ТОКСИЧНІСТЬ

(Від грец. Toxikon-отрута), здатність в-ва викликати порушення фізіол. ф-цій організму, внаслідок чого виникають симптоми інтоксикацій (захворювання), а при тяжких ураженнях його загибель.

Ступінь Т. в-ва характеризується величиною токсіч. дози-кол-вом в-ва (віднесеним, як правило, до одиниці маси тварини або людини), що викликає певний токсичність. ефект. Чим менший токсичний. , Тим вище Т.

Розрізняють середньосмертельні дози (медіаняосмертельні, скорочено ЛД 50 або LD 50), абсолютно смертельні (ЛД 90-100, LD 90-100), мінімально смертельні (ЛД 0-10, LD 0-10), середньоефективні (медіанноефективні, )-викликають певні токсичні. ефекти, порогові (ПД 50, РD 50) та ін. (Цифри в індексі-ймовірність у % появи певного токсичного ефекту-смерті, порогової дії та ін.).

наиб. часто використовують величини ЛД 50, ПД 50 і ED 50, які статистично більш достовірні в порівнянні з ін.

Ступінь Т. в-ва характеризується також гранично допустимою концентрацією (ГДК)-макс. кіл-вом в-ва в одиниці обсягу повітря або води, яке при щоденному впливі на організм протягом довжин. часу не викликає в ньому патологічні. змін, а також не порушує нормальну життєдіяльність людини.

Величини токсичні. Доз (концентрацій) характеризують ступінь небезпеки при певних шляхах надходження його в організм. Існують разл. класифікації в-в, що враховують ступінь їхньої небезпеки. У пром. токсикології наиб. поширення набула , що передбачає 4 класи шкідливих в-в (див. табл.; іноді замість терміну "небезпечні" використовують термін "токсичні").

При визначенні токсич. дози досліджують (експериментально) залежність ефект-доза, яку потім аналізують за допомогою статистич. методів (пробіт-аналіз та ін). Розмір токсич. дози залежить від способу введення в-ва або шляхів його надходження в організм, від виду тварин, вікових, статевих та індивідуальних відмінностей, а також конкретних умов впливу в-ва.

При внутрішньовенному, внутрішньом'язовому, підшкірному та пероральному (через рот) введенні, а також при нашкірній аплікації токсіч. дози мають розмірності: мг/кг, мкг/кг, моль/кг і т. д. Часто використовують також токсіч. дози, віднесені до одиниці пов-сти тіла, тобто мають розмірності: мг/м 2 , г/м 2 і т. п. Це пов'язано з тим, що подібні дози нек-рих в-в для різних лаб. тварин і людини різняться меншою мірою, ніж дози, віднесені до одиниці маси. Цим користуються у ряді випадків для аналізу видової чутливості та перенесення даних з лаб. тварин на людину.

Перерахунок доз з розмірності мг/м 2 мг/кг проводять з використанням спец. таблиць і номограм або ф-ле, напр.: ED 50 (мг/м 2) =

Хімічна енциклопедія - М: Радянська енциклопедія. За ред. І. Л. Кнунянца. 1988 .

Синоніми:

Дивитися що таке "ТОКСИЧНІСТЬ" в інших словниках:

Словник російських синонімів. токсичність см. отруйність Словник синонімів російської мови. Практичний довідник М: Російська мова. З. Є. Александрова. 2011 … Словник синонімів

ТОКСИЧНІСТЬ- 1) властивість речовини або організму шкідливо впливати на інші організми; 2) токсикометричний показник, який обчислюється як величина, зворотна абсолютному значенню середньосмертельної дози (l/DL50) або концентрації (1/CL50). За Н. С.… … Екологічний словник

Токсичність- ступінь прояву шкідливої ​​дії різноманітних хімічних сполук та їх сумішей. Токсичність один із важливих факторів, що визначають якість навколишнього середовища, досить інформативний, що істотно доповнює наше уявлення про ступінь. Офіційна термінологія

токсичність- І, ж. toxique. Властивість токсичної. Токсичність газу. БАС 1. Отруйність сумішей, що вживаються у боротьбі зі шкідниками сільського господарства за допомогою літаків. 1925. Вейгелін Сл. авіа. Лекс. СІС 1937: токсі/чність … Історичний словник галицизмів російської

- (отруйність), здатність хімічних сполук та речовин біологічної природи надавати шкідливу дію на організм людини, тварин та рослин... Сучасна енциклопедія

Здатність деяких хімічних сполук та речовин біологічної природи надавати шкідливу дію на організм людини, тварин та рослин. Великий Енциклопедичний словник

Вибухових речовин (від грец. toxikon отрута * a. toxity of explosives; н. Toxizitat der Sprengstoffe, Toxizitat der Explosivstoffe; ф. toxite des explosifs; і. Геологічна енциклопедія

ТОКСИЧНІСТЬ, токсичність, мн. ні, дружин. (Спец., Мед.). відволікати. сущ. до токсичний. Тлумачний словник Ушакова. Д.М. Ушаків. 1935 1940 … Тлумачний словник Ушакова

ТОКСИЧНИЙ, а, ое; чен, чна. Що містить токсини, токсичний. Тлумачний словник Ожегова. С.І. Ожегов, Н.Ю. Шведова. 1949 1992 … Тлумачний словник Ожегова

Свво грам та деяких ін. бактерій виділяти при розпаді ендотоксин і викликати у людини або тварини характерний для цього типу токсинів симптомокомплекс. Т. визначають введенням лабораторним тваринам (зазвичай мишам) різних доз гретої кри. Словник мікробіології

Найважливіша характеристика отруйних та інших токсичних речовин, що визначає їх властивість викликати патологічні зміни в організмі, що призводять до втрати боєздатності особового складу або загибелі уражених. Характеризується токсичною морською мовою.

Книги

• Токсичність сучасних автомобілів. Методи та засоби зниження шкідливих викидів в атмосферу
• Токсичність сучасних автомобілів (методи та засоби зниження шкідливих викидів в атмосферу). Підручник, В. І. Єрохов. Викладено екологічні проблеми розвитку автомобільного транспорту. Розглянуто джерела освіти та викиду шкідливих речовин (ВВ) автотранспортними засобами. Проаналізовано особливості…

Загальноприйнятого визначення предмета токсикології нині немає. Найпростішим є, що безпосередньо випливає з назви науки: toxicon - отрута, logos - наука. Токсикологія - наука про отрути та інтоксикації (отруєння).

Токсикологія - Це область медицини, що вивчає закони взаємодії живого організму та отрути.

Токсикологія - наука, що вивчає закономірності розвитку та перебігу патологічного процесу (отруєння), викликаного впливом на організм людини або тварини отруйних речовин.

Предметом вивчення науки токсикології є: токсичність хімічних речовин та токсичний процес, що розвивається у біосистемах. А науку токсикологію можна визначити як вчення про токсичність і токсичний процес - феномени, що реєструються при взаємодії хімічних речовин з біологічними об'єктами.

Якщо об'єктом дослідження є токсичність хімічних речовин для людини та людських популяцій, говорять про медичної токсикології.

Мета медичної токсикології, як галузі людської діяльності - безперервне вдосконалення системи заходів, засобів та методів, що забезпечують збереження життя, здоров'я та професійної працездатності окремої людини, колективів та населення в цілому в умовах повсякденного контакту з хімічними речовинами та за надзвичайних ситуацій.

Основні поняття токсикології.

Основними поняттями токсикології є токсичність та токсичний процес.

Токсичність – здатність речовин, діючи на біологічні системи, викликати їх ушкодження чи загибель.

Токсичний процес - Формування та розвиток реакцій біосистеми на дію токсиканту, що призводить до її пошкодження (порушення функції, життєздатності) або загибелі.

У токсикології використовують інші терміни, що характеризують хімічні речовини:

Токсикант - ширше, ніж отрута, поняття, що вживається для позначення речовин, що викликають не тільки інтоксикацію, але провокують та інші форми токсичного процесу, і не тільки організму, а й біологічних систем (клітини, популяції).

Отруйна речовина (ОВ) – хімічний агент, призначений для застосування як зброя під час ведення бойових дій.

Токсін - Як правило, високотоксична речовина бактеріального, тваринного, рослинного походження.

Ксенобіотик - чужорідна (не бере участь у пластичному або енергетичному обміні організму з середовищем) речовина, що потрапила у внутрішні середовища організму.

Токсичність.

Токсичність - властивість хімічних речовин порушувати дієздатність, викликати захворювання або навіть смерть, діючи на організм у певних дозах та концентраціях, які можна виміряти.

Вимірювання токсичності означає визначення кількості речовини, діючи у якому вона викликає різні форми токсичного процесу. Чим у меншій кількості речовина ініціює токсичний процес, тим вона токсичніша.

Токсичність вимірюють, визначаючи токсичні дози, токсичні концентрації, токсодози, діючи у яких речовини викликають різні несприятливі ефекти (порушують працездатність, викликають захворювання чи смерть тощо.).

Токсична доза (D) - кількість речовини, що потрапила у внутрішні середовища організму та викликала токсичний ефект.Вона виявляється у одиницях маси токсиканту на одиницю маси організму (мг/кг).

Токсична концентрація (С) - кількість речовини, що знаходиться в одиниці об'єму (маси) якогось об'єкта навколишнього середовища (води, повітря, ґрунту), при контакті з яким розвивається токсичний ефект.Вона виражається в одиницях маси токсиканту на одиницю об'єму середовища (повітря, води) – (мг/л; г/м3) або одиницю маси середовища (ґрунту, продовольства) – (мг/кг).

Токсодоза (Ct) – кількість речовини, що знаходиться в одиниці об'єму повітря за одиницю часу, при контакті з яким розвивається токсичний ефект.

Одиниця виміру токсодози - мг×хв/м 3 . Ця величина характеризує токсичність речовин, які у вигляді пари, газу чи аерозолю і враховує як вміст токсиканту повітря (токсичну концентрацію), а й час перебування людини у зараженої атмосфері.

Як правило, оцінюють три рівні ефектів, що розвиваються при дії токсиканту на організм:

- смертельний: характеризується величиною летальної дози, концентрації, токсодози - LD, LC, LCt;

- нестерпний: характеризується величиною дози (концентрації, токсодози), що викликає суттєве порушення дієздатності (транзиторну токсичну реакцію) – ID, IС, ICt;

- пороговий: характеризується дозою (концентрацією), що викликає початкові прояви дії токсиканту Lim D (Lim C).

Оскільки чутливість до токсиканту будь-якого живого організму неоднакова у зв'язку з внутрішньовидовою мінливістю, відмінностями ваги, статі, віку, станом здоров'я тощо, найбільш точною кількісною характеристикою токсичності будь-якої речовини вважається середня доза (концентрація, токсодоза), під впливом якої ефект проявляється у 50% уражених.

Оцінка середнього рівня ефектів дії токсиканту на організм характеризується величинами:

- середньосмертельнадоза LD50, концентрація LC50, токсодозу – LCt50;

- середньонестерпнадоза ID50, концентрація IC50, токсодозу ICt50;

- середньопороговадоза LimD50, концентрація LimC50.

В основі методів визначення токсичності лежить знаходження залежності «доза – ефект», за якого використовуються спеціальні методи постановки експерименту та оцінки отриманих результатів.

8. Специфіка та механізм токсичної дії шкідливих речовин.

8.1. Типи біологічного впливу хімічних речовин на організм людини

Біологічний вплив хімічних речовин на організм людини поділяють на п'ять категорій:

1. вплив на тканини, що не викликає інших біологічних змін;

2. впливи, що викликають фізіологічні чи метаболічні зміни у організмі, значення яких недостатньо визначено;

3. викликають фізіологічні або метаболічні зміни, що знижують опірність організму до захворювань;

4. захворюваність;

5. смертність.

Незважаючи на різноманітність шкідливих речовин, захворювання, що часто викликаються ними, у своїй основі мають подібні патологічні процеси. Це дозволило виявити основні типи дії токсичних речовин (ГОСТ 12.0.003-80 «Небезпечні та шкідливі виробничі фактори»): токсична, дратівлива, фіброгенна, шкірна, алергічна, канцерогенна, мутагенна, тератогенна.

Токсична дія.Промислові отрути можуть уражати центральну та периферичну нервову систему, кровотворну систему, викликати патологічні зміни печінки та нирок.

Речовини, що викликають оборотні (функціональні) та незворотні (органічні) ураження нервової системи, називаються нейротропними. Прикладами нейротропних отрут є органічні розчинники (бензол, толуол, ксилол), спирти жирного ряду, амідо- і нітропохідні ароматичних вуглеводнів, хлоровані вуглеводні (зокрема вінілхлорид), фторовані вуглеводні, органохлорсилани, кремнійорганічні ефіри, тетраметил. Для нейротропних отрут найбільш уразливий головний мозок. Малопомітні зміни поведінки при дії малих доз із посиленням впливу переростають у більш відчутні, так, деяке порушення на початку впливу змінюється порушенням координації рухів, сонливістю, головним болем. У разі досить сильного та тривалого впливу може настати втрата свідомості або навіть смерть.

