ЭКОЛОГИЧЕСКАЯ ТОКСИКОЛОГИЯ

УДК 615.9; 614.88; 541.126

ТОКСИЧНА ТРАНСФОРМАЦІЯ КСЕНОБІОТИКІВ У ДОВКІЛЛІ

Храпак В.В., д.м.н., Інститут фармакології та токсикології АМН України
Кулик Т.В., Інститут фармакології та токсикології АМН України, Інститут хімії поверхні НАН України

Ключові слова: токсична трансформація ксенобіотиків, коефіцієнт токсичної трансформації, агрегатна трансформація, показник рангу ризику, показник відносної небезпечності, токсикологія хімічних катастроф, медицина катастроф, екотоксикологія

Більшість ксенобіотиків, опинившись у зовнішньому середовищі, мігрують, роззосереджуються, накопичуються в одних об’єктах зовнішнього середовища або їх концентрація зменшується в інших. Крім того, переважна більшість токсикантів під впливом різних факторів довкілля трансформується з утворенням більш простих, або більш складних сполук.

Важливими факторами, які впливають на швидкість, характер та напрямок вказаних процесів є метеорологічні (температура повітря, вологість, швидкість вітру, горизонтальна стійкість приземного шару повітря, інтенсивність сонячної інсоляції), характеристики грунту (склад, кислотність, структура, спектр мінеральних солей, наявність тих чи інших мікроелементів), особливості водних джерел (величина запасів води, її хімічний склад, швидкість течії, насиченість гумусними речовинами, кислотність, інтенсивність аерації водних мас і т.д.).

При цьому суттєву роль у вказаних процесах відіграє забруднення об’єктів зовнішнього середовища іншими ксенобіотиками, їх асортимент та концентрації.

Отже в результаті впливу багатьох факторів довкілля ксенобіотики піддаються різноманітним перетворенням. Основними можуть вважатися такі типи перетворень:
а) глибока деградація з утворенням хімічних елементів;
б) розклад на більш прості речовини з достатньою стійкістю у довкіллі;
в) реакції синтезу з утворенням нових більш складних і більш стійких сполук, порівняно з вихідними;
г) ксенобіотики приймають участь у каскаді послідовних хімічних реакцій з утворенням декількох речовин.

Так, наприклад, сірководень у повітрі, воді та в грунті окислюється до елементарної сірки:

H2S + O —> H2O + S;

Сірковуглець у навколишньому середовищі трансформується з утворенням відносно менш токсичних газів:

CS2 + 3O2 —> CO2 + 2SO2;

Фосген у воді повільно розкладається з утворенням соляної кислоти та вуглекислоти:

CoCl2 + H2O —> 2HCl + H2CO3

Кислі дощі викликають розчинення важких металів з донних відкладень, при цьому у розчин переходять іони кадмію, свинцю, ртуті та інші.

Кислі дощі (NO2, SO3) —> йони міді, свинцю, ртуті.

Йони ртуті у воді та грунті можуть перетворюватися у високотоксичну сполуку метилртуть, а оксид азоту — у нітрозамін — небезпечний канцероген.

Хлорсульфонова кислота, хлористий тіоніл, фосген є дуже активними хлоруючими агентами, отже попадаючи в грунт чи воду, вони хлорують природні чи техногенні поліфеноли, перетворюючи їх у надзвичайно небезпечні диоксини та дибензофурани:

CCL2
SOCL2 + поліфеноли —> диоксини
HSO3CL дибензофурани
CHCL3

Вказані вище перетворення ксенобіотиків у довкіллі безумовно багато в чому визначають характер та напрямок їх шкідливої дії на зовнішнє середовище, а отже повинні враховуватися при обгрунтуванні системи захисту людини від токсичних факторів та проведенні природоохоронних заходів.

У зв’язку з цим необхідно підкреслити, що для екотоксикологів токсичність вихідних забруднювачів є дуже важливим показником, який дає можливість оцінити небезпечність того чи іншого токсиканта, прогнозувати величину ризику гострих та хронічних отруєнь, а також міру шкідливості його для флори та фауни.

Але до цього часу, на жаль, недооцінювалось екотоксилогічне значення продуктів трансформації ксенобіотиків у довкіллі, зокрема не проводилась кількісна оцінка цих складних процесів.

