Зависимость между дозой поллютанта, временем его воздействия и возникающим эффектом

Содержание

Введение

. Общие положения

. Основные понятия

. Влияние поллютанта на организм

.1 Фармакодинамика поллютантов в организме

.2 Зависимость эффекта воздействия поллютанта от его дозы

.2.1 Летальные и сублетальные воздействия

.2.2 Взаимосвязь между летальным и сублетальным воздействиями

.3 Зависимость эффекта поллютанта от его времени воздействия

Заключение

Список литературы

Введение

Увеличение масштабов сельскохозяйственной и промышленной деятельности человека все более заметно и, как правило, отрицательно сказывается на окружающей природе и на нем самом. Строительство городов и прокладка транспортных магистралей ограничивает размеры площадей, пригодных для ведения сельского хозяйства. Сооружение каскадов гидроэлектростанций резко нарушает жизненные процессы в водных системах, затрудняет воспроизводства рыбных запасов, намного ухудшает качество воды. Вблизи шахт высятся горы пустой породы, извлечённой на поверхность земли вместе с каменным углем и рудами. Ещё более опасны мигрирующие отходы не полностью протекающих технологических процессов; газовые выбросы, содержащие токсичные вещества (оксиды углерода, диоксид серы и другие), сточные воды промышленных и коммунальных предприятий, содержащие многие чужеродные для водной среды, нередко токсичные, соединения, попадающие в конечном итоге в моря и океаны. Весьма опасно и фиктивно использование таких ценных промышленных продуктов, как минеральные удобрения. Вносимые с полей в реки, например во время весеннего паводка, они приводит к сильному росту водной растительности, отмирание которой вызывает загрязнение водоемов.

Антропогенная активность за последние 100 лет привела к ускоренному поступлению загрязняющих веществ в биосферу, что привело к изменению биогеохимической структуры в литосфере, гидросфере и атмосфере. По этой причине актуальным становится для изучения зависимость между дозой поллютанта (загрязняющего вещества), временем его воздействия и возникающим эффектом.

1. Общие положения

Существует определённая вероятность того, что вещество, попавшее в окружающую среду, переместиться от места его выброса. Некоторые вещества способны распространяться даже в глобальных масштабах. Это может быть обусловлено использованием веществ на значительных площадях или же их способностью мигрировать в окружающей среде. Возможно, что проблем, связанных с широким распространением химических веществ в окружающей среде, можно было бы избежать или свести их к минимуму, если заранее были бы полнее изучены схема динамические свойства каждого соединения. Однако закономерности распространения веществ в природной среде не были изучены и учтены заранее, и при столкновении с проблемой загрязнение окружающей среды перед учёными встала задача дать описание концепции и накопленной информации, необходимых для выяснения сущности данного явления. Выполнения такой задачи в свою очередь, позволит глубже понять сложившуюся ситуацию и предсказать, как избежать подобных осложнений в будущем [5, 7].

Пути распределение веществ в окружающей среде в обобщенным виде показано на рисунке 1.1.

Прежде всего они могут мигрировать в пределах отдельной сферы; например, вещество, попавшие в воду, может перемещаться с ней независимо от того, находится ли оно в растворе или адсорбировано на взвешенных частицах. Такой тип перемещение можно описать соответствующими гидролитическими параметрами.

Вещество, попавшие в атмосферу, может переноситься атмосферными течениями, в этом случае скорость и направление движения определяются соответствующими метеорологическими явлениями. Аналогичная ситуация сейчас существует и в биосфере, в которой распределение вещества в животном или растение зависит от механизма процессов переноса в организме. В организме животных перенос осуществляет сосудистой системой, а в растениях перемещение зависит от переноса во флоэме (Рисунок 1.2).

Рисунок 1.1 - Пути распределения веществ в окружающей среде [13]

Рисунок 1.2 - Схематическое изображение тока крови и распределение веществ в тканях организма как многоячеечной системы на примере дильдрина [13]

В более широком аспекте перенос вещества в этой системе должны иметь определённую связь с общим потоком массы в ней, поскольку оно перемещается вместе с составными частями различных компонентов экосистемы.

