Organisation mondiale de la santé (OMS) · Publications

Руководство по контролю качества питьевой воды, том 2: гигиенические критерии и другая релевантная информация

31 décembre 1987 Organisation mondiale de la santé

Le texte intégral est hébergé par l’organisation qui le publie. lawenc.com indexe les métadonnées et renvoie vers la source officielle.

Texte intégral

Всемирная организация здравоохранения- специализированное учреждение Орга низации Объединенных Наций, основная функция которого состоит в решении между народных проблем здравоохранения и охраны здоровья населения. С помощью этой ор ганизации, которая была создана в 1948 г., работники здравоохранения 160 стран об мениваются знаниями и опытом для того, чтобы сделать возможным достижение к

2000

г. такого уровня здоровья всех жителей земли, который позволит им вести пол

ноценную жизнь в социальном и экономическом плане.

Осуществляя прямое техническое сотрудничество с государствами-членами и сти мулируя такое сотрудничество между ними, ВОЗ содействует развитию системы всесто роннего медико-санитарного обслуживания, профилактике болезней и борьбе с ними, улучшению условий окружающей среды, развитию кадров здравоохранения, координа ции и развитию медико-биологических исследований и изучению служб здравоохране ния, а также планированию и осуществлению программ здравоохранения.

Эти широкие сферы приложении усилий ВОЗ охватывают самые разнообразные виды деятельности, такие как развитие систем первичной медико-санитарной помощи, обслуживающих все население государств-членов; укрепление здоровья матери и ре бенка; борьба с недостаточностью питания; борьба с малярией и другими инфекцион ными болезнями, включая туберкулез и лепру; содействие массовым кампаниям имму низации против ряда болезней, поддающнхся профилактнке; повышение уровня nсихи

ческого здоровья; обеспечение населения доброкачественной водой, а также подготовка персонала здравоохранения всех категорий.

Повышение уровня здоровья во всем мире требует международного сотрудничест ва и в таких областях, как установление международных стандартов для биологиче ских веществ, пестицидов и фармацевтических препаратов; разработка гигиенических критериев состояния окружающей среды; рекомендация международных непатентован

ных наименований лекарсхвенных средств; применение Международных медико-санн тарных правил; пересмотр Международной классификации болезней, травм и причин смерти, а также сбор и распространение данных санитарной статистики. Более подробная информация о многочисленных аспектах работы ВОЗ представле· на в публикациях Организации.

РУКОВОДСТВО

ПО КОНТРОЛЮ КАЧЕСТВА

ПИТЬЕВОЙ ВОДЫ Том2 ГигиенИческие критерии и другая релевантная информация

Выпущено издательством «Медицина» по поручению Министерства здравоохранения Союза Советских Соцналистическпх Республик, которому ВОЗ вверила выпуск данного издания на русском языке

Всемирная организация здравоохранения Женева,

1987

World Health Organization 1984

Всемирная организация здравоохранения,

1987

На публикации Всемирной организации здравоохранения распространяются поло жения протокола N2 2 Всемирной конвенции об охране авторских прав. Заявления о разрешении на перепечатку или перевод публикаций ВОЗ частпчно или iп toto следует направлять Швейцария. пр ось бы. в отдел публиr,аций Всемирной органнзацип здравоохранения, Женева, Всемирная организация здравоохранения охотно удовлетворяет такие

Обозначения, используемые в настоящем издании, и приводимые в нем материалы нн в коем случае не выражают мнение Секретариата Всемирной организации здраво охранения о юридическом статусе какой-либо страны, террпторип, города пли района, нх правительствах илп их государственных границах.

Упоминание некоторых Е:омпаний плп продукции отдельных изготовителей не озна чает, что Всемирная органпзация здравоохраненпя отдает им предпочтение по сравне нию с другими, не упомянутымп в тексте, пли рекомендует их к использованию. Кю' правило, патентованные наименования выделяются начальными прописнымп буквами.

4104020000-350 р 039(01 )-87

КБ-4U--35-87

СОДЕРЖАНИЕ Предисловие

VI ЧАСТЬ

МИКРОБИОЛОГИЧЕСКИЕ АСПЕКТЫ

Бактериологические показатели качества питьевой воды Водные патогенные бактерип . . . Обоснование использования индикаторных органшмов Организмы, служащие поыехоri Обеззараживание . . . . . Сбор, хранение и транспортироВI(а проб воды для баперпологического анализа . . . . . . . . . . . . . . . . . Рекомендуемые методы обнаружения и количественного определения организмов- индикаторов загрязнения

3 3 4 9 10 13 17 32 34 34 34 35 36 36 37 38

1.1 1.2 1.3 1.4 1.5 1.6

Список литературы

2. 2.1 2.2 2.3 2.4 2.5 2.6

Вирусологические показате.;Jн качества питьевой воды Общие замечания Пуш воздействия Влияние на здоровье Обоснование рекомендаций Методы исследования воды на прнсу~ствне варусов Интерпретацпя н оцею'а положитешных результатов

Список литературы ЧАСТЬ

II.

БИОЛОГIIЧЕСI(ИЕ АСПЕКТЫ

Простейшие

41 48 . . 48 51 53 56 59

Гельминты Группа Группа Группа

2.1 2.2 2.3 3.

I (Dracuпculus, Spiroшetra) . . II (Schistosoшa, Апсу!оstошз, Nccator) . I II (Ascaris. Trichuris, Struпgyloides, Eпteroblus, Fasciolids, pis, Echiпococcus)

Hymeпole-

Свободноживущие организмы

Сппсок литературы ЧАСТЬ Ш. НЕОРГ АНИЧЕСКИЕ КОМПОНЕНТЫ,

ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

1. 2.

Мышьяк Асбест Барий

70 78 82

3. 4. 5. 6.

Бериллий Кадмий

Хром

S3 ш

IV 7. Цианиды

СОДЕРЖАНИЕ

99 102 108 113 122 126 и нитриты

8. Фтор 9. Жесткость 10. 11. 12. 13. 14. 15. 16. Свинец Ртуть Никель Нитраты Селен Серебро Натрий ЧАСТЬ

130 137 143 147 IV. ОРГАНИЧЕСКИЕ КОМПОНЕНТЫ,

ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

Хлорированные алканы Четыреххлористый углерод 1,2-Дихлорэтан

157 157 161 164 164 168 172 178 184

1.1 1.2

Хлорированные этены

2.1 2.2 2.3 2.4 3. 4.

Винилхлорид 1,1-Дихлорэтен Трихлорэтен Тетрахлорэтен Полициклические ароматические углеводороды

Пестициды . . . 4.1 ДДТ (сумма изомеров) 4.2 Альдрин и дильдрин 4.3 Хлордан . . 4.4 Гексахлорбензол . . . 4.5 Гептахлор и гептахлорэпоксид 4.6 Линдан 4.7 Метоксихлор . . 4.8 2,4-Дихлорфенш(сиуксусная rшслота

192 193 196

199 205

210 215

219 221

5. Хлорбензолы . . . . 5.1 Хлорбензол (монохлорбензол) 5.2 Дихлорбензолы 6. 7. Бензол и низшие алкилбензолы Фенол и хлорфенолы имеющие токсикологическое значение

224 225

227 232

236 236 238

7.1 Хлорированные фенолы, 7.2 2,4,6- Трихлорфенол 7.3 Пентахлорфенол

240 242

Тригалометаны

ЧАСТЬ

ЭСТЕТИЧЕСКИЕ КОМПОНЕНТЫ И ПОКАЗАТЕЛИ

1. 2. 3. 4.

Алюминий Хлориды

251 254 257

Цветность Медь

263

СОДЕРЖАНИЕ

v 265 269 273 276

5. 6. 7. 8. 9. 10. 11. 12. 13. 13.1

Жесткость Сероводород Железо

Марганец Кислород растворенный

280 282 287 291 294 294

Значение рН Натрий

Сульфаты Привкус и запах

Привкус Запах

13.2 14. 15. 16. 17.

298 302 305 307 313 ЧАСТЬ

Температура Сухой остаток- общее содеjJжание растворенных твердых веществ Мутность Цинк

VI.

РАДИОАКТИВНЫЕ ВЕЩЕСТВА

Введение

319 320 320 321 322

2. Основные соображения . 2.1 Зависимость доза- ответ 2.2 Дозо-эквивалентные пределы 2.3 Воздействие применительно к 3. 4. 5.

качеству питьевой

воды

Источники воздействия радиации Рекомендуемые величины для общей альфа- и бета-активности

322 323 325 321?

Радон

<;писак литературы

ПРЕДИСЛОВИЕ

Последнее изданпе Международных стандартов питьевой водыа было опубликовано в 1971 г., а последнее издание Европейских стан дарiов питьевой воды 6 - в 1970 г. В настоящее время указанные стан дарты пересмотрены, уточнены и обобщены, результаты работы опу

бликованы в трех томах под общпм названием Руководство по качест ву питьевой воды. Содержание этих трех томов в кратком виде изло жено ниже.

Том

Рекомендации. В этом томе прмводят,ся собственно рекомендуе

мые величины, а также информация, важная для понимания ключевых

положений, которые легли в основу их разработки, и информация по

требованиям к процессу монИторинга. Там, г1де это

возможно,

даны

предложения относительно корректир-овочных мер, необходимых для обеспечения соблюдения рекомендуемых величин. Рекомендации каса ются микробиологических, биологических, химических, органолептиче ских и радиологических показателей качества питьевой воды.

Том 2. Гигиенические критерии и другая релевантная информация. Во втором томе представлены гигиенические критерии для тех загряз нителей питьевой воды и ~ругих ее компонентов, которые изучались в целях установления рекомендуемых ветrчин. К:роме того, в нем приво

дится информация, касающаяся обнаружения загрязнптелей в воде и мер контроля за ними. Он содержит обзор имеющихся токсикологиче ских, эпидемиологических и клинических данных, которые былтr ис-

пользованы при разработке рекомендуемых величин.

Том 3: Рекомендации по контролю качества питьевой воды в системах водоснабжения небольтих населенных пунктов. Последний том посвя щен специальному рассмотрению проблем, касающихся небольших на. селеиных пунктов, расположенных главным образом в сельской мест ности. Он содержит информацию о методах оценкп и контроля за загрязнением систем водоснабжения в таких населенных пунктах, включая простые методы отбора и анализа проб, санитарные обследо вания и другие способы исследованпя и контроля качества питьевой

воды в этих районах. Этот том в основном касается вопросов бактери ологической безопасности воды.

Таким образом, во втором томе рассматриваются матерпалы, слу жащие обоснованнем рекомендуемых величин, обобщается и оценива ется имеющаяся информация о влиянии различных компонентов питье вых вод на здоровье и сенсорные системы организма; он служит

а 6

lnternational standards for drinking-water, Зrd ed. Geneva, Worid Health Organization, 1971. European standards for drinking-water, 2nd ed. Geneva, World Health Organization, 1970.

ПРЕДИСЛОВИЕ

Vll

удобным оправочным пособием для специалистов, занимающихся раз работкой и внедрением национальных стандартов, а также научно-ис

следовательской деятельностью. Этот том содержит значительно более подробное изложение информации, представленной в первом томе, и должен рассматриваться как важный, дополняющий его документ.

Микробиологические и биологические аспекты качества питьевой воды освещены в частях I и II данного тома. Помимо описания вод ных патогенных бактерий и обоснования использования индикаторных

организмов здесь содержится подробная информация о требованиях к надзору и возможных путях обеспечения необходимого бактериологи ческого качества питьевой воды. В соответствующих подразделах рас сматриваются вопросы сбора, хранения и транспортировки водных рекомендуемые методы обнаружения различных микроорганиз

проб,

мов и способы обеззараживания. Включено также краткое присутствующих в питьевой воде вирусов. дуемые величины их допустимого содержания

описание

В то время как ,для биологических загрязняющих агентов рекомен как таковые не установ

лены, присутствие патогенных простейших и гельминтов вызывает известное беспокойство. Рассматриваются также свободноживущие ор

ганизмы, которые могут встречаться в системах водоснабжения. всех этих организмов рекомендуемые величины не предлагаются,

Д.пя что

обусловлено отсутствием унифицированной методологии надзора в этой области. Поэтому основной упор делается на необходимость об щей охраны водаисточников в целях минимизации возможной опас ности для здоровья, связанной с присутствием биологических агентов в системах питьевого водоснабжения.

Во

время в

заседаний процессе

специальньLх подготовки

исследовательских руководства,

групп, было

про рас

исходивших

данного

смотрено большое число различных неорганических и органических хи мических веществ, оказывающих влияние на здоровье. В результате

подробного рассмотрения

неорганических и 4б органических веществ

рекомендуемые величины допустимого содержания были установлены для 9 неорганических и 15 органических соединений, в то время как для 3 органических веществ были рекомендованы ориентировочные ве

личпны. Рассмотренная при разработке рекомендуемых величин ин формация о действии на здоровье, а также другая релевантная инфор мация в обобщенном виде представлены в частях III и IV данного тома. Кроме того, приведены также сводные данные по некоторым другим химическим веществам и компонентам, которые были рассмот

рены, но для которых по разным причинам было сочтено неделесооб разным рекомендовать гигиенически обоснованные допустимые вели

чины. Это касается асбеста, бария, бериллия, жесткости воды, никеля, нитратов, серебра, натрия, винилхлорида и некоторых хлорфенолов и хлорбензолов.

Информация, содержащаяся в таких сводных данных, обычно вклю чает следующее: а) общее описание вещества, основные его источники и концентрации в воде; б) инфор,мация о путях поступления в орга

низм человека (с питьевой водой, пищей, атмосферным воздухом и т. д.), включая их сравнительную значимость; в) метаболизм (поrлоще ние, распределение, поддержание, выведение и биотрансформация) и г) данные о влиянщr на здоровье, которые включают описание наблю.

VIII

РУКОВОДСТВО ПО КОНТРОЛЮ КАЧЕСТВА ПИТЬЕВОй ВОДЫ

даемых неблагаприятных биологических эффектов и оценку их значе ния для здоровья, идентификацию населения,

наиболее

чувствительных зависимости

групп доза

подвергающегося

риску

установление

эффект и преобладающих видов эффектов. В каждом случае сводные данные включают список литературы.

Всего было подробно рассмотрено

22 компонента и показателя ка

чества питьевой воды с целью определения их влияния на эстетические

и органолептическне свойства воды. Для 15 из них были рекомендова ны допустимые величины. В данном томе дано обобщение исходной

информации, использованной для установления этих величин,. с указа нием источников, наличия, путей воздействия на организм, влияния

на здоровье и других эффектов. Такие сводные данные приведены в части V, где содержатся также сведения о влиянии на качество пить евой воды таких показателей как температура, растворенный кислород и рН.

В части

VI,

подготовленной в тесном сотрудничестве с Междуна (МКРЗ), рассматриваются

родной комиссией по радиационной защите

радиоактивные элементы, содержащиеся в питьевой воде. Здесь даны

обоснование рекомендуемых допустимых величин общей альфа- и бета-радиоактивности и указания относительно их применения на ирак тике.

Подготовка томов 1 и 2 нового руководства продолжалась более трех лет и потребовала активного участия около 30 государств- чле

нов ВОЗ, большого числа ученых и проведения совещаний

специ

альных исследовательских групп. Деятельность этих организаций и ученых, перечисленных в приложении 1 к тому 1, в большой степени содействовала успешному завершению данного руководства и оценива ется по заслугам. Чрезвычайно полезным было сотрудничество нацио нальных постов по выполнению Программы 'ВОЗ по гигиеническим критериЯiм состояния окружающей среды, различных организаций и отдельных экспертов, и их постоянное международных

.участие внес.1r'

существенный вклад в эту

работу.

Координаторами

работы

были

д-р Н. Galal Gorchev, штаб-квартира ВОЗ, и г-н W. Lewis, Европей ское региональное бюро ВОЗ. Подготовка данного руководства стала возможной благодаря фи нансовой поддержке, оказанной ВОЗ Датским агенетвам по междуна. родному развитию (ДАНИДА) и Программой ООН по окружающей

среде (ЮНЕП), которые выделили средства на покрытие расходов по публикации этого тома. Их вклад отмечается с большой благодар

ностью. Выражаем также признательность Агентству США по охране окружающей среды (ЭПА), которое поддержало это начинание, ко мандировав на два года д-ра Galal Gorchev. Мы отдаем себе отчет в том, что по мере появления новой инфор мации может возникнуть необходимость в пересмотре и уточнении рекомендуемых величин и установлении новых или изменении ранее

предложенных величин. Что касается химических веществ, присутству ющих в системах питьевого водоснабжения, такому .пересмотру в бу

дущем может способствовать подключение Международной: программы по безопасности химических веществ (МПБХВ), которая является со вместным проектом Программы ООН по окружающей среде, Между народной организации труда (МОТ) и ВОЗ. Две из ее основных задач

ПРЕДИСЛОВИЕ

заключаются в: а) оценке действия химических веществ на здоровье человека и окружающую среду, и 6) разработке рекомендаций по пре дельно допустимым уровням воздействия (как, например, допустимое суточное потребление и предельно допустимые или желательные уров ни содержания в атмосферном воздухе, воде, пищевых продуктах и производственной среде) для различных классов химических веществ, включая пищевые добавки, щества природного

промышленные соединения, токсичные ве пластмассы, упаковочные материа

происхождения,

лы и пестициды. В частности, на последнем заседании специальной исследовательской группы уже отмечалось, что в ближайшие годы, ве роятно, появятся новые данные о потенциальной опасности для здо

ровья таких веществ как асбест, натрий, нитраты/нитриты, никель, хлороформ, другие тригалометаны, трихлорэтен, тетрахлорэтен и че тыреххлористый углерод, что обусловит необходимость пересмотра ре комендованных для них величин.

ЧАСТЫ.МИКРОБИОЛОГИЧЕСКИЕдСПЕКТЫ

1. БАКТЕРИОЛОГИЧЕСКИЕ ПОКАЗАТЕЛИ КАЧЕСТВА ПИТЬЕВОй ВОДЫ Наиболее обычный и распространенный вид опасности, связанной с питьевой водой, обусловлен ее загрязнением (прямым или опосредо ванным путем) сточными водами, другими отходами или фекалиями человека и жпвотных. Если загрязнение свежее и если оно исходит

(в том числе) от лиц и особей, являющихся носителями инфекцион ных кишечных болезней, то в нем могут присутствовать жизнеспособ· ные болезнетворные агенты. Употребление загрязненной ими воды для питья или приготовления пищи может привести к дальнейшему рас пространению инфекции.

1.1 Водные патогенные бактерии Фекальное загрязнение питье·вqй воды может обусловить поступ

ление в воду ряда различных кишечных патогенных организмов (бак териальных, вирусных и паразитических), причем их присутствие свя зано с микробными болезнями и носителями, имеющимися в данный момент среди населения изучаемого района. Кишечные патогенные бактерии широко распространены во всем мире. Среди известных, как встречающихся в загрязненной питьевой воде, штаммы Salmonella, Shigella, энтеротоксигенные Escherichia co!i, Vibrio cholerae, Yersinia enterocolitica и Campylobacter fetus. Эти органпзмы могут вызывать заболевания, варьирующие по степени тяжести от легкой формы гаст роэнтеритов до тяжелых, а иногда летальных форм дизентезии, холе ры и брюшного тифа. Другие организмы, естественно присутствующие в окружающей среде и не считающиеся патогенными агентами, могут также вызывать

иногда оппортунистические заболевания (т. е. инфекцию условно па тогенными организмами). Такие организмы при их присутствии в пить евой воде могут служить причиной инфекционных болезней, главным образом у лиц с нарушением местных или общих естественных имму нозащитных механизмов, что наиболее вероятно в случае очень пожи лых людей, детей и больных, госпитализированных, например, по по воду ожогов или необходимости в иммуносупрессивноii терапии. Пить евая вода, используемая такими больными для питья и умывания, если она содержит избыточные количества таких организмов, как

Pseudomonas, Flavobacterium, Acinetobacter, и носоглотки.

Юebsiella и

Serratia,

мо

жет обусловить возникн01вение самых различных инфекций, в том чис ле инфекционных поражений кожи и слизистых оболочек глаза, уха

МИК:РОБИОЛОГИЧЕСК.ИЕ АСПЕК.ТЫ

Пути передачи патогенных бактерий включают потребление загряз ненной воды п шrщи, контакты с больными людьми или жпвотными, а также воздушно-капельный путь. Значимость водного пути распро странения кишечных бактериальных пнфекцпй значптельно варьиру ется в завпсимосоти от заболеванпя п от местных услови!r. Несмотря

на то, что человека с

Shigella

передается через воду, главным в распространении в условиях скученности; в отличие от этого хо

шигеллеза обычно является не водный путь, а скорее прямой контакт человеком

лера

обычно

передается

через

воду,

а сальмонеллез- с

ппщевыми

продуктами.

Для различных водных патогенных агентов существует широкий диапазон уровней минимальной инфицирующей дозы, необходимой для развития пнфекции у человека. В случае Salmonella typhi пqступление внутрь сравнительно небольтого чпсла клеток может вызвать заболе вание; в случае Shigella flexneri для этого может оказаться необходи мым несколько сотен клеток, в то время как развитие гастроэнтерита

обычно невозможно без nрисутствия многих миллпонов клеток серо типов Salmonella. Аналогично этому в случае токсикогенных организ мов как, например, энтеропатогенные Е. coli и V. cholerae, для разви тия болезни может потребоваться большое колпчество клеток- поряд ка 10 8 • Величина инфицирующей дозы для различных индивидуумов варьируется также в зависимости от возраста, состояния питания и

общего

состояния здоровья в

момент воздействия. Помимо передачи

через питьевую воду нельзя недооценивать значение других путей пе

редачи инфекцпп, поскольку наличие безопасного в эпидемическом отношенпи питьевого водоснабжения не всегда может обеспечить предупреждение инфекции, если оно не подкреплено улучшением са нитарных условий и более высоким уровнем личной гигиены. В этом :отношении важное значение имеет санитарно-просветительная работа по прикладной гигиене.

1.2

Обоснование использования индикаторных организмов

Признание того, что микробные инфекции могут иметь водное про псхождение, обусловпло необходимость разработки методов рутпнных исследований, позволяющих удостовериться в отсутствии фекального

загрязнения питьевой воды. Несмотря на то, что в настоящее время можно установить факт присутствия в воде многпх патогенных аген тов, методы их выделения п ко;личественного определения нередко до

вольно

сложны

п длительны. проводить

Поэтому с практической точки возможного

зрения патоген

нецелесообразно

мониторинг каждого

ного микроба, являющегося следствием загрязнения. Более логичным подходом является выявление организмов, обычно присутствующих в фекалиях человека п другпх теплокровных животных, в качестве пн

дпкаторов фекального загрязнения, а также показателей эффективно сти процессов очисткп и обеззараживания воды. Выявленпе таких организмов указывает на присутствие фекалю"r, а, следовательно, на

возможное отсутствие

прпсутствпе

кишечных

патогенных

агентов.

наоборот,

сопутствующих

фекальных

мпкроорганизмов

свидетельст

вует о том, что патогенные агенты, вероятно, также отсутствуют. Та ким образом, попек таких органпзмов- индикаторов фекального за-

БАК.ТЕРИОЛОГИЧЕСI<:ИЕ tЮК.АЗАТЕJ1И КАЧЕСТВА ПИТЬЕВОЙ ВОДЫ

5 воды.

грязнения- позволяет

получить

средство

контроля

качества

Важное значение имеет также надзор за бактерпологическпми пока зателями качества неочищенноii. воды, причем не только при оценке степенп ее загрязнения, но и при выборе источника водоснабжения п наилучшего способа очистки воды. Бактериологическое исследованпе представляет собой наиболее чувствительный тест для выявленпя свежего и вследствие этого по

тенцпально опасного фекального загрязнения, обеспечивая таким об разом гигиеническую оценку качества воды с достаточной чувствн тельностью и специфичностью, которая не может быть получена с по мощью рутинных химических анализов. Важно, чтобы исследование воды проводилось регулярно и достаточно часто, поскольку загрязне

ние может быть периодическим и может не обнаруживаться прп ана

лизе

разовых воду

проб.

По

этой

причине с

предпочтительнее простого

нееледавать чем редко

питьевую

достаточно

часто

помощью

теста,

с помощью более сложного теста или набора тестов. При ограничен ных людских ресурсах и материальных средствах первоочередное вни

мание следует также уделять обязательному проведению рутинных бактериологпческпх псследованиii. воды. Следует отдавать себе отчет в том, что бактериологпче,ский анализ может свидетельствовать только о в возможности момент илп невозможностrJ загрязнения продемонстрировать присутствие исследованпя

пли бактерпй- индикаторов фекального загрязнения в данной пробе воды с помощью установленных методов культпвирования. Помимо этого результаты рутинного бактериологического исследованпя до:лж ны всегда оцениваться в свете точных сведенпй о системах водоснаб жения, включая источник, очистку и распределение воды. Во всех слу чаях, когда пзменившпеся условия приводят к ухудшенпю качества

поставляемой воды или даже если онп только наводят на мысль о возросших возможностях загрязнения, частота проведения бактерио логического исследования должна быть увелпчена таким образом,

чтобы на основании анализа ряда проб из правильно выбранных пунктов можно было локалпзовать опасность п прпнять необходимые корректировочные меры. Если санитарное обследованпе, в том числе визуальный осмотр, указывает на то, что система водоснабжения явно подвержена загрязненпю, корректировочные меры должны прпнимать

ся независимо от результатов бактериологического исследования. Для нецентрализованного сельского водоснабжения санитарные обследова ния часто могут представлять собой единственно возможную форму регулярного исследования.

1.2.1

Организмы- индикаторы фекального загрязнения

Использование типичных кишечных организмов в качестве инди каторов фекального загрязнения (а не самих патогенных агентов) является общепризнанным прпнципом мониторинга и оценки микро биологической безопасности водоснабжения [ 1]. В идеале обнаруже Rие таких индикаторных бактерш"r должно означать возможное при сутетвне всех сопутствующих такому загрязнению патогенных агентов.

Индикаторные организмы должны обнаруживаться в большпх колп чесtвах в экскрементах, но должны отсутствовать (или присутстtювать

1. МИ!(РОБИОЛОГИЧЕСК:ИЕ АСПЕ1(ТЬ!

лишь в небольшпх количествах) в других источниках. Они должны легко выделяться, идентифицироваться и количественно определяться и не должны размножаться в воде. Они также должны дольше вы живать в водной среде, чем патогенные агенты, и быть более устойчи вы к действию таких обеззараживающих агентов как хлор. Практи чески, какой-либо один организм не может отвечать всем этим крите риям, хотя многие из них имеют местq в случае колиформных орга

низмов, особенно

Escherichia coli- важного

индикатора загрязнения

'воды фекалиями человека или животных. Другие организмы, удовлет 'воряющие некоторым из этих требований, хотя и не в такой степени, как колиформные организмы, также могут в некоторых случаях ис Пользоваться в качестве дополнительных показателей фекального за грязнения. Значение, которqе может придаваться присутствию или отсутствию каких-либо конкретных организмов- индикаторов фекаль ного загрязнения, варьируется в зависимости от вида организма и

iз особенности от степенп его специфической связи с фекалиями. Организмы, используемые в качестве бактериальных индикаторов фекального загрязнения, включают группу колиформных организмов в целом, Е. coli и колиформные организмы, которые были описаны 'как «фекальные колиформы», фекальные стрептоrюкки и сульфитре дуцирующие клостридии, особенно Clostridium perfringens. Анаэроб ные бактерии, такие как бифидобактерии и Bacteroides, содержатся в фекалиях в больших количествах, чем колиформные организмы, но рутинные методы их обнаружения и количественного определения еще не разработаны. Другпе группы организмов могут также поступать в окружающую среду из иных источников, помимо фекалий, и могут даже размножаться в водной среде, уменьшая таким образом степень достоверности, с которой их присутствие может ассоциироваться с за грязнением экскрементами. Полная идентпфикация таких индикатор ных организмов обычно требует использования расширенного набора тестов, что практпчески невыполнимо при рутинном мониторинге. По этому специалисты в области водной бактериологии разработали оп ределения индикаторных видов и групп, которые имеют скорее прак

тическое, чем таксономическое значение и базируются главным обра зом на обнаружении п количественном определении в воде, обычно с помощью титрационного метода илп метода мембранных фильтров.

1.2.1.1

Колиформные организмы (общие колифорАtы)

Колиформные организмы давно уже считаются удобными микроб ными индикаторами качества питьевой воды, главным образом пото му, что эти микроорганизмы легко поддаются о1бнаруженпю и количе

ственному определению в водной среде. В общих чертах онп характе ризуются способностью ферментировать лактозу при культивировании

при 35° пли 37 ос и включают виды Е. coli, Citrobacter, Enterobacter и Klebsiella. Колиформные бактерпи не должны прпсутствовать в по даваемой потребителю очищенной питьевой воде, а их присутствие свидетельствует о недостаточной о1чистке или вторичном загрязнении

,после очистки [ 2]. В этом смысле тест на колиформы используется как показатель эффективности очистки. Несмотря на то, что коли формные организмы могут не быть непосредственно связаны с присут-

1. БАК:ТЕРИОЛОГИЧЕСКИЕ ПО!(АЗАТЕЛИ КАЧЕСТВА ПИТЬЕВОй ВОДЫ

ствием вирусов в питьевой воде, применение колиформного те,ста все

еще

имеет определенное значение для

моюrтори.нга

микробио;логиче

ского

качества

коммунальных систем

водоснабжения

[ 3]. Известно,

что цисты некоторых паразитов более устойчивы к обеззараживанию, Чем колиформные организмы. Отсутствие колиформных организмов в поверхностных водах, которые подвергаются лишь обеззараживанию, не обязательно указывает на отсутствие цист Giardia, амеб и других паразито:в. Более того, источником происхождения колиформных бак терий могут быть не только экскременты теплокровных животных, но

также растительность и почва формные ность,

[4-6].

При некоторых условиях коли свою жизнеспособ строитель из неметаллических

организмы

могут

также

поддерживать

извлекая

питательные

вещества

ных материалов. В связи с вышеуказанными причпнами присутствие небольших количеств колиформных организмов (1-10 клеток на 100 мл), особенновнеочищенных по~земных водах, может иметь огра ниченное санитарное значение прrг условии отсутствия фекальных ко лиформ.

1.2.1.2

Фекальные (терлtотолерантные) колиформы

Они представляют собой колиформные организмы, способные фер ментировать лактозу при 44,0° или 44,5 °С, и включают род Escherichia п в меньшей степени отдельные штаммы Enterobacter, Citrobacter п К.lebsiella. Из этих организмов только Е. coli специфично фекального происхождения, причем она всегда присутствует в больших количест вах в экскрементах человека, животных и птиц и редко обнаружива ется в воде или почве, не Подвергавшихея фекальному загрязнению. Полная идентификация Е. coli с позиции современной таксономии обычно требует широкого набора тестов, что практически неприемле мо для рутинных исследований воды. Поэтому считается, что обнару жение и идентификация этих организмов в качестве фекальных орга низмов или предположительных Е. coli дает достаточную информацию для установления фекальной природы загрязнения. Вторичный рост

фекальных колиформ исключением тех

[7]

в распределительной сети маловероятен, за когда присутствует достаточное количество

случаев,

питательных веществ [биохимическое потребление кислорода (БПК.) выше 14 мг/л], температура воды превышает 13 °С, а свободный оста точный хлор отсутствует.

1.2.2

Деугие индикаторы фекального загрязнения

В сомнительных случаях, особенно когда обнаруживается прнсут ствие колиформных организмов в отсутствие фекальных колиформ и Е. coli, для подтверждения фекальной природы загрязнения могут быть использованы другие индикаторные организмы. Эти вторичные индикаторные организмы включают фекальные стрептококки и суль

фитредуцирующие клостридии, особенно С.

perfringens.

1.2.2.1

Фекальные стрептококки

Присутствие фекальных стрептоко:кков в воде обычно указывает на фекальное загрязнение [ 8, 9]. Этот термин относится к тем стреп тококкам, которые обычно присутствуют в экскрементах человека и

2-1084

МИ!<РОБИОЛОГИЧЕС!<ИЕ ACilE!\TЫ

'Животных, в том числе

S. faecalis,

S. faecium,

S. durans,

S. avium,

а также штаммы с промежуточными (относительно указанных видов) свойствами. Этп микроорганизмы редко размножаются в загрязненной воде, и они могут быть несколько более. устойчивыми к обеззаражи ванию, чем колиформные организмы. Однако эта индикаторная груп па редко рекомендуется для контроля количества пптьевой воды ввиду

высокой перспстентности этих микроорганизмов в воде с умеренными

концентрациями солей снабжения смешанного

[ 10], что может иметь место в системах водо

S. faecalis var. Iiquifaciens

типа. Более того, широкое распространение может служить отвлекающим моментом при определении значимости присутствия в питьевой воде фекальных стреmококков в колнчествах менее 100 на 100 мл, если только иден тификация штаммов не является частью рутиннт"r процедуры. Отно Шение числа фекальных колиформ к числу фекальных стрептококков

( >3: 1 для испражнений человека, <0,7: 1 для испражнений живот1!ых) может быть полезным при установлении петочника в случае сильно загрязненных для оценки

фекального

загрязнения организмы

источниrюв

неочищенной вызываю

воды при условии сбора достаточного объема данных. К.роме того, эти могут использоваться достоверности

щих сомнение результатов теста на колпформы, особенно если коли формные организмы обнаруживаются в отсутствие фекальных коли форм. Они могут также быть полезными при контроле качества воды в ра,спределительной системе после ремонта водопроводной сети.

1.2.2.2

Сульфитредуцирующие клостридии

Это анаэробные спорообразующие организмы, наиболее характер ным из которых является С. perfringens (С. welchii), обычно присут ствуют в фекалиях, хотя и в значительно меньших количествах, чем

Е.

coli.

Споры клостридпй выживают в водной среде дольше, чем ор

колиформной группы, и они устойчивы к обеззараживанию при неадекватных концентрациях обеззараживающего агента, време ни контакта или значения рН. Таким образом, их перспстентность в подвергшейся обеззараживанию воде может свидетельствовать о де

ганизмы

фектах очистки тинного

[11]. распределительных и накоплению систем, в них; поскольку вследствие они имеют они этого

Однако нежелательно ориентироваться на эти организмы для ру мониторинга к тенденцию выживанию

могут обнаруживаться в течение довольно длительного времени и на довольно большом расстояншr от исходного петочника загрязнения, а следовательно, служить основанием для ложной тревоги.

1.2.3

Показатели качества воды

Для оценки качества питьевой воды с гигиенической точки зрения помимо подсчета колоний рекомендуется учитывать другие микроор

ганизмы, включая

Pseudomonas aeruginosa

Г 12,

13].

Однако ни анализ

на присутствие этих организмов, нп подсчет колонш"r не представля ются необходимыми для рутинного мониторпнга гигиенически прием

лемого качества воды. Они полезны в некоторых случаях, когда слу жат показателями общей чистоты распределительной сетп rr позволяют оценить качество воды в бутылях.

1. 13А1\ТЕР110ЛОГ11ЧЕСК.ИЕ tЮК.АЗАТЕЛИ КАЧЕСТВА h1ПЬЕ1301"! ВОДЫ

1.2.3.1 Pseudomonas aeruginosa Этот организм часто встречается в экскрементах человека, но в зна

чительно

меньших

колпчествах,

чем

колиформные

организмы.

Он

представляет собой условно-патогенный организм

и часто встречается

у детей п стариков, а также у лиц, уже ослабленных болезнью, при чем он часто выделяется у лиц с инфекциями мочевого тракта и ожо

гами кожи [ 14]. Этот организм встречается в неочпщенной воде, особенно в присутствии колиформных организмов. Однако в питьевой воде он может содержаться п в отсутствие колиформных организмов

[15, 16], рых

что может быть частично обусловлено способностью некото материалов, пспользуемых при сооружении распре

строительных

делптельных систем и трубопроводов, поддерживать рост этого микро

организма де нельзя

[ 17].

Несмотря на то, что его присутствие в питьевой во микроорганизм не следует использовать при

недооценивать,

проведенип рутинного исследования воды на присутствие фекального загрязнения. Анализ на присутствие Р. aeruginosa может быть полезен в некоторых случаях, например, при разведении регпдратацпонных

смесей, детского питания и лекарственных средств, а также при над зоре за системами водоснабжения больничных учреждений и контроле качества воды в бутылях [ 18].

1.2.3.2

Подсчет колоний

Метод подсчета колоний может использоваться для определения общего уровня содержания бактерий в воде. Он отражает не об щую численность микроорганизмов в воде, а только тех из них,

которые способны образовывать видимые невооруженным глазом коло нrш на питательных средах при определенных условиях культивпрова

ния. Эти данные не имеют большого значения для обнаружения кального загрязнения и не должны считаться важным показателем

фе при

оценке безопасности систем питьевого водоснабжения, нпка может служить ранним сигналом загрязненпя

хотя

внезапное гори

увеличение числа колоний при анализе воды из подземного водоисточ водоносного

зонта этом

[ 19].

Онп полезны пр и оценке эффективности пропессов водо коагуляции, фильтрации в

очпстки,

особенно

обеззаражпванпя, их количества в

при во

основная

задача

заключается

поддержании

де на возможно более низком уровне. Они могут использоваться так же для оценкп незагрязненности и целостности распределительной се ти п пригодностп воды для пропзводства ппщевых продуктов и наппт

ков, где число микроорганизмов должно быть низкпм для сведенпя до

минимума риска их порчи. Основная ний заключается в возможностп

ценность

метода

подсчета

коло

сравнения

результатов,

полученных

при исследовании регулярно отбираемых проб из одной п той же си стемы водоснабжения с тем, чтобы можно было обнаружить любые значимые отклонения от нормальных значений в данной конкретной точке спстемы.

1.3 группу о,рганизмов,

Организмы, служащие помехой

Они составляют морфологически и физиологически разнообразную' которая включает планктонные и прикрепленные

водоросли, грибы, ракообразные и простейшпе, а также актинамипеты

10 и железо-

1. МИ!<РОБИОJ10ГИЧЕСI<ИЕ ACt!E!<TЬI

и серобактерии. Эти организмы могут являться причиной привкуса, цвета, запаха и мутности воды, а также

нежелательного

могут мешать процессам

очистки, забивая сетки и фильтры. Кроме,

того, некоторые планктонные органпзмы, не будучи вредными сами по себе, могут содержать патогенные агенты и защищать их от гибели

при обеззаражпванип хлором. Большин.ство такпх посторонних орга низмов могут быть сравнительно легко удалены с помощью обычных процессов водоочистки. Более того, возникающие в связи с ними про блемы нежелательного привкуса, запаха, цвета и мутности косвенным образом решаются путем установления рекомендуемых величин эсте тических показателей качества в,оды, приведеиных в части V. Присут ствие некоторых организмов в воде может свидетельствовать о корро

зии

чугуна

или

о биоразрушении

конетрукцпонных

материалов,

спо

собных поддерживать такие неметаллические

рост

микроорганпзмов как

[ 17].

К ним резина,

относятся прокладки

материалы

пластмассы,

п выстилающие трубы материалы, которые содержат органпческие ШI

тательные вещества и таким образом способствуют росту различных микроорганизмов, в том числе иногда колиформных организмов и Р. aeгuginosa. Неомотря на то, что очистка обычно приводит к удале нию таких организмов, они могут развиваться в осадке или .слизи и на

различных материалах внутри распределительной системы, где пх при

сутетвне может поддерживать размножение

Asellos

и популяций дру

гих животных. Обеззараживание остаточным хлором помогает бороть ся с таким заражением систем, однаiю может во:зникать необходи мость в периодическом продувании и механической очистке секций трубопроводов с помощью пенаполиуретановых ершей. Посторонние организмы могут также причинять вред в ·случае за бора воды из подземных водоисточников, вызывая обрастания коло дезных филыров и обусловливая тем самым сниженпе объема заби раемой воды и ухудшенпе эстетиче.ских показателей ее качества. Их присутствие фактически может указывать на наличие органпческого·

загрязнения водоносного горизонта Г 20]. Проведение рутинного мониторинга таких посторонних организмов нельзя рекомендовать вследствие пх необычайного разнообразия и не предсказуемости пх присутствия, хотя бактериqлоги долж:ны отдавать себе отчет в том, что они могут ухудшать качество воды. Практически нецелесообразно устанавливать какие-либо количественные предельно допустимые величины для таких посторонних организмов.

1.4 обеспечение барьера

Обеззараживание являются защитного

Основными причинами проведения обеззараж:ивания уничтоженпя патогенных агентов, создание

против патогенных агентов, поступающих в распределитель ную систему и подавление вторичного роста бактерпй внутри труб. Ввиду важности обеззараживания в обеспечении гпгпеничес1ш прием лемого качества питьевой воды необходимо, чтобы замеры концент рацпп обеззараживающего агента проводплись достаточно часто, а ре гистрация- л;:елательно постоянно. Для небольшпх систем водоснаб жения, особенно тех, которые поднержены рпску заражения, следует

о,беспечить простые устройства обезза ражпвания и измерения концент рации обеззараживающего агента.

!. БАКТЕРИОЛОГИЧЕСКИЕ ПОКАЗАТЕЛИ КАЧЕСТВА ПИТЬЕВОй ВОДЫ

1.4.1

Эффективность обеззараживания

Сравнительная эффективность обеззараживающих агентов может быть выражена лпбо в виде относительных концентраций, необходи мых для достижения одной и той же скорости обеззараживания, либо в виде относительных скоростей обеззараживания, обеспечиваемых одной и той же концентрацией обеззараживающего агента. Однако в 'связи с различной прирадой микроорганизмов и трудностями, свя занными с унификацией таких экспериментальных условий, как зна чение рН, температура п химпческие характеристики воды, можно дать лишь общую оценку сравнительной эффективности различных обеззараживающпх средств. В рамках этих ограничений можно раз бить все обеззараживающие средства на группы в соответствии с эф фек'тпвностью их действия. Так, предпочтительным является примене

нпе хлора, двуокиси хлора пли озона, хотя в случае хлора значение рН должно быть нпже зараживающих

8,0.

Поскольку хлорамины отличаются медленным их пспользование в качестве первичных обез водоочистке не рекомендуется, хотя они прп

биоцидным действием, агенто1в

:Могут применяться для честв вещества в дольше.

поддержания необходимых остаточных коли системе, где время контакта

распределительной

Аналогичным образом, можно перечислпть различные типы микро организмов в порядке снижения их относительной устойчивости и воз

можности выживания: цисты простейших, энтеровирусы, энтеробакте

рии. Несмотря на определенные различия во времени, требующемся для инактивацип энтеровирусов в сравнении с энтеробактериями, ми нимальные условия в отношении остаточных количеств обеззаражи вающего агента и времени контакта, необходимых для обеспечения микробиологической безопасности системы водоснабжения, могут быть легко предусмотрены. Поэтому рекомендуется, чтобы вода из потен циально грязных водоисточнпков всегда подвергалась обеззаражива нию. Это обычно обеспечивает инактивацию определенных организмов, включая некоторые вирусы, которые могут быть относительно более устойчивыми, чем фекальные индикаторные бактерии.

1.4.2

Остаточные количества обеззараживающих агентов

Помимо эффективности обеззараживания другим важным моментом является способность этих агентов оставаться в виде остаточных коли

честв при хранеюш и распределении питьевой воды. За исключением озона все другпе практпчески возможные обеззараживающие агенты (хлор, двуокись хлора п хлорамины) могут обеспечить присутствие та ких остаточных количеств, необходимых для непрерывного контроля за микроорганизмами после поступления подготовленной воды в распре делительную сеть. Однако хлор амины- биоциды такого медленного действия, что любое решение в отношении их использования должно

быть тщательно продумано с учетом достаточного количества бакте риологических данных, отобранных по всей распределительной системе с целью доказательства эффективности контроля за вторичным ростом

микроорганизмов и об€спечения защиты против умеренного ( 1% сточ ных вод) загрязнения при перекрестных соединениях [21].

!. МИКРОБИОЛОГИЧЕСКИЕ АСПЕКТЫ

Все системы водоснабженпя из открытых водоемов (поверхностные воды) должны в качестве минимальной обработки проходить обезза раживание. Там, где практикуется этот метод, во всей распределитель ной сети необходимо поддерживать пзмеряемое остаточное количество обеззараживающего агента. Поддержание и мониторинг остаточного хлора имеет два препмущест,ва. Остаточный хлор подавляет рост мик роорганизмов грязнения, в системе и в может дать некоторую защиту против за со вознпкающего результате возникновенпя перекрестных

едпнений или подтечки. Внезапное исчезновение остаточного хлора слу жит непосредственным индпкатором поступления в систему веществ,

поддающнхся окислению, илп нарушения процесса очпстки. В случае применения хлора желательно обеспечить поддержание свободного ос

таточного хлора на уровне от

0,2

до

0,5

мг/л и его ежедневный монrr

торинг по всей системе. Еслп уровень остаточного хлора в системе во доснабжения ниже обычно регистрпруемого в какой-либо конкретной точке, ,следует ставить вопрос о необходимости корректировочных мер, включая усиление хлорирования, промыванпе системы и санитарное

обследование,

поскольку

отсутствие

остаточного

хлора

может

указы

вать на поступление загрязнения в водопроводную спстему. Для гаран тии поддержания требуемого уровня остаточного хлора во всей системе может потребоваться бустервое или попеременное хлорирование. Из вестно, что избыточные количества остаточного хлора могут реагиро вать с органическими 'Веществами и вызывать вежелательный запах и привкус в некоторых типах вод. В этих случаях контролирующий ор ган или санитарный врач должны способствовать введенпю необходи мых улучшений в спстеме очистки или распределения, а в качест,ве вре менной меры- установить применяемую концентрацию остаточного

хлора для обеспечения микробиологически безопасной питьевой воды.

1.4.3

Эффект мутностиа

Эффективное обеззараживанпе за'висит от наличия в течение доста точного времени контакта между обеззараживающим агентом и микро

организмами. следования

Различные

бактериологические резкпе

впрусологические в степени

ис

продемонстрировалп

различия

защиты

микроорганизмов от действия обеззараживающих агентов, которую мо

гут обеспечивать взвешенные частицы различного типа. В целом неор ганические вещества, такие как глина и флоккулянты, по-видимому,

оказывают незначительное (или вообще никакого) защитное действие. С другой стороны, органические взвешенные частицы, будь то продук ты цы, клеточного а распада, содержащиеся живые или в сточных водах твердые части такпе, как не также различные мертвые организмы

матоды или ракообразные, могут проявлять выраженное защитное дей ствие в отношении связанных с нпмп мпкроорганпзмов. Степень созда ваемой таким способом защиты в значительно большей мере опреде ляется прирадой взвешенных частиц, чем присутствующим количест

вом, о чем свидетельствуют результаты измерения мутности а Более подробные сведения часть IV, раздел 16. о влиянии мутности на качесТ!JО питьевой

[22]. водь! см.

БАКТЕРИОЛОГИЧЕСК:ИЕ ПОКАЗАТЕЛИ КАЧЕСТВА ПИТЬЕВОй ВОДЫ

При всех процессах, где применяется метод обеззараживания, мут ность всегда должна быть низкой, желательно ниже 1 нефелометриче ской единицы мутности (НЕМ) и в любом случае менее 5 НЕМ, по скольку в противном случае взвешенные частицы будут снижать эф фективность обеззараживания, частично влияя на общую потребность в обеззараживающем агенте, а частично создавая защиту для микро организмов даже в присутствии тех остаточных количеств обеззара живающего агента, которые в противном ,случае достаточны для га

рантии уничтожения. Избыточная мутность воды может также мешать

бактериологическому исследованию, особенно при применении метода мембранных фильтров. Низкая степень мутности, особенно в очпстных сооружениях, где используется метод коагуляции, может быть достиг нута только при строгом контроле и правильной эксплуатации, гаран

тирующих, что доза коагулянта и значение рН являются оптималь ными, слой флоккулпрованного осадка стабилен, а работа фильтров оптимизирована в результате тщательного мониторпнга потери напора

и мутности. Важное значение имеет также промывка фильтров обрат ным током для предотвращения пронпкновения мутности. В тех случа ях, когда для удаленпя взвешенных частиц необходимы процессы коа гуляции, седиментацни и фильтрации, обязателен и процесс обеззара

живания

для

гарантии ,получения

безопасной

микробиологическом

отношении воды.

Любые взвешенные органические частицы, присутст

вующие в питьевой воде во время ее распределения, вызывают потреб ление хлора, что снижает содержание свободного остаточного хлора, особенно в тупиковых отделах системы. Для предупреждения таких

скоплений желательно регулярное промывание

трубопроводов.

Мут

ность, обусловленная органическими веществами, служит также источ ником питательных веществ, которые могут вызывать размножение бак терий внутри распределительной сети, особенно 1в отделах с медленным током воды. Бактериальный рост может способствовать накоплению железа вследствие биофлоккуляции. Это приводит к возникновению образований из слизп, карбоната кальция и других продуктов распада, оседающих на стенках труб, что может вызывать ухудшение качества воды. Побочные продукты бактериального метаболизма или распада, содержащиеся в слизи, могут обусловливать неприятный привкус и за пах воды. Перепады в напоре воды могут приводить также к смеще

нию скоплений слизи и органнчесi<их осадков.

1.5

Сбор, хранение и транспортировка проб воды для бактериологического анализа

Необходимо предусмотреть, чтобы пробы были репрезентативными для исследуемой воды и чтобы во время их отбора не происходило слу

чайного загрязнения. Поэтому лица, занимающиеся отбором проб, должны быть соответст1вующим образом обучены и предупреждены об ответственном характере выполняемой ими работы. На пробах должны быть четко указаны место, дата, время отбора, вид исследуемой воды и другая относящаяся к делу информация; они должны без промедле ния отсылаться в лабораторию для анализа [23-26].

ЛШ!(РОБИОЛОГИЧЕСЮIЕ АСПЕКТЫ

1.5.1

Бутыли для отбора проб

Размеры пробы и бутыли завпсят от характера предстоящего ана лиза, но обычно объем 200 мл достаточен для рутинного исследованпя на колиформвые органпзмы титрационным методом или методом мем

бранных фильтров. При спецпальных исследованиях могут потребо ваться большие объемы. Должны пспользоваться только чистые сте рильные бутылп. Онп должны быть снабжены стеклянными притерты ми пробками пли за1винчпвающимися крышками, а горлышко бутыли должно быть защпщено от загрязнения соответствующим колпачком из бумаги или алюминпевай фольги. Можно использовать также буты

ли из полипропилена, не разрушающиеся при автоклавнравании

[23].

1.5.2

Нейтрализация обеззараживающих агентов

Если подлежащая исследованию вода предположптельно содержит хлор, хлорамин, двуокись хлора или озон, то для нейтрализации любого остаточного обеззараживающего агента необходпмо добавить 0,1 мл раствора тиосульфата натрия ( 18 г/л) на 100 мл объема воды. Это обес печит нейтрализацию по крайней мере

мг содержащегося в одном

литре воды хлора и вполне приемлемо при рутинном отборе проб. В осо бых случаях, когда содержание остаточных количеств обеззараживаю щего агента может быть более высоким, требуется внесение дополни тельного тиосульфата. Такая концентрация тиосульфата не оказывает существенного действия на колиформные организмы, в том числе на

Е.

coli, [24].

при хранении проб хлорированной или нехлорированной воды

При отборе проб обеззараженной воды необходимо одновременно определять концентрацию остаточного обеззараживающего агента в месте взятия пробы.

1.5.3

Техника отбора проб

Если в одной и той же точке предстоит отобрать ряд проб для различных целей, то в первую очередь отбпрают пробы для бактерио логического анализа, а затем для других целей во избежанпе опасно сти загрязнения в точке отбора проб. Бутыль для пробы должна храниться в закрытом состоянии до мо

мента ее использования. Пробку надо вынимать одной рукой и во вре мя взятия пробы и пробка, и горлышко бутыли должны оставаться

интактными. Бутыль при этом держат другой рукой за дно. Бутыль не следует ополаскивать и ее необходимо заполнять таким образом, чтобы после закрытия ее под пробкой оставалось немного воздуха.

необходимо использовать стерильный сосуд из нержавеющей стали. Он может быть простерилизован сжиганием внутри него метилираванного

В случае Еевозможностп отбирать пробу непосредственно в бутыль

спирта. После заполнения сосуда вода должна быть перелита в бутыль для пробы.

БАКТЕРИОЛОГИЧЕСКИЕ ПОКАЗАТЕЛИ КАЧЕСТВА ПИТЬЕВОй ВОДЫ

1.5.3.1

Отбор проб непосредственно из водаисточника

При заборе проб непосредственно из реки, ручья, озера, водохра нилища, родника или неглубокого колодца основная задача должна заключаться в получении пробы, репрезентативной для исследуемой

воды i[ 23]. Поэтому нежелательно отбирать пробы слишком блпзко от берега или слишком далеко от точки водозабора, а также из придон ных слоев воды. Следует избегать взятия проб в местах застоя воды. Проба должна отбираться путем погружения бутыли, желательно горлышком вниз, 1В воду на глубину 15-30 см с тем, чтобы избежать попадания плавающего течения лении.

мусора.

Затем по

бутыль поворачивают горлыш воде в горизонтальном направ

ком вверх и отверстие направляют навстречу течению. При отсутствии бутыль следует провести

При заборе проб из колодца или из глубинных слоев озера или водохранилища, а также из цистерн используют специальным образом утяжеленную стерильную бутыль или сосуд.

При отборе проб необработанной воды в районах, эндемичных по шистосомозу, необходимо надевать водонепроницаемые перчатки для исключения прямого контакта с водой.

1.5.3.2

Отбор проб из колодцев

При отборе проб из колодца, оборудованного ручным или механи ческим насосом, следует сначала до взятия пробы откачать насосом застоявшуюся воду из трубопровода. При наличии такой ,возможности отверстие насоса следует фламбировать, желательнее всего с помощью паяльной лампы или сварочной газовой (пропановой) горелки, и после дующую порцию отсасываемой воды вылить перед забором проб, ко торый проводится путем непосредственного наливания воды из насоса в бутыль.

1.5.3.3

Отбор проб на водоочистных сооружениях

Поскольку на водоочистных сооружениях необходимо часто прово дить забор проб, они должны быть на всем протяжении оборудованы специальными кранамп для осуществления контроля за всеми этапа

ми обработки воды. Трубопроводы, подключенные к этим кранам, долж ны быть короткими. Если нельзя исключить длинные трубопроводы, то желательно, чтобы вода выливалась непрерывно. Трубы, по которым подается неочищенная или частично очищенная вода, должны регуляр

но очищаться от слизи и отложений.

При отсутствип кранов отбор проб может производпться путем по гружения бутыли в резервуар или желоб.

1.5.3.4

Отбор проб из резервуаров для хранения воды

Там, где это возможно, все баки, цистерны и рабочие резервуары; используемые для хранения воды, должны быть снабжены кранами

для отбора проб. Бели они отсутствуют, то пробы отбираются путем погружения утяжеленного сосуда или бутыли в бак. Следует прояв-

МИКРОБИОЛОГИЧЕСКИЕ АСПЕКТЫ

лять особую осторожность, чтобы не загрязнить воду при взятип проб, а также избегать забора пробы из поверхностного или придонного слоев, где могут быть пена или осадки.

1.5.3.5

Отбор проб из водопроводных кранов

Большинство проб обычно отбпраются из кранов- на водоочистных сооружениях, в резервуарах для хранения воды, по месту жительства

водопользователей плп из общественных водоразборных колонок. Ор ганы здравоохранения и водоснабжения должны определить точкп от

бора проб в соответствии с утвержденной программо!"r. При отборе проб пз распределптельной сети краны следует выбирать с особой тщательностью. Они должны быть чпстыми п в них должна подаваться вода непосредственно из коммунального маГIIстрального трубопровода.

Может возникнуть необходимость в отборе дополнительных проб из резервуаров, снабжающих водой высотные п плотно заселенные дома. Следует пзбегать ,пользоваться кранами, где есть утечка воды между шпинделем и салышком, так как вода будет течь снаружп крана и та ким образом загрязнять пробу. Перед отбором пробы надо снять всю внешнюю арматуру, такую как резиновые или пластмассовые насадки

и фильтры, и спускать воду из крана по крайней мере в течение не скольких минут, чтобы дать возможность застоявшейся воде выйти из водопроводной трубы. Фламбирование крана перед взятием пробы оптимальный способ стерилизации. Для устранения трудностей, свя

занных с отбором проб из

домовых

кранов,

органы

водоснабжения

должны продумать вопрос об установке специально защищенных кра нов для отбора проб в стратегически важных точках распределитель ных сетей.

1.5.3.6 пз

Отбор проб из гидрантов

Пробы из коммунальных систем водоснабжения должны отбпраться соответствующих кранов, подающих воду непосредственно из ма

гистрального

трубопровода.

Если

это

невозможно,

то

следует

прово

дить забор проб пз уличных гидрантов. Однако при этом необходпмы специальные меры предосторожности, включая промывание и обезза раживаюrе гидрантов.

1.5.4

Транспортировка и хранение проб

Изменения, которые могут иметь место в колпчестве содержащихся

в воде бактерпй прп хранении, можно свести до минимума при обеспе чении защиты проб от света и хранении их на холоду, желательно прп

температуре от 4 до 10 ас, но не в замороженном состоянии. Следует исключить их возможное загрязнение охлаждающим агентом. Исследо

вание проб должно быть проведено как можно быстрее после пх отбо

ра, желательно в течение

ч. Любые задержки должны учитываться

при оценке результатов и оговариваться в отчете.

Если задержка неизбежна, следует рассмотреть возможность фильт рования проб на месте и помещения их в специальные среды для

транспортировки в герметических контейнерах

[ 23, 24]. Мембранные

!. фильтры

БАI<ТЕРИОЛОГИЧЕС!<:ИЕ ПОI<АЗАТЕЛИ КАЧЕСТВА ПИТЬЕВОй ВОДЫ

17 в таких

могут ,сохраняться

удовлетворительном

состоянип

средах вплоть до 3 дней перед их помещением в обычные среды для окончательного исследования рутпнным способом.

