Кумулятивна дія - токсикологія полімерних матеріалів
Однією з головних проблем в гігієні є тлумачення понять кумуляції і адаптації. Від правильного розуміння зазначених процесів, що протікають одночасно в організмі у відповідь на потрапляння в нього шкідливої речовини, залежить і точність встановлення граничних доз і концентрацій, т. Е. Обгрунтованість гігієнічної регламентації. Залежно від якісної і кількісної характеристики шкідливого впливу в організмі можуть переважати патологічні зміни, на певній стадії призводять його до загибелі, або процеси адаптації, пристосування до умов, що змінилися без виражених порушень гомеостазу. Переважання однієї з двох зазначених тенденцій визначає оцінку наявності або відсутності інтоксикації, а також ступеня її вираженості.
Кумулятивна дія хімічних речовин, як зазначає Ю. С. Каган (1968), є підсумком впливу багатьох чинників, в тому числі процесів їх всмоктування, розподілу, хімічних перетворень, накопичення в найбільш уразливих системах, органах, тканинах, ступеня оборотності цієї дії, виведення з організму і цілого ряду інших причин, зокрема звикання, механізми якого ще недостатньо повно вивчені.
Матеріальна і функціональна кумуляція має вирішальне значення для прояву хронічної інтоксикації. Кумулятивні властивості речовин залежать від багатьох фізичних і хімічних чинників. Так, розчинність в жирах має значення, коли мова йде про металлорганических з`єднаннях (наприклад, стабілізатори ПВХ), оскільки вони мають більшу токсичність, ніж іони. Розчинність в жирах і практична нерозчинність у воді перешкоджають швидкому виведенню з організму. Накопичення в жирах не завжди є наслідком фізіологічної інертності або захисної реакції організму. Речовини можуть відкладатися в життєво важливих органах (мозку, печінки і надниркових), піддаються впливу цих речовин. У деяких несприятливих ситуаціях при зниженні захисної реакції організму вони можуть з жирових відкладень включатися в обмінні процеси, що може привести до токсичних ефектів.
Коефіцієнт кумуляції визначається як відношення сумарної дози, що викликає ефект при дробовому введенні, до величини дози, що надає той же ефект при одноразовому впливі. Загальновизнаним є положення, згідно з яким кумулятивні властивості багато в чому визначають можливість хронічної інтоксикації і, в кінцевому рахунку, позначаються на величині ГДК, т. Е. Чим сильніше виражені кумулятивні властивості, тим нижче ГДК. У той же час С. М. Новіков (1985), аналізуючи математичні зв`язки між різними параметрами токсичності, виявив дуже слабкий зв`язок між граничними дозами і коефіцієнтами кумуляції, обчисленими по до смерті.
Разом з тим автор рекомендує при гігієнічному нормуванні шкідливих речовин орієнтуватися на середній час загибелі тварин, як це пропонують Г. Н. Красовський і співавтори (1979). Однак середній час загибелі тварин саме по собі відображає здатність речовини до кумуляції. У розрахункове рівняння з високим коефіцієнтом кореляції крім ЕТ50 закладений показник,
характеризує кумулятивні властивості речовини
. Мабуть, дослідження зв`язків між порогами хронічного впливу і Ккум має бути продовжено з урахуванням того, що величина Ккум залежить від обраних умов постановки підгострого досвіду. Не завжди задовільну інформацію дає величина Ккум, обчислена за летальних наслідків. Якщо Ккум встановлюється не за летального результату, а по якій-небудь іншій показників, то результат залежить від того, чи є реєстрований ефект первинним або похідним (Ю. С. Каган, 1977).
Таким чином, при вивченні кумуляції в першу чергу слід враховувати функціональні зміни у зазнали впливу тварин, що мають патогенетичне значення.
Найчастіше кумулятивні властивості оцінюються по до смерті, що не дає, на жаль, повного уявлення про закономірності процесу при впливі доз, близьких до пороговим.
