CC BY
3
жения неопределенности оценок экспозиции и зависимостей экспозиция—ответ.
2. Существует возможность нежелательных противоречий между заключениями, основанными на безусловном следовании принципам международной методологии ОР и принципам российского гигиенического нормирования, и авторы полагают, что в подобных ситуациях приоритет должен отдаваться последним.
Л итература
1. Кацнельсон Б. А., Привалова Л. И. // Токсикол. вестн. - 1996. - № 4. - С. 5-10.
2. Кацнельсон Б. А., Привалова Л. И., Кузьмин С. В. и др. // Социапьно-гигиенический мониторинг —
практика применения и научное обеспечение. — М., 2000. - Ч. И. - С. 240-244.
3. Оценка риска как инструмент социально-гигиени-ческого мониторинга / Кацнельсон Б. А., Привалова J1. И., Кузьмин С. В. и др. — Екатеринбург, 2001.
4. Привалова Л. И., Кацнельсон Б. А., Никонов Б. И. и др. // Медицина труда и пром. экол. — 2000. — № 3. - С. 27-30.
5. Привалова Л. И., Кузьмин С. В., Кацнельсон Б. А. и др. // Гиг. и сан. - 2001. - № 5. - С. 69-71.
6. Privalova L. /., Wilcock К. £., Keane S. Е. et al. I I Environ. H Ith Perspect. 2001. - Vol. 109, N I. - P. 1-7.
Поступило 22.03 02
Профилактическая токсикология и гигиеническое нормирование
С КОЛЛЕКТИВ АВТОРОВ. 2002 УДК 614.7
3. И. Жолдакова, О. О. Синицына, Е. Е. Полякова
ПРОБЛЕМА СТАБИЛЬНОСТИ И ТРАНСФОРМАЦИИ В КОМПЛЕКСНОМ ГИГИЕНИЧЕСКОМ НОРМИРОВАНИИ ХИМИЧЕСКИХ ВЕЩЕСТВ
НИИ экологии человека и гигиены окружающей среды им. А. Н. Сысина РАМН, Москва
Проблема стабильности и трансформации является актуальной при оценке опасности веществ, загрязняющих различные объекты окружающей среды. Ранее традиционно к наиболее опасным для человека относили в первую очередь стабильные соединения |2, 4, 9, 10). В связи с этим не случайно международными организациями выделены 12, а европейскими — 16 наиболее опасных стабильных органических соединений, поступление которых в окружающую среду нежелательно. С учетом токсикологических и физико-химических особенностей нормативы содержания этих соединений в объектах окружающей среды разработаны на основе допустимой суточной дозы (ДСД) |12|. В связи с этим ранее в качестве одного из основных разработанных нами критериев выбора веществ, подлежащих первоочередному комплексному (региональному) нормированию |6], была рекомендована персистентность (стабильность).
Обратная сторона проблемы стабильности — способность веществ к трансформации в различных объектах окружающей среды. Так, установлены общие закономерности фотохимических превращений соединений, выбрасываемых в атмосферу, под действием ультрафиолетового излучения и озона [3, 11]; выявлены механизм и основные продукты трансформации выбросов, содержащих предельные, непредельные и ароматические углеводороды, спирты, эфиры, альдегиды [8, 9, 11, 13]. Известно, что в почве трансформация химических веществ может осуществляться в основном за счет процессов био-разлагаемости [2], а в продуктах питания — в процессе термической обработки и хранения под влиянием микрофлоры [14]. Спектр деструктируюших факторов, оказывающих влияние на соединения, присутствующие в воде, еще более обширен [ 1 ]. В последние годы осознано, что во всех средах в процессе трансформации могут образовываться значительно более токсичные и опасные продукты.
Вместе с тем в настоящее время разработаны рекомендации по применению результатов оценки стабильности и трансформации только при нормировании химических веществ в воде [9[. При этом в большей степени эти рекомендации касаются чрезвычайно стабильных и стабильных веществ. Стабильность химических соеди-
нений в почве является лишь одним из критериев, определяющих целесообразность разработки ПДК пестицидов [10] и веществ промышленного происхождения [2| в почве. При нормировании соединений в других объектах окружающей среды стабильность и процессы трансформации вовсе не учитываются. Не разработана методика учета процессов превращений веществ и сравнительной опасности продуктов трансформации при комплексном гигиеническом нормировании на основе ДСД.
