсикометрических характеристик, на основании значений которых конкретное вещество и относят к тому или иному классу опасности. Основным показателем здесь является подпороговая (максимальная недействующая) концентрация МНК, мг/л, определяемая по санитарно-токсикологическим признакам при поступлении вещества в организм с водой. Другим показателем является подпороговая (максимальная недействующая) доза вещества МНД: МНД = МНК/20 . Таким образом, подпороговая доза в 20 раз меньше, чем соответствующая концентрация данного вещества в воде. Поскольку наряду с раздражающим, токсическим или комплексным действием на организм многие вещества обладают специфическим привкусом и запахами, оценивается также подпороговая органолептическая концентрация ППКорл, определяемая восприятием вещества органами чувств. Кроме указанных, к токсикометрическим характеристикам вредных веществ в воде относятся: –пороговая концентрация, не влияющая на санитарные характеристики воды в водном объекте, ПКсан; – пороговая доза по отдаленным эффектам, ПДотд.; – пороговая доза по общетоксическому действию, ПДобщ.. Класс опасности вещества в воде устанавливается в четыре этапа, причем на первых двух этапах чрезвычайно опасные вещества не определяются. Для установления класса опасности используют различные отношения между экспериментально установленными характеристиками (табл. 8.3.) Таблица 8.3 – Классы опасности химических соединений в воде
8.3.1.Оценка опасности химических веществ в рыбохозяйственных водоёмах Данные о классах опасности химических веществ приводятся в списке рыбохозяйственных ПДК наряду с ЛПВ и используются для регламентации водопользования. Оценка опасности химических соединений проводится на основе анализа и учёта токсикологических параметров (параметров токсичности), величин ПДК, способности к материальной кумуляции и характеристик поведения вещества в водоеме (стабильности самого вещества и его биологически активных метаболитов). Классификация веществ по токсикологическим параметрам проведена в табл. 8.4., по способности к материальной кумуляции – в табл. 8.5. Таблица 8.4 – Классификация загрязняющих воду химических веществ по токсикологическим параметрам
Таблица 8.5 – Классификация загрязняющих воду химических веществ по их способности к материальной кумуляции
По поведению в водоемах вещества могут быть подразделены: – на практически не трансформируемые в водоемах (например, хлористый натрий); – вещества, метаболиты которых, вступая в сложные соединения с природными компонентами, в основном органическими, меняют характер и интенсивность воздействия на биоту; токсичность при этом может возрастать; – подвергающиеся деградации в природных водах до простых соединений. Их метаболиты могут быть более токсичны, чем исходные вещества, а конечные продукты распада могут выходить из круговорота вещества или включаться в него. Поведение вещества в водоеме характеризуется также сроками его разрушения, т.е. стабильностью (табл. 8.6). Таблица 8.6–Классификация загрязняющих воду химических веществ по стабильности
* В каждой графе приведено время для двух значений температуры. В зависимости от степени токсичности, кумулятивных свойств и стабильности проводится разделение веществ по классам опасности. Класс опасности приводится в списке рыбохозяйственных ПДК наряду с ЛПВ и используется для регламентации водопользования. В рыбохозяйственном водопользовании выделено 4 класса опасности загрязняющих воду веществ: первый – чрезвычайно опасные (ПДК <0,00001 мг/л); второй – высоко опасные (ПДК 0,0001…0,00001 мг/л); третьей – опасные (ПДК 0,01…0,001 мг/л) четвертый – умеренно опасные (ПДК >0,01 мг/л). К первому классу опасности отнесены вещества, лимитируемые по токсикологическому и рыбохозяйственному ЛПВ (накопление в рыбе и промысловых гидробионтах, опасное для человека и домашних животных). Этот класс представлен исключительно ксенобиотиками с ПДК ниже 0,00001 мг/л и высокой или сверхвысокой материальной кумуляцией. Стабильность веществ и вредных продуктов их распада более 180 суток при 200С. Отнесение к классу опасности проводится по любому из указанных признаков, одному или нескольким. Ко второму классу опасности отнесены вещества со свойствами, указанными для 1-го класса, класс также представлен исключительно ксенобиотиками. ПДК от 0,0001 до 0,00001 мг/л. Сюда относятся вещества с умеренной кумуляцией. Стабильность веществ и метаболитов – 60…180 суток при 200С. К третьему классу опасности