1.6 Для

Рекомендуемые методы обнаружения и количественного определения организмов- индикаторов загрязнения

обнаружения

количественного

определения

индикаторных

бактерий в воде используются два основных метода: 1) тптрационный метод, при котором серпя пробпрок, содержащих соответствующую

жпдкую среду, «засевается» (инокулируется) определенными объема ми исследуемой воды и 2) метод мембранных фильтров, при котором определенные объемы воды фильтруют,ся через мембранный фильтр, задерживающий бактерии на своей поверхности. Следует, однако, от давать себе отчет в том, что результаты, полученные с помощью одного метода или на какой-либо одной среде, могут не совпадать с темп, ко торые получены другпм методом для той же самой группы микроорга низмов. Поэтому необходимо всегда использовать один и тот же вы бранный метод для обеспечения сопоставимостп результатов.

1.6.1

Лабораторные средства и техника безопасности

Наличие технической базы и оборудования для исследования пптье вой воды имеет важное значение для получения надежных и воспро пзнодимых результатов, особенно при выявленпи небольших количеств фекальных индикаторных организмов. Необходимо обеспечить чистое и удобное рабочее место, что важно не только для предупреждения вза имного загрязнения проб, но также для охраны здоровья и безопасно сти лабораторного персонала. Следует уделять особое внимание пра вилам лабораторной работы, включая подготовку персонала, правиль ную эксплуатацию термостатов и водяных бань, тщательное приготов ление сред, а также пспользование методов контроля качества [ 26].

1.6.2

Обнаружение колиформных организмов

Поскольку колиформные бактерии присутствуют в

больших коли

чествах в экскрементах и могут обнаруживаться в таких низкпх кон центрациях как 1 клетка на 100 мл, они являются чувствительными индикаторами фекального загрязнения.

1.6.2.1.

Определение колиформных организмов

Термин колиформные организмы (общие колифор мы) относится к грамотрицательным палочковидным бактериям, способным расти в присутствии солей желчных кислот или других поверхностно активных

агентов ,с такими же ингибирующими рост свойствами; эти бактерии способны ферментировать лактозу при 35° или 37 ос в течение 24-

ч с образованием кислоты, газа и альдегида. Они также обладают

отрицательно!'i оксидазной активностью и не образуют спор. Те из них, которые проявляют эти же свойства при температуре 44 или 44,5 '"С, называются фекальными (термотолерантными) колиформными орга-

МИК:РОБИОЛОГИЧЕСК:ИЕ АСПЕКТЫ

нпзмами. Фекальные колиформные организмы, которые ферментируют как лактозу, так и другпе подходящие субстраты типа маннита при

44 пли 44,5 ас с образованием кислоты и газа и способны также пре образовывать трпптофан в индол, предположительно могут считаться Е. coli. Подтверждением того, что это действительно так, могут слу жить положительный тест с метиленовым красным, отрицательный

тест на образование ацетилметилкарбинола и неспособиость использо вать цитрат в качестве единственного источника углерода. Эти отличи тельные признакп являются не таксономическими, а скорее практиче

скими рабочимп описаниями, используемыми при псследовании воды; таким образом, указанные группы включают представителей несколь ких родов бактерпй. Поэтому некоторые организмы, которые таксоно мически были бы пдентнфпцированы как «коюrформные», не учитыва ются как таковые при исследовании воды. Примерам могут служить

как анаэробные и не ферментирующие лактозу штаммы колнформных органпзмов, так и отдельные штаммы Е. coli, не являющиеся термото лерантнымп. Однако такие штаммы атиппчны и в условиях окружаю щей среды они значительно уступают в количественном отношении штаммам, которые дают классические реакции, так что практически

это не влияет на интерпретацию результатов. Выбор тестов для обна ружения и подтверждения колиформной группы организмов следует

считать компонентом экспертной оценки, зависящей частично от типа воды, частично от задачи исследования п частично от возможностей аналитической лаборатории.

1.6.2.2.

Методы обнаружения колиформных организмов

Для обнаружения и количественного определения колиформных ор ганизмов в воде используются два основных метода: титрационный ме тод и метод мембранных фильтров [1, 23-28]. Эти методы не дают строго сопоставимых результатов (причем одна из причин этого за ключается в том, что подсчет на мембранных фильтрах не указывает на образование газа пз лактозы), но для практических целей уровень сопоставимости данных вполне достаточен.

В случае несчищенной воды обнаружение колиформных бактерий и фекальных колиформных организмов может являться адекватным по

казателем микробиологического качества воды. При контроле за про

пессами водоочистки колиформ1ные организмы (общие колиформы) не должны обнаруживаться в очищенной воде. Если в системе водоснаб жения выявляется прпсутствпе колиформных организмов, необходимо, насколько это возможно, определить с помощью тестов подтверждения

и дпфференцирования, является ли загрязнение фекальным по своему происхождению, и проследить его источник.

а) Титрационный ,wетод Первоначальный тест дает предположительные результаты, посколь

ку отмечаемая реакция образования кислоты и газа иногда может быть обусловлена деятельностью какого-либо другого организма или не

скольких организмов. Предположение о том, что наблюдаемая реакция

вызвана деятельностью колиформных организмов, должно быть под-

1. tАI<ТЕРИОJlОГИЧЕСI<ИЕ iЮК:АSАТЕЛИ КАЧЕСТВА ПJJ:ТЬЕiЮй воДь! тверждено дополнительными тестамп с применением

подтверждающпх

и дифференциальных сред. Доля ложноположительных реакцпй зави сит как от исследуемой бактериальной флоры воды, так и от исполь зуемой среды.

Определенпе числа предположительно колиформных органпзмов, присутствующих в данном объеме воды, может быть проведено путем инокуляции («засева») соответствующими объемами воды ряда пр оби рок с питательной средой. Предполагается, что при инкубации в каж дой пробпрке, куда попадают одна или несколько жизнеспособных

клеток в составе инокулята, будет отмечаться рост п положительная реакция, характерная для используемой среды. Если отмечается ряд отрицательных реакций, то для исходной пробы может быть определе

но наиболее вероятное число

(НВЧ)

микроорганизмов на основании

числа пробирок, дающих положительный результат. Для этой цели при меняются специальные таблицы, которые вместе с 95% доверительны ми границами прпведены в прпложенип 2 к тому 1. Методика определения НВЧ применпма для воды всех типов и осо бенно для вод с высокой мутностью. Необходимое для этого оборудова ние относптельно недорого, несложно в эксплуатации и положительный

результат легко считывается. Эта методика, однако, позволяет полу чить лишь общую оценку чпсла бактерий в любой пробе, а это само по себе чревато большими погрешностямп ·.[ 24]. Для гарантии чистоты культур перед проведением дальнейшего дифференцпрования необхо димо провести пересев на подтверждающие среды, а также на плотные среды.

Объе;и воды, пользуемые в

необходимый для на жидких

исследования. зависят

Объемы от

проб,

ис

тестах

средах,

предполагаемого

содержания бактерий в исследуемой воде. Для воды хорошего качест ва достаточны одна порцпя объемом 50 мл п 5 порцпй по 10 мл. Если исследуется вода сомнительного или неустановленного качества, то сле

дует брать одну порцию объемом

мл,

по

мл п

по

1 мл.

Порции

мл добавляются к одному и тому же количеству среды двой

ной концентрации, а порцпи по 1 и 5 мл к среде обычной концентрации. Сильнозагрязненные воды должны перед псследованием разбавляться для получения векоторого числа отрицательных результатов и таким

образом учитываемого результата при определении ВНЧ. Выбор сред. Для подтверждающего теста на колиформные организ мы можно использовать четыре среды: солевую мпнеральную (моди фицированную) глутаматную среду (ММГС), лаурплтриптозный буль он (ЛТБ), бульон МакКонки и лактозвый бульон (1,23-26). ММГС представляет собой среду определенного химического состава с огранп ченным набором питательных веществ, которые могут утилизироваться

колиформными

организмами.

Селективность

бульона

МакКонкп

ЛТБ завпсит соответственно от присутствия желчных кислот п поверх ностно-активного вещества лаурилсульфата; лактозвый бульон не яв ляется селективной средой. После инокуляции пробирки с подобранной

средой инкубируются при 35-37 ос и через 24 ± 2 и 48 ± 3 ч нееледуют ся на соответствующую положительную реакцию. Образование газа и кислоты при ферментации лактозы обнаруживается следующим обра зом: на всех средах для улавливания газа используется перевернутая

внутренняя

пробирка

(Дерхема),

на

ММГС,

бульоне МакКонки

20 для демонстрации

!. МИI<РОБiЮЛОГИЧЕС!ЩЕ АСПЕ!(ТЫ

лактознам бульоне в среду добавляется также индпкатор значения рН изменеппя юrслотностп. Прежде чем исключить из

учета

пробирки с несомненным

отрицательным

ответом,

необходимо

слегка постучать по ним для удаления растворенного газа. Необходи

мо подтвердить присутствие колиформных организмов во всех пробир ках, где отмечаются положительные результаты, в течение

ч.

Эти произвольно выбранные отрезки временп исключают учет случай ных представителей колпформной группы, характеризующихся мед ленным образованием газа, но такие оргаюrзмы обычно имеют ограни

ченное санитарное значенпе. Присутствие спорообразующих организ мов может обусловить ложноположптельные результаты, но они обычно исключаются в ходе последующих подтверждающих тестов.

Подтверждающие выявляемое при

тесты.

Присутствие

колиформных

организмов, долж

предположительно

положительных

результатах,

но быть подтверждено в последующих дифференцпальных тестах на фекальные колиформные организмы 11 Е. coli. Из пробирок с предположптельно пол.ожптельным ответом после 24 и 48 ч инкубацни делают прямые пересевы в пробпркп с селектпвной лактозасодержащей cpeдor"r и инкубируют в теченпе 48 ± 3 ч при тех же температурах, что и в предположительном тесте. Поскольку в исходной реакции проба может содержать смесь также

микроорганизмов, может

необходимо

использовать

селективную среду,

использоваться желчно

лактозный бульон с бриллиантовым зеленым (БЗЖ) ,[ 1, 23, 34]. Обра зованне газа является подтверждением ,прпсутствия колиформных бак терий в первоначальном предположительном тесте. По пробиркам с отрицательным результатом необходимо слегка постучать для удале ния растворенного газа. Используя таблицы НВЧ, можно получить ко

личественное

выражение

подтвержденного

содержания

колиформных

организмов в 100 мл псходной пробы. Для того чтобы подтвердить присутствпе фекальных колиформных организмов, необходимо сделать пересев из пробирок с предположи тельно положптельным результатом в пробиркп с такими средами как БЗЖ или бульон Ее а [ 23], содержащпй сошr желчных кислот, с их

последующей инкубацпей при 44±0,25 ос в течение 24±2 часа 6 • Обра зование газа является подтвержденнем прпсутствия фекальных коли формных органпзмов в псходных пробирках, и в этом случае также

можно получпть подтвержденное значение НВЧ. Наряду с этпм чпсло предположительных Е.

coli

может быть получено

в результате иноку

ляцип пробирок с триптонной водой и псследования на образование ин

дола после инкубации в течение

Прп наличии положительного ответа прпсутствие Е. подтверждено с помощью дифференциальных

24+2 ч при 44 или 44,5°С r[23, 24]. coli должно быть биохимпческих тестов.

В целях удобства для подтвержденпя предположительных Е.

coli мо

жет быть использована всего одна пробпрка со средой, в которой при

44 ос демонстрируется образование как газа, так и индола [29]. Для того чтобы избежать трудностей учета, связанных со штаммами Е. со-

б Если следовать методикам, оппсанным в Стандартных методах исследования воды и сточных вод (Siandard metlrods for tlze examirzation of water arzd waterwaste) [23], то температура

а ЕС

- Escherichia coli.

44±0,25 ос

должна быть везде заменена на

44,5±0,25 °С.

1. БАI(ТЕРIЮЛОГНЧЕСКJIЕ IiOК:A3ATEJIИ К:АЧЕСТВА ПИТЬЕВОй ВОДЫ

li,

дефицптными в отношенпи галактозидпермеазы, в качестве фермен

тируемого субстрата используется маннпт. Если отмечается только од на положительная реакция (либо газ, либо индол), то необходимо по вторить тесты раздельно в пробирках с питательными средами. б) Метод ме.мбранных фильтров Число колиформных организмов в воде может быть также измерено

путем фильтрации определенных объемов пробы через мембранные фильтры [ 1, 24-28]. Обычно такие фильтры изготавливают из слож ных эфиров целлюлозы, как правило, с порами размером 0,45 мкм в диаметре, которые задерживают колиформные и многие другие бакте рии, присутствующпе в пробе. После фильтрации мембраны инкуби руются в перевернутом состоянии на селектпвной среде. На мембране развиваются характерные образующпе кислоту пли альдегид колонии, которые учитываются, как предположительно колиформные организ

мы или фекальные колиформы. Поскольку на мембранах нельзя выя вить образование газа, предполагается, что все колонпи, образующие кислоту или альдегид, образуют также газ. Однако методики, псполь зуемые при последующем подтверждении, обычно позволяют выявить

и образование газа. Результаты выражают в виде числа организмов, присутствующих в 100 мл исходной пробы. На практике метод мембранных фильтров дает результаты, сопо ставимые с данным{! титрацпонного метода. Однако, если проба фильт руется через 2 мембраны и одна из них инкубируется при 35 илп 37 ос,

а другая при

44 илп 44,5 С, то подтверждающий тест несколько уп 10

рощается в связи с тем, что при повышенной температуре возможно прямое определение числа фекальных колиформных организмов.

Преимуществом метода мембранных фильтров является возмож ность быстрого получения результатов, что позволяет оперативно при нять корректировочные меры и восстановить нормальную эксплуата

цпю водопроводных сооружений. Этот метод может применяться для исследования большинства вод за исключением вод с высокой мут ностью, которые могут забпвать поры фильтра еще до того, как будет профильтрован необходимый объем воды. Метод мембранных филы ров не годится также для анализа вод, содержащих небольшие коли чества колиформных организмов на фоне присутствия многих других организмов, поскольку колонпи последних могут покрывать мембрану п мешать росту колпформных организмов. Если в воде преобладают такие не образующие газ, но ферментирующие лактозу организмы, как

Aerornonas,

все предположительно

колиформные колонии на мембра

нах должны быть подтверждены в связи с высокой долей ложнополо·

жительных результатов. Для быстрого распознаванпя таких ложнопо ложительных результатов может оказаться полезным оксидазный тест.

Аэробные спорообразующие организмы, которые могут давать ложно положительные ответы на жидю1х средах, на мембранах обычно не дают таких результатов. Метод мембранных филыров может быть мо дифицирован с целью обнаружения угнетенных организмов. Предва рительная инкубация при более низких температурах или использова

ние менее селективных сред могут способствовать выделению и росту угнетенных организмов, после чего тест завершается обычным спосо

бом

[23, 24].

МИК:РОБИОЛОГИЧЕСК:ИЕ АСПЕКТЫ

Прп методе мембранных филыров проводится прямой подсчет от дельных колоний, но п он чреват статистической погрешностью. Наря ду с этим может быть исследована морфология колоний и сделаны прямые посевы из них, что снпжает возможность ложноположитель

ных результатов вследствие присутствия смешанных культур. Несмотря

на то, что при этом методе требуется ограниченное количество обору дования, исходно оно стоит дороже, чем аппаратура, используемая при

титрационном вторно, мывки и

методе. они

Мембранные фильтры неповрежденными кипячением

можно после

использовать по тщательной про используются

если

остаются

стерилизации

прп условrш,

что они

на одной п той же среде. К:роме того, необходимо учитывать, что раз личные мембранные фильтры имеют разные свойства, поэтому важно удостовериться воды.

том,

что

они

подходят

по

своим но и для

свойствам

не

только для выращивания целевых

организмов,

исследуемой

Результаты, полученные с помощью мембранных фильтров, не обя зательно совпадут с теми, которые дал титрационный метод, хотя обыч

но на практике эти два метода дают сопоставимые результаты. Необхо димо поэтому выполнить достаточное число серий параллельных те

стов с помощью обопх методов, чтобы установить пригодность метода мембранных филыров для анализа исследуемой воды. Фильтровальный аппарат и методика фильтрования. Фильтроваль ный аппарат представляет собой металлокерамический диск, укреплен ный прокладками из силиконового каучука на основании, к которому

может быть подсоединена градуированная воронка. На металлокера мпческий перфорированный диск помещается мембранный фильтр. Для работы фильтродержатель устанавливается на колбу с боковым от ростком, подсоедпненным к вакуумному насосу. Одновременно может быть установлен целый ряд филыродержателей, что позволяет фильт ровать сразу несколько проб. После того как вода отфильтрована, мем брана снимается и помещается в перевернутом виде либо на подхо дящую агаровую среду, либо в чашку Петри на подкладку, пропитан ную жидкой средой, для последующей инкубацпи при необходимой температуре. Более подробное описанпе оборудования приводится в других публикациях [1, 23-28, 30]. После пнкубации мембраны рассматривают при хорошем освеще нии. Внешний вид колоний зависит от используемой среды, но учиты ваются все характерные колонии независимо от их размера. При необ ходимости перед выполнением дальнейших тестов дифференцирования из отдельных колоний можно сделать посевы в жидкие среды для под тверждения или на плотную среду для проверки чистоты культуры.

Для исследования проб воды на колпформные организмы (общие колпформы) п фекальные колиформвые организмы (предполагаемые Е. coli) требуются два отдельных мембранных фильтра, сответствую щие среды и пнкубация прп различной температуре. Объем воды для исследования. Подсчет общего чпсла колиформных организмов и фекальных колиформных организмов проводится раздель но в объемах воды, обычно в 100 мл. Если только пробы не содержат предположительно более 100 колиформных организмов в 100 мл, для каждого теста необходимо профильтровать 100 мл. Для проб загряз ненной воды объем фплыруемой порцип выбирается таким образом,

БАI(ТЕРИОЛОГИЧЕСКИЕ ПОI(АЗАТЕЛИ КАЧЕСТВА ПИТЬЕВОй ВОДЫ

чтобы количество вырастающпх на мембране колонпй составляло от 10 до 100. Если объем такой порции менее 10 мл, она смешивается со стерильным раствором, напрпмер, раствором Гингера (1/4 обычной кон центрации), пептонным бульоном ( 1 г/л) илп забуференной разбав ляющей водой с тем, чтобы можно было профильтровать через мем брану минимум 10 мл. Выбор среды. Для исследования воды на колпформные организмьt методом мембранных фильтров могут использоваться различные среды.

Среди них лактозотергитоловый агар ,[31], лактозо-ТТХ-тергитоловый агар '[31Р и лактозный бульон с лаурилсульфатом [23, 29] могут ис пользоваться для подсчета колиформных организмов при 35-37 ос и фекальных колиформных органпзмов- при 44 ос. Среда типа Эндо должна использоваться только для подсчета колпформных организмов

при 35 или 37 ос, а бульон MFC 6 для подсчета фекальных колиформ ных организмов при 44 ос. Хотя на всех этих средах основным ориенти ром для обнаружения предполагаемых колиформных организмов явля ется ферментацпя лактозы, характерная реакция варьпруется в зави симости от среды. Характерный металлический блеск колоний, отме чаемый на средах Эндо, зависит от образованпя альдегида.

Подтверждающие тесты. Уровень необходимого подтверждения для индивидуальных колоний заВiкит как от исследуемой воды, так и от

задачи исследования. Требующаяся для этого информация аналогична той, которая необходима для подтверждения предположительно поло жительных результатов, получаемых титрационным методом. Под тверждением присутствия колиформных органшмов служит образова

ние газа из лактозы, что должно быть продемонстрировано при инку бацип в течение 48 ч при 35 или 37 "С, а для фекальных колиформных организмов в течение 24 ч при 44 пли 44,5 °С. Кроме того, способность образовывать индол из трпптофана при 44 ос ,подтверждает присутст вие предполагаемых Е. coli. Методпка подтверждающего теста здесь слегка отличается от таковой в случае титрацпонного метода, посколь ку колонии на фильтре иногда хуже растут на таких селективных сре дах, как бульон БЗЖ, который не рекомендуется использовать для не

посредственного подтверждения

[ 1, 23, 24].

Наряду с этим поскольку

мембраны обычно инкубируют как при 35 и 44 ос, так и при 37 и 44,5 ос, можно получить прямое подтверждение колоний путем демон страции образования газа прп 44 ос, исключающего необходимость вы полнения теста прп более низкой температуре [ 23, 24]. Образование газа при

тонной воде

37 ос может быть продемонстрировано на лактозо-пеп [24] или лаурилтриптозном бульоне [23, 24], а при 44"на лактозо-пептонной воде или бульоне ЕС [ 23, 24]. Для образования пндола должна применяться триптонная вода [ 23, 24]. или

В идеале должны быть исследованы все вырастающие на мембранах колонии, идентифицируемые как колиформы, но практически это не всегда возможно. Однако, поскольку колпформные организмы не долж ны присутствовать в очищенной воде, все колонии, вырастающие из проб такой воды, должны подвергаться дальнейшему исследованию.

В случае использованпя неочпщенной воды до очистки пробы ее необа ТТХ- 2,3,5-ТрифеНИЛТеТразОЛ!!{IХЛОрi!Д. 6

MFC- среда

для фекальных колиформных организмов

[23].

3-1084

МИК:I'ОБИОЛОГl!ЧЕС!<ИЕ АСПЕ1\ТЬ!

ходпмо разбавить до получения поддающегося учету числа колоний на мембранах. В этих случаях желательно исследовать некоторые подо зрительные на вид колонии (по крайней мере 10 колонпй) для опре деления характера и степенп загрязнения.

1.6.2.3.

Дифференцирование kолиформных организ.мов

В ,свя:зи с важностью подтверждения идентичности любых предпо лаrаемых Е.

coli

в питьевой воде требуется проведение дальнейших

тестов дифференцирования с использованием, при необходимости, име ющихся в продаже наборов для идентификации. В районах с умерен ным климатом можно ожидать подтверждения с помощью таких те

стов, что органпзмы, образующие при 44 ос кислоту, альдегид, газ плп пндол, действительно представляют собой Е. coli. В районах с жарким климатом предположительную реакцпю Е. coli могут давать другие, имеющие меньшее гигиенпческое значение, колиформные организмы,

как, например, Enterobacter spp. [ 32-34], но они могут быть отдиф ференцированы от Е. coli с помощью таких тестов. Тесты днфференци рованпя должны проводиться на чистых культурах, выделенных на

подтверждающих средах путем пересев<l в чашки с неселективной сре дой. Типичные по виду колонии используются далее в тестах на обра зование индола, усвоение цитрата, тесте с метпловым красным, окси

дазном тесте, а также тесте Voges- Proskauer; пспользуются другие биохпмические реакции [ 27, ряду с даннымп, полученными на

при

28].

необходимости Результаты на служат ос

подтверждающих

средах,

новой пдентпфикацпи Е. coli в соответствии с тем, как ошrсано в раз деле 1.6.2.1. Эти же тесты могут применяться для дпфференцнрованпя других колиформных органпзмов.

1.6.3 гут

Обнаружение фекальных стрептококков

Для предположшельного обнаружения этой группы организмов мо применяться как тптраuионный метод, так п метод мембранных однако пспользованпе этпх методов имеет те же ограниче

фильтров,

ния, что и в случае выявления колиформных организмов (см. выше). Результаты этпх тестов могут нуждаться в подтверждешш [ 1, 23, 24,

26-28]. 1.6.3.1. Определение фекальных стрептококков

Фекальные стрептококки прпнадлежат к серологичесюrм группам D и Q (по классификацпи Лансфилда), которые включают S. faecalis и его варианты, S. faecium, S. durans, S. boyis и штаммы с промежу точнымп свойствами. К ним относятся также S. equinus и S. avium. Все оюr способны растп прп 45 ос в присутствип 40% желчп и азид? натрия в концентрациях, которые подавляют рост колиформных орга низмов и большинства других грамотрицательных бактерпй. Эти ор ганизмы дают отрпцательный ответ в тесте на каталазу. Некоторые виды выдержпвают нагревавне при 60 ос в течение 30 мпн н способны

растп при значеншr рН да натрия.

9,6

п на средах, содержащих в

г хлори

1. ьАI\ТЕР1ЮЛОГйЧЕСk.йЕ tЮК:АЗАТЕЛИ КАЧЕСТВА nИТЬЕJЗОЙ ВОДЫ

1.6.3.2.

Титрационный метод

Определенные объемы воды добавляют в пробиркп с глюкоза (дек строза) -азидным бульоном двойной пли обычной концентрации [ 1, 2, 3, 24] п инкубпруют при 35 пли 37 ос± 0,5 ос в теченпе 48 ± 3 ч, причем в случае необходимостп инкубация может продолжаться в течение 72 ч [ 24]. Пробирки, в которых отмечается образование кпслоты и по мутнение, нередко с выпадением осадка, учитываются как предполо

жптельно

содержащпе фекальные стрептококки.

Образование газа

не

является искомым признаком.

Присутствие фекальных стрептококков в пробирках с положитель ным результатом должно быть подтверждено путем высева в этилфио

летовый азидный бульон с инкубацией при 35±0,5 ос в течение 48± ± 2 ч. Альтернативная подтверждающая методика заключается в пе ресеве нз предположительно содержащих фекальные стрептококки про бирок в чашкп с селективным энтерококковым агаром Пфизера (PSE). Появление черных колоний с коричневым ободком при инкуба ЦШ! в течение 24 ч прп 35+0,5 ас служит подтверждением присутствпя фекальных стрептококков [ 23]. Число предполагаемых и подтвержденных фекальных стрептокок ков в 100 мл исходной пробы рассчитывается так же, как было описано выше для колпформных организмов с использованием специальных

таблиц наиболее вероятного числа, тому I.

приведепных в

приложении

1.6.3.3.

Метод меАtбранных фильтров

Обычно для количественного определения фекальных стрептококков методом мембранных фильтров используются 2 среды: среда KF н m-энтерококковый агар (Slanetz & Bartley); обе среды содержат азид, но различаются углеводами. В случае m-энтерококкового агара селек· тивность связана с температурой инкубации и этот метод отличается особой избирательностью для S. faecalis п S. faecium :[35] при инку бации в теченпе 4 ч при 37 +0,5 °С, а затем в течение 44+3 ч пр н 44 ± 0,25 ос [23, 24]. Такой прием может иметь практические преиму щества, так как он способен служить дополнением теста на колпформ ные организмы при подтвержденип налпчия фекального загрязнения, особенно антропогенного происхождения [ 24]. Процесс выявления об щего количества фекальных стрептококков на этой среде не всегда за

канчивается

получением значимых результатов

[10, 35].

Для опреде

ления всех присутствующих в воде фекальных стрептококков чаще все

го используется среда KF, которая дает высокпй процент обнаружения и от лпчается селектпвностью [ 36, 37]. Селективные свойства среды KF могут быть повышены, если стерилизацию среды проводить не кипяче

нпем. а автоклавированием. Мембраны инкубируются на KF агаре при 35 илп 37 ± 0,5 ос в теченпе 48 ± 3 ч [ 23]. В связи с тем, что эта среда отличается не только устойчивостью, но п селективностью в от

ношении фекальных стрептококков, ее можно использовать для транс

портировки мембран сроком до 3 дней перед завершением теста в ла боратории. Среды, прпменяемые для обнаружения стрептококков ме тодом мембранных фпльтров, как правило, высоко селективны и краез~

МИКРОБИолоГИЧЕСКИЕ AChEI{TЬ!

ные колонии, образующиеся как на среде I\F, так и на m-энтерококко" вам ага ре, обычно учитываются как фекальные стрептококки без даль нейшего подтверждения.

случае

возникновения

такой

необходимости

подтверждающие

тесты должны продемонстрировать рост в присутствии

44 на

ос и отрицательную каталазную реакцию [ 23]. Плотность фекальных стрептококков выражается

40%

желчи при

числом

колоний

100

мл исходной пробы.

1.6.3.4 Дифференцирование фекальных стрептококков При выполнении теста на фекальные стрептококки для оценки ис точника загрязнения может вознпкнуть необходимость в идентифика ции присутствующих впдов. После первоначального исследования все каталазанегативные изоляты могут быть далее идентифицированы

с помощью тестов на рост при 45 ос, значении рН 9,6 и в присутствии г/л хлорида натрия, на гидролиз эскулина и крахмала, а также на способность ферментировать лактозу и редуцировать молоко с метиле новым •СИНИМ ( 1 Г/Л).

1.6.4 chii,

Обнаружение сульфитредуцирующих клостридий

Сульфитредуцирующие клостридии, особенно С. perfringens, С. welмогут также использоваться в качестве индикаторов фекального загрязнения [ 38]. Организмы этой группы характеризуются своей спо собностью образовывать споры и восстанавливать сульфит в сульфид. Эта способность используется на средах для предположительного об наружения клостридий по образованию черного осадка сульфида же леза. Для обнаружения спор все вегетативные клетки инактивируют путем нагревания проб воды при 75-80 ос в течение 10 мин [24].

1.6.4.1.

Определение сульфитредуцирующих клостридий

Эта группа организмов состоит из анаэробных сульфитредуцирую щих, спорообразующих, грамположительных, каталазаотрицательных палочковидных бактерий. !\роме того, С!. perfringens ферментируют лактозу, сахарозу и инозит с образованием газа, дают типичную реак цию «ноздреватого сгустка» на лакмусовом молоке, гидролизуют жела

тин

и 'продуцируют

лецитиназу

кпслую фосфатазу.

Эти

организмы

неподвижны.

Для обнаружения сульфитредуцирующих клостридпl! могут приме няться как тптрационный метод, так и метод мембранных фильтров.

1.6.4.2.

Титрационный метод

Методика здесь аналогпчна ошrсанной для обнаружения колиформ ных организмов за псключенпем того, что газообразование в этом слу

чае не является искомым признаком. Для поддержания анаэробных условпй во время инкубации используются бутыли с завинчивающейся крышкой, которые запо,l!няются бульоном, содержащим глюкозу и

1. БАК:ТЕРИОЛОГИЧЕСК:ИЕ ПОК:АЗАТЕЛИ К:АЧЕСТВА ПИТЬЕВОй ВОДЫ

сульфит,

как,

например,

дифференциальной

усиливающей

клостриди

альной средой (ДУКС) [24]. Определенные объемы пробы высевают в бутыли со средой двойной и обычной концентрации и инкубируют при 35 илп 37±0,5 ос в течение 48±3 ч. Пробирки, в которых отмеча ется почернение, предположительно содержат сульфитредуцирующие бактерии, а если проба предварительно подвергалась нагреванию, то, предположительно,- сульфитредуцирующие споровые клостридии.

Присутствпе С.

perfringens 10

может быть nодтверждено последующим

пересевом из бутылей с предположительными положительными резуль

татами в пробирки с лакмусовым молоком

кубации при реакции

[ 22] для последующей ин 35 или 37+0,5 С в течение 48+3 ч. Наличие типичной сгустка» наряду с кислотностью подтверждает

«Ноздреватого

присутствие С. perfringens. Если требуется дальнейшее подтвержде ние, то могут быть выполнены тесты на подвижность клеток и редук цию нитрата 1[ 39].

1.6.4.3

Метод мембранных фильтров

Ни один из существующих методов не является общепризнанным для количественного определения сульфитредуцирующпх бактерий в воде, однако, были рекомендованы железо-сульфитный агар (ЖСА) [38], сульфит-полимиксин-сульфадиазиновый агар (СПС) [39] и среда для Clostridiuш perfringens ( сСР) [ 40]. Время инкубации на каждой среде составляет 24 ч, а температура инкубации варьируется в зависи мостп от среды 37 ос для СПС, 45 ос для сСР и 48 ос для ЖСА. Для роста бактерий необходимы анаэробные условия и они могут быть со зданы путем заливки фильтров слоем ЖСА или СПС, но не сСР, где необходимость в последующей обработке чашек nарами аммиака для демонстрации фосфатазной реакции исключает возможность примене ния этого приема. Поэтому инкубация сСР должна проводиться в ана эробной атмосфере. При нагревании пробы перед фильтрованием в течение 10 мин при 75-80 ос этот прием обеспечивает высокую селективность в отношении сульфитредуцирующих клострпдий. Подтверждение присутствия С. perfringens необходимо только в случае применения железосульфитного агара, поскольку СПС и сСР, содержащие соответствующие антибиоти ки, высокоселективны в отношении этого организма. Тем не менее сульфитсодержащие среды выдержали проверку временем п рекомен дуются в качестве стандартных ,сред. Кроме того, они пмеют то пре имущества, что делают метод мембранных фильтров аналогичным ме

тоду НВЧ по назначению и способу применения.

1.6.5 Pseudomonas aeruginosa Р. aeruginosa может быть охарактеризован и легко отдифференци рован от других флуоресцирующих видов Pseнdoшonas с помощью сле дующих отличительных признаков: образование лигмента, рост при 42 ос, гидролиз казеuна и утилизация нeoбt>IЧHJ>IX f!Сточников органиче· ского углерода.

МИКРОБИОЛОГИЧЕСКИЕ АСПЕКТЫ

1.6.5.1. Р.

Описание Р. aerиginosa

бактерия, растет при

aeruginosa- это грамотрицательная неспороная палочковидная 42 се, может продуцпровать шюцианин 11 флуо 11 каталазоположительно!"J, глюкозу и восстанавли

ресцирующие ппгменты, является оксидазо-

восстанавливает нитрат больше чем до гидролизует казеин, но не крахмал, вает ацетамид до аммиака.

нитрита, разжпжает желатин,

окисляет

1.6.5.2

Титрационный метод

Среды,

содержащие

аспарагпн,

усиливают

образование

пигмента,

и это служит основой модификацпи бульона Дрейка, используемой в настоящее время в титрационном методе [ 23] . Добавленпе к среде этанала (20 мл/л) исключает рост других грамотрпцательных бакте рий во время пнкубаuип при 35 пли 37 °С. Определенные объемы пробы высевают в пробирки с бульоном обычной и двойной концентрации с последующей пнкубацией при 35 пли 37 ас в течение 4 дней. Все пробирки, где отмечается рост, необхо димо ежедневно проверять на образование ппгмента п наличпе флуо ресценции в ультрафиолетовых лучах. Прпсутствпе Р. aeruginosa в пробирках с этими предположительными реакциями должно быть подтверждено пересевом на молочносертимидный агар или ацетамид ный бульон [ 23]. Подтверждением присутствия Р. aeruginosa служпт гидролиз казеина наряду с образованием синезеленого флуоресцирую щего пигмента после инкубации на молочном агаре при 41,5 ос в тече ние 24±2 ч, а также создание щелочных условий (на что указывает пурпурная окраска) в течение 36 ч инкубации при 35 илп 37 ос в ацет амидном бульоне.

1.6.5.3

Метод мембранных фильтров

Обычно используется среда Кинга А, модифицированная добавле нием этанола [23]. После фильтрации мембраны помещаются на эту среду и инкубируются в течение 45 ± 3 ч при 35 или 37 °С. Считается, что флуоресцирующие окрашенные в зеленый цвет колонии и есть Ps. aeruginosa. Эти колонии необходимо подтвердить путем теста на гидролиз казеина на молочном агаре при 41,5°С [23], а также на об· разование зеленого пигмента и флуоресценцию в теченпе 24 ч.

1.6.6

Подсчет колоний

В настоящее время для определения содержания бактерий в воде обычно испqльзуются метод залива чашек и метод распределения по

севного материала по поверхности агара

[ 1,23-28, 31]. Недавно для

этих целей была разработана также методика мембранных фпль тров [41]. Для подсчета колоний обычно применяются питательные среды, ко торые nоддерживают рост только части микроорганизмов, присутст

вующих в любой водной пробе, и это количество обычно варьируется в зависим~сти от среды. Роста анаэробных организмов при этом не происходит, даже при методе залива чашек. Кроме того, поскольку

микроорганизмы обычно группируются в виде скоПлений и цепочек,

1. БАКТЕРИОЛОГИЧЕСКИЕ ПОКАЗАТЕЛИ КАЧЕСТВА ПИТЬЕВОй ВОДЫ

подсчет тех, которые действительно образуют колонии, существенно занижает фактическое число жпзнеспособных микроорганизмов, при

сутствующих разные

пробе.

Поскольку

различные рqста,

микроорганизмы правпло, две

имеют чашки,

оптпмумы

температуры

для

как

полученные посевом из одной и той же пробы, пнкубпруют при

35-

37 ос в 3 дней. чения

течение

1-2

дней,

а две другие- при важно строго

20-22 ос пз

течение всегда

Время инкубации влияет на счет колоний и поэтому для полу результатов прпдерживаться

сопоставимых

одной и той же техники.

случае воды,

взятой

бутылей,

чашки

обычно инкубируют при

плп

37 ос

в теченпе

дней Г 23]. Количество

микроорганизмов выражается в виде числа образующих колонии кле ток в 1 мл псхо:дной пробы с указанием среды, температуры п про

должительности пнкубацип, а также используемого метода. В кратком впде методика может быть оппсана следующпм образом: готовят ряд десятикратных разведенш'i проnы, причем число их завпсит от приро ды и назначения данной воды. Из каждого разведенпя по 1 мл вно

сится в две стерильные чашки Петри, в каждую чашку добавляется расплавленный пптательный агар при 44-46 ос (15 мл), и проба и питательная среда перемешиваются круговыми движениями. После затвердения агара чашки переворачиваются и инкубпруются при тре буемой температуре. Затем на каждой паре чашек подсчптывается колпчество выросших колоний, п чпсло микроорганизмов в исходной пробе получают, умножая арифметическое среднее подсчетов на ве личину, обратную разведению. Подсчет колоний проводится даже тог да, когда нет чашек с числом колоний от 30 до 300, однако, результат регистрируется, как данные по оценке.

1.6.7

Исследование на патогенные организмы

Несмотря на то, что при рутинном бактериологическом исследова нии воды не ставится задача прямого поиска специфичных патогенных

бактерий,

бывают случаи,

когда

возникает необходимость в

анализе

на кишечные патогены, например, во время эпидемий или при оценке новых водоисточников. Прп этом шансы на успех будут больше, если анализируются пробы воды большого объема и если используются среды, селективные в отношении конкретных кишечных патогенов. Ис следование включает ряд (если не все) следующих этапов: концентри рование организмов в про,бе, посев в обогатительный бульон, пересев на селективные агаровые среды и биохимическое и серологическое ис следование подозрительных колоний. Лучше не полагаться на какой-то один метод, а пспользовать как можно большее количество разных

24, 26-28]. типов.

методов, чтобы не упустпть возможность обнаруженпя патагена Г 23, Это особенно рекомендуется прп обнаруженпи Salmonella, поскольку нет ни одного метода, который бы подходил для всех серо

1.6.7.1

Концентрирование проб

Используемая методика обычно в значительноr"r мере зависит от количества взвешенных частиц в воде. В случае вод с низкой мутно стью пробы можно пропустить через мембранные фильтры. По мере

30 возрастания мутности

МИК:РОБИОЛОГИЧЕСКИЕ АСПЕКТЫ

исхqдной

неочищенноr"!

воды

может

быть осу

ществлена фильтрация через диатомовую землю f23, 24] или патрон ный фильтр [42], что ускорит фильтрацию и позволит обрабатывать пробы большего объема. В качестве альтернативы можно использо вать марлевые питательные подкладки f23], особенно когда число па тогенов чески.

незначительно

или

их

присутствие

отмечается

лишь

эпизоди

1.6. 7.2 Salmonella Концентраты ния в

проб

могут

потребовать воде

предварительного обогаще обогащением в

забуференной

пептонной

с, последующим

бульоне, содержащем тетратионат, селенит, хлористый магний или малахитовый зеленый. Они могут быть пересеяны на такие среды как висмут-сульфитный, ксилозо-лизиново-дезоксихолатный агар (КЛД) с бриллиантовым зеленым, дезоксихолатно-цитратный агар или агар МакКонки с последующим биохимическим и серолqгическим псследо ванием подозрительных колоний. Биохимические скрининговые тесты должны включать рост на троfrном железо-углеводном агаре, образо вание индола, активность декарбоксилазы и В-галактозидазы. Сероло гическое исследование должно включать агглютинацию поливалентны

ми анти-0, анти-Н и анти-Vi сыворотками. Необходимо предваритель но исключить штаммы, дающие реакцию аутоагглютинации. При по иске S. typhi предпочтительнее использовать селенптную F-среду. Для определения числа содержащихся в пробе сальмонелл используется титрационный метод.

1.6.7.3 Shigella колиформные бактерии и большинство штаммов Proявляются антагонистами Shigella, рекомендуется выби рать селективные среды обогащения, что снижает накопление летуч,их Поскольку

teus vulgaris ми

веществ и побочных продуктов, образуемых указанными антагониста

[ 23]. Может использоваться питательный бульон, доведенный до на аутоцитотоксичной среде на основе триптиказо-соевого

значения рН 8,0 (что менее благопрпятно для роста колиформных организмов). Последовательное накопление Shigella может быть по лучено

бульона, содержащей 1 ммоль/л 4-хлор-2-циклопептилфенил-В-D-га лактоппранозида, 2,5 г/л лактозы и цптратный буфер со значением рН 6,2 [43]. Инкубируют в течение 6-18 ч при 35 °С, а затем делают пе ресев штрихом через исследуют с

ч на

XLD

агар. Подозрительные колонии скрпнинговых тестов, а под

помощью

биохимпческпх

тверждение проводят по реакции с антимикробными ротками (поливалентными и тппоспецпфичесюrми).

(Shigella)

сыво

1.6.7.4 да или

Холерные и другие вибрионы

Для первичного обогащения используются щелочная пептонная во пептонная вода с таурохо,латом и теллуритом с последующим

пересевом на такие селективные среды как желчно-еахарозный бульон

с тиосульфатом и цдтратом или желаrrнювый агар с таурохолатом и

1. БАК:ТЕРИОЛОГИЧЕСК:ИЕ ПОК:АЗАТЕЛИ КАЧЕСТВА ПИТЬЕВОй ВОДЫ

теллурнто м [ 44]. Подозрительные культуры высеваются на железо содержащий агар Клиглера. После 18 ч инкубации V. cholerae дает четкую желтую окраску без какого-либо образования газа. Эти куль туры на

подвергаются

затем и и

дальнейшему оксидазы; те

скринингу с штаммы,

помощью тестов являются в конт

активность

уреазы

кото:рые

уреазоположительными

оксидазотрицательными,

передаются

рольную лабораторию для дальне·йшей идентификации по биохимиче ским и серологическим свойствам.

1.6.7.5

Энтеропатогенные Е.

coli колиформ

Используются методы обнаружения в воде фекальных и, если этого требуют эпидемиологические данные, то

ных организмов. Далее проводится подтверждение колоний как Е.

coli

пересеянные

культуры могут быть переданы в контрольную лабораторию для про ведения серологического .исследования и, при необходимости, тестов на энтеротоксигенность.

1.6. 7.6

У ersinia

enterocolitica

Было обнаружено, что нанболее подходящей для всех целей средой является агар М-Эндо, пос.к.ольку он дает колонии с четкими морфо

логическими характеристиками при инкубации как пр.и 25 °С, так и при 35 °С. Колонии имеют темнокрасную окраску и хорошо: идентифи цируются после

ч инкубации. Рост на агаре МакКонки происходит

так же хорошо, если инкубацию Проводить при 25 ос Г 45]. В.се подо зрительные изоляты должны пройти биохимический скрининг при 25 и 35 ос на рамнозе, раффинозе и мелибиозе. При наличии эпидемио логических показаний пересеянные культуры должны быть переданы

в контрольную лабораторию для проведения серологического исследо вания и тестов на чувствительность к антибиотикам.

1.6.7.7 Campylobacter fetus Для выделения этого патагена успешно используется метод мемб ранных фильтров с культивированием на кровяном агаре, содержащем ванкомицин, полимик,син и триметоприм Г 46]. Культуры инкубируются

при

42-43 ос

при пониженнам давлении кислорода в анаэробном со

суде в течение тельные

дней и ежедневно исследуются на появление негемо

литических серых слизистых колqний

(1-2 Граму

мм в диамеrrре). Подозри

колонии

окрашиваются

по

на

выявление

типичных

изогнутых S-образных форм п исследуются на положительную реакцию на оксидазу и каталазу, подвижность и неспособность к росту в аэроб

ных условиях при 36 °С. Пересеянные культуры должны быть переданы в контрольную лабораторию для проведения дальнейших биохимиче ских тесrгов. Определение сер.отипов изолятов, выделенных при эпи зодических вспышках, не практикуется в .связи с гетерогенностью это

го Qрганизма, а использование обычного антигена или набора диффе ренциальных серотипов еще не нашло п 1 рактического применения.

МИ!(РОБИОЛОГИЧЕС!(ИЕ АСПЕ!(ТЫ

СПИСОК: ЛИТЕРАТУРЫ

1. International standards for drinking-water, 3rd ed. Geneva, World Health Organization, 1971. 2. KaЬler, Р. W. & Clark, Н. F. Coliform group and fecal coliform organisms as iпdicators of pollution in drinkiпg v;ater. Journal of the American Water \'(iorks Association, 52: 1577 (1960). 3 Akin, Е. W. et а!. А virus-in-water study of finisl!ed water from six communities. Cincinпati, US Eпviroшпental Protectioп Аgепсу, 1975. (Eпvironmental protectioп techпology series, ЕРА-600/1-75-003). 4. Geldreich, Е. Е. et а!. The occurrence of coliforms, fecal colifoппs and streptococci оп vegetatioп апd insects Applied microblology, 12: 63 ( 1964). 5. Papayassiliou, J. et а!. Coli-aerogeпes bacteria оп plaпts. Journal of applied bacteriology, 30: 219 (1967). 6. Geldreich, Е. Е. et а!. The faecal coli-aerogenes flora of soils from various geographi· са! areas J ournal of applied bacteriology, 25: 87 ( 1962). 7. Deaner, D. G. & Kerri, I\. D. Regrowth of fecal coliforms Journal of the American \'(later \'(lorks Association, 61: 465 (1969). 8. Geldreich, Е. Е. & Keпner, В. А. Coпcepts of fecal streptococci iп stream pollutioп. Journal of the \'(lafer Pollution Control Federation, 41: R336 (1969). 9. Кеппеr, В. А. Fecal streptococcal iпdicators. Iп: Berg, G, ed., Indicators of 1.'iruses in water and food, Аnп Arbor, Апп Aarbor Scieпce, 1978. 1О Geldreich, Е. Е. Fecal co!iform апd fecal streptococcus deпsity гelationships iп \\'aste discharges апd receiviпg waters. CRC critical reviews in environmental control, 6: 349--369 (1976). 1 1. Kool, Н. J. Treatmeпt pгocesses applied in puЬlic \Vater supply for the removal of micro-organisms. Iп: Proceedings of а Symposium оп Biological Jndicators of Water Quality, Newcastle, 1--15 October 1978, vol 2. University of Ne\\•castle, 1978, рр. 17-1--17-31. t2. Feachem, R. et а!. Sanitation and disease: Health aspects of excreta and wastewater management. Baltimore, Johпs Hopkiпs University Press, 1981 (World Вапk Studies iп Water Supply апd Sanitatioп, No. 3). 13. Geldreich, Е. Е. Curreпt status of microblological water quality criteria. American · Society for Microblology news, 47: 23--27 (1981). 14. Hoadley, А. W. The sigпificance of fluoresceпt pseudomoпads iп water. Iп: Hoadley, А. W. & Dutka, В. J., ed, Bacterial indicators of potential l!ealth hazards associated with water. Philadelphia, Americaп Society for Testing апd Materials, 1977; рр. 80-114. 15. Reitler, R. & Seligman, R. Pseudomonas aeruginosa in drinkiпg \\·ater Journal of applied bacteriology, 20: 145--150 (I 957). 16 Nemedi, L & Lanyi. В Iпcidence апd hygieпic importance of Pseudomonas aeruginosa iп water. Acta microblologica Academiae Scientiarium Hungaricae, 18: 319--326 (1971). 17. Burman, N. Р. & Colbourпe, J. S. Effects of пon-metallic materials оп \\'ater quality Journal of the Jnstitute of \\l'ater Engineers and Scientists, 33: 11-18 (1979). 18. Mossel, D. А. А. et а! Microblological quality assuraпce for \\'еапiпg formulae In: Т11е microblological safety of food, Loпdon, Academic Press, 1973, рр. 77-78. 19. Muller, G. Bacterial iпdicators апd standards for water quality iп the Federal Repub!ic of Germany. Iп: Hoadley, А. V/. & Dutka, В J, ed., Bacterial indicators, of potential l!ealth hazards associated wit/1 water, Phi!adelphia. Americaп Society for Testiпg апd Materials. 1977, рр. 159-167. 20. Taylor, Е. W. The pollutioп of surface апd uпdergrouпd \\•aters. British \'(iater Works Associafion joumal, 42: 582--603 (1960) 21. Sпead, М. С. et al. Biological evaluatioп of beпefits of maiпtaiпiпg а chloriпe residual in water supply systems Water researc/1, 14: 403-408 (1980). 22. Hoff, J. С. & Ge!dreich, Е. Е. Effects of turbldity and other factors оп the iпactivatioп of viruses Ьу chloriпe. Iп: Proceedings of the 1978 Annual American Water \'(lorks Association Conference and Exposition, Atlantic City, NJ, Deпver, СО, AWWA, 1978 (Paper No. 35-IC). 23. American PuЬ!ic Health Association. Standard methods for the examination of water and wastewater, 15th ed., Washingtoп, DC, АРНА, 1980, 1134 рр. 24. Departmeпt of Health and Social Security. The bacteriological examination of water

1. БАКТЕРИОЛОГИЧЕСКИЕ ПОК.АЗАТЕЛИ КАЧЕСТВА ПИТЬЕВОй ВОДЫ

supplies. London, НМ Stationery Office, 1969 (Reports on Public Health and Medical Subjects, No. 71).

25. 26.

Союз Советских Социалистических Республик. «Вода питьевая, методы санитарно· бактериологического анализа». (ГОСТ 18963-73. М., 1973. Geldreich, Е Е. Н andbook for eualuating water bacteriological laboratories. Cincinnati, US Environmental Protection Agency, 1975 (ЕРА-670/9-75-006).

27. [Methods for tlze unification of the sarzitary microblological examination of water.] Bad-Elster, Council for Mutual Economic Assistance, 1979. 28. Совет Экономической Взаимопомощи «Унифицированные методы исследованпя ка чества вод. Ч. 1. Методы химического анализа вод», 3-е изд. М., СЭВ, 1977*. (Крат· кпl! перевод nервого издания был опубликован nод заглавием «Унпфицпрованные методы исследования качества вод для стран- членов СЭВ». Прага, Министерство лесного и водного хозяйства совместно с Научно-псследовательскпм пнстптутом гидравлпкп, 1968.) Public Health Laboratory Service and Standing Commit.tee of Analysts. Siпgle-tube

29. 30. 31. 32. 33. 34. 35. 36. 37. 38 39. 40. 41. 42. 43. 44. 45. 46.

confirmatory tests for Esclzericlzia coli. Journal of hygiene (Cambridge), 85: 51-57 (1980). Cairncross, S. & Feachem, R. Small water supplies. London, The Ross Institute, 1978 Via1, J. Bacteriological analysis of drinking water. Luxembourg, Commission of the European Communities, 1977. Raghavachari, Т. N. & lyer, Р. V S. The occurrence of aerogenes group of coliform organisms in faeces and its significance in water analysis. Indian jourтzal of medical research, 28: 55-60 (1940). Boizot, G. Е. An examination of the modified Eijkman method applied to pure coliform cultures oblained from waters in Singapore. Joumal of lzigiene (Cambridge ), 41: 566569 (1941). Evison, L. М & James, А. А comparison of the distribulion of intestinal bacteria in British and East African water sources. Journal of applied bacteriology, 36: 109-118 (1973). Stanfield G. et al. Jsolation of faecal streptococci from sewage. Stevenage, Water Research Centre, 1978. Clausen, Е. М. et al Fecal streptococci: indicators of pollution. In: Hoad1ey, А. W. & Dutka. В. J., ed., Bacterial indicators of potential health hazards associated witlz water, Philadelphia, American Society for Testing and Materials, 1977, рр. 247-264 Summary repori of а Working Group on Bacteriological Examination of Water. Copen· hagen, WHO Regional Office for Europe, 1975. Bonde, G. J. Bacterial indication on water pollution. In: Droop, М. R. & Jannasch, Н. W., ed., Advances in aquatic microblology, vol. 1, London, Academic Press, 1977, 381 рр. Angelotti, R. et а! Quantitation of Clostridium perfringens in foods Applied microblology, 10: 193-199 (1962). Cabelli, V. J. Clostridium perfringens as а water quality indicator. In: Hoadley, А. W. & Dutka, В. J., ed., Bacterial indicators of potential health hazards associated wit!J water Philadelphia, American Society for Testing and Materials, 1977, рр. 65-79 Taylor, R. Н. & Geldreich, Е. Е. А new membrane filter procedure for bacterial counts in роtаЬ!е \\'ater and swimming pool samples. Journal of the American Water Works Association, 71: 402-405 ( 1979). Levin, М А. et al. Quantitative large-volume sampling teclшique. Applied microblology, 28: 515-521 (1974). Park, С. Е. et al Improved procedure of selective enrichment of Shigella in the presence of Esclzeric!Jia coli Ьу use of 4-chloro-2-cyclopentylphenyl beta-D-galactopyranoside, Canadian journal of microЬiology, 23: 563-566 ( 1977). Guideliness for the laboratory diagnosis of cholera. Geneva, World Health Organization, 1974. Highsmith, А. К. et al. Isolation of Уersinia enterocolitica from well \\'ater and gro\\·th in distilled \\'ater Applied and environmental microblology, 34: 745-750 (1977). Skirrow, М. В. Campyluuacter enteritis: А "new" disease. British medical journal, 2: 9-11 (1977). перев. Ссылка на ч.

* При.м. часть

111

«МетодЬI микробиологического анализа вод»,

1 вызывает

удивление, так как одновременно была издана

ВИРУСОЛОГИЧЕСКИЕ ПОКАЗАТЕЛИ КАЧЕСТВА ПИТЬЕВОй ВОДЫ

2.1

Общие замечания

К:: вирусам, вызывающим особое бе.спокойство в связи с передачей водным путем инфекционных болезней, относятся главным образом те, которые размножаются в кишечнике и в больших количествах выделя ются с фекалиями зараженных людей [1]. Зарегистрировано такое вы сокое содержание вирусных частиц в фекалиях, как 10 8 на 1 г. Хотя репликации вирусов вне организма хозяина не происходит, зитерови

русы обладают выраженной способностью к выживанию в водной сре де и могут оставаться жизнеспособными в течение нескольких дней

или месяцев

.[2].

Вирусы поступают в водную среду главным образом

при сбросе сточных вод. С помощью используемых в настоящее время методов были обнаружены значительные колебания количества вирусов в сточных водах с максимумом до 10 6 частиц/л {3]. В любой день мно гие из приблизительно 100 известных энтеровирусов могут быть выде лены из городских сточных вод, причем специфическими тинами будут те, которые преобладают в это время среди населения. Пока еще нет методов выделения каждого типа вируса, который может присутство

вать в сточных водах. При очистке сточных вод содержание вирусов снижается от 10 до 1000 раз, при этом фактическая степень такого снижения зависит главным образом от способа и степени проводимой очистки. Даже третичная очистка не дает эффлюентов, полностью сво

бодных от вирусов ными в течение

i[ 4].

По мере смешения сточных вод с принпмающи· вниз по течению, оставаясь жизнеспособ отрезков времени в зависимости от темпе

·ми водами вирусы уносятся различных

ратуры и ряда других менее известных факторов. К::ак следствие этого всегда существует вероятность присутствия вирусов в загрязненной стоками воде. По пмеющимся сообщениям при заборе воды на водо очистные сооружения в ней насчитывается до 43 вирусных часпщ на

1 л [5]. 2.2 Пути воздействия

Обычно считается, что основным путем воздействия энтеровирусов на организм является пря:мой контакт с зараженными лицами или кон

такт с объектами, загрязненными фекалиями. Однако вследствие cho· собности вирусов к выживащ1ю и в связи с низкой инфицирующей до.

2. iзИРУСОJJ:ОГИЧЕСК:ИЕ hОК:АЗАТЕ.itИ К:АУЕСТВА ПИТЬЕВОй ВОДЫ

зой воздействие и последующая инфекция могут возникать менее яв ным путем, включая потребление загрязненной питьевой воды.

Эпидемические вспышки вирусного гепатита и гастроэнтерита в ре зультате загрязнения источников водоснабжения сточными водами хо рошо документированы данными эпидемиологических исследований.

(6].

В отличие от этого передача небольших количеств вирусов воду, хотя и подозрительная на поддержание

через

питьевую

эндемичных

кишечных вирусных болезней среди населения демонстрирована исследовательскими данными.

[7],

еще не была про место си.,'Iьное менее со

некоторых

развивающихся а

странах

может

иметь

загрязнение

водоисточников,

процессы

водоочистки

здесь

вершенны и надежны. Вследствие этих причин, а также в связи со зна чительным числом лиц, подверженных риску заболевания, следует считать, что потенциальная возможность передачи кишечных вирусов

в условиях окружающей среды

через

питьевую

воду

весыма

высока.

:Как и в случае других микробных инфекций кишечные вирусы помимо

обычного способа передачи при прямом контакте могут передаваться также с загрязненной пищей и аэрозольным путем.

2.3 :Кишечные вирусы синдромов, в

Влияние на здоровье

способны вызывать ряд самых гастроэнтерит,

разнообразных миокардит, ме

том числе сыпь, лихорадку,

нингит, респираторные болезни и гепатит. :Как правило, типичны бес симптомные инфекции, а более серьезные проявления довольно редки.

