ВУЗ: Не указан
Категория: Не указан
Дисциплина: Не указана
Добавлен: 07.04.2021
Просмотров: 1379
Скачиваний: 9
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
5
0
(
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.