отнесены вещества с ПДК 0,01…0,0001 мг/л. Могут быть как ксенобиотиками, так и веществами природного происхождения (например, сероводород, сульфиды). Сюда же относятся вещества со слабой материальной кумуляцией. Стабильность менее 60 суток при 200С. К четвертому классу опасности относятся загрязняющие вещества, ПДК которых выше 0,01 мг/л, не обладающие кумулятивными свойствами, лимитируемые по любому ЛПВ. Они представлены частично ксенобиотиками (обычно биологически относительно инертными), в значительной степени веществами природного происхождения. Стабильность менее 10 суток при 200С. Отнесение к классам опасности проводится с учетом типа рыбохозяйственного водного объекта. 8.3.2. Показатели накопления токсичных веществ Поступление веществ из воды в организм может осуществляться разнообразными путями. Растворенные вещества – через поверхность клеток у одноклеточных и растительных организмов, через поверхность тела или жабры – у многоклеточных животных. Взвешенные вещества могут поступать преимущественно через органы питания, как у простейших, так и у многоклеточных представителей водной фауны. Особенно высокой проникающей способностью обладают липофильные соединения или неэлектролиты. За счет липофильности и высокой гидрофобности молекулы таких веществ активно переходят из водной фазы окружающей среды и тканевых жидкостей в липопротеиновые структуры клеток, накапливаясь здесь до высоких уровней. Обратный переход без химического преобразования затруднен, в связи с чем, молекулы неэлектролитов концентрируются в тканях и долгое время могут здесь сохраняться, повышая угрозу накопления по пищевым цепям. На активность накопления вещества гидробионтами влияют факторы окружающей среды и биологические характеристики организма. Увеличение концентраций ионов кальция или других щелочноземельных катионов в среде понижает, а преобладание щелочных – увеличивает проницаемость мембран. Кальций ингибирует, например, накопление кадмия, и это служит причиной обратного соотношения их содержания в тканях гидробионтов. Кадмий снижает накопление цинка, ртути и других металлов. Биодоступность вещества повышается с повышением липотропности вещества, со снижением величины заряда иона, со снижением жесткости воды и, в частности, со снижением концентрации в воде двухвалентных ионов, с повышением концентрации в воде комплексообразующих агентов, с повышением температуры до некоторого предела, с возрастанием активности процессов жизнедеятельности. Очевидно, пищевой путь накопления веществ животными является основным для большинства веществ при их присутствии в малых концентрациях. При повышенных концентрациях пищевой путь остается основным для гидрофобных агентов, а водорастворимые вещества преимущественно поступают через жабры и поверхность тела. Устанавливающийся с течением времени стационарный уровень содержания вещества в тканях объясняют как результат равновесного состояния между процессами включения и выведения вещества, происходящими в одно и то же время. Активность удаления вещества из тканей обычно оценивают по периоду “полувыведения”, т.е. по времени, за которое происходит снижение его содержание вдвое в организме или в отдельной ткани. Например, период полувыведения ртути из различных органов моллюсков составляет 15…60 суток. Если скорость поступления вещества в клетку превосходит скорость его выхода из клетки, происходит накопление вещества в тканях. Активность накопления или распределения веществ в компонентах экосистем может быть выражена через соответствующие коэффициенты. Коэффициент накопления, или коэффициент концентрирования, представляет собой соотношение содержания токсичного вещества в тканях организма и в окружающей среде. Для некоторых веществ величина этого коэффициента может достигать больших величин. Так, в дафниях величина коэффициента накопления 3,4-бензпирена составляет 13000, фенантрена – 6000, метилртути – 4000, ДДТ – 23000. Ртуть концентрируется в водорослях в 550 раз, в организмах зоопланктона и бентоса – в 2240 раз, в рыбах – до 2700 раз. Коэффициент накопления вещества является величиной изменчивой. Обычно его значения выше при низкой концентрации вещества в воде. Он существенно изменяется в зависимости от состояния организма и параметров окружающей среды. Коэффициент накопления по пищевой цепи, или коэффициент биомагнификации представляет собой отношения содержания вещества в пище и в тканях её потребителя (например, в тканях хищника и жертвы). Вещество считается способным к накоплению по пищевой цепи, если величина этого коэффициента превышает единицу. Накопление по пищевым цепям присуще соединениям липофильным или имеющим сродство к некоторым молекулам биосубстрата и в экологическом отношении оказывается явлением опасным. Известна способность к накоплению по пищевым цепям хлорорганических соединений, ртути, меди. Зависимость активности процессов накопления и выведения от свойств вещества и окружающей среды, биологических свойств вида и состояния конкретной особи учитывается при создании общей картины токсикинетики вещества. 