CC BY
172
УДК 504.75 + 615.9
ДИОКСИНЫ И БЕЗОПАСНОСТЬ БИОСИСТЕМ: РЕЗУЛЬТАТЫ НАТУРНЫХ ИССЛЕДОВАНИЙ
В.С. Румак, Н.В. Умнова1
Статья знакомит с ключевыми научными достижениями её авторов в области разработки проблем экотоксикометрии малых доз диоксинов (ПХДД/ ПХДФ), загрязняющих среду; проблем молекулярной токсикологии диоксинов и понятия диоксиновая патология; выявления зон экологического неблагополучия на прилегающих к источникам выбросов/сбросов ПХДД/ПХДФ территориях.
Ключевые слова: диоксины, ПХДД/ПХДФ, загрязняющие вещества, экоток-сикометрия, токсические эффекты, риски для здоровья населения, диоксиновая патология, молекулярная токсикология.
DIOXINS AND BIOSYSTEMS SAFETY: FIELD REASEARCH RESULTS
V.S. Roumak, Dr.Sci (Medicine), N.V. Umnova, Dr.Sci (Biol.)
The Institute of ecology and evolution of the Russian Academy of Sciences, Moscow
The aim of the article is to provide the reader with some material on the key scientific advances in the sphere of ecotoxicometry of small-doses of dioxins (PCDD /PCDF) which pollute the environment. The authors touch upon the issue of molecular toxicology of dioxins and the notion of dioxin-caused pathology. The article gives a detailed analysis of identification of environmentally unsafe areas on the territories adjacent to the zones of PCDD /PCDF disposal.
Keywords: dioxins, PCDD /PCDF, pollutant, ecotoxicometry, toxic effects, public health risks, dioxin-caused pathology, molecular toxicology
Введение. Известно, что антропогенные загрязняющие вещества могут влиять на организмы прямо и опосредованно - через загрязнённую ими среду. Последствия такого влияния проявляются дополнительными случаями смертности, эколого-за-висимой патологии, нарушений развития, снижения качества и продолжительности благополучной жизни и, в конечном итоге, прямыми и косвенными экономическими потерями. Масштабы и тяжесть потерь неразрывно связаны со свойствами загрязняющего вещества, его изменениями под влиянием многих внешних, внутренних и временного факторов [1, 8, 10, 17].
Дополнительными факторами опасности являются другие компоненты ксено-биотического профиля, вызываемые ими изменения присущих веществу токсических свойств по механизмам комбинированного и сочетанного действия - в первую очередь за счёт эффектов синергизма. Поэтому, даже при допустимых уровнях содержания в среде определённого загрязняющего вещества, комбинации и сочетания всех этих факторов могут приводить к избыточным нагрузкам на организмы, с которыми их защитные механизмы подчас не справляются [3, 7, 8]. Это значит, что по данным мониторинга содержания в объектах среды только определённого загрязняющего вещества однозначно представлять, сколь многообразны и выражены
1 Румак Владимир Степанович - д.м.н., проф., руководитель Центра безопасности биосистем биофака МГУ и лаборатории «Центр безопасности биосистем» Института проблем экологии и эволюции РАН, info@ mail.bio.msu.ru; Умнова Наталия Владимировна - д.б.н., ведущий научный сотрудник лаборатории «Центр безопасности биосистем» Института проблем экологии и эволюции РАН, [email protected].
308 Жизнь Земли 40(3) 2018 308-323
подстерегающие население риски, обоснованно нельзя. Ответ на этот запрос могут давать результаты изучения и оценки опасности локально загрязнённой среды по интегральным показателям. Простого решения подобных задач, например, путём увеличения экономического ресурса исследований, пока не найдено, т. к. многие научные аспекты экотоксикометрии стойких органических загрязняющих веществ (СОЗ) ещё не разработаны.
Всё это в полной мере относится к экологическим и связанным с ними медико-биологическим последствиям загрязнения среды полихлорированными соединениями дибензо-п-диоксинов (ПХДД) и дибензофуранов (ПХДФ). Большинство этих СОЗ является нежелательным продуктом технологических процессов химической, целлюлозно-бумажной, металлургической и других отраслей промышленности; образуется при сжигании промышленных отходов, коммунального мусора, этилированного бензина, дизельного топлива и некоторых других органических веществ; появляется в результате химических процессов на свалках при хранении промышленных и бытовых отходов. В экономически развитых регионах России, например, Центральном, уральском, Северо-Западном округах, где проживает большая часть населения, источники выбросов и сбросов ПХДД/ПХДФ и связанные с ними зоны загрязнения встречаются повсеместно [4, 19].
Отметим возможность переноса ПХДД/ПХДФ твёрдыми и жидкими частицами с током воздуха и воды на значительные расстояния, расширяющую зону опасного загрязнения и антропогенной трансформации экосистем [22]. Поэтому обоснованная оценка потенциальной опасности для здоровья среды и населения источников выбросов/сбросов этих веществ предполагает проведение масштабных натурных исследований их экотоксикокинетики во взаимосвязи с показателями их токсичности и проявлениями эффектов на различных уровнях организации биологических и экологических систем вблизи источников таких выбросов. Прежде всего, имеется в виду способность этих веществ включаться в биологические циклы обмена, негативно влиять на живые организмы и вызывать стойкие изменения экосистем [11, 12, 16].
Всего известно 210 наименований ПХДД/ПХДФ, которые обладают свойствами стойких, липотропных и практически нерастворимых в воде веществ. Из них подлежат мониторингу 17 персистентных веществ, которые отличает 2,3,7,8-положение атомов хлора и очень высокая токсичность, из-за чего их часто называют «высокотоксичные диоксины». Самым токсичным среди них и других экополлютантов (в т. ч. среди боевых отравляющих веществ) является 2,3,7,8-тетрахлордибензо-п-диоксин (ТХДД) [19]. уникальность биологической активности ТХДД определяют его способности влиять на энергетические возможности клетки и активность генома (с изменением экспрессии множества генов) у практически всех видов животных, а также его канцерогенный потенциал (полный транслинейный и трансвидовой канцероген) [15, 21]. Вещества с подобными свойствами обозначают как суперэкотоксиканты (СЭТ) [6]. Они способны в дозах, сопоставимых с биологической активностью эндогенных гормонов, влиять на течение фундаментальных биохимических процессов в организме и нарушать их, приводя к предотвратимым и непредотвратимым потерям здоровья и/или нарушениям развития. Вызываемые ТХДД эффекты возникают даже в отдалённый период времени (спустя недели, месяцы, годы и даже десятилетия) после острого и/или хронического воздействия, а также после отмены экспозиции. Антидоты для СЭТ отсутствуют, лечение малоэффективно [13].