С учетом вышеизложенного целью настоящей работы явилась разработка методологии оценки и применения результатов изучения стабильности и трансформации в комплексном (региональном) гигиеническом нормировании химических веществ.
Особую актуальность приобретает проблема трансформации химических веществ в воде в связи с многофакторностью процессов трансформации. В первую очередь она связана с необходимостью унификации условий проведения экспериментов.
Для сравнительного анализа активности деструктируюших факторов использовали результаты изучения стабильности и трансформации 3 веществ, относящихся к разным структурным классам — пеназолина 10—16 Б, неонола АФ9-С1Ч и перфтордецилового спирта, под воздействием таких факторов, как температура, включая кипячение, активный хлор, озон. УФ-облучение, электромагнитное поле СВЧ, биологическое окисление в аэро-тенках. Было установлено (табл. 1), что под влиянием кипячения, хлорирования и электромагнитного излучения не происходило изменения структуры молекул веществ. При воздействии озона и УФО были обнаружены продукты трансформации пеназолина и неонола, а пер-фторспирт оказался абсолютно устойчивым к воздействию этих физико-химических факторов. Иные результаты получены при изучении биоразлагаемости на моделях аэротенков. Перфторспирт, не разлагаемый озоном и УФ-облучением, подвергся деструкции активным илом на 60%, а наименее стабильный пеназолин, напротив, не поддавался биологическому окислению, более того, он оказывал токсическое действие на микрофлору активного ила и выводил аэротенк из строя.
Таблица I
Сравнительная дсструктирующая активность физико-химических факторов в отношении поверхностно-активных веществ (% деструкции)
Вещество Концентрация, мг/л Деструктирующие факторы
гидролиз кипячение хлорирование, 1—5 мгС1/л ЭМИ, 0,1-0.5 квт/л озонирование, 1$ мЮ/ч УФ-облучсние, 6 кВт биологическая очистка
длительность воздействия, мин
30 60 120 180 60 120 180 240
Пеназолин 1,0 0 0 0 0 50
10-16 Б 5,0 0 0 0 0 35
10,0 0 0 0 0 10
Неонол АФ 1,0 0 0 0 0 45
9-СЫ 5.0 0 0 0 0 40
10.0 0 0 0 0 40
Перфтор- 1,0 0 0 0 0 0
децило-
вый спирт 10.0 0 0 0 0 0
Примечание. ЭМИ — электромагнитное излучение.
70 85 — — — — —
50 60 75 20 40 50 100 0
15 25 30 7 15 30 28
70 85 — — — — —
50 70 80 20 40 60 80 35 ± 10
50 60 65 18 38 50 60
0 0 0 0 0 0 0
0 0 0 0 0 0 0 60 ± 10
Как видно из табл. 1, степень трансформации веществ зависит не только от вида деструктирующего фактора, но и от исходной концентрации вещества: с увеличением концентрации уменьшается процент деструкции вещества. Кроме того, в зависимости от исходной концентрации вещества и интенсивности (концентрации) деструктирующего фактора различается как спектр продуктов трансформации, так и их количество. Так, в процессе трансформации такого простого по структуре соединения, как хлорвинил (С1СН = СНС1), при разных условиях эксперимента образовывалось до 12 веществ в различных соотношениях. Хлорирование бутилового спирта (БС) гипо-хлоритом натрия и хлорной водой приводило к образованию до 26 продуктов трансформации, разнообразие и количество которых детерминировано как соотношением БС/активный хлор, так и видом хлорирующего агента.
Как видно из табл. 2, в которой представлены данные лишь по основным продуктам реакции, при использовании хлорной воды спектр продуктов хлорирования значительно шире. Снижение содержания БС и активного хлора приводило к уменьшению разнообразия соединений, образовавшихся в результате реакции, и снижению их количества в реакционной смеси. Аналогичные результаты были получены и при хлорировании циклогексена [5].
Приведенные примеры подтверждают, что гигиеническая оценка стабильности и трансформации химических веществ должна производиться только в условиях, унифицированных как по концентрации исходного вещества, так и по интенсивности деструктирующего воздействия, набору деструктируюших факторов и времени наблюдения.
