Оценка опасности при крайних параметрах воздействия

85. Степень опасности, создаваемой ГБЦД, оценивается в нескольких докладах (European Commission 2008, ECHA 2008b, US EPA 2008 and EBFRIP 2009b). В ЕС ГБЦД признан веществом, вызывающим крайнюю озабоченность, ввиду его стойкости, бионакопления и токсичности. В США первоначальная выборочная оценка ГБЦД показала, что существует высокая степень опасности выбросов ГБЦД в окружающую среду для водных организмов, ввиду потенциала ГБЦД для бионакопления, чрезвычайно высокой токсичности для водных растений и хронической токсичности для водных беспозвоночных, а также потенциала для воздействия на и распространения в отдаленных регионах (US EPA 2008).

86. Количество большинства токсикологических исследований с акцентом на смесях ГБЦД и имеющихся данных о токсичности конкретных стереоизомеров крайне ограничено. Трудно сделать какие-либо выводы в отношении рисков, которые представляют различные стереоизомеры и энантиомеры на данный момент, поскольку полученные результаты частично противоречат друг другу и могут зависеть от различий крайних параметров и методов, используемых в разных исследованиях (Dingemans et al. 2009, Zhang et al. 2008, Hamers et al. 2006, Palace et al. 2008).

2.4.1 Экотоксичность для водных организмов

87. Проверка ГБЦД на экотоксичность в водной среде, усложняется его крайне низкой растворимостью в воде и высокой способностью к адсорбции (EBFRIP 2009b, NCM 2008). ГБЦД имеет низкую острую токсичность для водных организмов отчасти из-за своей ограниченной растворимости в водных средах (общий обзор см. в исследованиях Wildlife International 1997, Walsh et al. 1987, CEPA 2007 and ACCBFRIP 2001). Что касается долгосрочной токсичности ГБЦД, в оценке рисков ЕС было установлено, что он весьма токсичен для водных организмов (European Commission 2008). Этот вывод основан на проверке долгосрочной экотоксичности для Daphnia magna (28D-NOEC 3,1 мкг/л; Wildlife International 1998) и проверке торможения роста у Skeletonema costatum (72h-EC50 52 мкг/л; Wildlife International 2005). В обоих испытаниях расчетные значения NOEC и EC₅₀ были ниже растворимости в воде технической смеси ГБЦД (66 мкг/л). Благодаря результатам длительных испытаний на Lumbriculus variegates, стало известно, что ГБЦД оказывает неблагоприятное воздействие на водные организмы, обитающие в донных отложениях, на уровне, релевантном для окружающей среде (Institute of Hydrobiology 2001).