Як зазначає Є. І. Любліна (1973), відмінності в локалізації хімічних речовин при гострому і хронічному отруєнні не дозволяють судити за результатами визначення коефіцієнта кумуляції на смертельному рівні про його величиною на пороговому рівні. Складність визначення коефіцієнта кумуляції на пороговому рівні пов`язана з труднощами вибору показника, за яким можна судити про ефект. Як неспецифічного методу при вивченні кумуляції Е. І. Любліна (1973) пропонує використовувати один з методів дослідження функції нервової системи, оскільки остання обов`язково піддається дії шкідливої речовини, хоча б і вдруге. Найбільш зручний для цих Цілей суммационного-пороговий показник.
Кумулятивний ефект істотно залежить від виду тварини і величини дози. На думку Г. М. Красовського (1977), великі дози можуть придушити адаптаційні системи організму і ефект повторного впливу не матиме нічого спільного з адаптаційними процесами у відповідь на надходження малих доз Речовини, як це спостерігається в реальних умовах.
При визначенні Ккум з введенням різних доз речовини можна отримати його різні значення. Це пояснюється тим, що в кожному випадку отримують результат складання сил кумуляції і звикання. Залежно від сили і частоти впливу виявляють переважання того чи іншого процесу.
В експериментах по обгрунтуванню ГДК і допустимих рівнів впливу загальноприйнятими вважаються наступні терміни проведення хронічних дослідів: при встановленні ГДК в атмосферному повітрі - 3-4 міс, в повітрі робочої зони - 4 міс, у воді водойм-6-8 міс, продуктах харчування 10 12 міс. Таким чином, ГДК, МДУ та ДКМ для речовин, що потрапляють в організм перорально, визначають в дослідах, в 2-3 рази більше тривалих, ніж ГДК речовин, що надходять інгаляційним шляхом. Оскільки для одних хімічних речовин найбільш небезпечний шлях надходження - з повітрям, для інших - з водою і їжею, для третіх-через шкіру, то пояснити встановилися відмінності в термінах впливу таким чином не представляється можливим. Аналіз прийнятих термінів дії речовин при моделюванні інтоксикацій в хронічних експериментах свідчить про можливість уніфікації підходів у цій галузі.
Вжиті до теперішнього часу спроби експериментально визначити і узагальнити відмінності між граничними дозами, встановленими при різних термінах експозиції, найчастіше зазнавали невдачі через абстрактно-статистичного підходу до задачі, коли не враховувалася однорідність груп досліджуваних речовин і з`єднань і їх кумулятивні властивості (С. S. Weil, DD Me Collister, 1963- AJ Cohen, 1982- RA Woutersen і співавт., 1984). У той же час з самої суті поняття про кумуляцію в токсикології випливає необхідність проведення тривалих дослідів тільки з кумулятивними речовинами. Як вважає Ю. С. Каган (1986), закономірна залежність часу настання ефекту від дози або концентрації характерна тільки для кумулятивних речовин. Дія некумулятивних речовин залежить від концентрації (дози) і може не наростати в часі. Для них не обов`язкова залежність доза - час.
Можливість скорочення термінів хронічного санітарно-токсикологічного експерименту при регламентації вмісту шкідливих речовин у воді водойм і харчових продуктах слід експериментально перевірити. За кордоном при регламентації хімічних речовин, що не володіють віддаленими ефектами, широко застосовуються 90-денні експерименти. Скорочення термінів хронічного експерименту до 4 міс в першу чергу (але, можливо, і тільки) повинно торкнутися речовин і з`єднань зі слабо вираженою кумуляцією (за класифікацією Л. І. Медведя Ккgt; 5) або мінімальної і слабкою кумуляцією (по Г. Н. Красовському ЛД50 / ПДхр.lt; 100). Скорочення термінів хронічного експерименту припустимо в тих випадках, коли відомий механізм дії або характер патології, спричиненої речовиною або його структурними аналогами або подібними по властивостях речовинами. Пропоноване зміна тривалості хронічного експерименту не передбачає будь-які зміни термінів і принципів вивчення віддалених наслідків.
Рівень токсичного ефекту залежить від тимчасових умов надходження хімічних речовин в організм. При цьому розглядаються зазвичай такі варіанти умов.