Поступление диоксинов в организм вместе с загрязнённой пищей, водой, воздухом и через кожу приводит к биоаккумуляции, причем в тканях организма они накапливаются с эффектом сверхкумуляции [2], способствующей проявлению их токсических свойств при сверхмалых (>10-9 г/г) уровнях содержания в объектах среды [18]. Наивысший уровень накопления характерен для ТХДД, что объясняют способностями тканей это вещество удерживать, поскольку оно обладает крайне низким уровнем биотрансформации [25].
Диоксинам присущи эффекты биологического умножения. Попав в организмы животных, они мигрируют по пищевым цепям от жертвы к хищнику, накапливаясь в высших трофических цепях. Оказалось, что даже ничтожно малых количеств этих веществ зачастую достаточно для заметных воздействий как на жертвы, так и на хищников. Человек является высшей ступенью в ряду биологических мишеней СЭТ [17].
Всесторонне обоснованной методологии изучения и оценки качества загрязнённой диоксинами среды, обоснованного выявления очагов и зон экологического неблагополучия ещё не создано. Эффективность её разработки неразрывно связана с успехами в области формирования системных представлений об этиологической роли сверхмалых доз диоксинов, загрязняющих среду, и, как следствие, способов и методов разграничения наблюдаемых эффектов относительно воздействия иных факторов. Ликвидировать возникшее методологическое ограничение путём лабораторно-экспе-риментального моделирования практически невозможно, поскольку токсикология не располагает приёмами, методами и устройствами, способными воспроизводить реально существующее многообразие факторов загрязнённой множеством химических веществ среды и их влияние на организмы. Мировая наука ищет ответ на эти вопросы с помощью натурного эксперимента. Мы участвуем в этом поиске, получая результаты собственных исследований экологических и связанных с ними медико-биологических последствий химической войны армии США во Вьетнаме, а также анализируя на территориях России состояние животных из природных популяций, обитающих вблизи точечных источников диоксинов.
Ключевые результаты разработки проблем экотоксикометрии малых доз диоксинов, загрязняющих окружающую среду. Объектом наших исследований во Вьетнаме было население загрязнённых диоксинами территорий экоцида (рис. 1). История появления этих территорий связана с действиями армии США (операция «Ranch Hand») по разрушению живой природы гербицидами военного назначения. За практически десятилетний период (1962-71) над различными регионами юга Вьетнама (на площади около 1,6 млн га) было распылено свыше 90 тыс. т препаратов, содержавших более 170 кг ТХДД. Использовано несколько химических рецептур - в основном «Оранжевый агент» (ОА), представлявший смесь н-бутиловых эфиров 2,4-ди- и 3,4,5-трихлорфеноксиуксусных кислот с технологическими примесями ТХДД (в среднем 13 ppm) [27]. Комбинация химических (ОА и другие дефолианты), термических (напалм) и экологических (разрушение и химическое загрязнение биологических систем) воздействий обусловила беспрецедентные для тропических экосистем последствия на огромных территориях, названных территориями экоцида [12].
После применения ОА загрязнённость поверхности почв ТХДД могла достигать 10 мкг на 1 м2 (из расчёта 170 кг ТХДД, распылённого вместе с ОА). При таких условиях загрязнения среды в организм человека могло поступить в среднем около 15 мкг ТХДД, что многократно выше значений всех известных стандартов безопасности. В зоне поражения оказалось более 4 млн человек. Из очагов первичного загрязнения 310
диоксины переносятся частицами воздуха и воды на незагрязнённые территории. В природе эти вещества активно перераспределяются между различными средами. Всё это способствует снижению текущих уровней содержания диоксинов в поверхностных слоях почв и появлению их практически во всех компонентах биоты (табл. 1).
Из таблицы видно, что в ряду почвы, донные отложения, ткани рыб, ткани человека (кровь, грудное молоко и плацента) различия между min и max значениями суммарной токсичности диоксинов (в эквивалентах токсичности, WHO-TEQ05) составляли 425, 135, 18 и 12, 7, 9 раз соответственно. Мозаичность вариант внутри одной выборки проб существенно влияла на однозначность оценки состояния окружающей среды по химическим нормативам её качества. Например, в выборке проб почвы количество вариант со значениями на уровне <ПДК (для России принята на уровне 0,33 пг/г [19]) встречалось в 41 % случаев, тогда как варианты концентраций с превышающими ПДК значениями - в 59 % случаев. Применение статистического метода (пробит-анализ) к полученным нами данным позволило учесть эту мозаичность [9]. При этом средние значения WHO-TEQ05 во вьетнамских пробах примерно втрое превышали значения ПДК для почвы. Одновременно с диоксинами в почвах некоторых территорий экоцида выявлены и другие опасные для здоровья человека ксенобиотики, включая ДДТ и его метаболиты, ПХБ, хлорфенолы, нефтепродукты, способные вносить вклад в проявления эффектов интоксикации.
По содержанию ТХДД биопробы вьетнамских крестьян можно расположить в следующей последовательности: сыворотка крови < плацента < грудное молоко. Присутствие в плаценте самых высокотоксичных конгенеров ПХДД/ПХДФ (в первую очередь ТХДД, 1,2,3,7,8-пентахлордибензо-п-диоксина и 2,3,7,8-пентахлордибензо-фурана) свидетельствует о реальной возможности трансплацентарного переноса этих веществ и экспозиции плода, начиная с самых ранних периодов онтогенеза. Поэтому мы допускаем возможность внутриутробного экспонирования малыми дозами этих соединений детей, родители которых рождены и/или проживали на территориях экоцида с раннего детства.
Очевидными последствиями применения ОА во Вьетнаме стали разрушенные и загрязнённые диоксинами пустоши (рис. 2), простирающиеся на несколько десятков
Рис. 1. Расположение провинций Вьетнама, где проводили обследования населения: 1 - Тхайбинь, 2 - Нгеан, 3 - Контум, 4 - Дакнонг, 5 - Кзаньхоа, 6 Биньзыонг, 7 -Куангчи, 8 - Куангбинь, 9 - Ханой и окрестности.