Рисунок 1.3 - Моделирование дильдрина в организме крысы [13]

Роль химических свойств вещества становится более существенной в процессе его перемещение между сферами. Однако, предположив, что система стремится к равновесию, мы можем получить некоторые указания о направлении отдельных переходов между сферами [2, 13].

Вода  воздух. На этой границе раздела имеет значение прежде всего давление паров вещества и его растворимость в воде.

Вода  почва. Перемещение вещества через эту границу раздела представляет собой, по существу, процесс адсорбции - десорбции, зависящее от растворимости вещества в воде, и от факторов, определяющих его адсорбцию на твёрдой фазе. При этом важную роль играет растворимость, коэффициент распределения и теплота растворения данного вещества.

Почва  воздух. Вероятно, это наиболее сложная система, поскольку в ней следует учитывать адсорбцию вещества на поверхности почвы, давление его паров, а также присутствие воды, которые влияют на перемещение вещества к границе раздела фаз.

Физическая система  биологической системы. Граница раздела между системами отличается от предыдущих тем, что вещество проходит через мембраны; абсорбционный процесс отличается от адсорбции на поверхности [3, 4, 13].

2. Основные понятия

Поллютанты (загрязнители) - химические вещества, загрязняющие среду обитания: ксенобиотики, экзогенные вещества, экотоксиканты, суперэкотоксиканты.

Ксенобиотики - вещества, чужеродные по отношению к живым организмам и не входящие в естественные биогеохимические циклы. Их появление в биосфере связано с хозяйственной деятельностью человека.

Экзогенные вещества - соединения, появление которых связано с деятельностью человека.

Экотоксиканты - ядовитые вещества антропогенного происхождения, вызывающие серьезные нарушения в структурах экосистем(оксид углерода, диоксид серы, оксиды азота, тяжелые смолистые продукты, пестициды и др.)

Суперэкотоксиканты - вещества, обладающие в малых дозах мощным токсическим действием полифункционального характера (диоксин, ДДТ (дихлордифенилтрихлорметилметан), радионуклиды, тяжёлые металлы и др.) [6].

3. Влияние поллютанта на организм

Ассимиляция ксенобиотиков (поллютантов) организмами в различных дозах может вызвать целую последовательность биологических эффектов. Степень воздействия ксенобиотиков может быть различной, начиная от повреждения локальных клеточных структур вплоть до повреждения клеток в целом, тканей и органов. В конечном итоге это проявляется в виде функционального или поведенческого ответа всего организма. При этом воздействие на всех описанных уровнях может быть обратимым и необратимым [1, 8].

Кроме того, воздействие поллютантов не ограничивается индивидуальным организмом, оно распространяется на всю популяцию того или иного вида, а через биогеохимические пищевые цепи - и на всю экосистему и человека.

Проблемы экотоксической химии связаны с целым спектром задач, тесно переплетающихся с задачами биогеохимии и геохимии экологического риска. К числу приоритетных задач экотоксической химии относят:

оценку последствий хронического воздействия относительно малых доз загрязняющих веществ на биоту и человека;

экстраполяцию лабораторных экспериментальных данных о воздействии поллютантов на организмы в природной среде.

Подходы к решению этих задач основаны на изучении структурных и функциональных взаимодействий, существующих между последовательными уровнями биологической организации (ген - клетка - орган - организм - популяция - биоценоз). Это позволяет определить взаимосвязь между эффектами, обнаруженными на молекулярном и клеточном уровнях, и конечным откликом сего организма [1,7,8].

Очень важными дополнительными факторами, модифицирующими реакцию организма на поступление токсикантов, является состояние окружающей среды в целом, уровень ее физического и химического загрязнения, а также направленность геохимических и биогеохимических циклов элементов.