Сравнительная оценка 8 факторов, действующих на вещества в условиях водоподготовки, очистки, естест-
Таблица 2
Основные продукты, образующиеся в результате взаимодействия БС (29,6 мг/л, 10' моль) с хлорирующими агентами (содержание в образце, мкг)
Молярное отношение БС/хлор (концентрация активного хлора, г/л)
Соединение 1:1 (0,028) 1:2 (0,056) 1:10(0,28) 1:20 (0,56) 1:50(1,4)
N3001 хлорная N8001 хлорная N3001 хлорная N8001 хлорная N3001 хлорная
вода вода вола вода водэ
4-Хпорбуганол-1 — — — п.о — 18,6 4,1 16,6 7,2 30,0
Хлортетрагидрофуран — - - — 1.6 4,2 1.3 3,7 2.0 6.6
Бутил хлорацетат 1,7 — 2,1 — 2,7 — 4.0 2,2 2,3 —
Тетрагидрофуран 1,0 0,11 6,7 0.48 4,9 1,03 1,8 1,06 0,2 2,7
Хлоркетоспирт — — — — — — — — — 4.1
Хлорбутенол (сумма изомеров) — — — — — — — 4,7 — 16,0
Бутаналь* 228,8 — 42,0 — 52,3 — 57,6 — 27.9 —
Бутилформиат 0,59 0,14 1.0 0,2 0.64 0,18 0,32 0,27 0.12 —
Бутилацетат — 0,21 — 0,17 — 0,23 0,32 0,28 0.28 0,14
Винилбутират 1,15 — 1,3 — 0,97 — 0,75 — 0,68 —
Хлороформ* 40,5 4.8 102,1 10,3 54,4 33,1 54,7 38,7 73,3 12,0
Тетрахлорметан* — — — 0,03 0.02 0,16 0,06 — 0,09 0,3
Бромдихлорметан* 0,98 0,22 0.81 0,43 0,61 0,96 0,55 1,24 0.36 0,21
1,1-Дихлорэтан* - — — — — 0,13 — 0,03 - 0,29
1,1,2-Трихлорэтан* — — — — — 0,23 — 0,07 — 0,25
Пентахлорэтан' — — — — — 0,39 - 0,67 0,7 2,0
1,2-Дихлорпропан* (сумма 0,62
изомеров) — — 2,5 0,17 7,3 — 4,0 0.8 5,3
1,1,1 -Трихлорпропанон-2 1,0 0,98 1,57 2,4 — 2,5 — 2,7 — 7,5
1,3-Дихлорпропан* — — 1,0 - 1,0 0,92 0,41 0,33 — —
1,2,3-Трихлорпропан* — — — - — — - 0,05 — 0,15
Примечание. Звездочка — вещества, которые, согласно данным литературы, обладают мутагенными и/или канцерогенными свойствами.
Оптимальная* и минимальная схемы изучения стабильности и трансформации веществ в воде
фактор Время Исходная Критерий Метод
наблюдения концентрация оценки определения
Биологические процессы
Аналитический
УФ-облучение
Кипячение
моль CI
Хлорирование
Зч 10 ПК
Органолептический
Биотестирование
венного самоочищения водных объектов, при кулинарной обработке, с использованием комплекса таких критериев, как деструктивная активность, практическая значимость, легкость воспроизведения в лабораторных условиях, широта распространения, возможность стандартизации, позволила разработать схему оценки стабильности и трансформации вещества в воде (см. схему). Эта схема включает в себя минимальный (биохимические процессы, УФ-облучение) и оптимальный (дополнительно — кипячение и хлорирование) наборы взаимодополняющих факторов, а также рекомендации к унифицированным условиям проведения исследований, методам и критериям оценки результатов. Эта схема и рекомендации были включены в Методические указания 2.1.5.720-98 [9].