Для вирішення поставленої проблеми при аналізі шляхів та напрямків перетворення ксенобіотиків у довкіллі важливо отримати інформацію про зміну токсичності продуктів трансформації порівняно з вихідними ксенобіотиками та дати їм кількісну оцінку.

На першому етапі при оцінці характеру хімічних перетворень ксенобіотиків у довкіллі можна передбачити такі основні кінцеві варіанти їх деградації:
1) Утворення нетоксичних речовин;
2) Утворення речовин менш токсичних, порівняно з вихідним ксенобіотиком;
3) Природний синтез нових більш токсичних речовин порівняно з вихідними ксенобіотиками.

Для того, аби провести більш глибоку токсиколого-гігієнічну та екотоксикологічну оцінку вказаних процесів, бажано надати їм математичного вигляду. Як на нашу думку, тут було б корисно застосувати загально визнаний в токсикології об’єктивний показник, який визначає токсичность, а саме величину умовно смертельної дози чи відповідно концентрації (LD50 чи LC50) речовини, що утворилася в результаті трансформації вихідного ксенобіотика у зовнішньому середовищі. Поділивши величину LD50 вихідного ксенобіотика на величину LD50 утвореної речовини, отримуємо об’єктивний показник, який характеризує величину та напрямок зміни токсичності ксенобіотика в результаті токсичної трансформації. Його можна назвати коефіцієнтом токсичної трансформації (КТТ) ксенобіотика у довкіллі. Вказана закономірність буде мати такий математичний вигляд:

KTT = LD50A / LD50B

де КТТ — коефіцієнт токсичної трансформації;
LD50A — умовно смертельна доза вихідного ксенобіотика;
LD50B — умовно смертельна доза утвореної речовини.

З формули видно, що тоді, коли коефіцієнт токсичної трансформації (КТТ) більший за одиницю, токсичність нової речовини перевищує таку вихідного ксенобіотика, і відповідно менший за одиницю, — токсичність нової речовини нижча, порівняно з вихідним ксенобіотиком.

На основі порівняння величини КТТ ксенобіотика можна в певній мірі прогнозувати величину ризику можливих отруєнь продуктами деградації речовини, КТТ якої дорівнює 1, не буде перевищувати величини ризику отруєння вихідною речовиною, якщо агрегатний стан нової речовини порівняно з вихідною не змінився.

Ксенобіотики з показником КТТ в межах від одиниці до 2 можна віднести до групи речовин з помірним ризиком.

Ксенобіотики в величиною КТТ від 2 до 5, будуть відноситися відповідно до речовин із середнім ступенем ризику.

І, накінець, речовини з показником КТТ більше 10 — мабуть будуть відноситися до речовин з високим ступенем ризику отруєння.

В табл. 1 наведені приклади токсичної трансформації ксенобіотиків. Величини умовно смертельних доз чи концентрацій вихідних забруднювачів взяті з літературних джерел [1—5].

Як відомо, кінцевий ефект біологічної дії токсичної речовини обумовлюється не тільки концентрацією токсичної речовини та експозицією, але й рядом інших умов, зокрема особливостями сорбції в органах та тканинах, токсикокінетикою, динамікою елімінації з організму продуктів перетворення та іншими процесами. Сукупність цих процесів важко відобразити математично у вигляді тієї чи іншої формули. В той же час не можна не визнати той факт, що при інгаляційному отруєнні основний внесок в токсичний ефект токсиканта роблять його концентрація в повітрі та тривалість дії. Як відомо, вказана закономірність математично відображається формулою, у свій час запропонованою Габером, а саме:

C x t = W (Const),

де С — концентрація токсиканта; х — знак множення; t — тривалість впливу (експозиція); W — коефіцієнт токсичності (константа).

Природно, що умовно летальні концентрації (LС50) токсикантів різними авторами встановлювались для різних експозицій (від хвилин до декількох годин), що утруднювало їх порівняння. Для приведення цих показників до вигляду, який би давав можливість їх порівнювати, ми застосували такі підходи.

Вказаній вище формулі можна надати інший вигляд, якщо за величину експозиції умовно взяти 60 хвилин. Тоді формула Габера набере такого вигляду:

Lct50 = C x t/60,

де Lct — летальна концентрація токсичної речовини при експозиції 60 хвилин; x — знак множення; C — концентрація токсиканта згідно з даними літератури; t — експозиція згідно з даними літератури.

