ПРОБЛЕМНІ СТАТТІ

УДК 632.95:612.43 + 591.147

М.Г. Проданчук, член-кор. АМН України, Є.А. Баглій, д.м.н., П.Г. Жмінько, к.б.н., А.П. Кравчук, к.м.н., Н.М. Недопитанська, к.б.н.

ОЦІНКА НЕБЕЗПЕЧНОСТІ ПЕСТИЦИДІВ ЗА КРИТЕРІЄМ ЕНДОКРИННИХ ПОРУШЕНЬ ЧЕРЕЗ МЕХАНІЗМ ЇХ ВЗАЄМОДІЇ З РЕЦЕПТОРАМИ СТАТЕВИХ ГОРМОНІВ ЛЮДИНИ

Институт экогигиены и токсикологии им.Л.И. Медведя, г. Киев

Пестициди, які персистують у довкіллі, можуть приводити до ендокринних порушень, прямо взаємодіючи з гормональними рецепторами, викликаючи відповідний каскад реакцій або через цитотоксичний ефект в органах ендокринної системи, чи опосередковано через вибірковий вплив на різні ланки метаболізму, синтезу та транспорту гормонів [1, 2, 4, 6, 9]. У попередніх наших дослідженнях [1, 2] було показано складність інтегральної оцінки небезпеки пестицидів-ксеноестрогенів за критерієм ендокринних порушень через можливість їх впливу не тільки на тканини статевих органів, а й інші системи.

Гормональний ефект в різних тканинах організму реалізується через зв'язування клітинними рецепторами гормонів, утворенням комплексу і транскрипцією відповідної генетичної програми. Модифікація гормонального ефекту пестицидами може відбуватися при взаємодії діючих речовин або їх метаболітів з гормональними рецепторами відповідних клітин.

В даній роботі проведено аналіз даних літератури щодо взаємодії пестицидів з рецепторами статевих гормонів людини з метою визначення їх небезпечності при надходженні до організму людини у кількостях, відповідних допустимим добовим дозам для людини (ДДД), регламентованих діючими в Україні гігієнічними нормативами [3].

Рецептори статевих гормонів належать до однієї родини білків і мають декілька доменів різних розмірів, які виконують різні функції [4]. Це регуляторний і ДНК-зв'язуючий домени, а також невеликі сайтспецифічний і гормон-зв'язуючий домени. Найбільша ступінь гомології між рецепторами різних гормонів знаходиться у ДНК-зв'язуючому домені, де багато однакових фрагментів, багатих залишками цистеїну. Цистеїн може координаційно зв'язувати іони цинку і таким чином утворювати цинкові кластери з іншими білками.

Рецептори статевих гормонів експресуються не тільки в клітинах мішенях статевих органів, а й в інших тканинах організму. Кількість рецепторів у клітинах — мішенях 103—104 молекул на клітину, але вони мають високий рівень спорідненості до гормону d = 10-8—10-10) та високу вибірковість.

Механізм взаємодії стероїдного рецептора з гормоном складається з декількох ланок. Як і всі ліпофільні гормони, вони знаходяться у крові у зв'язаному з транспортним білком стані. Цей комплекс взаємодіє з плазматичною мембраною клітин і до цитоплазми або ядра потрапляє вільний гормон, який, у свою чергу, взаємодіє з специфічним рецептором і утворює відповідний комплекс. Внаслідок конформаційної перебудови молекули рецепторного білку виникає дисоціація і звільнення білків-інгібіторів (білку теплового шоку) та утворення димерів, які мають високу спорідненість до ДНК.

У вигляді такого гормон-рецепторного комплексу ці гормони проникають у ядро і взаємодіють з відповідними групами генів. Внаслідок активації цих генів утворюється відповідна матрична РНК, яка виходить з ядра у цитоплазму. При трансляції цієї РНК на рибосомах утворюються відповідні білки, які і реалізують гормональний ефект.

Пестициди можуть діяти подібно гормонам або інгібувати їх дію, зв'язуючись з внутрішньоклітинними рецепторними білками. Утворений комплекс може викликати агоністичну або антагоністичну дію.