- Безперервний вплив - надходження речовини і його доза залишаються постійними.
- Переривчасте вплив - надходження отрути в організм відбувається послідовними періодами часу.
- Интермиттирующее вплив характеризується хвилеподібними змінами дози або концентрації отрути.
- Вплив в спадному режимі - доза чи концентрація отрути поступово зменшується в часі.
Переривчасте і интермиттирующее вплив вивчається промислової токсикологією. Токсикологія полімерних матеріалів розглядає питання впливу речовини на організм в стабільному безперервному і спадному режимі. Якщо перший досить вивчений комунальної та промислової токсикології, то особливості дії хімічних речовин на організм в спадному режимі досліджені ще недостатньо повно.
Забруднення пластмасами повітря жител або питної води відбувається найчастіше в спадному режимі, оскільки інтенсивність міграції з часом зменшується і в значній кількості випадків приблизно через півроку обумовлене ПМ забруднення не становить небезпеки для здоров`я. Однак можливі випадки і більш тривалої міграції, що може бути встановлено ще на стадії санітарно-хімічних досліджень пластмас. У цих ситуаціях для оцінки ПМ можуть використовуватися існуючі ГДК. У першому, як уже підкреслювалося, найбільш загальному, випадку, мабуть, необхідно враховувати короткочасність шкідливої дії, не можна порівняти за тривалістю з практично постійним забрудненням води і повітря промисловістю - забрудненням, для оцінки якого і створені нині діючі гдк.
При обгрунтуванні ДУ міграції летких речовин з полімерних матеріалів в повітря тривалість хронічного експерименту зазвичай становить 4 міс. Г. Н. Красовський і співавтори (1979) вважають, що для кожного інгредієнта ПМ можна визначити термін, після якого його виділення в воду становитиме мізерну, гігієнічно незначну величину. На думку авторів, це робить актуальною розробку диференційованих у часі нормативів шкідливих речовин, що мігрують з полімерних матеріалів в питну воду.
Проблема оцінки того, що убуває в часі по інтенсивності забруднення середовища стосується не тільки гігієни застосування полімерних матеріалів, а й інших розділів гігієни навколишнього середовища (В. О. Шефтель, 1978).
За кордоном токсичність речовин вивчається в короткострокових дослідах терміном 3 міс (short-term toxicity). При цьому речовина вводиться внутрішньошлунково протягом 1/10 тривалості життя
щури. Такі експерименти можуть включати вивчення акумуляції речовин і їх метаболізму в тканинах, характеру токсичної дії (продовження досліджень, розпочатих в гострому досвіді), патоморфологічних змін. Їх метою є також встановлення максимально нешкідливою дози. У ряді зарубіжних законодавств відзначається, що лімітує показник контамінації речовини розраховують на підставі встановлення нешкідливою дози речовини в 90-денному експерименті, розрахунку допустимої добової дози для людини і результатів сумарною міграції речовини в екстракт з полімерних матеріалів по масі сухого залишку.
В СРСР підгострі досліди для визначення порогових доз практично не використовуються. При встановленні граничних доз шкідливих речовин в хронічних експериментах рідко враховується час настання тих чи інших змін стану організму. Для визнання дози діючої істотним вважається лише факт прояву ознак інтоксикації. Однак з наших уявлень про порозі шкідливої дії неминуче випливає, що для кумулятивних речовин зміни функціональних або структурних показників на рівні порогових доз повинні наступати лише в кінці хронічного експерименту. Тому повинен існувати якийсь менший період впливу, після якого зазначені порушення в організмі ще не виникають.
Ми провели аналіз літературних даних щодо виявлення порогових доз 10 компонентів полімерних матеріалів у воді, володіють кумулятивними властивостями, в результаті чого встановлено, що деякі порогові дози можуть бути визнані підпороговими, якщо час впливу вибрати адекватним завданням нормування в гігієні застосування полімерних матеріалів. М. А. Пінігін і Г. Н. Красовський (1979) вказують на необхідність врахування часу впливу і відносність у зв`язку з цим поняття «величина порогової дози». Автори вважають, що в залежності від тривалості дії хімічної речовини порогові величини одного і того ж речовини можуть відрізнятися в 10 разів і більше.