Однако при загрязнении питьевой воды сточными водами могут возни кать два заболевания, принимающие форму эпидемий- гастроэнтерит и инфекционный гепатит. Помимо этих инфекций имеется мало эпиде миологических данных (или они вообще отсутствуют), свидетельствую щих о том, что должным образом очищенная питьевая вода связана с передачей вирусных инфекций. Гастроэнтериты вирусного происхождения могут быть вызваны раз нообразными агентами. Многие из них были идентифицированы лишь в последнее время [8], будучи обнаружены в виде мелких частиц с ди аметром 27-35 нм в кале зараженных больных, страдающих диареей. Большая часть этих агентов не была охарактеризована по своим хи мическим свойствам и не была культивирована в лаборатории. Вирус ные гастроэнтериты, продолжительностью обычно 24-72 ч с тошнотой, рвотой и диареей, отмечаются у чувствительных индивидов всех воз·

растов. Наиболее серьезные проявления лых, когда может быстро происходить

бывают у детей и престаре обезвоживание и нарушение

баланса электролитов, что 1может представлить угрозу для жизни, если

не принять быстро необходимых мер. Гепатит в легкой форме может потребовать отдыха и ограничения деятельности в течение 1-2 нед, но при тяжелых проявлениях он мо жет вызвать смертельный исход при недостаточности функции печени или привести к хроническому заболеванию этого органа. Тяжелая фор ма гепатита хуже nереносится с возрастом и смертность резко увели·

чивается в группах старше среднего возраста. Показатель смертности выше среди лиц, страдавших ранее злокачественными новообразова

ниями и циррозом печени

[9].

МИ!ZРОБИОJlОГИЧЕС!(ИЕ АСПЕ!(ТЫ

2.4 Теоретически показали, что

Обоснование рекомендаций вирусная частица способна инициировать одна

одна

ин

фекционный процесс; н действительно, исследования на добровольцах при несколько искусственных условиях единица

вакцины вируса полиомиелита, обнаруживаемая методом культуры тка

ни, может инициировать инфекцию частиц внутрь организма

[10].

Однако поступление вирусных не обяза

(как, например, с питьевой водой)

тельно означает, что произойдет важный первичный контакт с чувст вительными клетками. Практически для большинства людей мини мальная инфицирующая доза, по-видимому, больше, чем одна вирус нар частица, и она лучше всего 'МОжет выражаться статистической ве роятностью инфицирования определенной части подвергающейся воздействию популяции при данной дозе вируса. Что касается практи чески здравоохранения, то трудно не согласиться с заключением Ко

миссии по безопасной питьевой воде Национальной академии наук США о том, что «Присутствие патогенных вирусов в питьевой воде представляет потенциальную опасность для здоровья и поэтому не су

ществует валидной

основы

для

установления

недействующей

концен

трации вирусного загрязнения подготовленной для потребления питье

вой воды»

[11].

Тем не менее, учитывая практические и экономические

соображения, возникает вопрос о возможностях реализации этого за ключения; в этом плане еще требуется большая дальнейшая работа.

В отсутствие информации о связи 'Между степенью вирусного загряз нения воды п заболеваемостью не существует научной основы для обоснования уровня практически применимаго вирусологического стан

дарта

,[12].

Поэтому наиболее разумным подходом к контролю переда рекомендация обеспечить

чи вирусов через питьевую воду является

постоянное соблюдение предъявляемых к водоочистке требований, ко торые в течение многих лет оказывались эффективными в преупреж дении явных случаев вирусных инфекций водного происхождения. Такая практика водоочистки должна согласовываться с критериями, которые, как было показано экспериментально, обеспечивают эффек тивное удаление или ннактивирование вирусного обсеменения. На се годняшний день регулярное исследование питьевой воды на присутст

вие бактерпй- индикаторов фекального загрязнения остается единст венным практически возможным и экономически целесообразныl\I подходом к рутинному мониторингу микробиологической безопас ности питьевой воды.

2.5

Методы исследования воды на присутствие вирусов

В течение несколькпх последних лет довольно быстро было разра ботано несколько методов концентрирования вирусов из водных проб, но их надежность, пределы обнаружения и точность еще в должной степени не оценены. Для исследования проб исходной неочищенной воды может использоваться целый ряд методов. описанных в пособии

Исследование воды для борьбы с загрязнением (Examination of water for pollution control) [ 13]. Для проб очищенной воды большого объема рекомендуется метод концентрирования вирусов, описанный в Стан

дарl ных методах исследования воды и сточных вод

(Standard methods

2. i3ИРУСОJ1ОГИЧЕС!(ИЕ ПОRАЗАТЕJ1И i<.АЧЕСТВА ПИТЬЕВОй Bn.IJ.ЬI

37 вод что

for the examination of water and wastewater) {14]. ных проб в течение

Исследование ограничение,

на присутствие вирусов которых исследуемая

имеет также поступает

то в

для получения окончательного результата требуется вода

минимум

нед,

распределительную

сеть

и потребляется

водопользователями.

Необходимо

подчеркнуть,

что исследование питьевой воды на присутствие вирусов не должно за

менять бактериологический мониторинг и другие меры контроля каче ства воды, такие как санитарные обследования и физико-химический анализ подготовленной к потреблению воды. Этот метод используется в интересах расширения такого исследования. Несомненно желательно, чтобы одновременно с вирусологическим исследованием проводилось исследование воды на присутствие колиформных организмов (причем

если это необходимо, то на больших объемах воды); при обнаружении колиформных организмов следует немедленно принять необходимые корректировочные анализа.

меры,

не

дожидаясь

результатов

вирусологического

:Как правило, в сточных водах содержится гораздо больше фекаль ных бактерий, чем вирусов. Это позволило высказать предположение, что соответствующие бактерии- индикаторы фекального загрязне ния- могут служить также показателями присутствия вирусов во всех

водах, что может сделать необязательным прямое исследование воды на вирусное загрязнение. Однако было показано, что индикаторные бактерии, обычно используемые для оценки безопасности питьевого водоснабжения, отличаются меньшей чем вирусы устойчивостью к воз действию факторов окружающей среды и к процессам водопадготовки и очистки сточных вод. Вследствие этого энтеровирусы могут содер ;,каться в питьевой воде с малым числом признаков бактериального за грязнения (или отсутствием таковых). В некоторых городах в настоящее время рассматривается вопрос о повторном использовании сточных вод для бытового водопользова

ЕИЯ, а во многих других вода для пптьевого водоснабжения забира ется из загрязненных поверхностных водоемов со значительной долей сточных вод. В обопх случаях необходимо провести тщательную оцен ку риска проникновення вирусов через водоочистные сооружения,

включая этапы предварительного хранения и обеззараживания воды. Должно быть проведено дальнейшее изучение возможности использо вания бактериофагов кишечных бактерий в качестве индикаторов воз можного присутствия энтеровирусов. Такая возможность привлекает внимание в связи с быстротой и простотой постановки тестов на бактериофаги по сравнению с тестами на обнаружение энтеровирусов

[15]. 2.6 Интерпретация и оценка nоложительных результатов

При вирусологических исследованиях проб с небольшим числом ви русов или отсутствием таковых весьма реален риск случайного загряз

нения воды при отборе проб и ее анализе в лабораторных условиях. Поэтому должны быть приняты все меры предосторожности, и исследо вание проб питьевой воды желательно изолировать от работы с дру гrш вирусным материалом. Необходимо создать системы лаборатор-

МИ!<РОБ1ЮЛОrИЧЕС!<ИЕ АСПЕ!<ТЫ

наго контрол51 качества и призвать аналитические лаборатории к стан дартизации используемых ими методов.

В качестве обязательной меры рекомендуется всегда одноврем:енно отбирать из одной и той же точки две отдельные пробы для вирусоло гического

можно быстрее, а другую- хранить в условиях холода. в случае по лучения положительного результата для первой пробы нужно оценить вероятность случайного загрязнения, п только при необходимости в свете результатов такой оценки проводится анализ второй пробы.

исследования.

Одну из

них

необходимо

исследовать

как

Для подтвержденных вирусных изолятов должна быть обеспечена мак симально возможная идентификация их типов. Потенциальное значение положительных результатов для здоровья человека оценивается сов местно с органами здравоохранения.

СПИСОI( ЛИТЕРАТУРЫ

1. WHO Technical Repoгt Series, No. 639, 1979 (Human viruses in water, wastewater and soil: report of а WHO Scientific Group). 2. Akin, Е. W. et al. Enteric viruses in ground and surface waters: а review of iheir occurrence and survival. In: Proceedings of the 13th Water Quality Conference, University of Illinois, 1971. 3. Buras, N. Concentration of enteгic viruses in wastewater and effluent: а two-year survey. Water researcl1, 10: 295-298 (1976). 4. Miele, R. Р. Ротпопа virus study- final report. Los Angeles, Sanitation Districts of Los Angeles County, 1977. 5. Slade, J. S. Enteroviruses in partially purified Viater. Journal of the Insfitute of \Vater Engineers and Scientists, 31: 219·-225 (1977) . . 6. Craun, G. F. & МсСаЬе, L. J. Review of the causes of ~·aterborne disease outbreaks. Journal of tl1e American \Vater \Vorks Association, 65: 74-84 (1973). 7. Berg, G. Virus transmission Ьу the water vehicle I. Viruses Healt/1 laboratory science, 3: 86-89 (1966). 8. Madeley, С. R. Viruses in the stools. Journal of clinical patlюlogy, 32: 1-10 (1979) 9. National Research Council. Proceedings of а Symposium оп Viral Hepatitis, Washington, DC, National Academy Press, 1975. 10. Plotkin, S. А. & Katz, М. Minimal infective doses of viruses for man Ьу ihe oral route. In: Berg, G., ed. Transmission of viruses Ьу tl1e water route, New York, Interscience PuЬ!ishers, 1967. 11. N ational Research Council. Drinking water and IJealth, у о\. 1, Washington, DC, National Academy Pгess, 1977. 12. GamЬ!e, D. R. Viгuses in drinking-wateг: Reconsideration of evidence for postulated health hazard and proposals for virological standards of purity. Lancet, 1: 425-8 (1979). 13 Suess, М. J., ed. Examiпation of water for pollution coпtrol, \'Oi. 3, Oxford, Pergaшon Press, 1982. 14. Standard metlюds for tl1e examination of water and wastewater, 15th ed, \Vashingion, DC, American Public Health Association, 1980. 15. Kott, У. et а!. Bacteriophages as viral pollution indicators. \Vater гesearclz, 8: !65--171 (1974).

ЧАСТЬ

11.

БИОЛОГИЧЕСКИЕ АСПЕКТЫ

4-1084

1. 1.1

ПРОСТЕИШИЕ Общие замечания

Из всех кишечных простейших, патогенных для человека, три могут передаваться через пшьевую воду: Entamoeba histolytica, Giardia spp. и Balantidium coli. Эти органнзмы являются этиологпческимп агента ми соответственно амебпаза (амебная дизентерпя), лямблпоза и ба лантпдпаза и все онп связаны с вспышками заболеваний, связанных

с питьевой водой (например, ным роль водных

[1-4]. Различные, обычно свободножпвущие, Naegleria, Hartmanella и Acanthamoeba spp.) могут агентов,

амебы играть

нередко вызывающих заболевания со смертель

исходом.

Однако

инфекцип всегда

водного больше

пропсхождения, связаны с

вызванные

этимн

организмами,

почти

рекреационным

контактом с водой, чем с передачей через питьевую воду.

Е. histolytica широко распространена во всем мпре и существует в стадии трофозошов и цнст. Инфекция возникает прп заглатывании цист, размер которых варыrруется от 10 до 20 мкм (в среднем 12 мкм). Поскольку Е. histolytica является главным образом паразнтом прима тов, человек выступает в роли резервуара инфекции. Больные дпзен терпей выделяют только трофозоrпы, которые в условпях окружающей среды проявляют п чувствптельность к подеушиванию илп почти п колебаниям температуры солености; большинство все эти паразпты действием желу

этой

актпвной

амебаидной

стадrш

погибают

под

дочного сока выделяют

[ 5].

Вследствие этого более важными источинками ин Результаты различных проведеиных в мире обсле составляет

феrщип являются хронические больные и носителп инфекщш, которые

цветы.

дованпй указывают на то, что поражениость Е.

histolytica

0,8-50% [6]. вплоть ДО

63%

Уровень носительства во время эпидемий оценивается 3] о Среднее число ЦJICT, передаваемых носителем воз

будителя ннфекцин в день, составляет 1,5Х 107, а плотность цпст в сточных водах (при допущении, что уровень носительства во время

эпидемии равен

50%) была рассчитана на уровне 5000 цист/л [3]. также широко распространена в мире, это жгутпко носцы, существующие в стадин трофозоитов и цнст. Помимо человека Giardia была найдена у многпх видов млекопнтающпх [7, 8] и у птиц, Giardia spp. больных пситтакозом

f9]. Организм, который пнфпцпрует человека,

называется Giardia lamblia, LamЬ!ia intestinalis или Giarclia intestir;alis. За исключением G. muris, обитающих в органпзме мышей, не существует ни морфологических, ни каких-либо другпх прпзнаков, ко-

1!.

ЫIОЛОГИЧЕСIЩЕ АСПЕ!\ТЫ

торые позволяют дифференцировать жгутиковые, найденные у различ ных видов животных. Ранее считалось, что этот органпзм обладает высокой специфичностью в отношении хозяина, но впоследствии эта

особенность была подвергнута сомнению ния показали, что другие животные

[ 10], а недавнпе псследова служить резервуарамп ин

могут

фекцпи для человека. Как и в случае Е. histolytica, инфекция вознп кает в результате заглатывания цист. Трофозоиты обнаружпваются в фекальных массах только при остром водянистом поиосе и счптается,

что онп не выживают долго_ в окружающей среде вне хозяина. Цисты имеют яйцевидную форму, 8-12 мкм в длину и 7-10 мкм в ширину. Различные обследоваюrя указывают на то, что поражениость человека

варьируется от чем у взрослых

2,4 до 67,5% [б]. Инфекция чапr.е возникает у детей, [7]. Обычно состояние носительства бывает бессимп

томным, но соотношение чпсла случаев заболевания к уровню носи тельства не установлено. Было рассчитано, что среднесуточное выде ление цист у ннфицированногQ взрослого варьируется от 2,1 Х 10 8 до 7,1 Х 10 8 . Плотность цист в неочищенных бытовых сточных водах была

оценена на уровне

населения

1О 000-24 000 цист/л при показателе пораженностп 10-25% [ 11]. По крайней мере во время одной зарегистри

рованной в США вспышки заболеванпя, связанной с питьевой водой, в качестве петочника загрязнения был указан бобер (Castor cana-

densis). Balantidium coli пространенный

представляет

собой

реснитчатый

организм,

рас

во всех странах

м'пра,

и обе его стадшr- как трофо

ЗС1ИТОВ, так и цист- могут быть инфицирующими для человека Цисты в

f7]. мкм

имеют

форму от

от

шарообразной до до

яйцевидной, стенка

40-60 цпсты

диаметре,

цвет

желтоватого

зеленоватого;

пред

ставляет собой двуслойную возникают в меньшей в результате

мембрану.

Инфекции у человека пищи и пли воды,

обычно

потребленпя

фекаЛИЯМИ зараЖеННЫХ СВИНеЙ степени относятся

f5]. I\

загрязненной и крысы.

другим ХОЗЯеВаМ ЭТОГО Паразита редко- собакп

приматы

В.

coli

очень

распространен у свиней:

по результатам обследований

поражениость составляет 21-100% пространен у человека,

f7]. Он значительно менее рас Среди людей могут быть носи

по результатам проведенных в мире обследо

ваний пораженыость составляет тели бессимптомных инфекций.

0,77%.

Патогенные Naegleria наиболее часто выявляются в качестве этио логических агентов первичного амебного менпнгоэнцефалита. Амебы рода Naegleria существуют в стадин трофозоптов, жгутпконосцев п ЦИСТ 13]. Трофозоиты обычно имеют пуле- пли грушевидную форму и варьируются в размерах от 8 до 14 мкм. Большинство имеет одно

центральное ядро, но иногда встречаются двух- п многоядерные фор

мы. Они размнож:аются п"ростым деленнем ядра клетюr на два дочер них ядра.

Т'рофозопт переходпт в жгутиковую стадлю при разведеншr куль туральной жидкости дистиллированной водой. Жгутиковый организм очень подвпжен, имеет грушевпдную форму и 2-4 переднпх жгутика. Цисты имеют округлую форму и около 8-12 мкм в дпаметре. Пато генные виды Naegleria могут быть отдифференцированы от непато генных посредством вливания мышам в нос культуральной жндкостп

с амебами.

ПРОСТЕйШИЕ

1.2

Пути воздействия

Передача патогенных кишечных простейших челqвеку происходит любым путем, посредством которого per os попадает какой-либо ма териал, загрязненный фекалпями зараженных лиц, содержащими жиз неспособные организмы.

1.2.1 Е.

Питьевая вода

Поскольку

histolytica, может

человек является перви,чным резервуаром инфекции загрязнение снетем водоснаб:ш:ения бытовыми сточнымп приводить к передаче этого организма через питьевую

водами

воду. Имеются сообщенпя о вспышках заболевания, причиной которых

явплось загрязненпе питьевой воды

сточными водам н

Г 3].

Возмож

ность передачи инфекщш через воду несколько выше в тропиках, где

уровень носительства часто превышает

50%

по сравнению с районамп

с более умеренным климатом, где поражениость населения в целом обычно менее 10%. Цпсты могут выживать в воде в течение несколь 0 ких месяцев прп О С, 3 дней при 30 °С, 30 мин при 45 ос и 5 мин при

50 ос 5], п онп относятся к одним пз самых устСУйчивых к хлору па тогенных агентов [ 14]. Вспышки лямблиоза водного пропсхождения были зарегистрированы главным образом в CIIIA, п только в 50%' всех этих вспышек был выявлен этиологический агент. В случае вспы шек с установленным этнологическим агентом наиболее часто обна

[

руживаемым патагеном в перпод 1972-1977 г. была Giardia lamЬlia; начиная с 1965 г. в США было зарегпстрировано 23 вспышки лямбли оза водного пропсхожденпя [ 1]. Питьевая вода была также иденти фицирована в качестве средства передачи возбудителя инфекции в случае вспышек заболевания у лиц, посетившпх СССР [ 15, 16]. Боль шинство этих вспышек было связано с неочищенной питьевой водой

плп водой, прошедшей только обеззараживание что инфицпрующая доза

Г2].

Было показано,

невелика, причем пнфекцию у человека вы

зывают 10 цист, вводимых в организм в желатиновых капсулах Г 17, 18]. Информация о выживанпи этих организмов в окружающей среде и об их устойчивости к обеззараживанию в настоящее время недоста точна. Однако имеются указанпя на то, что небольшой процент цист может выжпвать при замораживании и что цисты могут сохранять

свою жизнеспособность в пптьевой воде вплоть до

дней при

80 °С

[19]. С

Предварительные исследования свидетельствуют о том, что Giarпо своей устойчивости к инактивации хлором занимает про ра,спределения домашних п

dia spp.

межуточное положение между Е. учетом разлпчных дпюrх

histolytica и энтеровирусами Г 14, 20]. Giardia spp. у человека п большого числа животных и того предположения, что

эти органпзмы не обладают спецпфичностью по отношению к хозяину, как считалось раньше, из трех рассматрпваемых кишечных простей ших потенциальные способности Giardia к передаче через питьевую воду представляются, по-видпмому, напбольшими.

Единственная

официально

зарегистрпрованная вспышка

балантп

диаза водно:го происхождения

имела место в бывшем округе Трук в

Мпкронезии [ 4]. Было сделано заключение, что эппдемия, вероятно, была вызвана загрязнением систем водоснабжения фекалиями свинеЦ

!!.

БИОЛОГИЧЕСЮ!Е АСПЕКТЫ

во время тайфуна, который разрушил свинофермы п непрочные устрой ства водозаборов. Передача амебного менингаэнцефалита изредка регпстрпровалась у тех, кто купалея в воде хозяйственно-бытового назначения, а также в одном случае, когда имело место пqпадание воды в носовую полость.

1.2.2

Пищевые продукты

Цисты Е. histolytica могут передаваться с пищей, и петочником пнфекции могут быть сырые овощи Г7J. Хотя цпсты редко сохраняют свою 1кпзнеспособность исключеннем попадания

на

руках дольше чем ногти), лпца,

в течение

10 мин с

(за

под

имеющие

дело

продук

тами шrтаюrя и являющпеся носителями пнфекцпи, могут служить вэжным источником передачи э·rого организма. Косвенное доказа тельство этого пути воздействия было получено в проведенном в Ве несуэле исследовании, когда после обследования лиц, контактирую щих с пищевыми продуктами, п лечения тех, у кого была выявлена

Е.

histolytica, была

частота амебной дизентерии за трехлетний перпод сни

зилась с 36,84 до 0,61 на 1000 населенпя Г7]. В другом исследовании (Китай) выявлена связь передачи возбудптеля и потребленпя хлеба, раздаваемого вручную, и было сделано заключение, что в этой стране передача инфекции лицами, контактирующими с пишевыми продуктами, вероятно, пмеет более важное значенпе, чем другие пути

воздеrkтвия. Загрязнение пищи может быть также вызвано комнат нымп мухами, кот~рые могут способствовать передаче этого возбуди

теля со своими экскрементами Г 5].

r21]' .[22]

Сообщалось только об одной вспышке алпментарного лямблиоза где источником загрязненпя считался зараженный человек, го пищу. Хотя цисты

ТОВПВILШЙ

Giardia

были

обнаружены

на

клубнпке

и овощах

[23],

значение передачи

возбудителя

пнфекции

али

ментарным путем в эпидемпологип лямблиоза

не установлено.

В работе ко не

Levine [7] их

приведены данные о том, что цисты п опять, по-впдимому,

Balatidium логпч

выживали в теченrrе нескольких недель в фекалиях свиней, если толь происходило высыхания, вполне

но заключение о том, что

в случае загрязнения ппщи

фекалпями за

раженных свиней или человека может иметь место передача возбуди теля инфекции алиментарным путем.

1.2.3 Атмосферный воздух Аэрогенная передача патогенных кишечных простейших непосред ственно человеку, по-видимому, является маловероятным путем воз

действпя ввиду подверженностп высыханпи. Несмотря на то что

этих организмов пнактивации прп нелеченый амебпаз у больных, стра

дающих абсцессом печени, может асложняться распространением бо лезни на легкие и плевру, сообщения о возможностп первичной респи раторной инфекции отсутствуют п, если инфицирование действительно 'имеет место в результате вдыхания загрязненного воздуха с после

дующим

заглатыванием прямая

содержащихся

секрете

слизистой

возбуди с пи

телей, то этот путь, вероятно, имеет на несколько порядков меньшее ;значение, чем передача от человека человеку и передача

щей или водой.

ПРОСТЕйШИЕ

1.2.4

Другие пути воздействия

Имеются сообщения о передаче Giardia п Е. histolytica половым путем [ 24, 25], особенно у гомосексуалистов. По утверждению Freeman [ 5], несмотря на отсутстнпе подтверждений непосредственной связи амебпаза с плавательными бассейнами, онп все же являются потенциальным петочником пнфекцпи Е. histolytica. Значение рекреа цпонного водного пути передачи инфекцпи Giardia не установлено, но оно, вероятно, невелика пq сравнению с другими путями воздей ствия. Помпмо одной вспышки балантпдиаза в результате потребле ния загрязненной питьевой воды остальные вспышки были зарегистри рованы только в психпатрпческих больницах, где они были объяснены прямой передачей от человека человеку вследствие нпзкого уровня

личной rшиены и привычки к копрафагни у больных Г 4].

1.2.5 лее

Сравнительное значение rн1зличных путей воздействия

Из трех патогенных кишечных простейших в странах мпра нанбо шпроко распространена Е. histolytica. В США самым обычным

путем распространенпя инфекции, по-в1rди.мому, является передача от

человека человеку путем передача,

[ 26]. В других районах мира наиболее значпмым служпт загрязнение пищевых продуктов

вероятно,

зараженными лпцамп, имеющпми с ними контакт Г7]. Существует ве· роятность мому,

вознпкновею1я возможно

вспышек

водного

происхождения

и,

по-види уровня

вполне

поддержание

ВЫСО!КОГО

эндемического

лнфекции

развивающнхся

странах,

связанного

передачей

через

пптьевую воду, хотя полной уверенности в этом нет.

Передача инфекцшr

Giardia

от детей взрослым, по-впдпмому, редко

имеет место там, где поддерживается вы.сокий уровень личной гигиены.

Однако циркуляция инфекции среди детей дошкольного возраста в ,ЦeTCKIIX С ад ах И друГИХ ДеТСКПХ учреждеНИЯХ 27], верОЯТНО, ДОВОЛЬНО!

широко распространена. В работе Burke [28] делается заключенпе о том, что распространенность эндемической пнфекцпи во многих стра нах обратно пропорциональна сацпально-экономическому уровню и выше там, где санитарные услонпя жизни нпже установленных стан

дартов. В США передача водным путем, по-впдимому, является важ ным путем воздействпя, но данные о сравнительном значенип других путей отсутствуют.

Частота

случаев

балантидиаза у человека

низка,

и основным

пу

тем передачи патогенного агента, по-впдимому, является прямой кон

такт со свпньями. Существует потенциальная в.озможность передачи возбудителя через пищевые продукты и воду, загрязненные фекалия ми свпней.

Почтп все зарегистрированные случап амебного менингаэнцефали та былп связаны большей частью с рекреационным, а не хозяйственно

бытовым водопользованием, но эпидемиологические данные по разви вающпмся странам весьма ограничены.

1.3

Влияние на здоровье

Несмотря на то что большинство инфекций Е. histolytica протекают бессимптомно или вызывают лпшь незначительные симптомы, смер тельные исходы не исключены [ 26]. Обычными клиническими прояв-

46 лениями являются

!!.

БИОЛОГИЧЕСКИЕ АСПЕКТЫ

гастроэнтериты

симптомами,

варьирующими

от·

лепюй днареи до скоротечной дизентерш1 с кровавым поносом. Наи более частым метастатическим осложнением является абсцесс печени. Патогенность, по:-видимому, зависит от вирулентности штамма и со ,стояния организма хозя.ина, в том числе от состояния питанпя чело

sека и его кпшечной бактериальной флоры Г7J. Симптомы лямблиоза варьируются от лепюго, проходящего без лечения энтерита до хронпческой изнурптельной диареи; встречаются

также бессимптомные пнфекции [ 28]. Описаны острая, подострая и хроническая стадин инфекции [ 29-31]. Сообщение о смертельных· исхqдах при инфекции Giardia у человека или каких-либо животных ,отсутствуют, за возможным исключением в птиц, больных пситтако

зом Г9]. Балантидиаз может проявляться виде острой дизентерии с кро

вавым по носом [ 5], но у человека может иметь место бессимптомное состояние носительства [7]. Человек отличается высокой устойчиво рью к инфекции, и при возникновении заболевания оно о,бычно про

ходит в легкой форме вплоть до самоизлечения Г 4]. Амеба ненную

Naegleria fowleri амебу, с умеренным

представляет

собой в

широко почве и что

распростра пресных она во

жгутиковую

обнаруживаемую климатом было

дах п в

[ 32]. В последнее десятилетие как в тропических странах, так странах показано, может

вызывать менингаэнцефалит со смертельным исходом, и было описано

~жало

100

случаев

[ 3],

обычно у тех, кто купалея в природных водах.

Воротами инфекции является носоглотка, откуда амеба проникает в мозг, проходя через обонятельную слизистую оболочку и, решетчатую пластинку. Сведения об этих организмах еще недостаточны, но ясно, что большинство из них является своб.однQживущпми, что их р азмно жение может происходить при хранении. теплой воды п что хотя ин

фекцпя

человека

очень

редка

относительно

числа

люде!1,

подвер слу

гающихся

риску возможной инфекции,

прогноз для клинических

чаев очень неблагополучен, а лечение весьма сложно Г 34].

1.4 отсутствием стандартных

Мониторинг

Программа мони.тори.нга не может быть рекомендована в связи с методо1в качественного или количественного

определения. Имеются экспериментальные методы концентрации и об

наружения цист Е. использовать

histolytica в

Giardia с

Г 11,

35],

но их рекомендуется эппдемиологпче

только

сочетаюш

одновременными

скими исследованиями эндемий и эпидемий. Существующие в настоя щее время методы неэффектнвны, методики концентрирования дают невоспроизводимые результаты; идентификация органпзмов в скон центрированных пробах трудна и по крайней мере в случае Giardia spp. не могут быть определены ни жизнеспQсобность, ни пр.оисхожде ние обнаруженных цист. К:роме того, нельзя дать рекомендации в от ношении частоты отбора проб. В тех случаях, когда вспышки заболевания связаны с питьевоr"v водой, загрязненной патогенными кишечными простеfrшими, кипячение•

воды

может служить эффективным средством инактивации Giardia [19], Е, )1istolyticд и В. coli. Необходимо стремиться к выявлению и

ПРОСТЕйШИЕ

устранению источников загрязнения. Следует провестп санитарное рбследованпе для обнаружения и ликвидацпи нарушений в системах очистки и распределения во,ды. Необходим также сбор эпидемиологи ческих данных для установления корреляции с фпзпко-химпческими rюказателями функцпонпрования водоочпстных сооружений и распре

делительной спстемы. Существует руководство по изучению болезнеЙ' водного прои.схождения

[ 36].

Сбор

такой

информацпи

может

пметь:

важное значение для

предупреждения дальнейших вспышек заболе

ваний или борьбы с нпмп.

1.5 содержится в

Обоснование рекомендаций большпх количествах разлпчных домашних

Группа патогенных кишечных простейших в фекалпях зараженных людей и

и дпюrх животных. Инфицпрующая доза

Giardia

lamЬlia для человека

составляет всего 10 цист при пероральном проникновеншr в организм, н как для Giardia, так п для Е. histolytica предполагается, что одна жизне1способная циста может вызвать инфекцпю у чувствительного

хозяина

[ 10, 37].

Отсутствуют простые методы быстрого обнаружения,

идентификации и подсчета кишечных простейших в пптьевой воде

r11].

В свете этих сведений наиболее эффективным средством предупреж дения инфекции является охрана водоисточников, достаточная очистка воды и обеспечение целостностп системы распределения воды. Колиформные организмы, по-видимому, не могут служить хороши ми индикаторами присутствия Giardia пли Е. histolytica в очищенной воде вследствие повышенной устойчивости этих простейших к инактп

вации обеззараживанием. зарал;:енной воде

Наличие индикаторных бакте,рпй в необез предположпть прпсутствпе патогенных

позволяет

простейшпх. Проведеиные ранее исследования показалп, что филыра ция через диатомовую землю является эффективным способом удале

ния цист Е. histolytica п Giardia н что Е. histolytica может хорошо удаляться путем филырации через гранулированные среды [38]. Ме тод с днатомавой землей дает удаление вплоть до 99,998% цпст Giar-

dia, а недавно выполненное исследование показала, что, испq,льзуя фплырацию через гранулпрованные среды, можно достичь удаления свыше 99,99% цпст Giardia при правильном подборе дозы коагулянта, скорости филырацшr, мутностп и промывюr обратным током. Рекомендация относительно применения коагуляции, седиментации и филырацrш в целях удаления простейших из воды, забираемой пз роверхностных водоемов и незащищенных подземных вод, основана

на соображениях неаде.кватности колиформных группы в качестве ин дикатора для рассматриваемых организмов, отсутствия стандартных

методов их обнаружения, устойчивости этих организмов к обеззара живанию ных и продемонстрированного простейших при эффективного удаления патоген кишечных правильно проведеиной фильтрации.

ГЕЛЬМИНТЫ

В питьевой воде было обнаружено большое количество яиц п лпчи нок различных гельминтов, и совершенно ясно, что безопасность питье

вой воды может быть обеспечена только в том случае, если в ней от сутствуют все патогенные для человека формы. Однако подавляющее большинство таких гельминтов не являются преимущественно водными, и проводпть их мониторинг на рутинной основе не представляется ни возможным, ни необходимым. С водоснабжением более тесно связаны две группы гель,минтов: телыю путем те, передача их которых осуществляется исключи заглатывания промежуточных хозяев- зараженных

копепод (Группа I), и те, чьп церкарпп непосредственно заражают че ловека (Группа II). Большинство остальных впдов попадает в третью категорию (Группа III). Это идет в разрез с официальной таксономпей указанных организмов, которые принадлежат к двум фи

thes,

животных- Nemathelminthes, или круглые черви и Platyhelmin· пли плоские черви. Последний тrш включает Trematoda ( сосаль щиюr) и Cestoda (ленточные черви). Гельминты, которые потенциаль но могут передаваться с питьевой водой, перечпслены в приводимой

лам

ниже таблице.

2.1 2.1.1

Группа

1 ( Dracunculus, Spirometra)

Общие замечания

Группа

состоrп из гельминтов, развитие которых

происходит в

водных копеподах (веслоногие ракообразные); они попадают в орга низм человека с питьевой водой, содержащей этих ракообразных, вы ступающих в роли промежуточных хозяев. Наиболее важ:ным предста вителем этой группы является Dracuncu!us medinensis- ришта, нит чатый паразит человека. Созревание самок происходит в глубоко рас положенных тканях, а затем они мигрируют и локалпзуются в подкож

ном слое конечностей. В теле самки развиваются многочисленные лп чинки, вызывая образование на коже хозяина волдырей, которые затем лопаются. Самка выставляет в образовавшееся отверстие свою матку и выбрасывает лпчинюr в том месте, где она почувствует прпсутствие

воды. Жизненный цпкл паразита продолжается в том случае, если этп палочковидные личинки попадают в воду, содержащую копеподы родов

и Macrocyclops, которые заглатывают личинки. Развитие личинок до третьей стадии происходит в организме

Cyclops, Eucyclops, Mesocyclops пав в организм

этих ракообразных, и пменно такие лпчпнки пнвазируют человека, по

per os [40]. 48

ГЕЛЬМИНТЫ

Из этого следует, что передача Dracunculus человеку происходит главным образом за счет незащпщенных колодцев и прудов и в мень щей степени- за счет централизованных систем водоснабжения. Кар тина распределения пнфекции неоднородна в Африке, особенно в за падноафриканской Сахеле, Западной Азии и в таких более восточных районах, как Афганистан, Индия и юг СССР, а также Индонезия. Главным окончательным хозяином является человек. Ленточные черви рода Spirometra, более редкие у человеri:а, также имеют стадию развитпя в организме водных копепод. Половозрелые червп обнаруживаются в тонком кишечнике кошек. Яйца Spirometra выделяются с фекалиями и вылупляются в воде с образованием кора цидиев, заглатываемых копеподами, где они развиваются до стадпи

процеркоидов идов

,[41, 42].

При заглатывании копепод

человеком личинки

претерпевают в его тканях дальнейшее развитие до стадии плероцерко·

(sparganum stage). человека, попадая

Лпчинки на этой стадии могут также инвазп в организм из мяса альтернативного пром~

ровать

жуточного

хозяина,

которое

прикладывается

ранам

для

их

зажпвле

ния, что практикуется в некоторых

районах Азпи.

Впды

Spiroшetra

распределяются

неоднородно

на

Американском

континенте Кении и

от

США

до Уругвая, а также в Восточной Азии

[44, 45],

Объединен

ной Республике Танзании

[43].

Гельминты, потенциально передаваемые через питьевую воду

Основная категория

Название

Группа*

Trematoda (сосальщики)

Cestoda (ленточные черви)

Fasciola gigantica Fasciola hepatica Fasciolopsis buski Schistosoшa haemotoblum Schistosoma interca\atum Schistosoma japonicum Scl1istosoma mansoni Schistosoma mekongi Echiпococcus granulosis Echinococcus mнltilocularis Hymenolepsis nапа Multiceps sp. Spirometra mansoni Spirometra mansonoides Spirometra proliferum Spirometra theileri Taenia solium Ancylostoma brasiliense Ancylostoma duodenale Ascaris lumbricoides Dracunculus medinensis Enterobl us Yermicнlaris Necator americanus Strongyloides stercoralis Toxocara spp. Trichuris trichiura l!ncinaria stenocephala Dracunculus

ш ш

III II II II II II lii III ш

III I I I I ш

Nematoda (I(руглые черви)

II II III I III II III III ш

III очень немногие из этих

гельминтов действительно передаются главным образом через питьевуiQ воду.

Следует отметить, что эа исключением

II.

БИОЛОГИЧЕСКИЕ АСПЕКТЫ

2.1.2

Пути воздействия

Питьевая вода, содерл;:ащая зараженные копеподы, является единст венным зпт

источипком

инфекцип

Dracunculus, •можно

это

единственный пара гарантировать

животных,

отсутствие

которого

полностью

nрп обеспечении безопасной питьевой водой. Spirometra представляет собой случайный паразит человека и может поступать в его организм другими путями, помпмо питьевой воды.

2.1.3

Влияние на здоровье

Рншта пли драконтпаз

(дракункулез) -одна из главных инвали

дизирующих болезней, особенно в сельских населенных пунктах Сахели

н Индпп. Боли и артрит ближайшего к внедрившемуся червю сустава иммобилизуют больного на несколько недель. Поскольку половое со зревание червя совпадает с сезоном дождей, когда идет посевная, та

кая временная утрата трудоспособностп имеет непропорционально вы·

сокпе последствпя для урожайностп. Миграuия самок в органпзме мо жет сопровождаться выраженными аллергпчесrшмп реакциямп. вклю

чая

эрнтему,

крапнвнпцу, а в

сильный результате

зуд,

то

время червя

как прп

общие

симп его

томы могут проявляться в заражение волдыря,

виде рвоты абсцесс.

п дпареи. Может пропсходпть попытках

разрыва

вытащить

может развиться

Иногда

следствпем

этого

бываег

фиброз, а червп, попадающие в необычные места, могут вызывать об разованпе абсцессов в других внутренrшх органах. Дракункулез как проблема общественного здравоохранеюrя является угрожающей бо лезнью в местных масштабах, п поражениость местного населения мо жет превышать 30%. Спарганоз представляет собой гораздо менее распростра!Jенную бо лезнь, прп которой располагающиеся под кожей личинки вызывают образование язв в результате первпчного отека 11 воспаления, особен но после отмирания паразита. Особенно серьезные последствия наблю даются при пораженин глаз, такие осложнения наиболее часты в !Ого

Восточной Азии.

2.1.4

Мониторинг

Дракункулез является проблемой, связанной с небольшими систе мами нецентрализованного водоснабженпя (например, ступенчатые колодцы илп резервуар для воды), где проведение регулярного мони торинга часто практически невыполним о. Анализ такпх ситуаций включает изучение распространенностп инфеrщrш у человека и отлов ракообразных с помощью планктонной сеткп или других прпспособле ний с последующим микроскопическим исследованием для обнаруже ния личинок нитчатых паразптов. Поскольку профплактика инфекции проводится мониторинга

путем

защиты

водопсточнпка, того,

предпочтительным защищены

методом

является

проверка

насколько

водоисточ

ники. ,Мониторинг присутствия и не рекомендуется.

Spirometra.

практически не осуществпм

ГЕЛЬМИНТЫ

2.1.5

Обоснование рекомендации

Единственная зараженная копепода, содержащая всего одну личин

ку, способна вызвать инфекцию спарганум или несмотря чества

Dracunculus

у человека, колп червя и

на

то,

что

общая нагрузка пнвазирующих

(на организм) личинок

завиСJIТ от

проглоченных

паразитпческого

их пола. Поскольку одна оплодотверенная взрослая самка ришты мо

жет вызвать развитие выраженной инфекцпи, пнвазирующие стадшr паразита не должны присутствовать в питьевой воде. Ввиду того что это единственный путь передачп Dracunculus человеку, вопрос пред ставляется весьма важным. Учитывая способ попадания в копеподы палочковидных личинок, которые смываются в колодцы с конечностей людей, берущпх пз них воду, становптся ясным, что лучшим П)··тем

профилактики является защита водоисточнпка. Часто вполне достаточной м~рой служит обнесение колодца оградой, возвышающейся над землей, и устройство дренажа, однако методом выбора является покрытие ко лодца защитной крышкой и установка на нем насоса. В чрезвычайных обстоятельствах зараженные копеподы могут быть уничтожены добав лением в колодцы гранулированного темефаса (Абата) в дозах, до

статочных для уничтожения лпчинок насекомых [46].

2.2 2.2.1

Группа

11 ( Schistosoma, Ancylostoma, Necator)

Общие замечания

Группа

включает разнообразные трематоды и круглые черви, па которых способны пронпкать через кожу и слизи

тогенные личинки

стые оболочки человека. Поэтому они могут передаваться через питье вую воду, но представляют еще большую опасность при использовании воды для стирки и купания. В этой группе наиболее важное значение имеет род

Schistosoma.

Шистосомы, поражающие человека, принадлежат к трем основным видам: S. haemotoblum, которая инвазирует венозное сплетение моче вого пузыря и встречается главным образом в Африке и Западной

Азии; S. mansoni, обнаруживаемая в Африке, в некоторых районах Южной и Центральной Амерпкп и на островах Карибского бассейна, и S. japonicum, которая обнаруживается в Китае, Индонезии, Филпп пинах и других районах Восточной Азии. Как S. mansoni, так и

S. japonicum

порюкают систему воротной вены. S. чается в заnадных районах Центральной Африки,

intercalatum встре S. mekongi, шисто бассейне рекп Ме межшта;у~мовые

сома, напоминающая ри каждого из

S. japonicum, видов

обнаружена

конг в Юга-Восточной Азии. В настоящее время установлено, что внут основных шпетосам существуют

различия,

связанные

географическим

распределением

варпабель

ностью хозяев.

Половозрелые черви- долгоживущие и раздельнополые организ мы. Многочисленные яйца проникают через стенки кровеносных сосу дов и ткани, а выделяются с мочой (S. haemotoblum) или калом (дру гие впды). Попадая в пресную воду яйца вылуплнваются, высвобож дая мирацидии, которые проникают в организм подходящего хозяина

водного моллюска, и их дальнейшее развитие и размножение занимает

52 J мес илп более. Затем

11. БIЮ.IIОГИЧЕСI<ИЕ АСПЕ!<.ТЬ!

церкарии, т. е.

патогенные для человека ли·

чинки, высвобождаются в воду и плавают в ней, передвигаясь с по мощью своего раздвоенного хвоста. Они видны невооруженным глазом.

Прп контакте человека

с зараженной водой,

они

быстро проникают

через кожу, мигрируют в организме и, достигнув стадии половой зре лости, завершают свой жизненный цикл.

Церкарии шистосом, паразитирующих в другпх животных, помпмо человека, и другие родственные им трематоды могут делать попытки

пронпкать через кожу человека, но они здесь же и погибают, вызывая

образование сыпи п сильное раздражение, известное под названием шистосомный дерматит. S. japonicum поражает ряд домашних и диких животных, а также человека.

Паразптирующие в человеке нематоды Ancylostoma duodenale и Necator americanus, которые широко распространены в тропических и субтропических зонах, образуют яйца, которые вылупливаются и раз виваются в почве до личинок третьей стадии, которые повторно зара

}Кают человека, проникая сквозь кожу. Нематоды домашных животных могут также инвазировать человека, и их личинки мигрируют в покровах, вызывая местные симптомы раздражения.

кожных

2.2.2

Пути воздействия

Инфекцип, вызываемые Shistosoma spp., возникают прп использо ванип зараженной воды для бытовых целей, купания плп стирки. По ступивщае пероральным путем церкарпи могут пронпкать через слизн

етую оболочку рта, но это не главный путь поступления она

:[ 47].

Препму

щество пптьевой воды заключается в том, что если она легко доступна, пспользуется п для стпрюr, но эти преимущества реализуются лишь когда ограничен контакт с ранее использованными зараженными тогда,

источниками.

Хотя существует реальная возможность передачп шистосомоза через централизованные системы, подающие неочищенные поверхностные во

ды,

главным

путе;vr

передачп

является как

пспользование колодцы,

воды а

из

таких цис

нецентрализованных

источников,

пруды,

также

терны, вода из которых пспользуется для религпозных омовений. Шистосомный дерматит представляет опасность скорее при рекреа

Цiюнном

профессиональном

водопользовании,

чем

при

потреблении

питьевой воды. Было показано, что личинки

Ancylostoma

могут быть

патогенными при поступлении с питьевой водой, и это может быть су

щественным, но не главным путем передачи [48, 49].

2.2.3

Влияние на здоровье

Шистосомы человека являются причиноi"1 высокоi'r заболеваемости, а иногда п смертности, поражая в целом в мпре около 200 млн чело век. Патологпческая картпна связана главным образо"УI с реакцией '"Озяина на яйца паразитов, не выведенные из организма. Первпчные 1 nFрежденпя происходят главным образом в печени, кишечнике п вn круг мочевого пузыря, но наиболее серьезные последствпя связаны с вторичным поражением верхних 'Мочевых путей, раком мочевого пу зыря и фиброзом печени с его гемодинамическими сдвигами.

ГЕЛЬМИНТЫ

Нематоды вызывают главным образом железодефицитную анемию, в то время как другие гельминты этой группы обусловлпвают пора жения кожи.

2.2.4

Мониторинг методикой, для может

Обнаружение шистосомных церкарий в воде >шляется предназначенной для научных исследований, но

неприемлемой

рутинного мониторинга.

Концентрирование

церкзрий из воды которые полного

проводиться путем вляться путем в держиваются

фильтрования, в воду

их обнаружение может осущест грызунов, для затем вы развития периода

погружения течение

мелких

определенного

паразита, после чего проводится их вскрытие. На бумажных фильтрах, а также фильтрах из стеклянного волокна или волокон ацетата церка рии меняют свою форму, и поэтому идентификация видов не может считаться надежной, несмотря на разработанные различные методы

окрашивания.

Практически и

легче

подобрать уровень

подходящее позвоночное его инвазии паразитом.

животное- хозяина

определить

2.2.5

Обоснование рекомендации

Поскольку одной церкарпи достаточно для развития инфекции, их присутствие в питьевой воде должно быть исключено, а уровня, без опасного в этом отношении, пр_актически не существует. В связи с от сутствием рутинных методов мониторинга при подозрении где-либо на значительный риск заражения через питьевую воду следует полагаться только на меры его предупреждения. Период существования церкарпй в свободном состоянии длится менее 48 ч, и выдерживание воды в те

чение этого периода делает ее безопасной хранение воды в течение

[50].

Вполне вероятно,

что

ч приведет к значительному снижению ее

инфицирующей способности. Медленная фильтрацпя через песок (прп правильной технологии) удаляет основную часть церкарий, а обезза раживание в течение 1 ч при уровне свободного остаточного хлора

0,5

мг/л полностью уничтожает церкарии шистосом человека

[51].

Бо

лее целесообразно, однако, использовать водоисточник, не содержащиii моллюсков-хозяев этого паразита, и не подвергающийся фекальному загрязнению.

2.3 Группа 111 ( Ascaris, Trichuris, Strongyloides, Enteroblus, fasciolids, Hymenolepis, Echinococcus) 2.3.1 Общие замечания

Для большого числа гельминтов характерны резистентные яйца или цисты, патогенные для человека. Если они попадают в питьевую воду и проглатываются вместе с ней, человек получает заражение. Для всех впдов этой группы (см. таблицу в разделе 2.1.1) передача с пищевыми продуктами п прямой фекально-оральный путь важнее, чем водный путь инфицирования и поэтому для практических целей первостепенное значение имеют безопасные способы удаления экскрементов, в то вре мя как концентрация внимания только на безопасности питьевой воды

54 шинстве районов мира.

11.

БИОЛОГИЧЕСJ\.ИЕ АСПЕК:ТЫ

не приведет к значительному сокращению передачи инфекции в боль

Наиболее

lumbricoides

широко распространенные кишечные гельминты Ascaris Trichuris trichiura продуцируют резистентные яйuа ха

рактерного вида, внутри которых происходит развитие эмбриона во внешней среде до того момента, пока он не приобретет инфпцирующие для человека свойства. При заглатывании яиц человеком они высво

бождают в его кишечнике личинки, которые затем претерпевают слож ную миграцию в организме, прежде чем смогут снова вернуться в ки

шечник,

где

они

достигают

стадш1

половой

зрелости

откладывают

яйца в количестве примерно 200000 в день.Яйца выводятся из орга низма с калом и сравнительно быстро оседают под силой тяжести в воде.

Менее распространены Strongyloides stercoralis, инфицирующей формой которых являются пх лпчинкп, Enteroblus, острицы, липкие и менее эластичные яйца которых более прпспособлены для прямой фекально-оральной передачи, а таюке некоторые нематоды животных, имеющие ограниченное развитие в организме человека.

Печеночные нематоды родов Fasciola и Fasciolopsis, способные пн фицировать человека и других млекопитающих, развиваются в мол люсках и вылупливающиеся церкарии образуют затем uисты в вод ных растениях; человек инфпцируется при потреблении в пищу этих растений пли очистке их зубами. Цисты могут проникать в питьевую

воду

[45].

Ленточные черви- паразиты человека родов

Hymenolepis

с прямым жизненныУI циклом в его организме и Echinococcus, которым человек заражается прп заглатывании яиц (обычно от собак), спо собны распространяться в питьевой воде.

2.3.2

Пути воздействия

Указанные гельминты все имеют фекально-оральныfr путь передачи и irнфицирующне стадии обычно достигают довольно высокой плотно сти. Питьевая вода ни в коей мере не является преимущественным средством передачи инфекцип, несмотря на то, что яйца гельмпнтов вреl\~Я от времени попадают в воду, особенно яйца обычных Ascaris и

Trichuris. 2.3.3 Влияние на здоровье

Кишечные гельминты вызывают многообразные симптомы. Многпе инфекции носят субклинический характер, а некоторые из них- ле тальный. По-впдпмому, большинство инфекций имеет слабовыражен ные хронические эффекты, которые трудно поддаются количественному определению на уровне отдельного человека, но, взятые вместе, они

имеют валшое значение. низмом-хозяпно:уr

Весьма существенной является веществ, за счет которых

потеря орга развиваются

питательных

паразиты.

Кишечные гельминты восполняют ограниченные патологиче

ские проявленпя, которые

они вызывают у

Уiногпх

инфицированных

людей, очень высоким уровнем поражениости населенпя.

ГЕЛЬМИНТЫ

2.3.4

Мониторинг

В то время как при вспышках заболевания или в исследовательских целях яйца и личинки гельминтов могут быть извлечены из питьевой воды путем фильтрации и большинство яиц может быть исследовано под микроскопом, эти методики не подходят для рутинного использо

вания, к тому же частота случаев загрязнения воды этими агентами не оправдывает их применения.

2.3.5

Обоснование рекомендации

Единичное оплодотворенное яйцо, зрелая личинка или инцистиро· ванная церкария могут служить причиной развития инфекции, поэтому они не должны присутствовать в питьевой воде, и лучше всего это до стигается защитой водоисточнпка от фекального загрязнения. В случае поступления церкариев в исходную неочищенную воду, основная их

масса 1может быть удалена фильтрацией, особенно через медленные пе

сочные фильтры, в то время как все они, особенно но резистентны к обеззараживанию хлором.

Ascaris [53],

доволь

5-1084

СВОБОДНОЖИВУЩИЕ ОРГАНИЗМЫ 3.1 Общие замечания

Обитающие в системах

водоснабжения

свобол.ножпвущпе

организ

мы, включая планктон и макроскопические беспозвоночные, и~н'ют достаточно серьезное значение, и именно эти группы подробно рас сматриваются в этом разделе. Планктон состоит из микроскопических или мелких организмов, которые обитают главным образом во взве шенном состоянии в водной толще. Фитопланктон состоит из свобод ноживущих бактерий, грибов и водорослей. Водоросли представляют

собой хлорофиллсодержащие организмы различного цвета. Они явля ются автотрофами, могут быть одноклеточными или объединены в ко лонии, подвижными или неподвижными. Зоопланктон включает сво бодноживущих простейших, коловраток, кладоцер, конепод, червей и личинок некоторых водных насекомых и рыб на ранней стадии разви тия или при кратковременном появлении. К. макроскопическим беспо звоночным относятся крупные бентосные животные, такие как личинки водных насекомых и брюхоногие моллюски. Планктонные организмы имеют важное значение в системах водо снабжения, поскольку они мешают вещества, токсичные для человека,

процессам являются

водоочистки, хозяевами

выделяют патогенных

для человека организмов и образуют органпческие могут при хлорировании превращаться в

вещества,

которые органиче

галогенпрованные

ские соединения. Крупные беспозвоночные могут снижать эффектив ность работы распределительной сети и мешать подаче воды потреби телю.

Серьезной проблемой может быть присутствие водорослей в водо источниках и незакрытых резервуарах, содержащих очищенную (под готовленную) воду. Помимо этих мест зоопланктон может встречаться в открытых колодцах. Местом обитания крупных беспозвоночных, представляющих проблему для водоснабжения, являются исключитель но распределительные системы.

На количество и видовой состав водорослей в системах водоснаб жения из источников поверхностных вод влияет комплекс условий при

родной окружающей среды

[54].

Максимально

обнаруживаемое от

коли

чество водорослей в поверхностных водах

варьируется

нескольких

клеток до многих млн организмов на которыми следуют кокковые зеленые

1 и

мл. В поверхностных водах до днатомавые водоросли, за отно сине-зеленые водоросли,

минирующими среди водорослей являются

сящиеся к классу пеннатэ, а в летних, наиболее трические диатомовые, кокковые зеленые и

многочисленных, цен водоросли.

сине-зеленые

В конце лета и там, где в течение года сохраняется температура выше

З. СВОБОДНОЖИВУЩИЕ ОРГАНИЗМЫ

сине-зеленые водоросли составляют основную часть биомассы водорослей [55-58]. В работе Palmeг опубликованы результаты ши роких исследований водорослей в системах водоснабжения [59]. В раопре~делительных системах водоснабжения обнаруживается ши рокий ряд свободноживущих организмов, в том числе грибы, водоро сли, простейшие, коловратки, черви, водяные блохи, креветки и другие ракообразные, вилохвостки, личинки хирономид, двухстворчатые мол люски и улитки. Первоначальные сообщения об их обнаружении были основаны на результатах исследований, проводимых в ответ на жало бы водопользователей о появлении этих животных в забираемой из водопроводных кранов воде. Позднее систематические исследования позволили обнаружить эти организмы во многих сетях трубопроводов и даже там, где не было явных причин подозревать их возможное прпсутствие. В настоящее время считается, что в большинстве водо проводных систем обитают эти животные, и в работе Collingwoood

25 ос,

[60] приводится список организмов, населяющих некоторые магистраль ные трубопроводы. Влияние на здоровье

3.2

Имеются убедительные доказательства того, что некоторые токсич· ные вещества, продуцируемые рядом обитающих в системах водоснаб жения водорослей, могут оказывать выраженное наблагоприятное дей ствие на здоровье населения. Ядовитые виды встречаются в двух ос новных группах водорослей: золотистые (Xaпthophyta) и сине-зеленые (Cyanophyta). Токсичные сине-зеленые водоросли являются наиболее важной проблемой для пресных водаисточников [61-64]. Выделяемые водорослями токсичные соединения могут проникать в водоочистные сооружения. В лабораторных опытах коагуляция с по мощью солей алюминия, фильтрация и хлорирование не позволяли до биться удаления токсинов водорослей. Даже очистка с помощью ак тивированного угля в дозировке, применяемой при обычной водоочи стке, оказалась неэффективной [65]. Распространенность проблем здравоохранения, связанных с водо рослями, довольно ограничена. Связь между высокими концентрация ми сине-зеленых водорослей и вспышками гастроэнтеритов у людей бы

ла выявлена в Индии

[69],

на

Филиппинах

[66]

и в США

[66, 67].

Из

некоторых сине-зеленых водорослей были

выделены

вещества,

анало

гичные эндотоксинам грамотрицательных бактерий

[70].

Одна из наиболее сильных последних вспышек гастроэнтерита вод

ного происхождения, поразившая около 5000 человек в г. Севикли (штат Пенсильвания, США), была связана с цветением широко рас пространенной нитчатой сине-зеленой водоросли Schizothri calcicola

[71, 72] из

в открытых резервуарах для чистой воды. п их внеклеточные продукты могут составлять предшест

Водоросли

значительную часть органического вещества в системах водоснабжения поверхностных водоемов и служить важным поставщиком

венников

тригалометанов,

образующихся

при

хлорировании

воды

[73, 76]. По имеющимся сообщениям свободноживущие животные, обитаю щие в магистральных трубопроводах в странах с умеренным климатом,

II.

БИОЛОГИЧЕСКИЕ АСПЕКТЫ

сами не являются непосредственными патогенными агентамп в лабо раторных условиях, но некоторые из них могут заглатывать и служить

убежищем для патогенных организмов

[77].

К:огда в местных условиях

воду хранят для бытовых целей, необходимо закрывать ее и предупре ждать развитие в контейнерах комаров- переносчиков заболеваний.

3.3

Другие эффекты- влияние на привкус и запах, цветность и мутность, помехи при очистке

и контаминация распределительных систем

Водоросли в системах водоснабжения могут вызывать эстетически неприятные эффекты, а также служить помехой при водоочистке, при водят к увеличению хлорпотребностп, проблемам нежелательного при

вкуса и запаха воды, а также к забиванию фильтров

[59, 78].

Естественной причиной привкуса и запаха является размноженпе водных растений илп водных животных. В поверхностных водах ос новную проблему представляют водоросли, в то время как животные формы могут пролиферировать в подземных водах, резервуарах пли трубопроводах. Многие водоросли продуцируют масла, которые выделя ются либо в процессе метаболизма, либо прп разложении ,мертвых кле ток. Эти продукты придают типичный запах и привкус воде [79, 80]. Окраска и мутность воды могут представлять проблему [81] при нецентрализованном водоснабжении и в очищенных водах в том слу или если чае, если резервуары для чистой воды не имеют покрытия

очистка недостаточна. Кроме того, рост водорослей и других организ мов, который приводит к забиванию фильтров, может мешать ре"-1онту и эксплуатации водоочистных сооружений [82, 83].

3.4 Существуют адекватные

Мониторинг

методы

сбора

анализа

свободноживу

щих организмов в системах водоснабжения

[35, 84-89].

3.4.1

Отбор проб

Водоросли и другие микроорганизмы могут претерпевать быстрые изменения во времени, значительно варыrруя по количеству и видово

му составу

[90].

Поэтому необходимо часто определять микробную био

массу и видовой состав, если эти данные нужны для корректировки процесса водоочистки, контроля за привкусом и запахом п обнаруже ния опасных уровней содерл,анпя микроорганизмов в подготовленной к подаче воде.