При вивченні транскрипції, яка ініціюється гормон — рецепторним комплексом, було визначено ділянку ДНК з 12 нуклеотидів, здатних запускати відповідну генетичну програму. Така послідовність була знайдена у всіх регуляторних ділянках генів, які відповідальні за реалізацію гормонального ефекту. Ця ділянка названа гормон-респонсивним елементом (HRE) або, як у випадку з естрогенами, естроген рецепторним елементами (ЕREs). Більш детальне вивчення [4, 5] цих елементів дозволило знайти дві групи генів, транскрипція яких запускає різноманітні генетичні програми, що пояснює різницю в характері кривих доза-ефект, обумовлених гормональною дією естрогенів, а також виявити дві підгрупи рецепторів ERa та ERb.

Різницю в експресії цих рецепторів можна пояснити вибірковістю дії на тканини агоністів і антагоністів таких, як фолікулостимулюючий гормон, лютенізуючий гормон або пролактин, та відповідну органотропність канцерогенного ефекту [5]. Відкриття нових рецепторів показало їх важливу роль в інших аспектах здоров'я людини таких, як стан кісток та сердцево-судинної системи і, особливо, у патогенезі росту та метастазування пухлин простати [4].

Таким чином, стало зрозумілим чому ксеноестрогени навколишнього середовища можуть зв'язувати рецептори естрогенів і викликати блок в одних випадках або посилення транскрипції в інших. Вони можуть здійснювати токсичну дію напряму взаємодіючи з ДНК з руйнуванням її структури або можуть викликати дисбаланс рівня гормонально регулюючих факторів росту, рецепторів факторів росту, протоонкогенів або інших молекул, що запускають процеси проліферації і диференціювання гормончутливих клітин [4—8].

Відкриття гормон-респонсивного елементу дозволило розробити за допомогою методів молекулярної біології нові моделі для вивчення експресії і дослідження рецепторів естрогенів людини [9, 10]. До геному дріжджової клітини був пересаджений ген, транскриптуючий людський рецептор естрогенів, і два естрогенрецепторні елементи (ЕR), пов'язані з геном, який транскрибує (ЕREs) і відповідний маркерний білок, кількість якого реєструється. Інший прямий підхід до вивчення взаємодії ксенобіотиків з естрогенними рецепторами людини можливий за допомогою естрогенчутливої трансгенної клітинної лінії раку молочної залози людини, що також має дві ЕR зв'язаних з геном люциферази, як маркерного білку.

На цих моделях добре "працювали" відомі ксеноестрогени — канцерогени диетилстильбестрол і ДДТ. Встановлено, що такі пестициди, як ендосульфан, токсафен, діельдрин, проявляють слабкий естрогенний ефект на клітинах людини [9].

Можливості клонування гормональних рецепторів людини дозволило значно розширити асортимент таких моделей за рахунок введення нових рецепторів у різні клітини [11—15]. Ця методика отримала назву трансактиваційного аналізу ("reporter gene assay") і стала загальнопризнаним методом визначення взаємодії хімічних речовин з гормональними рецепторами, а також для виявлення агоністів чи антагоністів серед хімічних речовин щодо їх гормональної дії. За допомогою цього методу було вивчено багато ксенобіотиків, у тому числі і пестицидів, серед яких були виявлені речовини, що взаємодіють з рецепторами статевих гормонів [9—12, 14—27].

Результати досліджень, наведені у цих роботах, неоднозначні. Враховуючи протиріччя, що виникали у окремих авторів при визначенні взаємодії хімічних речовин, у тому числі пестицидів, з статевими гормонами та їх активності, дані, які можна було б використати щодо оцінки небезпеки для людини цих речовин, повинні відповідати наступним вимогам:

1. Дослідження повинні виконуватись на одній експериментальній моделі;

2. Модель повинна бути побудована на клітинах ссавців, у які вбудовані рецептори людини;

3. Наявність даних, які оцінювали б ступінь варіабельності значень результатів досліджень, отриманих у різних лабораторіях.

Найбільша кількість хімічних речовин (517) була вивчена у трансактиваційному тесті на клітинах дріжджів [28]. Серед цих речовин було 118 пестицидів, які показали невелику естрогенну активність.

У другій роботі [16], яка була виконана на клітинах щурів, було вивчено 118 хімічних речовин, серед яких тільки 20 пестицидів показали естрогенну активність. Але ці роботи не відповідають вищенаведеним вимогам.