3.1 Фармакодинамика поллютантов в организме

Если рассматривать экотоксичность лишь одного вещества в отношении представителей только одного вида живых существ, то в полной мере могут быть использованы качественные и количественные характеристики, принятые в классической токсикологии (величины острой, подострой, хронической токсичности, дозы и концентрации, вызывающие мутагенное, канцерогенное и иное действие и т.д.). Однако для более сложных систем экотоксичность нельзя оценить одним параметром токсикометрии, и она характеризуется через понятия вероятность опасности или экологический риск посредством сопоставления целого ряда качественных или полуколичественных показателей. Важнейшей характеристикой ксенобиотиков с позиции экотоксикологии является их экотоксическая опасность, под которой понимают потенциальную способность вещества в конкретных условиях вызывать повреждение биологических систем (организмов, популяций, сообществ) при попадании в окружающую среду. Потенциальная опасность вещества, определяется его стойкостью в окружающей среде (персистентность), способностью к биоаккумуляции, величиной токсичности для представителей различных биологических видов [1, 2].

Биохимические и физиологические эффекты воздействия токсикантов изучаются как в самой клетке (чаще в клеточной мембране), так и в протекающих метаболических процессах.

Токсическим ответом, как правило, является нарушение метаболизма, ингибирование (подавление) ферментов и коферментов - катализаторов биохимических процессов, патологическое аккумулирование поллютантов в липидах (жирах) живых организмов.

Метаболические аспекты токсических механизмов играют существенную роль при взаимодействии ксенобиотиков с организмом - это процесс токсикации и процесс детоксикации. Оба процесса идут с участием как самих токсических веществ, так и их метаболитов, а сама токсичность может быть подразделена на гепатическую (токсичность для печени) и экстрагепатическую (токсичность для других органов) [5, 6].

Выделены два основных механизма для потенциальных путей токсикации и детоксикации.

Механизм А. Основной токсикант представляет собой конечный токсический агент, ответственный за повреждение тканей печени и других органов. Метаболизм выполняет лишь функции детоксикации.

Механизм В. Токсичность вызвана не самим токсическим агентом, а его метаболитами. Активные метаболиты могут генерироваться в тканях печени и других органов. При этом в механизме B I метаболиты формируются вне печени, а в B II - в печени, но переносятся с кровью по всему организму. Важное значение при этом имеет деструкция или активация метаболических систем под воздействием химических веществ.

Токсикологические реакции, которые вовлекают основные химические вещества или их метаболиты в качестве активных агентов, бывают двух типов:

химические повреждения, вызываемые необратимым ковалентным связыванием химического агента и биологического субстрата или рецептора;

обратимые взаимодействия, существующие между экзогенными веществами и биологическим субстратом или рецептором (нервное окончание). Эти вещества обратимо реагируют со специфическими рецепторами, что в результате оставляет их неизменными.

Использование молекулярных биохимических подходов позволяет определить конкретные типы реакций, протекающих при поступлении тех или иных токсикантов в живой организм [1, 10, 11].

3.2 Зависимость эффекта воздействия поллютанта от его дозы

При рассмотрении связи между дозой химического вещества или его концентрацией в окружающей среде и возникающей реакцией биологической системы взаимодействие типа "доза - ответ" определяет количественную реакцию живого организма (эффект) на известный "стимул" физической или химической природы (дозы). Реакция на любой стимул может быть множественной по своей природе, но каждая специфическая реакция имеет свой собственный ответ на размер стимула. Специфическая реакция при этом может быть количественно оценена либо по размеру производимого воздействия, включая также и отсутствие воздействия, либо по времени, необходимому для появления эффекта. По длительности воздействия эффекты бывают острыми и хроническими, а по степени интенсивности воздействия их подразделяют на летальные и сублетальные. Гипотетическая схема взаимоотношений между дозой токсиканта и его воздействием показана на рисунке 1.4.

Рисунок 1.4 - Гипотетическая схема взаимоотношений между наблюдаемым эффектом (воздействием) и концентрацией поступающего вещества: а-биофилы; б-небиофилы [12]

Существуют два типа реакции организма на поступление химических веществ: а) на поступление вещества, необходимого для жизни (биофилы - жизненно важные элементы), и б) на поступление вещества, не требуемого для жизнедеятельности (небиофилы - нежизненно важные элементы). В случае (а) гомеостазис (оптимум) наблюдается между дозами С₂ и С₃. Ниже уровня С₂ существует дефицит питательного вещества, а в концентрациях выше С₃ вещество выступает уже в роли токсиканта. Необратимые изменения и смерть могут произойти ниже уровня С₁ и выше С₄. В случае (б), когда поступают химические вещества, не требуемые для жизни, они выступают в качестве токсикантов при концентрациях выше С₃, представляющих собой предельно допустимую концентрацию ПДК.