8.3.3. Методы оценки токсичности водных систем Усиление антропогенного воздействия на реки, озера и водохранилища, в которые поступает большое количество различных химических соединений, изменяет среду обитания водных организмов, ухудшает качество воды, приводит к снижению продуктивности промысловых объектов. Сточные воды, сбрасываемые в водоёмы, даже после очистных сооружений, содержат токсичные химические вещества, которые могут нанести значительный ущерб водной экосистеме, и, в конечном итоге, здоровью населения. Токсичность воды может быть обнаружена с помощью химических и биологических методов. Биологические методы можно условно разделить на методы биоиндикации и биотестирования. В таблице 8.7 представлены основные характеристики этих методов, позволяющие сравнить их между собой. Каждая группа методов имеет свои достоинства и недостатки. Таблица 8.7–Основные характеристики методов оценки токсичности вод
*)Тест организмы чаще всего культивируют в лаборатории. Химические методы измерения концентрации загрязняющих веществ в воде позволяют проверить соответствие их установленным нормативам качества воды для конкретных видов водопользования (рыбохозяйственного, рекреационного, питьевого и т.д.). Химические методы дают информацию об интенсивности воздействия на водную экосистему. Их недостатком является невозможность оценки реальных биологических эффектов как отдельных загрязняющих веществ, так и их комплексов, а также продуктов их трансформации и метаболизма. Кроме того, число химических соединений, загрязняющих водную среду, так велико, что трудно поддается контролю, и перспектива в этом отношении весьма пессимистична. В настоящее время, по оценкам некоторых специалистов, контролируется не более 0,5% поступающих в окружающую среду химических веществ. Методы биоиндикации которые представляют собой традиционные гидробиологические способы, позволяют получить данные, характеризующие отклик водных биоценозов на антропогенное воздействие. Этот метод широко применяется в геохимии, гидробиологии, почвоведение, ботанике, медицине и других областях и является основой мониторинга состояния окружающей среды. Различают несколько направлений биоиндикации: -аккумулирующая – основана на накопительных свойствах отдельных организмов и органов; -чувствительная – основана на пороге чувствительности организмов к тем или иным токсинам, в том числе и на изменении их поведенческих реакций; -прямая – основана на ответных реакциях организмов на прямое действие стрессов; непрямая – основана на ответных реакциях организмов на косвенное воздействие вредных факторов; В зависимости от постановленных целей и задач биоиндикация проводится на молекулярном, клеточном, организменном, популяционном, биоценотическом либо экосистемном уровне. Биоиндикация имеет определение преимущества перед физико-химическими методами исследований, поскольку позволяет в ряде случаев фиксировать те отклонения качества среды, которые не регистрируются даже самыми современными приборами. В исследованиях и разработках високочувствительной измерительной техники для экологии, медицины, биотехнологий значительное место занимают биосенсоры – уникальные устройства, включающие биологические компоненты, в том числе и живые организмы. Биосенсоры имеют два главных элемента: биологический, который «распознает» анализируемое вещество, и инструментальный, который обеспечивает передачу сигнала. Биосенсоры, основанные на использовании бактерий, чаще применяются в экологических исследованиях. Так, для определения хлорированных углеводородов и других токсичных компонентов в сточных водах используют биосенсор, измеряющий биолюминесценцию бактерий. Методы биотестирования, в отличие от биоиндикации, представляют собой характеристику степени воздействия на водные биоценозы. С помощью этих методов можно получить данные о токсичности конкретной