|
ТОКСИКОЛОГІЯ ПЕСТИЦИДІВ УДК 615.9:632.95:612.6:591.16 Н.Р. Шепельская, д.м.н. ОЦЕНКА РИСКА РЕПРОДУКТИВНОЙ ТОКСИЧНОСТИ ПЕСТИЦИДОВИнститут экогигиены и токсикологии им. Л.И. Медведя МЗ Украины, Киев Решение проблемы профилактики вредного влияния пестицидов на репродуктивную функцию невозможно без оценки риска их репродуктивной токсичности для человеческой популяции, которая предполагает прогнозирование возможности возникновения заболевания у человека, а также установление уровней воздействия, безопасных для здоровья. Нарушения репродуктивной функции у человека проявляются весьма многообразно и включают такие расстройства (хотя и не исчерпываются ими), как снижение фертильности, импотенция, менструальные дисфункции, спонтанные аборты, низкий вес новорожденных и другие дефекты развития, раннее репродуктивное увядание, ухудшение сперматологических показателей и различные генетические нарушения, влияющие на репродуктивную систему и плод. Повреждения мужской или женской репродуктивной системы могут также обнаруживаться как патология исходов беременности. Так, было установлено, что около 50% человеческих зародышей не завершают свое развитие [1, 2]. С помощью методов, позволяющих обнаруживать беременность на 8-й день после зачатия, показано, что 32—34% постимплантационных беременностей заканчиваются эмбриональными или плодными потерями [3]. В обзоре международной группы авторов [4] сообщается, что около 7% новорожденных имеют одно или более врожденных уродств. В 15—20% случаев врожденные дефекты имеют генетический характер, в 3—5% связаны с болезнями обмена у матери, в 2—3% случаев — с приемом лекарственных средств и действием известных вредных факторов окружающей среды, в остальных случаях причина врожденной патологии неизвестна. По определению экспертов Агентства по охране окружающей среды США (US ЕРА), оценка риска — это процесс, с помощью которого дается научное заключение о возможности возникновения токсического эффекта у человека [5]. В 1983 г. Национальный Научный Совет США дал определение оценке риска, как процессу, включающему в себя некоторые или все из следующих составляющих [6]: Оценка опасности предполагает получение и оценку данных о токсичности тестируемого соединения и вытекающее из этой оценки заключение, что данное химическое соединение способно вызывать специфический токсический эффект. Анализу подлежат все доступные данные эпидемиологических наблюдений, токсикологических исследований на животных, а также результаты исследований in vitro (так называемые поддерживающие данные). Следующий компонент — количественный анализ зависимости "доза-эффект" включает идентификацию подпорогового — NOAEL (no-observed-adverse-effect level ) и/или порогового — LOAEL (lowest-observed-adverse-effect level ) уровня воздействия для каждой стадии и типа эффекта. Важнейшими составляющими данного компонента является экстраполяция экспериментально полученных данных на человека и установление безопасного для человека уровня экспозиции — Reference Dose (RfD) или Reference Concentration (RfC). Оценка воздействия на человека выявляет и оценивает реальное или потенциально возможное воздействие изучаемого агента на популяцию и дает представление о виде, величине, частоте и продолжительности таких воздействий. Заключение о потенциальном риске для человека и последствиях воздействия могут вытекать только из интегративного анализа результатов оценки опасности и количественной зависимости "доза-эффект" с оценками воздействия на человека в процессе характеристики риска. Теперь рассмотрим эти положения несколько подробнее. В многочисленных публикациях, посвященных проблеме оценки риска, подчеркивается, что наблюдения на людях, безусловно, могли бы дать наиболее убедительные данные. "Однако эти данные трудно получить, кроме того их значение для оценки риска все же ограничено, т.к. при проведении любого эпидемиологического исследования имеют место мешающие факторы, к которым относятся сложность определения уровней воздействия, высокая фоновая частота нарушений репродуктивной функции у человека, различия в диагностике и описании патологии и ряд других."[7]. Все это дало основание для международной группы экспертов, работавших в рамках международной программы по химической безопасности над принципами оценки риска для потомства в связи с воздействием химических веществ, прийти к следующему выводу: "Эпидемиологические исследования являются самым слабым звеном в цепочке событий, необходимых для разработки и валидизации способов оценки потенциального риска химических факторов для человека. …Экстраполяция экспериментальных данных на человека является основным методом прогнозирования потенциального риска пестицидов для здоровья" [7]. Методы экспериментальных исследований, используемые в настоящее время, основаны, главным образом, на изучении целостного организма животного, т.