Таблица 1. Современные уровни содержания ТХДД и суммарной токсичности диоксинсодержащих экотоксикантов (WHO-TEQ05, пг/г) на территориях экоцида во Вьетнаме в объектах среды, образцах тканей человека и рыбы
Обследованные среды и биоматериалы, объём выборки (п) Методы статистического анализа
Шапиро-Уилка (^ пробит-анализ
W, ^ медиана, штатах в выборках средние значения концентраций в выборках проб (ДИ95) / функция наклона
WHO-TEQ05 WHO-TEQ05 ТХДД WHO-TEQ05
Почвы, п=38 0,17 0,44 (0,01^4,25) 0,4 (0,3^0,5) 1,4 (0,9^1,9) 0,9 (0,8^1,2) 2,1 (1,6^2,6)
Донные отложения, п=31 0,06 0,25 (0,01 ^ 1,35) 0,2 (0,1^0,4) 2,5 (1,9^3,2) 1,1 (0,8^1,4) 3,4 (2,7^4,1)
Ткани рыб, п=18 0,01 0,05 (0,02 ^ 0,36) 0,06 (0,04^0,1) 2,6 (1,3^3,9) 0,3 (0,2^0,4) 3,9 (2,6^5,2)
Ткани человека сыворотка крови, п=23 0,31 0,01 (0,005^0,06) 0,01 (0,003^0,02) 2,2 (1,1^3,3) 0,2 (0,1^0,3) 3,7 (2,8^4,6)
грудное молоко, п=13 0,44 0,06 (0,03 ^ 0,21) 0,06 (0,05^0,08) 4,3 (2,9^5,7) 0,4 (0,3^0,8) 2,1 (0,9^3,3)
плацента, п=10 0,01 0,03 (0,01 ^ 0,09) 0,02 (0,01^0,04) 2,7 (1,3^3,3) 0,1 (0,08^0,2) 2,9 (1,8^4,0)
Примечание: ТХДД - 2,3,7,8-тетрахлордибензо-п-диоксин; WHO-TEQ - суммарный токсический эквивалент; ДИ - доверительный интервал.
квадратных км, что лишило миллионы жителей Вьетнама, в первую очередь крестьян, привычных условий жизни.
До войны многие поколения крестьян находились в достаточно стабильной экологической обстановке. Сельскохозяйственная деятельность была ориентирована на натуральные технологии, а производство - на ремесленничество. Основу рациона питания составляли натуральные продукты, выращенные или добытые вблизи от дома. Разрушение природных экосистем и загрязнение их ОА в совокупности с бурным развитием (с конца 80-х - начала 90-х годов) экономики Вьетнама сформировали новые условия для воздействия на людей факторов загрязнённой диоксинами окружающей
Рис. 2. Лесная экосистема в провинции Биньзыонг на необработанной ОА территории (слева) и пустошь, образовавшаяся после обработки ОА лесного массива в провинции Куангчи.
среды. Если до начала 80-х годов опасные контакты жителей старших поколений (довоенного и военного) в основном были ограничены ПХДД/ПХДФ, то послевоенные поколения подвергались уже воздействию не только этих загрязнителей, но и других опасных для здоровья факторов.
Для изучения и оценки последствий комбинированного и сочетанного воздействия на население Вьетнама реально существующего многообразия факторов загрязненной диоксинами окружающей среды было введено понятие экосистемный диоксинсодержащий экотоксикологический фактор (ЭДЭФ). Параметры ЭДЭФ определяли с помощью хорошо зарекомендовавшей себя формулы Габера:
Токсодоза = Сх1 где С - концентрация яда, 1 - время его воздействия.
Основанием использования формулы Габера в наших исследованиях - в аспекте разработки проблем экотоксикометрии загрязняющих среду диоксинов - стали присущие этим веществам свойства и их персистентность. Прежде всего, отметим выраженную селективную биоаккумуляцию высокотоксичных конгенеров с эффектом сверхкумуляции в тканях и устойчивость накопленных в организме загрязнителей к биотрансформации. Необходимость определения значений токсодоз для локальных экотоксикологических ситуаций можно отнести к лимитирующим факторам.
Молекулярная токсикология диоксинов. Молекулярная токсикология начинается там, где предметом исследований становятся происходящие на молекулярном уровне токсические процессы с последующей дестабилизацией и модификацией внутриклеточных и клеточных процессов (включая эффекты изменённой экспрессии множества генов, например, генов цитохромов; пролиферативных, цитогенетических, кариологических и цитоморфологических событий). Закономерности их течения в тканях организма отражают совокупные генетические и биохимические эффекты интоксикации во взаимосвязи с показателями содержания в них загрязняющих веществ. Мы изучали такие взаимосвязи применительно к диоксинам. Объектами исследований были ветераны химической войны армии США во Вьетнаме (ветераны)2, взрослые коренные жители территорий экоцида (ЖТЭ) и их дети.
Представленные на рис. 3. данные свидетельствуют о появлении у ветеранов эффектов прямого индуцирующего действия диоксинов на систему цитохрома Р-450. Они проявлялись особенностями распределения значений индекса индуцибельности бензпиренгидроксилазы в лимфоцитах - среди ветеранов отмечено появление индивидуумов с необычайно высокими (6,0^10,0) его значениями (рис. 3А), а также высоким уровнем выхода с мочой метаболитов антипирина (гидроксиантипирина и норан-типирина) при проведении антипиринового теста (рис. 3Б, В и Г).
Цитогенетический и цитоморфологический анализ клеток разного типа свидетельствовал (табл. 2) об устойчивых системных изменениях у ЖТЭ стабильности генетических и ядерных структур, связанных с ними изменениях скорости смены клеточных поколений. Эффекты интоксикации проявлялись: а) ростом индивидуального пула лимфоцитов с высоким числом сестринских хроматидных обменов (СХО), повышением частоты встречаемости индивидуумов, несущих клетки с таким уровнем СХО (табл. 2, 2.1, ветераны и ЖТЭ - мужчины); б) более высокой частотой встречаемости среди ЖТЭ носителей клеток с аберрациями хромосом (25 % против 10 % в контроле), полиплоидным (4п) набором хромосом и их эндоредупликацией; в) повышенны-
2 Мужчины, подвергавшиеся прямой экспозиции ОА в годы химической войны армии США во Вьетнаме и косвенному воздействию загрязненной диоксинами окружающей среды.