Как известно, в процессе трансформации химических веществ в окружающей среде могут образовываться как менее, так и более опасные и токсичные соединения. Так, в продуктах питания, особенно в мясной продукции, в процессе хранения под влиянием остаточной микрофлоры из нитратов образуются М-нитрозоамины [14], известные своей канцерогенной активностью. Среди продуктов трансформации бензола, толуола, фенола, пентена-1, образующихся в воздухе под воздействием озона, УФ-излучения и оксидов азота, около 50% веществ более токсичны и(или) опасны по сравнению с исходными соединениями [II]. Примером усиления токсичности вещества после трансформации в воде может служить 1,1,2,2-тетрахлорэтан. В частности, установлено [15], что в водной среде в процессе реакции р-элимина-ции 1,1,2,2-тетрахлорэтан (МИД = 0,25 мг/кг, 3-я группа МАИР) превращается в трихлорэтилен, который значительно более токсичен и опасен (МИД = 0,003 мг/кг, 2А группа МАИР). При хлорировании воды, содержащей различные вещества промышленного происхождения (табл. 3), образование большого количества хлорированных продуктов, обладающих мутагенными и(или) канцерогенными свойствами, является определяющим при гигиенической оценке их опасности.
Очевидно, различия в процессах превращения химических веществ и в сравнительной токсичности исходных соединений и продуктов трансформации в отдельных объектах окружающей среды могут определять и различия в токсичности при разных путях поступления. Например, при поступлении с водой 1,1.2,2-тетрахлорэтан оказывается более чем в 4 раза токсичнее, чем при ингаляционном поступлении.
Отсюда возникает следующий методический вопрос в проблеме комплексного гигиенического нормирования — оценка сравнительной токсичности и опасности исходного соединения и продуктов его трансформации. Существует 2 возможных пути решения этой задачи. Первый — углубленное изучение каждого продукта трансформации с определением всех показателей ток-
сичности и опасности и обоснованием соответствующих нормативов. Этот путь, безусловно, позволяет получить наиболее репрезентативные и точные данные о токсико-лого-гигиенических свойствах продуктов трансформации, однако он требует значительных временных и материальных затрат.
Второй путь — сравнительная интегральная оценка опасности смеси продуктов трансформации и исходного вещества. В настоящее время в гигиенических исследованиях для оценки токсичности веществ, в том числе и для оценки комбинированного действия суммы веществ, все чаше применяют альтернативные модели 2-го порядка (гидробионты, бактерии, культуры клеток и др.). В частности, методом биотестирования на дафниях установлено, что продукты трансформации пеназолина 10—16 Б и неонола АФ9-СЫ, среди которых методами инфракрасной, ультрафиолетовой и хромато-масс-спектромет-рии было обнаружено присутствие карбоновых кислот, этиленгликолей, NH-, NH2-rpynn и других низкомолекулярных соединений, менее токсичны, чем исходные продукты. Эти выводы совпали с результатами анализа величин ПДК продуктов трансформации.
Вместе с тем биотестирование не всегда позволяет определить истинную сравнительную опасность исходного вещества и продуктов его трансформации. Так, в нашем эксперименте результаты биотестирования свидетельствовали, что смесь продуктов хлорирования н-бутанола (концентрация активного хлора и субстрата — 1 г/л) обладает меньшей острой токсичностью для дафний (CLV > 4,5 г/л по бутанолу), чем исходное вещество (Clso96 = 0,9 - 2,3 г/л). Оценка суммарной мутагенной активности в тесте Эймса на штаммах Salmonella typli-imurium ТА 100 и ТА 98 в вариантах без и в присутствии системы метаболической активности также не показала увеличения опасности смеси продуктов хлорирования. Однако анализ результатов химического анализа (см. табл. 2) с использованием различных баз данных (SARET, WATERTOX, IRPTC, RTECS, МАИР) позволил
Таблица 3
Количество продуктов хлорирования некоторых веществ (концентрация активного хлора 56 мг/л)
Количество продуктов хлорирования
Исходное вещество I всего известные как канцерогены не нормированные в воде
Циклогексен 10 6 5
Бутанол-1 8 3 4
Ашггофенон 9 5 1
Анилин 12 6 4
1-Метилнафталин 13 8 5
Фенилксилилэтан 13 5 5
установить, что среди продуктов хлорирования бутанола присутствовали соединения, обладающие мутагенной и(или) канцерогенной активностью, что и было подтверждено в токсикологическом эксперименте на животных, проведенном совместно с J1. П. Сычевой. В микроядерном тесте на полихроматофильных эритроцитах костного мозга и эпителиальных клетках толстой кишки белых крыс была выявлена цитогенетическая активность смеси продуктов хлорирования н-буганола. Полученные результаты подтверждаются выводами, сделанными в работе [7], согласно которым обычно используемые в практике биотесты почти не реагируют на канцерогены и мутагены, а реакция теста Эймса на галоформные соединения, образующиеся при хлорировании воды, как правило, неадекватна.