Найбільшу кількість пестицидів (200) було вивчено в роботі [26]. Ця робота повністю відповідає вищенаведеним вимогам і була взята за основу в наших дослідженнях. Результати інших робіт використовувались як допоміжні. Дослідження були виконані на клітинах китайського ховрашка, в котрі вбудовано три види рецепторів людини — hERa, hERb і hAR.

Дослідження взаємодії хімічних речовин з гормональними рецепторами за допомогою трансактиваційного тесту на клітинах ссавців, проведені різними лабораторіями, показали можливість використання його для кількісної оцінки [29, 30]. Показники естрогенної та андрогенної активності коливались у межах 10, тобто прийнятого у токсикометрії значення внутрішньовидового фактору безпеки.

Оцінка взаємодії пестицидів з рецепторами hERa, hERb і hAR проводилась за показниками REC20, RLA. REC20 — це молярна концентрація речовин, яка давала 20% агоністичного ефекту з 10-10 М та 10-9 М 17b естрадіолу (Е2) для hERa і hERb, відповідно, а також з 10-9 М дигідротестостерону (ДГТ), активною формою тестостерону, для hAR. Естрогенний або андрогенний ефекти визначалися за інтенсивністю люциферазної реакції, показником якої була RLA (відносна люциферазна активність) — відсоткове відношення ефекту, викликаного речовиною у концентрації 10-6 М, до ефекту, викликаного 10-10 М або 10-9 М 17b естрадіолу (Е2) для hERa і hERb, відповідно [26].

Антагоністична активність пестицидів щодо природних гормонів оцінювалась за показниками RIC20 — це молярна концентрація речовин, яка на 20% інгібувала 10-10 М та 10-9 М 17b естрадіолу (Е2) для hERa і hERb, відповідно, а також з 10-9 М ДГТ для hAR.

Антиандрогенну дію оцінювали за показником RLA — процентне відношення між ефектом, викликаним речовиною у концентрації 10-5 М, до ефекту, викликаного 10-10 М ДГТ для hAR [26].

Дані показники з певною мірою агравації використані нами для оцінки небезпеки пестицидів. Значення REC20 та RIC20 можуть бути використані як мінімальнодіюча доза, LOEL, а через RLA можна оцінити естрогенний або андрогенний еквівалент речовини. За такими принципами була проаналізована небезпека пестицидів, які можуть зустрічатися у довкіллі України згідно ДСанПіН 8.8.1.2.3.4.-000-2001 [3] і для яких встановлено ДДД. Показниками безпеки застосування пестицидів є процентне співвідношення значень ДДД і мінімально діючої дози, а також визначення естрогенного еквіваленту ДДД пестициду або зменшення андрогенного ефекту.

Серед вивчених в роботі [26] пестицидів до діючого в Україні нормативного документу [3] входить 89 хімічних сполук, серед яких у 59 ефект не виявлено. У табл. 1 наведено перелік цих пестицидів, їх препаративні форми та визначено валідність отриманих у роботі результатів для обгрунтування безпечності ДДД. Припускається, що вся речовина надходить до організму людини і створює у крові відповідну молярну концентрацію. Співвідношення максимальної концентрації, у якій досліджувався пестицид, до концентрації, яка може бути створена у крові при надходженні ДДД пестициду до організму. Це дозволяє при відсутності ефекту оцінити достатність доказу безпеки нормативу щодо даного ефекту або в разі наявності оцінити його. Враховуючи наведену раніш межу варіабельності показників при визначенні естрогенної та андрогенної активності, така достатність буде вагомою за значенням вищенаведеного співвідношення більше 10.

У деяких пестициців ступінь доведеності відсутності ефекту при надходженні речовини у організм в межах ДДД низька. Зокрема, це бенсульфурон-метил, етіофенкарб, іпродіон, металаксил, симазин, тріадименол, тріадимефон, тіофанат-метил, хлороталоніл, а у тіабендазолу відсутність ефекту на рівні ДДД не доведена.

Таким чином, 59 діючих речовин пестицидних препаратів, зазначених у ДСанПіН 8.8.1.2.3.4.-000-2001, серед яких зареєстровані на даний час 34, при надходженні до організму людини у межах ДДД не взаємодіють з рецепторами статевих гормонів людини hERa, hERb hAR і не викликають через цей механізм порушень функцій ендокринної системи. Найбільша кількість пестицидів, які взаємодіють з рецепторами статевих гормонів і таким чином модифікують функцію ендокринної системи, належить до інсектицидів. У таблиці 2 представлена оцінка можливості виникнення таких порушень при надходженні в організм людини інсектицидів в межах встановлених ДДД.