к. методы исследования in vitro пока что нельзя признать адекватной заменой. В мире насчитывается достаточно много различных схем и методов изучения нарушений функции воспроизведения. В зависимости от целей и задач в каждом конкретном эксперименте структура постановки опыта может существенно изменяться. Среди существующих тест-систем, применяемых с целью скринингового определения нежелательных последствий воздействия пестицидов на функцию размножения, наиболее широко используются: исследования воздействия химических веществ на функцию гонад и фертильность (тестирование гонадотоксической активности) [8] (табл. 1); исследования репродуктивной функции в тест-системе 2-х поколений животных (two-generation reproduction study) [9, 10] (рис. 1); изучение влияния химических соединений на развитие [8] (табл. 2); В Советском Союзе методический подход к исследованиям репродуктивной функции в тест-системе нескольких поколений животных был внедрен в середине восьмидесятых годов, когда нами (совместно с Л.В. Марцонь) были разработаны методические рекомендации "Использование "Метода нескольких поколений" для изучения состояния репродуктивной функции лабораторных животных в токсикологогигиенических экспериментах" [11], в основу которых был положен принцип исследований на 2-х поколениях животных, но были введены модификации, позволяющие вычленить потенциальные повреждения функции гонад на отдельных стадиях эксперимента. Необходимо подчеркнуть, что получение достоверных данных в эксперименте на животных является сложной задачей и зависит от множества условий и факторов, влияющих на величину безвредного уровня воздействия: NOAEL (No-observed-adverse-effect level ) или NOEL (No-observed-effect level ). К этим факторам можно отнести: Процессу экстраполяции данных с животных на человека предшествует тщательный анализ адекватности основного эксперимента и определение лимитирующего эффекта, который может быть 2-х типов: пороговый и беспороговый, т.е. такой для которого существует определенный риск на любом дозовом уровне (в частности, мутагенный эффект для герминативных клеток). Следует подчеркнуть, что в настоящее время не существует соответствующей методологии для оценки риска химических соединений, лимитирующие эффекты которых могут не иметь порога. Что касается соединений, лимитирующие эффекты которых относятся к пороговым, то первостепенной целью анализа данных является оценка сравнимости экспериментальных видов и человека и определение наивысших доз или воздействий, которые могут быть получены животными без индуцирования эффекта на репродуктивную функцию. Основой для оценки опасности и разработки рекомендуемых безопасных для человека уровней воздействия химических факторов служит подпороговая, не оказывающая вредного действия величина, установленная в эксперименте на животных, т.е. NOEL или NOAEL. При изучении некоторых пестицидов анализ экспериментальных данных может выявить наличие двух (или, возможно, более) отрицательных эффектов, наблюдаемых в низких дозах с величиной NOAEL одного порядка. В таких случаях основными задачами являются: Иногда возникает необходимость оценки риска (например, в качестве временной меры) на основании данных эксперимента, в котором не был достигнут NOAEL, но данные о действии достаточно качественные для того чтобы служить основой расчета недействующего уровня (NOAEL) от величины порогового уровня — LOAEL. В таких случаях допустимо применение коэффициентов запаса (от 3 до 10) в зависимости от характера и природы наблюдаемого эффекта, а также зависимости "доза-эффект" [12—15]. Следующим шагом при оценке опасности тестируемого соединения является экстраполяция данных с животных на человека и установление так называемой эталонной дозы или концентрации, т.е. RfD или RfC. Учитывая отсутствие биологических доказательств возможности использования математических экстраполяционных моделей для репродуктивной токсичности пестицидов, при установлении рекомендуемых безопасных уровней воздействия (RfD, RfC) используют коэффициенты запаса. При скрининговых стандартно выполненных исследованиях в условиях отсутствия специфических данных наиболее часто используется величина коэффициента запаса = 100. Эта величина была впервые предложена в 1954 г. и позже была использована ВОЗ при расчетах допустимой суточной дозы (ADI — acceptable daily intake) для пищевых добавок [16]. Этот коэффициент был принят как произведение 2-х равных коэффициентов, отражающих и учитывающих межвидовые и индивидуальные (внутривидовые) различия, и был основан на обобщении результатов многочисленных экспериментальных и эпидемиологических исследований. В 1993 г. предложено подразделить каждый из них, чтобы ввести соответствующие данные по токсикодинамике и токсикокинетике [17]. Этому предложению предшествовали довольно длительные дискуссии и обсуждения по поводу возможности достижения максимальной релевантности коэффициентов межвидовой и внутривидовой вариабельности [18—21]. По существу, этот подход предложен с целью совершенствования процесса экстраполяции, так как при наличии соответствующих данных гипотетический коэффициент запаса может быть заменен на корректирующий коэффициент. Результаты экспериментов по изучению различий в динамике и кинетике токсических соединений у человека и обычных лабораторных животных (крысы, мыши, собаки) показывают, что существует большая вероятность различий в кинетике, чем в динамике, поэтому было предложено 10-кратный межвидовой коэффициент разложить на величину 2,5 для динамики и 4 для кинетики. Аналогичное разделение было предложено и для индивидуальных различий в токсикокинетике и токсикодинамике между людьми. Однако было установлено, что в этом случае вариабельность для обоих аспектов одинакова, в связи с чем 10-кратный коэффициент был разделен поровну, т.