Таким чином, слід шукати новий підхід до оцінки епізодичного хімічного забруднення навколишнього середовища. Проведені дослідження (В. О. Шефтель і співавт., 1977-1982) свідчать про недоцільність постановки численних дослідів з введенням тваринам зменшуються в часі доз речовини. Подібний перебір варіантів (доз, речовин, режимів введення) не дозволяє узагальнити отримані дані, так як вони не завжди підтверджують один одного. Це зумовлено відмінностями токсікодінамікі різних з`єднань.
В даний час доцільно використовувати новий підхід для отримання більш точної величини допустимого рівня міграції з полімерних матеріалів в воду. Перш за все необхідно встановити, протягом якого терміну може відбуватися виділення даної речовини з полімерних матеріалів в воду в концентраціях, що перевищують ГДК (затверджену або отриману за допомогою розрахункових методів). Якщо період міграції не перевищує 6 міс, що найчастіше і трапляється на практиці, то тривалість токсикологічного експерименту не повинна перевищувати 3 міс. Саме в експерименті такої тривалості можна виявити порогову дозу, виходячи з якої можна розрахувати шуканий норматив (ДУ). Подібний підхід виключається для хімічних речовин, що мають структурні аналоги, що володіють канцерогенною дією.
З 4237 видів ссавців, зазначає Barzelleca (1973), в лабораторних дослідженнях використовують не більше 10, вибір яких визначається не біологічними особливостями, а зручностями роботи, доступністю і вартістю.
Вивчення видових відмінностей чутливості до отрути різних видів тварин становить інтерес для токсикологів, оскільки експериментальні дані, отримані на тваринах, як правило, екстраполюють на людину (Г. Н. Красовський, 1967- Л. А. Тиунов, 1967- І. П. Уланова , 1970 Garattini, 1983). Ще в минулому столітті проф. Н. А. Холодковский в поетичній формі висловив свій скептицизм щодо перенесення експериментальних даних з тварин на людину: «Природа таємницями багата. Мудрець, розкрити їх не обіцяй: що отруйно для Сократа, то лише поживно для попелиці ». Проте, не дивлячись на те що реакції людини багато в чому визначаються соціальними факторами, патогенез інтоксикацій багатьма хімічними речовинами у людини і ссавців однаковий і ознаки ураження досить схожі. Необхідні матеріали для проведення подібної екстраполяції може дати зіставлення результатів експерименту на тварин і спостережень на людях, особливо якщо вдається порівняти однакові рівні впливу, шляхи надходження, вивчені за допомогою порівнянних методів. І. В. Саноцкий (1977) наводить 15 хімічних речовин, які мали мутагенну дію для ссавців, у тому числі 14 ефективні (на тих же рівнях) для людей. Подібні порівняння і надалі можуть розцінюватися як вагомий доказ правомірності перенесення даних з тварин на людину.
У практиці сучасних токсикологічних досліджень прийнято вважати, що немає принципових або значних відмінностей в видовий чутливості до більшості хімічних речовин. Найбільш поширеним підходом є емпіричне правило, згідно з яким доза, встановлена на тварин, зменшується в 10 разів при перенесенні на людину. У той же час теоретично більш обґрунтованим може бути вираз ефективних доз можуть стосуватися не маси, а поверхні тіла, так як величина Питома поверхні тіла задовільно корелює з інтенсивністю багатьох фізіологічних функцій організму, зокрема з енергетичним обміном. Оскільки реакція організму на токсичну речовину залежить від рівня основного обміну, то при видовий екстраполяції (якщо доза виражена в мг / кг маси тіла) треба враховувати поправку, відповідну співвідношенню площ поверхні тіла, зведену в ступінь 2/3.