Отже вказана формула дає можливість величини умовно смертельних концентрацій при різних експозиціях, які наводяться різними авторами, розрахувати для експозиції 60 хв, що дає можливість їх порівнювати. При цьому ми усвідомлюємо, що формула Габера має певні недоліки [12], хоч і заперечувати її загальнобіологічне значення неможливо.

В табл.1 приведені величини токсичних концентрацій ксенобіотиків, розрахованих згідно з вказаною формулою. Для розгляду нами були взяті переважно токсичні речовини, які були причиною хімічних катастроф, що підтверджено відповідними джерелами літератури [6—10]. При цьому бралась до уваги класифікація катастрофальних отрут, розроблена в Інституті фармакології та токсикології АМН України [6, 9, 10].

У випадках, коли забруднювач був твердою нетоксичною або малотоксичною речовиною, її відносна токсичність приймалась вищою за 10000 мг/кг.

Як відомо, реальна небезпечність токсичних речовин обумовлюється не тільки величиною умовно смертельної дози та величиною КТТ, але і її агрегатним станом та відповідно шляхами надходження токсичної речовини в організм. Так, наприклад, реальний ризик гострого отруєння при різних шляхах надходження токсичної речовини в організм при інших різних умовах зростає у такій послідовності: перкутанний < пероральний < інгаляційний. Інші види аплікацій ми не розглядаємо, оскільки вони не є визначальними у екологічній токсикології.

Хімічні перетворення ксенобіотиків у довкіллі, крім токсичної трансформації, можуть супроводжуватися і агрегатною трансформацією (АТ), тобто зміною агрегатного стану нових речовин, порівняно з вихідними ксенобіотиками. При цьому найбільш ймовірними можуть бути такі варіанти. В табл. 2 типи перетворень агрегатних станів розміщені у порядку зростання ризику гострих інгаляційних отруєнь утвореними токсичними речовинами. Отже, як видно з табл. 2, найменший ризик наслідків агрегатної трансформації виникне в умовах, коли газ, аерозоль чи рідина перетворяться у тверду речовину, і найбільший, коли, відповідно, аерозоль, рідина чи тверда речовина перетворяться у газоподібну речовину. У даному випадку ми не розглядаємо вплив на величину ризику інших властивостей газів, аерозолей, рідин та твердих речовин, зокрема хімічної активності та стабільності, летючості та інших показників, оскільки це питання вимагає окремого розгляду.

Вказане ранжирування новоутворених токсичних речовин можна використати для токсиколого-гігієнічної та екотоксикологічної характеристики продуктів токсичної трансформації ксенобіотиків у довкіллі.

Маючи показники КТТ та РР агрегатної трансформації ксенобіотиків, можемо визначити інтегральний показник небезпечності, а саме показник відносної небезпечності (ВН) токсичної трансформації того чи іншого ксенобіотика у довкіллі.

Зокрема, відносна небезпечність (ВН) токсичної трансформації того чи іншого ксенобіотика у довкіллі може визначатися в умовних одиницях, які отримуємо шляхом множення коефіцієнта токсичної трансформації (КТТ) на показник рангу ризику (РР) типу агрегатної трансформації (АТ) ксенобіотика, що відображається такою формулою:

ВН = КТТ х РР

де ВН — величина відносної небезпечності; КТТ — коефіцієнт токсичної трансформації; РР — показник рангу ризику.

В табл.3 на основі узагальнення табл. 1 та табл. 2 наведені розраховані нами величини ВН продуктів токсичної трансформації деяких ксенобіотиків. Отже, як видно з табл. 3, найбільший показник ВН токсичної трансформації мають органічні добрива, нижчі аліфатичні хлоровані вуглеводні, хлоровані циклічні та поліциклічні сполуки, ртуть та її сполуки; другу групу токсичних речовин, величини коефіцієнтів ВН яких менша, складають пластмаси, сірка, монооксид вуглецю, побутові органічні відходи; в третю групу токсичних речовин, коефіцієнти ВН токсичної трансформації яких знаходиться в межах 67—43, входять побутові відходи та азотна кислота; в групу з найменшими показниками ВН входять селітри, сильні неорганічні кислоти та аліфатичні вуглеводні.