3.4.2

Биомасса

Разные водоросли значительно различаются по размеру, форме и объему, и собственно подсчет их числа не дает точной оценкп количе органического вещества (биомассы), приходящейся на каждую таксономическую единицу. Оценку биомасы обычно производят путем измерения площади клеточной поверхности, объема клетки или содер ства

жания хлорофилла водорослей

[35, 84, 85].

СВОБОДНОЖИВУЩИЕ ОРГАНИЗМЫ

3.4.3

Эндотоксины амебоцита

Тест на эндотоксины с лизатом

Limulus

сравнительно

прост в постановке и находит все более частое применение [70, 72, 91]. Однако этот тест не дифференцирует эндотокспны бактерий от эндо токсинов водорослей; не установлена количественная зависимость меж

ду

концентрациями

эндотоксинов

влиянием

на

здоровье. еще

Значи

мость нить.

и интерпретацию

результатов

тестирования

предстоит уточ

3.5

Обоснование рекомендаций

Присутствующие в системах водоснабжения организмы эстетпческих показателей, неприятные привкус и запах воды,

способны а также

оказывать неблагаприятное действие на здоровье, вызывать ухудшение

служить помехой процессу водоочистки. Несмотря на то что орга низмы, обнаруживаемые в распределительных системах в странах с умеренным климатом, не связаны с известными неблагаприятными для З1доровья эффектами, по эстетическим соображениям желательно свести до минимума возможность их появления в воде, забираемой из водопроводных кранов. Современный уровень разработки этой пробле мы не позволяет установить максимально допустимые предельные

уровни, но, однако, рекомендуется, чтобы свободноживущие организ'Мы были по 1мере возможности удалены из питьевой воды. Это может достигаться путем защиты водапеточника от загрязнения, применения

правильных методов очистки, периодической и систематической меха нической очистки и промывки трубопроводов и мониторинга качества воды.

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. Craun, G. F. Waterborne giardiasis in the United States: а review. American journal of puЬlic l!ealt!!, 69: 817-819 (1979). 2. Craun, G. F. Waterborne outbreaks of giardiasis. In: Jakubowski, W. & Hoff, J. С., ed. Waterborne transmission of giardiasis, Cincinnati, US Environmental Protection Agency, 1979 (ЕРА-600/9-79-001). 3. Chang, S. L. & КаЬ!еr, Р. W. Dectection of cysts оп Entamoeba histolytica in tap water Ьу the use of membrane filter. American jourпal of l!ygiene, 64: 170-180 (1956). 4. Center for Disease Control. Balantidiasis- Truk District Micronesia. Morbldity and mortality weekly report, 21: 59 (1972). 5. Freeman, В. А. Burrows textbook of microblology, 21st ed. Philadelphia, Saunders, 1979 6. Belding, D. L. Textbook of parasitology, 3rd ed. New York, Meredith PuЬ!ishing Со., 1965. 7. Levine, N. D. Protozoan parasifes of domestic animals and of тап, 2nd ed. Minneapolis, Burgess PuЬ!ishing Со, 1973. 8 Davies, R. В. & HiЬ!er, С. Р. Animal reservoirs and cross-species transmission. ln: Jakubowski, W. & Hoff, J. С, ed. \\1aterborne transmission of giardiasis, Cincinnati, US Environmental Protection Аgепсу, 1979 ( ЕРА-600/9-79-00 1). 9. Panigrahy, В. et а!. Zoonotic diseascs iп psittacine Ьirds: Appareпt increased occurrence of chlamydiosis (psittacosis), salmonellosis and giardiasis Journal of the American Veterinary Medical Associalion, 175: 359-361 ( 1979). 10. Filice, F. Р. Studies оп the cytology and life history of а Giardia from the laboratory rat. University of California puЬlicalions in zoolorш. 57: 53-145 (1952). 11. J akubowski, W. & Erickseп, Т Н Methods for detecting Giardia cysts in water supplies. In: Jakubo\vs1;i, Vv'. & Hoff, J. С, ed \\'aferborпe transmission of giardiasis, Cincinnati, US Eпviroпmeпtal Protectioп Agency, 1979 (ЕРА-600/9-79-001). 12. Кirner, J. С. et а!. А waterborпe outbreak of giardiasis in Camas, Washington. Journal Df fluc Aтerican Water Works Association, 70: 35-40 (1978).

II.

БИОЛОГИЧЕСК:ИЕ АСПЕК:ТЫ

13. Lockey, М. W. Primary ameblc meningoencephalitis. Laryngoscope, 88: 484-503 (1978). . . 14. Hoff, J. С. Disinfection resistance of Giardia cysts: Опgш~ of current conc~pt~ and research in progress. In: Jakubo\vski, W. & Hoff,, J. С., ed. Waterborne transmzssюn of giardiasis, Cincinnati, US Environmenta1 Protectюn Agency, 1979 (ЕР А-600/9-79-00 1). !5. Jokipii, L. & Jokipii, А. М. М Giardiasis in travelers: А prospective study. Joumal of infectious diseases, 130: 295-299 (1974). . 16. Center for Disease Control Giardiasis- in residents of Rome, N. У., and ш travelers to the Soviet Union. Morbldity and mortality weekly report, 24: 371 ( 1975). 17. Rendtorff, R. С. The experimental transmission of human intestinal protozoaп parasites. II. Giardia lamblia cysts given iп capsules. American journal of !тygiene, 59: 209220 (1 954). 18. Rendtorff, R. С. The experimental transmission of Giardia lamЬlia amon~ volunteer subjects. In: Jakubowski, W. & Hoff, J. С., ed. 1\1aterborne fransmission of giardiasis, Cincinnati, US Environmental Protection Аgепсу, 1979 (ЕРА-600/9-79-001). 19. Bingham, А. К. et а!. Giardia spp.: Physical factors of excystation in vitro, апd excystation vs. eosiп exclusioп as determinants of viabllity. Experimental parasitology, 47: 284-291 (1979). 20. Hoff, J. С. et al. Iпactivation of Giardia muris cysts Ьу chloriпe. In: Abstracts from the 79th Annual Meetiпg of tlze American Society for MicroЬiology, Los Angeles, ASM, 1979. 21. Osterholm, М. Т. et а! An outbreak of foodborne giardiasis. New Englaпd joumal of medicine, 304: 24-28 (1981). 22. Jackson, G Comment made in open discussion of paper Ьу G R. Healy on the presence and аЬsепсе of Giardia lamЬlia in studies оп parasite prevaJeпcc in the USA In: Jakubowski, W. & Hoff, J С, ed 1\"aterborпe traпsmission of giardiasis, Ciпcinnati, US Environmental Protection Аgепсу, 1979 (ЕР А-600 /9-79-001). 23. Тау, J. et а!. Search for cysts апd eggs of hнman iпtestiпal parasites in vegetaЬ!es апd fruits. In: Confereпce оп Cooperative Researc!z Needs for tlze Reпouation апd Reuse of Muпicipal 1Vasfewater iп Agriculture, 15-19 December 1980, Сосоуос, Morales, Mexico (Spoпsored Ьу t!н: Iпstitute of Water Research, East Laпsiпg). 24. Mildvan, D. et а!. Veпereal transmis>ion of enteric pathogens iп male homosexuals Journal of tl1e American Medical Associatioп. 238: 1387-1389 (1977). 25. Hur"•itz, А. L & 0\\·en, R. L. Veпereal traпsmission of iпtestina 1 parasites (medical information). 1\'esfern jourпal of mediciпe, 128: 89-91 ( 1978). 26. Krogstad. D. J. et а!. Current coпcepts in parasitology- ameblasis. New Eпglaпd journal of medicine, 298: 262-265 (1978). 27. Black, R. Е. et al. Giardiasis iп day-care centcrs: Evidence of person-to-persoп transmissioп. Pediatrics. 60: 486-491 (1977). 28. Burke, J. А. The cliпical and laboratory diagnosis of giardi<~sis. CRC critical reviews in clinicallaboratorц scieпces, 7· 373-391 (1977). 29. Wolfe, М. S. Giardiasis. Journal of tlтe American Medical Association, 233: 1362-1365 (1975). 30. Wolfe, М. S. Current concepts in par<~sitology- giardiasis. New England journal of mediciпe, 298: 319-321 (1978). 31. Wolfe, М S Managing the patient with gi<1rdiasis: C!inical, diagnostic and therapeнtic aspects. In: Jakнbowski, W. & Hoff, J. С., ed П7аtеrЬоrпе transmissioп of rtiardiasis, Cincinnati, US EnYironmental Protectioп Аgепсу. 1979 (ЕРА-600/9-79-001) 32. Lawande, R. V. The seasonal incidence of priшary amoeЬic шeniпgoencephalitis in northern Nigeria Transactions of the Royal Society of Tгopical Medicine and Hygiene, 74: 141 (1980). 33. Thong, У. G. Primary amoeЬic meningoencephalitis· fifteen уешs later. Medical journal of А и stralia. 1: 352-354 (1 980). 34. Kasprzak, ~ et al. Studies оп some pathogenic strains of free-liviпg ашоеЬае isolated from lakes ш Poland Annales de !а Socif:te be!ge de Medecine tropicale 54: 351357 (1974). ' 35. Aшerican PuЬ!ic Health Association. Sfandnrd met!юds for the examination of water and wasrewater, 15th ed., 'Yashington. DC, 1980 36. Internatюnal Association of Milk, Food, and EnYironmeпt~l Santarians, Inc. Procedures to invesfigate waterborne i!lness. 1st ed Ames. IA. IAMFES, 1979. 37. Beaver. Р. С. et al. Experimental Entamoeba histolvtica infections in шаn American iournal of tropical medicine апd !ищiепе. 5: 1000-1009 (1956). 38. Logsdon. G. S et а!. 'Yater filtration techniqurs for remova] of Giardia cysts and cyst rn_od~Is. I?: Jakubowski, W. & Hoff, J С, ed. 1Vaterbnrne transmission of giardiasis. Cmcmnati, US Environmental Protection Agency, 1979 (ЕРА-600/9-79-001).

СВОБОДНОЖИВУЩИЕ ОРГАНИЗМЫ

39. Logsdon, G. S. et а!. Alternative filtration methods for removal of Giardia cysts and cyst models. Journal of tlze American Water Works Association, 73: 111-118 (1981). 40. Muller, R. Dracunculus and dracuпculiasis. Advances in parasitology, 9: 73-151 (1971). 41. Mueller, J. F. The [aboratory propagatioп of S pirometra mansonides (Mueller, 1935) as ап experimeпtal tool. II. Cu!ture апd iпfectioп of the copepod host, апd harvesting the procercoid. Transactions of the American Microscopical Society, 78: 245-255 (1959). 42. Mueller, J. F. Host-parasite relatioпships as i!lustrated Ьу the cestode Spirometra mansonides. Iп: McCauly, J. Е., ed. Host-parasite relationships, Corva!Jis, Oregon State Uпiversity Press, 1966 (Proceediпgs of the 26th Anпual Biology Colloquium, Corvallis, Oregon, 23-24 April 19-65). 43. Opuпi, Е. К. & Muller, R. L. Studies оп Spirometra theileri (Baer, 1925) n. comb. 1. Identificatioп and Ьiology in the laboratory. Journal of helminthology, 48: 15-23 (1974). 44. Faust, Е. С. et а!. Animal agents and vectors of human disease, 4th ed. Philadelphia, Lea & Feblger, 1975. 45. Faust, Е. С. et а!. Craig and Faust's clinical parasitology, 8th ed. Philadelphia, Lea & Feblger, 1970. 46. Muller, R. Laboratory experimeпts оп tl1e coпtrol of cyclops traпsmittiпg guiпea worm. Bulletin of the World Healtlr Organization. 42: 563-576 (1970). 47. Maldoпado, J. F. & Perkiпs, К. W. Schistosomiasis in America. Barceloпa, Editorial Cieпtifico-medica, 1967. 48. Okamoto, К. An experimeпtal study of the migration route апd development of Ancylostoma duodenale iп pups after о га! iпfectioп. J ournal of tl!e Kyoto Prefectural Medical University, 70: 135-152 (1961). 49. Higo, А. Ап experimeпtal study оп the migratioп route апd the developmeпt of Ancylostoma duodenale iп pups after cutaneous iпfectioп. Journal of the Kyoto Prefectural Medical Uniuersity, 70: 851-87 4 (1962). 50. Joпes, М F. & Brady, F. J. Survival of Schistosoma japonicum cercariae at various temperatures iп several types of water. National Jnstitute of Health bulletin, 189: 131-136 (1974). 51. Coles, G. С. & Мапп, Н. Schistosomiasis апd water works practice iп Ugaпda. East African medical journal, 48: 40-43 (1971). 52. Stoll, N. R. This wormy world. Journal of parasitology, 33: 1-18 (1947). 53. Keller, Р. Sterilizatioп of sewage sludges. I. А review of the literature pertaiпiпg to the оссшrепсе апd viability of parasitic ova iп sewage with special refereпce to Ascaris lшnbricoides. Journal and proceedings. lnstitute of Sewage Purification, Part 1, 9299 (1951). 54. Luпd, J. \V. G. The ecology of the freshwater phytoplaпktoп. Biological reviews of the Cambridцe Plzilosophical Society, 40: 231-293 (1965). 55. US PuЬ!ic Health Service Аппuа! Compilatioп of Data. Natioпal Water Quality Net\\'ork, Basic Data Braпch, Divisioп of \Vater Supply апd Pollutioп Coпtrol, Department of Health, Educatioп апd Welfare, Ciпciппati, ОН (1957-1963). 56. Weber, С. I. et а!. Phytoplaпktoп. Iп: Flynп, К С. & Маsоп, W. Т., Jr., ed. The freshwater Potomac, aquatic communities апd enviroпmeпtal stresses, Iпterstate Commission on the Potomac River Basiп, Rockville, MD, 1978. 57. Williams, L. G. & Scott, С. Priпcipal diatoms of major waterways of the Uпited States. Limnology and oceaпograplщ, 7: 365-379 (1962). 58. Wil!iams, L. В. PossiЬ!e relationsllips betweeп planktoп-diatom species пumbers and water quality estimates. Ecology, 45: 809-823 (1964). 59. Palmer, С. М. Algae апd water pollutiorz. Ciпcinпati, US Eпviroпmeпtal Protection Agency, 1977. 60. Co!Jiпgwood, R. W. Occurrence, sif!nificance апd control of organisms iп distributioп sцstems. Barceloпa, Interпational Water Supply Associatioп Coпgress, 1966, 13 рр. 61. Gorham. Р. R. Toxic algae. Iп: Jackson, D. F, ed. Algae and тап, New York, Pleпum Press, 1964, рр. 307-336. 62. Schwimmer, М. & Schwimmer, D. Algae апd mediciпe. In: Jacksoп, D. F., ed. Algae and тап. New York, Pleпum Press, 1964, рр. 368-412. 63. Schwimmer, М. & Schwimmer, D. Medical aspects of phycology. In: Jackson, D. F., ed. Al.r<ae, тап and the environment, Syracuse, Syracuse University Press, 19'68, рр. 279'358. 64. Moorc, R. Е. Toxiпs from Ь!ue-greeп algae. BioScience, 27: 797-802 (1977). 65. lпgram, \V. М. & Prescott, В. W. Toxic fresh water algae. The American midland

1!.

БИОЛОГИЧЕСКИЕ АСПЕКТЫ

naturalist, 52: 75-87 (1954). 66. Tisdale, Е. S. Epidemic of intestinal disorders in Charleston, West Virginia, occurring simultaneously with unprecedented water supply conditions. American journal of puЬlic !realth, 21: 198-200 ( 1931). 67. Ve!dee, М. V. Epidemio!ogica! study of suspected waterborne gastroeпteritis. American journal of puЬlic l1ealth, 21: 1227-1235 (1931). 68. Dean, А. G. & Jones, Т. С. Seasonal gastroenteritis апd malabsorptioп at an Americaп mi!itary base in the Philippines. American journal of epidemiology, 95: 111-127 (1972). -69. Gupta, R. S. & Dashora, М. S. Algal pollutants апd роtаЬ!е water. In: Pajasek, R. В., ed. Drinking water quality enhancenzent tlrrough source protection, Апn Arbor, Ann Arbor Science, 1977, рр. 431-459 70. Keleti, G. et а! Composition and Ьiological properties of lipopo!ysaccharides isolated . from Schizothrix calcicola (ag.) Gomoпt (Cyanobacteria). Applied and environmental microblology, 38: 471-477 (1979). 71. Lippy, Е. С. & Erb, J. Gastroiпtestina! illness at Sewickley, Pennsylvania. Journal of the American \\7ater 11'1orks Association, 68: 606-61 О (1976). }2. Кау,· G. Р. et а!. A!ga! concentratioп as а quality parameter of finished dгinking waters in and around Pittsburg, Pennsylvania. Journal of the American Water \\7orks Association, 72: 170-176 (1980) 73. Mi!Ier, S. Drinking \vater and its trcatшent (Ап in1.erview \vith Professor Sontheimer, _ University of Karlsruhe). Environmental science and technology, 14: 510-514 (1980). 7 4. Hoehn, R. С et al. Algae as sources of trihalomethane precursoгs. Water and sewage works, 126: 66-67 (1979). 15. Briley, К. F. et al_ Trihalomethane production from algal precursors. Paper presented at the Third Conference оп \\7ater C!zlorination: Environmental Impact and Health 'Effects, Colorado Springs, 31 October- 2 November 1979, Ann Arbor, Ann Arbor Science, 1980, Vol. 3. 76. Tardiff, R. G. Health effects of organics: Risk and hazard assessment of ingested ·.chloroform. Journal of tf1e American \\1ater \florks Associaiion, 69: 658-661 (1977). 77. Chang, S. L et al Survival and protection against chlorination of human enteric pathogens in free-living nematodes isolated from \Yater supplies American journal of tropical medicine and hygiene, 9: 136-142 (1960). 78. Palmer, С. М. Al[(ae in water supplies. Cincinnati, US Department of Health, Education and \Velfare, 1959. 79. Сох, С. R. Operation and control of water treaiment processes. Geneva, World Health Org-anization, 1964. В.О. Collingwood, R. \V. The effect of algal growth оп the qua!ity of treated water. In: Proceedings of а Symposium оп Biological Indicators of \\7ater Quality, Newcastle, October 1-15. 1978, University of Ne"·castle, 1978. 81. Fogg, G Е. Extrace!Iular products of a!gae in freshwater. Archiv fйr Hydroblologifl, Bei!1eft: Ergebпisse der Limnologie, 5: 1-25 (1971). 82. Palmer, С. М. Algae and other interference organisms in New England water supplies. fournal of the New England \\7ater \V'orks Associatirm, 72: 27-46 (1958). 83. Degтemont. iHemento techniaue de !'еаи, 8th ed. Ruei!-Malmaison, Degremont, 1978. 84. Weber, С I. Biological field and laboratorLJ methods for measuring the quality of surface waters and wasfes. Cincinnati, US Environmental Protection Agency, 1973. 85. \Veber; С. I Recent development' in the measurement of the response of plankton and periphyton to change' in their cnvironment. In: Glass. G., ed Вioassay techniques and enuiron mental c!zemistry, Ann Arbor, Ann Arbor PuЬ!ishers, 1973, рр. 119-138. Я6. Welch, Р. S. Limnolor<icalmet!юds. Ne\v York, McGraw-Нill, 1948. 87. Determinac6es blol6gicas. Sao Paulo, Companhia de Tecnologia de Saneamento AmЬien· tal, 1978 88. Branco, S М. Hidroblolщ;ia aplicada а eпgeпlюria sanitaria. 2nd ed., Sa Paulo, Companhia de Tecnologia de Saneamento AmЬiental. 1978. 89. I.nternational staпdards for driпking-water, 3rd ed Geneva, World Health Organizatюn, 1971. 90. Weber, С. I. & Moore, D R. Phytoplankton, seston and dissolved organic carbon in the Little Miami River at Cincinnati, Ohio. Limпology and oceanography 12: 311-318 (1967). ' 91. Jorgensen, J. Н et а! Comparison of Limulus assay, standard plate count and total roliform roнnt fnr microblo]o[J'ic~l asses,шcnt of renoyated was!ewater. ipplied and enгironmвnta_l mirrobloloцy. 37: 928-931 (1979) _ ' i,

ЧАСТЬ

111.

НЕОРГАНИЧЕСКИЕ

КОМПОНЕНТЫ,

ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

1. мышьяк 1.1 1.1.1 Источники Общие замечания

Мышьяк в естественном состоянии встречается во всех природных средах и обычно присутствует в форме соединений с серой и многими

металлами (медь, кобальт, свинец, цинк и т. д.) [1]. Средняя кон центрация в земной коре составляет около 2 мг/кг .[2]. Хотя мышьяк существует в различных валентных состояниях как в органических, так

и в неорганических формах, уровни содержания мышьяка в объектах

окружающей среды обычно приводятся в виде общего

мышьяка

1[3].

В некоторых локализованных географических районах промышленное использование и производство соединений мышьяка приводит к значи

тельному превышению уровней его содержания в объектах окружаю щей среды над естественными фоновыми значениями.

1.1.2

Присутствие в воде

Многие соединения мышьяка растворимы в воде, что может при вести к зарязнению воды. Химические формы мышьяка в воде до кон~ ца не установлены, но былп идентифицированы трех- и пятивалент ные формы; в воде были обнаружены и некоторые органические со единения мышьяка [1]. Было установлено, что геотермические выбросы

в Новой Зеландии содержат значительные количества 'мышьяка.

Не

смотря на его повсеместное распространение в биосфере, большая часть обнаруживаемого в воде мышьяка обусловлена промышленными

сбросами; наиболее высокие концентрации помпмо тех, которые есте ственно встречаются в минеральных источниках, обычно типичны для районов с интенсивным промышленным производством 1 [ 4]. Пути воздействия

2.1 1.2.1 Питьевая вода

Для большого числа источников водоснабжения характерны очень намного ниже 10 мкг/л [ 1-3]. В особых случаях наблюдается сильное загрязнение колодцев с результирующими уровнями содержания порядка несколытх тысяч

низкие уровни содержания мышьяка, т. е.

мкг/л [5]. Существует недостаточная информация относительно формы r•ли вида мышьяка в питьевой воде.

6.5

III. НЕОРГАНИЧЕС!<:ИЕ КОМПОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

1.2.2

Пищевые продукты

Мышьяк содержится в большинстве пищевых продуктов в концентра циях обычно ниже 1 мг/кг сухой массы [1]. В морской рыбе этот ком понент может содержаться в больших количествах, а уровень содер жания мышьяка в моллюсках и ракообразных может значительно пре

вышать 50 мг/кг [2, 5]; в продуктах моря мышьяк присутствует глав ным образом в органической форме [ 1]. Средние уровни поступления мышьяка с пищей составляют около 30 мкг/кг массы тела в день [2, б, 7]. Для некоторых стран приводятся более высокие цифры [3, 8].

1.2.3 п

Атмосферный воздух

Уровни содержания мышьяка в атмосферном воздухе непромышленных районов весьма низкие, т. е.

негородских менее

обычно

0,01 мкг/м 3 [ 1]. В городских районах и особенно в промышленных цен трах эти показатели превышают 1 мкг/м 3 [ 1]. Типичный уровень воз действия шьяка.

из

атмосферного

воздуха

может

составлять

примерно

0,2 мкг/м 3 , главным образом в виде неорганических соединенпй мы 1.2.4 Другие пути воздействия П ромышленное воздействие содержащих соеди

1.2.4.1

Отмечается промышленное воздействие паров,

нения мышьяка, особенно при выплавке металлов; были зарегистриро ваны уровни содержания мышьяка, превышающие 1 мгfм 3 атмосфер

ного воздуха [ 1]. Сообщалось о высоrшх концентрациях мышьяка в поч ве вблизи плавильных заводов, порядка 380 мг/кг [9].

1.2.4.2 низких

Табак однако в весьма расте

Табак содержит некоторое количество мышьяка, концентрациях в результате сокращения

опрыскивания

ний мышьяксодержащими препаратами

[1, 8].

1.2.4.3

Прочие пути

для отдельных лиц воздействие мышьяка таким путем

фармацевтические ирепараты содержат мышьяк, и мышьяка из этого источника может быть довольно высоким. Для населения в целом доля поступления незначительна по сравнению с поступленнем из

Определенные

пищи, воды и атмосферного воздуха.

1.2.5

Сравнительное значение разных путей воздействия

Принимая во внимание поступление в организм общего мышьяка, доля питьевой воды в этом процессе при обычных для нее низких уров нях содержания относительно общего его воздействия сравнительно

мала. Однако при уровне содержания

мышьяка

питьевой

воде

мышьяк:

мг/л она может быть равна или даже превышать общее поступле ние его с пищей для лица, не подвергающегося профессиональному воздействию. Невозможно оценить количества мышьяка, поступающие в организм

0,05

различными

путнми,

поскольку

очень

мало

известно

присутствующих

в пищевых продуктах и воде конкретных формах

мышьяка,

которые

собственно и определяют долю поглощенных разным путем количеств [2, б].

1.3

Метаболизм

Форма мышьяка влияет на поглощение его организмом. Элементар ный мышьяк очень плохо всасывается, тогда как пятивалентные неорганические соединения мышьяка

некоторые трех- п всасываются легко

[2];

всасывание органического мышьяка тоже, как правило, не вызывает

трудностей [б]. Точные цифры по поглощаемым фракциям различных форм мышьяка, по-видимому, отсутствуют. В результате воздействия мышьяк поступает в кровь, а затем обнаруживается главным образом

в печени, мышечной ткани, почках, селезенке и кожных покров ах це, матке, щитовидной п поджелудочной железах, а также в

[1 j,

небольшие количества обнаруживаются также в головном мозге, серд волосах

и ногтях {10]. Мышьяк переносится через плацентарный барьер '[1]. Период биологического полувыведения мышьяка, вероятно, лежит в пределах от 10 ч до нескольких дней [J] . Данные, указывающие на то, что мышьяк накапливается с возрастом, отсутствуют. В организме че ловека неорганический мышьяк способен превращаться в моно- и ди

метилированные соединения

[1 J.

Однако

окончательный механизм та Соединения мышьяка выво

кой биотрансформации мало изучен

[5].

дятся из организма главным образом с мочой

[1, 2, 5].

Трехвалентный

мышьяк 'может подавлять актпвность многих ферментов, вступая в ре акцию с сульфгидрпльными группами; реакции, затрагивающие эти группы, считаются ответственными за токсическое действие соединений

мышьяка

[ 5]. 1.4 Влияние на здоровье

Не существует неопровержимых доказательств хотя известно, что некоторые соединения мышьяка

того, что мышьяк оказывают благо

в какой-либо форме является эссенциальным элементом для человека,

приятное действие на животных, играя роль стимуляторов роста

[2J.

Токсичность соединений мышьяка зависит от его химической и фи зической формы, пути поступления в организм, дозы и продолжитель

ности воздействия, содержания в рационе питания взаимодействующих с мышьяком соединений, а также возраста п пола лица, подвергающе гося воздействию [2]. Неорганический мышьяк более токсичен, чем

органический, а трехвалентный неорганический мышьяк более опасен, чем пятивалентная форма. Если вода содержит мышьяк на уровне 0,05 мг/л, рекомендуется попытаться определить валентность и хими ческие формы элемента. При остром отравлении мышьяком поражается центральная нерР ная система, что приводит к коме, а при дозах 70-180 мг к смерти

!1!. НЕОРГАНИЧЕСК:ИЕ К:ОМПОНЕНТЫ, ОК:АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИ5IНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

[II]. Возможно также сильное поражение желудочно-кишечного трак та, нервной системы, дыхательных путей и кожи [2]. Хроническое о·r равление может проявляться такими симптомами, как общая мышеч ная слабость, потеря аппетита и рвота; оно может приводить к воспа лению слизистых оболочек глаз, носа и гортани и поражению ко:жи.

Могут наблюдаться также неврологические проявления и даже злока чественные опухоли жизненно важных органов [2]. Отравление воз'V!ож но и при низких дозах порядка 3-б мг/сутки в течение длительных от

резков времени

'[12].

Сообщалось об одном летальном

случае

после до

потребления в течение

2,5

лет колодезной

воды,

содержавшей

7,6

мг/л мышьяка

[13].

Даже такие низкие концентрации как

0,6

мг/л

возможно явились причиной гибели нескольких грудных детей в Чили

[ 14-16], хотя в отношении этого несчастного случая имеется некото · рая неяснасть [2]. Несмотря на отсутствие доказательств неблагапри ятного действия на здоровье концентрации 0,05 мг/л, поглощенные ко личества мышьяка могут быть обнаружены в волосах людей, потреб

ляющих питьевую воду с таким уровнем В :Китае (провинция Тайвань)

содержания

мышьяка

[2].

,[17, 18]

было обнаружено, что рак кожи

в некоторых деревнях был связан с колодезной пптьевой водой со средними концентрациями мышьяка порядка 0,5 мг/л; однако имеются сомнения относительно истинных уровней мышьяка [2]. Специальная исследовательская группа ВОЗ и Агентство США по охране окружаю

щей среды провели оценку риска возникновения рака кожи [19]*. При менив линейную беспорогоную модель, Специальная исследователь ская группа ВОЗ установила, что воздействие в течение всей жизни мышьяка, поступающего с питьевой водой в концентрации 0,2 мг/л, да ет 5% риск развития рака кожи (по допущению этой модели метабо лизм мышьяка одинаков при низких и высоких воздействиях). При высоком професспональном воздействии мышьяка наблюдАют ся такие различные проявления, как гиперпигментация, кератозы и рак

легкого

[9]. СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. Commission of the European Communities. Trace metals: exposure and l1ealtl1 eftects. Oxford, Pergamoп Press, 1979. 2. Guidelines for Canadian driпking water quality, 1978. Quebec, Mmistry of Supply апd Services, 19,79 (Supportiпg documentation). 3. Qua/ity criteria for water. \V'ashington, DC, US Environmental Protection Agency, 1976. 4. Some metals and metalic compounds. Lyon, International Аgепсу for Research оп Cancer, 1980 (IARC Monographs оп tl1e evaluation of the carcinogeпic risk of chemicals to hшпans, vol. 23). 5. N ational Research Council. Drinking water and healt/1. N ational Academy of Sciences, Washington, DC, 1977. 6. Underwood, Е. J. Trace elements in !штап and animal nutrition. New York, Academic Press, 1977. 7. WHO Technical Report Series, No. 532, 1973 (Trace eleтnents in !штпап nutrition), рр. 49-50. 8. Toxicology of metals, vol. 11. Wasliington, DC, US Environшental Protection Agency, 1977 (Environmental Health E!fects Research Series).

* Greathouse, D. G. Maximum

acceptaЬle limit for arsenic in drinking-water. Неопублпко ванный документ по критериям, подготовленный для Всемирной организации здраво охранения, 1980 г.

t. мьпiшяк

9. National Research Council Arsenic. Medical and Ьiological effects of environmental pollutants. Washington, DC, N ational Academy Press, 1977. 10. Mealey, J. et а!. Radioarsenic in plasma, urine, normal tissues, and intracranial neoplasms. Archives of neurology and psycl!iatry, 81: 310 ( 1959). 11. Vallee, В. L. et а!. Arsenic toxicology and blochemistry. А.М.А. archives of industrial healt!r, 21: 132 (1960). 12. Lisella, F. S. et al. Health aspects of arsenicals in the environment. J ournal of environmental!Jealth, 30: 157 (1972). \3. Yyllie, J. lnvestigation of source of arsenic in well water. Canadian journal of puЬlic health, 28: 128 (1937). 14. Rosenberg, Н. G. Systemic arterial disease with myocardial infarction. Report on two infants. Circulation, 47: 270 (1973). 15. Rosenberg, Н G. Systemic arterial disease and chronic arsenicism in infants. Arcl!ives of pathology, 97: 360 (1974). 16. Zaldivar, R. Arsenic contamination of drinking water and foodstuffs causing endemic chronic poisoning. Beitriige zur Pathologie, 151: 384 ( 197 4). 17. Tseng, W. Р. et al. Prevalence of skin cancer in an endemic area of chronic arsenicism in Taiv:an. Journal of the National Cancer lnstitate, 40: 453 (1968). 18. Yeh, S. Skin cancer in chronic arsenicism. Нитап pathology, 4: 469 (1973). 19. Arsenic. Geneva, World Health Organization, 1981 (Environmental Health Criteria 18).

АСБЕСТ

2.1 Общие замечания 2.1.1 Источники Асбест- общий принадлежащих

термин для

волокнистых силикатных типа серпентина или

минералов, амфибола.

к группе

минералов

В качестве асбеста описываются 6 минералов: хризотил, крокидолит, антофиллит, тремолит, актиналит и амозит. Хризотил является пред ставителем группы серпентина; другие относятся металлов.

к группе

амфибола.

Эти различные формы асбеста состоят на также окислов железа, магния и других

40-60%

из кремнезема,

Асбест поступает в природные воды в результате растворения ас бестсодержащих минералов 11 руд, а также сброса промышленных сто ков. Имеются некоторые указания на то, что загрязнение атмосферного воздуха также может вносить свой вклад в общее содержание асбеста в природных водах [1]. Осаждение, ресуспендирование, миграция и хи мические реакции влияют на передвижение, уровень содержания и

судьбу волокон асбеста в воде. Продолжительность периода от поступ

ления волокон асбеста в воду до их исчезновения из нее неизвестна Использование асбоцемента хризотила и 24% крокидолита)

[2].

(соVJ,ержание асбеста 170 г/кг- 80% при производстве труб для распреде

лительных систем может вносить свой вклад в общее содержание ас беста в питьевой воде.

2.1.2 Присутствие в питьевой воде Асбест обычно обнаруживается в источниках хозяйственно-бытоJзоrо водоснабжения, типичные фоновые уровни в реках и озерах считаются

равными примерно 1 млн волокон на 1 л [3], хотя приводимые значе ния колеблются от менее 1 млн до 10 млн волокон/литр. Уровни зна чительно варьируются в зависимости от близости промышленных ис точников выброса. Сообщалось о том, что содержание асбеста в не

очищенных водах реки Оттавы составляет

9,5

млн волокон/литр назначения

[1].

1\ак правило, методом обычных песочных фильтров удаляют около

90%

отдельных волокон асбеста из воды питьевого

[2].

Наиболее эффективным методом удаления является химическая коагу ляция солями железа и полиэлектролитами с последующей фильтра

цией. В результате обследований концентраций асбеста в системах питьевого водоснабжения 1\анады было выявлено, что около 5% на селения страны потребляет воду с концентрациями волокон Jзыше

млн/л, а около

0,6%

потребляют воду с концентрациями, превыша-

АСБЕСТ

71 в

ющими

100

млн волокон на

л. В некоторых населенных пунктах,

окрестностях которых добывают асбест, уровни содержания достигают

2000 млн волокон на 1 л [4]. 2.2 2.2.1 Питьевая вода Пути воздействия

Поскольку регистрируемые уровнп содержания асбеста в питьевой воде значительно варьируют п поскольку широкие пределы ошибки связаны с превращениямп волокна-масса, трудно дать точную оценку

его среднесуточного поступления из этого источника. На основании результатов проведенного в Канаде нациопального обследования r.r

допущенпя о том, что ежесуточное потребленпе воды составляет 2 л, потребление асбеста с питьевой водой для 95% населения, вероятно, составляет менее 0,0001 мг/сутки.

2.2.2

Пищевые продукты

Степень загрязнения конца не изучена в

асбестом твердых с отсутствпем

пищевых

продуктов приемлемого

до и

связи

практически

на:дежного

аналитического

метода.

nродуктах, наверняка

которые

содержат волокна

частицы почвы, пыль

пли грязь,

почтп

присутствуют

асбеста. В пищевые продукты асбест может также поступать из воды или нечистого талька, используе~rых при их изготовлении (тальк мо жет использоваться в качестве напыляющего порошка в жевательной резинке, в рисовых палочках и ка1~ агент, уыеньшающий липкость гото вых пищевых продуктов). Прпчпной присутствия асбеста в пищевых продуктах могут быть такл;:е загрязненпые

кие,

как тальк, мыльныii

мпнеральные силюсаты та каыень или пирофиллпт, которые использу

ются в качестве носителей в пестпцидных спреях

16].

Волокна асбеста

образуют прекрасные фильтруюшие материалы и в одно время асбест широко использовался в пищевой промышленности для осветления на

питков и других жидкостей. В некоторых случаях использование ас бестовых фильтров увелпчивает концентрацию асбеста в готовом продукте. В некоторых сортах английского ппва были обнаружены

концентрации О, 151 млн волокон на на

1 л [7]. В пиве канадского произ

водства регистрпровались концентрадни порядка

1 л; в безалкогольных напитках уровни млн волокон на

12,2 2.2.3

[1].

составляли · от 1,7 до Однако использование асбестовых филь

4,3-6,6

млн волокон

тров в пищевой промышленности сократилось.

Атмосферный воздух

Асбест содержится в атмосферном воздухе в результате таких есте ственных процессов, как выветривание горных пород, пли вследствп~

про~rышленных выбросов. В США шпичные уроuни асбеста в воздухе

варьируются от 1 Х 10-s до 10Х IO-·" мг/м 3 [8, 9]. Было определено, что 1 Х I0- 6 мг хризотпла молсет содержать до 1 млн волокон [8]. Если принято, что концентрация асбеста в атмосферном воздухе

менее ЗХ

10- 5

мг/'м 3

(конuентрации, регистрируемые в городсrшх райо-

6-1084

72]

III. НЕОРГАНИЧЕСК.ИЕ К.ОмnоНЕНТЫ, ОК.АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

пах США, обычно ниже этого уровня) [10j, а суточный объем дыхания 20 м 3 , то суточное !Поступление асбеста из а~мосферного воздуха со ставит менее

0,0006

мг.

2.2.4

Сравнительное значение разных путей воздействия

Из

вышеизложенного

ясно,

что

воздействие

асбеста

значительно

В<:tрьируется в зависимости от близости к промышленным и природным

источникам выброса. К:ак правило, однако, поступление из атмосфер ного воздуха выше, чем поступление из воды. Следует отметить этом, что в воздухе распределение волокон по размеру может при быть

совсем иным, чем в воде. Имеется мало количественных данных ,уровнях содержания асбеста в пищевых продуктах.

об

2.3 2.3.1

Логлощение и распределение

Пероральное поступление

Волокна асбеста заглатываются с пищевыми продуктами, напитка ми и питьевой водой, кроме того, значительная часть вдыхаемого ас беста, выводимая из дыхательных путей с помощью механизма мука·

цилиарного транспорта, проглоченных волокон

в дальнейшем асбеста

проглатывается спорной;

[11]. ряд

Судьба авторов

представляется

считают, что волокна асбеста пересекают стенки желудочно-кишечного

тракта и проникают в другие ткани вают на

[,12-15],

тогда как другие указы этого феномена

отсутствие неопровержимых доказательств

[11, 16, 17]. К:огда суопензия волокон хризотила вводится непосредст венно в желудок анестезированных крыс, они, по-видимому, способны проникать через стенки кишечника и мигрировать в кровь, селезенку,

сальник, головной мозг и другие ткани , ['13]. В хорошо контролируе мом исследовании не было получено данных о пораженин стенки ки шечника или трансмиграции. В ходе этого исследования крысам в тече ние 21 мес скармливали пищу, содержащую 50 г хрпзотила на 1 кг

корма тракта

[11]. при

Требуется продолжить работу для определения количества проникающих через а

волокон

асбеста,

стенки того,

желудочно-кишечного является ли это коли

нормальных условиях,

также

чество поглощенных волокон достаточным для развития неблагаприят

ных местных или системных эффектов

[ 12].

2.3.2

Ингаляционное поступление

Данные, полученные из разных источников, в том числе эксперимен тов на животных, патологоанатомических наблюдений и физических обследований, указывают на то, что асбест может отлагаться в возду хоносных путях дыхательного волокна, а тракта в результате оседания или ин

тероцепции

[18].

От л ожени е путем оседания определяется г л авным об отложение путем интероцепции

разом диа'метром

его дли

ной. После вдыхания небольших количеств асбеста короткие волокна поглощаются макрофагами и затем удаляются с помощью механизма мукоцилиарного транспорта; более длинные волокна обычно обволакп-

АсБЕсt

[16].

ваются, а затем распадаются на фрагменты и исчезают в течение 18 мес Другие обволакиваются и остаются в организме в виде асбесто вых или железистых телец. Поэтому очищение легких от асбеста зави сит от свойств самих волокон (форма, размер, распределение и хими ческий тип), присутствия любого другого фактора, который может влиять на активность альвеолярных макрофагов, и уровня воздействия

[16]. Эксперименты на животных показали, что вдыхаемые волокна ас

беста могут перемещаться из легких или трахей в другие ткани вергавшихся воздействию крокидолита. Предполагается, что

[16].

Волокна обнаруживались в лимфатических узлах морских свинок, под волокна под

передвигаются по лимфатической системе. Асбестовые тельца обнару живались также в щитовидной железе морских свинок, которые

вергались ингаляционной затравке антофиллитом. В тканях людей, страдающих мезотелиомой, асбест был обнаружен в легких, лимфа тических узлах и брюшине; асбестовые тельца выявлялись также в се

лезенке и тонком кишечнике [19]. Имеются ограниченные данные об уровнях но аккумулироваться в различных тканях,

содержания чем

асбеста

в тканях, и необходимо определить количество волокон, которое долж прежде начинается

развитие болезни

[20].

В одном исследовании в легких здоровых людей

было найдено небольшое количество волокон; у лиц, страдающих мезо· телиомой, которые подверглись воздействию асбеста, выявлено среднее

по количеству содержание волокон,

а в легочной ткани больных ас

бестом в тяжелой форме обнаружены тысячи волокон асбеста

[21].

2.4 2.4.1

Влияние на здоровье

Пероральное воздействие Исследования на животных

2.4.1.1.

У крыс, которым скармливали асбест хризотил, во многих участ ках эпителия и в собственном слое слизистой толстой кишки отмеча

лось присутствие волокон асбеста [12]. Группам из 32 крыс Wistar SPF скармливали итальянский тальк или канадский хризотил в дозе 100 мг/сутки в осаложеином порошко вом молоке 5 дней в неделю в течение 100 дней на протяжении б-ме сячного периода; 16 контрольных животных получали только осоло :женное молоко. В каждой из двух групп, получавших хризотил и тальк, развивалось по одному случаю лейомиосаркомы желудка, среди

контрольных животных не было ни одного случая

заболевания

[22].

В исследовании, где крысам ежедневно в течение всей жизни скарм ливали фильтровальную бумагу, содержащую хризотил (примерно 25 мг/кг массы тела), злокачественные новообразования развивались через 8-14 мес [23].

2.4.1.2

Эпидемиологические исследования исследований, значительной результаты только связи одного из них по· ас

Несмотря на то что до сегодняшнего дня проведен целый ряд эпи демиологических казали наличие между уровнями содержания

беста в питьевой воде и раком желудочно-кишечного тракта б*

[24]. Про-

II!.

НЕОРГАНИЧЕСК:ИЕ КОМПОНЕНТЫ, 01\АЗЫВАЮЩIIЕ ВЛIIЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

водилось исследование частоты случаев рака по 721 документу о пере писи населения 5 округов 1\алифорний.ского залива (штат Калифор ния) в зависимости от уровней содержания волокон хрпзотила в пн тьевой воде, которые варьировали от неразличпмых уровней до 36 :млн волокон на 1 л. Пропорциональная доля рака желудка у мужчин, от несенная за счет воздействия асбеста, составила 10% -данные, осно ванные на сопоставлении показателей частоты случаев рака в районах низкого воздействия и районов высокого воздействия с учетом социаль но-экономических факторов. Эти результаты требуют подтверждения. Исследование, проведеиное в 22 муниципалитетах Квебека, не вы явило избыточной смертности от рака, которая могла бы быть связа на с присутствнем асбеста в питьевой воде [25]. Изученные районы включали Тетфордекие шахты и поселок Асбест, где y.i!i:e nочти в те чение столетия производится добыча асбеста. В настоящее nремя эпr: демпологп США исследуют данные о сыертностп от рака ж:елудочпо · кишечного тракта в Дулуте, штат 1\'lпннесота. где с 1955 г. в спстемю: коммунального водоснабжения об на рулшвалпсь концентр ацпи волокон асбеста вплоть до 100 млн Н3 1 л. До сих пор еще не получены дока зательства увеличения смертности, обусловленной раком желудочно

кишечного тракта фесспональном

[26-28].

Латентный перпод развптпя раЕ:а при прrJ воздействии асбеста сост3ЕJJяет

инг3ляцпонноVI

:?0-

лет, и поэтому требуются более полные данные для того, чтобы можно было сделать какие-либо обоснованные выводы пз псследова ний в Дулуте. Никакой ассоцv.атпвной связп не было обнаруженr:J н в псследованиях, выполненных в Пенсаrшле, штат Флорид3, где былп зарегистрированы уровнп порядк3 38 млн волокон на 1 л [24]. А!-!ало гичным образом в псследованип, выполненном в районе Пыоджет Саунд, штат Вашпнгтон, не было выявлено связи между уроr>нем со

держания

асбеста в

питьевой воде и раком толстой

rшшюr, желудrс3,

почек или всего пищеварительного тракта. В этом районе все еще продолжаются более глубокпе исследования отдельных контролируе

мых случаев заболевания делительных системах

[29]. потенци<1лыrым нсточнпком загрязне

Как упоминалось выше, применеюrе асбоцементных труб в распре является

ния питьевой воды асбестом. В целом был сделан вывод о том, что концентрации асбеста в питьевой воде, обусловленные примененисм асбоцементных труб, не представляют опасности для здороЕья чело века [30-32]. Изучеюrе частоты случ:J.ев рака в штате Коннектт::ут за 35-летнпй период пе выявпло зависшюсти между прпменениоr 3С боцементных труб п заболеваемостью раком желудочно-кишечно!'О тракта [33]. Дальнейшее исследование по асбоцементным трубам и Еа честву питьевой воды относительно частоты рака было описано в ра

боте

Meigs et

а!.

[34]

с явно отрицательнымп результатами. асбеста вызывают

Однако

гппотеза о том, что проглоченные волокна

par;:,

не

может быть в настоящее время исключена полностью.

2.4.2

Ингаляционное воздействие

Профессиональное воздеiiствие асбеста, содержащегося в юмосфе,,

ном воздухе, вызывает

фпброз

легких

(ас бестаз),

обызвествление

плевры, бронхагенную карциному легкого, злокачественную мезотетrо-

АСБЕСТ

му плевры п брюшины и рак желудочно-кпшечного тракта. Несмотря на неубедительность данных, было также выдвинуто предположение о существовании взаимосвязи ыежду професспональным воздействнем

асбеста ция

развптием злокачественных опухолей бронхполах и

яичников и гортани выраженным фиб аль

[35-38]. Асбестоз описывается как «хроническая воспалительная реак в конечных альвеолах легких с конечном розом, приводящая к растюкению и в счете к закупорке

веол»

[39J.

Латентный период варьируется от

считается, что все впды асбеста способны

7 до 20 лет. В принципе вызывать асбестоз [40, 41]

и что волокнистый тип менее важен в этиологии индуцированного ас

бестом рака [41, 42]. Неоднократно отмечалась выраженная зависимость 'Между профее сианальным воздействием асбеста, содержащегося в атмосферном воз духе, и частотой случаев бронхиальной кардиномы [43-47]. От 14 до 50% больных асбестазом умирают от бронхиальной кардиномы [40,

4J j. И~iеюшпеся данные убедительно СВИдетельствуют О НаЛИЧИИ Сll нергичесrюii связп между курением и воздействнем асбеста при инду

цпровании бронхиальной карцино:мы [40, 46, 48, 49]. В Федеративной Республике Германи11, Вел11кобританпи, Южной Африке, США п других страна;: отмечается увеличенпе частоты случа ев вызванных асбестом мезотелиол1 плевры п брюшины [40]. Неболь шое число мезотелиом было выявлено в Канаде [43]. Латентный пери од между первоначальным воздействием асбеста

появлением опухо

ли составляет от 20 до 40 лет .[50]. По-видимому, существует связь ме.жду продолжительным вдыхаю-r ем асбеста п частотой случаев par.::a желудка п кишечника .[47, 51]. Имеются также сообщения о том, что par.:: желудочно-кишечного трак та составляет 1/ 3 всех злоr<ачественных новообразований у горняков Квебеr;:а, занятых добычей хризотпла 11 производством асбеста, и что пропорпиональная доля выше у тех, кто пnдвергается воздействию вы

ше

14 000 млн частпцjм 3 [41, 48]. Обзор литературы по этому вопросу

показал, что только в одной публпкации не был подтвержден вы вод относительно роли профессионального ингаляционного воздейст впя асбеста в увеличении частоты случаев рака органов пищевари тельной системы. СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

[52]

1. CtlПlJJtJg!JJШ, Н. М. & Poпtefract, R D. A~1Jestos ftbres iп beYerages and drinking \\·a!er Nпtuгe, 232: 332 (1971). 2. AsЬesfos iп tl1e Gгепt Lakes witiJ emplmsis оп Lal1c Supeгioг. А report to the lnternatioлal Joiпt Commission, Great Lakes Rcsearc\1 Ar\yisory Board, 1974. 3. 1\raшcr, J R. & Murdocl1, О д,IJeslns resl':Jrch at McMaster Uniнrsity Canadian rcseurc/1 пnd dec•e/npment, NoY -Dec. 31 (197,1). 4 А na{ionul suruey for aslJeslns fi/Jгes in Canпdian drinking wateг supplies. Ottawa, Derar!шeпt nf Natioпal Health апсi 1\'elfare, 1979 (Eп,·irunmeпtal Hcalth Directorate P1111!ic,l!in11 79-EMD-34). 5 Ei,Pa1,cгg, \\'. V. Iпorgaпic rarticle сопtевt of food and drugs Enuironmental l1eall/! fl,'rspcc/i~···s. 9: 183 (1974). 6 1\аУ. 1\ Inorganic partic!C's of ~&;ricullш~l origiп Enc•irmunentпl l!ealt/1 peгspectives, !)· 1~3 ( !97 л 7 Bill"\ В. & Eшerson, Т. R. Exaшiпation of fil1res in hccr Nature, 219: 93 (1968). 8 Sc ltknff, I J. et а! Asbestos air pollutioп. Arcbl::es of enuiгonmental health, 25: 1

(] ~Р?)

Ш. НЕОРГАНИЧЕСК.ИЕ К.ОМПОНЕНТЫ, ОК.АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

9. Nicholson, W. J. & Pundsack, F. L. Asbestos in the environment. In: Biological .effe.c~s of asbestos, Lyon, International Agency for Research on Cancer, 1972 (IARC ScJenblJc PuЬ!ications, No. 8). 10. Bruckman, L. & Rublno, R. А. Asbestos: rationa1e behind а proposed air quality standard. Journal of the Air Pollution Control Association, 25: 1207 ( 1975). 11. Gross, Р. et al. Ingested mineral fibers: do they penetrate tissue or cause cancer? Archives of environmental l1ealt!I, 29: 341 (197 4). 12. Lee, D. Н. К:. Biological effects of ingested asbestos: report and commentary. Environmental healtl~ perspectives, 9: 113 (1974). . . 13. Cunningham, Н. М. & Pontefгact, R. D. Penetration of asbestos through the dJgest1ve tгact of rats. N ature, 243: 352 (1 973). 14. Westlake, G. Е. Asbestos fibeгs in the colonic wall. Environmental !realtl~ perspectives, 9: 227 (1974). 15. Amacheг, D. Е. et а!. Effects of ingested chгysotile оп DNA synthesis in the gastrointestinal tract and liver in the rat. Environmental !realth perspectives, 9: 319 (1974). 16. Holt, Р. F. Small animals in the study of the pathological effects of asbestos. Environmental health perspectives, 9: 205 (1974). 17. Bolton, R. Е. & David, J. М. G The short-term effects of chгonic asbestos iпgestion in rats. Annals of occupational lrygiene, 19: 121 (1976). 18. Timbrell, V. The iпhalation of fibrous dusts. Annals of the New York Academy of Sciences, 132: 255 ( 1965). 19. Godwin, М. С. & Jagatic, J. Asbestos апd mesotheliomas. Environmental research, 3: 391 (1970) о 20. Brown, А. Lymphohematogenous spread of asbestos. Environmental Health perspectives, 9: 203 (1974). 21. Fondimare, А. & Desbordes, J Asbestos bodies and fibers in luпg tissues. Environmental health perspectives, 9: 147 (1974). 22. Wagner, J. С et а!. Animal experiments with talc. In: Jnlшled particles and vapors, IV, New York, Pergamon Press, 1977. 23. Gibel, W. et а!. Animal expeгimenta1 investigations of the carcinogenic activity of asbestos filter material following ага! administration. Arc!Jiv fйr Gescl1wulstforschung, 46: 437 ( 1976) о 24. МсСаЬе, L. J. & Millette, J. R. Health effects and preya]ence of asbestos fibers in dгinking water. Proceedings of the American \17ater \\'пrlls Association Annual Conference, San Francisco, 24-29 June 1979, Deпver, СО, A\V\VA. 25. Wigle, D. Т. Саnсег mortality in relatioп to asbestos in municipal water supplies. Archives of environmental healtlr, 32: 185 ( 1977). 26. Кау, G. Н. Asbestos in drinking water. Joumal of the American \17ater Works Association, 66: 513 (1974). 27. Levy, В. S. et а! Investigating possiЬ!e effec!s of asbestos in city \vater: surveillance of gastrointestinal cancer in Duluth, Minnesota. American jourпal of epidemiology, 103: 362 (19-76). 28. Masson, Т. J. et а!. Asbestos-like fibers in Duluth water supply: relation to cancer mortality. Jourпal of the American Medical Association, 228: 1019 (1974). 29 Severson, R. К А study of tl~e effects of asbestos in drinking water оп сапсет incidence in the Puget Sound region. Seattle, University of Washington, 1979 (M.Sc. thesis). 30. The American \\'ater Works Research Foundatioп А study of tl1e proЬ!em of asbestos in water. J ourпal of tf~e А merican \f!ater \17 orks Association. 66. 1 (1 97 4). 31. Elzenga, С. Н. J. et а!. А preliminary investigation into tfre appearance of asbestos in Dutch drinkinrz water Netherlands, 1972 (report of Drinking \\'ater Group of the TNO Hea1th Organization Support Committee). 32. O!son, Н L. Asbestos in роtаЬ!е \Yater supplies, Journal of the American Water Works Association, 66· 515 (1974). 33. Harrington, J. М et а!. An investigation of the use of asbestos cement pipe for public water supply and the incidcnce of gastrointestinal cancer in Conпecticut, 1935-1973 American journal of epidemiology, 107: 96 (1978). 34. Meigs, J W. et а! Asbestos cement pipe and cancer in Connecticut 1955-1974. Journal of environmental health, 42: 187-191 (1980). 35. Steel, Р. М. & McGill, Т. Asbestos and !aryngeal carcinoma. Lancet, 2: 416 (1973). 36. Shettigara, Р. Т. & Morgan, R. W. Asbestos, smoking and 1aryngeal carcinoma Archives of environmental health, 30: 517 (1 977). 37. Morgan, R. W,. & Shettigara, Р. Т. Occupational asbestos exposure, smoking and Iaryngeal carcшoma. Annals of the New York Academy of Sciences, 271: 308 (1976). 1

АСБЕСТ

38. Graham, Н. & Graham, R. Ovarian cancer and asbestos. Environmental research, 1: 115 (1967). 39. Davies, Р. et а!. Asbestos induced selective release of lysosomal enzymes from mononuclear phagocytes. Nature, 251: 423 (1974). 40. Parkes, \V. R. Occupational luпg disorders. London, Butterworths, 197 4. 41. Harington, J. S. The Ьiological effects of mineral fibres, especially asbestos, as seen from in vitro and in vivo experiments. Annales d'anatomie pathologique, 21: 155 (1976). 42. Anderson, Н. А. et а!. Asbestos disease resuШng from househo!d exposure to occupational dusts. Cl1est, 66: 318 (1974). 43. McDona!d, J. С. Cancer in chrysotile mines and mills. ln: Biological effects of asbestos, Lyon, lnternational Agency for Research on Cancer, 1972 (IARC Scientific Publications, No. 8). 44. \Vebster, 1. Malignancy in relation to crocidolite and amosite. ln: Biological effects of asbestos, Lyon, lnternational Agency for Research on Cancer, 1972 (IARC Scientific Publications, No. 8). 45. Meurman, L. D. et а!. Mortality and morbldity of employees of anthophyllite asbestos mines of Finland. ln: Biological effects of asbestos, Lyon, lnternational Agency for Research on Cancer, 1972 (IARC Scientific Publications, No. 8). 46. Ne\\·house, М. L. Cancer among workers in the asbestos textile industry. ln: Вiological effects of abestos, Lyon, International Agency for Research on Cancer, 1972 (IARC Scientific PuЬ!ications, No. 8). 47. Selikoff, 1. J. et al. Cancer risk of insulation workers in the United States. In: Biological effects of asbestos, Lyon, lnternational Agency for Research on Cancer, 1972 IARC Scientific Publications, No. 8). 48. Selikoff, 1. J. et а!. Asbestos exposure, smoking and neoplasia. Journal of the American Medical Association, 204: !04 (1968). 49. Selikoff, 1. J. Air pollution and asbestos carcinogenesis: investigation of possiЬ!e synergism. ln: Mohr, L. L. et al., ed, Air pollution and cancer in тап, Lyon, lnternational Agency for Research on Cancer, 1977 (IARC Scientific Publications, No. 16, р. 247). 50. Asbestos. Lyon, lnternational Agency for Research on Cancer, 19 77 (IARC Monographs on the evaluation of the carcinogenic risk of chemicals to humans, vol. 14) рр. 62-65. 51. Selikoff, I. J. et а!. Asbestos exposure and neoplasia. Journal of the American Medical Association, 188: 22 (1964). 52 ..Schneiderman, М. А. Digestive system cancer among persons subjected to occupationa1 шhalation of asbestos pariic!es: А literature review with emphasis on dose response. Environmental health perspectives, 9: 307 (1974). 1

3. 3.1 3.1.1 Источники

БАРИй

Общие замечания

Барий содержптся в земной коре в концентрацrш 0,5 г/кг и самым распространенныы его источНIШО!\I является минерал барпт, сульфат барпя. Другая, менее расr:ространенm1я фopl\Ia- карбонат барпя (вп терпт). Следы барпя присутствуют в большинстве почв. Соедннения бария применяются прп бурсншr нефтяных скваж!!н, пропзводстве кра сок, обработке дизельного топлпвп, производстве бумаги, каучука, ли нолеума и родственных продуктов, пзготовлешш керамичесrсих глазу

рей п Эмалей, а также в медrщпнсЕой диапюстиЕе.