Печінка та нирки часто піддаються впливу токсичних речовин. До нирковим отрутам відносяться речовини, добре розчинні у воді (крові). Печінкові отрути впливають на печінку, викликають структурні зміни (жирове переродження, некроз, цироз) та запалення печінки. Внаслідок вдихання високодисперсних частинок фторопластів можливі ураження нирок та печінки; органохлорсилани, тіурам, дифенілгуанідин, стирол, кремнійорганічні ефіри викликають дистрофічні зміни в печінці та нирках.

Кров'яні отрути поділяються на два види:

· вражаючі процес кістковомозкового кровотворення (бензол, стирол), в результаті цього розвиваються лейкоцитоз або лейкемія,

· руйнівні елементи крові (оксид вуглецю).

При надходженні оксиду вуглецю в організм у крові утворюється карбоксигемоглобін, який перешкоджає перенесенню кисню, що призводить до порушення тканинного дихання, втрати свідомості і зрештою до смерті.

Дратівна дія.Багато речовин викликають подразнення слизових оболонок дихальних шляхів, очей, легень, шкірних покривів. Такі речовини, як хлористий водень, аміак і формальдегід, мають гостру подразнювальну дію і навіть при порівняно низьких концентраціях викликають кашель, сльозотечу, неприємні відчуття в носі та грудній порожнині. При цьому вони не завдають стійкого пошкодження. Такі речовини, як хлор, бром, йод, викликають органічне переродження слизових оболонок верхніх дихальних шляхів, у результаті може зникнути нюх. При дії гідрохінону може настати незворотна втрата зору. Дратівливу дію на слизові оболонки мають порошкоподібний полівінілхлорид, продукти його термодеструкції, цирам, сантокюр.

Деякі речовини, не маючи токсичної дії, можуть спричинити значне подразнення при контакті з тканинами організму. Прикладом є дія кислот і лугів.

Фіброгенна дія. Багато видів пилу викликають дрібне рубцювання легень (фіброз). Такі захворювання, як пневмоконіози , прогресуючи повільно та непомітно, супроводжуються скороченням дихального об'єму. Головний симптом хвороби – задишка. Спочатку вона пов'язана з фізичним навантаженням, але з розвитком захворювання проявляється навіть у стані спокою.

Вдихання агресивного пилу діоксиду кремнію призводить до найбільш тяжкого захворювання легень – силікозу; вдихання пилу азбесту – до азбестозу, каоліну – до каолінозу, тальку – до талькозу, технічного вуглецю – до сажевого пневмоконіозу. Пневмоконіоз може розвинутись і при тривалому вдиханні пилу полівінілхлориду.

Шкірна дія. Промисловий дерматит є одним із найпоширеніших професійних захворювань. Пошкодження шкірних покривів можуть бути обумовлені різними причинами: дією подразнюючих речовин, таких, як сильні кислоти та луги, розчинників та детергентів, якими часто видаляють зі шкіри бруд або фарбу, природні жири, що мають захисну дію; фізичними впливами, такими як механічні травми, випромінювання, занадто високі або низькі температури; алергічними реакціями на різні органічні та неорганічні речовини.

Професійні захворювання шкіри незаразні, вони не загрожують життю, але завдають значних незручностей.

Алергічна дія.Алергія на різні хімічні речовини може виражатися у негайній реакції (висип, набряк, кон'юнктивіт, свербіж, кашель, сльозотеча тощо) або реакції уповільненого типу (дерматит, екзема). Найбільш сильні прояви промислової алергії пов'язані з бронхіальною астмою. Найважливіші групи речовин, що викликають подібні захворювання, - ізоціанати, ароматичні аміни, нітро- та нітрозосполуки, органічні оксиди та пероксиди, формальдегід, анілін та ін.

Канцерогенна дія. До канцерогенних ( бластомогенним ) речовин зазвичай відносять хімічні препарати, що викликають ракові захворювання. Однак доброякісні пухлини також можуть призвести до смерті, не перероджуючись в злоякісні; крім того, вони часто передують злоякісним пухлинам. Тому всі пухлини, що викликають, речовини повинні розглядатися як потенційні канцерогени.

Канцерогенна активність виявлена ​​для багатьох речовин, що мають різну хімічну будову. Найважливішою групою канцерогенів є поліциклічні та ароматичні вуглеводні, вуглеводні, що містять угруповання фенантрену або бензоантрацену (нафта та продукти її переробки, парафіни, мазути, смоли, продукти спалювання кубових залишків органічного синтезу, стабілізатори каночуків і каучуків). Сильні канцерогенні властивості мають бензидин, нафтиламіни, епоксидні сполуки, азбест.

Тератогенна дія. До тератогенних відносяться речовини, що спричиняють порушення репродуктивної функції організму. Тератогенна дія отрут проявляється в тому, що вони викликають стійкі структурні, функціональні та біохімічні зміни в період розвитку організму (у зародка або плода), що призводять до вад розвитку або потворності.

Гонадотропне дія отрути – властивість отрути впливати на статеві залози та систему їх регуляції. Ембріотропне дія отрути – властивість отрути впливати на ембріон та регуляцію її розвитку. Тератогенну дію мають бензол та його гомологи, фенол, формалін, бензин, фталевий ангідрид, хлоровані вуглеводні (хлоропрен), диметилформамід.

Генотоксичність- властивість хімічних, фізичних та біологічних факторів надавати шкідливу дію на генетичні структури організму. Генотоксиканти включають:

· Мутагени - агенти різного походження, що викликають успадковані зміни в геномі;

· Мітогени - фактори або речовини, що впливають на процеси клітинного поділу;

· анеугени, що призводять до збільшення або зменшення гаплоїдного чи диплоїдного числа хромосом на одну або більше;

· Кластогени, що індукують хромосомні розриви та ін.

Ряд авторів відносять до генотоксикантів морфогени, які викликають генетичні зміни (морфози), що не успадковуються, на рівні реалізації ознаки в онтогенезі. У літературі терміни «генотоксиканти» та «мутагени» часто використовуються як синоніми. Перші роботи в галузі хімічного мутагенезу належать до початку 30-х років. і на плодовій мушці дрозофіле показали слабку мутагенну активність йоду та аміаку, перших хімічних мутагенів. У 1934 р. A. Dustin відкрив мітогенні властивості алкалоїду колхіцину. Справжній бум виявлення мутагенних властивостей хімічних сполук розпочався вже у 50-х роках. Він був пов'язаний із різко збільшеним синтезом нових хімічних речовин, кількість яких до теперішнього часу досягла декількох мільйонів. Серед новостворених хімічних сполук 5-10 % мали різні корисні види біологічної активності поряд з небажаними властивостями - токсичністю, мутагенністю, канцерогенністю, тератогенністю та ін., що з часом призвело до усвідомлення серйозної небезпеки їх для людства.

Мутагенна діяМутагенна дія проявляється у порушенні генетичного коду, причому ці порушення можуть виявлятися через тривалий час. Одна з найскладніших генетичних проблем пов'язана з можливістю збільшення частоти мутацій в соматичних і статевих клітинах людини в результаті впливу хімічних речовин. Соматичні мутації, як генні, і хромосомні, не передаються потомству людини, що зазнав впливу, але підвищення частоти цих мутацій може сприяти розвитку набутих захворювань, насамперед раку.

Доведено генетичну небезпеку для потомства етиленіміну, бензолу, нафтилфенолу.

Дія хімічних речовин на організм людини визначають такі фактори: агрегатний стан, фізико-хімічні властивості, концентрація, тривалість впливу, спосіб впровадження, метаболізм сполуки та індивідуальна сприйнятливість сполуки.

8.2. Впливи на окремі особини та популяції

Здатність (або її відсутність) організму виводити сторонні речовини, що надійшли в нього, і відновлювати порушену фізіологічну рівновагу вирішальною мірою залежить від навколишніх умов і молекулярно-біологічного потенціалу самого організму. У принципі, всі рослини і тварини здатні певною мірою виводити досить високі концентрації природних або інших сторонніх речовин з організму екскрецією (наприклад, у вигляді водорозчинних метаболітів), або пов'язуючи їх у своїх тканинах (наприклад, галогеновані органічні сполуки в жирових тканинах). Усі процеси розкладання, екскреції та відкладення (зв'язування) називають виведенням (або елімінуванням); вони можуть відбуватися в організмі або послідовно, або одночасно (що рідше). Вплив(W) можна подати у вигляді інтегралу різниці сума концентрацій (К) поглинених речовин мінус сума концентрацій речовин, що виділилися (Е) за час t

Звідси ясно, що не можна підійти до сублетальної концентрації, якщо величина Е близька до К. Тому будь-яка крива залежності „вплив – доза” починається з нуля. дії.

Мал. 8.1. Залежність впливу-доза.

Будь-яка дія починається з токсичного порогу, нижче якого не виявляється вплив речовини (No observed effect concentration, NOEC - концентрація, нижче за яку не спостерігається вплив). Йому відповідає поняття експериментально визначається порога концентрації (Lowest observed effect concentraton, LOEC - мінімальна концентрація, при якій спостерігається вплив речовини). Застосовується також третій параметр: Maximum aceptable toxicaut concentration (MATC) – максимально допустима концентрація шкідливої ​​речовини (у вітчизняній літературі прийнятий термін ГДК – гранично допустима концентрація). ГДК знаходять розрахунком, і її значення має перебувати між NOEC та LOEC. Визначення цієї величини полегшує оцінку ризику впливу відповідних речовин на чутливі до них організми.

Час та ефект шкідливого впливу можуть не завжди корелювати один з одним. Бувають помітні біохімічні зміни, порушення поведінки, різні форми сублетальних явищ на фізіологічному/морфологічному рівні, довготривалі (відстрочені) шкідливі ефекти, що призводять до загибелі організму, і, нарешті, швидка смерть. Перелічені тут явища який завжди відбуваються у зазначеній послідовності. За рахунок збільшення швидкості екскреції, наприклад через нирки або в одноклітинних через стінки клітини, токсична концентрація може знову знизитися до значення, що «переноситься». Крім того, інактивовані спочатку шкідливою речовиною ферментні системи після регенерації можуть відновити свою метаболічну активність та сприяти детоксикації.

8.2.1. Молекулярно-біологічні дії

Обсяг біоакумуляції шкідливої ​​речовини залежить, насамперед, від її властивостей, умов довкілля, екзогенних факторів та ендогенних факторів самого організму. Шкідливі речовини можуть надходити з води та повітря (пряме надходження) або ланцюга живлення (непряме надходження). Баланс між процесом надходження шкідливої ​​речовини, з одного боку, і накопиченням та виділенням - з іншого, більшою мірою залежить від внутрішніх процесів в організмі, тобто від його здатності до накопичення та виділення шкідливих речовин. Деякі організми створили певні механізми підтримки процесу накопичення в певних «перенесених» межах. Наприклад, риби та ракоподібні переробляють (метаболізують) ароматичні вуглеводні легше, ніж більшість молюсків. Крім того, організм риби здатний регулювати вміст міді та цинку у м'язах, проте не може цього робити щодо ртуті (хвороба Мінамату). Багато водних комах накопичують у своєму тілі метали на рівні їх концентрації в навколишньому середовищі.

При дуже малих дозах впливу металів деякі ферменти здійснюють відкладення металів про запас під контролем, причому відкладають ці метали у формі металорганічних сполук, що містять сірку. Тіольні групи меркаптанів (буквальний переклад «уловлюють ртуть»), наприклад, мають кислотні властивості і утворюють з іонами важких металом солі (меркаптиди). Ця реакція відповідає одному з найвідоміших конкурентних шляхів гальмування активності ферментів, причому А, Cd, Hg, Pb і Zn є переважними реакційними партнерами. Такі металорганічні сполуки, що містять сірку, називають металотіонінами.

В останніх роботах з дослідження токсичних наслідків тютюнопаління показано, що в корі нирок людини виявляється висока концентрація тіоніну кадмію. Затяті курці відносяться до осіб, які піддаються високій дозі впливу цього металу, що може призвести до хронічного ниркового отруєння кадмієм і незворотним порушенням трубок проксимальних клітин нирок. У курців виявлено збільшене вдвічі порівняно з тим, що не палять вміст кадмію в корі нирок. Понад 50% кадмію відкладається у вигляді металотіонінів, решта кадмію пов'язана з лігандами іншої природи. Вміст цинктіонінів (як і мідь тіонінів) залишається незмінним зі збільшенням кількості кадмію в корі нирок. У той самий час концентрація кадмію поступово збільшується, що може призвести до функціональних розладів.

