Кумулятивное действие - токсикология полимерных материалов

Видео: Пример работы тампонажного состава ПБС

Одной из главных проблем в гигиене является толкование понятий кумуляции и адаптации. От правильного понимания указанных процессов, протекающих одновременно в организме в ответ на попадание в него вредного вещества, зависит и точность установления пороговых доз и концентраций, т. е. обоснованность гигиенической регламентации. В зависимости от качественной и количественной характеристики вредного воздействия в организме могут преобладать патологические изменения, на определенной стадии приводящие его к гибели, или процессы адаптации, приспособления к изменившимся условиям без выраженных нарушений гомеостаза. Преобладание одной из двух указанных тенденций определяет оценку наличия или отсутствия интоксикации, а также степени ее выраженности.
Кумулятивное действие химических веществ, как отмечает Ю. С. Каган (1968), является итогом влияния многих факторов, в том числе процессов их всасывания, распределения, химических превращений, накопления в наиболее уязвимых системах, органах, тканях, степени обратимости этого действия, выведения из организма и целого ряда других причин, в частности привыкания, механизмы которого еще недостаточно полно изучены.
Материальная и функциональная кумуляция имеет решающее значение для проявления хронической интоксикации. Кумулятивные свойства веществ зависят от многих физических и химических факторов. Так, растворимость в жирах имеет значение, когда речь идет о металлорганических соединениях (например, стабилизаторы ПВХ), поскольку они обладают большей токсичностью, чем ионы. Растворимость в жирах и практическая нерастворимость в воде препятствуют быстрому выведению из организма. Накопление в жирах не всегда является следствием физиологической инертности или защитной реакции организма. Вещества могут откладываться в жизненно важных органах (мозге, печени и надпочечниках), поддающихся воздействию этих веществ. В некоторых неблагоприятных ситуациях при понижении защитной реакции организма они могут из жировых отложений включаться в обменные процессы, что может привести к токсическим эффектам.
Коэффициент кумуляции определяется как отношение суммарной дозы, вызывающей эффект при дробном введении, к величине дозы, оказывающей тот же эффект при однократном воздействии. Общепризнанным является положение, согласно которому кумулятивные свойства во многом определяют возможность хронической интоксикации и, в конечном счете, сказываются на величине ПДК, т. е. чем сильнее выражены кумулятивные свойства, тем ниже ПДК. В то же время С. М. Новиков (1985), анализируя математические связи между различными параметрами токсичности, обнаружил очень слабую связь между пороговыми дозами и коэффициентами кумуляции, вычисленными по смертельным исходам.
Вместе с тем автор рекомендует при гигиеническом нормировании вредных веществ ориентироваться на среднее время гибели животных, как это предлагают Г. Н. Красовский и соавторы (1979). Однако среднее время гибели животных само по себе отражает способность вещества к кумуляции. В расчетное уравнение с высоким коэффициентом корреляции помимо ЕТ50 заложен показатель,
характеризующий кумулятивные свойства вещества. По-видимому, исследование связей между порогами хронического воздействия и Ккум должно быть продолжено с учетом того, что величина Ккум зависит от выбранных условий постановки подострого опыта. Не всегда удовлетворительную информацию дает величина Ккум, вычисленная по летальным исходам. Если Ккум устанавливается не по летальному исходу, а по какому-либо другому Показателю, то результат зависит от того, является ли регистрируемый эффект первичным или производным (Ю. С. Каган, 1977).
Таким образом, при изучении кумуляции в первую очередь следует учитывать функциональные изменения у подвергшихся воздействию животных, имеющие патогенетическое значение.
Чаще всего кумулятивные свойства оцениваются по смертельным исходам, что не дает, к сожалению, полного представления о закономерностях процесса при воздействии доз, близких к пороговым.