88. Исследования кормления рыб показывают воздействие на основные биологические процессы. Например, влияние ГБЦД на систему гипоталамус-гипофиз-надпочечники (ГГН) и ферменты биотрансформации печени было обнаружено в радужной форели, подвергавшейся воздействию отдельных диастереомеров ГБЦД через корм в течение 56 дней с последующей депурацией в течение 112 дней, когда рыбам давали стандартный корм (Palace et al. 2008). Липидно-скорректированные концентрации α-, β-, γ-изомеров в корме составили соответственно 29,14 ± 1,95, 11,84 ± 4,62 и 22,84 ± 2,26 нг/г (среднее значение ± SEM). Процессы детоксикации печени (активность P450 CYP1A) были заторможены всеми стереоизомерами ГБЦД после семи дней дозирования, а также после 56 дней дозирования, но только у рыб, подвергшихся воздействию α-и β изомеров. Высота клетки эпителиальных фолликул щитовидной железы была значительно выше у рыб, подвергшихся воздействию γ-ГБЦД в 56-й день фазы поглощения и у рыб из групп, подвергшихся воздействию α-и γ-ГБЦД на 14-й день фазы депурации. Более поздние исследования также подтверждают, что ГБЦД может влиять на щитовидную систему рыб (Palace et al. 2010). Кроме того, исследовалась связь между вызванными ГБЦД нарушениями системы ГГН и значением таких последствий для смолтификации атлантического лосося (Lower and Moore 2007). Для оценки этого, Lower and Moore (2007) подвергали мальков лосося воздействию 11 нг/л смеси ГБЦД в течение 30 дней в период пиковой смолтификации в пресной воде. Затем рыб перенесли в чистую морскую воду на 20 дней. На протяжении всего периода дозирования ГБЦД и воздействия морской воды, 5-8 рыб проверяли через каждые семь дней и брали пробы жаберных тканей и крови. Кроме того, каждые 10 дней записывались электро-ольфактрограммы у других пяти рыб с использованием мочи лосося из той же реки (что считается ключевым условием для возвращения смолта) в качестве эффектора. Воздействия ГБЦД на адаптивность морской воды не наблюдалось, хотя пик тироксина сдвинулся и у рыб, подвергшихся воздействию ГБЦД, он произошел на неделю раньше, чем в контрольной группе. Наблюдалось также снижение обонятельной функции, о чем свидетельствовало ослабление обонятельных реакций в начале перехода в пресную воду. Последний эффект немаловажен, так как это может повлиять на успешное возвращение к месту нереста, и тем самым в конечном итоге и на репродуктивный потенциал у взрослых лососей. В отличие от вышеупомянутых результатов, в третьем исследовании, в котором оценивалось воздействие ГБЦД на тиреоидный гормон в европейской камбале (Platichtys flesus), не отмечалось никакого воздействия ни на способность печени к биотрансформации, ни на уровни тиреоидного гормона, несмотря на то, что накопление ГБЦД было дозозависимым (Kuiper et al. 2007). Рыбы в данном случае подвергались воздействию ГБЦД через корм (мкг/г липидов) и донные отложения (мкг/г общего объема органического углерода) в следующих комбинациях: 0 +0 (контроль) 0,3+ 0,08; 3+0,8; 30 +8; 300+80; 3000+800, и 0+8000 в течение 78 дней. Наконец, ГБЦД может также повлиять на метаморфоз амфибий, а этот процесс жестко регулируется тереоидными гормонами. Как показано в лабораторных условиях, ГБЦД при 10, 100 и 1000 нМ активизирует вызываемое Т3 отмирание хвоста у головастика в зависимости от концентрации (Schriks et al. 2006). В естественных условиях такое воздействие может привести к преждевременному метаморфозу.