За даними літератури, найбільша вірогідність взаємодії з рецепторами статевих гормонів виявлена у хлорорганічних речовин [9—12, 14—28]. Здебільшого використання цих речовин як в Україні, так і в інших країнах, заборонено, але через їх високу стійкість у довкіллі, залишки попереднього застосування цих пестицидів персистують у навколишньому середовищі і можуть потрапляти до організму людини завдяки міграції по екологічним ланцюгам. Тому при оцінці небезпеки застосування пестицидів ксеноестрогенів треба враховувати можливість ефекту цих речовин. Як видно з табл. 2, найбільшу небезпеку має метоксихлор. ДДД цієї речовини більш ніж у п'ять разів перевищує дозу, що може викликати агоністичний з природними естрогенами ефект, а також проявляє антиандрогенну дію. Надходження до організму дикофолу і ендосульфану в межах ДДД не повинно викликати суттевих ефектів тому, що кількість цих речовин буде значно менше, ніж мінімальна діюча доза, відповідно у 25 та 11—100 разів. На відміну від дикофолу і ендосульфану, метоксихлор взаємодіє тільки з ERa рецепторами і має значно вищу (більш, ніж у 40 разів) естрогенну і антиандрогенну активність.

У піретроїдів ефект взаємодії з рецепторами статевих гормонів виявлявся у 50% випадків. У всіх досліджених речовин не встановлено випадків взаємодії з ERb рецепторами. Естрогенна і антиандрогенна активність піретроїдів була дуже низька, тому дані різних літературних джерел мають деякі протиріччя. Так, за допомогою трансактиваційного і проліферативного тестів у клітинах лінії MCF-7 була встановлена активність фенвалерату, перметрину, циперметрину [18, 19, 26]. В іншій роботі [23] у фенвалерата не було виявлено естрогенної активності у концентрації 10-5 М, тоді як фенвалерат, перметрин, циперметрин, цифлутрин, флуцитринат, підвищували естрогенну активність, цигалотрин і дельтаметрин її пригнічували [26]. Крім цього, фенвалерат, цифлутрин, флуцитринат мали ще й невелику антиандрогенну активність. Встановлені для цих пестицидів ДДД були значно меншими, ніж мінімальнодіюча доза. Слід відзначити односпрямованість дії фенвалерату і флуцитринату — вони викликали як естрогенний, так і антиандрогенний ефекти. Зареєстровані в Україні піретроїди мали незначний естрогенний або антиандрогенний ефекти.

Взаємодія фосфорорганічних інсектицидів з рецепторами статевих гормонів відбувалась з такою же імовірністю як і піретроїди. Досліджено 56 речовин і у 24 виявлено естрогенний ефект. Фосфорорганічні речовини токлофос-метил, квіналфос, бутаміфос, протиофос, лептофос, цианфенфос, етіон, бромофосетил, о-етил р-нітрофеніл-фенилфосфотионат, диклофентион мають естрогенну активність [17, 18, 25, 27]. Крім того 19 пестицидів цієї групи мають антиандрогенну активність. Припускається, що наявність у структурі цих речовин тиофосфорних груп (Р=S) обумовлює естрогенну або антиандрогенну активність, а наявність у структурі молекули Р=О обумовлює обидва ефекти [26]. На думку авторів, такі перетворення фосфорорганічних сполук можуть проходити в ході метаболізму цих речовин, як в організмі людини, так і у об'єктах довкілля. Серед наведених у табл. 2 пестицидів є два препарати, які, на наш погляд, можуть бути небезпечними. Протіофос викликає проестрогенний і антиандрогенний ефекти. ДДД цього пестициду при взаємодії з рецептором ERa викликає агонічний естрогенний ефект, а мінімальнодіюча доза протіофосу щодо такого ефекту з ERb тільки в 1,1 раза меньше, ніж ДДД. Антиандрогенний ефект проявляється у дозах, які в 1,5 рази перевищують ДДД. Таким чином, при надходженні до організму протіофосу в межах ДДД можливе виникнення ендокринних порушень.