Рисунок 1.5 - Соотношение между дозой, временем и проявлением эффекта для канцерогенных веществ, мг/нед.: 1-6; 2-12; 3-24; 4-48 [12]

Время наряду с дозой токсиканта (концентрацией в окружающей среде) имеет важное значение для понимания токсилогического воздействия. Пример взаимосвязей между дозой, временем и эффектом воздействия показан на рис. 9.2, из которого видно, что характер кривых, характеризующих относительное воздействие, зависит от дозы: чем больше доза, тем раньше проявляется эффект от поступления токсиканта.

Время само по себе также является немаловажным фактором в оценке воздействия одной и той же дозы. Особенно существенным является период, когда еще не проявляется ответ на воздействие токсиканта, так называемый лат-период, или латентный период. Это имеет очень большое значение при проведении биотестов. В большинстве случаев организмы быстрее подвергаются одновременному воздействию целого спектра загрязняющих веществ, чем воздействию индивидуального поллютанта. Взаимодействие между поллютантами может многократно усилить (синергизм) или ослабить (антагонизм) действие токсических веществ. Эти взаимодействия могут быть химическими, формирующими новые соединения, или физиологическими, изменяющими механизмы поглощения токсиканта. Все это в конечном итоге усложняет оценку экологического риска окружающей среды [9, 11].

3.2.1 Летальные и сублетальные воздействия

Воздействие поллютантов не ограничивается отдельными видами и распространяется на более высокие уровни организации биологических систем, таких как популяции и экосистемы. Анализ и прогноз любых системных изменений во многом определяется данными о воздействии на индивидуум. При возрастании степени загрязнения окружающей среды воздействие токсических веществ может превысить адаптивные возможности организма и его толерантность (устойчивость) к загрязнению. Сначала, как правило, выражено сублетальное воздействие, которое в течение длительного воздействия уменьшает адаптационный потенциал организма и постепенно приводит к летальному исходу.

Различают:

·    Абсолютно - смертельные (ЛД 90-100 или LD90-100)

·        Средне - смертельные дозы (ЛД 50 или LD50)

·        Минимально - смертельные (ЛД 0-10 или LD0-10)

·        Средне - эффективные (ЕD50) - вызывающие определенные токсические эффекты [4].

Цифра в индексе показывает вероятность (в %) гибели организмов для смертельных доз или проявления признаков отравления.

Возможно и острое отравление, сразу сопровождающееся летальным исходом, поэтому воздействие токсикантов подразделяют на прямую летальную токсичность и сублетальную интоксикацию организма.

Важное значение в проявлении токсичности вещества играют:

·        скорость метаболических превращений вещества в крови и тканях внутренних органов;

·        скорость проникновения его через гистогематические барьеры;

·        скорость взаимодействия вещества с биомишенями и т.д. [4].

Особый интерес представляет обнаружение различий между летальным и сублетальным эффектами токсикантов на организмы. Количественно летальные эффекты могут быть определены как клеточные и субклеточные реакции на поступление физических и химических агентов, приводящие организм к немедленной гибели. Сублетальные воздействия разрушают физиологические или поведенческие функции, но не вызывают немедленной смерти, хотя смерть может в дальнейшем последовать из-за нарушений условий питания, ненормального поведения, более легкой доступности хищникам и других причин.

Оценка сублетальных воздействий зависит от двух важных факторов: выбора физиологических или поведенческих параметров, показывающих экологически существенный ответ, и экспериментального измерения сублетальных воздействий. При этом наибольшую трудность представляет экстраполяция результатов, полученных для индивидуального организма, на уровень популяции или экосистемы, поскольку до сих пор много неясного как в природной вариабельности физиологических ответов на внедрение загрязняющего вещества, так и во влиянии самих природных факторов на поведение организмов [7, 12].