Багато ферментів специфічно інгібуються хімічними речовинами, що надходять в організм із навколишнього середовища. Таке пригнічення відбувається, наприклад, в результаті реакції активної тіольної групи з окислювачем. При цьому меркаптани через сполуки сірки, аналогічні пероксидам, перетворюються на сульфонові кислоти, а потім на дисульфіди. Так, наприклад, цистеїн переходить у цистин з утворенням дисульфідного містка. Перетворення в пептидах та білках кількох груп цистеїну часто призводить до втрати каталітичної активності деяких ферментів.

Ціаніди гальмують ферментативні реакції різними шляхами: утворюють стабільні комплекси з багатьма іонами металів або усувають їх і переводять фермент у дезактивовану форму. Ціаніди реагують також з карбонільними та простетичними групами або розривають дисульфідні містки. Найбільш відомо блокування ферменту дихання - цитохром-з-оксидази, що містить мідь і здійснює каталіз, що супроводжується зміною валентності міді.

Так як ферменти каталізують тисячі хімічних реакцій, стає зрозумілим, що будь-яка зміна їх структури глибоко впливає на їхню специфічність і регуляторні властивості. Прикладом може бути гальмування ферментативної активності рибофлавінкінази. Цей фермент є переносником фосфату на рибофлавін (вітамін B1) і потребує наявності катіонів Mg2+, Со2+, Мn2+ для нормального функціонування у клітинах тварин. Катіони Са2+ гальмують активність цього ферменту. У рослинах необхідні Mg2+, Zn2+ або Mn2+, a Hg+, Fe2+ і Си2+ виявляються сильними інгібіторами.

8.2.2. Порушення обміну речовин та регуляторних процесів у клітині під дією хімічних речовин

Реакції обміну речовин у клітині, регульовані ферментами, – «метаболізм клітин» – можуть бути порушені під дією речовин. Хімічні речовини, реагуючи з гормонами коїться з іншими регуляторними системами, викликають неконтрольовані перетворення. Якщо під впливом токсичної речовини, що у навколишньому середовищі, змінюється генетичний код, то організмі неспроможна здійснюватися синтез ферментів в активної формі.

Порушення реакцій окисного розщеплення вуглеводів, що викликається токсичними металами: фосфорилювання глюкози ферментом гексокіназою особливо уповільнюється сполуками міді та миш'яку. Каталітичні властивості ферменту фосфогліцератмутази, що бере участь у перетворенні 3-фосфогліцеринової кислоти на 2-фосфогліцеринову кислоту, послаблюються під впливом сполук ртуті.

Ряд органічних сполук, таких як пентахлорфенол, триетилсвинець, триетилцинк та 2,4-динітрофенол, розриває ланцюг хімічних процесів дихання на стадії реакції окисного фосфорилювання. При цьому окисно-відновні системи не працюють, але продовжується утворення АТФ, що призводить до посилення дихання.

Ліндан, сполуки кобальту та селену порушують процес розщеплення жирних кислот. Поки не ясно, чи відбуваються ці порушення в процесі В-окислення на ацетилкоферменті А або вони торкаються і цитратного циклу. При тривалій експозиції інсектицидів на риб виявляється адитивність дії та підвищується ферментативна активність при синтезі жирів.

Мікросоми печінки, які здійснюють обмін речовин при утворенні стероїдних гормонів і жирних кислот, можуть стимулюватися під дією сторонніх речовин, або їх активність пригнічується. (Слід також враховувати зміни ендоплазматичних ретикулярних клітин через пошкодження мікросоми.) Органічні ефіри фосфорної кислоти, CS2 та СО викликають зниження ферментативної активності мікросом.

Доведено вплив багатьох хлорорганічних сполук та поліароматичних вуглеводнів на ферментативну активність мікросом. Хлордан, діельдрин, ПХБ та ДДТ викликають прискорення гідроксилювання (дезактивації) таких стероїдних гормонів, як андроген, естроген та глюкокортикоїди. У процесі біологічного синтезу білків особливо легко ушкоджуються тіольні групи, що містять, амінацил-тРНК-cинтетази в результаті вже згаданого впливу окислювачів.

У регуляторних процесах та процесах росту рослин їх клітини піддаються дії «ауксиноподібних» гербіцидів. Широкої популярності користується дихлорфеноксиоцтова кислота (2,4-Д), яка селективно блокує ріст листяних рослин і знаходить застосування при вирощуванні пшениці. У дуже малих концентраціях «ауксинові» гербіциди виявляють такі ж сприятливі для росту рослин властивості, як і природний фітогормон (наприклад, індол-3-оцтова кислота). Якщо ж їх застосовують у підвищених концентраціях для знищення рослин, то вони порушують нормальний розвиток і зростання клітин і врешті-решт вбивають їх. Причиною аномального зростання є порушення метаболізму нуклеїнових кислот; синтетичні ауксини, ймовірно, реагують як простетичні групи ферментів. У тварин відомі порушення нормального зростання та розвитку при хворобах щитовидної залози. Вони можуть бути викликані, наприклад, хлорорганічними пестицидами та ПХБ, причому виявляється разюча подібність структури біфенілів та гормону щитовидної залози – тироніну (біфенілефіру).

8.2.3. Мутагенність та канцерогенність

Вже протягом багатьох років відомо, що поширені речовини, такі як ДДТ, ПХБ і поліароматичні вуглеводні (ПАУ), потенційно мають мутагенний і канцерогенний вплив (табл.8.1.).

Їх небезпечна дія на людину проявляється в результаті тривалого контакту цих речовин, що містяться в повітрі та харчових продуктах.

Таблиця 8.1.

Приклади ініціаторів та промоторів канцерогенезу

Ініціатори	Промотори
Хімічні сполуки
ПАВ (поліконденсовані) ароматичні вуглеводні), Нітрозаміни Гуанідін Диметилнітрозамін Діетилнітрозамін N-Нітрозо-N-метилсечовина 1,2-Диметилгідразин	Кротонова олія Хлороформ Сахарін (під питанням) Цикламат Фенобарбітал
Біологічні властивості
Канцерогенний; Експозиція перед впливом промотора; Достатньо одноразового введення; Вплив необоротний і адитивний; Немає певної порогової концентрації; Мутагенна дія	Сам собою не канцерогенний; Дія проявляється після появи ініціатора; Необхідно тривале вплив; Спочатку дія оборотна і не адитивна; Порогова концентрація залежить від часу дії, дози; Мутагенна дія відсутня

За даними, отриманими на основі експериментів з тваринами, канцерогенна дія здійснюється в результаті двоступінчастого механізму: « генотоксичної ініціації»і «епігенетичного промотування». Ініціатори у процесі взаємодії з ДНК викликають незворотні соматичні мутації, причому досить малої дози ініціатора; припускають, що для цього впливу не існує порогових значень концентрації, нижче за які воно не проявляється.

Промотору потрібно більш тривалий час на організм, щоб він викликав появу пухлини. Промотори мають дуже велике значення, оскільки вони посилюють дію ініціатора, а їхня власна дія на організм протягом деякого часу є оборотною. На підставі експериментів з тваринами показано, що фенобарбітал, ДДТ, ТХДД, ПХБ та хлороформ є промоторами. Промотуючу дію гепатоканцерогенів виявляють збільшення так званих пренеопластичних клітинних утворень.

Вже доведено мутагенну дію ПАУ (наприклад, бензопіренів), нітроароматичних сполук та багатьох пестицидів, типових хімічних продуктів, що надходять у водойми та ґрунт. Багато сполук мають генотоксичний потенціал, тобто здатні призводити до значних генетичних змін. Мутагени можуть викликати генетичну мутацію або призвести до мутацій більших біохімічних одиниць (наприклад, таких як хромосоми, ДНК), утворення аддуктів, розриву ланцюжка, неможливості відновлення структури. Наступними стадіями мутацій можуть виявитися хромосомна аберація, обмін хроматид тощо.

Процес виникнення мутацій можна легко уявити на прикладі реакцій алкілуючих речовин. Введенням алкільних груп у основи ДНК (наприклад, гуанін) останні виводяться з ДНК, що призводить до припинення відтворення послідовності основ у ланцюжку ДНК. Нітрити також сприяють мутаціям, наприклад, у процесі яких відбувається дезамінування цитозину в урацил або аденіну в гіпоксантин (рис.8.2).

8.2. Підстави ДНК, які дезамінують до основ, також мають здатність зв'язуватися з ДНК (а - можливий обмін при транскрипції, z - цукор)

Так як урацил і гіпоксантин також здатні до реакцій приєднання, як тімін та гуанін, це призводить до змін транскрипції ланцюга ДНК.

Розглянута дія хімічних речовин на гени в залежності від того, відбувається вона в статевій клітині або соматичній, призводить або до спадкових змін, або до фенотипічних змін в організмі. Зазвичай мутагенними впливами називають лише ті, що викликають успадковані зміни послідовності нуклеотидів гена, що визначає будову білка.

У соматичних клітинах, що не реплікуються, спотворення процесу транскрипції призводить до незворотного пошкодження ДНК, і отже, до змін фенотипу клітин. Однак завдяки тому, що такі зміни не успадковуються, їх не можна називати генетичними у звичайному розумінні цього терміна.

Хромосомні аберації у статевих клітинах призводять до смерті ембріона чи аномалій розвитку новонароджених. Вплив на соматичні клітини, спричинені хімічними речовинами, як, наприклад, порушення мітозу, важко розпізнаються, і їх навряд чи вдасться прогнозувати. Це тим, що такі клітини ізолюються і замінюються на здорові самим організмом.

Основні критерії виникнення мутагенезу (канцерогенезу) під дією хімічних речовин

· Активування ферментів, зміни ДНК, а також інших макромолекул та нуклеофільних груп при впливі електрофільних речовин.

· Клітини лише обмежено здатні видаляти хімічно модифіковані ділянки ДНК та відновлювати її структуру.

· Здатність хімічних речовин активувати ферменти значною мірою залежить від виду клітини та стадії її розвитку (фази проліферації), а також від виду організму.

· Канцерогенез є багатоступінчастим процесом, обумовлений послідовністю синергічно діючих факторів, які частково залежать від «мікрооточення» ракової клітини.

· Промотори утворення пухлини лише умовно мутагенні, проте мутагенні хімічні речовини можуть виявитися промоторами появи пухлини; мутації лише за певних умов призводять до утворення пухлин.

· Хімічні канцерогени діють або безпосередньо (без метаболічного активування, наприклад, алкілгалогеніди, епоксиди, сульфаталкільні ефіри), або опосередковано через метаболіти (після попереднього активування в результаті біохімічного окислення або гідроксилювання, як, наприклад, ПАУ, азо-, N-нітрозосоединений аміни, метали).

8.2.4. Вплив на поведінку організмів

Досить чутливою характеристикою для оцінки токсичності хімічної речовини є дослідження порушення поведінки організму в результаті сумарного впливу на біохімічні та фізіологічні процеси. Тут виявляється неможливою узагальнена екстраполяція даних JIK50 на найважливіші «реакції організму». Випробовувалися хімічні продукти арохлор 1254 (суміш ПХБ), а також інсектициди хлордан, діельдрін та ендрин. Було встановлено, що для явної зміни поведінки, обумовленої впливом хімічних препаратів, значно менших концентрацій, ніж необхідно для визначення ЛK50 (з коефіцієнтом зниження концентрації 14,5; 14; 11,5 і 9 за вказаними речовинами). При визначенні сублетальної токсичності риб як ознаки впливу токсину використовувалася зміна плавальних функцій.

8.3. Вплив шкідливих речовин на біоценотичному рівні

Широко застосовувані у токсикології порівняння середніх реєстрованих показників (фізіологічних, функціональних, біохімічних та інших.) в контрольних і дослідних групах організмів вважатимуться лише попередньої оцінкою токсичних проявів. Необхідно знати, як впливає збільшення токсичного навантаження на функціонування та стійкість природних популяцій та біоценозів. Тільки в цьому випадку в екологічній токсикології можна говорити про безпечні рівні впливу.

Зв'язок між величиною токсичного навантаження і вираженістю токсичного ефекту в кількісній токсикології зазвичай представляється як залежність доза - ефект, що носить градований або альтернативний характер. В якості аргументу в дозовій залежності найчастіше використовують вміст токсичних речовин в об'єктах зовнішнього середовища або в організмах, що вивчаються. Токсичний ефект відбиває відповідь біологічної системи відповідного рівня.