89. Недавние исследования с использование моделей рыб показывают, что ГБЦД может также вызывать окислительный стресс и апоптоз. Deng et al (2009) рассмотрели пути возникновения окислительного стресса и апоптоза в эмбрионах через четыре часа после оплодотворения данио рерио (Danio rerio), подвергая их воздействию присутствующего в воде ГБЦД в концентрациях 0; 0,05; 0,1; 0,5 и 1,0 мг/л в течение 92 часов. Выживание снизилось эквивалентно при трех средних дозах, но увеличилось при самой высокой дозе (1 мг/л). На скорость выведения мальков влияние оказывала лишь самая высокая доза (1 мг/л), при которой скорость снижалась на 10 процентов по сравнению с контрольной группой. Скорости формирования пороков развития (включая деформации вследствие эпиболии, отек желточного мешка и перикарда, деформации хвоста и сердца, искривление позвоночника и неправильное наполнение воздухом плавательного пузыря) увеличивались с повышением дозы, а частота сердечных сокращений и длина тела при воздействии ГБЦД уменьшались. Уровни активных форм кислорода (АФК) у рыб, подвергавшихся воздействию ГБЦД в концентрации свыше 0,05 мг/л, также повышались с увеличением дозы. Что касается апоптоза, ГБЦД повышал экспрессию про‑апоптических генов р53, Bax, Puma, Apaf-1, caspase-9 и caspase-3, при этом ответная реакция двух последних проверялась на уровне фермента. При самой высокой концентрации ГБЦД оба антиапоптотических гена и Mdm2 и Bcl-2 были существенно подавлены. Общие результаты показывают, что присутствующий в воде ГБЦД может вызывать окислительный стресс у эмбрионов данио рерио и снижение уровня выживания при дозах ниже растворимости технического ГБЦД в воде. Последний эффект важен, поскольку было зафиксировано, что ГБЦД может передаваться от матери потомству у яйцекладущих животных, и, следовательно, также у рыб (Nyholm et al. 2008, Jaspers et al. 2005, Lundsted-Enkel et al. 2006). Способность ГБЦД вызывать окислительный стресс в эмбрионах данио рерио также была продемонстрирована Hu et al. (2009). При этом окислительный стресс, определявшийся по повреждению липидной мембраны (эффект возникал при концентрациях 0,5; 2,5 и 10 мг/л), сопровождался также задержкой в выведении мальков (≤ 0,5 мг ГБЦД/мл), независимым от дозы изменением активности фермента супероксиддисмутазы (выше при 0,1, ниже при 2,5 и 10 мг/л) и повышением активности (≥ 0,1 мг/л) белков теплового шока (Hsp70). Последний эффект, вероятно, свидетельствует о повышении активности восстановления белка. Кроме того, в исследовании на китайских редких пескарях (Gobiocyprinus rarus) Zhang et al. (2008) наблюдали постоянное усиление окислительного стресса и увеличение клеточных макромолекул в мозге (АФК, карбонилирование,TBARS) и эритроцитов (ДНК) под воздействием присутствующего в воде ГБЦД в диапазоне от 100 до 500 мкг/л (42 дня). Защитные ферментативные (супероксиддисмутазы) и неферментативные антиоксидантные глутатионы подвергались риску даже при концентрациях соответственно от 10 до 1 мкг/л. Более краткое воздействие в течение 28 дней при этих концентрациях имело несколько более серьезные последствия. Однако, поскольку большинство пробных концентраций в этих исследованиях превышали уровень растворимости ГБЦД в воде, эти исследования могут быть непригодными для установления зависимости реакции от дозы и порога токсичности.

90. У рыб предлагаемыми новыми механизмами токсичности ГБЦД являются снижение белкового обмена и изменение динамики цитоскелета и механизмов клеточной защиты (Kling и Förlin 2009). Недавно было также продемонстрировано, что у ГБЦД имеется генотоксический потенциал и что он повышает гибель клеток у донных моллюсков (Macoma balthica) (Smolarz and Berger 2009).

2.4.2 Токсичность для почвенных организмов и растений

91. Долгосрочная токсичность ГБЦД для земляных червей исследовалась компанией ABC (2003), которая определяла выживания и размножение Eisenia fetida (взрослых clittelate) после 56 дней воздействия технической смесью ГБЦД. ГБЦД замешивали в сухом виде в искусственную почвенную среду при концентрациях 78,5-5000 мг/кг сухого веса почвы. В данном исследовании было установлено, что КННВ для выживания и воспроизводства составляет соответственно 4190 и 128 мг ГБЦД/кг сухой почвы. КННВ для воспроизводства впоследствии была пересчитана на 59 мг/кг сухого веса почвы, поскольку использованная почва содержала большее количество органического вещества, чем стандартная почва (NCM 2008).

92. Проводилась также оценка токсичности ГБЦД в наземных экосистемах для растений (Wildlife International 2002). В этом исследовании значение КННВ> 5000 мг/кг сухой почвы для кукурузы (Zea Mays), огурца (Cucumis Sativa), лука (Allium сера), плевела многолетнего (Lollium perenne), сои (Glycine max) и помидоров (Lycopersicon esculentum), было установлено с использованием технической смеси ГБЦД в ходе проверки появления всходов. Действие на почвенные микроорганизмы рассматривалось в единственном исследовании при КННВ ≥ 750 мг ГБЦД кг сухого веса, при этом в качестве критического показателя для оценки использовалось производства нитрата (ECT 2007).