Рис. 3. Встречаемость индивидуумов с определёнными значениями показателей состояния системы цитохрома Р-450 и их корреляции.
Примечание: — ветераны, — контроль; А - индекс индуцибельности бензпиренгидроксилазы (БПГ) в лимфоцитах; Б и В - относительные значения выхода метаболитов антипирина (АП): Б - 4-гидроксиан-типирина (ОНАП); В - норантипирина (НорАП); Г - значимые корреляции показателей активности БПГ в лимфоцитах и метаболитов антипирина в печени.
ми показателями уровней пролиферации и повреждений буккальных эпителиоцитов, существенным ростом частоты встречаемости индивидуумов, несущих повреждённые клетки (табл. 2, 2.2, ЖТЭ - женщины и дети), а также высокой интенсивностью гибели у женщин ЖТЭ эпителиоцитов урогенитального пути вне инфекционного процесса (табл. 2, 2.3).
На проявления этих эффектов активно влияли особенности индивидуального сценария экспозиции ОА и/или ЭДЭФ, сопутствующие факторы, возраст, пол и индивидуальные особенности генотипа. Отметим, что состояние буккального эпителия у детей в семьях ЖТЭ отражало наличие дисбаланса между пролиферацией и гибелью клеток. Между тем, спустя 40 лет после войны, у молодых мужчин ЖТЭ наблюдали снижение показателей встречаемости аномальных эпителиальных клеток при довольно высоком уровне апоптоза, что может говорить как о вероятности интенсивной элиминации клеток с повреждениями, так и об адаптивных процессах и общей нормализации со временем цитогенетического статуса ЖТЭ.
Диоксиновая патология. Понятие диоксиновая патология (ДП) введено для обозначения потерь здоровья населением Вьетнама в связи с экспозицией ОА и/или ЭДЭФ - от достаточно специфических в виде поражений кожных покровов (хлоракне) или онкологических заболеваний до дополнительных случаев смертности, эколого-за-314
Таблица 2. Изменения цитогенетических и цитоморфологических показателей относительно контроля в выборках мужчин, женщин и детей
2.1. Выборки Лимфоциты т гИто
Клетки с аберрациями хромосом Клетки с эндо-редупликацией хромосом и полиплоидией Доля генетических СХО Доля внеш-несредовых СХО (вСХО)
Ветераны Т в группе Т в группе (р=0,55) Т (р<0,01)
ЖТЭ, мужчины Т в группе Т в группе (р=0,55) Т Т (р<0,001)
2.2. Выборки Эпителиоциты буккальные
Микроядра Сумма цитогенетических показателей Сумма показателей пролиферации Доля клеток с признаками апоптоза
ЖТЭ, мужчины (р>0,05) Т доля м, несущих повреждённые клетки (р<0,05) (р>0,05) (р>0,05)
ЖТЭ, женщины Т Т (р<0,05) Т (р<0,01) Т (р<0,05) Т (р<0,05)
ЖТЭ, дети (р=0,06), Т доля детей, несущих такие клетки Т (р<0,001); Т доля детей, несущих такие клетки Т (р<0,01); Т доля детей, несущих такие клетки Т 4
2.3. Выборки Эпителиоциты урогенитального пути
Микроядра Сумма показателей пролиферации Доля клеток с признаками апоптоза
ЖТЭ, женщины (р>0,05) (р>0,05) Т только кариопикноз (р<0,01)
Примечание: СХО - сестринские хроматидные обмены; показатели пролиферации - двуядерные клетки, центральная ядерная перетяжка и т. д.; показатели апоптоза - кариопикноз, кариорексис, кариолизис, конденсация хроматина и т. д.; Т - повышение показателя; 4 - снижение показателя; р - уровень значимости.
висимой патологии, нарушений развития, снижения качества и продолжительности благополучной жизни. Разработка понятия ДП потребовала выполнения масштабных, междисциплинарных, сравнительных, комплексных, лонгитудинальных, эпидемиологических и клинико-лабораторных исследований её проявлений в нескольких поколениях населения. Совокупность полученных данных показала, что длительное проживание крестьян (более 10 лет) на территориях экоцида в условиях загрязнения объектов среды сверхмалыми (<1-10-9 г/г) концентрациями диоксинов способствует загрязнению этими веществами тканей человека и животных; возникновению условий для передачи накопленных ядов потомству (млекопитающими - трансплацентарным и лактационным путями); формированию ДП. Её проявления в качестве дополнительных случаев эколого-зависимой патологии, нарушений развития, снижения качества и продолжительности благополучной жизни определяют меру ущерба на уровне = 1,4 лет благополучной жизни за каждые 10 прожитых лет.
Отметим, что ключевым звеном взаимодействия молекул диоксинов с диоксин-чувствительными генами являются АЬ-рецептор и его система [20]. Изучение способностей диоксинов вызывать появление клинически значимых признаков ДП через недели, месяцы и даже годы после экспозиции сопровождалось разработкой гипотезы, согласно которой высокая внутриклеточная концентрация этих ядов может приво-
дить к изменению и даже «деструкции» системы АЬ-рецептора и, как следствие, блокировке типичных для действия диоксин-рецепторного комплекса токсических эффектов. Со временем, когда концентрация диоксинов в тканях снижается до уровней, способствующих взаимодействию с рецептором и активации диоксинчувствительных генов, запускаются механизмы формирования клинически значимой патологии.