пробы воды, загрязненной химическими веществами – антропогенными или природного происхождения. Таким образом, методы биотестирования, будучи биологическими, близки к методам химического анализа вод. В то же время, в отличие от химических методов, они позволяют дать реальную оценку токсических свойств воды или другой среды, обусловленной присутствием комплекса загрязняющих химических веществ и их метаболитов. Согласно принятому определению, биотестирование воды – эта оценка качества воды по ответным реакциям водных организмов, находящихся в этой среде и являющихся тест-объектами. Метод биотестирования отличается от биоиндикации тем, что последняя осуществляется в полевых (природных) условиях, а первый – в искусственно созданных условиях эксперимента. Задачи биотестирования: -определение токсичности отдельных веществ, вносимых в водную среду, для последующего нормирования; -выявление присутствия в водной среде неизвестного состава биологически опасных веществ; -установление источников токсического загрязнения водных объектов и оценка их интенсивности; -определение необходимой степени разведения сточных вод до биологически и экологически безвредных уровней. Так, в ходе биотестирования уровня токсичности среды используют мутагенный эффект от действия на тест-микроорганизм (обычно используют сальмонеллу и её штаммы) токсичных веществ. В настоящее время уже известно свыше 40 биотестов качества поверхностных и сточных вод, из которых наиболее часто используется 15, в том числе (в скобках обозначен тестируемый объект среды): - выживание и плодовитость дафнии (сточные и природные воды); -двигательная активность, выживание и темп роста инфузорий (сточные и природные воды); -реакция ухода рыб из токсичной зоны (сточные воды); -смена статического состояния медицинской пиявки динамическим (сточные и природные воды) и другие. Следует отметить, что ни один из тест-объектов не может служить универсальным индикатором, из-за видовой избирательности в равной степени чувствительным ко всем экологическим факторам. Методы и приемы биотестирования используются в настоящее время по различным назначениям (табл. 8.8). Таблица 8.8 – Область применения методов биотестирования токсичности водной среды.
Условные обозначения: ЛК50 – летальная концентрация для 50% тест организмов; ЕК50 –эффективная концентрация для 50% тест-организмов; МНК – максимальная недействующая концентрация; ПДК – предельно допустимая концентрация; ОБУВ – ориентировочно безопасный уровень воздействия; ОТД – острое токсическое действие; ХТД – хроническое токсическое действие; ЛД50 – время гибели 50% тест- организмов. В настоящее время общество осознало опасность токсического загрязнения окружающей среды и пришло к необходимости введения в практику мониторинга совершенно новых нетрадиционных подходов, в частности биологического тестирования. Биотестирование является основным приемом в разработке ПДК химических веществ и, в конечном итоге, в оценке их опасности для окружающей среды и здоровья населения. В ходе разработки ПДК определяют параметры, характеризующие токсичность: максимальные недействующие концентрации, ЛК50 или ЭК50. Биотестирование на гидробионтах проводят в случае разработки рыбохозяйственных ПДК, когда оценивать опасность загрязнения водных экосистем. Биотестирование используют для оценки токсичности промышленных сточных вод на разных этапах их очистки, чаще всего при внедрении новых технологий, а также для разработки ПДС предприятий включены в экологический паспорт предприятия. Биотестирование природных вод стало широко применяться в научно-исследовательских работах, в том числе прикладной направленности, с начала 80-х годов. Это объясняется существенным увеличением уровня загрязненности водных объектов и надеждами специалистов на то, что биотестирование сможет хотя бы частично заменить химический анализ вод. Показатели биотестирования природных вод включены в перечень показателей для выявления зон чрезвычайно экологической ситуации и зон экологического бедствия. Тем не менее, мониторинг токсического загрязнения на основе действующей в Украине системы ПДК химических веществ представляет определенные трудности. Прежде всего, они связаны с большим перечнем загрязняющих веществ, попадающих в экосистемы, и невозможностью их контроля, в том числе веществ, образующихся в самой экосистеме в результате ее метаболизма. Кроме того, даже измерение концентрации загрязняющих веществ не позволяет с высокой