Значний естрогенний ефект у порівнянні з іншими пестицидами спостерігається при взаємодії бромофосу з рецептором ERb. Естрогенний еквівалент свідчить про можливість суттевого впливу на гормональний стан жінок, які знаходяться у постменструальному стані, і чоловіків. Враховуючи односпрямованість ефекту незначне збільшення рівня ДДД може привести до виникнення ендокринних порушень. Ці пестициди зараз в Україні не використовуються.

Серед інших інсектицидів треба відзначити бромпропілат, який має виражену антиандрогенну і антиестрогенну дію. Інсектициди карбамати — карбарил, метоміл, оксаміл знижували транскрипцію естроген- та прогестерон-чутливих генів у клітинах раку молочної залози (лінія MCF-7) та клітинах раку ендометрію (лінія Ishikawa) людей. Ефект спостерігався у концентрації 10-7 М [27]. Але в інших роботах цей ефект не було підтверджено. Метоміл індукував незначний ефект у проліферативному і ER трансактиваційному тестах, а метіокарб індукував як естрогенний, так і антиандрогенний ефекти у клітинах лінії MCF-7 [17]. При тестуванні 22 карбаматів на клітинах китайського ховрашка естрогенний і антиандрогенний ефект виявлено тільки у метіокарба [26]. Цей пестицид в Україні не використовувався.

Таким чином, ДДД інсектицидів, що зареєстровані в Україні, повністю забезпечують відсутність ендокринних порушень через механізм їх взаємодії з рецепторами статевих гормонів.

З табл. 3, де представлені дані щодо безпечності гербіцидів і фунгіцидів, за механізмом їх взаємодії з рецепторами статевих гормонів, видно, що вони значно менш активні, ніж інсектициди.

Серед гербіцидів найбільшу вірогідність взаємодії з рецепторами статевих гормонів проявляють речовини, що за своєю хімічною структурою відносяться до дифенілових ефірів. Здебільшого ці речовини взаємодіють з андрогенними рецепторами і мають виражену антиандрогенну дію, деякі з них (хлорнітрофен та хлометоксифен) показали більший ефект, ніж відомі антиандрогени вінклозолін і ДДЕ [15, 26]. Винятком є флуазифоп-п-бутил, який продемонстрував слабку естроген агоністичну активність і не мав антиандрогенної дії. В Україні використання пестицидів цієї групи обмежено. На даний час зареєстровано тільки два препарати "Гоал 2Е", який має д.р. оксифлуорен, та "Фюзилад Супер 125 ЕС", який має д.р. флуазифоп-п-бутил. Як видно з табл. 3, ДДД цих речовин виключає можливість порушення функції ендокринної системи.

Серед хлорацетанілідів вивчено взаємодію з рецепторами статевих гормонів алахлору, метолахлору, мефенацета, претилахлору, тенілхлору та ін. речовин (всього 11 сполук) [10, 26]. Встановлено, що алахлор зв'язувався як з рецепторами естрогенів та прогестерону яйцеводу алігаторів, так і з рецепторами естрогенів і андрогенів людини, hER і hAR. Аффінність такої взаємодії алахлора менша, ніж естрадіолу у 3500 разів, і приводить до антиестрогенного і антиандрогенного ефекту. ДДД алахлору повністтю виключає можливість виникнення через цей механізм ендокринних порушень у людини. Інші представники цього класу — мефенацет та тенілхлор, що мали відповідно антиандрогенну, естрогенну та антиандрогенну активність, в Україні не використовувались.

Пестициди з класу похідних сечовини — пропаніл, лінурон, пенцикурон, діурон зв'язувались з рецепторами андрогенів людини, hAR і провляли антиандрогенну активність [20, 21, 26]. У пропаніла та пенцикурона антиандрогенну активність було підтверджено в експериментах на тваринах. Як видно з табл. 3, саме ці речовини показали найвищу антиандрогенну дію, а за можливістю антагоністичної рецепторної андрогенної активності надходження пропанілу до організму людини на рівні ДДД не забезпечує відсутності ефекту. Активність пентиметаліну дуже низька і встановлена ДДД є безпечною щодо можливої ініціації ефекту ендокринних порушень.