Наприклад, більшість авторів, ґрунтуючись на високій спорідненості свинцю, ртуті та інших важких металів до SH-груп білкових молекул, дотримуються думки про провідну роль цього механізму у розвитку інтоксикації. Блокування цих груп реалізується широким спектром фізіологічних, біохімічних та функціональних реакцій окремих органів та систем організму. Дозова залежність у координатах «рівень токсичної речовини в організмі - зниження активності ферменту» стосовно конкретної ферментної системи має вигляд, зображений на рис. 8.3. При певній дозі токсиканту Скр1 починається зниження активності відповідних ферментних систем до повного їх придушення. Природно, що при певному інгібуванні цих систем (досягнення рівня токсичного ефекту, що відповідає Скр2, проявляється ураження окремих клітинних структур та їх функцій, найбільш чутливих до даного виду інтоксикації (див. рис. 8.3., Б) і співавт. зазначали, що перехід кількісних змін до нового якісного стану (альтернативний ефект) відповідає прояву ознак інтоксикації на наступному, вищому рівні організації біологічних систем . мірою зростання токсичного навантаження досягає наступного порогового значення Скр3, при якому можлива загибель організму.

Мал. 8.3. Токсичні ефекти біологічних систем молекулярного (А), клітинно-тканинного (Б), популяційного (В) та біоценотичного (Г) рівнів. Скр1, Скр2, Скр3, Скр4, відповідні порогові значення рівня токсичного фактора.

Є підстави припускати, що цій критичній ситуації відповідає певний відсоток «уражених» особин. Градированная залежність «рівень токсичного чинника - число «уражених» особин» є основою переходу до альтернативної оцінки долі наступного рівня організації спільноти організмів, біоценозу.

Незважаючи на спрощений характер обговорюваного прикладу, можна говорити про загальні принципи прояву токсичних ефектів на різних рівнях біологічних систем, що визначають область інтересів різних напрямів токсикології та екотоксикології, а також їх методичну єдність.

У реальних організмах впливу піддаються багато систем, що мають різну толерантність по відношенню до конкретного токсичного фактора. Наявність широкого спектра токсичних проявів неминуче розширює діапазон діючих доз. На кожному наступному рівні інтеграції (організмному, популяційному, біоценотичному) є свої специфічні поразки та його компенсації.

Отже, популяція чи біоценоз як система взаємозалежних особин чи його угруповань вже з вихідної їх різноякісності характеризується різноманітністю відповіді будь-які зовнішні впливу. Існує своєрідний резерв спадково закріпленої внутрішньовидової мінливості, що проявляється, з одного боку, у широкому наборі реакцій окремих субпопуляційних угруповань на токсичне забруднення середовища; з іншого - зумовлений наявністю специфічних популяційних та біоценотичних механізмів компенсації несприятливих змін структури та функції системи, спричинених токсичним фактором.

У зв'язку з викладеним надорганізмом характер залежності доза - ефект повинен враховувати наступні обставини:

· Кількісна оцінка дози передбачає облік міри токсичного впливу, що відбиває непросто середні рівні токсичних речовин у об'єктах довкілля чи організмах, а специфіку популяцій і біоценозів як гетерогенних об'єктів, елементи яких відчувають токсичний вплив різної інтенсивності. Наприклад, це може бути загальний вміст або потік токсикантів, поділений на окремі компоненти, що відповідають структурі популяції або біоценозу.

· Аналогічно оцінка ефекту повинна включати деякі інтегральні показники стану системи, що безпосередньо контролюють стабільність її структури та функцій. Наприклад, показники плодючості, займаної площі, виживання, великої кількості, видового розмаїття і т.д.

· При оцінці токсичного ефекту в біологічних системах надорганізмового рівня необхідно виходити з первинних проявів токсичності на молекулярному, клітинно-тканинному та організмовому рівнях.

· Необхідно враховувати більшу, ніж для інших систем, роль факторів довкілля у реалізації токсичних ефектів.

Незважаючи на те, що показники міри токсичного впливу та ефекту, що вводяться в екологічній токсикології, багато в чому аналогічні тим, які застосовуються в гігієні (так звані епідеміологічні підходи), залежності, що відображають, наприклад, чисельність об'єктів, інтенсивність процесів деструкції, продуктивність біоценозів та ін., застосовні лише у екологічної токсикології.

Підвищений вміст токсичних речовин у зовнішньому середовищі, і насамперед у ґрунтах, незмінно веде до підвищених концентрацій цих речовин у рослинних та тваринних організмах. Здавалося б, справа дуже проста: досить знати вміст токсичних речовин в об'єктах зовнішнього середовища, щоб прогнозувати їх накопичення в рослинності, за вмістом у рослинності - у тварин-фітофагів і т. д., визначаючи тим самим токсичне навантаження на окремі компоненти біоти.

Однак у реальних умовах безліч механізмів, що важко враховують, впливають на ці процеси. Все різноманіття цих проявів можна умовно розділити на дві групи факторів, що діють:

· Просторову мозаїчність та відмінність рівнів забрудненості території, що визначаються специфікою техногенного впливу, локальними ґрунтово-кліматичними та фізико-хімічними умовами середовища.

· Особливості екології рослинних та тваринних угруповань, що включають видову та сезонну специфіку харчових раціонів, різноякісність стацій проживання, міграційні потоки і т.д.

Вплив абіотичних факторів середовища. Як приклад розглянемо вплив кислотності середовища на накопичення деяких токсичних речовин біоті. Один із пріоритетних забруднювачів атмосферного повітря - викид сірчистого газу, в результаті окислення якого спостерігається зниження рН дощової води (так звані "кислі" дощі). Дренування такої дощової води через ґрунтові горизонти призводить до зниження рН у ґрунтових водах та водоймах. Таким чином, кінцева ланка трансформації викидів сірчистого газу - водні екосистеми, в яких акумулюються забруднення значних територій і вже через це найбільше виявляються токсичні наслідки. В результаті підкислення вод у річках та водоймищах спостерігаються ефекти, пов'язані не тільки з прямою токсичною дією на гідробіонти низьких рН, але і з опосередкованим впливом інших факторів.

Через те, що розчинні форми токсичних елементів фізіологічно більш активні, особливого значення набувають деякі супутні абіотичні фактори, що включають процеси осадження, гідролізу та комплексоутворення, що в кінцевому рахунку визначають токсичність елементів для біоти природних водойм. До таких факторів відносять:

· адсорбцію токсичних елементів на завислих частинках або гідроксилах заліза, марганцю та ряду інших елементів;

· Наявність у водоймах аніонів, що утворюють слаборозчинні неорганічні сполуки (сульфати, фосфати, карбонати та ін), активно сорбуються донними відкладеннями;

· Жорсткість, солоність і рН води водойми.

Крім суто хімічних взаємодій, у зміні метаболічних властивостей та токсичності ряду елементів може брати участь мікробіота грунтів та водойм. Так, велике значення має комплекс бактерій ґрунтів та донних відкладень, який в анаеробних та аеробних умовах може сприяти зміні хімічних форм низки токсичних елементів та зміні пов'язаної з цим їх токсичності.

Прикладом може бути ртуть: інтенсивні процеси біологічного метилювання, що протікають найбільш інтенсивно в поверхневих шарах донних відкладень. Відомо, що інтенсивність цих процесів пропорційна величині рН водного середовища. У цих умовах накопичення метил- і диметилртуті в придонній фауні та планктоні, а разом з цим і у тварин наступних трофічних рівнів також залежить від кислотності водойми. Це добре ілюструють дані і встановили пряму залежність накопичення ртуті в м'язах окуня залежно від рН води озер північного заходу Росії (рис. 8.4.).

Таким чином, у реальних природних екосистемах будь-які забруднюючі речовини є джерелами виникнення складної суміші компонентів, біологічне накопичення яких біотою та їх токсичність не завжди можна передбачати. .

Мал. 8.4. Залежність вмісту ртуті в м'язах окуня від величини рН води водойм [1996].

Роль харчових раціонів . Так як зазначена вище залежність вмісту та хімічної форми токсичних речовин від параметрів природного середовища, ускладнює пряме визначення міри токсичного впливу тільки за ступенем її забруднення, то більш прийнятною є оцінка дози за рівнем надходження токсичних речовин компоненти біоти.

Можливі два шляхи надходження токсичних речовин до живих об'єктів наземних біоценозів. По-перше, це пряме надходження токсикантів аеральним шляхом через продихи рослин, легені або органи, що їх замінюють у тварин. У водних екосистемах - це пряме надходження забруднювачів із води, наприклад, з допомогою її фільтрації водними організмами.

Другий шлях пов'язаний з попереднім накопиченням токсикантів у ґрунті (для рослин), рослинності (для тварин-фітофагів), тварин (для м'ясоїдних). Можна показати, що прямий шлях надходження значно поступається харчовому надходженню токсичних сполук від ґрунту до рослин і далі харчовими ланцюгами. Усе це визначає особливу роль складу харчових раціонів у накопиченні токсикантів. Слід зазначити, що у природних умовах практично неможлива така ситуація, за якої має місце вплив лише одного токсичного фактора. Найчастіше виникає проблема поєднаної дії кількох токсикантів. Відповідно до рекомендацій токсикології, допускається адитивність діючих концентрацій, а сумарне токсичне навантаження визначається підсумовуванням концентрацій токсичних речовин у ШКТ тварин, віднесених до відповідних концентрацій у тварин з фонових ділянок.

Використання вмісту ШКТ для оцінки рівня токсичного навантаження виправдане ще й тому, що місце існування характеризується, як правило, мозаїчністю забруднення. У цьому випадку рівень токсикантів у раціоні тварин, які мають широку кормову територію, дає деяку інтегральну оцінку токсичного навантаження на популяцію.

Роль харчових раціонів в оцінці токсичного впливу особливо значуща при порівнянні тварин різного виду, що мешкають на тих самих ділянках. У дрібних ссавців рівні свинцю в скелетах тварин різного виду відрізняються у 4-5 разів. За вмістом кадмію в печінці – відповідно у 50 разів (рис. 8.5.).

Підкреслюючи роль екологічних факторів у формуванні токсичного навантаження, відзначимо також видоспецифічність надходження токсичних елементів, що чітко проявилася, в організмах птахів-дуплогніздників. При сумісному проживання в одному біотопі, забрудненому важкими металами, вміст останніх у раціоні мухоловки-пеструшки в 1,4-3,0 рази вище, ніж у великої синиці, а сумарне навантаження, що створюється підвищеними рівнями свинцю, цинку, кадмію та міді в раціонах , перевищувала таку на фонових територіях для всіх видів відповідно у 10 та 3,8 рази. Ця обставина також зумовлена ​​екологічними особливостями видів та визначається досить тонкими відмінностями специфіки раціонів та місць збирання корму. Якщо велика синиця збирає корм у кроні дерев (основна частина раціону складається з гусениць лускокрилих), то мухоловка-строчок більш універсальна, склад корму її дуже різноманітний і часто залежить від характеру біотопу. До раціону входять жорсткокрилі та двокрилі комахи, серед яких багато вторинних консументів.

Характерно, що видові відмінності нагромаджуваних рівнів токсичних елементів, обумовлені специфікою харчових раціонів, тим значніші, чим вище загальне забруднення природного середовища.

Види дрібних ссавців

I – лісова миша; II - польова миша; III – сірі полівки; IV – червона полівка; V – руда полівка; VI – бурозубка.

Роль просторової та еколого-функціональної гетерогенності природних систем. Найважливіший момент, що визначає рівні накопичення токсичних елементів компонентами біоти - просторова неоднорідність території торії. У реальних умовах еколого-кліматичні фактори виявляють свою уривчастість у багатьох просторово-часових масштабах і формують деяку екологічну мозаїку довкілля природних популяцій, визначаючи тим самим їх структуру. На цю природну мозаїчність природного середовища накладається неоднорідність полів забруднення, спричинена нерівномірністю повітряних потоків, особливостями рельєфу місцевості та іншими географічними параметрами території. Таким чином, відмінності у вмісті токсичних речовин у біологічних об'єктах, а отже, і ті потоки забруднювачів, які включаються до загального кругообігу речовини в біоценозах через окремі просторові угруповання організмів, є відображенням поєднаного впливу природних та техногенних факторів.

У проблемі токсичної деградації території важливим є можливість просторового переміщеннябіологічні об'єкти. Мається на увазі можливість підтримки "уражених" популяцій та біогеоценозів за рахунок постійного їх поповнення рослинами та тваринами з чистіших або повністю незабруднених ділянок.

При цьому заповнення фітоценозів обмежується можливістю просторового розсіювання насіння або вегетативних пагонів. Популяції тварин, зазвичай, просторово більш мобільні, постійний приплив особин з чистих територій може значно " розбавити " населення забруднених ділянок. Таким чином, міра токсичної дії, що визначається за вмістом токсикантів в організмах тварин, може залежати не тільки від прямого забруднення ділянки, але і від наявності більш чистих стацій проживання, звідки можливий постійний міграційний приплив тварин.