3.1.2

Присутствие в воде

Большинство вод содержат некоторое колпчество бария в концен трациях обычно намного ниже О, 1 мг/л [1, 2], од•rако в подземных пс точниках может содержаться до 10 мг/л r;:ак, например, в геотер мальных солевых Еодах [3]. Источником бария обычно являются ми неральные вещества природноrо происхождения; несмотря на то, что

сульфат барпя (преобладающая форма) мало растворим в воде, в присутствии некоторых обычных аминов растворпмость бария может значительно возрастать. Химическая форма бария в водопроводной во де точно не установлена.

3.2 3.2.1 Питьевая вода

Пути воздействия

Имеется сравнrпелыю :чало данных об уровнях содержания барпя в водопроводно!i воде в разных странах. Однако обследование качест ва воды в 100 rсрупных городах США выявило уровни содержания

[6],

бария в пределах 0,002-0,38 мг/л, прп среднем значении 0.043 мг/л а в результате анализа 2595 проб воды бьио обнаружено, что менее 0,1% пз ннх содержат барий в количествах выше 1 мг/л '[4]. В СССР предельно допустимая концентрацпя Gария в питьевой воде установле

на на уровне О, 1 мг/л

[7].

3.2.2 тах

Пищевые продукты

Барий в микроr<оличествах содержится во многих ппщевых продук [ 1]; особенно богатым псточнпком является амерпкансrшй орех, который содержит до нескольюrх тысяч мкг/г [ 1]. Опубликовано срав-

БАРИй

нительно мало информации об уровне его поступления с пищей, но по некоторым данным эти значения лежат в диапазоне от менее О, 1 до

почти 2 'МГ/сутки [8]. Было установлено, что суточное поступление США примерно равно 0,06-1,2 мг [9, 10], а в :Канаде 0,4-1,2 мг

[5].

3.2.3

Атмосферный воздух по этому вопросу весьма ограничена,

Опублпкованная информацпя но для крупных городов США 0,005 нгjм 3 [1].

приводится

средняя

концентрация

3.2.4

Другие пути воздействия Про,ньииленное воздействие

3.2.4.1

Барий мол.;ет обнаруживаться в воздушной среде промышленных предприятпй, и в США предельная порогоная велпчина (по данным о влиянии на здоровье) установлена на уровне 0,5 мг/м 1 воздуха для растворимых соединени!r бария [4].

3.2.4.2

Курение

Следы бария '.'!огут обнаружпваться в табаке, но, поскольку куренип вдыхается малое количество бария, воздействие пз этого точнпка не имеет большого значенпя.

при ис

3.2.5

Сравнительное значение разных путей воздействии

Для

нллюстрацпи

сравнительного

поступления

бария

нз

разны,\

сред были проведены расчеты на двух упрощенных примерах воздейст вия (прн повышенных уровнях содер.жания в воде).

При допущении, что человек потребляет в день трацпей бария

л воды с концеп

0,05

мг/л, суточное потребление барпя пз воды составиr

О, 1 мг. При суточном объеме вдыхаемого воздуха 20 м 3 и уровнях 3 бария в атмосферном воздухе 0,005 нг/м , поступление бария при пч галяционном пути воздействия составляет О, ство практически не имеет никакого

нг в день. Это количе по сравнению с поступ

значенпя

лением бария с пищей или водой. При допущеншr, что обычное потреб ление бария с пищей составляет 0,5-1,2 мг, общее суточное поступле ние из всех источников будет равно

0,6-1,3

мг. Надежная

информа

ция о воздействии бария на детей отсутствует.

Поскольку уровни содержания бария в пптьевой воде вряд лп пре вышают 0,05 мг/л, маловероятно, что его потребление с питьевой водой по сравнению с общим потребление/м при обычных условиях превыша ет 15%. Однако там, где уровни содержания бария в воде высоки, т. е. 3/ превышают 1 мг/л. с питьевой водой 1может потребляться более 4 общего поступленпя бария. Трудно дать точную количественную оценку поступления барпя в

организм. Барий, поступающпй с пищей, всасывается плохо

[8],

но по

скольку большой процент может поглощаться при потреблении водо растворимой соли, вклад питьевой воды в общее потребление этого элемента может быть особенно большим.

III. НЕОРГАНИЧЕСК:ИЕ К:ОМПОНЕНТЫ, ОК:АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

3.3 элементом для человека,

Метаболизм

Данные о том, что барий является отсутствуют.

эссенциальным Нерастворимые

питательным: формы

бария, такие как сульфат бария, используемый в медицинских целях, погло щаются очень плохо и имеют очень низкую токсичность. Растворпмые

соли бария легко и быстро всасываются [4]; в этой форме поглощает ся 50 и более процентов пераральна поступившего бария [1]. В соста ве обычных пищевых продуктов, по-видимому, поглощается только не

большая фракция бария {8]. держится в костях [8], но он ней, таких как почки, печень Пути метаболизма бария бария из организма, однако, личества

Основная часть поглощенного бария со был обнаружен также в ряде других тка и сердце [8]. такие же, как у кальцпя [4]. Выведение происходит быстрее; около 1/ 4 любого ко выводится в течение

пераральна поглощенного бария

24 cr

[4, 5]. 3.4 Влияние на здоровье

Эксперименты на животных, получавших барий с питьевой водой, свидетельствуют о том, что 5 мг/л бария (в виде ацетата бария) обыч но не вызывают токсических эффектов даже после продолжительного

воздействия [/I]. У крыс общая доза бария 250 мг, вводившаяся на протяжении 4-13 нед, также не дала вредного эффекта [1 2]. Барий отличается острой токсичностью при пзбыточном потребле нии растворимых солей; при поступлении в виде хлорида летальная до

ля для взрослых равна примерно мышцы, в том числе на мышцы

550-600 и

мг

[4].

В высоких

дозах тракта

он оказывает сильное и длительное

стимулирующее действпе на все желудочно-rшшечного

сердца

[4].

Одна исследовательская группа установила, что острая токсическая доза равна 200-500 мг [ 1]. В другом исследовании было сделано предположение, что однократная доза

125

мг является

порогов01"r до

зой острого токсического действия

[13]. производств доброкачест

Утверждается, что для некоторых видов

венная форма пневмокониоза связана с ингаляционным видом воздей

ствия

пыли,

содержащей

барий

[4]. на

Недавно проведеиное эпидемиоло то, что при уровнях содержания

гическое

исследование

указывает

бария в воде порядка ная связь воздействия

10 со

мг/л прослеживается статистически достовер смертностью от сердечно-сосудистых болез

ней. Однако, поскольку в изучаемых населенных пунктах отмечались демографические сдвиги, к этому выводу следует относиться с опреде

ленной долей осторожности [3]. Сообщалось об эпидемиях отравленпя барием в Китае [ 14]. Болезнь «Па пинг» была приписана длительному потреблению пищевой соли, содержащей до

250

г хлорида бария

на

1 кг [14]. СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. Toxicology of metals, vol. II. Washington, DC, US Environmental Protection Agency, 1977 (Environmental Health Effects Research Series). 2. Quality criteria for water. Washington, DC, US Environmental J?rotection Agency,

1976.

З. БАРИй

3. Brenniman, G. R. et а!. Cardiovascular disease death rates in communities with elevated levels of barium in drinking water. Eпvironmental researcl!, 20: 318 (1979) 4 National Research Council. Drinking water and l!ealtl!. \Vaslliпgton, DC, National Academy of Scieпces, 1977. 5. Gиidelines for Canadian driпking water qиalily, 1978. Quebec, Miпistry of Supply апd Seryices, 1979 (Supporting documentai.ion). 6. Durfor, С. N. & Becker, Е. Se!ected data оп public supplies о[ the 100 !argest cities in the United States, 1962. Joиrnal of the American \v'ater \\7orks Associatioп, 56: 237 (1964). 7. Красовский Т. Н., Бутенко П. Г., Васюкович Л. Я., Бопашевская Т. И., Беляева Н. Н. 8. Гигиеническое обоснование предельно допустимой концентрации бария в воде. Ги гиена и санитария, 1980, N2 6, с. 86-87. Underwood, Е. J. Trace elementss in lшman and animal nиfrilioп. Ne\V York, Academic

Press, 1977. 9. Gormica, А. Inorgaпic elements in food used in hospital menus. J oиrnal of thf' American Dietic Association, 56: 397 ( 1970). 1О. Schroeder, Н. А. et а!. Trace metals in man: strontium and barium. J ournal of chronic diseases, 25: 491 (1972). 11. Schroeder, Н. А. & Mii.chener, М. Lifetime studies in rats: effects of aluminшn, bariuщ beryllium and tungsten. J ournal of nutrition, 105: 420 ( 1975). 12. Guidance for tl1e issuance of variances апd exemptions. \Vashingi.on, DC, US Enviroп mental Protection Agency, Office of Drinking Water, 1979. 13. Browning, Е. Barium. In: Toxicity of industrial metals, London, Butterworths, 1969. 14. Polson, С. J. & Tattersall, R. N. Barium. In: Clinical toxicology, London Pitman Medical, 1969. '

4. 4.1 4.1.1 Источники

БЕРИЛЛИй

Общие замечания

Бериллий обычно обнаруживается в качестве компонента структур полевого шпата и может содержаться в виде минерала берплла в не

больших локализованных отложенних [ 1]. Добываемые кuiшчеств<J. очень 'Мальr. Основным источником бериллия в окружэющуей срi:'де яз ляется сжигание ископае:vrого топлива, которое сопровождается обычно

весьма небольшим загрязнением кой прочностью на разрыв нент специальных сплавов, смотровых окнах, не электродеталях.

.[2].

В связи с его легкостью п высо

[3]

этот металл очень ценится как КО!\ШО применяемых в космических кораблях, рентгеновские лучи, п некоторых

пропускающпх

4.1.2

Присутствие в воде

Бериллий может поступать в водотоки в результате выветривания горных пород, выпадения ат:vrосферных осадков и сброса промышле!-! ных и коммунальных стоков. Однако его уровни в пресной воде, по

видпмому, очень низкп, обычно нпже

м кг/л

[4].

4.2 4.2.1 Питьевая вода

Пути воздействия

Было проведено мало обследований на определение уровней содер жания бериллия в шrтьевой воде. Организованное в США обследова нпе выявило вариабельность концентраций в диапазоне от 0,01 до 1,2 мкг/л при средней концентрации 0,2 мкг/л [5].

4.2.2

Пищевые продукты

Существует сравнительно мало данных о содержаппп бериллпя в продуктах питания. Данные из США указывают, что типичный уровень его суточного потребления с пищей может составлять около 100 мкr [6]. По результатам исследования, выполненного в Великобританпп, среднесуточное потребленпе может быть менее 15 мкг [7]. Уровень со держания бериллия в пробах различных пищевых продуктов, взятых в Новом Южном Уэльсе, Австралия, варьировал от 0,01 до О, 12 :VIГ/I-:r

[8]. 82

БЕРИЛЛИй

4.2.3

Атмосферный воздух

По данным из США бериллий в атмосферном воздухе обнарулшва ется нечасто и, как правило, в малых количествах [4], уровни его со держания обычно лежат в диапазоне 0,3-3 нг/м 3 воздуха [6].

4.2.4

Другие пути воздействия

4.2.4.1 Промышленное воздействие Про:\fышленные процессы, где может иметь место возде!"rствие бе рнллпя, включают добычу и пзвлеченне бериллня, самолета- и ракето :vrеханпческую обработку сплавов, гальванопластику и про пзводство атомной энергпи. Воздействие бериллия в условиях производ ства может иметь место при вдыхании и контакте с кожей. Сообща лось, что в отсутствие вентиляцип концентрации бериллия в воздухе достигают 23 мкг/м". В США действующий гигиенический стандарт содержанпя бериллия в пропзводственной воздушной среде равен строение,

2 мкг/м 3 [9]. -1.2.5 Ср:свнительное значение разных путей воздействия

Доля бернллия, поступающего из атмосферного воздуха, в рованным поступлением с пищей и водой. Поэтому в расчетах учитывается поступление только с

его об

щем содержании в организме незначительна по сравнению с комбинrr

приведенных ниже продуктами и

пищевыми

водой. а) Суточный рацион: К:онцентрацпя берпллия в воде

мкг бериллvя (взрослые) (мкг) Обш;ее поступление

Поступление Gерпллия в неделю только вода

ТОЛЬКО

ПIIЩ.З.

общее

с водой

(%)

1 2

м кг/л

мп/л

14 28

70 70

84 98

17 28

б) Суточный рацион: концентрация бсрвллия в вu,1,е

100

м кг бериллия (взрослые) Общее поступление с водой

Поступленпе Gсрнллия в неделю только водd только пища

оGщее

(%)

1 2

мкг/л мкr/л

14 28

700 700

714 728

2 4

4.3

Метаболизм

Всасывание бериллия через кожу незначительно, поскольку он свя зывается некоторыми компонентами эпидермиса, однако имеются сооб

щения о берпллиевом дерматите п гранулематозных Изъязвлениях кожи

II!. НЕОРГАНИЧЕСКИЕ К:ОМr'IОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬ:!:! был опи

в местах локализации нерастворимых соединений бериллия;

сан также конъюнктивит ся при пероральном

[10].

Соединения

бериллия они

плохо имеют

всасывают тенденцию

поступлении,

поскl)льку

образовывать нерастворимые соединения при физиологических значе ниях рН [3]. Всасывается менее 1% поступившего в желудочно-кишеч ный тракт бериллия [3, 11]. Вдыхаемые растворимые соединения бе риллпя из легких поступают в кровь и переносятся главным образом

в виде коллопдов ортофосфата, причем их окончательное отложение в костях происходит в виде нерастворимых гидроксидов. Нерастворпмые соединения бериллия обычно остаются в легких на неопределенное время после ингаляционного поступления [4, б]. Поглощенный берил

лий выводится с мочой или отлагается в почках и костях ние бериллия происходит довольно быстро [ 11, 12].

[3].

Выведе

4.4 ровья человека

Влияние на здоровье

Было продемонстрировано, что вдыхание бериллия вредно для здо

[11].

Острое

респираторное воздействие

может

прп

водпть к серьезным последствинм, включая ринит, фарингит, пневмо нит и отек легких [11].

Бериллий очень плохо всасывается из желудочно-кишечного трак та, и его токсичность при этом пути поступления низка; в имеющихся

литературных источниках не было обнаружено сообщенпй о перораль ной токсичности бериллия для человека. Было показано, что ингаляционное воздействие и интратрахеаль ное и внутривенное введение вызывают образование опухолей у экспе риментальных животных. Несмотря на отсутствие четких доказа тельств индукции рака у человека при воздействии бериллия, имею

щиеся данные позволяют предположить такую возможность торые исследования по индукции опухолевого процесса у

[4].

Неко

эксперимен

тальных животных прп пероральной затравке соединениями

бериллия

на уровне

500

мг/кг корма недостаточно убедительны. В двух иссле всей жизнп

дованиях, проведеиных на крысах и 1мышах, в течение

потреблявших бериллий с питьевой водой в концентрации

:мг/л,

не

было выявлено статистически достоверного увеличения опухолеобразо вания по сравнению с таковым у контрольных животных [13, 14]. В другом исследовании бериллий скармливали крысам на уровнях 5, 50 и 500 мг/I{Г. Авторы пришли к выводу об отсутствии доказ::~ тельств наличия канцерогенного эффекта, связанного с потреблением

бериллия

[15].

Проведеиные в США эпидемиологические исследования не выявпли достоверной корреляции между потреблением бериллия п развитиеы рака у человека. Однако Международное агентство по изучению рака [ 16] пришло к заключению о наличии достаточных доказательств кан церогенности бериллия и некоторых соединений бериллия для трех видов экспериментальных животных... Взятые вместе, эксперименталь ные данные и данные, касающиеся людей, указывают на то, что бе риллий дол.жен рассматриваться как предполагаемый канцероген для человека. Это заключение относится главным образом к ингаляцион ному воздействию бериллия.

4. I>Еt>илл:ий Единственные стандарты для содержания бериллпя в воде- это те,

которые существуют в СССР, где установлена ПДК бериллия в воде на уровне 0,2 мкг/л [1]. СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. 2.

Сашина Л. А. Экспериментальные данные к обоснованию предельзо допустимой кон центрации бериллпя в воде водоемов. Гигиена и санитария, 1965, N2 2. Tepper, L. В. Beryllium. In: Lee, D. Н. К., ed. Metallic contaminants and !JUman health,

Ne\v York, Academic Press, 1972. 3. Oak Ridge National Laboratory. Reviews of tlze environmental effects of pollutants VI. Berylliиm. Cincinпati, Healt11 Effects Research Laboratory, 1978 (ЕРА-600/1-78-028). 4. Amblent water quality criteria for berylliиm. \Vashingtoп, DC, US EnYironmeпtal Pro1.ectioп Аgепсу, 1980 (ЕРА-440/5-80-024). 5. Корр, J. F. & Kroner, R. С. Trace metals in waters of t!Je United States. Ciпcinnati, US Department of the Interior, 1967. 6. Toxicology of metals, vol. II. \Vashington, DC, US Enviroпшeпtal Protectioп Agency, 1977 ( Enviroшnental Health Effects Research Series). 7. Hamilton, Е. I. & Minsky, М. J. Abundance of the chemical elements in man's diet апd possiЫe relations with enviroшnental factors. Science of il!e total environment, 1: 375 (1973). 8. Meehan, \\i. R. & Sшythe, L. Е. Occurreпce of berylliнm as а trace element in eпviroп шental materials. Environmental science and teclmology, 1: 839 ( 1967). 9. TLVs-Т!Jгeslюld limit valиes for clmnical subsiances and plzysical ageпts in tlre workroom envtronment wit!J intcnded clzanges for 1979. Ciпcinnati, American Сопfе· rer;ce of Govcrшпental lndustrial Hygienists, 1979 10 Nichiшura, М Clшical and experimeпtal studies оп acute berylliuш disease. Nagoya journal of medical science, 28: 17 ( 1966). 11. N atioпal Research Couпcil. Drinking water atzd lrealtlz. \Vas!Jiпg ton, DC, National Асаdешу of Sciences, 1977. 12. Stockшger, Н. Е. Tlze toxicology of beryllium. \\'ashiпgtoп, DC, US Department of Health, Educatioп and \Velfaгe, 1972 (PuЫication 2173). 13. Schroeder, Н. А. & Mitchell, М Lifetiшe studies iп rats: effects of aluшinuш, barium, and tungsten Joumal of mttrition, 105· 420 (1975). 14. Schroeder, Н. А & Mitchell, l\1. Lifetime effects of шercury, methylmercury апd пlne other trace metals оп mice. Joumal of nutritton, 105: с!52 (1975). 15 1\lorgareidge, К. et al. Cfzronic feeding studies with /Jeryllium sulp!zate in rats. Pittsburgh, Food апd Drнg Research Labora1.ories, Ir.c, 1975 (Fiпal report to the Aluшinшп Сотрапу of America, 15219). 16. Some metals and metallic compounds. Lyon, Interпatioпal Аgепсу for Reseo.rcl1 оп Сапсеr, 1980 (IARC l\loпographs оп tl1e eYaluatioп of the carciпogenic risk of cheшicals to huшaпs, vol. 23), р. 190.

5. 5.1 5.!.1 Источники

КАДМИй

Общие замечания

Содержащие кадмий минералы обнаруживаются в специфических рай онах мира, хотя в микроколичествах этот металл равномерно распреде

лен в земной коре. Практически все цинковые руды содержат неболь шие количества кадмия. Редко встречающаяся, но преобладающоя кадмиевая руда- это гринакит (кадмиевая обманка), т. е. сульфид

кадмия, эта форма часто связана с залежами сфалерита (сульфид цин ка). Производство кадмия «берет начало» в конце девятнадцатого столетия. Обычно его получают в качестве побочного продукта при извлечении цинка. В нашем столетии применение кадмия неуклонно росло, но толысо в последнпе 20 лет он стал вызывать особый интерес.

Кадмий начал загрязнять окружающую среду и был обнаружен в ат мосферном воздухе, пищевых продуктах, почве, растительности и воде.

В основном кадмий применяют прп приготовлении сплаЕов п прппоеn, в гальванопластпке, в качестве ппгментов, стабишrзаторов в пластиче ских матерпалах

аккумуляторах.

5.1.2

П рисутствие в воде

На растворимость кадмия в воде влияет характер его источннка п кислотность водной среды. Загрязненпе кадмпем поверхностных вод, которые содержат элемент в количестве более нескольких мкг/л, про исходит, вероятно, в результате сброса промышленных стоков пли вы мывания из мест захоронения п почвы, в которые JЗносплся осадок сточ

ных вод [ 1]. Незагрязненные воды, как 1 мкг/л [2-4]. Уровни содержния кадмия в водах

правило,

содержат систем,

менее как

коммунальных если его

правило, очень низки, поскольку в неочищенной воде содержатся лишь его незначительные ко повышена, количества и даже, концентрация водоочистки несколь удаляют мнопrе традиционные методы

большую часть кадмия [5]. Более высокие уровни содержания кадмия в водопроводной связаны с кадмпрованной арматурой трубопроводов,

воде ос

припаями на

нове свинца и гальванпзированнымп железными трубами

[ 1].

I<АДМИй

5.2 5.2.1 Питьевая вода

Пути воздействия

Питьевая вода обычно содерж:ит очень низкие концентрации кадмия порядка 1 м кг/л или еще меньше [1, 6-8]; иногда сообщалось об уров нях содержания 5 ·мкг/л [1], а в редких случаях они достигали 10 мкг/л ,[9]. В некоторых районах в колодезной воде могут быть высо кие концентрации кадмия [1]. Вероятно, уровни содержания кадмия могут быть выше в районах, снабжаемых мягкой водой с низким зна чением рН, поскольку она обладает более высокими коррозирующпми свойствами по отношению к трубопроводной сети, вода которой содер жит кадмий. Уровень кадмия в пробе воды, вероятно, является функ цпей времени контакта воды с водопроводными трубами, и вследствие этого 1могут отмечаться колебания концентрацпп кадмия в воде, взя той из одного н того же крана, в зависимости от времени суток. Если не отобрать достаточно большое число проб, то трудно определить среднпй уровень воздействия кадмия с питьевой водой. Оценочное суточное поступление кадмия с водой с учетом того, что водопотребленпе составляет 2 л/сутки, варьируется от значительно ме нее

1 мкг до более 10 мкг. Таюrе оценки, конечно, основаны на пред положении, что организмом потребляется весь содержащийся в воде кадмий; вполне вероятно, однако, что при приготовлении некоторых напитков, например, чая, потребляется не весь кадмий, так как неко его количество может оставаться на стенках посуды и т. д.

торое

5.2.2

Пищевые продукты

Большинство пищевых продуктов содержат микроколичества кад мия; сельскохозяйственные культуры, выращиваемые на загрязненной почве (вследствие промышленного загрязнения и применения осадка

сточных вод в качестве удобрения) ненной водой, же, как и

илп на почве, орошаемой загряз выпасают на загрязненных паст

могут содержать животных,

кадмий в высоких концентрациях так

'Мясо

которых

бищах. Почки п печень животных концентрирует кадмий, и люди, ко торые едят этп продукты, как правило, потребляют больше кадмия, чем те, которые не едят их [Jl. Моллюски и ракообразные также ак кумулируют этот металл [1]. Дополнительным петочником кадмпя

служат фосфорные удобрениЯ. Опубликован исчерпывающий обзор данных об уровнях содержа ния кадмия в пищевых продуктах в мировом масштабе [1]. Большин ство продуктов содержпт менее О, 1 мг/кг (сырой массы). Типичные уровни поступления кадмпя с пищей варьируются от 15 до 60 мкг/сут ки [1, 10]. Наиболее высокое значение установлено для типичного японского рациона питанr1я · [9]. В Японии отмечаются нанболее высо кие уровнп содержания кадмпя в окружающей среде, а также наибо лее высокие уровни загрязнения. Практнческп ничего неизвестно о хи мической форме кадмия в продуктах питания; тю.::ая информация не обходима для определенпя точного количества по г лощенного металла при его потреблении с пищей.

7-1084

88 5.2.3 ние

11!.

НЕОРfАННЧЕС!(ИЕ КОМПОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

Атмосферный воздух

Уровни кадмия в атмосферном воздухе обычно низкие концентрации, отмечаемые в течение длительного

[11].

Сре,., могут

времени,

варьироваться от менее

0,001

до

0,5

мкг/м 3 в зависимости

от степени

индустриализации и присутствия производств с выбросом кадмия ния кадмия в атмосферном воздухе в мировом ки менее чем

UU]. Было

Был опубликован исчерпывающий обзор данных об уровнях содержа

машстабе

[1].

рассчитано, что на душу населения в целом обычно «приходится» в сут

0,05

м кг вдыхаемого кадмия

[ 10].

Для районов с не

обычайно высоким загрязнением максимальные значения были опре делены на уровне 3,5 мкг/сутки [1], но даже в городах, где уровни в 30 раз выше фоновых уровней сельской местности, эти значения все же невелики по сравнению с таковыми при поступлении из пищи.

Фракция частиц, содержащих кадмий, оседающих и удерживаемых в легких, варьируется в зависимости от раэмеров частиц; установлено,

что для диапазона частиц, присутствующих в атмосферном воздухе, в

среднем оседает

25% [ 1].

5.2.4

Курение

Кадмий присутствует в табаке, причем в одной сигарете обычно со держится 1-2 мкг. Ввиду летучести элемента при высоких температу рах некоторое количество кадмия вдыхается при куренип. Было рас считано поступление кадмия с табаком разных сортов для различных стран [ 1]. Обычно на каждые 20 сигарет приходится 2-4 мкг вдыхае

мого кадмия; вероятно,

50%

этого количества откладывается в легких

[1]. 5.2.5 Промышленное воздействие

Промышленные рабочие могут вдыхать концентрации кадмия в ди апазоне от нескольких микрограмм до нескольких тысяч микрограмм

на один кубический метр воздуха сколько лет назад.

[10];

однако наиболее высокие уров имевшими место не

ни главным образом связаны с воздействиями,

5.2.6 деть,

Сравнительное значение разных путей воздействия информации, что для

Из

приведеиной и

разделах

5.2.1 - 5.2.5,

можно

ви мо

отдельных лиц

различных

контингентов

населения

жет существовать широкий диапазон воздействия кадмия пз воды, пи щевых продуктов, атмосферного воздуха, пропзводственной среды и

т. д. Комитет экспертов ВОЗ

[8]

рекомендовал, чтобы при таких воз

действиях поступление кадмия за 1 нед не превышало 0,5 мг на чело века. Для того чтобы дать некоторое представление о конкретных си туациях, ниже приведено несколько упрощенных примеров.

Для низких концентраций

кадмия в

воде

(до

мкг/л)

типичная

доля поступления его с водой в общем поступлении кадмия для взрос .пых менее 5-10% (рассчитано с учетом поступления с пищей порядка

li.

КАдмий

15-60 мкг/сутки и ингаляционного поступлеl'шя из атмосферного на уровне 0,05 мкг/сутки). В связи с тем что имеются некоторые данные о поглощении кад мия, поступившего пероральным и ингаляционным путями, целесооб разно подробнее рассмотреть вопрос о поглощении кадмия организ

мом; в таблице приведены некоторые оценки уровней поступления кад мия для взрослых. Для детей надежная информация такого рода от сутствует.

а) Поступление Cd с пищей 20 мкг/сутки (поглощение 6%); ингаляционное поступление 0,05 мкг/день при 25% удержании в легких и 64% поглощении; потребление питьевой воды, содержащей Cd в количествах 1 мкг/л или 5 мкг/л (поглощение 6%) Потребление ~<адмия в неделю Концентрация кадмия в воде только вода только воздух только пища

(м~<г) Общее поступобщее ление с водой,

1 5

м кг/л м кг/л

0,8 4,2 20

о,

О,

1 1

8,4 8,4

9,3 12,7 водой соответственно

9 33 до

Вьшурпванпе

сигарет в день снижает вклад поступления с

21%. б) Поступление Cd с пищей 50 мкг/сутки (поглощение 6%); ингаляционное поступление 0,05 мкг/день при 25% удержании в легких и 64% поглощении; потребление питьевой воды, содержащей Cd в количествах 1 мкг/л и 5 мкг/л (поглощение 6%) Потребление ~<адмия в неделю концентрация кадмия в воде

(м кг)

только

вода

только воздух

только

ппща

общее

Общее поступление с водой, %

1 5

мкr/л мкr/л

0,8 4,2 20

0,1 0,1

21,0 21,0

21,9 25,3 водой соответственно

4 17 до

Вы~<уривание

сигарет в день снижает вклад поступления с

13%.

5.3

Метаболизм

:Кадмий довольно хорошо всасывается

из

желудочно-кишечного

тракта или из легких. На всасывание алиментарным путем влияет це лый ряд таких факторов, как возраст и дефицит кальция, железа, цин

ка и белка [ 1], а также химическая форма потребляемого кадмия. Как и в случае свинца [ 12], состояние желудка, по-видимому, влпяет на поглощаемое количество, причем на голодный желудок, вероятно, при ходится максимально поглощаемое количество элемента в отличие от

такового при полном желудке. У людей, получавших меченый кадмий, отмечалось поглощение от 4,7 до 7% (в среднем 6%) перорально по

ступившего кадмия

[1, 10].

Факторы питания, такие как дефицит желе

за, кальция и белка, могут способствовать увеличению скорости всасы-

III. НЕОРГАНИЧЕСК:ИЕ К:ОJVШОНЕНТЫ, ОК:АЗЫВАЮЩИЕ ВЛЩIНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

вания из желудочно-кишечного тракта

[13].

У женщин с недостаточ

ностью железа было обнаружено поглощение до

20%

поступившего пе

роральным путем кад;мия. Всасывание в легких зависит от размера и растворимости частиц, содержащих кадмий, и на него обычно влияет

также глубина и частота дыхания. В легких удерживается прпмерно

50% частиц размером О, 1 мкм, в то время как удержание крупных частиц размером 2 мкм составляет только 20% [10]. На основании ин формации о распределении по размеру частиц кадмия в атмосферном воздухе и в табачном дыме было рассчитано, что типичные уровни удер жания составляют соответственно 25 и 50% [ 1О]. Поглощенный кадмий поступает в кровь и концентрируется в неко торых частях организма [1, 14]. К.ак печень, так и почки выступают в роли мест депонирования кадмия (около 50% любого аккумулирован ного количества кадмия обнаруживается в этих органах [ 1]). К.адмий в значительной мере связывается белком относительно низкой молеку лярной массы, известным как металлотпонепн [II]; предполагается, что этот металлосвязывающий белок участвует в переносе и поглоще

нии кадмия

[ 15].

К.адмий имеет большой период биологического полу

выведения из организма (13-38 лет) и накапливается с возрастом [1]. Установлено, что поскольку плацента служит довольно эффективным барьером для кадмия, в организме новорожденных практически не со держится этого элемента (только около 1 мкг) [1, 5] в отлпчие от лиц в возрасте 50 лет, не подвергаюшихся профессиональному воз действию, в организме которых может накапливаться 10-50 мг кадмия

[5]. 20

Для подвергавшихся сильному воздействию промытленных рабо

чих былп зарегистрированы уровни свыше

1000

мкг

UJ.

Для некуря ниже

щих представителей населения в целом уровни в кровп обычно

мкг/л [1, 10]. Уровень содержания кадмия в крови скорее отража ет факт недавнего воздействпя, чем его общую нагрузку на организм. Выведение кадмия пз организма обычно происходит медленно, глав ным образом с мочой. Полученные на групповой основе данные об уровнях кадмия в моче обычно счптаются хорошим индикатором его общего содержания в организме. К.адмий взаимодействует с другими металлами, особенно цинком, и может влиять на сравнительное рас пределение цинка в организме.

5.4 источником которого

Влияние на здоровье

Острые эффекты отмечались в случае загрязнения пищп кадмием, была посуда с металлическпм покрытпем; сооб

щалось также о сильных желудочно-кишечных расстройствах [1, 5]. Острая летальная доза кадмия для человека при пероральном поступ лении не установлена, но по оценке она должна составлять несколько

сот миллпграммов

[16].

Вредное действие на здоровье было продемон

стрировано для промытленных рабочпх, Подвергавшихея высокому воз·

действию паров и пылп окпси кадмия

[ 10].

Сообщалось о

бронхите, КС.!дмия

эмфиземе, анемии и почечных коликах ковый слой почек является

[5].

Обычно считается, что кор органом накопления

критическим

у человека

[8, 10, 17].

К.лассические эффекты отравленпя кадмием со

стороны почек связаны с протеинурией, глюказурпей и аминоацидури ей [7]. При высоких уровнях воздействия, как в Японпи при вспышке

К:АДМИй

болезни Итай-итай:

(заболевание костей), у подвергавшихся наиболее особенно у престарелых женщин, отмечалось

сильному воздействию,

необратимое поражение почек де,

[1].

Отсутствуют сообщения о действии

низких уровней кад:vrия, которые могут обнаруживаться в питьевой во· хотя потребление загрязненных напитков, приготовленных разли вочными автоматами, покрытой кадмием арматурой, вызывало острое отравление у детей [ 1]. Проведено много исследований, в которых животные получали раз личные дозы кадмия. Выявлены гипертензия после длительной перо ральной затравки при низких дозах и тератогенные, мутагенные и

канцерогенные эффекты после инъекции высоких доз элемента [1]. Было установлено, что кратковременное введение кадмия с питьевой водой на уровне

м~л вызывает частичное подавление всасывания

железа из желудочно-кишечного тракта

[1].

Работа Красовского свиде

тельствует об общетоксическом и гонадатоксическом действии кадмия

[ 18]. Было высказано предположение о наличии зависимости между по треблением кадмия и развитием гипертензии у человека, однако в на стоящее время эта связь не доказана [ 19]. Доказательства того, что кадмий может оказывать канцерогенное

действие на человека, мало убедительны

[7, 20], однако продолжитель могут быть сопряжены с

ные и высокие промышленные воздействия

повышенным риском рака простаты [21, 22]. По мнению Исследова тельской группы ВОЗ Г 15] эпидемиологические исследования канце рагениости кадмия неубедительны потому, что большинство из них

выполнено только на малочисленных группах рабочих. В силу этой и других причин возможная канцерагениость кадмия не может быть уч тена при обосновании гигиенических нормативов предельно допусти мого профессионального воздействия. Зависимость между уровнем воздействия и концентрацией кадмия в крови еще изучена недостаточ но для того, чтобы можно было с удовлетворптельной степенью точ Jюсти установить биологически предельные уровни его содержания в

крови. Однако Исследовательская группа ВОЗ чению, что величина

[15]

пришла к заклю

мкг/л цельной крови должна рассматриваться

как ориентировочный уровень, не вызывающий неблагаприятных эф фектов. Было установлено, что однократная пероральная доза 3 мг пред ставляет собой недействующиr"r уровень для человека Г На шестнад цатом совещании Объединенного комитета экспертов ФАО/ВОЗ по пи

Jl.

щевым добавкам и контаминантам пищевых продуктов, состоявшемся в апреле 1972 г., была рекомендована временная величина допусти мого потребления кадмия, которая для взрослых не должна превышать

400-500

мкг в неделю, т. е.

57-71

мкг/сутки

[9].

По оценке был установлен недействующпй уровень при хроническом

воздействип кадмия [1]. На основании эпидемиологических исследова ний была обоснована пороговая доза 200 мкг/сутки, что соответствует поглощенной дозе 12 мкг/сутки (при допущении, что поглощение при пероральном поступлении составляет 6%). Считая, что критическая кон центрация для коркового вещества почек человека лежит в пределах

от 200 до 250 мг/кг, было рассчитано, что у человека, потребляющего с пищей 248 мкг кадмия в сутки (что близко к пороговой величине

III. НЕОРГАНИЧЕС!(ИЕ !(ОМПОНЕНТЫ, О!(АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

200

мкr/сутки), будет достигнута такая критическая концентрация

почках в возрасте

лет

[ 1].

При среднесуточном потреблении в диа

пазоне рации

57-71 200

м кг, как рекомендовано в вышеупомянутом отчете

· [5],

корковое вещество почек получит около 1/ 4 частп критической концент

мr/кг.

СПИ СО!( ЛИТЕРАТУРЫ

1. Commission of the European Comnшnities. Criteria (dosejeftects relationships) for cadmium. Oxford, Pergamoп Press, 1978. 2. Hiatt, V. & Juff, J. Е. The eпvironmeпtal impact of cadmiшn: ап overview. lnternational journal of enviromnental studies, 7: 277 (1975). 3. Fleischer, М. et а!. Enviroшпental impact of cadmium: а review Ьу the рапе! on hazardous trace substances. Environmental IJealtlr perspeclives, 7: 253 ( 197 4). 4. Friberg, L. et а!. Cadmium in tl1e environmenl, 2пd ed. Cleveland, CRC Press, Iпс., 1974. 5. Natioпal Research Couпcil. Drinking water and l!ealth. \Vashiпgton, DC, National Academy of Sciences, 1977. 6. Guidelines for Canadian drinkiпg-water qualify, 1978. Quebec, Supply апd Services, 1979 (supporting docuшentalioп). 7. AmЬient water quality criteria for cadmium. \Vashington, DC, US Environmental Protection Agency, Office of Water Regulations and Standards, Criteria and Standards Division, 1980. 8. WHO Technical Report Series, No. 505, 1972 (Evaluation of certain food additives and the contaminants: mercury, lead and cadmium). 9. The lюzards to !Jealtl! of persistent substances in water: annexes to а report of а WHO \Vorking Group. Copenhagen, \VHO Regional Office for Europe, 1972. 10. Commission of the European Communities. Trace metals: exposure and IJealtl! effects. Oxford, Pergamon Press, 1979. 11 Environmental healtlr criteria for cadmium. Geneva, Woгld Health Organization, 1979 (interim repoгt). 12. Chamberlain, А. С et а!. Report R.9198. Har\\·ell, UК: Atomic Energy Research Establishment, 1978. 13. F!anagan, Р. R et а! Increascd dietary cadmium absorption in mice and human subjects with iron deficiency. Gastroenterology, 74: 841 ( 1978). 14. Under\\•ood, Е. J. Trace elements in lzuman апd animal nutrition. New York, Academic Press, 1977. 15. \VHO Teclшica! Report Series, No. 647, 1980 (Recomтnended health-based limits in occupational exposure to !Jeauy metals: report of а WHO Study Group). 16. Gleason, М Cliпical toxicology of commercial products. Baltimore, Williams & Williams, 1969. 17. Toxicology of mefals, vol. II. \Vashington, DC, US Enyiroпmental Protection Agency, 1977 (Environmental Health Effects Research Series). 18. 1\rasovsky, G. N. ct а!. Toxic апd gonadotropic effects of cadmium and boron relative to standaгds for these su1Jstances iп drinking water Environmental !Jealtl! perspecfives, 13: 69 (1976). 19 Natioпal Institute for Occupational Safety and Health. Criteria for а recommended staпdard. Occupational exposure to cadmium. \Vashington, DC, US Department of Health, Educatioп апd \Velfare, 1977. 20 Cadmium, nickel. some epoxides, miscellaneous industrial cheтnicals and general consideratioпs оп volatile anaest!Jetics. Lуоп, International Agency for Research on Cancer, 1976 (IARC Monographs оп the evaluatioп of the carcinogenic risk of chemicals to humans, vol. 11). 21. Юpling-, М. D. & Waterhouse, J. А. Н. Cadmium and prostatic carciпoma Lancet, 1: 730 (1967). 22. Leman, R. А. et а!. Cancer mortality among cadmium productioп workers. Annals of tlle New York Academy of Sciences, 271: 273 (1976).

6. 6.1 6.1.1 Источники

ХРОМ

Общие замечания

Большинство горных пород и почв содержат небольшие количества хрома. Самой обычной рудой является хромпт, где металл присутст вует в трехвалентной форме; залежи руды промышленного значения имеются лишь в некоторых странах. Шестивалентный хром в естест венных условиях встречается редко. В естественном состоянии хром представляет собой весьма .мало растворимый элемент, однако под действием выветривания, окисления и деятельности бактерий он мо жет превращаться в несколько более растворимую форму. Присутст вие в почве большинства более растворимых форм, особенно любых соедпненпй шестивалентного хрома, обусловлено главным образом за грязнением промышленными выбросами. Некоторое загрязнение воз никает при внесении в почву жидких отбросов. Загрязнение атмосфер ного воздуха, воды и пищевых продуктов происходит в результате

применения хрома в хазяйственной деятельности человека; в пищевых продуктах присутствуют также микроколичества хрома природного

происхождения. Трех- и шестивалентный хром содержится в биологи

ческих средах, но только трехвалентная форма является стабильной, поскольку шестивалентный хром легко восстанавливается с образова

нием разнообразных органических соединений

[1].

В основном хром применяется при получении хромированных спла

вов и покрытий, в качестве окислительных агентов и ингибиторов кор розии, при получении таких соединений хрома, как пигменты, а также при производстве текстильных изделий, керамики, стекла и в фотогра

фии.

6.1.2

Присутствие в воде растворимостью хрома уровни содержа

В связи с обычно низкой ются примеры загрязнения

ния элемента в воде, как правило, низкие воды, иногда

(9,7

мкг/л)

[ 2];

однако име когда в

довольно

высокого,

реки производится сброс стоков, содержащих соединения хрома. Хром может находиться в трех- или шестивалентной форме, в виде раствори мой соли или нерастворимых частиц, а часто в виде химического комплекса. На валентность химической формы в природных водах вли

яет кислотность воды [3]. При нейтральном значений рН трехвалент ный хром превращается в нерастворпмый гидроксид [4]. Общее со держание хрома в неочищенной воде составляет обычно 10 и менее мкг/л; оно редко превышает 25 мкг/л за исключением случаев высоко-

II!.

НЕОРГАНИЧЕСJ<ИЕ КОМПОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

го загрязнения держания

[1-6].

Естественно встречающпеся выеокне уровни со характерны для вод с повышенной жест

хрома

обычно

костью [5], Уровни содержания хрома в подготовленной к потребленпю воде, поступающей в снетемы ко:vшунального возможно,

водоснабжения, выше, чем

принциле в не

примерно такие же или,

несколько

таковые

очищенной воде водоисточнпка.

6.2 6.2.1 Питьевая вода

Пути воздействия

Питьевая вода обычно содержит

xpol\1

в очень низких концентраци

ях (т. е. 5 или менее мкг/л) [2]. Очень редrю в водопроводной воде можно обнаружить такпе высокие уровrш rсак 20 мкг/л. Содержавне хрома в водопроводной воде является функцией вреl\rени, в течение ко торого вода находилась в коптакте с водопроводной арматуроir, п вследствие этого могут отмечаться колебания в уровнях содерж:ания хрома при заборе воды пз одного п того же крана в разное время су ток.

С учетом нормы водопотребленпя

л в суткп

можно определить,

что по оценке суточное поступление хрома с водой может варьировать

ся от уровнеii зна чптелыrо ни ж: е 1О м кг до воз'\rожно 40 м кг в редкпх случаях. Поскольку трехвалентный хром, по-видпмому, редко встреча ется в хлорированной пптьевой

часть

присутствующего

воде

воде, принято счптать, что основная хрома находится в шестивалентной

форме

[1].

6.2.2

Пищевые продукты

Продукты питанпя значительно варьируются по уровням содержа ния хрома, которые лежат в диапазоне от 20 до 590 мкг/кг. Ввиду представления весьма разных п противоречивых цифр невозмож:но

обоснованно сопоставить различные продукты; опубликован обзордан ных о содержании хрома для 45 продуктов питания [5]. Некоторые морские пищевые продукты отличаются, по-впдимому, высокими уров

нями- порядка 0,02-0,21 мк/Ег [81. Хром содержится в винах, и бы лп зарегпстрпрованы концентрацшr вплоть до 60 мкг/л [3]. Хром з пищевых продуктах находится как в трех-, так и в шестпвалентной форме. Некоторое загрязнение пищи может возншсать при ее приготов лении, когда используется посуда пз хромпрованной или нержавею щей сталп. Инфор~ташrя об общем потреблении хрома с пищей недо

статочна. В США было установлено, что оно варьируется от 5 до 500 мкг/день [ 2, 4, 9], п этот диапазон, очевидно, охватывает подав ляющее большинство ппщевых рационов, существующих в мпре. Сред нее поступление хрома с пищей, вероятно, составляет 100-300 мкг/

/сутки. Практпчески отсутствует с пищей для детского контингента.

информация

поступленпи

хрома

6.2.3

Атмосферный воздух

Информация об уровнях содержания хрома в атмосферном воздухе ограничена. Приводимые значения [5] позволяют предположить, что тrrппчные средние концентrации в городском воздухе примерно равны

ХРОМ

0,02

мкг/м 3 . Однако в высокоиндустриальных районах были зарегист рированы в 20 раз более высокие концентрации [5]. Основная часть хрома в воздухе находится в виде мельчайших ч:t стиц, при вдыханип которых 50%, вероятно, оседает в дыхате.ш,ных путях. С учетом того, что суточный вдыхаемый объем составляет

22,8 6.2.4

м 3 , а удержание в альвеолах

50%,

отлагающееся в легких количе

ство равно примерно Курение

0,2

мкг в сутки.

Сигареты содержат микроколичества хрома; приводилось значение мкг на одну сигарету р], и некоторая часть от этого количества вдыхается и поглощается организмом. Чрезвычайно трудно дать точ

1,4

ную оценку уровня воздействия для курящих, но поскольку вдыхается только небольшая часть хрома и, вероятно, лишь половина ее отлага

ется в легких, можно определить, что по оценке удерживаемый таким путем хром при вьшурпвании 20 сигарет в день не будет превышать нескольких микрограммов в сутки.

6.2.5

Профессиональное воздействие

Уровнп

содержанпя хрома

воздухе ряда

промышленных

пред

приятий, в частности, там, где проводятся ли зарегистрированы такпе высокие

металлизация как

и сварочные сопrи микро

раnоты, могут быть намного выше таковых в окружающей среде. Бы концентрации,

граммов на кубический метр воздуха.

6.2.6 цппе

Поступление с грязью, пылью и т. д.

Мало что известно об уровнях содержания хрома в пыли, но в прин. маловероятно, что она может служить важным источником воз

действия даже в тех случаях, когда маленькие дети ухитряются есть грязь и пыль.

6.2.7

Сравнительное значение разных путей воздействия

Из обсужденпя в разделах

6.2.1-6.2.2

следуеr, что для отдельных

лиц и контингентов населения существует довольно широкий диапазон воздействия хрома, содержащегося в воде, ппще, атмосферном возду хе и окружающей среде. Для того чтобы проиллюстрировать потенци альную сравнительную долю поступления хрома с водой по отноше нию к общему поступлению, ниже приводится несколько примеров.

6.2.7.1

Оценка поглощен.ия хрома

Приводимые оценки основаны на допущении, что при потребленип хрома с пищей и водой поглощение составляет 10%, а общее поглоще ние и удержание хрома из вдыхаемого воздуха равно 50%; далее при нимается, что человек потребляет в сутки 2 л воды и вдыхает 20,0 м 3 воздуха, содержащего хром в концентрации 0,02 мкг/м 3 • Отсутствует надежная информация, позволяющ<Jя оценить погло щение хрома детьмн чувстнительностью.

или другими группами населения

с повышенной

I!I. НЕОРГАН!!ЧЕСК)IЕ КОМПОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ BЛИ5IHIIE НА ЗДОРОВЫ~ а) Поступление с пищей:

100 мкг хрома в сутки (мкг)

Поглощение хрома в неделю Концентрация хро· ма в воде только вода только только

пища

общее

ление с водой

Общее поступ ( ':~)

воздух

20 50 100

м кг/л мкг/л мкr/л

28 70 140

2 2 2

70 70 70

100 142 212

28 49 66

б) Поступление с пищей: 300 мкг хрома в сутки Поглощение хрома в неделю Концентрация хро· ма в воде только вода

(мкг) общее

только воздух

только

пища

Общеес поступ ление с водой (%)

20 50 100

мкr/л мкг/л мкr/л

28 70 140

2 2

210 210 210

240 282 352

12 25 40

6.3

Метаболизм

Хром всасывается как из желудочно-кишечного тракта, так и из дыхательных путей. Поглощаемое количество неодинаково для каж дой из этих систем и зависит от формы хрома [ 1]. Трехвалентный хром является эсссенциальной формой элемента для человека. Шести валентный хром токсичен.

В литературных источниках приводятся разные оценки уровня глошения хрома из желудочно-кишечного тракта, точные величины

по не

[1 J.

известны. Трехвалентный хром всасывается плохо. Поглощение солей трехвалентного хрома составляет от 0,1 до 1,2%, в то время как погло щение фактора глюкозотолерантности (ФГТ) -комплекса хрома, не обходимого для нормальной толерантности к глюкозе, равно 25%. Естественные хромсодержащие комплексы, присутствующие в рационе питания, по-видимому, более доступны всасыванию, чем простые соли

Вероятно, поглощается по крайней мере 10% содержащегося в пи ще хрома [10]. Уровни содержания хрома в тканях крыс, подвергав шихся в течение одного года затравке шестивалентным хромом с пить

евой водой на уровне ни содержания

мг/л, были прпмерно в Подвергавшихея

раз выше, чем уров

в тканях крыс,

аналогичной затравке хрома т. по край

трехвалентным хромом ней мере в

[ 11].

В связи с этим допускается, что степень шестивалентного е. состав

поглощения присутствующего в воде

раз выше,

чем для трехвалентного хрома,

ляет примерно 10%, и содержащийся в воде в высоких концентрациях хром обычно шестивалентен. Не было обнаружено количественных дан ных относительно уровней поглощенпя хрома пз дыхательных путеii.

Предполагается, что всасывание в дыхательных путях зависит от раз

мера частиц и растворимости [2, 10]. Реальная оценка поглощения по ступающего ингаляционным путем хрома составляет 50% от общего вдыхаемого количества.

ХРОМ

Хром распределяется по тканям человеческого организма в неоди наковых, но обычно низюrх концентрациях. Уровни содержания хрома

во всех тканях, помимо легких, снижаются с возрастом шие количества хрома у человека накапливаются в

[ 1]. Наиболь мышцах и

коже,

жировой ткани; уровни содержания в тканях являются функцией по ла, возраста и географического местоположения [3]. Гомеостатическпе механизмы, включая механизмы транспорта в печени и кишечнике,

препятствуют избыточному накоплению трехвалентного хрома {12]. Хром медленно выводится из организма, главным образом с мочой, а также с калом.

6.4

Влияние на здоровье

Хром, по-видимому, необходим для глюкознога п липидиого обмена и для утилизации аминокислот некоторыми системами. Он также, ве роятно, имеет важное значенпе для профилактики легких форм диабе

та и атеросклероза у человека [ 1]. Неблагопрпятные для человека эффекты присутствующего в воде хрома связаны с шестивалентным хромом; трехвалентный хром, который рассматривается сенцпальная для человека, считается практически

как форма, эс и со

нетоксичным,

общения о местных илп системных эффектах, по-видимому, отсутству ют. У людей, проживающих в районах мира, где атеросклероз встре чается редко или практически отсутствует, отмечается тенденция к

более высоким уровням содержания хрома в тканях, чем у людей из районов, где это заболевание является эндемичным [13]. Шестивалентный хром в пределах 10 мг/кг массы тела вызывает у человека некроз печени, нефрит и смерть; более низкие дозы приводят к раздражению слизистой оболочки желудочно-кишечного тракта

[ 14]. У крыс и кроликов, получавших питьевую воду с уровнем содержа ния хрома выше 5 мг/л [3], ваблюдались токсические эффекты, хотн в других исследованиях концентрацпи вплоть до 25 мг/л не вызывали неблагаприятной реакции. Результаты изучения действия шестивалент ного хрома и холестерина на развптие атеросклероза у кроликов, по

видимому, согласуются

с гипотезой о том, что хром

подавляет разви

тие экспериментально жания холестерина в

вызванного

атеросклероза

[15].

Уровни

содер

сыворотке также

выше у крыс,

которым

скармлп

вали пищу с низким содержанием биологически доступного хрома [ 1]. Шестивалентный хром в высоких дозах указывался в качестве при чпнного фактора рака пищеварительной системы у человека ( 3, 16], п имеются неопровержимые доказательства повышенного риска рака

легких

у рабочих,

подвергающихся наличии

воздействию

высоких

доз

хрома

[3, 5].

Два исследования в области производства хромовых риска рака легких

(VI)

пиг тшvrу,

ментов свидетельствуют о

аналогично

как в добывающей

промышленности существует высокий

риск этого

заболевания, причем наибольший риск отмечается у рабочих, занятых переработкой бихромата (VI) или трехокиси хрома (VI). Имеются сообщения о раке простаты и гайморовых пазух у рабочих других использующих хром производств (хромирование металлов), однако на основе имеющихся в настоящее время данных невозможно оценить

риск развития рака других локализаций, помимо рака легкого.

Воз-

II!.

НЕОРГАНИЧЕСI\ИЕ 1\ОliШОНЕНТЫ, 01\АЗЫВАЮЩНЕ ВЛИ5IНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

действие смеси соедпненнй хрома

(VI) с различной

раст13оримостью

(например, в производстве хромата) связано с наибольшим риском для человека. Эпидемиологические данные не позволяют дать оценку срав нительной доли в риске рака металлического хрома, хрома (III) и хро ма (VI) или растворимых соединений хрома по сравнению с нераство римыми [7]. Сообщалось о других последствиях для здоровья, связан ных с промышленными воздействиями, например, шестивалентный хром может вызывать язвы кожп и слизистой оболочюr носовой полости, а

также дерматиты (при контакте с кожей)

[4].

Имеется большая неоп

ределенность в отношенпи порогового уровня воздействпя шестива лентного хрома, при котором отмечается воздействие на здоровье. Как

утверждается в монографии МАИР, отсутствуют доказательства того, что прп современных уровнях непрофессионального воздействия хро

ма существует какая-либо опасность для здоровья СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

[17].

1. Towill, L. Е. et а!. Reviews of tl1e enuironmental effects of pollutants, Il 1: Chromium. Cincinnati, US Department of Commerce, National Technical Iпformation Service, 1978 (РВ-282-796).

2. National Rescarch Council. Chromium. \Vasllington, DC, National Асаdешу of Sciences, 1974. 3. Guidelines for Canadian driпkiпg water quality, 1978. Quebec, Ministry of Supply апd Services, 1979 ( supportiпg documentation). 4. Natioпal Research Council. Driпking water and l!ealt!J. \Vashingtoп, DC, National Academy of Sciences, 1977. 5. Commissioп of the Europeaп Commuпities. Trace metals: exposиre and healtl1 effects. Oxford, Pergamoп Press, 1979. 6. Корр, J. F. & Kroпer, R. С. Trace metals iп waters of tl1e United States. Ciпciппati, US Department of the Interior, 1967. 7. Some metals апd metallic compounds. Lуоп, Iпternational Аgепсу for Research оп Сапсеr, 1980 (IARC Moпographs оп the evaluation of the carciпogeпic risk of chemicals to hшnaпs, vol. 23), р. 303. 8. Teheraпi, D. К. et а!. Determiпatioп of !1eavy metals and seleпium in fish from Upper Austriaп ,.·aters. !!. Lead, cadmiшп, scaпdium, cl1romium, cobalt, iroп, zinc апd seleпium. Bericble der Oesterreic.hiscl!en Stиdieпgesellsclшft fur Atomenergie (1977) (SGAE No 2797, рр. 1-21 (C!Jenucal abstracts, 88, No. 49150е). 9 Uпderwood, Е. J Trace elemeпts in !штап and aпimal пиtrition. New York, Academic Press, 1977. 10. Friberg, L. et а! Chromium. In: Handlюok оп tl1e toxicology of metals, Amsterdam, Elsevier /North-Hollaпd Biomedical Press, 1979 11. MacKeпzie, R D. et а!. Chronic toxicity studies. !!. Hexavalent апd trivaleпt chromium admiпistered iп driпkiпg '-''ater to rats. А.М.А. archives of indиstrial l!ealtl1, 18: 232 (1958). 12. Schroeder, Н А et а! АЬпогmа! trace metals iп mап- chromium. Joиrnal of chronic diseases, 15: 941 (1962). 13 Schroeder, Н. А. The role of chromium iп mamma!iaп nutritioп. American journal of clinical nutrition, 21: 230 (1968). 14. Kaufmaп, D. В. et а!. Acute potassium dichromate poisoniпg iп mап. American joиrnal of diseases of children, 119: 37 4 (1970) 15. Новакона Сп., Маутнер Г., Динаева С. Содержание шеставалентного хрома в водо источниках и его влияние на развитие экспериментального атеросклероза у тепло

кровных животных. Гигиена и санитария,

!6. Teleky, L. Krebs bei Chromarbeiteп. (1936). 17. Some inorganic and organometallic сотпроипds Lyon, International Agency fог Research оп Cancer, 1973 (IARC Monographs оп the eva\uation of the caгcinogenic risk of chemicals to humans, vol. 2), р. 100.

1974, N2 5, с. 78-80. Deutscl!e medizinische Wocl!enscl!rift, 62: 1353

7. 7.1 7.1.1 Источники

ЦИАНИДЫ

Общие замечания

Цианиды присутствуют в любой среде, где протекает жизнь и име ется промышленность. Существуют как ческие формы цианидов; неорганические, так и органи классифицируются как последние обычно

нитрилы. Цпаниды составляют часть жизненных процессов, в частно сти, являются промежуточными продуктами метаболизма. К наиболее распространенным формам цианидов относятся цианистый водород

(в растворе цианистоводородная кислота), соли створимые в воде и комплексы металлоцианидов единяясь с ионами тяжелых металлов, образует

цианидов, легко ра [1]. Ион цианида, со некоторые

комплексы,

из которых очень устойчивы Цианиды пример, при

[2].