3.2.2 Взаимосвязь между летальным и сублетальным воздействиями

Показатель смертности часто используют для выведения "безопасных" уровней воздействия токсикантов. Например, допустимая доза может быть выражена величиной 0,01 (1%) от ЛД 50 (смертельная доза для 50% численности популяции). Такой подход в основном базируется на психологических, а не экспериментальных данных. Более обеспечен лабораторными и полевыми тестами подход, связанный с оценкой хронического воздействия сублетальных концентраций на животные и растительные организмы. Такие эксперименты позволяют предсказать с определенной точностью "безопасные" или "экологически несущественные" уровни токсикантов путем построения кривой "доза - ответ". В концептуальном плане данный подход выглядит вполне приемлемым, но на практике возникает много трудностей с выбором экспериментальных животных и растений, сублетальных критериев, экспериментальных условий и т.д.

Рисунок 1.6 - Гипотетическая взаимосвязь концентрации загрязняющего вещества и ответа на организм [12]

Гипотетическая взаимосвязь в системе "доза - ответ" при проведении биотестов показана на рисунке 1.6. Для иллюстрации перехода от сублетальных к летальным эффектам непрерывность функции должна быть постулирована в линейном или нелинейном виде. Гипотетические пороговые величины были использованы для классификации фаз ответов летальной дозы, или концентрации, токсикантов в окружающей среде.

Для большинства поллютантов зона неопределенности, эквивалентная неизмеряемому ответу, может быть постулирована для очень низких доз. С увеличением концентрации связь между дозой и эффектом становится нелинейной, как правило, сигмоидальной. В токсилогических исследованиях используют либо лабораторные, либо полевые измерения как в модельных, так и в природных системах. Использование биотестов наиболее приемлемо при контролируемых условиях и в широком диапазоне концентраций.

3.3 Зависимость эффекта поллютанта от его времени воздействия

загрязнитель поллютант фармакодинамика биосфера

Токсический эффект определяется не только количеством экотоксиканта, но и временем его воздействия. Связь между дозой вещества, временем и эффектом может быть представлена в виде поверхности в трехмерном пространстве. При сечении этой поверхности плоскостями, параллельными координатным осям, получаются три семейства кривых, попарно связывающих дозу поллютанта, время и эффект (Рисунок 1.7), которые и являются предметом исследования токсикологов. В соответствии с этим возможны три типа токсикологических экспериментов и соответствующих им искомых статистических зависимостей:

·    эксперименты по установлению связи между дозой (концентрацией) ксенобиотика и токсическим эффектом;

·        эксперименты по установлению зависимостей между временем воздействия яда и эффектом (имеют значение, например, при установлении предельно допустимых концентраций вредных веществ для атмосферного воздуха);

·        эксперименты по установлению связей между дозой (концентрацией) яда и временем наступления фиксированного токсического эффекта (опыты по изучению выживания или кумулятивных свойств токсикантов) [2].

Рисунок 1.7 - Зависимость между поллютантом, временем и эффектом в упрощенной версии поверхности в трехмерном пространстве [12]

В одном исследовании в течение 7 недель (с понедельника по пятницу) вводили по 1 или по 0,1 мкг/кг меченого ТХДД (2,3,7,8-тетрахлордибензо-р-диоксин). Общее количество ТХДД в крысах постепенно достигало максимального значения (Рисунок 1.8). Животные, получавшие большие дозы ТХДД, накапливали его в большем количестве, чем крысы, которые получали меньшие дозы вещества. Поскольку организмом поглощалось лишь 86% дозы, можно было подсчитать, что при данной последовательности дозирования максимальное содержание вещества в организме составит 21,3 суточной дозы. За 7 недель содержание вещества в красах достигало 79,1% предельной равновесной концентрации. Нетрудно подсчитать, что для достижения 90% максимального равновесного содержания вещества понадобится 78,5 суток. Таким образом, организмы накапливают вещество в своих тканях в соответствии со скоростями его введения и выведения [8, 13].