Відомо, що триазинові пестициди відносяться до ендокринних дизрапторів. Найбільш поширенний їх представник — атразин виявив антиестрогенну активність у трансактиваційному тесті на клітинах дріжджів, а на клітинах китайського ховрашка ефект не виявлено, як і у інших гербіцидів цієї групи [10, 26]. Треба зазначити, що в останній роботі використано три види рецепторів, а клітини належать ссавцям. Тому ці дані є більш обгрунтованими. Триазини порушують функцію ендокринної системи за іншим механізмом — індукуючи ароматазу і посилюючи перетворення тестостерону у естроген або беспосередньо інгібуючи синтез тестостерону у клітинах Лейдіга [22, 31, 32].

Серед фунгіцидів найбільш сильний ендокринний дизраптор є вінклозолін, який викликає антиандрогенний ефект в експериментах in vitro та in vivo [14, 26]. Але встановлена за методологією прийнятою в Україні ДДД вінклозоліну є безпечною щодо можливості виникнення ендокринних порушень у людини (табл. 3). На даний час ця речовина в Україні не використовується.

Антиандрогенну активність фунгіцидів вінклозоліну, прохлоразу, процимідону, іпродіону, кетоконазолу виявлено в декількох експериментах за допомогою трансактиваційного тесту [10, 14, 21, 25, 26]. Як видно з табл. 3, на рівні встановлених ДДД ці речовини суттєво не зменшують рівня дегідротестостерону, але значно більше інгібують генетичну активність у присутності цього гормону, як антагоністи андрогенних рецепторів. За таким механізмом дії процимідон у кількості на рівні ДДД може викликати ендокринні порушення. В Україні ця речовина не зареєстрована.

Серед вивчених фунгіцидів тільки одна речовина має як естрогенну, так і антиестрогенну дію. Це фенарімол, який зареєстровано в Україні. Фенарімол взаємодіє як з hERa і hERb, так і з hAR Незважаючи на односпрямованість проестрогенної дії, ефект настільки малий, що при надходженні до організму людини феноримолу на рівні діючої ДДД вірогідність ендокринних порушень практично виключається, оскільки для отримання ефекту ДДД треба було б збільшити у 12 разів.

Таким чином, проведена оцінка небезпечності 89 діючих речовин пестицидних препаратів за критерієм ендокринних порушень через механізм їх взаємодії з рецепторами статевих гормонів людини свідчить, що токсиколого — гігієнічна регламентація застосування цих препаратів в Україні, діючі гігієнічні нормативи в основному попереджають виникнення ефекту. Тільки у 6% речовин встановлена за прийнятою в Україні методологією ДДД [33] не забезпечувала відсутності ефекту взаємодії пестициду з рецепторами статевих гормонів людини. В усіх випадках це була модифікація дії природних гормонів — агоністичний проестрогенний або антиандрогенний ефекти. Встановлені естрогенний і андрогенний еквіваленти діючих речовин пестицидів не можуть суттєво змінити гормональний гомеостаз організму. Ці речовини діяли у концентраціях більш, як у 100 000 разів вищих, ніж природні гормони. Слід також відмітити агравовані умови визначення небезпечності пестицидів щодо ендокринних порушень — приймалося, що 100% діючої речовини надходить до крові людини. Але дані дослідження метаболізму діючих речовин пестицидних препаратів показують, що це не завжди так. Нарешті ні один з пестицидів, ДДД яких не відповідає вимогам безпеки для людини, не зареєстрований в Україні.

Таким чином, прийнята в Україні методологія встановлення безпечності пестицидів через визначення ДДД для людини [33] за матеріалами токсикологічного досьє, зокрема аналізу даних вивчення на експериментальних тваринах субхронічної і хронічної токсичності, гонадотоксичності, репродуктивної токсичності, ембріотоксичності та тератогенності, метаболізму та можливості кумуляції речовини в організмі, у більшості випадків враховує можливість виникнення ендокринних порушень.