Исследования показали, что оценка опасности веществ методом биотестирования имеет дополнительные ограничения, в частности при изучении опасности тех продуктов хлорирования, которые обладают способностью давать отдаленные эффекты.
Учитывая, что степень трансформации вещества, а также спектр образовавшихся продуктов зависят от вида воздействующего фактора, возникает вопрос, результат действия какого трансформирующего фактора считать определяющим в итоговой гигиенической оценке.
Существенную помощь в планировании исследований могут оказать предложенная А. Г. Малышевой (11] классификация 25 групп органических соединений по способности к трансформации в воздухе, основанная на константах скорости реакции с озоном, а также разрабатываемые нами методы прогноза способности веществ к трансформации в воде. По-видимому, предварительная оценка опасности продуктов трансформации может быть сделана на основании информации, полученной из современных токсикологических баз данных, а также с использованием результатов прогноза токсичности на основе зависимостей структура—активность. Окончательная сравнительная оценка опасности исходного вещества и продуктов его трансформации должна быть сделана на основании результатов токсикологического эксперимента. В случае образования менее опасных продуктов трансформации степень деструкции вещества и соответственно его класс стабильности необходимо определять по результатам действия наименее деструктирующего фактора. Если же образуются более опасные продукты, то эффект, который дают наиболее выраженные деструк-тируюшие факторы, становится определяющим в гигиенической оценке процессов трансформации. И независимо от результирующего класса стабильности вещества контроль за его содержанием в объектах окружающей среды должен проводиться по наиболее опасному соединению — исходному или продукту трансформации.
При комплексном (региональном) нормировании на основе ДСД сравнительная оценка опасности веществ и возможных продуктов их трансформации позволит не только адекватно определить спектр соединений, подлежащих региональному нормированию, но и внести коррективы в количественную оценку вклада каждого пути и способа поступления в суммарную опасность вещества. Количественным критерием относительной опасности продуктов трансформации может служить отношение пороговых доз (с учетом всех видов эффектов) исходного вещества и смеси продуктов трансформации, установленное в эксперименте на животных или в некоторых случаях с учетом ограничений — методом биотестирования. В этом случае формула расчета допустимой дозы вещества, поступающего в организм из i-ro объекта окружающей среды (ДД), в общем виде может быть представлена следующим образом:
где ДСД — допустимая суточная доза; 0, — удельный вклад данного пути или способа поступления; К0/1 — ко-
эффициент относительной токсичности при разных путях и способах поступления (орально-ингаляционный или водно-алиментарный); Тт — коэффициент относительной токсичности исходного вещества и продуктов его трансформации.
Таким образом, такие критерии, как стабильность и относительная токсичность продуктов трансформации, входят в число важнейших характеристик опасности веществ при комплексном (региональном) нормировании на основе ДСД и при оценке риска. В то же время действующая до настоящего времени система контроля состояния окружающей среды нередко проводится без учета продуктов трансформации. Вместе с тем ориентация только на исходные вещества может привести к ошибочному выводу об экологическом благополучии и отсутствии необходимости в комплексном нормировании этих веществ. С учетом этого в случаях, когда установлено, что вещество может поступать в воду и(или) атмосферный воздух с промышленными выбросами и сбросами, но не определяется аналитически, необходимо изучить процессы его трансформации. При этом нужно учитывать, что в реальных условиях окружающей среды за счет совместного действия разнообразных факторов и протекания побочных реакций реальные продукты трансформации могут отличаться от теоретически ожидаемых и выявленных в экспериментальных условиях. Разработанный количественный критерий сравнительной токсичности и опасности исходного вещества и продуктов его трансформации позволит адекватно определить спектр соединений, подлежащих региональному нормированию, и внести коррективы в допустимую дозу вещества, поступающего из разных объектов окружающей среды.
В процессе оценки риска для здоровья при установлении причинно-следственных связей между экспозицией химического вещества и влиянием на здоровье формирование перечня приоритетных веществ должно подразумевать и учет продуктов трансформации, среди которых возможно присутствие соединений более токсичных и опасных, чем исходные.