В этом плане отметим способности диоксинов вызывать так называемые парадоксальные токсические эффекты [5]. От обычной для токсических веществ зависимости «доза-эффект» парадоксальные эффекты отличают отношения, при которых уменьшение уровней доз или концентраций приводит не к снижению, а к достоверному повышению уровней токсических эффектов. Подобные отношения регистрировались у ЖТЭ (рост встречаемости системной патологии и нарушений детородной функции, цитогенетиче-ские эффекты) практически повсеместно. Наш вклад в расшифровку механизмов формирования этих эффектов у экспонированных ЭДЭФ людей связан с изучением механизмов регуляции биосистемами организма (эффекты регуляции и дисрегуляции) ответных реакций на воздействия дополнительных стрессовых факторов окружающей среды, а также естественным образом приспосабливаться к их действию (эффекты адаптации и дисадап-тации). Все эти эффекты изучали на различных уровнях организации биосистем:
a) молекулярном: изменения реактивности бензпиренгидроксилазы в микросо-мальной системе лимфоцитов;
b) клеточном: повышение частоты внешнесредовых СХО в лимфоцитах, бук-кальных эпителиоцитов с микроядрами, усиление апоптоза, дисбаланс между пролиферацией и гибелью клеток;
c) системном: изменение картин состояния иммунной системы, сдвиги инсули-нового и тироксинового статусов; «гипочувствительный гиповитаминоз А», ухудшение темновой адаптации зрения;
ф организменном: снижение адаптационных и резервных возможностей дыхательной и сердечнососудистой систем при дозированных физических нагрузках (тест PWC-170). Оказалось, что на начальных этапах формирования ДП интоксикация проявляется эффектами дисадаптации и дисрегуляции. Механизмы их появления связаны с истощением резервных возможностей биосистем. Показателями истощения стало ухудшение ответных реакций на дополнительные внешнесредовые воздействия, нарушения механизмов поддержания естественного уровня гомеостаза и восстановления возникающих повреждений. В таких условиях за сохранение естественных процессов жизнедеятельности организму пришлось расплачиваться утратой какой-то части своих функций, в первую очередь, наиболее специализированных (например, антителообразования); изменениями нормальных метаболических процессов, в первую очередь активацией реакций микросомального и перекисного окисления, образования свободных радикалов, повышением нестабильности генома, вероятности мутагенеза и канцерогенеза.
Совокупность начальных изменений гомеостаза активно способствует формированию нового уровня функционирования организма, при котором биологические системы способны адекватно отвечать лишь на незначительные нагрузки. В результате повышается чувствительность людей даже к условным патогенам, генотоксичным и обычным неблагоприятным факторам. На уровне популяции могут быть зарегистрированы дополнительные случаи генетических эффектов, нарушений морфогенеза и раннего развития, соматической и репродуктивной патологии, снижения резистентности.
Дополнительные риски здоровью населения несут эффекты, связанные с влиянием диоксинов на активность чувствительных к ним вирусов и изменением течения 316
инфекционных и воспалительных процессов, а также вероятность появления новых качеств у нисходящих поколений.
Эффекты активации диоксинами вирусов, промоторы генов которых содержат диоксинчувствительные элементы, обнаружены совсем недавно. К диоксинчувстви-тельным вирусам часто относят [24] ряд тесно ассоциированных с опухолями и инфекциями вирусов человека: иммунодефицита первого типа, гриппа типа А, гепатита В, папилломавирус, цитомегаловирус, вирус Эпштейна-Барр. Установлено, что наблюдаемый в тканях жителей территорий экоцида и обитающих там животных уровень диоксинов достаточен для их эффективного связывания с чувствительными элементами перечисленных вирусов, следствием чего может быть состояние ареактивности организма-хозяина на их антигенные детерминанты.
Основанием для выдвижения гипотезы об этиологической роли аккумулированных организмом диоксинов, как фактора приобретения их потомством новых качеств, стали данные обследования семей, в которых все её члены (муж, жена и их дети) рождены и/или более 10 лет проживали на территории экоцида. От интактных по контактам с ЭДЭФ сверстников когорты детей ЖТЭ (рис. 4) отличало множество признаков:
- изменённый эколого-генетический статус;
- высокий уровень встречаемости врождённых морфогенетических вариантов развития, в первую очередь челюстно-лицевых аномалий (К.07 по МКБ-10);
- прирост встречаемости женского гипогонадизма (8,5 % против 4,9 % в контроле); сдвиг возраста полового созревания девочек (до 31 % случаев менархе после 18 лет против 19 % в контроле), повышение частоты встречаемости нерегулярных месячных циклов (до 37 % против 20 % в контроле);
- очень высокий уровень встречаемости детей (до 89 %) с различными формами функциональных и/или морфофункциональных отклонений. В том числе: отклонения от локальной нормы параметров клинического анализа крови (рис. 4а), сниженные значения индекса массы тела (ИМТ, рис. 4б), рост частоты встречаемости (более 2-х раз в год) и длительности течения (более 5 суток) острых инфекционных (помимо малярии) заболеваний (рис. 4в).
Выдвинутая нами гипотеза разрабатывается в аспекте дифференцированной диагностики показателей нового качества организма относительно эффектов его интоксикации на ранних этапах онтогенеза в условиях трансплацентарной и лактационной экспозиции.
Разработка проблем выявления зон экологического неблагополучия на прилегающих к источникам выбросов/сбросов ПХДД/ПХДФ территориях. Известно, что длительное пренебрежение мерами ликвидации источников выбросов/сбросов диоксинов способствует загрязнению этими веществами природной среды и её обитателей. В больших и малых городах России, где проживает большая часть населения, такие источники встречаются повсеместно. Между тем, наука ещё не готова предложить практике всесторонне обоснованные однозначные нормативы для оценки безопасности загрязнённых сверхмалыми уровнями диоксинов экосистем. Причины этого кроются в следующих обстоятельствах:
a) большинство стран Европы придерживается концепции порогового действия этих веществ, в то время как США - беспорогового. Каждая из сторон имеет для этого серьёзные методические основания;
b) значения гигиенических регламентов диоксинов в различных странах многократно отличаются;
Рис. 4. Показатели здоровья в группе детей 6-10 лет, проживающих на территориях экоцида (на примере провинции Куангчи).
Примечание: Встречаемость индивидуумов с изменёнными относительно нормы параметрами: а) лейкоцитов (WBC, абсолютное содержание), лимфоцитов (LYM), моноцитов (MON), гранулоцитов (GR); содержания эритроцитов (RBC, абсолютные значения), концентраций гемоглобина (HGB) и гематокрита (HCT); б) параметры индекса массы тела (индекс Кетле); в) эпикриз о состоянии здоровья детей.
с) вместо экологических нормативов часто используют гигиенические. Между тем, гигиенические нормативы распространяются только на рабочие места независимо от их расположения, но не на места жительства населения;
ф этиологическая роль диоксинов, загрязняющих среду в условиях длительного хронического её воздействия на население не оценена.