Як зазначали вище, токсичне навантаження на тварин, що мають широку кормову територію, так само як їх міграційні переміщення, певною мірою інтегрує просторову неоднорідність токсичного забруднення середовища. Проте обсяг і склад раціонів характеризують як середовище проживання, але відбивають енергетичні потреби окремих популяцій і субпопуляційних груп організмів. Остання обставина часто обумовлює відмінність рівнів токсикантів, що накопичуються окремими видами та внутрішньопопуляційними групами.

Численні дані показують вікові особливостінакопичення токсичних речовин. Так, у дрібних ссавців максимальні рівні відзначені у перезимували найбільш старих звірят; менші рівні – у статевозрілих і нестатевозрілих сеголеток.

Відзначають статеві відмінностіу накопиченні токсичних речовин. Найчастіше вищі рівні відзначають у самців. Це може бути обумовлено необхідністю мати більш високий енергетичний потенціал у зв'язку з їх роллю у підтримці активної ієрархічної структури популяції. Ці та інші особливості екології самців і самок, що мешкають у природних умовах (добова активність звірків, розміри індивідуальних ділянок, участь у розмноженні і т. д.), ймовірно, можуть бути зведені до енергетичних витрат звірків і як наслідок цього до кількості споживаного корму та токсичних речовин, що надходять з ним.

Відзначимо ще раз важливу закономірність, згідно з якою максимальна диференціація тварин (видова, вікова, статева) щодо накопичення ними токсичних речовин проявляється найбільшою мірою в міру зростання забрудненості довкілля.

Наведені вище факти свідчать, що рівні токсичних елементів, що накопичуються компонентами біоти, залежать не тільки від рівня техногенних викидів (це очевидно), але й значною мірою контролюються низкою факторів зовнішньої середовища, і навіть найважливішими внутрипопуляционными процесами. Токсиканти, що забруднюють природні системи, включаються до біологічного кругообігу за рахунок життєдіяльності популяцій рослин і тварин. При цьому популяції, будучи системами взаємопов'язаних гетерогенних угруповань особин, модифікують ці потоки відповідно до їх еколого-функціональної специфіки, визначаючи тим самим різнорідність рівнів токсикантів, що накопичуються, і відповідні реакції на вплив.

Природно, що міра токсичної дії, що розглядається як доза (у токсикології це body burden), не може бути охарактеризована деякими середніми значеннями вмісту токсикантів у біоті. Такий захід повинен відображати, з одного боку, мінливість обмінних процесів окремих організмів, що призводять до варіабельності рівнів токсикантів, що накопичуються ними, в однорідних групах, з іншого - враховувати різноякісність за цим показником субпопуляційних груп.

В якості екотоксикологічної реакції систем популяційного рівнярозглянемо ефекти прямого токсичного впливу та ефекти, опосередковані (модифіковані) популяційними механізмами та природним середовищем.

Ефекти прямої токсичної дії.Очевидно, що ознаки ураження, обумовлені накопиченням токсикантів в організмах ссавців і докладно розглядаються в рамках токсикології, повинні мати місце не тільки у ссавців із природних популяцій, але й з певною специфікою в інших об'єктах біоти. Найбільшою мірою такі ефекти прямого токсичного впливу можуть бути виділені на молекулярному та клітинно-тканинному рівнях функціонування біологічних систем. Це пов'язано з тим, що за наявності потужних ендогенних гомеостатичних механізмів суборганізмові показники найменше схильні до впливу умов існування, що змінюються. Важливо й те, що є добре розроблені кількісні методи діагностики таких відхилень.

Одним з найбільш чітких показників прямої токсичної дії є біохімічні зміни, що найбільше специфічні до впливу конкретних токсикантів. З токсикології відомо, що надходження до організмів теплокровних тварин багатьох ксенобіотиків стимулює генерацію активних форм кисню. При порушенні чи перевантаженні молекулярних механізмів інактивації цих радикалів можливе посилення процесів вільнорадикального окиснення та накопичення продуктів перекисного окиснення ліпідів. Блокування цих процесів здійснюється за рахунок ендогенних антиоксидантів – вітамінів А та Е. Накопичення продуктів перекисного окислення ліпідів теплокровними в умовах токсичного забруднення середовища пов'язане з цим виснаженням ресурсів ендогенних протекторів. Наслідком цього є порушення структури біомембран та ферментних систем метаболізму ксенобіотиків, тобто прояв ознак інтоксикації. Найбільш чітко біохімічні порушення можна діагностувати у тварин, які постійно мешкають в умовах токсичного впливу.

Показано, наприклад, що у печінці пташенят великої синиці у зонах забруднення інтенсивність перекисного окислення ліпідів майже вдвічі перевищує аналогічні показники на чистих ділянках. Аналогічна картина - у мухоловки-строкаті. Зазначені рівні добре корелюють із накопиченням свинцю, цинку, міді у скелеті пташенят. Для цих же видів відзначено достовірне, майже дворазове зниження рівнів вітамінів Е та А у печінці пташенят на забруднених ділянках. Останні показники також корелюють із вмістом важких металів у організмах.

Оцінюючи подібні ефекти прямого токсичного впливу, необхідно пам'ятати, що обговорювані показники реєструються в організмів, які у природних умовах. Це означає, що окремі особини з максимальним проявом ознак інтоксикації, що не задовольняють з цієї причини жорстким вимогам довкілля, можуть елімінуватися з популяції.

Однак у будь-якому випадку природне середовище виступає як своєрідний фільтр, що коригує ці показники. Саме тому на відміну від лабораторних експериментів у природних умовах за рівних з лабораторними рівнями токсичного навантаження, що визначається за вмістом токсичних речовин в об'єктах навколишнього середовища, часто не вдається діагностувати у тварин наявність специфічних прямих токсичних ознак.

Наведемо ще приклад, що ілюструє сказане. Відомо, більшість забруднювачів природного середовища веде до прояву у тварин чітко виражених ознак ураження як периферичної, і ЦНС. Нейротоксическіе прояви спостерігаються, як правило, при низьких рівнях впливу, що передують іншим клінічним ознаками. Виявляються при цьому певні нейропсихічні зрушення, виражені у зміні швидкості реакції на зовнішній подразник та поведінки тварин, ведуть не тільки до зміни зоосоціального статусу тварини, але й до неадекватної реакції тварин на небезпеку. Це показано на оленячих хом'ячках, коли тварини, отруєні дильдрином, різко знижували реакцію на тінь хижака, що з'являється. Вже тому такі тварини мають переважно елімінуватись із популяції.

Незважаючи на очевидну в цих випадках пряму обумовленість токсичних ефектів надходженням забруднювачів в організми тварин, показники, що обговорюються, не можна розглядати як ефекти надорганізменного рівня, тобто строго кажучи, ефектів екотоксикологічних. Скоріше інше. Екотоксикологічна відповідь системи визначатиметься не так вираженістю біохімічних чи інших відхилень, скільки викликаними ними змінами структури популяції за рахунок, наприклад, зниження чисельності найбільш чутливих до токсикантів груп організмів.

Роль природного середовища у реалізації екотоксикологічного ефекту. В обговорюваній проблемі важливо, що природні популяції еволюційно неготові до відповіді хімічне забруднення середовища. Це означає, що реакція таких систем на токсичне навантаження не виходить за межі їх "традиційного", типового для систем надорганізмного рівня відповіді на зміну звичайних для них природних, кліматичних та інших умов довкілля.

Як відповідь популяції на токсичне навантаження можна розглядати ряд загальних популяційних характеристик: морфологічні показники (екстер'єрні та інтер'єрні, органометричні індекси і т. д.), показники продуктивності та достатку, статево-вікову структуру та ін. При безперечній значущості цих та інших показників Життєздатність популяції є процеси відтворення, що дозволяють останній підтримувати свою чисельність у хімічно забрудненому середовищі.

Цей найважливіший популяційний процес є кілька послідовних стадій і етапів. При аналізі стану популяцій дрібних ссавців у зонах інтенсивного забруднення середовища важкими металами відзначено: 1) оогенез, у процесі якого у яєчниках самок з первинних ооцитів формуються зрілі яйцеклітини; 2) пренатальний період (ембріогенез); 3) постнатальний період, що включає розвиток тварин від моменту народження до статевого дозрівання та участі у розмноженні.

Було встановлено, що максимальні втрати (95 %), однакові на фонових та забруднених ділянках, мають місце у процесі оогенезу. Найбільш резистентними виявились стадії ембріогенезу, на яких репродуктивні втрати не перевищували 20%. Високими втратами характеризуються і стадії постнатального розвитку, що досягають на забруднених територіях 55% при 20% втрат на тлі. Порівняння репродуктивних втрат показує, що роль токсичного чинника на етапах формування статевих клітин та внутрішньоутробного розвитку виражена слабо, свідчуючи про незначні прояви токсичної дії забруднювачів в організмах самок. Найбільший вплив відзначено для постнатального періоду, що включає розвиток особин від народження до моменту статевого дозрівання та участі у розмноженні. У цей період прояв токсичності прямо пов'язане з якістю довкілля.

Роль міграційних процесів.Обговорюваний вище вплив токсичних чинників показники окремих етапів процесу відтворення однозначно визначає ще долю популяції та її стійке існування. Вирішальне значення має здатність до підтримки чисельності. Багато авторів підкреслюють, що міграція тварин виконує найважливішу функцію підтримки чисельності популяцій. При цьому відзначають, що роль і інтенсивність міграційних процесів у дрібних ссавців особливо посилюється в песимальних місцеперебування як природного, так і антропогенного походження. На основі аналізу кривих вилову рудих полевок було показано, що в градієнті токсичного навантаження в міру зміни якості середовища спостерігається стійка зміна великої кількості осілих і мігруючих звірків. При цьому велика кількість осілих особин закономірно зростала в міру відновлення якості середовища, проживання, досягаючи максимуму в зонах слабкого токсичного навантаження і на його фоні. Найбільш чітко у міру збільшення токсичного навантаження зростала частка мігрантів у населенні дрібних ссавців.

В умовах сильно деградованих місцепроживання поблизу джерела токсичної емісії створення стабільних поселень осілих особин утруднено, що свідчить про крайнє неблагополуччя довкілля для даного виду і неможливість існування тварин протягом повного життєвого циклу. Населення рудої полівки в цих умовах представлено головним чином особи, що мігрують, з суміжних більш сприятливих стацій, розташованих на великих відстанях від джерела забруднення.

Методами математичного моделювання показано, що площа прямого токсичного поразки, де різко знижується чи повністю зникає населення дрібних ссавців, залежить від конкретних умов. Якщо інтенсивне токсичне забруднення охоплює найсприятливіші станції проживання, а суміжні території слабо забезпечують заповнення населення тварин з допомогою мігрантів, то загальна зона поразки може значно перевищувати територію інтенсивного забруднення (рис.8.6.I).

Можливий і зворотний варіант, коли наявність рясних, не зачеплених токсичним впливом і придатних для проживання тварин суміжних територій може підтримувати їх чисельність на досить високому рівні, обмежуючи за рахунок міграційних переміщень зону токсичного ураження (Рис.8.6.II).

хорошого" біогеоценозу відправною точкою для вивчення відповіді екосистеми на токсичний вплив може служити вивчення запасів і динаміки накопичення органічної речовини. Крім того, існують методи, що безпосередньо характеризують продуктивність рослинного покриву, швидкість деструкційних процесів і т.д. донором" або "акцептором", тобто виконує вона свої функції по відношенню до природних систем більшого масштабу. Це істотно, оскільки для оцінки стану екосистеми важливу роль відіграє вибір просторового масштабу природного комплексу, що розглядається. Іншими словами, показники стану можуть бути " поганими" на локальному рівні, проте просторові зв'язки можуть певною мірою компенсувати це відхилення на рівні природних комплексів більшого масштабу.

Інша група показників пов'язана з біологічною різноманітністю природних екосистем. Згідно із законом необхідного розмаїття Ешбі, система тільки тоді має високу стійкість для блокування зовнішніх і внутрішніх збурень, коли вона має достатню внутрішню різноманітність. Тому показники біологічної різноманітності можна розглядати як оцінку стану екосистеми.

До таких показників біологічного розмаїття можна віднести видовий склад співтовариств. Вторгнення людини в природні екосистеми, у тому числі їх токсичне забруднення, супроводжується зникненням деяких найменш резистентних видів, а їх заміна більш стійкими видами та формами веде до зміни домінуючих видів та зміни структури співтовариств.