Литература
1. Бочаров В. В., Красовский Г. Н., Жолдакова 3. И. Способ определения стабильности ПАВ к разложению в водной среде. — А. с. № 4494597 от 30.05.88 СССР.
2. Гончарук Е. И., Сидоренко Г. И. Гигиеническое нормирование химических веществ в почве: Руководство. - М„ 1986.
3. Дмитриев М. Т. // Гигиенические аспекты химических превращений производственных выбросов в атмосферном воздухе. — Пермь, 1980. — С. 8—10.
4. Жолдакова 3. И. // Гиг. и сан. - 1975,- № 9. -С. 7-9.
5. Жолдакова 3. И., Полякова Е. Е., Лебедев А. Т. //Там же. - 1998. - № 5. - С. 8-11.
6. Жолдакова 3. И., Си ни цыпа О. О., Харчевникова И. В. и др. // Там же. — № 4. — С. 57—62.
7. Красовский Г. Н., Егорова Н. А., Антонова М. Г. // Токсикол. вестн. - 2000. - № 6. - С. 13-19.
8. Кулеш Т. А. Гигиеническое регламентирование загрязнения атмосферного воздуха в производстве спиртов методом оксосинтеза с учетом трансформации выбросов: Дис. ... канд. мед. наук. — М., 1985.
9. Обоснование гигиенических нормативов химических веществ в воде водных объектов хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования: Метод, указания. МУ 2.1.5.720-98. - М., 1999.
10. Потапов А. И., Ракитский В. Н., Ильницкая А. В. и др. // Гиг. и сан. - 1997. - № 6. - С. 55-56.
11. Сидоренко Г. И., Малышева А. Г., Кутепов Е. Н. Проблемы трансформации органических соединений в гигиене окружающей среды. — М., 1999.
12. Сунден А. // Материалы субрегионального совещания по выявлению и оценке выбросов стойких ор-
ганических загрязнителей (СОЗ), С.-Петербург, 1 — 4 июля 1997 г. - М., 1998. - С. 210-232.
13. Ухабов В. М. и Гигиенические аспекты химических превращений производственных выбросов в атмосферном воздухе. — Пермь, 1980. — С. 26—30.
14. Хотимченко С. А. Токсиколого-гигиеническая характеристика некоторых приоритетных загрязните-
лей пищевых продуктов и разработка подходов к оценке их риска для здоровья населения Автореф. дис. ... д-ра мед. наук. — М., 2001. 15. Haag W. R., Mill T. / Environ. Sei. Technoi. - 1988. - Vol. 22. - P. 658-663.
Поступила 22.03.02
О Н. Н. БЕЛЯЕВА, 2002 УДК 614.7:616-018.1-076.5
Н. Н. Беляева
МОРФОЛОГИЧЕСКИЕ КРИТЕРИИ РИСКА ВРЕДНОГО ВОЗДЕЙСТВИЯ ФАКТОРОВ ОКРУЖАЮЩЕЙ СРЕДЫ НА ОРГАНИЗМ
НИИ экологии человека и гигиены окружающей среды им. А. Н. Сысина РАМН, Москва
В документе "Повестка XXI века", принятом в Рио-де-Жанейро на конференции ООН по окружающей среде и развитию в 1992 г. и подписанном 182 странами, в числе прочих положений отмечено, что важнейшей задачей здравоохранения в настоящее время является оценка риска для здоровья, связанного с загрязнением окружающей среды и вредным ее воздействием Как известно, гигиеническая диагностика и методология оценки риска принципиально различаются между собой [7]. Однако, как считают Ю. А. Рахманин и соавт. [6], ни одно из этих направлений не может обойтись без другого.
В последнее десятилетие для оценки вредного воздействия окружающей среды на человека стала необходимой разработка надежных биомаркеров (8, 91. При этом наиболее перспективными являются показатели, которые можно ранжировать по степени вредности. Выявление патологического процесса на ранних стадиях позволяет расценивать эти показатели в качестве критериев риска вредного воздействия факторов окружающей среды.