Відмінності в токсичності хімічних речовин для різних видів тварин пов`язані з відмінностями в складі їх біохімічних структур, а також в процесах всмоктування, розподілу і виведення. Сьогодні вже відомі різні шляхи метаболізму і детоксикації одних і тих же речовин у тварин різних видів. Встановлено також, що дрібні ссавці швидше метаболизируют хімічні сполуки, ніж великі. Швидкість метаболізму вище у травоїдних, ніж у м`ясоїдних. Це може бути перешкодою до екстраполяції токсикологічних даних з лабораторних тварин на людину.
Оцінюючи труднощі, що виникають при екстраполяції даних з тварин на людину, Garattini (1983) звернув увагу на те, що використовуваний при цьому «класичний» підхід не є надійним (порівняння токсичних ефектів при введенні однакових доз отрут). Автор вважає, що логічно порівнювати кількість хімічної речовини, наявного в крові або в цілому організмі у тварини і людини. Такий підхід передбачає порівняння концентрації хімічної речовини в крові або тканини, яка викликає токсичний ефект у найбільш сприйнятливих видів тварин, з концентрацією в тому ж місці хімічної речовини у людини. Це пов`язано з тим, що немає прямої залежності у різних видів тварин між величиною введеної дози і концентрацією, що виникає потім в різних тканинах. Хімічна речовина часто поглинається, поширюється, метаболізується і виводиться специфічно в залежності від виду тварини.
Фактори, що зумовлюють межвидовую мінливість токсичного ефекту, вивчені ще недостатньо повно. До них відносяться час життя клітин, що відповідають на токсичний вплив, різна швидкість відновних процесів і імунологічних реакцій і ін. Спільність складу і будови клітинних і тканинних систем визначають однакову токсичність протоплазматических отрут. Можна вважати, що видові відмінності в чутливості до отрути зустрічаються відносно рідко. Тому при дії токсичних речовин на лабораторних тваринах вдається відтворити отруєння, аналогічні отруєнь людини. Мабуть, чутливість людської популяції близька до чутливості тварин (наприклад, для індукції пухлин у різних видів тварин, що різко відрізняються по масі тіла, потрібні однакові дози нітрозамінів). Однак поки що відсутні дані про те, що чутливість людини принципово відрізняється від чутливості тварин.
На підставі зіставлення видовий чутливості гризунів і людини до 34 речовин І. В. Саноцкий і І. П. Уланова (1978) прийшли до висновку, що в більшості випадків відсутність відмінностей в чутливості до отрути у гризунів може бути підставою для припущення про подібну чутливості людини . Е. Альберт (1971) вважає достатнім проведення випробувань біологічної активності хімічних речовин на 2 видах лабораторних тварин. На думку автора, експерименти на великій кількості видів тварин не можна вважати раціональним.
Ю. Р. Риболовлєв і Р. С. Риболовлєв (1979) для екстраполяції даних про тварин на людину розробили метод дозування речовин для ссавців по констант біологічної активності. В основі методу лежить припущення про те, що активність більшості ксенобіотиків по відношенню до класу ссавців може бути виражена постійною величиною - константою біологічної активності (Ка), яка визначається за формулою Ка = R / ЛД50. При цьому R - коефіцієнт видової стійкості, розрахований за формулою
де Q - основний обмін, в кал / (кг-ч), V - об`єм серцевої діяльності, в л / (кг-ч), Кс - коефіцієнт церебраціі - відношення маси мозку, в г, до маси тіла, в кг.
Знаючи величину Ка, можна розрахувати ЛД50 для будь-якого виду ссавців, у тому числі для людини. Коефіцієнт видової стійкості для щурів дорівнює 3,62, гвінейських свинок - 2,63, кроліков- 2,2, кішок-1,47, собак-1,44. Величина Ка для людини - 0,57. Характеризуючи резистентність ссавців до ксенобіотиків, коефіцієнт видової стійкості враховує не тільки такі параметри, як основний обмін, обсяг серцевої діяльності, але і рівень розвитку ЦНС. Однак у наведеній формулі не можуть бути враховані особливості токсікодінамікі різних ксенобіотиків, хоча, як вказують автори, величини 
корелюють з таким параметром, як час напіввиведення речовини.