Актуальным направлением ликвидации возникшего отставания остаётся сбор данных, отражающих последствия влияния на организмы загрязнённой диоксинами окружающей среды. Предметом наших текущих исследований этой области экотокси-кологии стали методологические аспекты.
В качестве источника выбросов/сбросов ПХДД/ПХДФ выбрана свалка (полигон) твёрдых отходов производства и потребления «Саларьево» (далее свалка) (рис. 5). Возможности свалки формировать за пределами своей санитарной территории зоны экологического неблагополучия изучали и оценивали на основе данных, отражающих закономерности формирования токсических эффектов у диких животных. Результаты работ рассмотрены в аспекте создания показателей для скрининговой оценки риска здоровью населения.
Химический анализ почвенных проб, отобранных на удалении 1 и 5 км от тела свалки, показал хорошую сопоставимость значений суммарного эквивалента токсичности (WHO-TEQ05). На расстоянии 1 км среднее значение WHO-TEQ05 составило 1,1 пг/г, медиана - 1,0 пг/г; на удалении 5 км: среднее - 1,3 пг /г, медиана - 1,1 пг/г. Самое высокое значение WHO-TEQ05 (10,9 пг/г) было зарегистрировано для пробы, отобранной в 500 м от тела свалки (в границах 500-метровой санитарно-защитной зоны свалки). Заметим, что все эти значения многократно превышали уровень ПДК, принятый в Российской Федерации для почвы (0,3 пг/г [4, 19]). Важно отметить, что в смеси диоксинов из обследованных проб доминировали низкотоксичные окто-замещённые конгенеры ПХДД/ПХДФ.
Рис. 5. Местоположение полигона (свалки) твёрдых отходов производства и потребления (ТОПиП) «Саларьево» и мест сбора проб (схема и фото со спутника с сайта Яндекса).
Примечание: П1 - проб почвы у поселения Картмазово, Д1 - проб донных отложений в пруду поселения Картмазово, П2 - проб почвы у поселения Московский, Д2 - проб донных отложений в старом и новом русле реки Знаменка у поселения Московский.
Накопление диоксинов в тканях животных, обитающих на этих загрязнённых территориях, измеряли по содержанию отдельных конгенеров и значениям WHO-TEQ05. Отлов мелких млекопитающих (малая лесная мышь Sylvaemus uralensis, рыжая полевка Clethrionomys glareolus, бурозубка 8огех агапеиз) проводили на разном удалении от тела свалки (1 и 5 км), а рыб (серебряный карась Сагаззшз аигаШз §1ЬеНо) и моллюсков (кустарниковые улитки Fruticicola fruticum) - примерно в 1 км от тела свалки. Обнаруженные в организме животных величины WHO-TEQ05 были многократно выше уровней содержания этих веществ в среде (в почвах и донных отложениях). Максимальное содержание диоксинов выявлено у бурозубки (вблизи свалки до 73 пг/г липидов), что, скорее всего, объясняется особенностями её питания.
Исследования биоаккумуляции загрязнителей показали избирательное накопление в тканях животных самых высокотоксичных конгенеров (ТХДД; 1,2,3,7,8-ПеХДФ и 2,3,4,7,8-ПеХДФ). У животных зарегистрированы изменения цитогенетических показателей, нарушения возрастной динамики развития рыб, появление среди них особей с морфологическими аномалиями.
Результаты анализа данных в аспекте скрининговой оценки риска для здоровья населения диоксинов, загрязняющих среду, представлены на рис. 6. Отметим, что скриниговая оценка является ключевым элементом начального этапа работ в области оценки риска для здоровья населения химических загрязняющих веществ [14]. Считается, что, если при самом консервативном сценарии индивидуальной экспозиции3 величины риска не будут превышать уровня приемлемого риска, проведение расширенных исследований по полной схеме медико-биологических исследований может оказаться нецелесообразным.
Основой скриниговой оценки неканцерогенных рисков для здоровья населения диоксинов, загрязняющих среду вблизи свалки, стали результаты медико-биологиче-
3 Максимально экспонированный индивидуум - гипотетический человек, подвергающийся максимально возможному воздействию загрязнённой среды в течение всей жизни.
ских исследований во Вьетнаме. Оказалось, что промежуток времени, прошедший с начала двух таких разных событий - заложения и эксплуатации свалки (первая половина 1960-х) и момента применения армией США во Вьетнаме химических рецептур (включая ОА, с 1962 и до 1971 г.) - был практически сходным, что допускает одинаковую направленность векторов перераспределения диоксинов между природными средами и их обитателями.
ПДК для почв = 0,33 нг/кг (Россия)
превышение в 44 раза
ЮТ = 14 пг/кг раз в неделю
(референтная доза) -допустимое воздействие в течение всей жизни для чувствительных групп людей
превышение в 8 раз
SF (slope factor) -степень увеличения вероятности развития канцерогенных эффектов
Риск канцерогенных эффектов =2,4* 102
Риск считается приемлемым при значениях 10 6-10"4 (не более 1 дополнительного случая на 1 ООО ООО -10 ООО человек)
Рис. 6. Скрининговая оценка ожидаемого риска для здоровья населения диоксинов вблизи свалки твёрдых отходов производства и потребления.
В пробах отобранных рядом со свалкой почв и тканях животных уровни ТХДД и значения WHO-TEQ05 были существенно выше, чем в современных пробах из Вьетнама. Спектр ожидаемых при таких условиях экспозиции дополнительных потерь здоровья уже рассмотрен выше.
В качестве критерия приемлемого канцерогенного риска законодательством Российской Федерации установлено значение <1-10-6, что соответствует одному дополнительному случаю рака на 1 миллион экспонированных лиц [14]. Эти значения рассчитаны путём умножения среднесуточной дозы загрязняющего вещества за весь период жизни индивидуума (показатель экспозиции) на величину фактора канцерогенного потенциала, значение которого для ТХДД составляет 150 000. Данные о биоаккумуляции ТХДД в тканях мелких млекопитающих отражают условия воздействия этих ядов на ткани организма на всех этапах онтогенеза и в первом приближении могут рассматриваться как мера максимальной экспозиции. Допущение позволило определить значения ожидаемого канцерогенного риска на уровне 10-3-10-4. Такой риск приемлем для профессиональных групп населения, но неприемлем для населения в целом.