Соли цианвдов гпдролизуются с об

разованием цианистоводородной кислоты используются получении

[ 1]. процессах, на и метилметакрн

во

многпх

промышленных адипонитрила

акрилонитрила,

лата. Цианиды прпменяются также для 'IIЗВЛt:>чения золота и серебра, в производстве стали, гальванопластике и для получения некоторых

промежуточных продуктов химпческого синтеза [2]. При некоторых из этих процессов может происходить загрязнение воздуха п воды. Источ ником загрязненпя воды может служить также периодическое приме

нение цианидов для борьбы с вредителями.

7.1.2

Присутствие в воде

Цианистоводородная кислота диссоциирует с образованнем иона цианида в воде р, 2]; ее дпссоциацпя зависит от значения рН, причем ионная форма преобладает при значении рН выше 8,2 [2]. Превра щение цианида в гораздо менее токсичный цианат происходит при

значении рН щенной са

8,5 п выше [3]. Как правило, уровни содержания в неочи воде, по-видимому, низки (т. е. менее 0,1 мг/л), за исключени стоков в реки и загрязнения из других источников

ем случаев высокого загрязнения, главным образом в результате сбро промышленных

[2].

Основными источниками загрязненпя воды цианидами могут быть

металлообрабатывающая промышленность, производство кокса п газа и ряд химических производств [ 4]. При хлорировании питьевой воды до уровней свободного остаточного хлора при нейтральных и щелоч ных условиях концентрация цианидов в подготовленной воде снижает

ся до очень низких значений

[3].

Хлорирование воды (при значении рН

100 выше

III. НЕОРГАНИЧЕСК.ИЕ КОМПОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

8,5)

приводит к превращению цианидов в безвредные цианаты

[3, 5],

которые в конечном счете разлагаются до углекислого газа

газообразного азота.

7.2 7.2.1 Питьевая вода

Пути воздействия

Полная информация об уровнях содержания цианидов в питьевой воде отсутствует; обычно их концентрации, по-видпмому, намного ниже предельно допустимых уровней.

7.2.2

Пищевые продукты

Большпнство пищевых продуктов содержат микроколпчества щ! анидов. Некоторые продукты растительного происхождения содержат естественно высокие количества цпанидов (например, миндаль), циа ниды могут обнаруживаться в рыбе, обитающей в загрязненных водах

[2].

Цианиды разрушаются при нагревании и вследствие этого в при бо

готовленной пище, как правило, уровни содержанпя этих веществ

лее низкие

.[6].

Точные данные о типичных велпчпнах суточного потреб с пищей, вероятно, отсутствуют, но, как правило, су

ления цианпдов

точное потребление считается низкпм. Величина допустимого суточного поступления остаточных количеств цианидов при потреблении копче

ностей была установлена на уровне

0,05

мг/кг массы тела

[7].

7.2.3

Атмосферный воздух

Представительные данные об уровнях содержанпя цпанидов в ат мосферном воздухе не опубликованы, но, как правило, эти уровнп счи таются чрезвычайно низкими.

7 .2.4

Другие пути воздействия

Сообщалось о том, что воздействие цианпдов в некоторых

видах

промышленных производств 'Может достигать высоких уровней В таких случаях это может быть основным путем их воздействия.

[8].

7.2.5

Сравнительное значение разных путей воздействия

Поскольку имеется недостаточная пнформация для точной оценки воздействия концентраций, поступающих с пищей (главный природный

источник цианпдов, можным достаточно

помимо надежно

питьевой оценить

воды),

не

представляется долю их

воз

еравинтельную

поступ

ления с водой и пищей.

7.3

Метаболизм

Ион цианида Jierкo всасывается в организме животных, и его силь· ное токсическое действие проявляется быстро. окислительные процессы в клетках каротидных

Цианиды и

блокируют желез,

аортальных

iJ.ИАНИДЫ

101

вызывая накопление в них анаэробных продуктов, напри1мер, молочной кислоты, что ведет к усилению дыхательной функции. Эта реакция об условлена связыванием цианида с каталитической железосодержащей группой цитохромоксидазы, что препятствует доступу электронов к мо

лекулярному кисJюрода

кислороду. т.

Вследствие этого е. не могут

подавляется

поглощение о1шсли

клетками,

происходить

клеточные

тельные процессы, и прекращается снабжение клеток энергией. В от сутствие окисления глюкозы нейроны очень быстро начинают превра

щать глюкозу в молочную кислоту. Увеличение содержания цианидов в головном мозге животных даже при воздействии низких доз соеди

нений может вызывать кому и судороги с необратимым повре:жденпе'\1 мозга, несмотря на то, что весь остальной организм при этом не по

вреждается

,[9].

Воздействие низких доз цианидов не смертельно для

тех лиц, которые имеют достаточно эффективную систему детоксика ции, преобразующую цианид в ион тиоцианата, который нетоксичен

прп низких уровнях содержания

[ 2].

7.4

Влияние на здоровье

[3].

Однократная доза 50-60 :мг обычно смертельна для человека Воздействие цианида на уровне 2,9-4,7 мг в сутки не считается

вредным для человека благодаря высокой эффективности системы де токсикации в человеческом организме, посредством которой ион цианн

да превращается в

относительно

нетоксичный

тпоцианат с участием

ферментных

систем

роданеза

тиосульфата

(JJ.

Воздействие

более

высоких доз может быть смертельным. На основании опытов на жи вотных было подсчитано, что допустимое суточное потребление циа

нпда для человека составляет

8,4 мг [8J.

СПИСОI( ЛИТЕРАТУРЫ

1. Quality criteria for water. Washington, DC, US Environmental Protection Agency, 1976 (ЕРА-440/9-76-023).

2. Guidelines for Canadian drinking water quality, 1978. Quebec, Ministry of Supply and Services, 1979, ( supporting documeпtation). 3. National interim primary drinking water regulations. Washington, DC, US Enviroп mental Protection Agency, 1976. 4. Gotts, R. М. et а!. Treatment of industrial wasies at municipal water pollution control plants. Ontario, Oпtario Wai.er Resources Commission, 1966 (Proceedings, Ontario Industrial Wasi.e Coпference), р 151. 5. Cyanides ln: Kirk, R Е. & Othmer, D. F, ed. Encyclopedia of chemical teclmology, 2nd ed. New York, John V/iley and Sons, 1965, vol. 6, р. 574. 6. Leduc, G. et а!. The use of sodium cyanide as а fish eradicant in some Quebec lakes N aturaliste canadien, 100: 1 ( 1973). 7. Intemational standards for drinking water, 3rd ed. Geneva, World Health Organization, 1971. 8. US Environmental Protection Agency. Water quality criteria; availabllity. Federal register, 44: 43 667 (1979). 9. Passmore, R. & Robson, J. S. А companion to medical studies, vol. 2. Oxford, Blackwell Scientific Pub!ications, 1970, рр. 15-25.

8. 8.1 8.1.1 Источники

ФТОР

Общие замечания

Фтор является довольно распространенным элементом, составляя около 0,3 г/кг земной коры [ 1j. Он прИсутствует в виде фторидов вря де мпнералов, среди которых наиболее часто встречающимися являют ся плавиковый шпат, крполпт п фторапатит; многпе горные породы содержат минералы фтора. Фториды находят промышленное примене присутствуют в фосфорных ние при получении алюминия и обычно удобрениях, кирпичных изделиях, черепице п керамике, они использу

ются также в металлургии [2j. В настоящее время фториды часто до бавляются в некоторые фармацевтические продукты, в том чпсле в зубную пасту и витаминные добавкп [2]. В результате промышленной деятельности, включающей прпмененпе столь многпх фторсодержащих веществ, происходит повсеместное загрязнение окружающей среды

фтором. Так, растптельность, пищевые продукты и вода- все они со держат микроколичества фторидов.

8.1.2

Присутствие в воде

Микроколичества фторидов прпсутствуют во многих водах, а более высокие концентрацпи часто связаны с подзе:vrными источниками.

В районах, богатых фторсодержащими мпнераламп, напрпмер, фтора патитом, колодезные воды могут содержать до 10 мг п более фтора на

литр [3, 4]. Наиболее высокий приводимый уровень составлял 2800 мг/л [1]. Большпнство вод содержит менее 1 мг фтора на литр [1]. Иногда фториды могут поступать в реки в результате промышленных сбросов.

8.2 8.2.1 же,

Пути воздействия

Питьевая вода

Уровни содержания фтора в водопроводной воде практически такпе как и в воде водаисточников за исключением тех случаев, когда

практикуется фторирование питьевой воды. В принцппе нефторирован ная вода содержит менее 1 мг фтора на литр, но в заВIIСимости от ти па и расположения источника может в редких случаях содержать

вплоть до

мг/л

[2].

В настоящее время такие водаисточники выявле

ны в большинстве районов мира. Там, где производится фторирование воды, концентрации фтора, как правило, лежат в диапазоне 0,6-

102

ФТОР

1()3

1,7

мг/л, причем определяющим фактором здесь обычно является тем

пература атмосферного воздуха. При потреблении воды в день на ду шу населения порядка 2 л в районах, где практикуется ее фторирова

ние, с питьевой водой может потребляться от 1,2 до 3,4 мг фтора в день. В других районах суточное воздействие варьируется от долей мг до, вероятно, 20 мг в исключительных случаях.

8.2.2

Атмосферный воздух

Фторсодержащие соединения присутствуют в атмосферном воздухе главным образом в результате промышленных выбросов. Концентра ции в воздухе варьируются в зависимости от вида промышленной дея

тельности, но было установлено, что общее воздействие, равное менее 1 1мкг/м 3 воздуха, незначительно по сравнению с пераральна потребля емым фтором [6].

8.2.3

Пищевые продукты

Практически все пищевые продукты содержат хотя бы микроколи чества этого элемента. Все виды растительности содержат некоторое количество фтора, которое они получают из почвы и воды. В отдель ных продуктах, в частности, в рыбе, некоторых овощах и чае,

обнаруживаются концентра,ция

высокие в

уровни

содержания видах рыбы

[1, 2]. может

Например, достигать

фтора

некоторых

100

мг/кг, а в чае могут содержаться количества, в

раза превышаю~

щие таковые большинства других продуктов, где они редко выходят за уровни 10 мг/кг [ 1]. Пр именение фторированной воды на предприяти ях пищевой промышленности может нередко удваивать уровень содер

жания фтора в готовых продуктах. В различных странах были прове дены оценки суточного поступления фтора с пищей, которое для взрос

лых варьируется от растной группы

0,2 до 3,1 мг [1]. Для детей, т. е. в США для воз 1-3 лет поступление фтора было оценено на уровне

0,5

мг/день

[1].

8.2.4

Другие пути воздействия

8.2.4.1

Промышленное воздейсr:вие

Известно, что при ряде промышленных процессов в произведетвен ную воздушную среду выделяются фторсодержащие соединения, и име ются многочисленные документированные примеры их воздействия на человека, в частности, при выплавке алюминия и производстве стекла

Указанные воздействия фтора в таких условиях (т. е. когда кон центрации достигают нескольких мг/м 3 воздуха) могут составлять ос новную долю общего воздействия. Однако при улучшении условий ра

[1].

боты этот путь воздействия становится значительно менее значимым. Информация о воздействии фтора с табачным дымом ограниченна; он не считается важным источником фтора по сравнению с другими путями воздействия.

8-1084

104

III. l:!ЕОРГАНИЧЕСК:ИЕ К:ОМПОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

8.2.4.2

Воздействие на население в целолt

Различные продукты, такие как зубная паста,

зубной

порошок,

зубной эликсир, жевательная резинка, вптаминные добавки и лекарст венные средства, могут содержать добавляемые к ним количества ра створимого фтора, главным образом в неорганической форме. Эти со единения обычно добавляются в средства для чистки зубов, как прави

ло, в концентрациях около

г/кг

'[ 1].

К.ак показали исследования, та

ким путем могут поглощаться значительные количества фторида п бы ло установлено, что за одну чистку зубов может происходить логло

щение около 50 мкг фтора (1]. Местное применение раствора фтора может обусловливать повышенное логлощение [7]. Прп полосканпи рта зубными эликсирами может поступать до 2 мг фтора [1]. В состав ряда различных продуктов входят фториды, в том числе в таблетки, содержащие фторид натрия, известный как средство против кариеса.

Регулярное применение таких таблеток может обеспечивать поступле

ние до

м г фтора в день

[ 1].

8.2.5

Сравнительное значение разных путей воздействия

В нижеприводимой таблице показано влияние фторированной воды на общее суточное поступление фторпдов в организм для взрослых. Поступление фтора с пищей 1 мг/сутки, содержание фтора в питьевой воде 0,5; 1,О и 1,5 мг/л; потребление воды 2 л в сутки Поступление фтора в неделю пища

(мr)

Концентрации фтора в воде

Общее постуитолько вода только воздух только

общее

лени е с водой

(%)

0,5 1,0 1,5

мкfл мг/л мrjл 8

7,0 14,0 21 ,о

0,0 0,0 0,0

7,0 7,0 7,0

14,0 21 ,о 28,0

50 67 75

Доля nостуиJ!ения нз атмосферного воздуха незначительна

(поступление при других путях

nоздействия в этих расчетах не учитывается).

Оценки поглощения фтора из пищи и воды здесь не даются, по скольку эффективность их всасывания весьма высока '[8] и цифры, при водимые выше для поступления, довольно близки цифрам для погло щения.

8.3 держащийся поглощение

Метаболизм

Фтор, потребляемый с водой, почти полностью всасывается в пище всасывается не с такой при этом все же довольно высокое,

[ 1];

со но

степенью хотя в

полноты,

случае

некото

рых пищевых продуктов

(например, рыба и отдельные мясные изде

лия) 'Может поглощаться только около 25% фторидов [8]. Поглощенныr"r фтор равномерно распределяется по всему организ му. Он удерживается главным образом в скелете и небольшое количе ство его отлагается в зубных тканях [7]. Уровень содержания фтора

ФТОР

105

в костях увеличивается вплоть до 55-летнего возраста [ 9]. В высоких дозах может вызывать нарушение углеводного, липидного, белкового обмена, а также метаболизма витаминов, ферментов и минеральных

солей

[1].

Многие симптомы острого отравления

фтором

являются

следствпем связывания его с кальцием [ 6]. Фтор выводится главным образом с мочой. На его выведение влияет ряд факторов, в том числе общее состояние здоровья человека и предшествующее воздействие на него фторидов [2]. Степень удержания снижается с возрастом, и для целей практического удобLтва считается, что организм большинства взрослых находится в «состоянпи равновесия» [6]. При таком «состоя нии устойчивого равновесия» присутствующий в организме фтор отла гается в обызвествленных тканях; основная часть остального количе ства содер_;.кится в плазме, п таким образом оно становится доступным

для два

выведения. основных

Удержание в с

скелете и выведение которых

фтора

почками накоп

механизма,

помощью

предотвращается

ление токсических количеств иона фторида в организме.

8.4

Влияние на здоровье

Было весьма убедительно доказано, что фтор является эссенциаль ным элементом для некоторых впдов животных [7]; в частности, в ре зультате воздействия небольших доз фтора наблюдается увеличение плодовитости и скорости роста , [7]. После включения фтора в зубную ткань он снижает растворимость эмали при условиях повышенной кислотности среды и таким образом обеспечпвает защиту от кариеса зубов. Существуют четкие доказатель ства того, что присутствпе фтора в воде приводит к значительному сни

жению кариеса как у детей, так и у взрослых

[2]. его

Частота

кариеса

уменьшается по мере возрастания концентрации фтора примерно до 1 мгjл, хотя иногда может отмечаться крапчатость зубов даже в не желательной степени, при возрастании уровней содержания до

у лиц, страдающих хроническими болезнями почек или полиди'псией [ 6], но только в тех случаях, когда происходпт минерализация зубов, т, е. у детей в воз расте 0-7 лет. У людей, потреблявших воду при концентрации фтора более 3-6 мг/л, отмечался флюороз скелета в зависимости от уровня его поступленпя из других источников. Суточное потребление фтора, равное 20-40 мг (или еще больше там, где его содержание в воде пре

1,5-2,0 мг/л [6]. ДлiiТельное потребление воды с 1 мгjл может вызывать такую крапчатость зубов

содержанием фтора

вышает

витию деформации и флюороза скелета воды, и рекомендуемые контрольные

10 мг/л [1]), в течение длительных перподов приводило к раз [ 6]. Было принято, что 1 м г/л предельные концентрации в воде

является безопасным уровнем содержания при фторировании питьевой колеблются в пределах этого уровня, причем точные значения зависят от температуры воздуха.

В высоких дозах фтор остро токсичен для человека. Патологические изменения включают геморрагический гастроэнтерит, острый токспче ский нефрит и различной степени поражения печени и сердечной мыш

цы [ 1]. Острая смертельная доза составляет около 5 г для фторпда натрия, т. е, около 2 г фтора [2]. У животных наблюдался ряд выра женных симптомов при воздействии фтора из окружающей среды в вы-

8'"

106

III. НЕОI?ГАНИЧЕС!<ИЕ !(OMnOHEHTЬI, 01\АЗЫВАЮЩИЕ ВJ1И5tНИЕ НА S.ttoPoBb~

сокозагрязненных районах

[7].

Хронические эффекты у человека

при

высоких уровнях воздействия главным образом проявляются в виде крапчатости зубов и флюроза, при котором нарушается структура костной ткани, иногда до угрожающей степени, вызывая серьезную ин

валидизацию

[1].

Наблюдалось также хроническое действие на почки,

обычно у лиц с нарушениями функции почек [1]. При высоких уров нях воздействия известны также другие, менее типичные эффекты,

включая действие на щитовидную железу

[1].

Первоначальными при

знаками и симптомами интоксикации являются рвота, боли в брюшной полости, тошнота, днарея и даже судороги [б]. При эпидемиологических исследованиях в районах с естественно высокими концентрациями фтора в природных водах неблагоприятные

эффекты были продемонстрированы лишь в редких случаях [б];

они

включали крапчатость зубов и флюороз скелета в районах с исключи тельно высокими уровнями его содержания в воде [2]. В районах с оп тимальными концентрациями фтора в воде явные эффекты (т. е. неже лательный флюороз зубов) наблюдались у двух детей, страдавших не

сахарным диабетом i[б]. Было высказано предположение, что монголизм и рак связаны с повышенными уровннми содержания фтора в воде. Представление о том, что монголизм 1может быть связан с воздействием фтора, основа но на одном исследовании в

ограниченного медицинских

характера, учреждениях

где

распростра со

ненность

регистрируемого

монголизма

поставлялась с уровнями содержания фтора в воде

[11]; с

однако это ис

следование подверглось резкой критике со стороны Королевского кол

леджа врачей Великобритании [б]. На протяжении почти водятся различные эпидемиологические исследования

лет про выявить

целью

возможную связь :между раком и содержанием фтора в воде. В не скольких случаях утверждалось об обнаружении положительной связи,

но эти утверждения были встречены критически

[2].

В настоящее вре

мя считается общепризнанным, что доказательства канцерогенности присутствующего в воде фтора для человека отсутствуют ,[2, б, 12, 13]. Рассматривался и вопрос о чувствительности к фтору [б]. В целом утверждения о том, что есть лица, особо чувствительные к фтору, бы ли отвергнуты. Например, не обнаружено особой чувствительности у миллионов любителей чая, которые должны потреблять значительные количества фтора при заваривании чайных листьев. Однако нельзя полностью исключить возможность некоторой идиосинкразии ·[б] не смотря на данные, указывающие на 1малочисленность таких случаев.

Были тщательно рассмотрены и найдены несостоятельными предполо жения о том, что фтор обладает мутагенной или тератсгенной актив

ностью или что он вызывает врожденные уродства [б].

СПИСОI( ЛИТЕРАТУРЫ

1. Fluorides and human health. Geneva, World Health Organization, 1970 (Monograph Series, No. 59). 2. Guidelines for Canadian drinking water quality, 1978. Quebec, Ministry of Supply and Services, 1979 (supporting documentation). 3. Fluorides. Washington, DC, National Academy of Sciences, 1971. 4. Bulusu, К. R. et а!. Fluorides in water, defluoridation methods and their limitations. Journal of the Institution of Engineers (lndia), 60 (1979·).

ФТОР

107

5. Jnternational standards for drinking water. Geneva, World Health Organization, 1971. 6. National Research Council. Drinking water and health. Washington, DC, National Academy of Sciences, 1977. 7. Underwood, Е. J. Trace elements in human and animal nutrition. New York, Academic Press, 1977. 8. Newburn, Е. & Zipkin, 1. Fluoride metabolism. Fluoride and dental caries. Springfield, IL, Charles Thomas, 1976. 9. Jackson, D. & Weidmann, S. М. Fluorine in human bone related to age and the water supply of different regions. Journal of pathology and bacteriology, 76: 451 (1958). 10. European standards for drinking water. Geneva, Wor!d Health Organization, 1970. 11. Rapaport, 1. Nouvelles recherches sur !е mongolisme. А propos du rбle pathogenique du fluor. Bulletin de Academie nationale de Medicine, 143: 367 (1959). 12. Some aromatic amines, anthraquinones and nitroso compounds, and inorganic fluorides used in drinking-water and dental preparations. Lyon, lnternational Agency for Research on Cancer, 1982 (IARC Monographs on the evaluation of the carcinogenic risk of chemicals to humans, vol. 27). 13. Clemmesen, J. The alleged association between arШicial fluoridation of water supplies and cancer: а review. Bulletin of the World Health Organization, 61: 871-883 (1983).

9. 9.1

ЖЕСТКОСТЬа Общие замечания

Жесткость воды не является ее конкретным компонентом, а пред ставляет собой варьирующую и сложную смесь катионов и анпонов.

Жесткость обусловлена главным образом кальцием и магнием, хотя стронций, барий и другпе поливалентные !ЮНЫ таюке причастны к этоii характеристике воды. Жесткость обычно выражается в виде мг/экви валента карбоната кальция на литр, и именно эта единица прпменя

ется в настоящем документе. В различных странах пспользуются неко торые другие единицы. Традиционно жесткость является мерой способ ности воды реагировать с мылом. Она часто подразделяется на карбо натный (временный) и некарбонатный (постоянный) тип жесткости.

9.1.1

Источники

Кальций и магний- это

обычные элементы,

прпсутствующпе

во

многих минералах. Самымп тппичными источнпкамп кальция и маг ния в воде являются известняки, в том числе мел (карбонат кальция).

Кальций и магний содержатся в большом чпсле разлпчных видов про мышлеиной продутщип и являются обычными компонентами пищи.

Небольшой вклад в общую жесткость воды вносят такие

полива

лентные ионы, как цинк, марганец, алюминий, стронций, барий и же лезо, вымываемые из таких минералов, как сфалерит, армангит, бок спт, стронцианит, вптерит и фосфодерпт.

9.1.2

Присутствие в воде

Несмотря на то что большинство соединеппti кальция плохо раст воряются в чпстой воде, присутствие уг лекпелого газа быстро повыша ет их растворимость, и водаисточники с содержанпем кальция вплоть

до 100 мг/л довольно типичны [1-4]; водаисточники с уровнем содер жания кальция выше 200 мг/л встречаются редко [1-4]. Многпе маг нийсодержащие соли хорошо растворимы и часто встречаются водо источники с уровнямп магния вплоть до 10 мг/л [1-4]. Водоисточниrш редко содержат более 100 мг/л [1-4], и обычно преобладает жест кость, обусловленная кальцием.

Буферная способность воды, в норме описываемая как щелочность, тесно связана с жесткостью воды. ТаЕ:, значительное влияние оказываа Некоторые другие аспекты влияния жесткости на ны в части V, раздел 5, с. 265. качество воды будут рассмотре·

108

ЖЕСТКОСТЬ

109

ют такие анионы, как гидроксид, бикарбонат и карбонат и в меньшей степени фосфат и силикат; свой вклад вносят также молекулы слабых кислот.

9.2 9.2.1 Питьевая вода

Пути воздействия

НеС'мотря на то что вода иногда подвергается искусственному умяг чению на водоочистных сооружениях, обычно жесткость исходной не очищенной воды аналогична жесткости, обнаруживаемой в подаваемой потребителю питьевой воде. Жесткость может варьировать от менее

10 мг/л до более 500 мг/л [4], водаисточники могут иметь жесткость менее 50 мг/л; значения более 500 'МГ/л довольно нетппичны для боль шинства стран [2, 3, 5]. 9.2.2 Пищевые продукты

Практпчески все пищевые продукты содержат кальций и магний. Типичные рационы питания обеспечивают суточное поступление около

мг кальция [6] и 200-400 мг магния [1, 7]. Пища является пре обладающим источником пераральна поступающего кальция и магния. Особенно богаты кальцием молочные продукты [2]; магний больше

1000

связан

мясными

продуктами

растительного

происхож

дения

[6].

9.2.3

Атмосферный воздух, профессиональное воздействие, курение

Несмотря на воздействие кальция на человека, из всех перечислен ных источников пх вклад по сравнению с пищевыми продуктами не значителен.

9.2.4

Сравнительное значение разных путей воздействия

Только пищевые продукты и вода представляют собой важные ис точники воздействия, и поэтому учтены только они. Ниже приводятся некоторые оценки для возможных ситуаций. Все они относятся к взрос лым. 'f_ __

а) Поступление с пищей: 1000 м г кальция в сутки Концентрация каль· ция в воде

Поступление кальция в неделю (мг) только вода только ппща общее

Поступление с водой (%)

200

25 100

мг/л мг/л мг(л

350

1400 2800

7000 7000 7000

7350

8400 9800

5 17

29 5-20%,

Типичный вклад воды в общее поступление кальция составляет около

, 110

III.

НЕОРГАНИЧЕС!(ИЕ К:ОМПОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

б) Поступление с пищей: 200 мг магния в сутки К:онцентрация маг ния в воде

Поступление магния в неделю

(мг)

Поступление с

только вода

только пища

общее

водой

(%)

10 50 100

мг/л мг/л мг/л

140 700 1400

1400 1400 1400

1540 2100 2800

33 50

в) Поступление с пищей: К:онцентрация маг ния в воде

400 мг магния в сутки (мг) Поступление

Поступление магния в неделю

только вода

только пища

общее

с водой

(%)

10 50 100

мг/л мr/л мг/л

140 700 1400

2800 2800 2800

2940 3500 4200

20 33

Типичный вклад воды в общее поступление составляет около 5-20%. Несмотря на наличие некоторой информации о поступлении с пищей для детей, соответствующие расчеты не производились, поскольку мож но определить, чtо относительные доли поступления при различных

путях воздействия примерно такие же, как и для взрослых.

Не проводились отдельные расчеты и для поглощения кальция и магния. Хотя из пищи, по-видимому, поглощается соответственно около

30 и 315% кальция и магния, надежная

информация о поглощении

кальция из водопроводной воды ограничена, и поэтому может быть да на лишь самая грубая оценка.

9.3

Влияние на здоровье

Имеются некоторые доказательства того, что потребление слишком жесткой питьевой воды может приводить к увеличению частоты моче каменной болезни. Это предположение было выдвинуто для объяснения мочекаменной болезни в небольшом населенном пункте СССР, где уровень содержания кальция в местной водопроводной воде составлял

300-500 ка

мг/л

[8],

этот же феномен был продемонстрирован у живот

ных, получавших чрезвычайно жесткую воду (200-400 мг/л кальция) и Содержавшихея при высокой температуре окружающей среды поряд

30 ос [3].

Однако наличие питьевой воды с таким высоким содер

жанием кальция как 500 мг/л должно быть весьма редким случаем. Таким образом, по-видимому, отсутствуют четкие доказательства того, что жесткость воды вызывает неблагаприятные эффекты у чело

века

[2]. Наоборот, был проведен ряд исследований, результаты кото что жесткость воды может служить защи

рых свидетельствуют о том,

той от болезней.

9.3.1 В

Жесткость воды и сердечно-сосудистые болезни

1957 г. в Японии было продемонстрировано наличие тесной связи

между показателями смертности от инсульта и кислотностью забирае

мой из рек питьевой воды

[4].

За прошедшие годы в ряде исследова-

ЖЕСТКОСТЬ

111

ний, проведеиных в различных районах ·мира, было показано, чrо су ществует статистически достоверная высокая отрицательная корреля

ция между жесткостью воды и сердечно-сосудистыми

болезнями [.З,

10].

В большинстве исследований наиболее сильная корреляция была

ниченного масштаба не подтвердили такой связи ет сохраняться неопределенность в отношении

выявлена с концентрацией кальция, но в некоторых канадских рабо тах наиболее значимым коррелирующим фактором был указан уровень содержания в воде магния 1[4, 7j. Однако некоторые исследования огра

[11-13]. Продолжа

возможного

«влияния

воды» и степени, в которой оно может быть обусловлено такими ос ложняющими факторами, как, например, температура воздуха, осадки в виде дождя, широта и долгота !Местности, социально-экономические

факторы, тип городского поселения и загрязнение воздуха. Тем не ме нее с учетом ряда таких варьирующихся переменных может быть про

демонстрирована статистически достоверная связь состоялся международный научный коллоквиум

[2, 14]. по этому

1975 г. вопросу

[ 3].

В недавно проведеином ретроспективном широкомасштабном ис

следовании в 253 городах Великобритании после внесения поправок на климатические условия и некоторые социальные факторы была обна ружена высокая корреляция между жесткостью воды и инсультом и

ишемической болезнью сердца, но только для концентраций до 170 мг/л (СаСОз). Среди многих проанализированных водных факторов высо кая корреляция была обнаружена для жесткости и содержания каль ция, хотя и в случае других показателей которых сами коррелировали с жесткостью,

качества воды, также выявлена

многие из статисти

ски достоверная связь. Такие ретроспективные исследования ограниче

ны в результатах, и исследования в этой области продолжаются. Осо бые надежды возлагаются на перспективные исследования факторов риска сердечно-сосудистых болезней для выбранных спектра групп населения качества с целью оценки значимости широкого показателей

воды 1[14]. Для объяснения указанной взаимосвязи было выдвинуто несколько гипотез, но в настоящее время отсутствуют определенные доказатель

ства того, что причинными факторами являются жесткость

или ее ос

новные компоненты кальций и магний. Две наиболее часто упоминае мые гипотезы заключаются в том, что а) какой-то компонент (или ком поненты) жесткой воды каким-то образом оказывают защитное дейст вие и что 6) какое-то присутствующее в мягкой воде вещество (или вещества) (например, металлы, вымываемые из труб) стимулируют развитие болезни. В случае гипотезы о защитном действии часто упо минается, что рацион питания обеспечивает достаточное поступление кальция тов,

магния,

хотя

некоторых случаях

существует тоже

возможность может играть

недостаточности !Магния в пище например, лития, хрома,

[7].

Однако присутствие других элемен и кремния,

ванадия

защитную роль

[15, 16]. [3J

Было высказано предположение о

том, что

свинец и кадмий, которые могут вымываться из труб, могут стимули ровать развитие болезни, но доказательства того, что они играют та

кую роль, отсутствуют

112

Ш. НЕОРГАНИЧЕСКИЕ КОМПОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

9.3.2

Жесткость воды и другие боле3нИ

Результаты нескольких исследований указывают на то, что ряд дру гих болезней коррелирует с жесткостью воды. К ним относятся неко торые нарушенпя нервной спстемы, анэнцефалия, перинатальная смерт

ность и различные впды рака

[2, 17-20].

Несмотря на то, что некото

рые из этих эффектов были продемонстрированы в различных странах

[2], все еще существуют значительные сомнения относительно их до стоверности. Такие связи могут просто отражать картину заболевае мости, которая может скорее объясняться соцпальными, климатпческп

ми условиями и факторами окружающей среды, чем жесткостью воды. СПИСОI( ЛИТЕРАТУРЫ

1. Nationa1 Research Counci1. Drinking water and lzealt!z. \Vashington, DC, Nationa1 Academy of Sciences, 1977. 2 Guidelines for Canadian drinking water qиa/ity. Quebec, Miпistry ·of Supp1y апd Seп·ices, 1979 (supporting documentation). 3. Amuris, R et а!., ed. Hardness of drinkiпg water and риЬliс healtlz. Oxford, Pergamon Press, 1975 ( Scientific co11oquium, Luxembourg, 1975). 4 Marier, J. R. et al. Water lzardness, hитап health, and tlze importaпce of magпesiиm. Ottawa, Canada, Nationa1 Research Council, 1979. 5 Qиality criteria for water. \Vashington, DC, US EП\·ironmenta1 Protection Аgепсу, 1976. 6. WHO Techпical Report Series, No 532, 1973 (Trace elements in !штап nutrition: report of а \\IHO Expert Committee). 7. Neri, L. С. & Johansen, Н. L. \\'ater hardness апd cardiovascular mortality. Annals of the New York Academy of Sciences, 304· 203 (1978). 8. Бокина А. И. ГпгиенпчесJ\ая оценка жесткости питьевых вод как фактора, способствующего развптпю мочекаменной болезни. Гигиена и санитария, 1965, N2 6, С. 3-5. 9. Бокина А И., Юрьева В. К. Сдвиги некоторых бпохимических ПОI\азателей у людей, длительно потребляющих жесткие питьевые воды. Гигиена и санитария, 1966, N2 12, с. 33-34. 10 Kobayashi, J. On the geographical re1ationship bet'A•een the chemica1 nature of riyer water апd death-rate from apoplexy. Bericlzte des 0/щrа Jnstituts fйr Landwirtsc!zaftliclze Biologie, 2: 12 (1957) 11. Allwright, S Р. А. et а!. Mortality and water hardпess in three matched communities in Los Angeles. Laпcet, 2: 860 ( 197 4). 12. Bierenbaum, М. L et а!. PossiЬ!e toxic water factor in coronary heart disease. Laпcet, 1: 1008 (1975). 13 Meyers, D Ischaemic heart disease and the \\'ater factor. А variaЬ!e relationship. Brifislz joиrпal of preventive апd social medicine, 29: 98 ( 1975). 14 Pocock, S. J et а! British regional heart study: geographic yariations in cardiovascu· lar mortality, and the role of \\'aler quality. Briiish medical joиrnal, 280: 1233 (1980). 15. Voors, А. \V. Lithium in the drinking \\'ater and atherosclerotic heart death: epidemiological argument for а protectiYe effect. Americarz joumal of epidemiology, 92: 164 (1970). 16. Sch\\·artz, К. Silicon, fibre, and atherosclero~is Laпcet, 1: 454 (1977). 17. Stocks, Р. Incidence of congenital шalformations in the regions of England and Wales. Britislz journal of preuentive mediciпe, 24· 67 ( 1970). 18. Hart, J. Т The distribution of mortality from coronary heart disease in South Wales. Joиrпal of tlze Royal College of Geпeral Practitioпers, 19: 258 (1970). 19 Fedrick, J Anencephalus and the !оса! \\•ater supply. Naiure, 227: 177 (1970). 20. Lowe, С. R. et а! Lo•Ne, С R. et а!. Malformations of the central nerYous system and softness of !оса! \\•ater suppiles Britislz medical joumal, 2: 357 ( 1971).

10. 10.1 10.1.1 Источники

СВИНЕЦ

Общие замечания

Свинец является естественным компонентом земной коры и средний уровень его содержания равен примерно 16 мг/кг [JJ. Он присутствуст в ряде минералов, основным из которых является галевит (сульфид меди); в большинстве стран имеются залежи тех или иных свинцовых руд. Свинец широко используется во многих странах и во многих райо нах отмечается не1юторое загрязнение им окружающей среды в ре

зультате добычи и выплавки свинца или применения сделанных из него изделий. Вследствие этого он содержится в атмосферном воздухе,

пищевых продуктах, воде, почве, пыли п снеге. Свпнец в окружающей среде присутствует псключительно в неорганической форме, но неболь шие количества органпческого свпнца появляются в результате приме

нения этилпрованного бензина и природных процессов алкилирования,

которые

приводят

образванию кислотных

метилпрованных аккумуляторов,

соединений получения

свинца алкили

[2].

Свинец широко используется для са'мых различных для изготовления

целей, в том

чпсле

рованных соединенпй свинца для присадок к бензин~ изготовления припоев, пигментов, боеприпасов, чеканных изделий, кабельных покры

тий. Его примененпе в материалах для накрытия крыш и трубопрово дов, включая трубы для подачи питьевой воды, в настоящее время прекращено и не рекомендуется.

10.1.2

Присутствие свинца в воде

Естественное содержанпе свинца в озерной и речной воде в гло бальном масштабе по оценке составляет 1-10 мкг/л [1, 3]. Несмотря на то, что там, где отмечалось загрязнение, особенно из промышлен ных источников, были зарегистрированы более высокие уровни, такие ситуацпи встречаются довольно редко, поскольку существует ряд при

родных механизмов, контролирующих уровни свинца. Концентрации в подготовленной воде (т. е. после очпстки) до ее поступления в рас пределительную сеть обычно ниже, чем в водоисточниках, поскольку свпнец частично удаляется с помощью большинства традиционных про

цессов водоочистки 4]. Однако уровнп содержания в питьевой воде мо гут быть намного выше вследствие использования свинцовых труб, подводящих воду с улицы к жилым домам, свинцовых трубопроводов

и/или покрытых свинцом высокие уровни

резевураров для чистой воды могут наблюдаться

[4, 5]. в

Особенно во-

содержания

случае

] 13

1!4 ды

III. НЕОРГАНИЧЕСR:ИЕ К:ОМПОНЕНТЫ, ОК:АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ с коррозирующими свойствами, мягкой воды или воды с низким

значением рН. При таких условиях имеется тенденция к «Наращива нию наиболее высоких концентраций» [1, 4, 6]. В мировом масштабе не о11мечается городах и

широкое поселках

использование свинцовых ряда стран свинец все еще

труб,

но в

некоторых

широко

используется

для этих целей. Это иногда приводит к нежелательно высоким уров

ням содержания свинца в водопроводной воде

[1, 4].

10.2 10.2.1 Питьевая вода

Пути воздействия

В большинстве стран уровни содержания свинца в бытовой водопро водной воде относительно низки, т. е. обычно намного ниже 1020 мкг/л. В некоторых районах, однако, они могут быть довольно вы сокими. Например, в Шотландии вода чрезвычайно мягкая, имеет низкое значение рН, и здесь обычно используются свинцовые трубы и покрытые свинцом резервуары для хранения чистой воды. В результате было установлено, что более чем в 10% домов в Шотландии (населе ние около 5 млн) в первой порции забираемой воды содержится более 300 мкг/л свинца [7]. В некоторых районах мира были зарегистриро ваны величины, превышающие 2000 мкг/л [8]. Очень трудно, однако, точно определить среднее воздействие в виде концентрации свинца в во

де в связи с очень высокой вариабельностью уровней, отмечаемых в вытекающей из крана воды. Эти уровни в значительной мере зависят от таких факторов, как время застоя воды в свинцовых рабочих тру бах или в домовых трубопроводах. Даже в одном и том же районе, обслуживаемом одной системой водоснабжения, могут иметь место значительные различия в уровне содержания свинца в разных домах,

обусловленные разной длиной трубы, различным режимом водопользо вания и типом образуемого в трубах осадка. Расчеты, проведеиные с учетом водапотребления 2 л в сутки, пока зывают, что суточное поступление свинца из воды варьируется от 1020 мкг до 1 мг или даже более. Такие оценки основаны на допущении, что потребляется весь поступающий свинец. Было показано, однако,

что при приготовлении некоторых напитков, например, чая

1[9],

не весь

присутствующий в воде свинец обнаруживается в готовом продукте. С другой стороны, водопроводная вода также используется для приго

товления пищи и в процессе ее термической обработки, что обусловли вает дополнительную возможность потребления свинца из водопровод ной воды.

10.2.2

Пищевые продукты

Свинец содержится в самых разнообразных пищевых продуктах. Его количество варьируется в зависимости от вида продукта. Напри

мер, консервированные продукты

[3, 10, 11]

обычно

содержат его в

наиболее высоких количествах, если при изготовлении консервных ба нок используются свинцовые припои. Многие свежие овощи, крупы и фрукты содержат небольшие количества свинца в резуш1тате цекоторо.

lo.

СВИliЕЦ

го небольшого поглощения металла из вались, и вследствие оседания свинца также в !Молоке и ·молочных продуктах В связи с большими различиями в

почвы, на которой они выращи из воздуха. Свинец содержится и в вине '[10]. индивидуальных рационах пита

ния невозможно точно подсчитать поступление свинца в организм. По

оценке типичное суточное поступление варьируются в пределах>

100--

<500

мкг свинца в

[1, 5, 8, 10, 12]; питания в

в мировом масштабе средние значе

ния для взрослых составляют около свинца рационах

200

мкг/сутки. Уровни содержания годы, по-видимому, падают

последние

[8, 10]. них

Женщины обычно едят 'Меньше tмужчин, и вследствие этого

поступление свинца с пищей ниже. Было установлено, что дети

в возрасте 1-5 лет потребляют ежедневно около 90 мкг свинца [10]. Дополнительные количества свинца в пище могут быть обусловлены загрязнением от кухонной посуды; как, например, кастрюль с припаяи

ными ручками и некоторых глазурованных глиняных ленное количество свинца поступает из

изделий. Опреде воды, исполь

водопроводной

зуемой для приготовления пищи. В целом основным требляемого свинца являются пищевые продук11ы.

источником

по

10.2. 3 Атмосферный

воздух

В сельских районах обнаруживаемые средние уровни свинца в ат

мосферном воздухе составляют в городском воздухе обычно

0,1

мкг/м 3 в

[3, 10, 12]. Средние уровни диапазоне

лежат

0,5-2,0

мкг/м 3

[8, 10].

Уровень содержания в каком-либо конкретном районе зависит

от типа и мощности источника выброса (например, автотранспорт, промышленность) и условий естественного рассеивания в этом раионе

(преобладающие часть свинца,

погодные условия). в

настоящее крупных

время

большая люди,

содержащегося

воздухе

непромышленных го

родов, обусловлена движением автотранспорта. К.ак

правило,

проживающие вблизи автомагистралей с интенсивным движением, под

вергаются наиболее высокому воздействию. В некоторых промышлен ных районах зарегистрированные средние уровни в атмосферном воз

духе достигали б мкг/м 3 [3, 8]. Оседание свинца из воздуха загрязня ет почву, и проводились уровни содержания порядка 2 г/кг [8]; в сильно загрязненных почвах были зарегистрированы значения выше

10 г/кг '[8]. частиц. При вдыхании этих частиц

Основная часть свинца в воздухе находится в виде мельчайших в дыхательных путях оседает толь

ко

ха равен

20-60% [8]. С 15-22,8

учетом того, что суточный объем вдыхаемого возду м3

[1, 8],

типичный уровень суточного поступления

свинца для городского жителя и удержании

(при воздействии

свинца

1 мкг/м 3 и

40%)

составляет

6-9

мкг.

Большая часть этого удер

живаемого свинца в конце концов подвергается всасыванию.

10.2.4

Профессиональное воздействие

Уровни аэрогенного свинца в производственной среде промышJiен ных предприятий намного выше, чем вообще в окружающей среде.

Довольно обычны уровни в воздухе вплоть до 100 мкг/м 3

[8].

116

!!!. НЕОРГАНИЧЕСК:ИЕ КОМПОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНIIЕ НА ЗДОРОВЬЕ

10.2.5

Курение

В табаке обнаруживаются небольшие количества свинца, но обыч но воздействие нз этого петочника относительно невелико.

10.2.6

Пероральное потребление из почвы и пыли и при жевании краски

Почва, краска) маленькпе

пыль детп

и все

используемые тянут в рот,

быту

краски

(особенно

старая

содержат выеокне концеrпрацпп свинца. Веледетвне того что они могут подвергаться значптель

ному воздействию свинца из этих источшrков [1, 3-8]. Несмотря на большое число исследований по изучению сравнительного вr.;:лада почвы, пыли и краски в общее воздействие свпнца на детей, точные

цифры [б].

поступления из этпх

источников до сих пор не

установлены

10.2.7

Сравнительное значение разных путей воздействия

Для отдельных лиц и групп населения воздействие свинца

из во

ды, пищп, воздуха и т. д. может значительно варьироваться. Поскольку относительный вклад каждого из этих источников может также изме няться в широких пределах, невозможно получить прямую полную ин

формацию для самых разных условий. Однако недавно был проаналп зирован ряд некоторых типичных для окружающей среды ситуаций rr получен ряд многочисленных оценок [ 10 Для того чтобы дать неко

торое представление о возможных ситуациях,

нпже

приводятся несколько

упрощенных примеров. Последние две колонюr таблнц содеj)жат оценки относительной долп воды в общем поступленшr свннца и в поглощешш свинца организмом. В нrrжеприведенных таблицах опущена ва.tr.;ная группа населения- детп в возрасте до года. Имеющаяся информа ция о свинце в их пищевом рационе и его ноглощении организмом не

достаточна для проведенпя обоснованной оценки. Однако вполне ве роятно, что ежедневное поступление свинца с питьевой водой для этой группы так же высоко плп возможно даже еще выше, чем для группы

детей в возрасте представленных ников.

1-5 в

лет, которая приведена в таблицах. В расчетах, не учитывалось пое1упление свинца прп

таблицах,

курении, профессиональном воздействии п из различных других псточ

10.2.7.1

Оценка недельного поступления и поглощения свшща организ мом для взрослых

среднестатистическпй человек потребляет в суткп ца IIЗ отдельных источников не влпяет его

Приведеиные в таблицах цифры основаны на допущеюrи о том, что 2 л воды п вдыхает воздуха в объеме 20 м 3 /сутки [ 10]. Считается, что на ноглощение свпн поглощение из других

источников; поглощенпе из пищп и воды равно 10% от поступающего количества, а 40% удерживаемые при ингаляционном поступлении, по г лощаются полностью.

10. СВИНЕЦ а) Поступление свинца с пищей 100 мкг/сутки, из атмосферного воздуха 1,О мкг/свинца/м 3 Поступление свинца в неделю Концентрация свинца в воде только вода только воздух только

li7

(м г) общее

Соотношение поступления

Соотношение поглощенпя

вода/общее

водаi/общее

пища

(%)

20 50 100

мкг/л мкr/л мкr/л

0,28 0,70 1 ,40 свинца

о, О, О,

14 14 14

0,70 0,70 0,70

1 '12 1,54 2,24 из

25 47 63 атмосферного

18 35 52 воздуха

б) Поступление

пищей

300 мкг/сутки; 1,О мкг/м 3 (мг)

Поступление свпнца в неделю Концентрация свинца в воде только только только

Соотноше~ нне поступ

Соотношение по глощения во

общее

ления

во

ЕОД8

воздух

пища

да/общее (%)

20 50 100

мкг

мкr/л мкr/л

0,28 0,70 1 ,40

о' 14 о' 14 О,

2,10 2' 10 2,10

2,52 2,94 3,64

11 24 40

10 20 34

10.2.7.2

Оценки суточного поступления и поглощения свинца орс:аниз .ktо,и для детей в возрасте

1-5

лет

Нижеприводимые цифры основаны на допущении, что потребление воды составляет взрослых за

л в сутки, а объем вдыхаемого воздуха того, что поглощение из воды

4,7 м 3 /сутки для со и ппщи

[ 10]. Основные допущения для по г лощения свинца такие же, как исключением

ставляет

50%

от поступающего количества

[4, 8].

Поступление свинца с пищей 93 мкг/сутки; из атмосферного воздуха

1,0 мкг/м 3 Поступление свинца в неделю Концентрацая свинца в воде только вода только юздух только пища

(мг) общее

Соотношение поступления

Соотношенпе поглощения во-

вода/общее

(%)

да/общее

(%)

20 50 100

мкr/л мкг/л мкг/л

о,

14 0,35 0,70

0,03 0,03 0,03

0,65 0,65 0,65

0,82 1 ,03 1,38

18 35 51

17 35 51

10.3

Метаболизм

Важным моментом является та доля ступленип свинца,

содержащегося в питьевой поглощенип частиц не менее имеется

воде свинца, которая действительно поглощается при пероральном по

в органпзм. Хотя

мало что известно о

присутствующих в водопроводной воде, тем

1!$

III. 1-IЕОРГАf:!ИЧЕСI<ИЕ I(OMnOHEHTЫ, 01\АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

некоторая информация о кишечном всасывании свинца из водных ра створов, содержащих растворенный свинец. Обычно цифра порядка

10% [4, 5, 9] считается типичной поглощенной фракцией для лыха, но эта величина зависит от того,

взрос во

происходит ли потребление

ды на полный или пустой желудок. Например, у людей, которые в те чение 6 ч до п после пероральной дозы ионов свинца не получали ни какой ппщп, отмечалось успленное всасывание (например, 50% и бо

лее) [ 13, 14]. Эти данные были подтверждены на мышах ',[15]. Другие факторы также влпяют на всасывание свинца в желудочно-кишечном тракте, например, присутствие в пищевом рационе таких элементов,

как кальций, фосфор, железо, медь и цинк, а также возраст и физиче ское состояние объекта исследования [ 1, б, 8, 10].

Поглощение в легких зависит от размера частиц свинца и глубины и частоты дыхания [5, 8]. Некоторые крупные частицы оседают на сли зистой, выстилающей дыхательные пути, и часть их в конце концов

про г л атывается

[8, 10].

У держание в почках обычно составляет

40%

[5, 8, 10]. Поглощенный свинец поступает в кровь и распределяется по мяг ким и костным тканям. При продолжительном воздействии наступает состояние равновесия между уровнем его содержания в крови и мяг

ких тканях. В отличие от этого костная ткань имеет способность со временем накапливать свинец. К:ак показали секционные исследова ния, содержание свинца в скелете увеличивается с возрастом, факти чески около 90% общего содержания в организме приходится на ко

сти [8, 11]. Сравнительные периоды полувыведения мягких тканей и костей составляют соответственно 4 нед [ 14] и 27,5 лет [10].

2-4

свинца из крови, нед [5, 8, 14],

Свинец легко пересекает плацентарный барьер, и концентрация свинца в крови плода примерно такая же, как и в материнской крови. Свинец проходит также через гематоэнцефалнческпй барьер, хотя го

ловной мозг не накапливает свинца [ 1б]. Зависимость ме:жду поступлением свинца и уровнями его зависимость между уровнями свинца в воздухе и крови

содержа

ния в крови тщательно изучается и анализируется [б]. По-видимому, выражается

кривой линией; по мере увеличения воздействия свинца соответствую

щее возрастание уровня свинца в крови становится меньше

[17]. Взаи

мозависимость между воздействием свинца с водой и его уровнем в крови также имеет вид кривой, и это было продемонстрировано у людей, потреблявших водопроводную воду с высокими концентрациями

свинца, т. е. выше Следует

50 мкг/л [18, 19j. существует свинца на в крови; вследствие этого

подчеркнуть, что в настоящее время значительная неопределенность в отношении воздействия низких уровнях и уровней его содержания

однако

необходимо проявлять большую осторожность при использовании дан ных, основанных на такой зависимости. Свинец выводится с мочой, калом, потом, он содержится в волосах и ногтях пальцев рук и ног. Метаболизм свинца рассматривался в

двух публикациях ВОЗ

[8, 1бj. 5 лет обычными считают

а У детей поглощение, по-видимому, выше; для детей моложе ся значения до 50% [4, 8].

10.

СВИНЕЦ

119

10.4

Влияние на здоровье

В течение столетий известно, 'ПО свинец в высоких дозах является кумулятивным метаболическим ядом общего действия. К некоторым симптомам острого отравления относятся быстрая утомляемость, уста

лость, трудно

ощущение дискомфорта дать количественное

в области ж:ивота,

раздражительность,

анемия и у детей- поведенческие сдвши опред~:ление, и

[8]. в

Для таких

симптомов сущест

настоящее

время

вует большой интерес к различным возможным слабовыраженным эф фектам, включая нейрофизиол01 и ческие эффекты, вызываемые вероят

но воздействием низких доз свинца может

[S, 11 j. Свинец при низких уровнях

снижать активность фермента порфобилиногенсинтазы (КФ 4.2.1.24) [8]. Этот фермент принимает участие в нормальном синтезе гема на стадии превращенпя аминолевулиновой кислоты в порфобили ноген; снижение активности этого фермента может служить показате лем воздействия свинца. Свинец имеет также сродство к аминокисло там, содержащим серу. В дополнение к этому свинец имеет тенденцию связываться с 'МИтохондриямti, что приводит к нарушению регуляцип

транспорта кислорода и генерации энергии детей

(JOJ. У умственно отсталых

были обнаружены значительно более высокие уровни содержа

ния свинца в крови (>400 мкг/л) [20]. Многие исследования на жюютных имели целью изучение действия свинца на систему гемопоэза, Еервную, почечную, сердечно-сосудистую

системы и репродуктивную функцию зу.'Iьтаты нельзя

[8, 10, 11]. Несмотря на то что ре на человека, ошr на

не

могут на

быть

nрямо J

экстраполированы

дают полезную информацю~.получить человеке.

зависимости

«доза- ответ»,

которую

основаи,JИ

эпидемиологических

исследований

На людях былп провед~оны широкие эпидемиологические и клини ческие исследования,

том

числе

ретроспективные

исследования

по

выявлению возможных причин смертности и забо.певаемостп у подвер

женных воздействию свинца контингентов населения и исследования по

изучению действия на конкретные органы и системы

[8].

Особенно ин

тересно в этом плане изучение уровня содержания свинца в воде в свя

зи с уровнями, обнаруживаемыми как у взрослых. так и у детей, и их воз 1 можная связь со слабыми поведенческими сдвигами у детей [6J.

Многие из этих исследований показывают, что при относительно вы соких уровнях на

содержания в крови,

воде но в

отмечается целом

небольшое с и

увеличение в кровп,

содержания

свинца

уровни

содержания

относимые

счет

воды, в

невысоки для

сравнительно лиц

допустпмыми групп

кон

центрациями

свинца

крови

отдельных

населения

[6, 8]. Например, для взрослых было установлено, что среднее увели чение 25 мкг свинца на литр кровп связано с питьевой водой, содер жащей в среднем 100 мкг свинца на литр [6]. Для детей раннего возраста и беременных женщин обнаруженное увеличение содержания свинца составило соответственно 40 и 50 мкг/л кровп [6, 10]. Однако трактовку этих цифр следует проводить с известной осторожностью в связи с существованием криволинейной зависимости между поступ лением свинца и уровнем его содержания в крови.

Средние предельно допустимые уровнп воздействия свинца из всех источников в окружающей среде были установлены для групп населе-

9-1084

120

1!1. НЕОРГАНИЧЕСI(ИЕ I(OMllOHEHTЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

ния на уровне 200 мкг/л крови, но для отдельных лиц эти величины на ходятся в пределах 300-350 мкг/л. Центры по борьбе с болезнями

(США), а также Американская академия педиатрии

[6, 10] рекомен

довали для детей (на индивидуальной основе) предельно допустимый уровень воздействия 300 мкг/л крови. В будущем может возникнуть не

обходимость в установлении более низких уровней, и для отдельных лиц были предложены величины 250-300 мкг/л [б, 10]. Точные значе ния типичных уровней содержания свинца у населения в целом не из вестны, но для взрослых, подвергающихся непрофессиональному воз

действию, часто приводятся цпфры ниже 200 мкг/л крови. В США [б] было установлено, что у 99,5% детей уровень содержания свинца со ставляет <300 мкг/л крови, если гео 1 Метрпческое среднее сохраняется на уровне 150 мкг/л. Многие исследования по изученпю поведенческих реакций у детей касаются ситуаций, когда могут оказывать воздействпе высокие концентрации свинца в окружающей среде, а не конкретно уровни его содержания в воде. В ряде случаев было сделано осторожное предпо ложение о наличии некоторой связи между неблагаприятным эффектом

и уровнями содержания свинца в воде

,[8, 10]. его содержания в крови ле

В нескольких исследованиях были обнаружены хромосомные аббе рации в периферических лимфоцитах у подвергающихся воздействию свинца групп населения, у которых уровни

жали в диапазоне от 100 до 1000 мкг/л. В других исследованиях, где уровни содержания в крови находилпсь в диапазоне от 40 до 500 мкг/л, были получены отрицательные результаты [21]. Нет данных о том, что свинец необходим для функционирования биологпческпх систем, п общепринятым мнением является то, что там, где это возможно, воздействие свинца должно быть сведено до \ШНИ мума. Несмотря на рекомендацию Комитета экспертов ФАО/ВОЗ от 1972 г. относительно максимального поступления свинца для взрос

лых порядка 3 мг/нед (0,05 мг/кг массы тела), соответствующая вели чина для детей не была предложена. Ситуация для детей (включая детей грудного возраста) будет другой, поскольку у них поглощение свинца, выше, чем у взрослых [ 12]; дети отличаются также более вы сокой чувствительностью частично вследствие их быстрого роста [4]. Беременные женщины п развивающнйся плод также, по-видимому, бо лее чувствительны к действию свинца в связи с повышенным потребле нием пищи материнским организмом и изменениями гормонального

статуса

[8].

Если поступление свинца с пишевым рационом будет более

220 мкг в сутки (с учетом допущений, принятых в таблицах на с. 117), предельная величина для взрослых 3 мг/нед будет превышена. Влияние свинца на здоровье рассматривалось тремя рабочимп груп пами ВОЗ

[8, 16, 22]. СПИСОI( ЛИТЕРАТУРЫ

Guideliпes for Canadian drinking water quality, 1978. Quehec, Miпistry of Supply апd Services, 1979 ( supportiпg docuшeпtatioп). 2. Harrisoп, R М. & Lахеп, D. Р. Н Natural source of tetra-a!kyl lead iп air. Nature, 275: 738 (1978). 3. T!re lшzards to lrealth and ecological effects of persistent substances in tlre environrnent: report of а \\'orkiпg group. Copenhageп, WHO Regioпal Office for Europe, 1973.

10.