Примером такого структурно-функционального показателя риска вредного воздействия факторов окружающей среды в экспериментальных исследованиях является усиление клеточной восстановительной регенерации в различных органах (легкое, печень, почка, кишечник, желудок, поджелудочная, надпочечная и щитовидная железы), направленное на сохранение клеточного гомео-стаза, нарушенного при воздействии химических, биологических и физических факторов (I). Восстановительная регенерация является одним из интегральных показателей воздействия, так как, по современным представлениям [3], здоровье и оптимальное функционирование биосферы и человеческого организма в конечном счете определяются и лимитируются емкостью реакреацион-но-метаболического потенциала экосистемы в случае биосферы и регенераторно-восстановительного потенциала и адаптивных физиологических резервов в случае организма.
Цель данной работы — продемонстрировать возможности использования структурно-функциональных показателей при оценке риска воздействия на организм факторов окружающей среды в экспериментальных и натурных исследованиях.
В эксперименте исследовали 22 химических вещества (химические факторы), принадлежащих к различным классам опасности: бериллий, никель, свинец, железо, двуокись азота, формальдегид, фенол, анилин, бензол, хлороформ, 1,2-дихлорпропан, 1,2,3-трихлорпропан, че-тыреххлористый углерод, кротоновый альдегид, гексаме-тилендиамин, гексаметиленимин, этиленгликоль, изо-пропиловый спирт, фенобарбитал, циклофосфамид, нитрозодиметиламин и др. Действие веществ изучали при пероральном, парентеральном и ингаляционном их введении в различных режимах в условиях острых, подо-стрых и хронических экспериментов; биологические факторы представлены интраназальным воздействием вируса гриппа (штамм РЯ-8), физические факторы —
воздействием шума и УФ-радиации. Кроме того, анализировали воздействие 19 комбинаций химических веществ в виде смесей газов, одна из которых состояла из 33 химических соединений, являющихся наиболее распространенными загрязнителями атмосферного воздуха. Исследовали различные комплексные воздействия, в том числе моделирующие загрязнение атмосферного воздуха, воды и пищевых продуктов. Для оценки клеточной восстановительной регенерации всего было использовано 49 показателей, в том числе гистологические, гистохимические, гистоферментативные, морфо- и стереометрические, а также авторадиографические, оценивающие пролиферацию клеток, цитофото- и кариометрические, определяющие их полиплоидизацию. Исследование проводили на 2109 самцах и самках нелинейных мышей, крыс и морских свинок, самцах мышей (СВА,С57В1,/ 6)Р,. Эксперименты ставили сотрудники различных лабораторий НИИ экологии человека и гигиены окружающей среды им. А. Н. Сысина РАМН.
В натурных исследованиях изучали воздействие атмосферного воздуха на слизистые оболочки носа 54 детей двух детских садов, расположенных на разных расстояниях от автомагистрали. Анализ проводили на мазках-отпечатках с помощью неинвазивной методики взятия материала, морфологически определяли виды микрофлоры, типы и состояние лейкоцитов и эпителиоцитов.
Выявлено, что среди всех показателей восстановительной клеточной регенерации только один из ее биомаркеров — степень полиплоидизации гепатоцитов печени — отвечает основным характеристикам, необходимым при оценке риска вредного воздействия: этот процесс вызывается механизмами, включающимися при структурно-метаболических повреждениях, требующих образования новых клеток, отличается разной степенью ранжированности эффекта в сторону его возрастания в динамике хронического воздействия. Эти положения позволяют вычленить минимально выраженный эффект степени полиплоидизации, определяемый как изменение соотношения одно- и двуядерных тетраплоидных гепатоцитов, соответствующий напряжению механизмов адаптации и минимально выраженному уровню вредного эффекта (ЬОАЕЬ) как показатель риска возникновения гепатотоксического эффекта [1].
Специфические морфологические показатели изменяются в зависимости от специфики воздействия, например в патогенезе цирроза печени реактивными оказываются соединительнотканные элементы (на модели воздействия СС!^, при холангиофиброзе — как соединительнотканные клетки, так и желчный эпителий (на модели реального воздействия) печени. Однако уровень неспецифических показателей, таких, как балочная дис-комплексация и жировая дистрофия печени выраженностью менее 3 баллов, альтерация гепатоцитов до 25% при отсутствии микронекрозов, а также нарушение микроциркуляции, характеризуют этот уровень воздействия на