Рисунок 1.8 - содержание ТХДД в теле крыс, получавших дозы меченого ТХДД размером 1,0 (а) и 0,1 (б) мкгэкв/(кгсут) с понедельника по пятницу в течение 7 недель [13]

Заключение

Научно-технический прогресс поставил перед человечеством ряд новых, весьма сложных проблем и задач, с которыми оно до сих пор не сталкивалось вовсе, или проблемы не были столь масштабными. Среди них особое место занимают отношения между человеком и окружающей средой. В прошло столетии на природу легла нагрузка, вызванная 4-кратным ростом численности населения и 18-кратным увеличением объема мирового производства.

Сегодня среды загрязняют более 7 тысяч [3] химических соединений, выделяющихся в процессе промышленного производства, многие из которых токсичные, мутагенные и канцерогенные.

Кардинальным путём охраны окружающей среды от загрязнений являются совершенствование технологических процессов и создание безотходных технологий. Наряду с этим самостоятельное Значение приобретают разработка эффективных систем контроля состава воздуха, воды и почвы, позволяющих объективно оценивать уровни загрязнения и выявлять их источники. Методологически цель большинства исследований, проводимых в этом направлении, состоит в разработке и реализации химических аналитических методов Определение концентрации веществ, нормируемых органами санаторного надзора. В последние годы от определения общих нормируемых концентрации веществ (и сопоставление результатов анализа со значениями установленных предельно допустимых концентраций) рекомендуется переходить к определению количества каждого из них в выбросах предприятий, например, в течение года.

Специалисты, занимающийся вопросами охраны окружающей среды от загрязнений и изучающую токсическое действие загрязнители, могут использовать такие концепции для характеристики существующего положения и оценки степени возможной опасности. Информация о поведении веществ в окружающей среде является также основой разработки мер, yнаправленных на устранение или сведение к минимуму угрозы отрицательных последствий применения ядохимикатов.

Список литературы

.       Бабич П.Н., Чубенко А.В., Лапач С.Н. Применение пробит-анализа в токсикологии и фармакологии с использованием программы Microsoft Excel для оценки фармакологической активности при альтернативной форме учета реакций // Современные проблемы токсикологии. 2003. №4. С. 80-88.

2.       Безель В.С. Экологическая токсикология: популяционный и биоценотический аспекты. Екатеринбург: Гощицкий, 2006. 279 с.

.        Безель В.С., Большаков В.Н., Воробейчик Е.Л. Популяционная экотоксикология. М.: Наука, 1994. 80 с.

.        Беленький М.Л. Элементы количественной оценки фармакологического эффекта. Л.: Медгиз. 1969. 143с.

.        Воpобейчик Е.Л., Садыков О.Ф., Фарафонтов М.Г. Экологическое нормирование техногенных загрязнений наземных экосистем (локальный уровень). Екатеринбург: Наука, 1994. 280 с.

.        Гелашвили Д.Б. Популяционная экотоксикология и экологические риски // Теоретические проблемы экологии и эволюции (Шестые Любищевские чтения). Тольятти: Кассандра, 2015. С. 89-93.

.        Гелашвили Д.Б., Безель В.С., Романова Е.Б., Безруков М.Е., Силкин А.А., Нижегородцев А.А. Принципы и методы экологической токсикологии: В 2-х т. Нижний Новгород: Нижегородский госуниверситет - 2014 - Т.1….с. Т.2….с.

.        Голубев А.А., Люблина Е.И., Толоконцев Н.А., Филов В.А. Количественная токсикология. Л., 1973. 287 с.

.        Джонгман Р.Г. Г., тер Браак С.Дж. Ф., ван Тонгерен О.Ф. Р. Анализ данных в экологии сообществ и ландшафтов. М.: РАСХН. 1999. 306 с.

.        Зарядов И.С. Введение в статистический пакет R: типы переменных, структуры данных, чтение и запись информации, графика. Москва: Изд-во РУДНБ, 2010а. 207 с.

.        Зеленин К.Н. Что такое химическая экотоксикология // Соросовский образовательный журнал. 2000. Т. 6. С. . 32-36.

.        Кабаков Р.И. R в действии: Анализ и визуализация данных в программе. М.: ДМК Пресс, 2014. 580 с.

.        Каплин В.Г. Основы экотоксикологии. Учебное пособие. М.: КолосС, 2006. 232 с.