СВИНЕЦ

121

4. N ationa1 Research Council. Driпkiпg water and health. Washington, DC, N ational Academy of Sciences, 1977. 5. Toxicology of water, vol. Il. \N"ashington, DC, US Environmental Protection Agency, 1977 (Environmental Health Effects Research Series). 6. US Environmental Protection Agency. Amblent water quality criteria for lead. V,Т ashington, DC, Criteria and Standards Division, Office of Wa1.er Plaппing and Standards, 1980 (ЕРА 440/5-80-057). 7. Lead in drinking water, а suruey in Great Britain. London, Department of the Environment, 1977 (Pollution paper No. 12). 8. Lead. Geneva, World Health Orgaпization, !977 (Environmental Health Criteria 3). 9. Zoeteшan, В. С J. & Brinkmann, F. J. J. In. Amavis, R. et а!., ed., Hardness of driпking water and puЬlic healtlr, Oxford, Pergamon Press, 1975. 10. Dпll, S. et а! Тlze enuironmeпtal lead proЬlem. Ап assessment of lead in driпking water from а multi-media perspective. Washington, DC, US Eпvironmeпtal Protection Agency, 1979. 11. Underwood, Е. J. Trace elemeпts in human апd animal nutrilion. New York, Academic Press, 1977 !2. WHO Technical Report Series, No. 505, 1972 (Evaluation of certain food additiues and tlre contaminaпts: mercury, lead апd cadmium). 13. Chamberlain, А. С et а!. 1nvestigations into lead from motor vehicles. Harwell, Oxfordshire, Atomic Energy Research Establishment, Environmental and Medical Sciences Division, 1978 (AERE-R9198). 14. RaЬinowitz, М. et al. Stud1es of hшnan lead metabolism Ьу use of staЬie isotope tracers. Enuironmental lrealth perspectives, 7: 145 (1974). 15. Garber, В. Т. & Wei, Е. Iпfluence of dietary factors on the gastrointestinal absorption of lead. Toxicology and applied pharmacology, 27: 685 ( 197 4). 16. WHO Technical Report Series, No. 647, 1980 (Recommended healtlr-based limits in occupatioпal cxposure lo freauy metals). 17 Hammond, Р. В. & Be!iles, R. Р. Metals: lead. In: Doull, J. et а!, ed, Casarett and Doull's toxicology: tl1e basic science of poisons, 2пd ed. New York, Macшillan, 1980. 18. Moore, М. R. et а! Contribution of lead iп water to Ьlood-iead. Lancet, 2: 661 (1977). 19. Thomas, Н F. et а!. Relationship of Ьlood lead in "·ошеn and children to domestic water lead. Nature, 282: 712 (1979). 20. Moore, М. R. et а! А reirospective analysis of Ьlood-lead in mentally retarded children. Lancet, 1: 717 (1977). 21. Some metals and metallic compouпds. Lyon, International Agency for Research on Cancer, 1980 (IARC Monographs оп the evalua1.ion of the carcinogenic risk of cheшicals to huшans, vol 23). 22. Health lmzards [rom drinking-water: report of а Working Group. Copeпl1agen, WHO Regioпal Office for Europe, 1977 (ICP/PPE 005).

11. 11.1 11.1.1 Источники

РТУТЬ

Общие замечания

Основным источником ртути в окружающей среде является природ ная дегазация земной коры, причем высвобождаемые количества варьи

руются от количества тате

25 000 этого

до

150 000

тонн ртути в год. Кроме того, значительные попадают в окружающую среду в резуль не производства, непосредственно

элемента

многих

видов

промышленного

связанного сятся

с производством ископаемого

пли

использованием выплавка

ртути.

ним

отно

сжигание

топлива,

различных

металлов,

производство цемента и удаление отходов.

Кроме того, ртуть

исполь пигмеи

зуют на хлорщелочных заводах

(производящих

хлор

гидроокись или

натрия), в производстве красок в качестве

консервантов

тов, в оборудовании электровыключателей и батарей, в измерительных и контрольных приборах (например, термометрах, медицинском обо рудовании), в зубоврачебном деле и в сельском хозяйстве (особенно в протравливании семян). Ртуть может присутствовать в окружающей среде в виде металла, в виде одновалентных и двухвалентных солей и в виде ртутьорганических соединений, наиболее важным из которых является метилртуть. Метилртуть может получаться из неорганической ртути под действием микроорганизмов, обнаруживаемых в донных от ложениях и в осадке сточных вод; другие микроорганизмы могут де

метилировать ртуть, снова превращая ее в неорганическую ртуть. Рыбы и млекопитающие поглощают и удерживают ртуть; именно метилртуть

накапливается в пищевых цепях

[ 1].

11.1.2

Присутствие в воде

Имеются сообщения о том, что дождевая вода в Швеции содержит примерно 300 нг/л ртути (1]. В большинстве поверхностных вод гидроокись и хлорид ртути являются основными видами соедпненпй ртутп; уровни, как правило,

ниже 0,001 мг/л [2-5]. Сообщалось, что в загрязненных реках и озе рах уровни содержания поднимаются до 0,03 мг/л [6]. Внутренние во доемы в Федеративной Республике Германии содержат ртуть в кон uентрации около 400 мг/л, тогда как в реках эта величина колеблется

от

100 до 1800 мг/л [7]. В питьевой Например,

воде уровни содержания средние концентрации в

ртути ряде

обычно очень провинций

низкие со

[ 8].

Канады

ставляют примерно

0,0002 мг/л [9]. При очистке воды неорганическую 12 2

11.

РТУТЬ

123

ртуть

можно контролировать коагуляцией с помощью железа и квас

дав

[10].

Данные по

700

пробам, отобранным из питьевых водохра Германии, указывают на то, что

нилищ в

Федеративной

Республике

самая чистая питьевая вода содержала менее

0,00003

мг/л

[11].

11.2 11.2.1 Питьевая вода

Пути воздействия

Там, где нет указаний на загрязнение ртутью, уровни ее содержа ния в пресной воде ниже 0,0002 мг/л. Концентрации ртути в воде из водных объектов могут быть значительно снижены при обычных про цессах очистки и дальнейшее снижение может иметь место в процес

се приготовления напитков. Поэтому оценка, согласно которой потреб ление ртути с питьевой водой не должно в .норме превышать О, 1 м кг

в сутки

[1]:,

по-видимому, завышена

{4].

11.2.2

Пищевые продукты

Пищевые продукты являются основным источником ртути для кон тингентов населения, не подвергающихся профессиональному воздей ствию, а рыба и рыбные продукты считаются основным источником метилртути в пище [ 1]. Среднесуточное поступление ртути с пищей порядка 10-12 м кг [ 1, 12, 13], однако, в районах, где вода в водоемах загрязнена ртутью и где рыба составляет значительную часть рациона, поступление с пищей может быть намного выше.

11.2.3 нения

Атмосферный воздух

В связи с тем что металлическая ртуть и ртутьорганические соеди имеют относительно высокое давление паров, они могут выде

ляться в атмосферу путем испарения. Уровни содержания в атмосфер ном воздухе, кроме загрязненных районов, по-видимому, будут порядка

0,02 0,05

мкг/м 3 • При концентрации в атмосферном воздухе, равном мкг/м 3 , среднесуточное поступление паров металлической ртути со ставляет около 1 мкг, 80% rrз которых задерживается в организме

[1].

11.2.4 ртути

Производственное воздействие

Большое число специальностей и профессий связаны с воздействием

[14]'.

Особенно значительно оно в горной промышленности, хлор

Щелочном производстве и производстве некоторых научных приборов. Уровни содержания ртути в воздухе могут достигнуть такого высокого

значения, как 5 мг/м 3 {1]. С учетом средневзвешенной во времени величины пороговага предела 0,05 мг/м 3 , предложенной Американской конференцией правительственных промышленных гигиенистов (ACGIH), профессиональное воздействие обусловливает среднесуточное поступ

лени'е ртути на уровне 500 мкг или менее, если считать, что легочна5{ вентuляция на рабочем месте равна 10 м 3 /сутки ·[1].

124

III.

НЕОРГАНИЧЕСК:ИЕ К:ОЛШОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

11.2.5

Сравнительное значение различных путей воздействия

Для взрослых относительное значение поступления ртути с питье вой водой проиллюстрировано в следующей таблице:

Недельное поступление

(поглощенне) ртути

(мкг) Соотношение волени е

Пищевые продукты

Воздух

Вода

Общее поступлени е

да/общее поступ-

(%)

(а) (б) (в) (г)

70(5,6)

140(11,2) 70(5,6)

140( 11 ,2)

2,8(2,2) 2,8(2,2) 7,0(5,6) 7,0(5,6) 10

14(2,1) 14(2,1) 14(2,1) 14(2,1) мкг/сутки (а, в) пли

87(9,9) 157(15,5) 91(13,3) 161 (18 ,9) 20 мкг/сутки

16(21,0) 9(13,6) 15(15,8) 9 ( 11 ,1) (б, г) при (в, г)

Допущения: !) Поступление с пищей

нии потребленной ртути.

поглоще

2) 3)

При содержании в воздухе 0.02 мкг/м' (а, 6) или тиляции порядка 20,0 м 3 /сутки и 80% удержании.

0,05

мкг/м 3

при общей вен

При содержании в питьевой воде

логлощении потребленной ртути.

0,001

мг/л при потреблении

л в сутки и

15%

11.3

Метаболизм

Ртуть не выполняет никакой физиологической функции в организ ме человека. Каждое из физических и химических состояний (металл, неорганические соединения, ртутьорганические соединения) имеет свои, присущие ему, свойства, которые диктуют необходимость неза

висимой токсикологической оценки [ 14]. Поглощение неорганических соединений ртути с пищей составляег 7-8% потребленной дозы; в противоположность этому поглощение метилртути г лощение

желудочно-кишечном

тракте- практически ртути из воды

полное.

По

неорганических

соединений

может

состав

лять

15%

и менее

[15],

тогда

как метилртуть

поглощается

почти

пол

ностью.

Неорганические соединения ртути быстро накапливаются в почках, основном органе-мишени для этих веществ 15]. Поглощенная метил ртуть быстро появляется в крови, где у человека на 80-90% связы

вается

красными

кровяными

клетками;

деметилирование

метилртути

до неорганической ртути происходит хотя и медленно, но с заметной скоростью. Более высокая, истинная токсичность метилртути в сравне нии с неорганической ртутью обусловлена ее липидорастворимостью, которая позволяет ей легче проходить через биологические мембраны, чем неорганической ртути, в особенности в головной мозг, спинной мозг и в периферические нервы, а также перссекать плацентарный барьер. Соли ртути выводятся из организма почками, печенью, слизисто1"1 кишечника, потовыми и слюнными железами, а также с молоком;

f!аиболее важный путь !3РJБедения- с мочой и фекалиями

[ 15].

11.

РТУТЬ

125

11.4

Влияние на здоровье

Отравление ртутью в основном проявляется в форме ветственно с органическими и неорганическими

неврологиче ртути

ских и почечных нарушений, которые главным образом связаны соот соединениями

[ 16].

По данным

Красовского

[ 17]',

наряду с общетоксическим

дей

ствием ртуть вызывает гонадатоксический и мутагенный эффекты и на рушает метаболизм холестерина. Полное рассмотрение токсикологии соединений ртути дано в выпуске N!! 1 серии ВОЗ «Гигиенические кри терии состояния окружающей среды» [1]. Не удалось даже приблизи тельна определить минимально действующие величины для неоргани

ческой ртути, а также арпл- и алкоксиалкилпроизводных ртути. Не су ществует доказательств, что неорганическая ртуть канцерогенна. Ал килированные соединения ртути обладают эмбриотоксическим и тер

атогенным действием на лабораторных животных СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

[9].

1. Mercury. Geneva, \\'orld Health Organization, 1976 (Enviroшnental Healt\1 Criteria 1). 2. Holden, А. V. Present levels of mercury in man апd his enviroпment In: Mercury contaminatfoп iп тап and l!is environment, Vienna, Iпterational Atomic Energy Agency, 1972, р 143 (Technical Report Series No. 137). 3. Wiklander, L. l\1ercury in ground and river \Yater. Grundfoerbaettring, 21: !51 (1968) 4. Wershaw, R. L Sources and behaviour of mercury in surface water. In: Mercury in tl1e enviromnent, Washington, DC, US Geological Survey. 1970 (Professional Paper No. 713) 5. Voege, F. А. Levels of mercury contaminaiion in water and its boundaries. In: Proceedings of the symposium оп mercury in man's ent•ironment, Otta\va, Royal Society of Canada, 1971, р. 107. 6 lnvestigations of mercury in tl;e St. Clair River- Lake Erie systems. Washington, DC, US Department of the Interior, 1970 (Report of the Federal Water Quality Administration), р. 108. 7. Schramel Р. et а! Some determinations of Hg, As, Se, Sb, Sn and Br in water, plants, sediments and fishes in Bavarian rivers. lnternational journal of environmental studies, 5: 37 (1973) 8. N ational Research Council. Drinking water and lrealt/1. V/ ashington, DC, N ational Academy of Sciences, 1977. 9. Guidelines for Canadian drinkiпg water quality, 1978. Quebec, Ministry of Supply and Services, 1978 (supporting documentation). 10. Guidance for the issuaпce of variances and exemptions. \\'ashington, DC, Office of Drinking Water, US Environmental Protection Agency, 1979. 11. Bouquiaux, J. In: Proceedings of an internalional symposium оп tlre proЬlems of contamination of тап and lн's cпvironment Ьу mercury and cadmium. Luxembourg, Commission of the European Communities, 197 4, р 23. 12 Meranger, J. С. & Smith, D С. The heavy шetal content of а typical Canadian diet. Canadian journal of puЬ/ic health, 63: 53 (1972) 13. Neilsen-Kudsk, F. Absorption of mercury vapour from the respiratory tract in man. Acta p!rarmacologica et toxicologica, 23: 250 (1965). 14. Кеу, М М et а!., ed Occupatioпa/ diseases- а guide to tlreir recognition. Washington, DC, US Department of Health, Education and Welfare, 1977 (NIOSH puЬ!ication 77-181), рр. 370-373. 15. WHO Technical Report Series, No. 647, 1980 (Recommended health-based limits in occupational exposure to heavy metals). 16. Swedish Expert Group. Methyl mercury in fish. А toxicologic-epidemiologic evaluation of risks. Nordisk hyдienisk Tidskrift, Suppl 4 (1971) 17. Красовский Г. Н., Бутенко П. Г., Васюкович Л. Я. «Материалы к пересмотру гц Г!Iенического норматива ртути в воде». Гигиена ц санитария, 1981, 2, с. 20-22.

12. 12.1 12.1.1 1о Источники

НИКЕЛЬ

Общие замечания

Никель распространен повсеместно; типичные почвы содержат от ДО 100 мг никеля на 1 кг 1]. Основные руды это арсениды и суль фиды. Обработка минералов, а также производство и использование

никеля

являются

причиной при

загрязнения

никелем

окружающей

среды.

Никель используют в качестве компонента в некоторых сплавах и для покрытия металлов, производстве катализаторов, гальванических

батарей и некоторых фунгицидов; использование металла в оборудова нии для обработки пищевых продуктов может быть причиной некото рой контаминации пищи.

12.1.2.

Присутствие в воде

Многие соли никеля растворимы в воде, что может приводить к за грязнению воды; значительные проблемы связаны с промышленным

сбросом в реки стоков, содержащих соединения

никеля.

Сообщалось,

что в поверхностных водах уровни достигают 1 м г/ л [ 1], хотя обычно эти уровни намного ниже, например, 5-20 м кг/ л '[ 2]. В СССР в си стемах водоснабжения на подземных водах было обнаружено содер

жание никеля в количествах вплоть до

0,13

мг/л

'[3].

12.2 12.2.1 Питьевая вода

Пути воздействия

Некоторое количество никеля удаляется при традиционных методах очистки воды так, что уровни содержания в очищенной воде, как пра

вило, ниже, чем в неочищенной [ 2]. Проводилось мало широких обсле дований содержания никеля в водопроводной воде. Ограниченные дан ные свидетельствуют о том, что достаточно типичными концентрациями

являются 2-5 мкг/л: иногда обнаруживаются более высокие уровни содержания [б], особенно там, где используется никелированная арма тура трубопроводов. В исключительных случаях уровни никеля по

имеющимся сообщениям достигали 0,5 м г/ л [4, 7]. При допуске, что суточное потребление воды на человека составляет 2 л, воздействие никеля на оргащrзм из этого источника не будет превышать 1020 мкг/сутки.

126

12.

НИКЕЛЬ

127

12.2.2

Пищевые продукты

Никель присутствует в большинстве пищевых продуктов, однако в

концентрациях ниже (и часто намного ниже)

мг/кг

[ 8].

Мало изве

стно о химической форме никеля в пищевых продуктах, хотя он, воз

можно, частично образует комплексы с фитиновой кислотой

[8].

По

ступление никеля с пищей, по имеющимся данным, варьируется от ме

нее чем 200 до 900 мкг/сутки :[1, 2, 8-10]. С обычной диетой поступает около 400 мкг/сутки. Было показано, что в винах и в пиве содержание

никеля равно соответственно

100 мкг/л и 50 мкг/л [1].

12.2.3

Атмосферный воздух

Имеется мало данных относительно содержания никеля в воздухе. Однако, по-видимому, уровни его содержания в воздухе обычно ниже 0,5 мкг/м 3 • В прошлом сообщалось о более высоких уровнях, в основ ном в индустриальных районах [1, 2]. Концентрация в типичном го

родском воздухе составляет

0,2

мкг/м 3 •

12.2.4

Другие пути воздействия

12.2.4.1

П ромышленное воздействие

Сообщалось, что в производственной среде промышленных пред приятий уровень содержания никеля может достигать 400 мкг/м 3 возду ха [ 1]!, хотя в основном уровни воздействия в промышленности намного ниже. В некоторых случаях основным путем воздействия для рабочего может быть воздействие из производственной среды.

12.2.4.2

Курение

Сообщалось, что курящие могут вдыхать около 10-20% никеля, содержащегося в сигаретах (обычно около 3 мкг на сигарету) [1, 2]. Это, по-видимому, в основном летучее соединение никеля, карбонИJl: никеля 1 [ 2]. Типичное еженедельное поступление в организм тех, кто курит 20 сигарет в день, может быть 40-80 мкг никелея.

12.2.5 лого

Сравнительное значение различных путей воздействия

Ниже даются оценки еженедельного воздействия никеля на взрос человека:

а) Еженедельное поступление с пищей, воздухом и водой Еженедельное поступление никеля

(мкг)

Концентрация никеля в воде только вода только только пища

Соотношение

с>бщее

вода/общее

воздух

(%)

50 75 100 150

мкг/л мкr/л мкr/л мкr/л

700 1050 1400 2100

28 28 28 28

3150 3150 3150 3150

3878 4228 4578 5278

18,0 25,0 30,6 40,0

Допущения: Суточное поступление никеля с пищей 450 мкг; при ежедневном объем~ вдыхаемого воздуха 20 м' и коицентрации никеля 0,2 мкг/м'.

128

III.

НЕОРГАНИЧЕСRИЕ RОМПОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

б) Еженедельное поглощение из пищи, воздуха и воды Еженедельное поглощенис никеля (м кг)

Концентрация никеля в воде только вода только воздух только ппша

Соотношение

общее

вода/общее

(%)

50 75 100 150

мкг/л мкг/л мкг/л мкr/л

7,0 10,5 14,0 21 ,о 5CJ% щего с nищей.

14 14 14 14

31 ,5 31,5 31 ,5 31,5 1%

52,5 56,0 59,5 66,5

13,3 18,8 23,5 31,6

Допущения:

поглощение вдыхаемого никеля;

логлощение никеля, nоступаю

12.3 ния для животных и,

Метаболизм

Никель почтп несомненно является эссенциальным элементом пита следовательно, он, вероятно, является эссен

циальным и для человека [11]. Поглощение никеля из желудочно-ки шечного тракта, по-видимому, очень низкое, 1% или еще ниже ,[ 1], хотя известны более высокие уровни по г лощения, а именно, 1О% [8]. Существует мало доказательных данных о накопленип никеля в раз личных тканях .[ 12]. Если в питьевую воду для крыс добавляют никель в концентрации 5 мг/л, значительного накопления никеля не наблю дается. Ясно, что по крайней мере в организме животного существует механизм, контролирующий избыточное поступление никеля.

Некоторые заболевания у человека приводят к повышению концент рации никеля в ткани; причины, однако, не выяснены

.[ 8].

Никель легко выводится в основном с калом и в небольших коли чествах с мочой. Значительные количества могут также выводиться с потом [8].

12.4

Влияние на здоровье

Никель относительно нетоксичен. Считается, что те уровни никеля, которые обычно обнаруживаются в пище и воде, не представляют со бой серьезной опасности для здоровья ,[ 1, 8], однако, высокие дозы ( 1600 мкг/кг в пище), как было показано в ранних исследованиях на животных, вызывают минимальные токсические эффекты (уменьшение числа мышей отъемышей [8]). Подобные эффеri:ты не получили под тверждения при изучении трех следующпх поколений. Скармлпвание с питьевой водой крысам и мышам 5 м г/ л никеля в течение всей жизни не вызывало никакого неблагеприятного эффекта [ 13]. Было показано в экспериментах на животных, что некоторые соеди

нения никеля канцерогенны никеля в настоящее время

1[1, не

б]. Однако

растворимые соединения для человека

считаются

канцерогенами

и животных .[2]. Как и в случае с другими двухвалентными катиона ми, никель может реагировать с ДНК, а в высоких концентрациях мо жет повреждать ДНК, как это было показано в тестах iп vitro на му

тагенность (МАИР, личное сообщение). Дерматит чаще всего связан с произведетвенным воздействием ве

щества. Однако такие же эффектьr ваблюдались при контакте кожи с

12.

НИК:.ЕЛЬ

129

чеканными изделиями или с драгоценностями. Профессиональное воз действие высокого уровня связывают с нарушением функции почек,

наблюдались такие эффекты, как головокружение и одышка та при экземе рук; было установлено, что 4-9% ложительный ответ в тестах с никелевой пробой

[ 1].

На большом числе больных исследовали роль контактного дермати

,[14].

больных давали по Женщины, по

видимому, в

10 раз более чувствительны к никелю, чем мужчины [15]. или контактного дерматита у насе

Эти исследования имеют ограниченную ценность, так как в них изуча

ли больных с экземой, и они не могут дать полное представление об истинной частоте сенсибилизации

ления в целом

.[ 16] . СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. Commission of the European Communities. Trace metals: exposure and Jzealtl! effects. Oxford, Pergamon Press, 1979. 2. N ationa1 Research Council. Drinlгing water and healtlz. Washington, DC, N ational Acaddeшy of Sciences, 1977. 3. Сидоренко Г. И., Ицкова А. И. Никель, М., Медицина, 1980. 4. Durfor, С. N. & Becker, Е PuЬlic water supplies of the 100 largest cities in the Urzited States, 1962. Washington, DC, Governшent Printing Office, 1964 ( Geological Survey Water Supply Paper 1812). 5. Корр, J. F. & Kroner, R. С. Trace metals in waters of tl!e United States. Cincinnati, US Department of the Interior, 1967 6. Cadmiurn, nickel, sorne epoxides, rniscellaneous industrial chernicals and general considerations оп volatile anaestl!etics. Lyon, International Agency for Research on Cancer, 1976 (IARC Monographs on the evaluation of the carcinogenic гisk of chemicals to huшans, vol. 11). 7. Корр, J. F. The occurrence of trace elements in 'Nater. In: Heшphill, D. Р., ed. Proceedings of the Third Amzual Conference оп Trade Substances in Environmental Health, 1969, Columbla, University of Missouri, 1970, рр. 59-73 8 Undeпvood, Е. J. Trace elernents in hurnan and animal nutriiion. New York, Academic Press, 1977. 9. Hamilton, Е. I. & Minski, М. J. Abundance of the chemical elements in man's diet and possiЬie re1ations with environmental factors. Science of tl1e total environment, 1: 375 (1973). 10. Masironi, R. How trace elements in water contribute to health. 'J?HO chronicle, 32: 382 (1978). 11. WHO Technical Report Series, No. 532, 1973 (Trace elements in !штап nutrition: report of а WHO Expert Committee). 12. Environmental Protection Agency. Water quality criteria; availabllity. Federal register, 44: 43684 ( 1979). 13. Schroeder, Н А. et al. Long-terш effects of nickel in rats: survival, tumors, interactions \\•ith trace elements and tissue levels Jourпal of nutrition, 104: 239 (1974). 14. Wilkinson, D. S. et а! The role of contact allergy in hand eczema. Transactions of tl!e St. lolm's Hospital Dermatological Society, 56: 19-25 (1970). 15. Fisher, А. А. & Shapiro, А Allergic ecxeшatous contact dermatitis due to metallic nickel. Journal of the American Medical Association, 161: 717-721 (1956). 16. Kaalter, К. et а!. Low nickel diet in the treatmen1. of patients \\'ith chronic nicke] dermatiti::;. Britislr journal of dermatology, 98: 197-201 (1978).

13. Нитраты и нитриты

НИТРАТЫ И НИТРИТЫ рассматриваются вместе, поскольку в окру Воздействие нит

жающей среде одна форма превращается в другую. ратов на здоровье является в основном вращения в организме в нитриты.

следствием их быстрого аре

Концентрации в воде выражаются в мг/л в пересчете на нитратный азот (нитрат-N) и нитритный азот (нитрит-N).

13.1 13.1.1 Источники

Общие замечания

Нитраты широко распространены в значительных количествах в почве, в большинстве вод и в растениях, включая овощи 1[ 1]. Нитриты также довольно широко распространены, но в основном при гораздо

более низких уровнях, чем нитраты

[ 1].

Нитраты являются продуктами

окисления органического азота бактериями, присутствующими в почве и в воде с достаточным содержанием кислорода. Нитриты образуются в результате неполного окисления органического азота бактериями

[ 2].

В основном нитраты используют в качестве удобрения; большин

ство других азотсодержащих удобрений однако аревращаются в почве

в нитраты ствах, в

[ 2]. в

Нитраты используются также окислительных агентов в

во

взрывчатых веще производстве и

качестве

химическом

в качестве консервантов пищевых продуктов в основном качестве пищевых

[ 2]. в

Нитриты используют основном в виде нат

консервантов,

риевой или калиевой соли в окружающей среде,

'[1].

Некоторые нитраты, результатом

обнаруживаемые в почве атмо

являются

фиксации

сферного азота ся результатом

(бактериальный синтез). Некоторые нитраты и нитри разряда молнии или поступают из антропогенных ис

ты образуются при вымывании дождем окислов азота, которые являют

точников риала,

.[2].

Нитраты, а также некоторые нитриты также образуются так и животного происхожденц:я.

в почве в результате бактериального разложения органического мате как растительного,

Поскольку нитраты и нитриты широко распространены в окружаю

щей среде,

они обнаруживаются

большинстве

пищевых продуктов,

в атмосфере и во многих водных источниках.

13.1.2

Присутствие в воде

Использование удобрений, гниение растительного и животного ма rериала, бытовые стоки, удаление в почву осадка сточных вод, про

мышленные сбросы, вымывание из мест захоронения отходов и вымы-

130

13.

НИТРАТЫ И НИТРИТЫ

131

ванне из атмосферы- все это способствует поступлению этих ионов в

водные источники [ 1, 3, 4]. Изменения в землепользовании также мо гут дать толчок росту уровней содержаная нитратов. В зависимости от ситуации эти источники могут загрязнять водотоки, реки, озера и

подземные воды, особенно колодцы

[3].

Загрязнение может быть ре

зультатом прямого или непрямого сброса или может возникать в ре зультате перколяции в течение определенного периода, иногда в течение

многих лет. Уровни содержания нитратов в загрязненной воде практи

чески постоянно намного выше уровней содержания нитритов Уровни содержания нитрата в воде, как правило, ниже та-N на

[4].

мг нитра

1 л, однако, в небольших водных источниках эти уровни могут превышать 10 мг/л. В хлорированной питьевой воде уровни содержания

нитритов часто ниже предела обнаружения, т. е. на

<0,005

мг нитрита-N содержания

,[2-4]',, высокого

но в нехлорированной воде он может достигать доста уровня. Обычно очень высокие уровни

точно ского

нитритов характерны для воды неудовлетворнтельного микробиологиче качества.

В ряде работ показано, что уровни нитратов находятся в диапазоне от 20 до 200 мг нитрата-N на 1 л r[3], однако это редкое явление. В основном более высокие уровни содержания нитратов обнаружи ваются в подземных водах :[3]; количество нитратов в поверхностных водах имеет тенденцию к снижению за счет усвоения вещества вод

ными растениями [ 4]. Увеличение концентраций нитратов в воде свя зано с применением азотных удобрений. Значительные сезонные коле бания концентрации отмечаются в реках, и могут регистрироваться высокие уровни, в частности, после обильных ливней, следующих за засушливыми периодами [ 5]. Уровни содержания в подземных водах гораздо более постоянны в течение года.

13.2 Пути воздействия 13.2.1 Питьевая вода Поскольку ни один из обычно используемых ня содержания нитратов, и поскольку

методов

очистки и заметно во

обеззараживания воды не изменяет сколько-нибудь значительно уров концентрация нитратов не изменяется в системе распределения воды, уровни содержания в

допроводной воде часто полностью аналогичны

таковым для водных

источников. Что касается нитритов, то уровни их содержания в водо проводной воде, по-видимому, существенно ниже, чем в водных источ никах, что вызвано их окислением в процессе очистки воды, особенно

при хлорировании центрации широко

.[2].

Очень сложно определить диапазон и среднюю с водой, от

величину воздействия нитратов или нитритов варьируются в

поскольку кон источника воды.

зависимости

Для большей части населения мира степень воздействия, по-видимому,

значительно ниже стигать

мг нитрата-N на

[ 3].

Для небольших групп

населения, часто в отдаленных районах, уровни содержания могут до

100

мг и более нитрата-N на

л. При допущении, что потреб

ление воды на человека составляет обычно менее

л в сутки,

уровень воздействия

мг нитрата-N в сутки, но в редких случаях может в

раз превышать эту величину

{ 3].

132 13.2.2

Ш. НЕОРГАНИЧЕСК:ИЕ :КОМПОНЕНТЫ, Оi<АЗЫВАIОЩИЕ ВЛИ5IНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

Пищевые продукты

Значительные количества нитратов и меньшие количества нитритов присутствуют источником

ряде

пищевых как

продуктов так

и, и

как

правило, в

основным че

поступления

нитратов,

нитритов

организм

ловека является пища рые овощи, корнеплоды,

[4]1.

В некоторых сельскохозяйственных культу могут достигать салат,

рах уровни содержания включая шпинат,

нитратов

100

мг/кг.

Некото нит

капусту, содержат

сельдерей,

картофель,

некоторые

относительно

высокие

количества

ратов и только небольшие количества нитритов [ 4]. Нитраты и нитри ты добавляют в качестве консервантов в некоторые пищевые продук ты, в частности, в некоторые мясные изделия и сыры [ 2]. Другим важным источником перорального поступления нитратов и нитритов является слюна [4]; человеческий организм секретирует око ло

мг нитрата-N в день, из которых около

мг в день восстанавли

ваются в нитриты [ 4]; содержащиеся в слюне нитраты извлекаются в основном из пищевых продуктов [б], главным образом из овощей. Вариабельность количеств нитратов и нитритов, вводимых в орга низм с пищей, очень велика [4]. Например, лица, которые едят мало овощей и мало мясных изделий, получают гораздо меньшие количества

этих соединений рационах

[ 4].

Было установлено, что при различных пищевых с пищей лежат в диапазоне

типичные уровни поступления

от

120

[ 4, 7,

мг до 230--300 мг в сутки (оценка для нитритов отсутствует) 8]. В связи с тем что грудные дети являются наиболее чувстви к нитратам контингентом населения, важно определить уро

тельным

вень воздействия; установлено, что суточное поступление только с пи

щей для двухмесячных младенцев составляет

мг нитрата-N

[2].

13.2.3

Атмосферный воздух

Кроме природных источипков окнелов азота и нитратов в воздухе, существует ряд важных антропогенных источников, в частности, про

дукты сгорания ископаемого топлива (угля, нефти, газа) и выбросы химической промышленности. Существуют неорганические и органиче ские формы нитратов; они и окислы азота могут поступать ингаляциан

но и поглощаться органами дыхания, образуя смесь нитратов и нитри· тов в организме. Для районов с повышенными уровнями содержания соединений азота в воздухе установлено, что, если все эти соединеншi

были бы поглощены взрослым человеком, то уровень поступления был

бы приблизительно равен

0,1 мг нитрата-N в сутки.

13.2.4

Другие пути воздействия

13.2.4.1 могут

П роизводственное воздействие азота вполне обычное явление в аэрозоли нитратов и

Окислы

промышленности и, их уровни

хотя

встречаться

нитритов,

содержа

ния, как правило, низкие. В США в производственной среде на протя жении 8-часового рабочего дня допускается максимальное содержание

в размере

часте1"1 двуокиси азота на

10 6

частей воздуха; это может

составлять величину воздействия в исключительных случаях до

мг

нитрата-N.

iз. НIПРАТЬ1 И НИТРIIТЫ

133

13.2.4.2

Курение азота и нитратные аэрозоли образуются в горящей сига

Окислы

рете, но по сравнению с пищей и водой количества, поступающие при

курении табака, считаются относительно небольшими

[2].

13.2.5

Сравнительное значение различных путей воздействия

Для различных лиц может существовать широкий диапазон уровней

воздействия нитратов и нитритов с водой, пищей п воздухом. загрязнение воздуха, ным источником, и

Общее

по-видимому,

является слюну

относптельно

незначитель

это делает пищу,

и воду основными нормаль

ными источниками поступления

[2].

Было рассчитано количество по

ступающего нитрата из воды, содержащей 10 мг нитрата-N на 1 л, с учетом двух уровней содержания нитратов в пище и без учета по ступления со слюной. Расчеты основаны на 100% поглощенпи из пищи и воды при до пущении, что ежесуточное потребление воды составляет 2 л для взрос лых и 1 л для детей. Считается, что поступление при вдыхании, куре нии сигарет, профессиональном возде!Iствии и из других источников незначительно.

Суточное по ступление

Недельное поступление нитра та-N (мг) только

нитрата-N с

пищей

(мг)

только пища

общее

Отношение вода/общеt'

вода а

(%)

Взрослые- вариант Взрослые- вариант Дети- вариант 3

1 2

20 70 25

140 140 70

140 49()

280 630

175

245

22 28

а 10 мг нитрата-N на 1 л.

13.3 лен; по-видимому, а поглощение в

Метаболизм

Метаболизм поглощенного с пищей нитрата полностью не установ происходит в верхних если не отделах тонкого кишечника, выведение первую очередь, исключительно,

осуществляется через щается в верхних

почки

,[ 4]'.

Хорошо известно, что нитрат погло тракта и концентри

отделах

желудочно-кишечного

руется преимущественно в слюне через посредство слюнных желез [ 4]. Метаболизм нитратов у человека полностью не изучен, а результаты, полученные в экспериментах на животных, недостаточно надежны при

экстраполяции на человеке

,[ 4].

Как нитраты, так и

нитриты очень

легко поглощаются организмом.

Очень важным наблюдением оказался тот факт, что нитрат может легко иревращаться in vivo в нитрит в результате бактериального вос становления ,[4]. Показано, что при воздействии высоких уровней со держания нитратов значительно возрастает концентрация в слюне нит

ритов

[4].

Однако наблюдаются вариации; это может быть функцией ротов01"1 полости человека и различных компо-

различий микрофлоры

134

III.

НЕОРГАНИЧЕС!(ИЕ !(ОМnоНЕ!ПЫ, О!(АЗЫВА!ОЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

нентов в пищевом рационе происходит во всем

[4].

Восстановление включая

нитратов в нитриты это превращение

организме,

желудок;

имеет место в малой степени, если значение рН не превышает

4,6 [4].

У грудных детей, у которых кислотность в желудке в норме очень низкая, значение рН около 4 или выше [ 3, 4], образуется большое количество нитрита. В противоположность этому у взрослых кислот ность в желудке характеризуется значением рН 1-5 и в меньшей степени происходит пр ев ращение нитрата в нитриты [4}. Образование нитрита особенно важно по двум причинам. Во-пер вых, он может окислять гемоглобин в метгемог лобин, пигмент, кото рый неспособен выполнять функцию переносчпка кислорода. Во-вторых, при определенных условиях нитриты могут реагировать в организме

человека с вторичными и третичными аминами и ампдами (в основном получаемыми из пищи и других источников) с образованием нитроза минов, некоторые из которых считаются канцерогенами [ 1]. Этот про цесс протекает в кислой среде при значении рН 1-5 [4], характерном нормальном диапазоне кислотности в желудке человека. Наибольшая скорость реакции наблюдается при значении рН 3,5 и ниже.

13.4 13.4.1 Метгемоглобинемия

Влияние на здоровье

Обычно 1-2% гемоглобина организм а находится в форме метге моглобина, но когда эта величина превышает 10% [3], наблюдаются клинические проявления (метгемоглобинемия); 30-40% приводят к аноксии.

Хорошо документировано, что в ряде стран высокие уровни содер жания нитрата в воде были причиной детской метгемоглобинемии н

смерти

[2, 10],.

Глобальные масштабы

проблемы рассматриваются в

документе ВОЗа. Было рекомендовано не использовать жащую высокие концентрации нитрата ( 100 мг N0 3 на

> в

воду, содер л) для при альтерна до воды в

готовления тивные

детского с

питания; низким

рекомендуется

использовать вплоть

источники

содержанием

нитрата,

бутылях носили

[ 5].

Чувствительность грудных детей к действию нитратов от их высокого поступления организм относительно мас

за

счет

сы тела [ 3], присутствием нитратредуцирующих бактерий в верхних отделах желудочно-кишечного тракта и более легким окпслением эм брионального гемоглобина (присутствующего в это{I форме в первые месяцы жизни) [11]. Проблема метгемоглобинемии не возникает у взрослых. Повышенная чувствительность может наблюдаться у груд ных детей, страдающих нарушениями функции желудочно-кишечного

тракта, при которых увеличивается количестrю бактерий, способных превращать нитраты в нитриты [ 3, 12]. Порошковое молоко, в отличие от других видов молока, тоже рассматривается как причина увеличения

чувствительности к содержанию нитратов в воде. У грудных детей в желудке значение рН, близкое к не!"rтральному, способствует бакте-

Cyanosis of infants produced Ьу high nitrate concentration in rural \\'ells. \\!'НО Expert C:ommittee on Materпal and Child Health. 1949. (неопублпкованный документ WHO/MCH/13:19).

13.

НИТРАТЫ И НИТРИТЫ

135 в верхнем отделе кишеч

риа.п:ьному росту как в самом желудке, так и

ника. У детей, в отличие от взрослых, отмечается недостаточность по двум специфическим ферментам, которые осуществляют обратное пре

вращение метгемоглобина в гемоглобин Наиболее общей избыточный уровень причиной детской содержания

[3]. метгемоглобинемин в воде, является используемой для

приготовления детского питания

r3].

нитратов

Длительное

кипячение

может

усугублять проблему вследствие увеличения количества моглобинемия ассоциируется

пр~ испарении воды. В подавляющем большинстве случаев детская метге с использованием в качестве источника

нитратов

воды частных колодцев с микробиологическим загрязнением содержания нитратов в воде, которые вызывали

[ 3]. метге

Было проведено большое число исследований по изучению уровней возникновение

моглобинемии,

однако

существуют

противоречивые

заключения

отно

сительно порагавого уровня для этого эффекта

·. [ 3, 13].

Не было сооб

щений о случаях ранней детской метгемоглобинемии в районах, питьевая вода постоянно содержит менее чем 10 мг нитрата-N в

где л

[2]. Многие грудные дети без развптпя этой болезни связаны, по-видимому,

{ 2];

потребляли гораздо большие количества только в 2,3% от всех случаев содержания нитратов в диапазоне от

с уровнями

до

мг нитрата-N в

л воды

,[1].

Поэтому существует некоторое Однако, хотя клиниче

сомнение в эффектах при этих концентрациях.

ские проявления ранней детской метгемоглобинемии при этих уровнях содержания могут и не наблюдаться, имеет место нежелательное по

вышенпе концентрации метгемоглобин а в крови [ 2]. Высказывается предположение, что беременные женщины подвер жены большему риску, чем основное взрослое население [ 1], однако нужны дальнейшие исследования для его подтверждения.

Несмотря на то что метгемоглобинемия хорошо распознается и не является проблемой в районах с хорошими медпцинскими службами,

она может обретать большую важность где подобные учреждения отсутствуют.

развивающихся

регионах,

13.4.2

Канцерогенность нитрозаминов

Поскольку поглощенные с пищей нитраты могут легко превращаrь ся в нитриты, во рту или где-либо еще в органпзме, где кислотность относительно низкая (высокое значение рН), могут образовываться нитрозамины, некоторые из которых могут быть канцерогенными. Было

показано, что образование нитрозаминов может увеличиваться у лиц, страдающих инфекциями мочевого пузыря или ахлоргндрией (состоя ние низкой кислотности в желудке) [ 14]. В случае инфекций мочевого пузыря возможно, что образующиеся нитрозамины будут поглощаться кровью [2]. Несмотря на то что тесты на животных показали, что большое число нитрозаминов канцерогенны, прямого доказательства их канцероген

нести для человека не существует

[1, 4, 15].

Было проведено несколько

подобных исследований, однако дока=ательства того, что присутствие нитратов в воде может быть связано с раком, остаются неубедитель

ными '[4, 16]. Доказательство канцерогеннести нитратов в результате их превращения в нитрозамин базируются на эппдемиологических ис-

10-1084

136

II!. НЕОРГАНИЧЕС!ЩЕ КОМhОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

следованиях, причем не существует соответствующих исследований на животных, которые можно было бы связать с человеком. В обзоре, по священном раку желудка в Китае [17], в префектуре Путянь провин ции фуян была выявлена самая высокая смертность от этой болезни (120-147 на 100000 мужчин). Данные показали, что в этом районе (уровни содержания нитратов и нитритов в питьевой воде и в овощах были выше, чем в районах низкого риска. Изучение эпидемиологии и этиологии этого заболевания проводится в районах как повышенного, так и низкого риска.

СПИ СО!( ЛИТЕРАТУРЫ

1. Nitrates, nifrites and N-nitroso compounds. GeneYa, World Health Organizatioп, 1978 (Enviroшnental Health Criteria 5). 2. Guidelines for Canadian drinking water quality, 1978. Quebec, Miпistry of Supply апd Cervices, 1980 (supporting docшпentatioп). 3 Nitrates in water supplies. Report Ьу the Iпternatioпal Staпding Committee on Water Quality and Treatmen. Aqua, 1· 5-24 ( 197 4). 4. National Research Council. Drinking water and lrealth. \Vashington, ОС, National Academy of Sciences, 1977. 5 Royal Commission оп Environmeпtal Pollution. Londoп, НМ Stationery Office, 1979, Chapter 4. 6. Tanneпbaum, S. R. et а!. Nitrite in human saliva. Its possiЬ!e relatioпship to nitrosamine formation. Journal of tlre National Сапсет Irzstitute, 53: 79 (1974). 7 \\'hite, J. W. Relative significance of dietary sources of nitrate апd nitrite J ourпal of agricultural and food c!шnistry, 23: 886 ( 1975). 8. Phillips, W. Е. J Chaпge in nitrate and nitrite coпtent of fresh апd processed spinach during storage. Journal of agricultural and food chemisiry, 16: 88 (1968) 9. TLVs-Threshold limit zюlues for chemical substances апd plzysical agents in the workroom eпvironmenl witlz intended c!zaпges for 1976. Cincinnati, Arncrican Сопfе rепсе of Governrnental Industrial Hygienists, 1976. 10. Health effects of nitrates in water. Cincinnati, US EnYironmental Protection Аgепсу, 1977 (ЕРА-600/1-77-030). 11. Betke, К. et а! Vergleicheпde Uпtersuchungeп uber die Spontaпoxydation von Naberschпur- und Erwachsenenhaшogloblп. Zeitsclzrift fitr Кinderheil/щnde, 77: 549 (1956) 12. Shuval, Н. I. & Gruener, N Epidemiological and toxicological aspects of nitrates апd nitrites in the environmeпt. American journal of puЬlic lzealth, 62: 1045 (1972). 13. Frazer, Р. & Chilvers, С Healtlz aspects of nifrate in driпking water. Netherlands, 1980 (paper presented at the International Symposiuш on \\'ater Supply апd Health). 14. Hill, J\1. J. et а!. Bacteria, nitrosaшines and cancer of the stomach. British joumal of cancer, 28: 562 ( 1973). 15. Some N-nifroso compounds. Lyon, Inteгпatioпal Agency for Research оп Сапсеr, 1978 (IARC Monographs on the e\'aluation of the carcinogenic risk of chemicals to humans, Vol. 17). 16. Frazer, Р et al. Nitrate and human cancer: а гevie\\' of the evideпce. International iournal of epidemiologlf, 9: 3 (1980) 17. Xu Guang-Wei Gastric canccr in China· а revie\v. Journal of the Royal Society of Medicine, 17:210 (1981).

14. 14.1 14.1.1 Источники

СЕЛЕН

Общие замечания

Уровни селена в почве и растительности варьируются в широких пределах в результате геохимических различий [ J]. Другим решающим фактором как в отношении его поступления в пищевые цепи, так и в отношении его присутствия в воде является химическая форма селе на, а, следовательно, и его растворпмость. П роцессы в окружающе!"r среде могут уменьшить селена,

растворпмость или

селена,

превращая селениты,

растворимые в соедпнения

соединения

селенаты,

некоторые

с очень

низкой растворимостью,

такие,

как

эссенциальный селен

или

селениды (или даже селениты некоторых металлов)

[2]. [ 2].

Селен обычно

прпсутствует в воде в виде селенита или селената, химическая форма при этом определяется такими факторами как значение рН и прпсут

ствие солей некоторых металлов таких, как железо

14.1.2

Присутствие в воде

В некоторых обзорах

[J-7]

на основании данных из разных райо

нов мира указывается на то, что содержание селена в большей части проанализированных проб поверхностных вод было значительно ниже

10 мкг/л. Только в 2 из 535 проб из основных самых важных водных бассейнов США, изучаемых в течение четырех лет, эта величина пре вышается, причем максимальный в

выявленный от

уровень

был

равен до не

мкг/л. Сообщалось, что вне селенорудных ра!юнов СССР эта вели в основном находится пределах нескольких десятых

чина

скольких мкг на

л, при этом максимальной пз сообщенных величин

была 5,1 мкг/л. Уровень содержания селена в 22 поверхностных водах Аргентины варьировался в диапазоне от менее 2 до 19 мкг/л со сре;.~. ним значением 3 мкг/л. В одном исследовании, в котором было проанализировано 42 про бы поверхностных вод, отобранных в Колорадо, США, уровень был в пределах от менее 1 мкг/л до 400 мкг/л, со средним значением 1 МI~г/л. Воды, на площади водосбора в районе Уральских гор в СССР, вблизи залежей колчедана также содержали аналогичные высокие уровни селена. Ирригационный дренаж почв, содержащих селен, по вышает уровень селена в поверхностных (речных) водах. В воде из некоторых источников и нег лубок их колодцев селен содержится в ко личестве, превышающем 100 м кг/ л; было сообщено, что в селенорудных

районах штата Южная Дакота, США, уровень колодцах достигает 330 мкг/л [2, 5].

селена в

некоторых

10*

137

138

II!. НЕОРГАНИЧЕС!ЩЕ К:ОМПОНЕНТЫ, ОК:АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

14.2

Пути воздействия

За исключением профессионального воздействия, когда воздействие из воздуха и путем кожного контакта имеет особое значение, населе

ние в целом получает селен главным образом с пищей.

14.2.1

Питьевая вода

Уровень содержания селена в пробах водопроводной воды из раз личных систем коммунального водоснабжения в Канаде и США и не которых сельских систем водоснабжения в Австралии и в Федератив ной Республике Германии лишь в исключительных случаях превышал

0,01 ким

мг/л

[2-8].

Более высокие концентрации селена были обнаруже

ны в селенорудных районах, в частности, в колодезно!r воде. Система тические исследования селена в питьевой воде в районах мира с высо содержанием селена проводятся очень редко.

Так, в таких странах, как США и Канада, поступление селена с питьевой водой не должно, как правило, превышать 5-1 О% суточной нормы поступления с пищей и должно в основном в большинстве ме

стностей быть ниже этого уровня. Питьевая вода, как правило, не яв ляется единственным или основным источником воздействия селена на постоянных жителей селенорудных районов.

14.2.2

Пищевые продукты

Поступление селена с пищей зависит от условий и характера по требления пищи и уровня содержания геохимическими условиямп.

селена в

пищевых

продуктах.

последний определяется в основном характером

пищевых продуктов и

Овощи и фрукты являются в основном бедным петочником поступ ления селена в отличие от зерна, зерновых продуктов, мяса (особенно субпродуктов), продуктов моря, которые содержат существенные ко

личества селена, обычно намного превышающне 0,2 мг/кг в пересчете на сырую массу. Химический состав почвы и содержание в ней селена существенно влияют на содержание селена в зерне в различных стра

нах, варьирующее в пределах от

0,04

мг/кг до

мг/кг

[ 4, 6-9].

Недавно рассмотренные данные по изучению суточного поступле ния селена с пищей в различных странах лежали в пределах от 56 мкг в Новой Зеландии (район с низким содержанием селена) до более

320

мкг в Венесуэле, стране с высоким уровнем селена в почве и ра

стительности [7, 8]. С другоi'r стороны, суточное низкое поступление селена на уровне 20 мкг было зарегистрировано у ряда практ11чески

здоровых лиц в Новой Зеландии (10]. Обследование на состояние пи тания свидетельствуют о том, что в таких странах, как США и Канада. «типичные» рацпоны питания могут обеспечивать

200

м кг селена в суткп у взрослого населения Атмосферный воздух

r7, 9].

поступление

100---

14.2.3

Имеюшиеся щественного

данные об в

уровнях

селена

атмосферном селена у

возJ~ухе

и в

в табаке указывают на то, что пнгаляционное воздействие не дает су вклада ежедневное поступление населения

целом

[ 4. 7].

14.

СЕЛЕН

139

14.3

Метаболизм

Растворимые соли селена, такие как селенит натрия, легко nогло щаются в желудочно-кишечном тракте крыс. Поглощение пренышает

95% или если

независимо от того, содержится ли в пищевом рационе

200

мкг/кг ра

400

м кг/кг селена

[ 11]. дозы

Около

93%

селена пог лощалось человеком, вводились с водными

миллиграммовые

селенита

натрия

створами. Таким образом у людей, как и у крыс, существования гомеостатического контроля,

не было показано пог лоще

лимитирующего

ние больших количеств селенита в желудочно-кпшечном тракте

[12].

Поглощенный селен распределяется по всем органам и тканям, вы сокий уровень содержания при этом обнаруживается в печени и почках. Селен проникает через плаценту, а также в молоко, причем степень проникновения зависит от химической формы [ 4, 6, 13]. В организме преобладают два основных пути метаболизма. Один-- прямое вклю чение или связывание белками. Другой- восстановление с последую щим метилированпем, следствием чего является образование диметил селенида и триметилселенониевых 1юнов. Когда скорость образования превышает скорость последующего метилирования до триметилселено

ниевого иона, метаболита в моче, выдыхается летучи\1 диметилселенид.

При тех условиях воздействия, которые превалируют у населения в целом, селен выводится в основном с мочой [ 3, 13]. Скорость выведения селена зависит от химической формы, в кото рой селен поступает в организм, и от содержания селена в пище. Имеющиеся данные для человека указывают на то, что селен, посту пивший в виде селенита, выводится гораздо быстрее из организма, чем полученный в форме органического соединения, как, например, селено

метионин [14]. У крыс время биологического полувыведения селена уменьшалось с увеличением уровня содержания селена в пище [ 15].

14.4

Влияние на здоровье и зависимость доза- ответ

Селен был идентифицирован как эссенциальный

питательный эле

мент у нескольких видов животных

[ 8, 16].

Некоторые

эндемические

болезни сельскохозяйственных животных были зарегистрированы в районах с низкими уровнями содержания селена, и добавки селена были очень эффективны в профилактике этих болезней. Более высокие дозы селена, конечно. токсичны, и приводят к развитию других болез

ней у сельскохозяйственных животных

r1' 2].

14.4.1

Исследования на человеческих популяциях

Расширяются данные о том, что селен необходим для здоровья че ловека. Выраженные эффекты недостатка селена появляются только при экстремальных условиях хронического воздействия местных видов пищевых продуктов, имеющих крайне низкие уровни содержания се

лена. Недавние исследования болезни Кешана позволяют предполо жить, что это заболевание миокарда у детей [17-19] может быть вы звано низким уровнем поступления селена.

Smith с сотрудниками [20]1 и Smith и Westfall r21] изучали группу фермеров, живущих в селенорудных районах США, которые питались

140

III. НЕОРГАНИЧЕСК:ИЕ К:ОМПОНЕНТЫ, 01\АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ в основном местного производства и были подвержены

продуктами

воздействию уровней селена в размере 200 мкг/кг массы тела в день. Наблюдаемые признаки и симптомы были довольно неспецпфпчнымп или неопределенными. Тем не менее из группы в гавшихея поступлению высоких доз селена, у

100

человек, ПОдвер были отме

человека

чены нарушения функции желудочно-кишечного тракта, у желтушная окраска кожи и у 27- пспорченные зубы.

человек

Другое исследование было проведе но Jaffe в Венесуэле, стране с высокими уровнями содержанпя селена в почве и растительности [22, 23]. В этом исследовании сравнивали детей, подвергавшихся воздей ствию очень высо1шх уровней селена, с группой детей из :Каракаса, у которых уровнп содержания селена в крови были самые высокие из

известных до спх пор в мпре что две группы но и по венесуэльцев другим селена,

[8].

В псследованпи не

J affe

было показано, по поступлению питания

различались

только

параметрам,

включающим

состояние

и зараженность паразитами. Тошнота, дерматпт и патологнческпе из менения ногтей были более частымп у детей пз высокоселенорудных районов, чем в группе 11з :Каракаса. Однако наблюдаемые изменения, в частности, задержка роста 11 анемия, могут быть следствпем воздей ствпя других факторов. Было предпринято несколько исследований с целью связать высо кую распространенность кариеса зубов у различных групп населения с воздействием высоких доз селена или, с другой стороны, более низ кую частоту случаев рака в некоторых рю!онах с воздействнем высо

ких уровней селена [см.

4, 241.

Однако эти исследования не исключали

участия других факторов и подвергались критике также по другим со

ображениям, в частности, в том, что касается воздействия селена

[ 25,

26]. 14.4.2 У Исследования на животных большинства из изученных видов животных основная пищевая

потребность в селене приближается к 0,04-0,1 О мг/кг пищи [ 8]. Одна ко недостаток витамина Е существенно увеличивает потребность в се лене и необходимо принимать во вниманпе также и ряд других пище

вых взаимодействий

Уровни селена в пище ся в качестве

[4, 13]. 5 мг/кг

п более могут вызывать хроническую и нетоксичными ппще

интоксикацию, а в селенародных районах эта величпна рассматривает пограничной

выми продуктами 4]'. Это заключенпе основано как на исследованиях на местах с сельскохозяr"!ственными животными, выращенными в райо нах, богатых селеном, а также на многпх имеющихся результатах ис

между токсичными

следований на лабораторных животных. Главные эффекты в результа те повышенного потребления селена животными роста, уменьшение выживаемости и поражение

включают задержку печени и других орга

нов;

некоторых случаях встречается также

nоражение миокарда,

по

чек и поджелудочной железы.

В некоторых исследованиях на животных продемонстрированы эф фекты длительного воздействия селена с пищей на уровнях ниже вы

wе упомянутых

[ 4].

Сообщалось, что у крыс, которым

скармливали

14.

СЕЛЕН

141

полуочищенную пищу с добавлением 0,5-2,0 мг селена на отмечалось более выраженная пролиферация паренхимы сравнению с контрольными животными [ 27]. С хроническим низким воздействием селенита натрия увеличение концентрации глутатиона в крови, снижение

кг пищи, печени по

связывают активности

сукцинатдегидрогеназы в печени и некоторое нарушение экскреторной функции печени. При этом уровне воздействия отмечалось также на

рушение ряда поведенческих реакций [ 28]. Существуют некоторые разногласия между

двумя

сообщениями

по эффектам высоких уровней содержания селена в питьевой воде. Результатом потребления воды с содержанием селенитов на уровне 2 мг селена на 1 л была 50% смертность самцов крыс через менее чем

3 мес с менее выраженным токсическим С другой стороны, было показано, что

эффектом

самок

[29]. Было по

селенит токсичны

натрия в количестве

мг селена на что

л не влиял на выживаемость самцов крыс селена менее для

[ 30].

показано,

соединения

животных,

Jiучавших диету с повышенным содержанием селена

[ 31, 32].

Опыты

с обезьянами, которым скармливали карногенную пищу и давали питье вую воду, содержащую селенит натрия в количестве 2 мг селена на 1 л в течение 15 мес, а затем 1 мг/ л в течение 45 м е·.::, указали на су ществование карногенного эффекта селена во время развития зубов, но не тогда, когда воздействие осуществлялось после их прорезыва

ния

[ 33]. Не существует достаточных доказательств канцерогенных эффектов

селена при высоком потреблении селена у экспериментальных живот

ных

[ 34].

Критика недостатков в планировании экспериментов или в результатов не относится к последнему ис воз установившему канцерогенный эффект хронического

статистической обработке следованию,

действия дису льфида селена на мышей

[ 5].

С другой стороны, несколь

ко сообщений указывают на то, что дозы селена, выше необходимых в пищевом рационе, обладают профилактическим действием в отноше

нии рака у экспериментальных животных [ 4]. Недавно был опубликован обзор противоракового действия селена

на экспериментальных животных

[ 35]'.

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

!. Rosenfeld, I & Beath. D А. Selenium: geobotany, biochemistry, toxicity and nufrition. New York, Academic Press, 19'64 2. National Research Council. Drinking water and health \Vashington, DC, National Academy of Sciences, 1977 3. Muth, О Н., ed. Selenium in Ьiomedicine. Westport, CN, Avi PuЬ!ishing Сотраnу Inc., 1967. 4. Seleniиm. Washington, DC, National Academy of Sciences, 1976. 5. Amblent water qиality criteria for seleniиm. Washington, DC, US Environmental Protection Agency, 1980. 6. Ермаков В. В., Ковальский В. В. Биологическое значение селена. Москва. Наука, 1974. 7. Nationa1 Research Council. Drinking water and health, vol. 3. Washington, DC, National Academy of Sciences, 1980 8. WHO Technica1 Report Series, No. 532, 1973 (Trace elements in !штап nutrition). 9. Levander, О. А. In: Proceedings of i!1e symposiиm оп selenium- tellurium in the environтent, Pittsburgh, Industrial Hea!th Foundation, Inc., 1976.