Как отмечает Е. И. Люблина (1973), различия в локализации химических веществ при остром и хроническом отравлении не позволяют судить по результатам определения коэффициента кумуляции на смертельном уровне о его величине на пороговом уровне. Сложность определения коэффициента кумуляции на пороговом уровне связана с трудностью выбора показателя, по которому можно судить об эффекте. В качестве неспецифического метода при изучении кумуляции Е. И. Люблина (1973) предлагает использовать один из методов исследования функции нервной системы, поскольку последняя обязательно подвергается действию вредного вещества, хотя бы и вторично. Наиболее удобен для этих Целей суммационно-пороговый показатель.
Кумулятивный эффект существенно зависит от вида животного и величины вводимой дозы. По мнению Г. Н. Красовского (1977), большие дозы могут подавить адаптационные системы организма и эффект повторного воздействия не будет иметь ничего общего с адаптационными процессами в ответ на поступление малых доз Вещества, как это наблюдается в реальных условиях.
При определении Ккум с введением разных доз вещества можно получить его различные значения. Это объясняется тем, что в каждом случае получают результат сложения сил кумуляции и привыкания. В зависимости от силы и частоты воздействия выявляют преобладание того или иного процесса.

В экспериментах по обоснованию ПДК и допустимых уровней воздействия общепринятыми считаются следующие сроки проведения хронических опытов: при установлении ПДК в атмосферном воздухе — 3—4 мес, в воздухе рабочей зоны — 4 мес, в воде водоемов— 6—8 мес, продуктах питания 10—12 мес. Таким образом, ПДК, МДУ и ДКМ для веществ, попадающих в организм перорально, определяют в опытах, в 2—3 раза более длительных, чем ПДК веществ, поступающих ингаляционным путем. Поскольку для одних химических веществ наиболее опасный путь поступления — с вдыхаемым воздухом, для других — с водой и пищей, для третьих— через кожу, то объяснить установившиеся различия в сроках воздействия таким образом не представляется возможным. Анализ принятых сроков воздействия веществ при моделировании интоксикаций в хронических экспериментах свидетельствует о возможности унификации подходов в этой области.
Предпринятые до настоящего времени попытки экспериментально определить и обобщить различия между пороговыми дозами, установленными при различных сроках экспозиции, чаще всего терпели неудачу из-за абстрактно-статистического подхода к задаче, когда не учитывалась однородность групп изучаемых веществ и соединений и их кумулятивные свойства (С. S. Weil, D. D. Me Collister, 1963- A. J. Cohen, 1982- R. A. Woutersen и соавт., 1984). В то же время из самой сути понятия о кумуляции в токсикологии вытекает необходимость проведения длительных опытов только с кумулятивными веществами. Как считает Ю. С. Каган (1986), закономерная зависимость времени наступления эффекта от дозы или концентрации характерна только для кумулятивных веществ. Действие некумулятивных веществ зависит от концентрации (дозы) и может не нарастать во времени. Для них не обязательна зависимость доза — время.
Возможность сокращения сроков хронического санитарно-токсикологического эксперимента при регламентации содержания вредных веществ в воде водоемов и пищевых продуктах следует экспериментально проверить. За рубежом при регламентации химических веществ, не обладающих отдаленными эффектами, широко применяются 90-дневные эксперименты. Сокращение сроков хронического эксперимента до 4 мес в первую очередь (но, возможно, и только) должно коснуться веществ и соединений со слабо выраженной кумуляцией (по классификации Л. И. Медведя Кк>5) или минимальной и слабой кумуляцией (по Г. Н. Красовскому ЛД50/ПДхр.<100). Сокращение сроков хронического эксперимента допустимо в тех случаях, когда известен механизм действия или характер патологии, вызываемой веществом или его структурными аналогами или сходными по свойствам веществами. Предлагаемое изменение длительности хронического эксперимента не предусматривает какого-либо изменения сроков и принципов изучения отдаленных последствий.
Уровень токсического эффекта зависит от временных условий поступления химических веществ в организм. При этом рассматриваются обычно следующие варианты условий.