Заключение. Краткий анализ результатов изучения последствий многолетнего влияния загрязнённой диоксинами среды на человека и животных со всей очевидностью свидетельствует о том, что именно эти суперэкотоксиканты определяют малоизученное своеобразие реакций биоты на нагрузку экотоксикантами. Отнесение диоксинов в группу канцерогенов для человека и к разрушающим эндокринную систему соединениям это заключение только усиливает.
Большая часть населения России проживает в больших и малых городах, где имеется неопределённое множество источников выбросов/сбросов диоксинов, а также загрязнённые этими веществами очаги и зоны экотоксикологического неблагополучия. Это предполагает один из наиболее очевидных приоритетов ближайшей перспективы научно-технического развития - необходимость выявления и характеристики (расшифровки) сложных и малоизученных отношений между организмом и последствиями (эффектами) воздействия на него сверхмалых доз этих веществ. В основе разработки такого направления должны быть междисциплинарные исследования, что позволит получить системные представления о закономерностях формирования ответных реакций различных организмов на воздействие суперэкотоксикантов, загрязняющих окружающую среду.
ЛИТЕРАТУРА
1. Безель В.С. Основы экологической токсикологии // Общая токсикология / Под ред. Б.А. Курляндского, В.А. Филова. М.: Медицина, 2002. С. 545-586.
2. Волков В.С. Комплексная гигиеническая оценка опасности 2,3,7,8-тетрахлордибен-зо-пара-диоксина. Автореф. дисс. д.м.н. Оренбург, 1999. 42 с.
3. Голубев А.А., Люблина Е.И., Толоконцев Н.А., Филов В.А. Количественная токсикология. Л.: Медицина, 1973. 287 с.
4. Клюев Н.А., Курлянский Б.А., Ревич Б.А., Филатов Б.Н. Диоксины в России. М., 2001. 212 с.
5. Криштопенко С.В., Тихонов М.С., Попова Е.Б. Парадоксальная токсичность. Н. Новгород: Изд-во Нижегородской гос. медицинской академии, 2001. 163 с.
6. Кунцевич А.Д. Систематизация и оценка степени риска суперэкотоксикантов // Успехи химии. 1991. Т. 60, № 1. С. 530-535.
7. Кунцевич А.Д., Баулин С.И., Головков В.Ф., Рембовский В.Р., Трошкин Н.М. Токсические эффекты комбинированного действия ионизирующего излучения и галогенированных ди-бенро-п-диоксинов // ДАН. 1993. Т. 331, №3. С. 369-371.
8. Куценко С.А. Основы токсикологии. М.: Фолиант, 2004. 570 с.
9. Лошадкин Н.А., Гладких В.Д., Голденков В.А., Синицын А.Н., Дарьина Л.В., Буланова Л.П. Пробит-метод в оценке эффектов физиологически-активных веществ при низких уровнях воздействия // Российский химический журнал. 2002. Т. ХЬУ1, № 6. С. 63-69.
10. Моисеенко Т.И., Шалабодов А.Д., Гашев С.Н., Соромотин А.В. Экотоксикология: История становления и значение в решении практических задач нормирования загрязнения // Вестник Тюменского гос. университета. 2011. № 12. С. 6-16.
11. Окружающая среда и здоровье человека в загрязнённых диоксинами регионах Вьетнама / Под ред. В.С. Румака, Д.С. Павлова, Г.А. Софронова. М.: Товарищество научных изданий КМК, 2011. 271 с.
12. Отдалённые биологические последствия войны в Южном Вьетнаме / Под ред. С.Н. Шиловой, В.Е. Соколова. М., 1996. 239 с.
13. Позняков С.П., Румак В.С., Софронов Г.А., Умнова Н.В. Диоксины и здоровье человека. Научные основы выявления диоксиновой патологии / Под ред. Д.С. Павлова, Г.А. Софронова. СПб.: Наука, 2006. 274 с.
14. Руководство по оценке риска для населения при воздействии химических веществ, загрязняющих окружающую среду. Р2.1.10.1920-04 (утв. Главным гос. сан. врачом РФ 05.03.2004).
15. Румак В.С., Умнова Н.В., Софронов Г.А. Молекулярные и клеточные аспекты токсичности диоксинов // Вестник РАМН. 2014. № 3-4. С. 77-84.
16. Румак В.С., Чинь Куок Кхань, Кузнецов А.Н., Софронов Г.А., Павлов Д.С. Воздействие диоксинов на окружающую среду и здоровье человека // Вестник РАН. 2009. Т. 79, № 2. С. 124-130.
17. Софронов Г.А., Румак В.С., Лазаренко Д.Ю. Экотоксикокинетика и экотоксикодинами-ка токсичных химических веществ в условиях тропиков // Медицинский академический журнал. 2010. Т. 10, № 4. С. 183-190.
18. Софронов Г.А., Румак В.С., Умнова Н.В., Белов Д.А., Турбабина К.А. Возможные риски хронического воздействия малых доз диоксинов для здоровья населения: к методологии выявления токсических эффектов // Медицинский академический журнал. 2016. Т. 16, № 3. С. 7-18.
19. Стойкие органические загрязнители. Управление риском воздействия на окружающую среду и здоровье населения / Под ред. Б.Н. Филатова. Волгоград: ФМБА, 2013. 180 с.
20. Denison M.S., Van den Berg M. Editorial overview: The aryl hydrocarbon (Ah) receptor: From toxicology to human health // Current Opinion in Toxicology. 2017. 2: I-IV (http://dx.doi. org/10.1016/j.cotox.2017.03.001).
21. IARC (International Agency for Research on Cancer). (1997; 2012). Agents Classified by the IARC Monographs, Volumes 1-120. LIST OF CLASSIFICATIONS (http://monographs.iarc.fr/ENG/ Classification/List_of_Classifications.pdf).
22. Mackay D. Illustrated Handbook of Physical-Chemical Properties and Environmental Fate for Organic Chemicals // Volatile Organic Chemicals. 1993. V. 3. Lewis Publishers, Chelsea. MI.
23. Stellman J.M., Stellman S.D., Christians R. et al. The extent and patterns of usage of Agent Orange and other herbicides in Vietnam // Nature. 2003. 422. 681-687.