2.4.3 Токсичность для птиц

93. В проведенном недавно исследовании американской пустельги показано, что техническая смесь ГБЦД, принимаемая птицами вместе с пищей, легко поглощается и распространяется по внутренним органам (BFR 2009a; SETAC 2009). Наибольшее количество стереоизомера, обнаруженного в печени, жире и яйце пришлось на α-ГБЦД, и меньшее на γ- ГБЦД и β-ГБЦД. Согласно этим наблюдениям, ГБЦД преимущественно накапливается в жире и передается яйцам в процессе развития. Концентрация в тканях происходила по схеме жир>> яйца> печень > плазма (SETAC 2009). В этом исследовании введение 800 нг/г сырого веса технической смеси ГБЦД с сафлоровым маслом в течение 21 дня с последующим периодом очищения в течение 25 дней, вызвало накопление экологически релевантных доз (т.е. суммарного ГБЦД 934,8 нг/г лм (20 нг/г сырого веса) в печени и 4216,2 нг/г лм (181,5 нг/г сырого веса) в яйцах) при уровне α-ГБЦД, равном 164 нг/г сырого веса в яйце) (BFR2009b). В параллельном исследовании была произведена оценка воздействия ГБЦД на репродуктивную функцию американской пустельги (Falco sparverius) (BFR 2009b; Dioxin 2010b). При этом пустельги ежедневно стали подвергаться также воздействию 800 нг/г сырого веса технической смеси ГБЦД с сафлоровым маслом за три недели до спаривания и вплоть до момента, пока не осталось два дня до вылупления птенцов. Больше всего в яйцах накопилось α‑ГБЦД, где его концентрация после воздействия достигла 164 нг/г сырого веса. Хотя количество снесенных яиц, приходящихся на одну самку у подвергшихся воздействию пустельг, было выше, количество птенцов было сопоставимо с контрольной группой (Dioxin 2010b). Птенцы подвергшихся воздействию ГБЦД пустельг были легче по весу и росли медленнее, чем птенцы контрольной группы, исходя из общей массы тела. Воздействие ГБЦД сказалось также на поведенческих параметрах, связанных с родительским уходом (BFR 2009b; Dioxin 2010b). В целом, результаты этих исследований позволяют предположить, что есть основания для беспокойства в отношении воздействия на репродуктивную функцию и развитие диких птиц, так как доза в 800 нг/г сырого веса, вызвавшая изменения, упомянутые в исследованиях Marteinson и Fernie (см. общий обзор в исследовании BFR 2009), аналогична тому, что ранее наблюдалось у диких птиц в Центральной Европе и Норвежской Арктике (т.е. у баклана (печень): 138-1320 нг/г лм и крачки (яйцо): 330-7100 нг/г лм (Morris et al. 2004); чайки-бургомистра (печень): 195-15 027 нг/г лм и большой морской чайки (печень): 1881-3699 нг/г лм (KLIF 2007); чайки-бургомистра (печень): 75,6 нг/г сырого веса (Verreault et al. 2007).

94. Токсичное воздействие ГБЦД на развитие и репродуктивную функцию птиц было рассмотрено также в 2009 году в японском исследовании. В нем было установлено, что у японских перепелов (Coturnix coturnix japonica), которым давали корм, содержащий 0, 125, 250, 500 или 1000 промилле ГБЦД (смесь изомеров: α - 27 процентов, β - 30 процентов, γ - 43 процента) в течение шести недель, ГБЦД вызывал снижение выводимости птенцов при всех рассмотренных концентрациях. Наблюдалось также статистически значимое уменьшение толщины скорлупы яйца при концентрациях выше 125 промилле. При концентрациях 500 и 1000 промилле ГБЦД происходило снижение веса яйца и яйценоскости, а также увеличение количества треснувших яиц. Смертность взрослых птиц увеличивалась при концентрации 1000 промилле. Для подтверждения концентраций, при которых не наблюдается воздействия (КННВ) на репродуктивную функцию, были проведены дополнительные испытания с концентрациями ГБЦД 0, 5, 15, 45 или 125 промилле. Выживание цыплят, вылуплявшихся из яиц кур, корм которых содержал ГБЦД, существенно снижалось при 15 промилле (2,1 мг/кг веса тела в сутки) и выше. При 15 промилле и выше отмечалась тенденция к снижению выводимости птенцов с увеличением концентрации ГБЦД. Было установлено, что КННВ для репродуктивной функции перепелов составляет 5 промилле ГБЦД (0,7 мг/кг веса тела в сутки). (Ministry of the Environment, Japan, 2009, доклад, представленный Японией).