1. Непрерывное воздействие — поступление вещества и его доза остаются постоянными.
2. Прерывистое воздействие — поступления яда в организм происходит последовательными периодами времени.
3. Интермиттирующее воздействие характеризуется волнообразными изменениями дозы или концентрации яда.
4. Воздействие в убывающем режиме — доза или концентрация яда постепенно уменьшается во времени.

Прерывистое и интермиттирующее воздействие изучается промышленной токсикологией. Токсикология полимерных материалов рассматривает вопросы воздействия вещества на организм в стабильном непрерывном и убывающем режиме. Если первый достаточно изучен коммунальной и промышленной токсикологиями, то особенности действия химических веществ на организм в убывающем режиме исследованы еще недостаточно полно.
Загрязнение пластмассами воздуха жилищ или питьевой воды происходит чаще всего в убывающем режиме, поскольку интенсивность миграции со временем уменьшается и в значительном числе случаев примерно через полгода обусловленное ПМ загрязнение не представляет опасности для здоровья. Однако возможны случаи и более длительной миграции, что может быть установлено еще на стадии санитарно-химических исследований пластмасс. В этих ситуациях для оценки ПМ могут использоваться существующие ПДК. В первом, как уже подчеркивалось, наиболее общем, случае, по-видимому, необходимо учитывать кратковременность вредного действия, не сравнимого по продолжительности с практически постоянным загрязнением воды и воздуха промышленностью — загрязнением, для оценки которого и созданы ныне действующие пдк.
При обосновании ДУ миграции летучих веществ из полимерных материалов в воздух длительность хронического эксперимента обычно составляет 4 мес. Г. Н. Красовский и соавторы (1979) считают, что для каждого ингредиента ПМ можно определить срок, после которого его выделение в воду будет составлять ничтожно малую, гигиенически незначительную величину. По мнению авторов, это делает актуальной разработку дифференцированных во времени нормативов вредных веществ, мигрирующих из полимерных материалов в питьевую воду.
Проблема оценки убывающего во времени по интенсивности загрязнения среды касается не только гигиены применения полимерных материалов, но и других разделов гигиены окружающей среды (В. О. Шефтель, 1978).
За рубежом токсичность веществ изучается в краткосрочных опытах сроком 3 мес (short-term toxicity). При этом вещество вводится внутрижелудочно в течение 1/10 длительности жизни
крысы. Такие эксперименты могут включать изучение кумуляции веществ и их метаболизма в тканях, характера токсического действия (продолжение исследований, начатых в остром опыте), патоморфологических изменений. Их целью является также установление максимально безвредной дозы. В ряде зарубежных законодательств отмечается, что лимитирующий показатель контаминации вещества рассчитывают на основании установления безвредной дозы вещества в 90-дневном эксперименте, расчета допустимой суточной дозы для человека и результатов суммарной миграции вещества в экстракт из полимерных материалов по массе сухого остатка.
В СССР подострые опыты для определения пороговых доз практически не используются. При установлении пороговых доз вредных веществ в хронических экспериментах редко учитывается время наступления тех или иных изменений состояния организма. Для признания дозы действующей существенным считается лишь факт проявления признаков интоксикации. Однако из наших представлений о пороге вредного действия неизбежно следует, что для кумулятивных веществ изменения функциональных или структурных показателей на уровне пороговых доз должны наступать лишь в конце хронического эксперимента. Поэтому должен существовать некий меньший период воздействия, после которого указанные нарушения в организме еще не возникают.
Мы провели анализ литературных данных по выявлению пороговых доз 10 компонентов полимерных материалов в воде, обладающих кумулятивными свойствами, в результате чего установлено, что некоторые пороговые дозы могут быть признаны подпороговыми, если время воздействия выбрать адекватным задачам нормирования в гигиене применения полимерных материалов. М. А. Пинигин и Г. Н. Красовский (1979) указывают на необходимость учета времени воздействия и относительность в связи с этим понятия «величина пороговой дозы». Авторы считают, что в зависимости от длительности действия химического вещества пороговые величины одного и того же вещества могут различаться в 10 раз и более.