Як приклад наведемо публікацію, в якій проаналізовано динаміку чисельності населення та видового розмаїття грунтової мікрофлори в зоні Чорнобильської АЕС. Дані з повідомлення є рідкісним випадком відновлення якості природних біогеоценозів, що визначається за показниками біологічного розмаїття. Встановлено, що загальна чисельність мікроартропод відновилася через 2-3 роки після аварії за рахунок глибоких дрібних ґрунтових організмів, їх біорізноманіття досягло лише 50% від контролю протягом 5 років, а з 1993 р. почалося відновлення біорізноманіття поверхнево мешкаючих видів. Кількість видів у всіх горизонтах ґрунту досягає в даний час 75-80. % від контролю.

Добре відомо, що клімаксні спільноти характеризуються найбільшою збалансованістю процесів продукції та деструкції органічної речовини. У зв'язку з цим підкреслимо, що поява нових видів організмів однозначно свідчить про зрушення цих процесах. Збільшення видового розмаїття в клімаксних співтовариствах і його зменшення не є сприятливим для стабільності природних систем, а означають початок структурної перебудови і втрати стійкості. Ці показники прямо відбивають деградацію природних систем, зміну проживання і пов'язана з цим поява нових видів при загальному зниженні великої кількості населення тварин.

Зазначена складність та неоднозначність діагностики стану природних екосистем не виключає необхідності запровадження деякого єдиного підходу, що дозволяє класифікувати територію за рівнем екологічного неблагополуччя. На сучасному етапі це завдання вирішується в рамках Закону РФ "Про охорону навколишнього природного середовища", згідно з яким запроваджується наступна градація території за рівнем її порушення.

Ділянки території РФ, де «в результаті господарської та іншої діяльності відбуваються стійкі негативні зміни в навколишньому природному середовищі, що загрожують здоров'ю населення, стану природних екологічних систем, генетичних фондів рослин та тварин», оголошуються зонами надзвичайної екологічної ситуації (Ст. 58).

Ділянки території РФ, де в результаті господарської діяльності «відбулися глибокі незворотні зміни навколишнього природного середовища, що спричинили суттєве погіршення здоров'я населення, порушення природної рівноваги, руйнування екологічних систем, деградація флори та фауни», є зонами екологічного лиха (Ст. 59).

У 1992 р. у порядку реалізації Закону Міністерство охорони навколишнього середовища та природних ресурсів РФ затвердило "Критерії оцінки екологічної обстановки територій для виявлення зон надзвичайної екологічної ситуації та зон екологічного лиха", згідно з якими передбачається наявність кількох етапів руйнування природних екосистем.

Зони екологічного ризику включають території з помітним зниженням біологічної продуктивності і стійкості екосистем при збереженні можливості відновлення їх природного стану. На таких землях передбачається природне скорочення господарського їх використання та планується їх поверхове поліпшення. Частка таких частково порушених територій має перевищувати 5-20 % всієї площі. Зазначимо, що навіть у нормі, тобто у стабільних екосистемах без явного антропогенного впливу, відносна площа порушених земель може досягати 5 %. Іноді ступінь деградації природних екосистем може бути визначений на підставі швидкості антропогенного перетворення території, що розглядається. Екосистеми вважатимуться стабільними, якщо щорічно перетворюється трохи більше 0,5 % їх площі. Зони екологічного ризику характеризуються швидкістю перетворення на 1-2 % площі на рік.

Зони екологічної кризи (Надзвичайна екологічна ситуація) включають території з сильним зниженням біологічної продуктивності і втратою стійкості, порушеннями екосистем, що важко відновлюються, передбачають лише вибіркове їх господарське використання і вимагають глибокого поліпшення їх стану. Такі площі можуть досягати 20-50% від усієї площі екологічної кризи, а швидкість антропогенної трансформації - 2-3% на рік.

Зони екологічного лиха (екологічна катастрофа) включають території з повною втратою продуктивності, що практично не відновлюються порушеннями, що повністю виключають ці території з господарського використання та потребують корінного поліпшення (наприклад, заміни ґрунтового покриву). Частка порушених земель у разі перевищує 50 % всієї площі зони екологічного лиха. Швидкість антропогенного перетворення у таких зонах сягає 4 % і більше площі на рік.

Зазначимо, що оцінки екологічної порушеності території, що наводяться, носять умовний характер, остаточну оцінку ступеня ураженості можуть дати лише фахівці-експерти, які враховують всі особливості території, якими можуть бути розглянуті окремі природні комплекси, водозбірні басейни річок, урочища і лише в деяких випадках адміністративні райони. . За деякими оцінками зони екологічного лиха становлять у Росії від 1 до 16% всієї території.

Зазначимо, що ранжування території, що вводиться, слід розглядати як вимушений компроміс між сучасним станом економіки та об'єктивними вимогами раціонального природокористування.

Даючи загальну оцінку стану проблем екологічної токсикології для систем біогеоценотичного рангу, відзначимо їхню недостатню сучасну розробленість. Це з низкою об'єктивних обставин: високої складністю структурно-функціональної та динамічної організації екологічних систем. Нелінійність їхньої реакції на токсичну дію не дозволяє, як правило, кількісно прогнозувати їхню реакцію, ефекти ураження. Високою мінливістю показників, що характеризують стан таких систем, що визначається не лише випадковим характером їхньої флюктуації, а й самою структурою систем. Наявність в екологічних систем "пам'яті": поведінка системи залежить від її історії, так що для прогнозу реакції на вплив недостатньо знати її стан в даний момент часу необхідно враховувати закономірності еволюційного процесу конкретних екосистем і відповідних стадій сукцесії.

Все зазначене істотно ускладнює і унеможливлює формалізацію реакції систем біоценотичного рівня у вигляді залежності доза - ефект. Оцінка стану життєздатності, стійкості та резервних можливостей екологічних систем, схильних до токсичного впливу, на сучасному етапі можлива лише на основі досвіду та загальнонаукових, у тому числі інтуїтивних, уявлень

Токсичність (від грец. toxikon - отрута) - отруйність, властивість деяких хімічних сполук і речовин біологічної природи при попаданні в певних кількостях у живий організм (людини, тварини та рослини) викликати порушення його фізіологічних функцій, внаслідок чого виникають симптоми отруєння (інтоксикації, захворювання), а при тяжких – загибель.

Речовина (сполука), що має властивість токсичності, називається токсичною речовиною або отрутою.

Токсичність - узагальнений показник реакції організму на дію речовини, яка багато в чому визначається особливостями характеру його токсичної дії.

Під характером токсичного впливу речовин на організм зазвичай мається на увазі:

• o механізм токсичної дії речовини;
• o характер патофізіологічних процесів та основних симптомів ураження, що виникають після ураження біомішеней;
• o динаміка розвитку їх у часі;
• o інші сторони токсичної дії речовини на організм.

Серед факторів, що визначають токсичність речовин, одним із найважливіших є механізм їхньої токсичної дії.

Механізм токсичної дії – взаємодія речовини з молекулярними біохімічними мішенями, що є пусковим механізмом у розвитку подальших процесів інтоксикації.

Взаємодія між токсичними речовинами та живим організмом мають дві фази:

• 1) дія токсичних речовин на організм – токсикодинамічна фаза;
• 2) дія організму на токсичні речовини – токсикокінетична фаза.

Токсикокінетична фаза у свою чергу складається з двох видів процесів:

• а) процеси розподілу: поглинання, транспорт, накопичення та виділення токсичних речовин;
• б) метаболічні перетворення токсичних речовин – біотрансформація.

Розподіл речовин в організмі людини залежить в основному від фізико-хімічних властивостей речовин та структури клітини як основної одиниці організму, особливо структури та властивостей клітинних мембран.

Важливим становищем у дії отрут і токсинів і те, що вони надають токсичний ефект при дії організм у малих дозах. У тканинах-мішенях створюються дуже низькі концентрації токсичних речовин, які можна порівняти з концентраціями біомішеней. Високі швидкості взаємодії отрут і токсинів з біомішенями досягаються завдяки високій спорідненості до активних центрів певних біомішеней.

Однак, перш ніж "вразити" біомішень, речовина проникає з місця аплікації в систему капілярів кровоносних та лімфатичних судин, потім розноситься кров'ю по організму і надходить у тканини-мішені. З іншого боку, як тільки отрута надходить у кров і тканини внутрішніх органів, він зазнає певних перетворень, які зазвичай призводять до детоксикації та "витрати" речовини на так звані неспецифічні ("побічні") процеси.

Одним із важливих факторів є швидкість проникнення речовин через клітинно-тканинні бар'єри. З одного боку, це визначає швидкості проникнення отрут через тканинні бар'єри, які відокремлюють кров від довкілля, тобто. швидкості надходження речовин за певними шляхами проникнення в організм. З іншого боку, це визначає швидкості проникнення речовин із крові в тканини-мішені через так звані гістогематичні бар'єри в ділянці стінок кровоносних капілярів тканин. Це, у свою чергу, визначає швидкість накопичення речовин у галузі молекулярних біомішеней та взаємодії речовин з біомішенями.

У деяких випадках швидкість проникнення через клітинні бар'єри визначають вибірковість у дії речовин на певні тканини та органи. Це впливає на токсичність та характер токсичної дії речовин. Так, заряджені сполуки погано проникають у центральну нервову систему і мають більш виражену периферичну дію.

Загалом у дії отрут на організм прийнято виділяти такі основні стадії.

• 1. Стадія контакту з отрутою та проникнення речовини в кров.
• 2. Стадія транспорту речовини з місця аплікації кров'ю до тканин-мішеней, розподілу речовини по організму та метаболізму речовини у тканинах внутрішніх органів – токсико-кінетична стадія.
• 3. Стадія проникнення речовини через гістогематичні бар'єри (стінки капілярів та інші тканинні бар'єри) та накопичення в галузі молекулярних біомішеней.
• 4. Стадія взаємодії речовини з біомішенями та виникнення порушень біохімічних та біофізичних процесів на молекулярному та субклітинному рівнях – токсико-динамічна стадія.
• 5. Стадія функціональних розладів організму розвитку патофізіологічних процесів після "ураження" молекулярних біомішеней та виникнення симптомів ураження.
• 6. Стадія усунення основних симптомів інтоксикації, що загрожують життю ураженого, у тому числі з використанням засобів медичного захисту, або стадія наслідків (при відображеннях смертельними токсодозами та несвоєчасному використанні засобів захисту можлива загибель уражених).

Показником токсичності речовини є доза. Доза речовини, що викликає певний токсичний ефект, називається токсичною дозою (токсодозою). Для тварин та людини вона визначається кількістю речовини, що викликає певний токсичний ефект. Чим менша токсична доза, тим вища токсичність.

З огляду на те, що реакція кожного організму на одну і ту ж токсодозу конкретної токсичної речовини різна (індивідуальна), то і ступінь тяжкості отруєння стосовно кожного з них не буде однаковим. Деякі можуть загинути, інші отримають поразки різного ступеня тяжкості або отримають їх зовсім. Тому токсодозу (D) розглядається як випадкова величина. З теоретичних та експериментальних даних випливає, що випадкова величина D розподілена за логарифмічно нормальним законом з параметрами: D – медіанне значення токсодози та дисперсією логарифму токсодози – . У зв'язку з цим на практиці для характеристики токсичності використовують медіані значення відносної, наприклад маси тварини, токсодози (далі токсодозу).

Отруєння, спричинені надходженням отрути з навколишнього середовища людини, звуться екзогенних на відміну ендогенних інтоксикацій токсичними метаболітами, які можуть утворюватися чи накопичуватися в організмі при різних захворюваннях, частіше пов'язаних із порушенням функції внутрішніх органів (нирки, печінка та інших.). У токсикогенній (коли токсичний агент знаходиться в організмі в дозі, здатній надавати специфічну дію) фазі отруєння виділяють два основних періоди: період резорбції, що триває до моменту досягнення максимальної концентрації отрути в крові, та період елімінації, від зазначеного моменту до повного очищення крові від отрути . Токсичний ефект може виникнути до або після всмоктування (резорбції) отрути у кров. У першому випадку він називається місцевим, а в другому – резорбтивним. Розрізняють також опосередкований рефлекторний ефект.

При "екзогенних" отруєннях виділяють такі основні шляхи надходження отрути в організм: пероральний - через рот, інгаляційний - при вдиханні токсичних речовин, перкутанний (нашкірний, у військовій справі - шкірно-резорбтивний) - через незахищені шкірні покриви, ін'єкційний - при парентеральному. , Наприклад при укусах змій і комах, порожнинної - при попаданні отрути в різні порожнини організму (пряму кишку, піхву, зовнішній слуховий прохід і т.п.).