95. Когда технический ГБЦД вводили в воздушную камеру куриных яиц перед высиживанием цыплят, снижение выклева наблюдалось при концентрациях 100 и 10 000 нг/г (Crump et al. 2010). В том же исследовании было также зафиксировано влияние на экспрессию мРНК CYP2H1, CYP3A37, UGT1A9, дейодинраз 2, белка, связующего жирные кислоты печени, и фактора роста инсулина -1 в курах (обе дозы). Наблюдение, что ГБЦД может нарушить основные метаболические пути у кур, подкрепляется исследованием, проведенным Crump et al. (2008), которые определяли воздействие на экспрессию мРНК в куриных эмбриональных гепатоцитах, подвергнутых воздействию 0,01-30 мкм α-ГБЦД или технической смеси ГБЦД. Именно α-ГБЦД, а не технический ГБЦД, индуцирует фазу I (CYP2H1 и CYP3A37) и фазу II (UGT1A9), метаболизируя ферменты в зависимости от дозы. Метаболический фермент фазы II, UGT1A9, является птичьим ортологом для фермента UGT1A1 млекопитающих. Эти ферменты способствуют выделению гормона щитовидной железы тироксина (Т4) путем глюкуронидация. Таким образом, активация этого фермента обеспечивает механизм, посредством которого T4 может быть истощен в организмах, подвергающихся воздействию ГБЦД (например, за счет более быстрого сопряжения связей и выведения). Crump et al. (2008) также отметили, что ген, кодирующий транстиретин (TTР,) подавляется технической смесью ГБЦД и α-ГБЦД в концентрации> 1 мкм. TTР является носителем T4 и ретинола в сыворотке крови и спинномозговой жидкости. Следовательно, наблюдаемое подавление TTР может усилить действие UGT1A9 и привести к еще большему снижению Т4 в крови/сыворотке.

2.4.4 Токсичность для наземных млекопитающих

96. Проведенные исследования показывают, что ГБЦД быстро всасывается в желудочно-кишечном тракте грызунов. В дальнейшем наиболее высокие концентрации образуются в жировой ткани и мышцах, а затем в печени. При длительном воздействии больше ГБЦД накапливается в самках, чем в самцах, но это вещество биоаккумулируется у обоих полов, при этом время, необходимое для достижения устойчивой концентрации, составляет порядка месяцев. Из трех диастереомеров, образующих ГБЦД, α-форма накапливается в гораздо большем объеме, чем другие (относительный коэффициент бионакопления в одном исследовании был определен для α-, ß-и γ-ГБЦД соответственно как 99:11:1). ГБЦД может медленно усваиваться и удаляться в основном через фекалии (European Commission 2008)..