При цьому звертаємо увагу на те, що такі відносно нейтральні у токсикологічному відношенні забруднювачі як, наприклад, пластмаси чи побутові органічні відходи (табл. 3) в певних умовах при токсичній трансформації можуть стати джерелом токсичних продуктів, відносна небезпечність яких може перевищувати таку вихідність продуктів, більш як на 2 порядка.

Як відомо, в даний час спостерігається подальше накопичення у довкіллі як органічних, так і неорганічних забруднювачів. Їх вміст, асортимент та умови зберігання не можуть не супроводжуватися трансформацією, в тому числі токсичною. Вказані перетворення невідворотно викликають негативні медико-біологічні наслідки. Ми хочемо у зв’язку з цим вказати на інший аспект проблеми. За певних умов та збігу обставин вказані вище процеси можуть набути неконтрольованого характеру і стати причиною хімічніх та токсикологічних катастроф з масовим ураженням населення. Отже ця проблема має не тільки теоретичне значення, але й повинна розглядатися у прикладному аспекті, зокрема з позицій медицини катастроф.

Отже при науковому обгрунтуванні системи заходів по захисту населення від токсичних речовин необхідно враховувати можливі наслідки токсичної трансформації ксенобіотиків у довкіллі.

Таким чином, у даній роботі була зроблена спроба дати математичне відображення найбільш характерних і дуже складних хіміко-токсикологічних процесів, які відбуваються у довкіллі з ксенобіотиками.

Очевидно, приведенними вище токсикантами аж ніяк не вичерпується величезний перелік ксенобіотиків, які постійно поступають у довкілля, та тим більше невичерпана різноманітність хімічних трансформацій, які відбуваються з ними у зовнішньому середовищі.

ЛІТЕРАТУРА
1. Вредные вещества в промышленности. Под общ. ред. Н.В.Лазарева. Том 2, Неорганические и элементоорганические соединения, М., Химия. —1965. —516 с.
2. Измеров Н.Ф., Саноцкий И.В., Сидоров К.К. Параметры токсикометрии промышленных ядов при неоднократном воздействии (Справочник)//.М.: Медицина,1977, 240 с.
3. Губский Ю.И., Долго-Сабуров В.Б., Храпак В.В Химические катастрофы и экология. —К.: Здоров’я, 1993. —223 с.
4. Храпак В.В., Кулик Т.В. Классификация химических катастроф. // Фарм. и токсикол. Межведомств. Сб. —N 27, С. 74—77.
5. Сильнодействующие ядовитые вещества и защита от них. Под ред. В.А.Владимирова. —М.: Воен. из-во, 1989. —176 с.
6. Храпак В.В. Кореляційно-регресивний аналіз залежності "доза-ефект" при парентеральному та інгаляційному введенні ліків та біологічно активних речовин. // Ліки. —1977. —N 3. —С. 71—79.
7. Khrapak W.W. Klassifikation der Katastrophen Gifte und ihre Bedeutung fur die Prognose der Folgen und das Planen der Medizinischenschutz der Befolkerung. —Доповідь на Німецькому Конгресі по медицині катастроф. Берлін, 1996, 29 вересня.
8. Khrapak W., Danylenko W. Pharmakologischer Schutz der Bevolkerung bei der Massenvergiftungen. У кн. 7. Кongres der Osterreichischen Gesselschaft fur Notfall- und Katastrophenmedizin. Osterreich, Wien/ 1997, s. 51.
9. Храпак В.В. Характер впливу катастрофальних отрут різних класів на геологічні середовища та довкілля. Екологічні аспекти забруднення довкілля. К.: 1996. —C. 72.
10. Храпак В.В. Ризик забруднення води при хімічних катастрофах //У кн.: Проблеми екологічної безпеки та керованого контролю динамічних природно-техногенних систем. Львів, 1996.
11. Флюри Ф., Церник Ф. Вредные газы. Редакция химической литературы ГОНТИ НКТП, М., 1938. —846 с.
12. Голубев А.А., Люблина Е.Е., Толоконцев Н.А., Филов В.А. Количественная токсикология. —Л., Медицина, 1973. —288 с.


| Содержание |