Література
1. Недопитанська Н.М., Ендокринні порушення, спричінені пестицидами, та канцерогенез. Научная конференция, посвященная 75-летию со дня рождения Ю.С. Кагана. —Киев, 1999. С. 62—64.
2. Проданчук М.Г., Кравчук А.П., Баглій Є.А, Жмінько., П.Г., Недопитанська Н.М. Оцінка небезпечності пестицидів та агрохімікатів за критеріями ендокринних порушень. Тези доповідей 1-го з'ізду токсикологів України. —К., 2001. —С. 64—65.
3. Допустимі дози, концентрації, кількості та рівні вмісту пестицидів у сільськогосподарській сировині, харчових продуктах, повітрі робочої зони, атмосферному повітрі, воді водоймищ, грунті. Державні санітарні правила та норми. ДСанПіН 8.8.1.2.3.4.-000-2001. Видання офіційне. —Київ: МОЗ, ГСЕУ. —2001. —244 с.
4. Eubanks M.W. Hormones and health // Environ. Health. Perspect —1997. -V. 105, №5. —Р. 482—487.
5. Kuiper G.G.J.M., Carlsson B., Grandien K., Enmark E., Haggblad J., Nilsson S., et al. Comparison of the ligand binding specificity and transcript tissue distribution of estrogen receptors a and b // Endocrinology. —1997. —V. 138, №8. —Р. 863—870.
6. Danzo B.J. Environmental xenobiotics may disrupt normal endocrine function by interfering with the binding of physiological ligands to steroid receptors and binding proteins // Environ. Health Perspect. —1997. —V. 105, №3. —Р. 294—301.
7. Fishman J., Osborne M.P., Telang N.T. The role of estrogen in mammary carcinogenesis // Ann NY Acad Sci. —1995. —V. 768. —P. 91—100.
8. Huff J., Boyd J., Barrett J.C. Cellular and Molecular Mechanisms of Hormone Carcinogenesis: Environmental Influences. —New York: Willey —Liss, 1996.
9. Soto A.M., Chung K.L., Sonnenschein C. The pesticides endosulfan, toxaphen, and dieldrin have estrogenic effects on human estrogen-sensitive cells // Environ. Health. Perspect. —1994. —V. 102, №4. —Р. 380-383.
10. Soto A., Sonnenschein C., Chung K.L., Fernandez M.F., Olea N. and Olea Serrano F. The E-screen assay as a tool to identify estrogens: an update on estrogenic environmental pollutants // Environ. Health. Perspect. —1995. —V. 103, Suppl. 7. —P. 113—122.
11. Kuiper G.G.J.M., Lemmen J.G., Carlsson В., Corton J.С., Safe S.H., Van der Saag P.Т., Van der Burg B., Gustafsson J-A. Interaction of estrogenic chemicals and phytoestrogens with estrogen receptor b // Endocrinology. —1997. —V. 139, №12. —Р. 4252—4263.
12. Vinggaard A.M., Jorgensen E.C.B., Larsen J.C. Rapid and sensitive reporter gene assays for detection of antiandrogenic and estrogenic effects of environmental chemicals // Toxicol. Appl. Pharmacol. —1999. —V. 155, №2. —Р. 150—160.
13. Beresford N., Routledge E.J., Harris C.A., Sumpter J.P. Issues arising when interpreting results from an in vitro assay for estrogenicactivity // Toxicol. Appl. Pharmacol. —2000. —V. 162, №1. —Р. 22—33.
14. Kelce W.R., Lambright C.R., Gray L.E. Jr., Roberts K.P. Vinclozolin and p,p'-DDE alter androgen-dependent gene expression: in vivo confirmation of an androgen receptor-mediated mechanism // Toxicol. Appl. Pharmacol. —1997. —V. 142, №1. —Р. 192—200.
15. Kojima H., Iida M., Katsura E., Kanetoshi A., Hori Y., Kobayashi K. Effects of a diphenyl ether-type herbicide, chlornitrofen, and its amino derivative on androgen and estrogen receptor activities // Environ. Health. Perspect. —2003. —V. 111, №2. —Р. 497—502.
16. Blair R.M., Fang H., Branham W.S., Hass B.S., Dial S.L., Moland C.L., Tong W.D., Shi L.M., Perkins R., Sheehan D.M. The estrogen receptor relative binding affinities of 188 natural and xenochemicals: Structural diversity of ligands // Toxicol. Sci. —2000. —V. 54, №1. —Р. 138—153.
17. Andersen H.R., Vinggaard A.M., Rasmussen T.H., Gjermandsen I.M., Bonefeld-Jorgensen E.C. Effects of currently used pesticides in assays for estrogenicity, androgenicity, and aromatase activity in vitro // Toxicol. Appl. Pharmacol. —2002. —V. 179, №1. —P. 1—12.