97. У млекопитающих ГБЦД воздействует, главным образом, на процессы биотрансформации в печени и влияет также на систему гипоталамус-гипофиз-надпочечники (см. NCM 2008; European Commission 2008, ECHA 2008b). Вызывание окислительного стресса и нарушения апоптических программ и сигнализации гормонов могут быть первыми токсическими последствиями воздействия ГБЦД (например, Zhang et al. 2008; Reistad et al. 2006; Dingemans et al. 2009; Fery et al. 2009; Yamada-Okabe 2005; Hamers et al. 2006; Deng et al. 2009; Kling and Förlin 2009; Hu et al. 2009). У крыс, ежедневное пероральное воздействие ГБЦД в концентрации 3-100 мг/кг веса тела сказывается на основных метаболических путях, включая метаболизм липидов, триацилглицерола, андростенедиона, тестостерона, эстрогена и холестерина, а также биотрансформацию фазы I и II (Canton et al. 2008; van der Ven et al 2006). В лабораторных исследованиях ГБЦД выступает в качестве антагониста важных рецепторов гормонов, таких, как андроген, гормон щитовидной железы и рецепторы прогестерона (Yamada-Okabe, 2005, Hamers et al. 2006). Наряду с имеющимися данными полевых исследований (см. общий обзор в докладах NCM 2008, European Commission 2008 and ECHA 2008b), эти исследования указали на ГБЦД как на вероятный эндокринный дезинтегратор системы гипоталамус-гипофиз- гормон щитовидной железы и регулируемых половым стероидом процессов в организме млекопитающих. Наибольшее внимание пока привлекает к себе влияние ГБЦД на гормоны щитовидной железы, и уже проведен ряд исследований. Результаты подострых полевых испытаний на крысах варьируются от отсутствия какого-либо воздействия до увеличения щитовидной железы и общей массы тела, снижения Т4 и повышения ТГ в сыворотке крови (WIL 2001, van der Ven et al. 2006, Ema et al. 2008, van der Ven et al. 2009, см. общий обзор в KEMI 2009). Последствия наблюдались у обоих полов, но в некоторых случаях только у самок. Хотя результаты могут показаться непоследовательными, в настоящее время в основном достигнуто общее согласие с тем, что ГБЦД, как и другие бромированные огнестойкие добавки, может нарушать систему ГГН (KEMI, 2009, 2008 European Commission 2008, NCM 2008). Механизм воздействия на щитовидную железу не ясен, но уже есть предположение, как он действует: изменение печеночного метаболизма тирестимулирующего гормона (ТГ) предшествует изменению циркуляции ТГ, гипофиза, повышению уровня тиреостимулирующего гормона и активации щитовидной железы с гипотиреозом и вторичным воздействием на синтез липопротеинов и гомеостаз холестерина и жирных кислот, как возможными последствиями (van der Ven et al. 2006, KEMI 2009, Canton et al. 2008).

98. Помимо роли гормонов щитовидной железы как основных регуляторов метаболизма в организме (Norris, 2007), они требуются для нормального развития нервной системы, как и ретиноиды (Forrest et al. 2002, Maden 2007), поэтому нарушения в этих системах могут вызвать долгосрочные нейротоксические последствия в потомстве. Нейротоксический потенциал ГБЦД ранее уже отмечали, как в полевых исследованиях, так и в лабораторных исследования на моделях грызунов (Reistad et al. 2006, Mariussen and Fonnum, 2003, Dingemans et al. 2009, Eriksson et al. 2006, Lilienthal et al 2009). В полевом исследовании, проведенном Eriksson et al (2006), прямое воздействие на новорожденных мышат однократной пероральной дозой ГБЦД (0,9 мг/кг или 13,5 мг/кг веса тела на десятый день после рождения), вызвало изменение спонтанного поведения с первоначальной гипо‑реактивностью, а затем нарушение привыкания у взрослых мышей. В этом исследовании было также отмечено воздействие на пространственное обучение и память, что показало испытание в водном лабиринте Морриса на мышах, подвергавшихся воздействию ГБЦД. В отличие от этого испытания, в их исследовании на двух поколениях крыс, где воздействие на крысят произошло косвенно через человеческое грудное молоко, Ema et al. (2008), были обнаружены лишь временные изменения в поведении самцов F1 во время испытания в T‑лабиринте, заполненном водой, при уровне воздействия 1 500 промилле и выше, и не выявлено никакого влияния на другие параметры (двигательная активность). По мнению Ema et al. (2008), расхождения в их результатах с результатами, полученными в предыдущих исследованиях, можно объяснить различиями в режиме воздействия и/или различиями чувствительности видов. Результаты, полученные в лабораторных исследованиях, позволяют предположить, что ГБЦД может быть цитотоксичен для нервных клеток и, возможно, также мешает импульсам нейронной сигнализации, таким, как Са2+ и поглощение нейромедиатора (Reistad et al. 2006, Mariussen and Fonnum 2003, Dingemans et al. 2009).