Таким образом, следует искать новый подход к оценке эпизодического химического загрязнения окружающей среды. Проведенные исследования (В. О. Шефтель и соавт., 1977—1982) свидетельствуют о нецелесообразности постановки многочисленных опытов с введением животным уменьшающихся во времени доз вещества. Подобный перебор вариантов (доз, веществ, режимов введения) не позволяет обобщить полученные данные, так как они не всегда подтверждают друг друга. Это обусловлено различием токсикодинамики разных соединений.
В настоящее время целесообразно использовать новый подход для получения более точной величины допустимого уровня миграции из полимерных материалов в воду. Прежде всего необходимо установить, в течение какого срока может происходить выделение рассматриваемого вещества из полимерных материалов в воду в концентрациях, превышающих ПДК (утвержденную или полученную с помощью расчетных методов). Если период миграции не превышает 6 мес, что чаще всего и случается на практике, то длительность токсикологического эксперимента не должна превышать 3 мес. Именно в эксперименте такой длительности можно выявить пороговую дозу, исходя из которой Можно рассчитать искомый норматив (ДУ). Подобный подход исключается для химических веществ, имеющих структурные аналоги, обладающие канцерогенным действием.
Из 4237 видов млекопитающих, отмечает Barzelleca (1973), в лабораторных исследованиях используют не более 10, выбор которых определяется не биологическими особенностями, а удобствами работы, доступностью и стоимостью.
Изучение видовых различий чувствительности к ядам разных видов животных представляет интерес для токсикологов, поскольку экспериментальные данные, полученные на животных, как правило, экстраполируют на человека (Г. Н. Красовский, 1967- Л. А. Тиунов, 1967- И. П. Уланова, 1970- Garattini, 1983). Еще в прошлом веке проф. Н. А. Холодковский в поэтической форме выразил свой скептицизм в отношении переноса экспериментальных данных с животных на человека: «Природа тайнами богата. Мудрец, раскрыть их не сули: что ядовито для Сократа, то лишь питательно для тли». Тем не менее, несмотря на то что реакции человека во многом определяются социальными факторами, патогенез интоксикаций многими химическими веществами у человека и млекопитающих одинаков и признаки поражения достаточно схожи. Необходимые материалы для проведения подобной экстраполяции может дать сопоставление результатов эксперимента на животных и наблюдений на людях, в особенности если удается сравнить одинаковые уровни воздействия, пути поступления, изученные с помощью сопоставимых методов. И. В. Саноцкий (1977) приводит 15 химических веществ, обладавших мутагенным действием для млекопитающих, из которых 14 эффективны (на тех же уровнях) для людей. Подобные сравнения и в дальнейшем могут расцениваться как веское доказательство правомочности переноса данных с животных на человека.
В практике современных токсикологических исследований принято считать, что нет принципиальных или значительных различий в видовой чувствительности к большинству химических веществ. Наиболее распространенным подходом является эмпирическое правило, согласно которому доза, установленная на животных, уменьшается в 10 раз при переносе на человека. В то же время теоретически более обоснованным может быть выражение эффективных доз в отношении не массы, а поверхности тела, так как величина Удельной поверхности тела удовлетворительно коррелирует с интенсивностью многих физиологических функций организма, в частности с энергетическим обменом. Поскольку реакция организма на токсическое вещество зависит от уровня основного обмена, то при видовой экстраполяции (если доза выражена в мг/кг массы тела) надо учитывать поправку, соответствующую соотношению площадей поверхности тела, возведенную в степень 2/3.