18. Chen H., Xiao J., Hu G., Zhou J., Xiao H., Wang X. Estrogenicity of organophosphorus and pyrethroid pesticides // J. Toxicol. Environ. Health. —2002. —V. 65, №11. —Р. 1419—1435.
19. Go V., Garey J., Wolff M.S., Pogo B.G. Estrogenic potential of certain pyrethroid compounds in the MCF-7 human breast carcinoma cell line // Environ. Health. Perspect. —1999. —V. 107, №1. —P. 173—177.
20. Bauer E.R., Meyer H.H., Stahlschmidt-Allner P., Sauerwein H. Application of an androgen receptor assay for the characterization of the androgenic or antiandrogenic activity of various phenyl urea herbicides and their derivatives // Analyst. —1998. —V. 123, №11. —Р. 2485—2487.
21. Administration of potentially antiandrogenic pesticides (procymidone, linuron, iprodione, chlozolinate, p,pґ-DDE, and ketoconazole) and toxic substances (dibutyl- and diethylhexylphthalate, PCB 169, and ethane dimethane sulphonate) during sexual differentiation produces diverse profiles of reproductive malformations in the male rat. Gray LE Jr, Wolf C, Lambright C, Mann P, Price M, Cooper RL, et al. // Toxicology and Industrial Health. —1999. —V. 15. —P. 94—118.
22. Hermaphroditic, demasculinized frogs after exposure to the herbicide atrazine at low ecologically relevant doses. Hayes T.B., Collins A., Lee M., Endoza M., Noriega N., Stuart A.A. et al. // Proc. Natl. Acad. Sci. USA. —2002. —V. 99, №12. —P. 5476—5480.
23. Saito K., Tomigahara Y., Ohe N., Isobe N., Nakatsuka I., Kaneko H. Lack of significant estrogenic or antiestrogenic activity of pyrethroid insecticides in three in vitro assays based on classic estrogen receptor alpha-mediated mechanisms // Toxicol. Sci. —2000. —V. 57, №1. —P. 54—60.
24. Sohoni P., Lefevre P.A., Ashby J., Sumpter J.P. Possible androgenic/anti-androgenic activity of the insecticide fenitrothion // J. Appl. Toxicol. —2001. —V. 21, №1. —P. 173—178.
25. Antiandrogenic effects in vitro and in vivo of the fungicide prochloraz. /Vinggaard A.M., Nellemann C., Dalgaard M., Jorgensen E.C.B., Andersen R. // Toxicol. Sci. —2002. —69, №2. —P. 344—353.
26. Screening for Estrogen and Androgen Receptor Activities in 200 Pesticides by In Vitro Reporter Gene Assays Using Chinese Hamster Ovary Cells. Hiroyuki Kojima, Eiji Katsura, Shinji Takeuchi et al. // Environ. Health. Perspect. —2004. —V. 112, №5. —P. 524—531.
27. Klotz D.M., Arnold S.F., McLachlan J.A. Inhibition of 17 beta-estradiol and progesterone activity in human breast and endometrial cancer cells by carbamate insecticides // Life Sci. —1997. —V. 60, №17. —Р. 1467—1475.
28. Estrogenic activities of 517 chemicals by yeast two-hybrid assay. Nishihara T., Nishikawa J., Kanayama T., Dakeyama F., Saito K., Imagawa M. et al. // J. Health. Sci. —2000. —V. 46, №1. —Р. 282—298.
29. Quantitative comparisons of in vitro assays for estrogenic activities / Fang H., Tong W., Perkins R., Prechtl N.V. et al. // Environ. Health. Perspect. —2000. —V. 108, №6. —P. 723—729.
30. Interlaboratory comparison of four in vitro assays for assessing androgenic and anti androgenic activity of enviromental chemicals. Korner W., Vinggaard A.M., Terouanne B., Ma R. et al. // Environ. Health. Perspect. —2004. —V. 112, №6. —P. 695—700.
31. Crain D.A., Guillette L.J., Rooney A.A., Pickford D.B. Alterations in Steroidogenesis in Alligators (Alligator mississppiensis) Exposed Naturally and Experimentally to Environmental Contaminants // Environ. Health. Perspect. —1997. —V. 105, №6. —Р. 528—533.
32. Friedmann A.S. Atrazine inhibition of testosterone production in rat males following peripubertal exposure // Reprod. Toxicol. —2002. —V. 16, №2. —P. 275—279.
33. Методические указания по гигиенической оценке новых пестицидов. —К.: Минздрав СССР, 1988. —207 с.


| Зміст |