99. В естественных условиях нейротоксический потенциал ГБЦД изучали также Lilienthal et al. 2009. В исследовании размножения с кормлением одного поколения, они показали, что вызываемой ГБЦД потере слуха сопутствовало изменение зависимого от допамина поведения (Lilienthal et al. 2009). Потеря слуха объясняется кохлеарным воздействием ГБЦД, который привел к повышению порогов и умеренной пролонгации латентных периодов в нижнем диапазоне частот от 0,5 до 2 кГц и после щелчков. Оба наблюдаемых следствия зависели от величины дозы при значениях нижних границ контрольных доз (НГКД) между ≤ 1 и 10 мг/кг веса тела. Saegusa et al. (2009), с другой стороны, обнаружили слабый гипотиреоз с увеличением веса щитовидной железы, гипертрофию фолликулярных клеток щитовидной железы и концентрацию тиреотропина в сыворотке крови, а также снижение в сыворотке крови уровня T3 у крысят, подвергавшихся воздействию 10 000 промилле ГБЦД в бессоевом рационе с 10-го дня беременности по 20-й день после родов. Изменение тиреоидных гормонов сопровождались уменьшением плотности CNPase-инфицированных олигодендроцитов, что свидетельствует о нарушенном олигодендроглиальном развитии. Кроме того, наблюдалось увеличение веса щитовидной железы и снижение концентрации T3 в сыворотке крови у взрослых особей при концентрациях, начиная от 1000 промилле. Хотя приведенные выше данные позволяют предположить, что вызываемые ГБЦД нарушения сигнализации тиреоидных гормонов связаны с воздействием на нервную систему грызунов, изменение поведения и познания может также происходить при уменьшении аполярных ретиноидов, как это наблюдается в печени самок крыс после воздействия ГБЦД (van der Ven et al. 2006, van der Ven et al.2009). Кроме того, не следует пренебрегать воздействием ГБЦД на половые стероидные гормоны и их рецепторы, поскольку эти гормоны также оказывают не-геномное влияние на функции головного мозга, такие, как обучение и память, точное управление движением, восприятие боли и настроение (Boulware and Mermelstein 2005, Chakraborti et al. 2007, Meaney et al. 1983, Schantz and Widholm 2001).

100. Есть несколько исследований, посвященных вопросу воздействия ГБЦД на репродуктивную функцию. Saegusa et al. (2009) провели исследование влияния токсичности на развитие одного поколения крыс, в ходе которого беременным самкам крыс давали корм, содержащий 0, 100, 1000 или 10 000 промилле ГБЦД с десятого дня беременности до отлучения детенышей от матки. В этом исследовании воздействие на щитовидную железу наблюдалось как у матки (увеличение веса и гипертрофия фолликулярной клетки при дозе в 10 000 промилле), так и у детенышей (увеличение веса щитовидной железы, снижение Т3 в сыворотке крови и увеличение содержания в сыворотке крови ТГ при дозах в 1000 и 10 000 промилле). Изменение щитовидной железы наряду с нарушением развития олигодендроглии в коре головного мозга (статистически значимым при высокой дозе (-24 процента), что подтверждается тенденцией к зависимости от дозы в группах, получавших средние (-12 процентов) и низкие (‑8 процентов) дозы), и уменьшение массы тела самок (9 процентов в группе, получавшей высокую дозу) может свидетельствовать о развитии гипотиреоза. Наименьшее неблагоприятное воздействие в данном исследовании наблюдалось при 1000 промилле (81-213 мг/кг/сутки), а при уровне 100 промилле (8-21 мг/кг/сутки) всякое неблагоприятное воздействие отсутствовало. Исследование непрерывного воздействия в течение долгого времени, проведенное van der Ven et al. (2009), показывает, что половые органы самцов особенно чувствительны к воздействию ГБЦД, т.е. у самцов F1 наблюдалось снижение веса яичек при нижнем уровне базовой дозы (BMDL) 52 мкг/г веса тела. Было также отмечено снижение веса других органов самцов: предстательной железы, надпочечников, сердца и мозга, а также общего веса самцов F1. Наблюдаемая потеря массы тела не позволяет сказать, является ли любое из этих воздействий на вес органов специфичным или вторичным по отношению к общей потере массы тела. У самок активность фермента цитохрома Р450 19 при средних значениях в группе соответствовала внутренней концентрации γ‑ГБЦД (линейный коэффициент корреляции 0,90). Фермент цитохром Р450 19 преобразует андрогены в эстрогены (Norris 2006), и играет важную роль в дифференциации и развитии гонад и мозга высших позвоночных животных, поддержании физиологического состояния репродуктивных тканей и в сексуальном поведении (Conley и Hinshelwood, 2001, Simpson et al 2002). У самок задерживалось также время открытия влагалища, но только при максимальной дозе (BMDL 82,2 мкг/г веса тела при базовом угрожающем изменении (BMR) 10 процентов).