Различия в токсичности химических веществ для разных видов животных связаны с отличиями в составе их биохимических структур, а также в процессах всасывания, распределения и выведения. Сегодня уже известны различные пути метаболизма и детоксикации одних и тех же веществ у животных разных видов. Установлено также, что мелкие млекопитающие быстрее метаболизируют химические соединения, чем крупные. Скорость метаболизма выше у травоядных, чем у плотоядных. Это может служить препятствием к экстраполяции токсикологических данных с лабораторных животных на человека.
Оценивая трудности, возникающие при экстраполяции данных с животных на человека, Garattini (1983) обратил внимание на то, что используемый при этом «классический» подход не является надежным (сравнение токсических эффектов при введении одинаковых доз ядов). Автор считает, что логично сравнивать количество химического вещества, имеющегося в крови или в целом организме у животного и человека. Такой подход предполагает сравнение концентрации химического вещества в крови или ткани, которая вызывает токсический эффект у наиболее восприимчивых видов животных, с концентрацией в том же месте химического вещества у человека. Это связано с тем, что нет прямой зависимости у различных видов животных между величиной вводимой дозы и концентрацией, возникающей затем в различных тканях. Химическое вещество часто поглощается, распространяется, метаболизируется и выводится специфически в зависимости от вида животного.
Факторы, обусловливающие межвидовую изменчивость токсического эффекта, изучены еще недостаточно полно. К ним относятся время жизни клеток, отвечающих на токсическое воздействие, различная скорость восстановительных процессов и иммунологических реакций и др. Общность состава и строения клеточных и тканевых систем определяют одинаковую токсичность протоплазматических ядов. Можно считать, что видовые различия в чувствительности к ядам встречаются относительно редко. Поэтому при действии токсических веществ на лабораторных животных удается воспроизвести отравления, аналогичные отравлениям человека. По- видимому, чувствительность человеческой популяции близка к чувствительности животных (например, для индукции опухолей у разных видов животных, резко отличающихся по массе тела, требуются одинаковые дозы нитрозаминов). Однако пока еще отсутствуют данные о том, что чувствительность человека принципиально отличается от чувствительности животных.
На основании сопоставления видовой чувствительности грызунов и человека к 34 веществам И. В. Саноцкий и И. П. Уланова (1978) пришли к выводу, что в большинстве случаев отсутствие различий в чувствительности к яду у грызунов может быть основанием для предположения о подобной чувствительности человека. Э. Альберт (1971) считает достаточным проведение испытаний биологической активности химических веществ на 2 видах лабораторных животных. По мнению автора, эксперименты на большом числе видов животных нельзя считать рациональным.
Ю. Р. Рыболовлев и Р. С. Рыболовлев (1979) для экстраполяции данных о животных на человека разработали метод дозирования веществ для млекопитающих по константам биологической активности. В основе метода лежит предположение о том, что активность большинства ксенобиотиков по отношению к классу млекопитающих может быть выражена постоянной величиной — константой биологической активности (Ка), которая определяется по формуле Ка= R/ЛД50. При этом R — коэффициент видовой устойчивости, рассчитанный по формуле

где Q — основной обмен, в кал/(кг-ч), V — объем сердечной деятельности, в л/(кг-ч), Кс — коэффициент церебрации — отношение массы мозга, в г, к массе тела, в кг.
Зная величину Ка, можно рассчитать ЛД50 для любого вида млекопитающих, в том числе для человека. Коэффициент видовой устойчивости для крыс равен 3,62, гвинейских свинок — 2,63, кроликов— 2,2, кошек—1,47, собак—1,44. Величина Ка для человека — 0,57. Характеризуя резистентность млекопитающих к ксенобиотикам, коэффициент видовой устойчивости учитывает не только такие параметры, как основной обмен, объем сердечной деятельности, но и уровень развития ЦНС. Однако в приведенной формуле не могут быть учтены особенности токсикодинамики различных ксенобиотиков, хотя, как указывают авторы, величины коррелируют с таким параметром, как время полувыведения вещества.