Н. В. Лазарєв писав (1940), що надії на отримання точної величини ГДК безпосередньо з досвіду, без неминучих розрахунків і зіставлень, мало обгрунтовані. При переході від експерименту до величини ГДК або ДУ гігієністи і токсикологи використовують коефіцієнт запасу (Кз), величина якого для різних речовин істотно варіює. Пошуки об`єктивного коефіцієнта запасу пов`язані з відсутністю стандартизації понять і способів встановлення кількісних критеріїв токсичності (І. В. Саноцкий, І. П. Уланова, 1970).
Теоретично коефіцієнт запасу визначають виходячи з показників небезпеки і токсичності. Однак аналіз даних за допомогою ЕОМ показав, що об`єктивізація розрахунків при цьому недостатня.
При гігієнічному нормуванні вмісту шкідливих речовин у воді водойм Кз = ПД / МНД = 10. З. І. Жолдакова (1985) запропонувала за відсутності різко виражених видових відмінностей (lt; 3) приймати Кз = 1, якщо ПД визначається на найбільш чутливому до даного речовині вигляді тварин. В іншому випадку пропонується вводити Кз, який дорівнює співвідношенню між ЛД50 взятого в експеримент виду тварин до найбільш чутливого виду. З урахуванням показників небезпеки для малокумулятівних речовин-3-4 класи рекомендується Кз = 3, для 2-го класу небезпеки-Кз = 5, для 1-го класу К3 = 10.
Для речовин, що володіють ембріо- і гонадотоксические дією, пропонують Кз = Ю (якщо Zspgt; 0, l). Згідно В. С. Журкова (1984), Кз по мутагенному ефекту дорівнює 200.
Величина коефіцієнта запасу (Кз-ГДК / Limch) повинна бути достатньою для:
- перенесення даних з тварин на людину з урахуванням відмінності їх реакцій на речовину;
- перенесення даних з малої вибірки на всю популяцію з урахуванням відмінності їх чутливості;
- подолання помилок, пов`язаних з встановленням граничних доз на тварин в хронічному досліді;
- подолання невпевненості в зв`язку з можливістю виникнення несподіваних шкідливих ефектів речовини на людях.
При розрахунку різних гігієнічних нормативів коефіцієнт запасу варіює від 1 до 500, а в деяких випадках і більше. Оскільки немає загальновизнаних коефіцієнтів міжвидової екстраполяції, то при проведенні досліджень па найбільш чутливому вигляді деякі токсикологи (Л. М. Шабад і співавт., 1973) вважають таким коефіцієнтом одиницю, інші (Weil) приймають його рівним 10. В. В. Станкевич і співавтори (1980) при обгрунтуванні ДКМ пропонують використовувати коефіцієнти запасу 10-100 і більше (в залежності від вираженості патогенної активності хімічних речовин, що мігрують з полімерних матеріалів в модельні середовища і харчові продукти).
Таким чином, з одного боку, коефіцієнт запасу - найменш об`єктивізованими параметр токсичності (І. В. Саноцкий, 1977), він не має строгого наукового обґрунтування і не ґрунтується на систематизованому науковому матеріалі (Г. Н. Красовський, 1970), його величина залежить від природи токсичного агента і якості токсикологічної інформації. З іншого боку, слід зазначити відому з практики надійність багатьох коефіцієнтів запасу, що і визначає їх універсальне застосування в санітарної токсикології в даний час.
Статеві відмінності в чутливості до отрути вивчені ще недостатньо повно. Дані, отримані експериментально, свідчать іноді про різної реакції підлог на одне і те ж речовина. Іноді самки більш чутливі, ніж самці. Вони дають той же відповідь при більш низьких дозах речовини, і навпаки. Кількісні відмінності по среднесмертельним дозам зазвичай невеликі і наближаються до 1 для багатьох хлорорганічних, нітро- і аминосоединений, фенолів і органічних розчинників. Г. Н. Красовський (1975) вважає, що відмінності між окремими особинами можуть змінювати показник токсичності в 4-6 разів. Отже, в досвід необхідно брати репрезентативні за чисельністю групи тварин, вести приманку одночасно самців і самок і ретельно відбирати матеріал для адекватної статистичної обробки.