е. 3,2 для кинетики и 3,2 для динамики (рис. 2). Приведенные выше величины были признаны приемлемыми, хотя и временными, т.к. они обеспечивают положительные значения 2 для обоих аспектов и совместимы с видовыми различиями таких физиологических параметров, как почечный и печеночный кровоток. Принятие этого подхода должно стимулировать развитие соответствующих исследований, анализ и обобщение результатов которых послужат дальнейшему улучшению научной основы использования коэффициентов запаса [22]. При решении вопросов, связанных с экстраполяцией экспериментальных данных на человека, количественные параметры токсикокинетики необычайно важны. Как известно, они включают в себя данные о скорости и степени абсорбции тестируемого соединения, характере его распределения, скорости и пути любой биоактивности, а также скорости, пути и степени элиминации. Такие показатели, как пик концентрации в плазме или зависимость концентрации в плазме от времени могут указывать на степень и продолжительность воздействия на орган-мишень. Однако и здесь важно установить, какой параметр ответственен за развитие токсического эффекта, поскольку иногда токсичность зависит от максимальной концентрации в плазме (например, тератогенность вальпроевой кислоты [23]), в то время как при длительной биоаккумуляции концентрация вещества в плазме в зависимости от времени может быть более важной [24]. Токсикодинамические факторы включают идентификацию токсического агента (т.е. тестируемое соединение или его метаболиты), молекулярную природу мишени, наличие и активность защитных и восстановительных механизмов, а также чувствительность ткани мишени in vitro. В идеале, полученные токсикокинетические и токсикодинамические параметры, там где это возможно, должны сопоставляться между тестируемыми видами и человеком для определения межвидовых коэффициентов запаса. Таким образом, оценка опасности любого химического соединения, будучи первым этапом оценки риска для репродуктивной функции человека, предполагает в первую очередь анализ экспериментальных данных на предмет полноты и качественности проведенных исследований или так называемой адекватности эксперимента. Вторым шагом в процессе оценки риска является количественное определение зависимости "доза-эффект" и установление безвредных уровней воздействия в эксперименте (NOAEL или NOEL), которые служат основой количественного обоснования безопасного уровня воздействия пестицида для репродуктивной функции человека. При этом весьма ответственным шагом служит выбор коэффициента запаса, величина которого зависит от степени изученности токсикокинетики, токсикодинамики, механизма действия, природы и характера возникающих эффектов. Только при наличии всех перечисленных данных и проведении соответствующих аналитических экспертных исследований можно говорить об адекватной, научно обоснованной величине безопасного уровня для человека. Оценка воздействия предусматривает определение величины, частоты, продолжительности, пути и способа поступления химического загрязнителя. Последнее, в свою очередь, предполагает определение источника и механизма выделения химического агента, какой из факторов окружающей среды является переносчиком изучаемого соединения, точку возможного контакта человека с изучаемым ксенобиотиком, путь и способ поступления в организм человека. Для получения этих данных в нашей стране проводят специальные государственные испытания пестицидов, впервые предлагаемых на рынок Украины. При этом изучаются дозовые уровни, частота и продолжительность возможного воздействия, пути поступления в организм. Далее количественно устанавливается возможное суммарное поступление тестируемого агента при единичном контакте с химическим загрязнителем или при непрерывном воздействии в течение подострого, субхронического и хронического периода для различных субпопуляций (детей, взрослых индивидуумов репродуктивного возраста, пожилых людей, беременных женщин, производственных контингентов и в ряде случаев некоторых других категорий населения). Завершающим моментом процесса оценки риска является характеристика риска (рис. 3), то есть заключение о степени риска тестируемого соединения для репродуктивной функции человека, которое основывается на величине так называемого индекса опасности (hazard index — hi) [25]. Индекс опасности показывает какую часть от установленной безопасной дозы или концентрации (RfD, RfC) различные контингенты или отдельный индивидуум могут получить в реальных условиях применеия пестицида. Если индекс опасности во всех случаях меньше единицы, можно заключить, что использование данного пестицида не будет представлять опасности для функции воспроизведения популяции в целом. Литература |