Н. В. Лазарев писал (1940), что надежды на получение точной величины ПДК непосредственно из опыта, без неизбежных расчетов и сопоставлений, мало обоснованы. При переходе от эксперимента к величине ПДК или ДУ гигиенисты и токсикологи используют коэффициент запаса (Кз), величина которого для разных веществ существенно варьирует. Поиски объективного коэффициента запаса связаны с отсутствием стандартизации понятий и способов установления количественных критериев токсичности (И. В. Саноцкий, И. П. Уланова, 1970).
Теоретически коэффициент запаса определяют исходя из показателей опасности и токсичности. Однако анализ данных с помощью ЭВМ показал, что объективизация расчетов при этом недостаточна.
При гигиеническом нормировании содержания вредных веществ в воде водоемов Кз=ПД/МНД= 10. З. И. Жолдакова (1985) предложила при отсутствии резко выраженных видовых различий (<3) принимать Кз=1, если ПД определяется на наиболее чувствительном к данному веществу виде животных. В противном случае предлагается вводить Кз, равный соотношению между ЛД50 взятого в эксперимент вида животных к наиболее чувствительному виду. С учетом показателей опасности для малокумулятивных веществ— 3—4 классы рекомендуется Кз = 3, для 2-го класса опасности— Кз = 5, для 1-го класса К3=10.
Для веществ, обладающих эмбрио- и гонадотоксическим действием, предлагают Кз=Ю (если Zsp>0,l). Согласно В. С. Журкову (1984), Кз по мутагенному эффекту равен 200.
Величина коэффициента запаса (Кз—ПДК/Limch) должна быть достаточной для:

1. переноса данных с животных на человека с учетом различия их реакций на вещество;
2. переноса данных с малой выборки на всю популяцию с учетом различия их чувствительности;
3. преодоления ошибок, связанных с установлением пороговых доз на животных в хроническом опыте;
4. преодоления неуверенности в связи с возможностью возникновения неожиданных вредных эффектов вещества на людях.

При расчете различных гигиенических нормативов коэффициент запаса варьирует от 1 до 500, а в некоторых случаях и больше. Поскольку нет общепризнанных коэффициентов межвидовой экстраполяции, то при проведении исследований па наиболее чувствительном виде некоторые токсикологи (Л. М. Шабад и соавт., 1973) считают таким коэффициентом единицу, другие (Weil) принимают его равным 10. В. В. Станкевич и соавторы (1980) при обосновании ДКМ предлагают использовать коэффициенты запаса 10—100 и более (в зависимости от выраженности патогенной активности химических веществ, мигрирующих из полимерных материалов в модельные среды и пищевые продукты).

Таким образом, с одной стороны, коэффициент запаса — наименее объективизированный параметр токсичности (И. В. Саноцкий, 1977), он не имеет строгого научного обоснования и не основывается на систематизированном научном материале (Г. Н. Красовский, 1970), его величина зависит от природы токсического агента и качества токсикологической информации. С другой стороны, следует отметить известную из практики надежность многих коэффициентов запаса, что и определяет их универсальное применение в санитарной токсикологии в настоящее время.
Половые различия в чувствительности к ядам изучены еще недостаточно полно. Данные, полученные экспериментально, свидетельствуют иногда о различной реакции полов на одно и то же вещество. Иногда самки более чувствительны, чем самцы. Они дают тот же ответ при более низких дозах вещества, и наоборот. Количественные различия по среднесмертельным дозам обычно невелики и приближаются к 1 для многих хлорорганических, нитро- и аминосоединений, фенолов и органических растворителей. Г. Н. Красовский (1975) считает, что различия между отдельными особями могут изменять показатель токсичности в 4—6 раз. Следовательно, в опыт необходимо брать репрезентативные по численности группы животных, вести затравку одновременно самцов и самок и тщательным образом отбирать материал для адекватной статистической обработки.