степенью достоверности судить об их реальном воздействии на биоту из-за неопределенности знаний об их совместных комбинированных эффектах, влиянии других агентов окружающей среды. Под токсичностью и токсикологическими показателями иногда подразумевают концентрации токсичных загрязняющих веществ в воде. Именно так, в частности, трактуются эти термины в ГОСТе на питьевую воду. Более обоснованным представляется понимание токсичности воды как интегральной характеристики ее свойств, обусловленных присутствием в воде токсичных для биоты загрязняющих химических веществ, которую можно оценить с помощью биотестирования. Работ по биотестированию водной среды опубликовано множество, но они были сделаны главным образом с целью оценки токсичности вновь синтезированных химических препаратов, препаратов, приобретаемых по импорту, а также при разработке регламентов на химические соединения. Гораздо меньше публикации по биотестированию сточных вод и еще меньше – по биотестированию природных вод. Следует заметить, что за рубежом, особенно в индустриально развитых странах, биотестирование сточных и природных вод применяется достаточно широко и входит в программы, контролирующих качество вод организаций. Большое разнообразие методик и процедур, использованных разными авторами, создает определенные трудности в анализе и систематизации материалов: исследуются разные химические вещества, разные наборы методик и тест организмов, разные условия токсикологических экспериментов, которые не всегда стандартизованы. Даже единицы измерения часто несопоставимы. В этой связи были проведены специальные работы по систематизации, отбору и апробации методов биотестирования природных вод в рамках ряда государственных научно-технических программ при участии ведущих специалистов по водной токсикологии. Интегральный показатель токсичности, помимо общего неспецифического влияния на гидробионты, в некоторых случаях позволяет выделить некоторые специфические реакции на отдельные химические вещества или группы веществ. Так, например, ртуть является сильным ингибитором клеточного деления у водорослей, что позволяет по изменению соответствующих показателей судить о наличии ртути в водной среде. Были сделаны попытки создать своего рода шкалу для идентификации групп загрязняющих веществ по различным проявлениям токсического влияния, в частности по поведенческим реакциям у дафний. Шкала, однако, не имела популярности у специалистов. В настоящее время хорошо известны методы биотестирования, ориентированные на определение токсичности водной среды, обусловленной присутствием определенных групп химических соединений, в частности фосфорорганических (ФОС). Ингибирующее воздействие ФОС на холинэстеразы известно давно. Сейчас установлено ингибирующее влияние на холинэстеразу и других химических соединений хлорорганических, тяжелых металлов; на этой основе разрабатываются экспрессные методы биотестирования с использованием иммобилизованных ферментов и электродной техники Следует подчеркнуть, что идентификация природы загрязняющих веществ не является задачей биотестирования и остается прерогативой химического анализа. В отличие от биотестирования токсичности химических веществ (с целью разработки ПДК), биотестирование природных вод представляет собой оценку токсичности водной среды неизвестного состава и имеет в связи с этим ряд особенностей. Однако даже если специалисту известны источники загрязнения водного объекта и он может предполагать, какие химические вещества присутствуют в пробе природной воды, результат биотестирования не может быть точно предсказан по этим данным. Он будет зависеть от ряда факторов: комбинированного эффекта воздействия комплекса присутствующих загрязняющих веществ, трансформации и метаболизма, гидрохимического режима. Таким образом, только биотестирование может дать ответ о реальной токсичности пробы природной воды для гидробионтов и получить данные об опасности токсического загрязнения водной экосистемы. 8.4. Оценка опасности химических соединений в почве При проведении контроля загрязнения почв химические вещества подразделяют на три класса по степени опасности: первый – высокоопасные вещества; второй – умеренно опасные вещества; третий – малоопасные вещества. Класс опасности устанавливают не менее чем по трем показателям из перечня, приведенного в табл.8.9. Таблица 8.9 – Классы опасности загрязняющих веществ для почвы
| ||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||