Табличні значення токсодоз (крім інгаляційного та ін'єкційного шляхів проникнення) справедливі для нескінченно великої експозиції, тобто. для випадку, коли сторонніми методами припиняється контакт токсичної речовини з організмом. Реально для прояву того чи іншого токсичного ефекту отрути має виявитися більше, ніж наведені у таблицях токсичності. Ця кількість і час, протягом якого отрута повинна перебувати, наприклад, на шкірній поверхні при резорбції, крім токсичності, значною мірою обумовлено швидкістю всмоктування отрути через шкіру. Так, за даними американських військових фахівців, бойова отруйна речовина вігаз (VX) характеризується шкірно-резорбтивною токсодозою 6-7 мг на людину. Щоб ця доза потрапила в організм, 200 мг краплинно-рідкого VX має бути в контакті зі шкірою протягом приблизно 1 години або орієнтовно 10 мг – протягом 8 годин.

Складніше розрахувати токсодози для токсичних речовин, що заражають атмосферу парою або тонкодисперсним аерозолем, наприклад, при аваріях на хімічно небезпечних об'єктах з викидом аварійно-хімічно небезпечних речовин (АХОВ - за ГОСТ Р 22.0.05-95), які викликають ураження людини та тварин .

Насамперед, роблять припущення, що інгаляційна токсодоза прямо пропорційна концентрації АХОВ у повітрі, що вдихається, і часу дихання. Крім того, необхідно врахувати інтенсивність дихання, яка залежить від фізичного навантаження та стану людини чи тварини. У спокійному стані людина робить приблизно 16 вдихів за хвилину і, отже, у середньому поглинає 8-10 л/хв повітря. При середньому фізичному навантаженні (прискорена ходьба, марш) споживання повітря збільшується до 20-30 л/хв, а за важкого фізичного навантаження (біг, земляні роботи) становить близько 60 л/хв.

Таким чином, якщо людина масою G (кг) вдихає повітря з концентрацією С (мг/л) у ньому АХОВ протягом часу τ (хв) при інтенсивності дихання V (л/хв), то питома поглинена доза АХОВ (кількість АХОВ, що потрапила в організм) D(мг/кг) дорівнюватиме

Німецький хімік Ф. Габер запропонував спростити цей вислів. Він зробив припущення, що для людей або конкретного виду тварин, що знаходяться в однакових умовах, ставлення V/G постійно, тим самим його можна виключити при характеристиці інгаляційної токсичності речовини, і отримав вираз К=С (мг · хв/л). Твір Ст Габер назвав коефіцієнтом токсичності і прийняв його за постійну величину. Цей твір, хоч і не є токсодозою в строгому значенні цього слова, дозволяє порівнювати різні токсичні речовини з інгаляційної токсичності. Чим вона менша, тим більше токсична речовина при інгаляційній дії. Однак при такому підході не враховується ряд процесів (видихання частини речовини, знешкодження в організмі тощо), але тим не менш твором Сτ досі користуються для оцінки інгаляційної токсичності (особливо у військовій справі та цивільній обороні при розрахунку можливих втрат військ та населення при впливі бойових отруйних речовин та АХОВ). Часто цей твір навіть неправильно називають токсодозою. Більш правильною є назва відносної токсичності при інгаляції. У клінічній токсикології для характеристики інгаляційної токсичності перевага надається параметру у вигляді концентрації речовини у повітрі, яка викликає заданий токсичний ефект у піддослідних тварин в умовах інгаляційного впливу за певної експозиції.

Відносна токсичність ВР при інгаляції залежить від фізичного навантаження на людину. Для людей, зайнятих важкою фізичною роботою, вона буде значно меншою, ніж для людей, які перебувають у спокої. Зі збільшенням інтенсивності дихання зросте та швидкодія ОВ. Наприклад, для зарину при легеневій вентиляції 10 л/хв і 40 л/хв значення LCτ 50 становлять відповідно близько 0,07 мг · хв/л та 0,025 мг · хв/л. Якщо речовини фосгену добуток Сτ 3,2 мг · хв/л за інтенсивності дихання 10 л/хв є середньосмертельним, то за легеневої вентиляції 40 л/хв - абсолютно смертельним.

Слід зазначити, що табличні значення константи τ справедливі для коротких експозицій, при яких τ = const. При вдиханні зараженого повітря з невисокими концентраціями в ньому токсичної речовини, але протягом досить тривалого проміжку часу значення τ збільшується внаслідок часткового розкладання токсичної речовини в організмі та неповного поглинання його легенями. Наприклад, для синильної кислоти відносна токсичність при інгаляції LСτ 50 коливається від 1 мг хв/л для високих концентрацій його в повітрі до 4 мг хв/л, коли концентрації речовини невеликі. Відносна токсичність речовин при інгаляції залежить також і від фізичного навантаження на людину та її вік. Для дорослих людей вона знижуватиметься зі збільшенням фізичного навантаження, а для дітей – зі зменшенням віку.

Таким чином, токсична доза, що викликає рівні за тяжкістю ураження, залежить від властивостей речовини, шляхи її проникнення в організм, від виду організму та умов застосування речовини.

Для речовин, що проникають в організм в рідкому або аерозольному стані через шкіру, шлунково-кишковий тракт або через рани, що вражає ефект для кожного конкретного виду організму в стаціонарних умовах залежить тільки від кількості отрути, що проникла, яка може виражатися в будь-яких масових одиницях. У токсикології кількість отрути зазвичай виражають у міліграмах.

Токсичні властивості отрут визначають експериментальним шляхом на різних лабораторних тваринах, тому чаші користуються поняттям питомої токсодози - дози, віднесеної до одиниці живої маси тварини і виражається в міліграмах на кілограм.

Токсичність однієї й тієї ж речовини навіть за проникненні організм одним шляхом різна щодо різних видів тварин, а конкретного тварини помітно відрізняється залежно від способу надходження у організм. Тому після чисельного значення токсодози у дужках прийнято вказувати вид тварини, для якої ця доза визначена, та спосіб введення ОВ або отрути. Наприклад, запис: "зарин D см ерт 0,017 мг/кг (кролики, внутрішньовенно)" означає, що доза речовини зарин 0,017 мг/кг, введена кролику у вену, викликає у нього смертельний результат.

Токсодози і концентрації токсичних речовин прийнято підрозділяти залежно від ступеня вираженості біологічного ефекту, що викликається ними.

Основними показниками токсичності в токсикометрії промислових отрут та у надзвичайних ситуаціях є:

Lim ir - поріг подразнюючої дії на слизові оболонки верхніх дихальних шляхів та очей. Виражається кількістю речовини, що міститься в одному об'ємі повітря (наприклад, мг/м3).

Смертельна, або летальна, доза - це кількість речовини, що викликає при попаданні в організм смертельний результат із певною ймовірністю. Зазвичай користуються поняттями абсолютно смертельних токсодоз, що викликають загибель організму з ймовірністю 100% (або загибель 100% уражених), і середньосмертельних (повільно-смертельних) або умовно смертельних токсодоз, смерть від введення яких настає у 50% уражених. Наприклад:

LD 50 (LD 100) - (L від лат. letalis - смертельний) середньосмертельна (смертельна) доза, що викликає загибель 50% (100%) піддослідних тварин при введенні речовини в шлунок, черевну порожнину, на шкіру (крім інгаляції) при певних умовах введення та конкретному терміні наступного спостереження (зазвичай 2 тижні). Виражається кількістю речовини, що віднесена до одиниці маси тіла тварини (зазвичай, мг/кг);

LC 50 (LС 100) - середньосмертельна (смертельна) концентрація у повітрі, що викликає загибель 50% (100%) піддослідних тварин при інгаляційному впливі речовини за певної експозиції (стандартна 2-4 години) та певному терміні наступного спостереження. Зазвичай час експозиції вказується додатково. Розмірність як для Lim ir

Доза, що виводить з ладу - це кількість речовини, що викликає при попаданні в організм вихід з ладу певного відсотка уражених як тимчасово, так і зі смертельним наслідком. Її позначають ID 100 або ID 50 (від англ. incapacitate - вивести з ладу).

Порогова доза - кількість речовини, що викликає початкові ознаки ураження організму з певною ймовірністю або, щось саме, початкові ознаки ураження у певного відсотка людей або тварин. Порогові токсодози позначають PD 100 або PD 50 (від англ. primary – початковий).

КВІО - коефіцієнт можливості інгаляційного отруєння, що є відношенням максимально досяжної концентрації токсичної речовини (С mах, мг/м 3 ) у повітрі при 20°С до середньої смертельної концентрації речовини для мишей (КВІО = C max /LC 50). Розмір безрозмірна;

ГДК - гранично допустима концентрація речовини - максимальна кількість речовини в одиниці об'єму повітря, води та ін., яка при щоденному впливі на організм протягом тривалого часу не викликає ньому патологічних змін (відхилення в стані здоров'я, захворювання), що виявляються сучасними методами дослідження в процесі життя або віддалені терміни життя сьогодення та наступних поколінь. Розрізняють ГДК робочої зони (ГДК р.з, мг/м 3), ГДК максимально разова в атмосферному повітрі населених місць (ГДК м.р, мг/м 3), ГДК середньодобова в атмосферному повітрі населених місць (ГДК с.с, мг /м 3), ГДК у воді водойм різного водокористування (мг/л), ГДК (або допустима залишкова кількість) у продуктах харчування (мг/кг) та ін;

ВЗУТТ - орієнтовний безпечний рівень впливу максимального допустимого вмісту токсичної речовини в атмосферному повітрі населених місць, у повітрі робочої зони та у воді водойм рибогосподарського водокористування. Розрізняють додатково ОДУ - орієнтовний допустимий рівень речовини у воді водойм господарсько-побутового водокористування.

У військовій токсикометрії найбільш уживані показники відносних медіанних значень середньосмертельної (LCτ 50), середньовивідної (IСτ 50), середньої ефективної (EСτ 50), середньої порогової (РСτ 50) токсичності при інгаляції, що виражаються зазвичай в мг · хв/ медіанних значень аналогічних за токсичним ефектом шкірно-резорбтивних токсодоз LD 50 , LD 50 , ED 50 , PD 50 (мг/кг). При цьому показники токсичності при інгаляції використовуються також і для прогнозування (оцінки) втрат населення та виробничого персоналу при аваріях на хімічно небезпечних об'єктах з викидом АХОВ, що широко використовуються в промисловості.

Відносно ж рослинних організмів замість терміну токсичність частіше застосовують термін активність речовини, а як міра його токсичності переважно використовують величину CK 50 - концентрація (наприклад, мг/л) речовини в розчині, що викликає загибель 50% рослинних організмів. Насправді користуються нормою витрати діючого (активного) речовини на одиницю площі (маси, обсягу), зазвичай кг/га, коли він досягається необхідний ефект.

За своїм походженням токсичні речовини можуть бути синтетичними та природними (табл. 4.2, 4.3).

Таблиця 4.2

Параметри токсичності деяких синтетичних речовин

	LC 50 (мг/м1), біооб'єкт, експозиція	LCx 50 мг/хв/л	РСτ 50 мг · хв/л		воді х.-б. користь, мг/м 3
АХІВ інгаляційної дії
	7600, щур, 2 год 3800, миша, 2 год
Мітил бромистий	1540, миша, 2 год 2250, щур, 2 год
Метил хлористий	5300, щур, 4 год
Мітил меркаптан	1700, миша, 2 год 1200, щур, 2 год
Оксид етилену	1500, миша, 4 год 2630, щур, 4 год
Сірководень	1200, миша, 2 год			0,008 (М.Р.)
Сірковуглець	10 000, миша, 2 год 25 000, щур, 2 год
Синильна кислота	400-700 (LC 100), чол., 2-5 хв
	360 (Z, C 100), чол., 30 хв
	1900(LC 100), собака, 30 хв				Відсутність у воді
Бойові отруйні речовини

Таблиця 4.3

Токсичність отрут деяких тварин

	LD 50 мг/кг (миші)
Морська змія Enhydrina schistosa
Тигрова змія Notechis scutatus
Гремучник Crotalusdirissus terrificus, гадюка Vipera russeli та крайт Bungarus cferuleus	0,08-0,09 (в/м)
Морські змії роду Hydrophis та земляні гадюки Atractaspis	0,1-0,2 (в/бр)
Кобри, багато гримучих зміїв
Скорпіони
Tiryus serrulatus
Leiurus quinquestriatus
Androctonus australis	0,5 (п/к) 0,009 (в/м)
Buthus occitanus
Opistophthalmus spp.
Кишковопорожнинні
Морська кропива Chrysaora quinquecirrha
Коренерота медуза Stomolophus meleagris
Медуза Cyanea capillata
Актінія Anemonia sulcata
Актинія Anthopleura xant hog ram mica	0,008-0,066 (в/в)
Мадрепорові корали Goniopora sp.

Примітка. в/в - внутрішньовенно, в/м - внутрішньом'язово, в/бр - внутрішньочеревно, підшкірно - підшкірно.