101. Как и в исследованиях van der Ven et al. (2009) and Saegusa et al. 2009, в исследовании Ema et al. (2008) отмечаются последствия для репродуктивной системы и развития (снижение жизнеспособности детенышей, уменьшение количества примордиальных яичниковых фолликул), а также изменение веса органов (например, печени и щитовидной железы) и уровня тиреоидных гормонов. Некоторые изменения передавались другим поколениям и затрагивали как родителей F0 так и родителей F1 и F2 и детенышей. С точки зрения репродуктивной токсикологии, самыми тяжелыми последствиями были общее снижение жизнеспособности детенышей F2 в четвертый и 21-й послеродовые дни при дозах 1500 и 15 000 промилле, снижение количества примордиальных яичниковых фолликул при дозах 1500 и 15 000 промилле и воздействие ГБЦД на самок F1. Сокращение числа примордиальных яичниковых фолликул показывает, что репродуктивный потенциал самки может снизиться и, как правило, рассматривается в качестве чувствительного биомаркера неблагоприятных изменений репродуктивной системы (Parker et al. 2006). Однако следует отметить, что наивысшие дозы, применявшиеся Ema et al. (2008), можно считать очень высокими. Тем не менее, дозировка в этом исследовании готовилась путем примешивания частиц ГБЦД в соответствующее количество сухого базального корма для получения разных концентраций. Кинетика поглощения ГБЦД, вероятно, зависит как от размера частиц, так и количества добавляемых частиц и, как ожидается, будет ниже, чем растворенного ГБЦД. Следовательно, фактические дозы в тканях, приводимые в этом исследовании, предположительно ниже, чем исходная доза, как можно было также предположить исходя из результатов аналогичных исследований, таких, как WIL 2001, в котором обратимые изменения наблюдались только при дозах до 1000 мг/кг веса тела/сутки в ходе 90-дневного перорального воздействия.

2.4.5 Токсичность для человека

102. Проведенная ЕК оценка риска ГБЦД, завершенная в 2008 году, обеспечивает наиболее полную оценку токсических последствий и рисков воздействия ГБЦД на здоровье и благосостояние человека (European Commission 2008). В ходе оценки был сделан вывод, что ГБЦД может вызывать отравление репродуктивной системы и стать источником долгосрочной токсичности, но не вызывает озабоченности в отношении острой токсичности, раздражения, повышения чувствительности, мутагенности и канцерогенности. Кроме того, утверждается, что ГБЦД не создает опасности для взрослых потребителей или работников, если применяются стандартные меры промышленной гигиены (нынешняя практика ЕС). Эти выводы основаны на большом перечне исследований токсичности и широком выборе оценок воздействия и риска, в которых учитываются не только работники и взрослые потребители, но и косвенное воздействие на человека через окружающую среду (European Commission 2008). В оценке рисков ЕС указывается, что в настоящее время во всех слоях населения концентрации ГБЦД в тканях намного ниже тех, которых, как сообщается, вызывают неблагоприятные изменения у других млекопитающих (European Commission 2008).

103. В ЕС в настоящее время обсуждается предложение о классификации и маркировке ГБЦД как вещества, токсичного для репродуктивной системы и развития. Предполагается, что это вещество отрицательно сказывается на фертильности и вредит здоровью еще не родившегося ребенка (CLP: Repr 2; H361fd), и здоровью детей, вскармливаемых грудью (CLP: Lact. Effects H362) (2009 KEMI2009).

2.4.6 Сопоставление уровней воздействия и данных о последствиях