24. Tsyrlov I.B. Roumak V.S. Regulation of Human Gene of Influenza a Virus-Associated NSI-Binding Protein by 2,3,7,8-TCDD: Mechanistic Data and Epidemiogical Findings // Organohalogen Compounds. 2007. Vol. 69. 1885-1888.
25. Van den Berg M., De Jongh J., Poiger H., Olson J.R. The toxicokinetics and metabolism of polychlorinated dibenzo-p-dioxins (PCDDs) and dibenzofurans (PCDFs) and their relevance for toxicity // Crit. Rev. Toxicol. 1994; 24(1):1-74.
REFERENCES
1. Bezel V.S. Bases of ecological toxicology. General toxicology. Ed. by B.A. Kurlyandsky, V.A. Filov. P. 545-586 (Moscow: Medicina, 2002) (in Russian).
2. Volkov V.S. Complex hygienic assessment of the danger of 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin. Abstract. diss. Dr. Sci. 42 p. (Orenburg, 1999) (in Russian).
3. Golubev A.A., Lublina E.I., Tolokontsev N.A., Filov V.A. Quantitative Toxicology. 287 p. (Leningrad: Medicina, 1973) (in Russian).
4. Klyuev N.A., Kurlyansky B.A., Revich B.A., Filatov B.N. Dioxins in Russia. 212 p. (Moscow, 2001) (in Russian).
5. Krishtopenko S.V., Tikhonov M.S., Popova E.B. Paradoxical toxicity. 163 p. (Nizhny Novgorod: Publishing house of Nizhny Novgorod State Medical Academy, 2001) (in Russian).
6. Kuntsevich A.D. Systematization and assessment of the degree of risk of superecotoxicants. Uspekhi Khimii. 60 (1), 530-535 (1991) (in Russian).
7. Kuntsevich A.D., Baulin S.I., Golovkov V.F., Rembovsky V.R., Troshkin N.M. Toxic effects of combined action of ionizing radiation and halogenated dibeno-n-dioxins. DAN. 331 (3), 369-371 (1993) (in Russian).
8. Kutsenko S.A. Fundamentals of toxicology. 570 p. (Moscow: Foliant, 2004) (in Russian).
9. Loschadkin N.A., Gladkikh V.D., Goldenkov V.A., Sinitsyn A.N., Daryina L.V., Bulanova L.P. The probit method in the evaluation of the effects of physiologically active substances at low levels of exposure. Russian Chemical Journal. XLVI (6), 63-69 (2002) (in Russian).
10. Moiseenko T.I., Shalabodov A.D., Gashev S.N., Soromotin A.V. Ecotoxicology: History of formation and importance in solving practical problems of pollution regulation. Bulletin of the Tyumen State University. 12, 6-16 (2011) (in Russian).
11. Roumak V.S., Pavlov D.S., Sofronov G.A. (ed.). Environment and human health in dioxin-contaminated regions of Viet Nam. 271 p. (Moscow: The Partnership of Scientific Publications KMK, 2011) (in Russian).
12. Shilova S.N., V.E. Sokolov (ed.). Remote biological consequences of the war in South Vietnam. 239 p. (Moscow, 1996) (in Russian).
13. Poznyakov S.P., Roumak V.S., Sofronov G.A., Umnova N.V. Dioxins and human health. Scientific foundations of the detection of dioxin pathology. 274 p. (S.-Petersburg: Nauka, 2006) (in Russian).
14. Guidance on assessing the risk to the public of exposure to chemicals that pollute the environment. P2.1.10.1920-04 (approved by the Chief State San Doctor of the Russian Federation on 05.03.2004) (in Russian).
15. Roumak V.S., Umnova N.V., Sofronov G.A. Molecular and cellular aspects of toxicity of dioxins. Bull. of the Russian Academy of Medical Sciences. 3-4, 77-84 (2014) (in Russian).
16. Roumak V.S., Chin Kuok Khan, Kuznetsov A.N., Sofronov G.A., Pavlov D.S. The effect of dioxins on the environment and human health. Bull. of the Russian Academy of Sciences. 79 (2), 124-130 (2009) (in Russian).
17. Sofronov G.A., Roumak V.S., Lazarenko D.Yu. Ecotoxicokinetics and ecotoxicodynamics of toxic chemicals in tropical conditions. Medical Academic J. 10 (4), 183-190 (2010) (in Russian).
18. Sofronov G.A., Roumak V.S., Umnova N.V., Belov D.A., Turbabin K.A. Possible risks of chronic exposure to small doses of dioxins for public health: to the methodology for detecting toxic effects. Medical Academic J. 16, (3), 7-18 (2016) (in Russian).
19. Filatov B.N. (ed.). Persistent organic pollutants. Managing the risk of impact on the environment and public health. 180 p. (Volgograd: FMBA, 2013) (in Russian).
20. Denison M.S., Van den Berg M. Editorial overview: The aryl hydrocarbon (Ah) receptor: From toxicology to human health. Current Opinion in Toxicology. 2, I-IV (2017) (http://dx.doi.org/10.1016/j. cotox.2017.03.001).
21. IARC (International Agency for Research on Cancer). (1997, 2012). Agents Classified by the IARC Monographs. V. 1-120. LIST OF CLASSIFICATIONS (http://monographs.iarc.fr/ENG/ Classification/List_of_Classifications.pdf).
22. Mackay D. Illustrated Handbook of Physical-Chemical Properties and Environmental Fate for Organic Chemicals. Volatile Organic Chemicals. 3. Lewis Publishers, Chelsea (1993).
23. Stellman J.M., Stellman S.D., Christian R., Weber T., Tomasallo C. The extent and patterns of the use of the Agent Orange and other herbicides in Vietnam. Nature. 422, 681-687 (2003).
24. Tsyrlov I.B. Roumak V.S. Regulation of Human Gene of Influenza a Virus-Associated NSI-Binding Protein by 2,3,7,8-TCDD: Mechanistic Data and Epidemiogical Findings. Organohalogen Compounds. 69, 1885-1888 (2007).
25. Van den Berg M., De Jongh J., Poiger H., Olson J.R. The toxicokinetics and metabolism of polychlorinated dibenzo-p-dioxins (PCDDs) and dibenzofurans (PCDFs) and their relevance for toxicity. Crit. Rev. Toxicol. 24 (1), 1-74 (1994).