Із токсичних речовин природного походження додатково виділяють токсини (табл. 4.4). Зазвичай до них відносять високомолекулярні сполуки (білки, поліпептиди та ін.), при попаданні яких в організм відбувається вироблення антитіл. Іноді токсинами називають також низькомолекулярні речовини (наприклад, тетродотоксин та ін отрути тварин), які більш правильно відносити до природних отрут.

Таблиця 4.4

Токсичність деяких токсинів

Численні дослідження з гострої токсичності дозволили зробити важливі висновки: 1) кожній вибірці речовин із порівнянними значеннями молекулярних мас відповідає деяке граничне значення мінімальних токсодоз; 2) для сукупності найбільш токсичних речовин природного та синтетичного походження спостерігається пряма залежність токсичності сполук від їх молекулярних мас (рис. 4.4). Це дозволяє при проведенні наукових досліджень пророкувати токсичність сполук і вибирати межі токсодоз у токсикологічних експериментах.

Мал. 4.4. Залежність токсичності сполук від їхньої молекулярної маси (М). Чорними кружками показані синтетичні отрути

При визначенні параметрів токсичності експериментально на тваринах досліджують залежність ефект - доза, яку потім аналізують за допомогою статистичних методів (наприклад, пробитий - аналізу). Встановлення токсичної дії речовини виходячи з досвіду на тварин виявляється правильним щодо на щурах лише у 35% випадків, але в собаках - в 53%. Точні значення смертельних доз та концентрацій для людини, природно, не встановлені. Тому при екстраполяції експериментальних даних на людину керуються такими правилами: якщо смертельні дози для звичайних чотирьох типів лабораторних гризунів (миші, щури, морські свинки та кролики) розрізняються незначно (менш ніж у 3 рази), то існує висока ймовірність (до 70%) ) те, що і для людини смертельна доза буде тією ж; 2) орієнтовно смертельну дозу для людини можна знайти шляхом побудови лінії регресії з кількох точок у системі координат: а) смертельну дозу для даного виду тварини; б) маса його тіла.

У системі стандартів безпеки праці (ГОСТ 12.1.007-76) за ступенем впливу на організм усі шкідливі речовини, що містяться в сировині, продуктах, напівпродуктах та відходах виробництва, підрозділені на чотири класи небезпеки: 1-й – речовини надзвичайно небезпечні, 2-й - Високонебезпечні речовини; 3-й – речовини помірно небезпечні; 4-й – речовини малонебезпечні (табл. 4.5). Основою такого поділу є чисельні значення наведених вище показників токсичності речовин.

Таблиця 4.5

Класи небезпеки шкідливих речовин

Найменування показників	Норми для класу небезпеки
Гранично допустима концентрація (ГДК) шкідливих речовин у повітрі робочої зони, мг/м 3
Середня смертельна доза при введенні в шлунок, мг/кг				Понад 5 000
Середня смертельна доза при нанесенні на шкіру, мг/кг				Більше 2 500
Середня смертельна концентрація у повітрі, мг/м 3				Понад 50 000
Коефіцієнт можливості інгаляційного отруєння (КВІО)

Примітка. Віднесення шкідливої ​​речовини до класу небезпеки проводять за показником, значення якого відповідає найвищому класу небезпеки

Особливості характеру токсичного на організм покладено основою токсикологічної (фізіологічної) класифікації шкідливих речовин (отрут і токсинів).

За впливом шкідливі речовини поділяються на групи:

• 1) речовини з переважно задушливою дією (хлор, фосген, хлорпікрин);
• 2) речовини переважно загальноотруйної дії (оксид вуглецю, ціанистий водень);
• 3) речовини, що володіють задушливою та загальноотруйною дією (аміл, акрилонітрил, азотна кислота та оксиди азоту, сірчистий ангідрид, фтористий водень);
• 4) речовини, що діють на генерацію, проведення та передачу первинних імпульсів – нейротропні отрути (сірковуглець, тетраетилсвинець, фосфорорганічні сполуки);
• 5) речовини, що володіють задушливою та нейротропною дією (аміак, гептил, гідразин);
• 6) метаболічні (порушують обмін речовин у живих організмах) отрути (оксид етилену, дихлоретан, діоксин, поліхлоровані бензофурани).

При надходженні шкідливих речовин організм виникає його отруєння (інтоксикація). Залежно від швидкості надходження шкідливих речовин у організм розрізняють отруєння гострі та хронічні.

Гострі отруєння виникають при одночасному надходженні в організм шкідливих речовин і характеризуються гострим початком та вираженими специфічними симптомами. У цьому випадку симптоми інтоксикації зазвичай розвиваються швидко, і загибель організму або тяжкі наслідки можуть наступати порівняно короткий час (випадок аварії з викидом хімічних речовин). У деяких випадках, незважаючи на те, що є гостра форма отруєння, симптоми інтоксикації можуть розвиватися повільно (наприклад, дія фосгену).

Хронічні отруєння розвиваються при тривалому, часто уривчастому надходженні шкідливих речовин у малих дозах, коли захворювання починається з неспецифічних симптомів (випадок використання з виробництва хімічних речовин).

Іноді виділяють також підгострі форми інтоксикації, що займають проміжне положення за тривалістю впливу речовини на організм між гострими і хронічними ураженнями, при впливі речовин протягом годин, десятків годин і діб.

При хронічних та підгострих формах отруєння має місце кумуляція, тобто. накопичення в організмі або токсичної речовини, або викликаних ним ефектів. Відповідно розрізняють матеріальну та функціональну кумуляцію, а також кумуляцію змішаного типу.

Якщо речовина повільно детоксикується, тобто. повільно виводиться з організму, і тому поступово накопичується в організмі, це матеріальна кумуляція, наприклад при інтоксикації миш'яком, ртуттю, ДДТ, діоксином та ін.

В основі функціональної кумуляції лежить підсумовування токсичних ефектів, а не самої речовини. Наприклад, при дії фосгену накопичується не речовина, а кількість зруйнованих клітинних елементів легеневої тканини. Добре відомим і типовим прикладом функціональної кумуляції є дія на організм етилового спирту при частому вживанні, коли відбувається накопичення пошкоджень у тканинах центральної нервової системи, печінки, статевих залоз та інших органів.

При дії отрут часто має місце поєднання матеріальної та функціональної кумуляції - змішаний тип кумуляції, наприклад, у разі ураження фосфорорганічними речовинами при підгострих формах інтоксикації.

Таким чином, важливу роль у динаміці розвитку інтоксикації відіграють:

• 1. Шляхи проникнення речовини в організм та швидкості надходження до крові. Так, при інгаляції симптоми ураження, як правило, виникають швидко, а при дії через шкіру отрута повільно надходить у кров, що є причиною вираженого прихованого періоду.
• 2. Шляхи та швидкості метаболізму речовин на токсико-кінетичній стадії. Речовини, що піддаються швидкої детоксикації в крові та тканинах, як правило, не мають прихованого періоду дії, який характерний для речовин, стійких до детоксикації.
• 3. Швидкість проникнення речовин через гістогематичні бар'єри. Ці швидкості, як правило, є лімітуючим фактором у токсичній дії високомолекулярних речовин (поліпептидів та білків) при проникненні їх із кров'яного потоку в тканини-мішені. Саме цим, переважно, пояснюється великий прихований період дії бактеріальних токсинів.
• 4. Швидкості взаємодії речовин із біомішенями. Отрути та токсини, як правило, з великими швидкостями взаємодіють із біомішенями. Лімітуючими є швидкості накопичення речовин у галузі біомішеней.
• 5. Функціональна значимість уражених біомішеней та динаміка розвитку патологічних процесів після "ураження" біомішеней. Для нейротропних речовин характерний швидкий розвиток симптомів ураження, а для цитотоксичних – поступовий.
• 6. Умови впливу речовини. Більш швидкий розвиток симптомів ураження спостерігається, як правило, при отриманні кількох смертельних токсодозів. У хронічному досвіді симптоми інтоксикації розвиваються повільніше, ніж у гострому досвіді.

Токсичність речовин із групи залежить від їхнього хімічного складу, кількості, що впливає на організм, шляхи надходження, механізмів та тривалості дії, умов зовнішнього середовища, чутливості, вихідного стану організму та низки інших факторів.

Види токсичності

Поділяють гостру та хронічну токсичність речовин, визначаючи, таким чином, їхню дію на організм та небезпеку для людини. У захисті рослин в основному використовуються , що мають гостру токсичність, яка забезпечує швидкий ефект щодо шкідливих організмів. У спеціальних випадках, коли застосування великих кількостей становить небезпеку для корисних організмів та людини, використовують їх хронічну токсичність, вводячи до складу приманок малі частки отруйних речовин та оновлюючи ці приманки щодня протягом тижня (наприклад, застосування антикоагулянтів крові).

Чинники, що впливають на токсичність

Для різних організмів мірою токсичності є доза - кількість отруйної речовини на одиницю виміру об'єкта, що викликає певний ефект. Її виражають в одиницях маси по відношенню до одиниці маси об'єкта, що обробляється (мкг/г, мг/кг), обсягу (концентрація в мкг/мл, мг/л) або на об'єкт (мкг/особина). Оцінюючи токсичності тієї чи іншої речовини завжди враховується загальний біологічний закон розвитку живих істот: життєздатність виду визначається ступенем гетерогенності його популяції. Виходячи з цього, оцінка проводиться з використанням певної кількості організмів і за певним усередненим показником. Найчастіше застосовується доза, що викликає 50%-ный ефект (придушення якогось життєво важливого процесу) чи 50%-ную загибель піддослідних організмів. У першому випадку таку дозу позначають як ефективна доза ОД 50 , у другому це називається смертельною, або ЦД 50 або 50 . Дані показники також використовуються для визначення ступеня стійкості популяції та вибірковості на певні види організмів.

Відповідно до сучасних уявлень про отруту, будь-який хімічний агент після надходження в організм повинен увійти у взаємодію з певним хімічним рецептором, який відповідальний за проходження життєво важливої ​​біохімічної реакції. Такий рецептор називають "місцем дії". Токсичність речовини для організму залежатиме від того, скільки отрути досягло місця дії, наскільки сильно і на який час блокується біохімічна реакція, а також яке значення цієї реакції для життєдіяльності організму. Тому будь-який фактор, який впливає на процеси надходження речовини в організм, його «поведінку» в ньому та взаємодію з рецептором, викликає зміну токсичності.

Також токсичність речовини для живого організму залежить від дози токсиканту та тривалості експозиції. У певному діапазоні зі збільшенням дози та експозиції пропорційно зростає ефект.

Тривалість експозиції найбільше залежить від хімічної, термічної стійкості та фотостабільності, а також від леткості речовини. Хімічно стійкі та малолеткі речовини довго зберігаються на рослинах та в ґрунті. Ефективність та тривалість дії синтетичних піретроїдів багато в чому визначається їхньою фотостабільністю.

З умов довкілля найбільше впливає на токсичність температура. Під її впливом можлива зміна активності як самої речовини, і реакції організму. Зі збільшенням температури підвищуються втрати з обробленої поверхні, але токсичність може одночасно зростати, наприклад, при утворенні більш токсичних речовин (перехід тіонових ізомерів в тіолові). При цьому в умовах оптимальної температури організм стає більш чутливим до токсичної речовини через посилення процесів обміну речовин.

Усі ґрунтові фактори, які впливають на збереження у ґрунті, матимуть вплив на токсичність препаратів. Зі збільшенням вмісту органічної речовини та мулистих частинок у ґрунті різко зростає сорбція ґрунтовим комплексом. В результаті зменшується кількість речовини у ґрунтовому розчині, знижується її ефективність і, як наслідок, норму витрати доводиться збільшувати.

Токсичність отрути також залежить від швидкості активної чи пасивної дифузії речовин через різні тканини. Чим вище швидкість проникнення, тим більша отруйність з'єднання, оскільки зменшуються можливості його і депонування. Багато організмах також є внутрішні структурні бар'єри, що перешкоджають проникненню токсичних речовин до життєво важливих центрів.

Токсичність отрути, що проникла до місця дії, залежить від ступеня схожості молекули токсину з молекулою рецептора. Необхідність подібної подібності молекул підтверджується тим, що токсичність багатьох речовин залежить від структури молекули та просторового розташування атомів. Інсектицидна активність синтетичних піретроїдів залежить від кількості активних стереоізомерів у препараті. Така залежність відзначена у фунгіцидів із групи триазолів (металаксил), у - похідних арилоксифеноксипропіонової кислоти та ін.

Показники токсичності

Як мовилося раніше, універсальною мірою токсичності для шкідливих організмів є доза отруйної речовини - кількість препарату, що викликає певний ефект. Вона зазвичай виявляється у одиницях маси щодо одиниці маси шкідливого організму (у міліграмах на кілограм).

Показники токсичності позначають буквеними символами із зазначенням величини ефекту:

• ЦД (смертельна доза) = (