142

III.

НЕОРГАНИЧЕСК:ИЕ К:ОМПОНЕНТЫ, ОК:АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

10. Stewart, R. D. Н. et а!. Quantitative seleniurn metaboiism in normal New Zealand women. British jouпzal of nutrition, 40: 45 ( 1978). 11. Brown, D. G. et al. Effect of dietary selenium on the gastrointestinal absorptioп of 75 Se03 iп the rat International journal for vitamin and nutrition research, 42: 588 (1972). 12. Thomson, С. D. In: Trace elements in !щтап and animal lzealth and disease in New Zealand. Hamilton, Waikato Uпiversity Press, 1977. 13. Diplock, А. Т. Metabolic aspects of seleпium action апd toxicity. CRC critical reviews iп toxicology, 4: 271 (1976). 14. Griffiths, N. М. et а!. The metabolism of (75 Se) selenomethionine in four womeп. British jourпal of nutrition, 35: 373 (1976). 15. Burk, R. F., Jr. et а!. Influence of dietary and injected selenium on whole-body retention, route of excretion, and tissue reteпtion of 75 Se0 2 - in the rat. J ournal of nutrition, 102: 1049 (1972). 16. Sch\\•arz, К et а!. Iпtruduction. Symposiшn оп nutritional significance of selenium (Factor 3). Federation proceedings, 20: 665 ( 1961). 17. Keshan Disease Research Group of the Chinese Academy of Medical Sciences. Observations on the effects of sodium selenite in the prevention of Keshan disease. Cl!iпese medical joumal, 92 471 (1979). 18. I\eshan Disease Research Group of the Chinese Academy of Medical Sciences. Epidemiological studies оп the etiologic relationship of seleniшn and Keshaп disease. Cl!inese medical journal, 92: 477 ( 1979). 19. Xiaoshu Chen et al. The relatioпs of selenium and Keshan disease. Biological trace element researclz, 2: 91 (1980). 20. Smith, М I. et al. The seleпium рrоЫеш iп relation to public health. А preliminary study to deterшine the poss1Ьiliiy of seleniuш intoxication in the rural population living on seleniferous soil. PuЬlic health reports, 51: 1496 (!936). 21. Smith, М. I. & V\'estfall, В В. Further field studies on the selenium рrоЬ!еш in relation to public health. Public health reports, 52: 1375 ( 1937). 22. Jaffe, W. G. et а! Estudio clinico bioquimico en nifios escolares de una zona selinifera. Arclzivos latinoamericanos de nutrici6n, 22: 595 (1972). 23. Jaffe, W. G. Iп. Proceedings of tlze symposium оп selenium- telluriиm iп tlze environment, Pittsburgh, Industrial Health Foundation, Inc., 1976. 24. Glover, J. et al. In: Friberg, L. et al., ed. Handbook оп tlze toxicology of metals, Aшsterdaш, Elsevier jNorth-Holland Biomedical Press, 1979. 25. Allaway, W. Н An overvie\\' of distribution patterns of trace elements in soil and plants. Аппаls of the New York Academy of Sciences, 199: 17 (1972). 26. Schwarz, К. In: Muth, О. Н, ed. Selenium iп Ьiomediciпe. \\'estport, CN, Avi Publishing Сотраnу Inc., !967, рр 225-226. 27. Harr, J. R. et а!. In: Muth, О. Н., ed. Selenium iп Ьiomedicine. Westport, CN, Avi Publishing Сотраnу Inc, 1967. 28. Плетникова И. П. Биологическое действие н уровень безвредности селена в питьевой воде. Гигиена и санитария, 1979, N2 2, стр. 14-19. 29. Schroeder, Н. А. & Mitchener, М. Selenium and tellurium in rats. Effects on growth survival and tumors. Journal of nutrition, 101: 1531 (1971). 30. Palmer, I. S & Olson, О. Е. Relative toxicities of selenite and selenate in the drinking water of rats Journal of nutritioп, 104: 306 (1974). 3!. Jaffe, W. G. & Mondragon, М С. Adaptatюn of rats to selenium intake Journal of пutritioп, 97: 431 ( 1969). 32. Jaffe, W. G. & Mondragon, М. С. Effects of ingestioп of orgaпic seleпium iп adapted апd non-adapted rats. Britisfz jourпal of nutrition, 33: 387 (1975). 33. Воwеп, W. Н. The effects of selenium апd vanadiuш оп caries activity in monkeys (М. irus). Journal of the Irisfz Deпtal Association, 18: 83 (1972) 34. Some aziridines, N-, S- and 0-mustards and selenium. Lyon, Interпational Аgепсу for Research on Cancer, !975 (IARC Moпographs on the evaluation of the carcinogenic risk of chemicals to humans, vol. 9), р. 245. 35. Jacobs, М. М. Effects of seleniurп 911 chemical carcinogeпs. Preventive medicine, 9: 362-367 ( 1980).

15. 15.1 15.1.1 Источники

СЕРЕБРО

Общие замечания

Серебро встречается в естественных условиях в элементарной фор ме в различных рудах, таких как аргентит и кераргирит (роговое се ребро); оно часто сочетается со свинцовыми, золотыми, медными и цинковыми рудами. Серебро присутствует в земной коре в концентра

циях около О, 1 м г/кг

[ 1].

Его используют в качестве компонента в раз

личных сплавах и припоях, в фотографии, электрооборудовании, галь ванопластике, для получения фунгицидов, изготовления серебряных

изделий, ювелирных изделий, монет и в зубоврачебном деле годаря бактернастатическим свойствам соли серебра

[ 1].

Бла

используют для

обеззараживания воды в качестве профилактического агента

[2].

15.1.2

Присутствие в воде

Уровни серебра в природных водах очень низкие [ 1]'. Не имеется достаточной информации для установления точных уровней в воде, од нако опубликованные данные [1-3] говорят о том, что незначительное количество водных источников содержит более чем

мкг серебра на

л, и уровни более

мкг/л встречаются редко.

15.2 15.2.1 Питьевая вода

Пути воздействия

Было показано, что большое число припятых приемов очистки воды эффективны при удалении серебра из воды и, следовательно, боль шинство очищенных вод содержат очень низкие концентрации серебра

[ 3].

Однако, поскольку в

распределительных системах используются

некоторые металлы (такие, как свинец и цинк), которые могут содер жать микроколичества серебра, а также потому, что в некоторых странах оксид серебра используют для обеззараживания водоснабже ния, уровни содержания серебра в водопроводной воде могут быть иногда повышены. В редких случаях были зарегистрированы уровни, превышающие 50 мкг/л, в частности, когда использовали для получе

нпя

питьевой воды содержащие серебро

местные водоочистные уста

i[ 2]. Средние уровни в водопроводной воде обычно низкие и не пременно ниже 1 мкг/л. При допущении, что в сутки человек потреб ляет 2 л воды, величина среднесуточного воздействия с питьевой водой таким образом не будет, по-видимому, превышать 2 мкг. 143

новки

144

Ш. НЕОРГАНИЧЕСК:ИЕ К:ОJ\ШОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

15.2.2

Пищевые продукты содержании хотя боль (менее

Имеются малочисленные опубликованные данные о серебра в пищевых продуктах или в пищевом рационе, шинство продуктов, по-впдимому, содержит

микроколичества

мг/кг).

По имеющимся сообщениям

исключением являются грибы,

которые могут содержать несколько сотен мг/кг [ 3]. Было подсчитано, что различные пищевые рационы обеспечивают от 1 до 80 мкг серебра

в сутки

[ 3, 4], [3].

хотя

там, где используют серебряную посуду, количе

ство потребленного серебра может быть намного выше. Овощи, сварен ные в воде, содержащей серебро, очень эффективно поглощают этот

металл

Для точной оценки среднесуточного поступления не суще однако приемлемыми являются оце

ствует достаточной информации,

ночные уровни порядка

20-80

мкг/сутки.

15.2.3

Атмосферный воздух

Опублпковано мало данных об уровне содержания серебра в атмо сферном воздухе, однако из США сообщалось о величинах до О, 1 мкг/м 3 воздуха [ 5, б]. П ромышленный выброс серебра контроли руется по экономическим соображениям и, поскольку приводимые уров ни содержания в ископаемом топливе очень низкие, концентрация се

ребра в атмосферном воздухе будет соответственно низкой. Предпола гается, что типпчный уровень в городском воздухе не превышает

0,05

мкг/м 3 и воздействие из этого источника незначительно. Другие пути воздействия

15.2.4

15.2.4.1

П ро.мышленное воздействие

Существует мало информации о промышленных уровнях возде!т ствия. За исключением пайки медью и получения серебряного лака воздействия как очень

при других

промышленных

процессах

рассматриваются

низкие.

15.2.4.2

П рu.менение фармацевтических препаратов

Значительное воздействие может получиться в результате местной

аппликации некоторых препаратов, содержащих серебро

[7, 8].

15.2.3

Сравнительная значимость различных путей воздействия

На основании материалов, рассмотренных в разделах 15.2.1-15.2.4, можно дать примерную оценку среднесуточного поступления серебра. При допущении, что концентрация серебра в воде 1 мкг/л, а суточ ное потребление воды составляет 2 л поступление с водой будет 2 мкг серебра в сутки. Считая также, что поступление серебра из воздуха незначительно, а ежедневный пищевой рацион содержит 20-80 мкг се ребра, среднесуточное поступление из всех источников будет порядка

2'J-82

мкг.

15.

СЕРЕБРО

145

При использовании содержащей серебро бактериостатической мест

ной водоочистной установки, дающей концентрацию серебра в питьевой воде в размере

мкг/л в сочетании с суточным ппщевым рацпоном,

содержащам такое количество серебра, как 80 мкг, среднесуточное поступление может достичь 180 мкг на человека. Обычно уровни содержания в питьевой воде низкие, чаще не выше

мкг/л, и таким образом поступление серебра из этого источника от нормального общего среднесуточного поступления пз всех

носительно

источников вряд ли будет превышать Отсутствуют точные человека, его

5%. серебра организмом определить количественно

данные по

поглощению

не

представляется

возможным

по г лощение.

15.3

Метаболизм

Относительно мало известно о поглощении п метаболизме серебра у человека [ 1] за исключением того, что отдельные лица и отдельные органы избпрательно пог лощают этот металл [ 3]. По-видимому, жи вотные поглощают около 10% любого перорально поступающего сереб ра [ 2]. Серебро можно обнаружить в различных органах; особенно

концентрируют металл, по-видимому, печень п селезенка

[2].

У чело

века более 50% нагрузки в организме может быть обнаружено в пече ни через 16 дней после воздействия [9]. Вдыхаемое серебро также по глощается в незначительной степени [2]. Серебро соединяется с сульф гидрильным компонентом некоторых ферментных систем и с другими биологически важными химическими группами, влияя таким образом на преципптацию белков и инактивируя некоторые ферментные систе

мы [ 10]. Опыты на животных показали также, что серебро взаимодей ствует метаболически с медью и селеном 4]. Большая часть пог ло щенного малые

серебра

выводится прочно

почти

исключительно тканями,

калом,

только состав

количества

удерживаются

исключение

ляет кожа, в которой могут накапливаться большие количества сереб ра Биологический период полувыведения для серебра варьируется от нескольких дней до нескольких недель

[3].

r2J.

15.4

Влияние на здоровье

Доказательства того, что серебро является эссенциальным элемен том для человеческого организма отсутствуют. Были зарегистрированы случаи смертельного отравления, но только крайне высокими дозами. Основной эффект серебра- обесцвечивание кожи, волос и ногтей

(аргирия). Это было обнаружено при применении арефеиамина се ребра в качестве медицинского препарата [ 3]. Этот эффект может дать разовая доза в

г серебра,

введенная в виде

арефеиамина серебра

Такой эффект на блюдалея также у рабочих, подвергавшихся промышленному воздействию серебра, что в настоящее время встре чается, однако, редко [3]. Возможно, что аргирия может иногда маски ровать некоторые слабые системные эффекты 2, .9]. Отсутствуют дока зательства того, что серебро, потребленное перорально, канцерогенно

[ 11]'.

[12].

146

III.

НЕОРГАНИЧЕСК:ИЕ К:ОМПОНЕНТЫ, ОК:АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

Наблюдались патологические изменения в почках и печени крыс, потреблявших воду с концентрациями серебра 400 мкг/л и выше. Труд но, однако, экстраполпровать эти результаты на человека. Еслп допу стить, что первое появление аргирии не оказывает заметного деfrствия на здоровье, тогда обесцвечивание кожи можно использовать для оцен

ки безопасного уровня воздействия. Минимальной дозой для человека,

которая может вызвать аргирию, является доза в

1000 мг серебра [13].

Воздействие серебра за всю жизнь (70 лет), равное 1000 м г, эквива лентно постоянному суточному воздействию 40 мкг серебра. Однако в связи с тем, что серебро постоянно выводится и только примерно около

1О%

развития аргирии, в течение жизни может достигать СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

его по г лощается, уровень суточного воздействия, необходимый для 400 мкг.

1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9. 10. 11. 12.

Guideliпes for Canadiaп driпking water quality, 1978. Quebec, Ministry of Supply and Services, 1980 (supporiing documentation). Toxicology of metals, vol. 1!. Washington, ОС, US Environmeпtal Protection Agency, 1977 (Eпviroпшental Health Effects Research Series) National Research Counci!. Drinking water and lzealth. Washiпgton, ОС, Natioпal Academy of Sciences, 1977. Underwood, Е. J. Trace elemeпts in fmman and animal nutrition. New York, Academic Press, 1977. Greeпberg, R. R. et а! Composition апd size distributions of particles released in refuse incineration Eпviroпmental science апd iecfmology, 12: 566 (J 978). Ragaini, R С. et а!. Environmental trace metal contamination in Kellogg, Idaho, near а lead smelting complex. Environmental science and technology, 11: 733 (1977). Pariser, R. J. Generalized argyria. Clinicopathologic features and histochemical studies. Archives of dermatology, 144: 373 (1978). Marshall, J. Р. & Schneider, R. Р. Systemic argyria secondary to topical silver nitrate. Archives of dermatology, 113: 1077 ( 1977). Newton, О. & Holmes, А. А case of accidental inhalaiion of Zn-65 and Silver-110. Radiation researc!z, 29: 403 ( 1966). Goodman, L. S. & Gi!man, А. The plzarmacological basis of iherapeutics, 5th ed. New York, Macmi11an, 1975. Hi!l, W. В. & Pillsbury, О. М. Argyria. The pharmacology of silver. Baltimore, МО, Williams and Wilkins, 1939. Environmental Protection Agency. Water quality criteria; availabllity. Federal register 44: 15 964 (1979).

16.

НАТРИйа

16.1 Общие замечания 16.1.1 Источники Натрий присутствует в ряде минералов, основным среди них яв ляется каменная соль (хлорид натрия). Морская вода содержит отно сительно высокие концентрации натрия. В целом натрий содержится в

земной коре в количестве 26 г/кг [ 1]. Натрий и его соли используются для самых разнообразных целей, включая очистку дорог от льда, в производстве бумаги, стекла и мыла, в фармацевтической и химической промышленности, для очистки воды, в пищевой промышленности и в кулинарных целях.

Он присутствует повсеместно, иногда в существенных количествах в почве, растениях, воде и многих пищевых продуктах. Большинство стран имеют значительные минеральные залежи натрия. Значительные количества натрия экскретируются человеком, и он является обычным компонентом хозяйственно-бытовых сточных вод.

16.1.2 Присутствие в воде Ион натрия повсеместно встречается в воде благодаря высокой растворимости его солей и изобилия минеральных залежей. Морская вода содержит около 1О г натрия на 1 л. Наиболее высокие уровни J3 пресной воде были обнаружены в низинных реках и в подземных во дах. В реках на возвышенностях и связанных с ними водоемах отме чается относительно более низкое содержание натрия. В частности, по вышенные уровни содержания натрия связаны с подземными водами в

районах, где имеются богатые залежи

минерального

натрия или где

происходит загрязнение в результате вторжения соленой воды

(из мо

рей и эстуариев) или отмечаются другие формы загрязнений [2]. Вблизи прибрежных районов поднимаемые ветром морские спреи, могут вносить значительный вклад в загрязнение, выпадая на поверх

ность земли, откуда натрий просачивается в водаисточники или вы мываясь дождем из воздуха в поверхностные воды [2]. Сброс стоков

(хозяйственно-бытовых,

коммерческих,

промышленных отходов)

ре

ки- другой важный источник натрия в воде. Уровни в таких реках являются функцией многих факторов, включающих расход воды в реке

•

Рассмотрение некоторых других аспектов влияния натрия на качество воды можJ<а найти в частп

раздел

11,

с.

287. 147

148

Ш. НЕОРГАНIIЧЕСI01Е К.ОМtЮНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

и концентрацию натрия в стоке. Существенные концентрации могут иногда регистрироваться в некоторых реках, в особенности в период низкого расхода воды.

16.2 Пути воздействия 16.2.1 Питьевая вода В большинстве стран основная масса систем водоснабжения содер жит менее 20 мг натрия в 1 л, но в некоторых государствах уровни натрия могут превышать 250 мг/л. Помимо «засоления» воды и есте ственного в воду в загрязнения результате значительные количества соли в натрия могут ото попадать льда, ис пспользования очистке дорог

пользования

химических реактивов для

очпсткп

воды,

бытовых умяг

чителей воды,

спреев морской соли и выброса сточных вод. Доля от

дельных химических соединений для очистки воды, таких как фторпд

натрия, силикофторид натрия, гпдроокись натрия, карбонат натрия, бикарбонат натрия и гипсхлорит натрия в этом процессе относительно мала, однако в сумме эти количества могут быть значительными; в не

которых случаях уровни содержания могут достигать товые умягчители воды могут давать уровни выше

30 300

мг/л [2]. Бы мг/л, однако

обычно уровни намного ниже

[ 2].

Большинство людей подвергаются воздействпю в размере менее 50 мг натрия в сутки из водопроводной воды (при потреблении 2 л воды в сутки). Поскольку натриевые соли очень хорошо растворимы, практически весь натрий, присутствующпй в воде (потребляемый либо при приготовлении напитков, лпбо добавляемый в пищу), будет по г лощаться организмом. непосредственно,

16.2.2

Пищевые продукты

Натрий естественно присутствует во всех пищевых продуктах. Способ получения пищевых продуктов в значительной мере определяет конечное содержание натрия. Например, замороженный зеленый горо шек содержит гораздо больше натрия, чем свежий [ 2]. Свежие фрукты

и овощи содержат от менее чем 1О м г/кг до 1 г/кг в отличпе от круп и сыра, которые могут содержать 10-20 г/кг [ 2]. Молоко содержпт относительно высокую долю натрия, т. е. 1,5 г/л [ 2]. Бутылочная вода тоже иногда может содержать аналогичные количества натрия [2]. Оценка среднесуточного поступления натрпя с пищей затруднена, по скольку его концентрации в пище широко варьируются и поскольку

многие люди добавляют в пищу соль. В Западной Европе и в Север ной Америке общее потребление хлорпда натрпя с рационом питания оценивается на уровне 5-20 г/сутки (2-8 г натрия в сутки), со сред ним значенпем около 1О г/сутки ( 4 г натрия) [ 2]. По медицинским показаниям некоторым людям необходим рацион пптания с юrзким со держанием натрия, обусловливающиn поступление натрпя меньше 2 г

в сутки натрия

[3].

В случае искусственного вскармливания детей во многих регламенты, требующие уменьшения содержания питании.

странах действуют в детском

16.

1-iАТРИЙ

149

16.2.3

Атмосферный воздух содержания натрия во вдыхаемом атмосферном воздухе

Уровень

и в воздухе производственной среды по отношению к количеству нат рия, по г лощаемому с пищей, невелик.

16.2.4

Сравнительное значение разных путей воздействия

Для различных лиц диапазон воздействия натрия может быть до· вольно широким. Обычно основным его источником является пища. Поскольку натрий легко поглощается после попадания в желудочно кишечный тракт, его поглощение организмом можно считать эквива лентным воздействию элемента. Было рассчитано поглощение для раз пищевых рационов п водных источников, которые

личных категорпй

приводятся ниже в таблицах. Информация для взрослых основана на опубликованных данных по поступлению натрия с пищей [ 2]. Расчеты для грудных детей (0-2 мес) основаны на оценке- 250 мг натрия в суткп, а для детей 1-5 лет на оценке- 2000 мг/суткп ' [ 2].

16.2.4.1

Недельное поглощение натрия из воды и пищи для взрослых а) Специальная ограничительная диета-

500

мг натрия в сутки Соо1 ношение

Концентрация натрия в воде

Поглощение натрия в неделю только вода только пища

(мг)

общее

вода/общее (%)

20 50 100 200

мr/л мг/л мr/л мг/л

280 700 1400 2800

3500 3500 3500 3500

3780 4200 4900 6300

7 17 28 44

б) Относительно низкая натриевая диетаКонцентрация натрня в воде

2000

мг в сутки Соотношение вода/общее (%)

Поглощенне натрия в неделю только вода ТОЛЬКО ПНЩ<l

(мг)

общее

20 50 100 200

м г/л мг/л мг/л мг/л

280 700 1400 2800

14 000 14 000 14 000 14 000

14 280 14 700 15400 16 800

2 5 9 17

в) Типичная натриевая диетаКонцентрация натрия в воде

5000

м г натрия в сутки (мг) Соотношение

Поглощение натрия в неделю только вода только пища

общее

вода/общее,

20 50 100 200

мг/л мг/л мг/л мг/л

280 700 1400 2800

35000 35 000 35 000 35 000

35 280 35 700 36 400 37 800

1 2 4 7

150

III. НЕОРГАНИЧЕСК:ИЕ КОМПОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИ5!НИЕ НА ЗДОРОВЬЕ г) Общее поглощение, ограниченное до Концентрация натрия в воде

500

мг натрия в сутки (мт) Соотношение

Потлощение натрия в неделю только вода только пища

общее

вода/общее

('%)

20 50 100 200

мr/л мr/л мг/л мгjл

280 700 1400 2800

3220 2800 2100 700

3500 3500 3500 3500

8 20 40 80

Все вышеприведенные расчеты основаны на том, что в сутки потреб ляется 2 л воды.

16.2.4.2

Недельное поглощение натрия из воды и пищи у детей а) Грудные дети в возрасте

0-2

мес-

250

мг натрия в сутки из пищи (мт) Соотношение

Потлощение натрия концентрация натрия в воде только

в неделю

только

пища

общее

вода/общее

(%)

вода а

20 50 !00

мr/л мг/л мг[л мгjл

200

140 350 700 1400

1750 1750 1750 1750

1890 2100 2450 3150

7 17 29 44

аИз расчета потребления воды 1 л в сутки. б) Дети в возрасте

1-5

лет-

2000

мг натрия в сутки из пищи (мт) Соотношение

Поглощение натрия в неделю Концентрация натрия в воде

ll'IOIIЬKO

только

пища

общее

вода/общее (%)

вода а

20 мг/л 50 мг/л 100 мгfл 200 мг/л

210 525 1050 2100

14 000 14 000 14000 14 000

14 210 14 525 15 050 16 100

1 4 7

"из расчета потребления воды 1,5 л в сутки.

16.3 Метаболизм натрия

Метаболизм

изучен всесторонне

благодаря

его

физиологи

ческим свойствам и важности для организма

[ 3].

В данном контексте

рассматриваются только общие аспекты метаболизма натрия. Это наи более значительный по количеству катион в плазме и во внеклеточной жидкости у человека. Он присутствует в клетках, костных и большин стве других тканей. Уровень натрия во внеклеточной жидкости тща тельно поддерживается почками под влиянием эндокринных, сердечно

сосудистых и автономных регуляторных механизмов. Общее количество

16.

НАТРI!й

151 определяет объем через посредство

натрия во внеклеточной жидкости таким образом этих жидкостей [ 3] . Контроль за балансом натрия осуществляется

сложной взаимосвязанной системы, включающей нервную и гормональ·

ную системы

[ 1].

Возрастание концентрации натрия в плазме стиму· независимо от объема

лирует осморецепторы в центре гипоталамуса,

жидкости, что приводит к ощущению жажды [ 1]. В жарком климате и при тяжелой работе происходит существенная потеря натрия с потом и необходимо введение в организм соли для восполненпя утраченного

количества [ 1]. Поступление натрия не контролируется физиологически. Более

90%

его содержания в пище поглощается [2]. Поступление обычно зависит прежде всего от рациона питания. Минимальная потребность в хлори стом натрии около 120 мг/сутки (примерно 50 мг натрия в этой фор ме) [2].

16.4 16.4.1 Острые эффекты

Влияние на здоровье

Обычно соли натрия не обладают острой токсичностью, поскольку полностью развитые почки эффективно выводят натрий [1]. Избыточ ное поступление хлористого натрия вызывает рвоту и удаление большей части соли. Острые эффекты могут включать конвульсии, мышечные судороги и ригидность, а также отек мозга п легких [1]. Эффекты у детей в отличие от взрослых имеют другой характер из-за недоразвитости почек у детей раннего возраста [ 2]. Сообщалось об острых эффектах и смерти при случайной передозировке хлористого

натрия [2]. Серьезное ухудшение

хронической

сердечной

недостаточности,

со

провождающейся застойными явлениями, может быть результатом из

быточного потребления соли, и были зарегистрированы неблагаприят ные эффекты, вызванные высокими уровнями натрия в питьевой воде

[ 2]. 16.4.2 Гипернатриемия Грудные дети с тяжелыми желудочно-кишечными инфекциями мо гут страдать от потери жидкости, приводящей к обезвоживанию и по

вышению уровней натрия в плазме (гипернатриемия); в этих условиях обычно наблюдаются постоянные неврологические нарушения [ 2]. Существуют лишь ограниченные и непрямые, к тому же считаю щиеся неубедительными доказательства того, что повышение поступле·

ния натрия является фактором «внезапной детской

смертности»

[2].

Тем не менее потребление натрия должно быть по возможности наибо лее низким для здоровых детей всех возрастов [ 2]. Было выдвинуто предположение, что одной из причин гипернатрие мии является современная практика питания детей с использованием

коровьего молока, добавляемого к твердой пише [ 2]. Ситуация может отягощаться, если в пищу добавляют водопроводную воду, содержащую

ВЫСОКИе КОНцентрации натрПЯ

[2].

Уровень содержания натрия В КО·

11-1084

152

III. НЕОРГАНИЧЕСК:ИЕ КОМПОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

ровьем молоке примерно в 3 раза выше, чем в грудном молоке [2]. Недоразвитые почки у грудных детей в отличие от взрослых не столь эффективно поддерживают осмотическое давление в плазме, и таким образом необходимы меры предосторожности такие, как введение рег ламентов, требующих уменьшения количества натрия в продуктах дет ского питания.

16.4.3

Повышенное потребление натрия и гипертензия

В течение определенного времени существовали значительные раз

ногласия ученых по этому вопросу и стадию гипертензип.

[2],

и есть убедптельные научные

аргументы в пользу гипотезы, что потребление соли влияет на развитие

16.4.3.1

Результаты исследований на животных

Гипертензия была четко продемонстрирована у животных разных видов, которым давали с пищей большие количества хлористого нат рия [ 2]. Вопреки обычным ограничениям относительно экстраполяции результатов, полученных на животных, на человеке постоянство данных на животных подтверждает достоверность этого приема.

16.4.3.2

Результаты исследований на добровольцах убедительные связано с

Отсутствуют кровяное

доказательства высокосолевыми

того,

что

повышенное питания, на

давление

рационами

которых держали добровольцев. Однако имеются некоторые сомнения относительно связи этих кратковременных псследованпй с развитием гипертензии. Большинство людей в западных странах с раннего детства потребляют высокосолевую диету, однако стоi'rкая гипертензия стано вптся распространенным заболеванием только на четвертом десятке жизни.

16.4.3.3 а)

Результаты эпидемиологических исс.11едований контингентов населения с высоконатриевыht ра

Исс.11едования ционом

питания.

Особенно удивительный контраст наблюдается между некоторыми группами населения, не приобщившимпся к западному образу жизни,

и населением западных стран. Первые группы имеют ппщевой рацион с низким содержанием натрпя и очень ни:шое распространение гипер

тензии без возрастного повышенпя кровяного давления соблазнительности возможного вывода о причинной

[ 2].

При всей этих явле

связи

нпй существует ряд других различий между указаннымп двумя типами

населения, которые могут быть причпной такого контраста

1[2]. п

Однако

хорошее совпадение результатов этпх 11 некоторых других исследований

[ 2]

является

еще

однпм

доказательством

пользу

существованпя

прямой зией.

связи

между

повышенным

потреблением

натрия

гипертен

!б. НАТРИй

153

б) Исследования потребления натрия с питьевой водой Недавно в США и Нидерландах были завершены эпидемиологиче ские исследования, которые показали, что школьники (особенно девоч ки), живущие в районах с умеренными уровнями содержания натрия в питьевой воде (128-161 мг/л), имеют несколько более высокое кро вяное давление (3-5 мм Hg) по сравнению с живущими в районах с низкими уровнями содержания натрия (28 мг/л) [4-6]. До некоторой степени сходные исследования, проведеиные в СССР в группе населе

ния в возрастном диапазоне ную взаимосвязь между

16-60

лет,

продемонстрировали подоб в воде и кровяным дав

количеством

натрия

лением [7]!. В США при изучении детей

(1 0-11

лет), живущих в одном и том

же населенном пункте, где в питьевой воде содержится много натрия

(108 мг/л), были выделены триады по признаку совпадения систоли ческого кровяного давления [6]. Две из этих трех групп потребляли бутылочную воду, содержащую 108 мг натрия в 1 л, а третья- буты лочную воду с низким содержанием натрия (8 мг/л). Результаты для женщин совпали с результатами двух других исследований, проведеи

ных в США; девочки, потреблявшпе бутылочную воду с низким содер жанием натрия, имели более низкое кровяное давление, чем девочки из двух других групп. Различия в кровяном давлении у мальчиков носпли такой же характер в первые 6 нед, но не совпадали в течение последующего периода исследований.

16.4.4

Взаимосвязь между натрием в воде и другими болезнями

Несмотря на наличие взаимосвязи между гипертензией и некоторы ми другими болезнями, такими, например, как коронарные болезюi сердца, генетические различия в чувствительности, возможные мине

ралы-протекторы ности

(калий и

кальций),

также

методические погреш оценку взаимосвязи.

экспериментов

затрудняют

количественную

Уровни содержания натрия в питьевой воде в основном лишь везна чительна дополняют стоящее время

концентрации натрия сделать твердого

пищевом о

рационе.

на нат

нельзя

заключения

значении

рия, содержащегося в питьевой воде, болезнью.

и его возможной взаимосвязи с

Релевантнасть натрия, поглощенного из рассмотрена Рабочей группой ВОЗ в 1978 г. ций этой группы заключалась в том, что в

всех

[ 2]~

источников, была Одна из рекоменда где уровни со

раrюнах,

держания натрия пр евышали органы

м г/ л, необходимо оповещать об этом

здравоохранения, поскольку некоторые люди (больные, стра дающие гипертензией пли сердечной недостаточностью с застойными явлениями) нуждаются в ограничении общего поступления натрия с пищей. Так как любые мероприятия, которые следует предпринять, зависят от местных условий п проводимой политики, в настоящем ру ководстве не даются конкретные рекомендации относительно уровня,

допустимого с точки зрения здравоохранения (см. часть рекомендуемый уровень, основанный на

раздел

11.4,

пороге привкус а).

11*

i54

Ш. НЕОРГАННЧЕСКИЕ i\.OMhOHEJ-iTЫ, о\(АЗЫВАЮЩНЕ ВЛИЯНИЕ НА зДоi>оВЬЕ СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. Guidelines .for Canadian drinking water qиality, 1978. Quebec, Ministry of Supply and

2. 3. 4.

6. 7.

Services, 19'80 ( supporting documentation). chlorides and condиctivity in drinking-water. Copenhagen, WHO Regional Offite for Europe, 1979 (EURO reports and studies, No. 2). National Research Council. Drinking water апd health. Washington, DC, National Academy of Sciences, 1977. Calabrese, Е. J. & Tuthill, R. W. Elevated Ьlood pressure and high sodium 1evels in the puЬ!ic drinking water. Archives of eпvironmentallrealth, 35: 200 ( 1977). Tuthill, R. W. & Calabrese, Е. J. Elevated sodium levels in the puЬ!ic drinking water as а contributor to elevated Ьlood pressure levels in the community. Archives of environmeпtal healtlr, 37: 197 (1979). Tuthill, R. W. & Calabrese, Е. J. Drinking water sodium and Ьlood pressure in children: а second Iook American joиmal of риЫiс healtlr, 71: 722-729 ( 1981). Sodiиm, Фатула М. И. Частота артериальной гиnертензии среди лиц, nотребляющих воду с вы соким содержанием хлористого натрия. Советская .медицина, 1967, т. 30, с. 123.

ЧАСТЬ

IV.

ОРГАНИЧЕСКИЕ КОМПОНЕНТЫ,

ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

1. в химической В

ХЛОРИРОВАННЫЕ АЛКАНЫ хлорированных алканов примененпе большом в качестве хлорорганических

Одной из основных форм использования промышленности продуктов в

является

их

промежуточных

производстве

другпх

соединений.

связи с этим они производятся в

количестве,

и впоследствии многие из них обнаруживаются как в исходной, так и в очищенной питьевой воде. На основании имеющихся данных из большого числа хлорированных этанов, производимых в коммерческих целях, только 1,2-дихлорэтан можно с уверенностью отнести к канце рогенным веществам.

1.1 1.1.1 Общие аспекты

Четыреххлористый углерод

Четыреххлористый углерод диапазон применении в химии

(CCl4)- галоалкан, и других отраслях

имеющий широкий промышленности.

При комнатной температуре это тяжелая, бесцветная жидкость с плот ностью 1594 г/л. Он является относительно неполярным соединением, смешивающимся со спиртом, ацетоном и большинством органических растворителей и растворимым в воде в количествах до 800 мг/л при 25 °С. В США 11 предприятий производят приблизительно 423 000 т четыреххлористого углерода а. Основная часть этой продукции исполь зуется в производстве фторуг леводорадов (95% в 1973 г.), которые в свою очередь применяются прежде всего в качестве аэрозольных про

пеллентов. Встречаются случайные разливы CCI4, а в феврале 1977 г. в р. Огайо было сброшено не менее 63,6 т. этого вещества, вследствие

чего его концентрации в поверхностных водах достигли ных подземных водах.

340 мкг/л [1].

Четыреххлористый углерод часто обнаруживается также в загрязнен В результате того что четыреххлористый угле

род обычно присутствует в воде источников водоснабжения, в очи щенной питьевой воде его концентрацип составляют 2-3 мкг/л. По сравнению с выпариванием метод гидролизного расщепления, как средство удаления вещества из воды, не представляется важным.

1.1.2

Пути воздействия

1.1.2.1

Вода

В рамках Национального рекогносцировочного обследования на органические вещества (НРООВ), проведеиного в США ЭПА [2], CCI4 был обнаружен в 10% систем питьевого водоснабжения в кон-

" Johns R. Air pollution assessment of carbon tetrachloride. Подготовлено по контракту для Агентства по охране окружающей среды США. McLean, VA., Mitre Corp., 1976. 157

158

IV. ОРГАНИЧЕСКИЕ КОМПОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

центрациях менее 2-3 мкг/л. В Новом Орлеане СС1 4 был обнаружен как в плазме крови людей, так п в питьевой воде. Показано, что CCI4 может случайно загрязнять хлор, применяемый для обеззараживания питьевой воды, но он не образуется в питьевой воде в результате са мого процесса хлорирования.

1.1.2.2

Пищевые продукты

CCI4 обнаруживается в различных пищевых продуктах в концент рациях от 0,1 до 20 мкг/кг. McConnell с сотрудниками [3] подготови ли сводные данные о различных категориях пищевых продуктов, кото

рые, как было показано, характеризуются особой чувствительностью к загрязнению CCI4. Они отметили, что доказательства существенного бионакопления СС1 4 в пищевой цепи в направлении более высоких трофических уровней отсутствуют. Основным путем загрязнения пи щевых продуктов СС1 4 является его использование в качестве фуми ганта.

1.1.2.3

Атмосферный воздух

Определение концентраций четыреххлористого углерода в атмосфер ном воздухе проводится в широких масштабах, и поэтому имеется до статочно хорошее представление о его атмосферном распределении.

Присутствие CCI4 в атмосферном воздухе в основном обусловлено вы сокой летучестью этого соединения. Показано, что источники СС\4 имеют в первую очередь антропогенный характер [4-7]. Распреде ление в атмосфере приближается к гомогенному. Иногда в городском воздухе отмечаются высокие концентрации; однако обычно они близ

ки

фоновому уровню

0,00078-0,00091

мг/м 3 ,

обнаруживаемому в

континентальных воздушных массах.

1.1.3

Метаболизм Всасывание

1.1.3.1

СС\ 4 легко всасывается через легкие и более медленно, но все же полностью- из желудочно-кишечного тракта [ 8]. Он может также проникать в организм через кожу. Скорость и масштабы всасывания

увеличиваются при одновременном потреблении жиров [8]' и алкоголя [ 8-10]. При исследовании всасывания СС\ 4 из желудочно-кишечного тракта собак Robblns [ 11] обнаружил, что существенные количества вещества всасывались из тонкого кишечника, меньшие- из толстого

и небольшие- из желудка.

1.1.3.2

Распределение и

Nielsen

Larsen [ 8]

обнаружили высокие

концентрации

жировой ткани семенников, печени, головном и костном мозге и в поч

СС1 4

ках животных. Robblns 11} изучал распределение СС14 у собак после перорального введения. Наибольшие концентрации СС1 4 были обнару жены в коспюм мозге. Количества, обнаруживаемые в печени, подже-

ХЛОРИРОВАННЫЕ АЛI(АНЫ

159

лудочной железе и селезенке, были в

ном мозге. По результатам работы от пути введения, концентрации

5 раз меньше найденных в кост Recknagel и Litteria [12] nредстав и продолжительности воз

ляется, что распределение СС1 4 в органах различается в зависимости вещества

действия. Л1cLean с сотрудниками в исследованиях на клеточном уровне обнаружили СС1 4 во всех клеточных фракциях, при наиболь ших концентрациях в рибосомах.

[13]

1.1.3.3

Биотрансфор.мация

При введении

CCl4

млекопитающим он метаболизируется в неболь

шой степени, а основная его часть выводится через легкие. В число метаболитов входят хлороформ, гексахлорэтан и двуокись углерода.

Исследования показали, что эти метаболиты играют важную роль в общем токсическом действии СС1 4 [ 15].

1.1.4 п

Влияние на здоровье

Токсическое действие СС1 4 на людей выявляется редко подострая токсичность являются результатом

[15]'.

Острая кожного

перорального,

и ингаляционного воздействия и оказывают на кожу, кровообращение, дыхание, кровь, а

отрицательное действие также функцию почек,

печени, органов зрения и поджелудочной железы.

Во многих случаях острого отравления признаки поражения пече ни появляются у больных через несколько дней. У больного разви вается желтуха, печень увеличивается и становится болезненной.

В период развития поражения печени, а иногда и в его отсутствие может наблюдаться поражение почек; иногда оно доминирует в кли

ниuеской картине и нередко ответственно В целом осложнения со стороны р ;акцию на токсическое действие мечаются также изменения

за

раннюю гибель

[16]. зре

печени представляют более частую CCl4, чем почечные осложнения. От параметров, остроты

гематологических

ния и поджелудочной железы. Клиническая картина хронического от равления СС1 4 значительно менее характерна, чем острого. Сообщения о патологических изменениях у лиц, погибших в результате отравле ни.п СС1 4 , обычно ограничены данными относительно печени и почек. Сообщений о мутагенном действии СС1 4 очень немного. Kraemer с сотрудниками [17] обнаружили, что СС1 4 не был мутагенным в ре версионных тестах на Salmonella typhimurium или Escherichia coli; однако галогенираванные углеводороды обычно дают отрицательные результаты в тесте Эймса. Имеющиеся данные представляются достаточными для того, чтобы сделать вывод о канцерагениости CCl4 для лабораторных животных [18--24]. Стандарт допустимого уровня воздействия на человека осно вывается на проведеином в США Национальным институтом рака

[ 24]'

исследовании

трихлорэтилена, в котором

CCl4 использовался в

качестве положительного контроля. В этой работе была обнаружена канцерагениость СС1 4 для мышей B6C3--FI. Хотя были проведены и другие исследования, но в них была получена неадекватная информа ция относительно зависимости доза-- ответ, или продолжительность

экспериментов была слишком короткой для того, чтобы позволить ис-

160

IV. ОРГАНИЧЕСКИЕ !(ОЛIПОНЕНТЫ, О!(АЗЬ!ВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ полученные данные для относптельно оценкп риска. Вследствие имею

пользовать

щихся сомнений

для экстраполяции данных также представляется сомнительной. Дру гих

в пече ни мышей этой линии под действием агентов, являющихся известными гепатотоксинами (таrшх, как CCI 4 ), приемлемость беспорогавой модели моделей экстраполяции для рака, индуцированного в эпигенезе, не существует. Необходимость рекомендаций относительно концентра ции этого вещества, часто загрязняющего питьевую воду, определяет

механпзма

опухолеобразования

выбор

консервативного

подхода.

Веледетвне

этого,

для

получения

ориентировочной рекомендуемой величины для

CCI4- 3

мкг/л- была

применена линеfrная многоэтапная модель экстраполяции. Этот уро вень должен давать увеличение менее чем на 1 случай рака на 100 000 населения при воздействии на протяжении вcer"I жизни и допу

щении, что суточное потребление человеком питьевой воды составляет л. СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. American Chemical Society. CCI 4 spill causes aloпg Ohio River. Chemical and engineering news, 55: 7 ( 1977). 2. Amblent water quality criteria for carbon tetracbloride. Washiпgton, DC, US Environmental Protection Agency, 1980 (ЕРА 440/5-80-026). 3. McConnell, G. et а!. Chlorinated hydrocarbons in the environment. Endeavour, 34: 13 (1975). 4. Altschuller, А. Р Average tropospheric concentration of carbon tetrachloride based on industrial produc1.ion, usage and emissions. Enuironmental science technology, 10: 596 (1976). 5. Lovelock, J Е. et а!. Halogenated hydrocarbons in and over the Atlantic. Nature, 247: 194 (1974). 6. Wi!kniss, Р. Е. et а!. Atmospheric trace gases in the southern hemisphere Nature, 245: 45 ( 1973). 7. Singh, Н. В. et а!. Atmospheric carbon tetrachloride: Another man-made pollutant. Science, 192: 1231 (1976). 8. Nielsen, V. К. & Larsen, J Acute renal failure due to carbon tetrachloride poisoning. Acta medica Scandinavica, 178: 363 (1965). 9. Folland, D. S. et а!. Carbon tetrachloride toxicity poten1.iated Ьу isopropyl alcohol Investigation of an industrial outbreak. J ournal of tl1e Arnerican Medical Associatlon, 23: 1853 (1976). 1О. Moon, Н. D. Pathology of fatal carbon tetrachloride poisoning \Yith special reference to histogenesis of the hepatic and renal lesions American journal of pathology, 26: 1041 (1950). 11. Robblns, В. Н. The absorption, distribution, and excretion of carbon tetrachloride in dogs under various conditions. J ournal of pharmacology, 37: 203 ( 1929). 12. Recknagel, R. О & Litteria, М Biochemical changes in carbon tetrachloride fatty liver: Concentration of car!юn tetrachloride iп Jiver and hlood Amerlcan journal of patlюlogy, 36: 52! (1960) 13. McLean, А. S. М et а! Cellular necrosis in the liYer induced and modified Ьу drugs and other agents. Jnternational review of experimenfal pathology, 4: 127 (1965) 14 Gordis, Е. Lipid metabolites of carbon 1.e1.rachloride Journal of clinical investigation, 48: 203 (1969). !5. Von Oettingen, W. F. The halogenated hydrocarbons of indus1.rial and toxicological importance. In: Bro\vning, Е., ed. Elsevier monographs оп toxic ageпts. New York, Elsevier PuЬ!ishing Со , 1964. 16. Von Oettingen, W. F. Т11е halogenated alip!юtic, olefinic, cyclic, aromatic, and alip!юtic arornatic hydrocarbons including tl1e halogenated insecticides, f!1eir toxicity and poteп tial dangers. Washington, DC, Department of Health, Education & \Velfare, 1955. 17. К:raemer М. et а!. S. typhimurium and Е. coli to detect chemical mutagens. NaunynSc!zmiedebergs archiues of p!юrrnacology, 284: 46R (Abstract).

ХЛОРИРОВАННЫЕ АЛКАНЫ

161

18. Some halogenated hydтocaтbons. Lyoпs, International Agency for Research on Cancer, 1979 (IARC Monographs on the evaluation of carciпogeшc risk of chemicals to humans, vol. 20). 19. Edwards, J. Hepatomas in mice induced with саrЬоп tetrachloride. Jourпal of the National Сапсет lnstitute, 2: 197 (1941). 20. Edwards, J. & Daltoп, А. Induction of cirrhosis of the liver and l1epatomas in mice with carbon tetrachloride. J ourпal of tlze N ational Сапсет 1nstitute, 3: 19 (1942). 21. Edwards, J. et al. Iпduction of the carbon tetrach1oride hepatoma in strain L mice. Journal of the National Cancer Jnstitute, 2: 297 (1942). 22. Eschenbrenner, А. В. & Miller, Е Studies on hepatomas-size and spacing of mнltiple doses in the induction of carbon tetrachloride hepatomas. Jourпal of tlze National Сапсет Institute, 4: 385 (1943). 23. Eschenbrenner, А. В. & Miller, Е. Liver necrosis and the induction of carbon tetrachloride hepatomas in strain А mice. Journal of the National Сапсет Institute, 6: 325 (1946). 24. Nationa1 Cancer Institute. Caтcinogenesis Ьioassay of trichloroethylene. Washington, DC, US Department of Health, Education & Welfare, 1976 (CAS No. 79-01-6, NCI-CGTR-2).

1.2 1.2.1 Общие аспекты

1,2-Дихлорэтан

1,2-Дихлорэтан (CH 2 Cl-CH 2 Cl) представляет собой жидкость с от носительной плотностью 1,25 и порогом запаха 2 мг/л [1]. Он приме няется в качестве растворителя для большого числа органических ве ществ, как промежуточный продукт в химическом синтезе и как ин

сектицид. Производство 3,63Х 10 6 т [2].

1,2-дихлорэтана в США в

1976

г.

составило

1.2.2

Пути воздействия Питьевая вода результате применения 1,2-дихлорэтана в промышленности он

1.2.2.1 В

является компонентом промытленных стоков и обнаруживается в не

очищенной и очищенной питьевой воде в США.

1,2-Дихлорэтан был

обнаружен в воде

28 городов США в концентрациях до 6 м кг/ л [ 3].

1.2.2.2

Пищевые продукты

В общем воздействии 1,2-дихлорэтана на организм человека концентрации составляет в среднем

0,4% воз

связано с потреблением водных организмов, у которых потенциал био

действия приходятся на питьевую воду Промытленное воздействие

1,2 раза. [ 4].

Остальные

99,6%

1.2.2.3

По оценке Национального института профессиональной безопас ности и гигиены (НИПБГ) [ 2], в США 4,5 млн работающих подвер гаются воздействию 1,2-дихлорэтана ингаляционным и кожным путем.

162

IV.

ОРГАНИЧЕСКИЕ I<ОМПОНЕНТЫ. ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

1.2.2.4

Атмосферный воздух

1.2-Дихлорэтан обнаруживается в атмосферном воздухе в концент рациях от 0,04 до 38 мкг/м 3 [5]. Подсчитано, что в результате произ водства, хранения и распространения 1,2-дихлорэтана его выбросы в атмосферный воздух в США в 1974 г. составляли приблизительно 74Х 10 6 кг, т. е. около 1,8% общего производства.

1.2.3

Метаболизм

Данные относительно метаболизма 1,2-дихлорэтана немногочислен ны. Известно, что это вещество легко растворимо в липидах головного мозга; это свойство способствует влиянию 1,2-дихлорэтана на нервную систему [1].

1.2.4 с его

Влияние на здоровье

Данные о токсичности 1,2-дихлорэтана ингаляционным воздействием в

связаны главным образом производства; он об

условиях

ладает наркотическим действием и вызывает поражение печени, почек

и сердечно-сосудистой системы [7]. Незначительные симптомы инток сикации были обнаружены при концентрациях 1,2-дихлорэтана в воз духе ниже 4 мгjм 3 [1].

Согласно рекомендации НИПБГ, основанной на

имеющейся

ин

формации, произведетвенное воздействие 1,2-дихлорэтана, определяе мое как взвешенная во времени средняя концентрация за рабочий день продолжительностью до 10 ч при 40-часовой рабочей неделе, не долж

но превышать 20 мг/м 3 . Максимальная концентрация, определяемая в 15-минутной пробе, не должна превышать 60 мг/м 3 . Стандарт воздей ствия, рекомендованный Управлением по профессиональной безопас ности и гигиене (УПБГ) США, составляет 200 мг/м 3 , тогда как нор матив для произведетвенных условий в СССР составляет 10 мг/м 3 • При пероральном введении 1,2-дихлорэтана белым крысам LD 50 составила 1120± 142 мг/кг массы тела [7]. Эпидемиологические исследования не выявили зависимости между воздействием 1,2-дихлорэтана и раком. Однако вещество является канцерогенным значимое число в исследованиях на животных, рака вызывая статистически и геман случаев плоскоклеточного преджелудка

гиосарком

системы

кровообращения

самцов

крыс,

аденокарцином

молочной железы у самок крыс и мышей и опухолей эндометрия у са

мок мышей [б, 7]. Критерий для содержания 1,2-дихлорэтана в воде в США был рассчитан путем применения линейной многоэтапной мо дели к данным Национального института рака, полученным в соответ. ствующих биопробах. 1,2-Дихлорэтан известен как мутаген. Он был мутагенным в тесте

Эймса на

Salmonella

для штаммов ТА

1530

1535,

а также оказыва.ч

мутагенное действие на Е. coli в системе, дефицитной по ДНК-полиме разе [ 8}. Он вызывал высокодостоверное увеличение частоты сомати ческих мутаций у Drosophila melanogaster [9]. При обработке семян 1,2-дихлорэтаном у 8 разновидностей гороха были вызваны морфоло

гические и хлорофильные мутации

[ 10].

\. ХЛОРИРОВАННЫЕ АлК.АI-!Ьi

163 1,2-дихлорэтана,

Хлорацетальдегид,

предполагаемый

метаболит

является мутагенным для

Salmonella

typhiшurium ТА

200

[см.

11].

Рекомендуемая величина концентрации 1,2-дихлорэтана основы вается на индукции гемангиосарком системы кровообращения у сам цов крыс Osborne- Mendel, получавших 1,2-дихлорэтан пераральна на протяжении 78 нед [10]'. :Концентрация 1,2-дихлорэтана в воде, рас считанная с ориентацией на сохранение риска развития рака на про

тяжении всей жизни на уровне ниже

10- 5 ,

составляет

9,4

мкг/л, т. е.

приблизительно

мкг/л. СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. Zoeteman, В. С. J. Sensory assessment and clremical composition of drinking-water. Leidschendam, Netherlaпds, lпstitute of Water Supply, 1978. 2. National lnstitute for Occupational Safety апd Health. Ethylene dichloride (1,2-dichloroethane). Washington, DC, Department of Health, Education and Welfare, 1978 (Current Intelligence Bulletin 25 (NIOSH) puЬlicatioп No. 78149). 3. Symons, J. М. et а!. National organics recoппaissance survey for halogenated organics. Journal of the American Water Works Association, 67: 634 (1975). 4. ArnЬient water quality criteria for cblorinated ethanes. Washington, DC, Environmeпta1 Protection Аgепсу, 1980 ( 440 /5-80-029). 5. Okuno, Т. et al. [Gas chromatography of chlorinated hydrocarboпs in urbaп air.] Hyogoken kogai kenkyusho kenkyu hokoku, 6: 1-6 (Ciremical abstracts, 87.72564 f) (1974). 6. National Сапсеr Institute. Bioassay of 1,2-dichloroetlrane for possiЬle carcinogenicity. Washington, DC, US Departmeпt of Health, Educatioп& \N'elfare, 1978 (NIH) 78-1305). 7. Some halogenated ilydrocarbons. Lyon, Interпational Agency for Research on Cancer, 1979 (IARC Monographs on the evaluation of the carcinogenic risk of chemicals to humans, vol. 20). 8. Brem, Н. et а!. The mutagenicity апd DNA-modifying effect of haloalkanes. Cancer research, 34: 2576 (1974). 9. Nylander Р. О. et а!. Mutagenic effects of petrol in Drosophila melanogaster. l. Effects of benzene and of 1,2·dichloroethane. Mutation research, 57: 163 (1978). 10. l\irichek, У. F. Effect of 1,2·dichloroethane on шutations in peas. Uspehi himii mutageпeza se., 232 (1974). 11. Some monomers, plastics and synthetic elastomers, and acrolein. Lyon, Interпationa1 Agency for Research on Cancer, 1979 (IARC Monographs on the evaluation of the carcinogenic risk of chemicals to humans, vol. 19).

ХЛОРИРОВАННЫЕ ЭТЕНЬР

Эта группа соединений широко применяется в разлпчных промыш ленных процессах в качестве растворителей, умягчптелей, разбавите лей красок, жидкостей для сухой химической чистки, промежуточных

продуктов и т. п. Вследствие широкого использования этих веществ они часто обнаруживаются в неочищенной и очищенной питьевой воде. Известно, что они встречаются в подземных водах в концентрациях несколько миллиграммов на литр. Вследствие своей высокой летучести они обычно выделяются из поверхностных водоемов в атмосферу, в связи с чем встречаются в этих водах в более низких концентрациях. К. соединениям этой группы, представляющим интерес, относятся те, для которых имеются указания о канцерогенной активности у экс

периментальных животных.

их число

входит

впнплхлорид,

хорошо

известный

как канцероген для

человека.

Распространение

винилхло

рида в питьевой воде связано, по-видимому, в первую очередь с при менением водопроводных труб из плохо полимеризовавшегося полп винилхлорида, а эта проблема может быть лучше решена с помощью разработки спецификации на изделия, чем путем установления реко

мендуемой величины 6 •

2.1 2.1.1 Общие аспекты

Винилхлорид

Винилхлорид применяется главным образом для производства поли винилхлоридных (ПВХ) смол, которые в свою очередь представляют наиболее широко распространенные в мире пластмассы. В небольших количествах (менее 5% общего прошнодства) он используется как промежуточный продукт в производстве метплхлороформа и в каче стве сомономера с винилиденхлоридом сополимеров,

производстве широко

винплпденхло применяются в

рид-винилхлоридных

которые

пищевых упаковках и в качестве покрытпя. пользовался как

Ранее

винилхлорид ис агент, но

аэрозольный пропеллент п охлаждающий

его применение в этих формах, по-видимому, прекращено [ 1]. Наибольшее примененпе ПВХ находит в пропзводстве труб и тру бопроводов; другие важные формы применения связаны с его исполь

зованием

в покрытиях для полов, в товарах

шпрокого потребления,

в электроснабжении и на транспорте

[ 1]. США

а Известные ранее как хлорированные этилены. 6 Стандарт

Нацпонального

фонда санптарип

N2 14

«Компоненты

пластиковых

труб и родственные материалы>>, пересмотренный в декабре 1986 г., разрешает прпсут ствие 10 мг мономерного ВIIНIIЛХлорида в 1 кг труб для питьевой воды.

164

ХЛОРИРОВАННЫЕ ЭТЕНЫ

165 большей части лабора

Винилхлорид-летучее соединение,

при

торных и экологических условий он легко переходит из раствора в га

зообразное состояние. Низкие его концентрацпи обнаружены в стоках, сбрасываемых химическими предприятиями и предприятиями по про изводству латекса, а также в питьевой воде в результате выделения

из ПВХ-труб стандартов на

водораспределительных продукцию, которые

систем

[ 2].

Существует ряд водопровод

определяют

качество

ных труб из

ПВХ и ограничивают

количество

свободного

мономера

винилхлорида но,

(МВХ),

присутствующего

изделии.

При условии ис

пользования труб такого качества концентрацпя винилхлорида, вероят

присутствующая в питьевой воде, будет небольшой по сравнению с величиной, которую можно получить при применении той же линей ной многоэтапной модели экстраполяции, использовавшейся для дру гих канцерогенных органических веществ (20 мкг/л при допустимом уровне риска менее одного дополнительного случая рака на 100 000 на селения и воздействии на протяжении всей жизни).

2.1.2

Пути воздействия

2.1.2.1

Вода

В пробах сточных вод из

районов

ClliA

(связанных с предприя

тиями по производству ПВХ и винилхлорида) конпентрации винилхло

рида составляли от 0,05 до 20 м г/л [ 3]. Наибольшая концентрация винилхлорида, обнаруженная в очищенной питьевой воде в США, со ставляла 1О м кг/ л [4]. В исследовании, проведеином в 5 городах США, в питьевой воде, полученной пз распределптельных систем, из готовленных из ПВХ, были выявлены концентрации винилхлорида до

1,4 мкг/л [2]. 2.1.2.2 его

Пищевые продукты винилхлорида продукты из

Небольшие количества миграции в пищевые

потребляются в упаковочных

результате на

материалов

основе ПВХ. Исследования Управления по санитарному надзору за качеством пищевых продуктов и медикаментов (США) показали, что в алкогольных напитках, упакованных в контейнеры из ПВХ, присут ствовало до 20 м г/кг винилхлорида [ 5]. Винплхлорид обнаруживается в концентрациях до 14,8 мг/кг в пищевых растительных маслах, сли вочном масле и маргарине, упакованных и хранящихся в контейнерах

из ПВХ жание

[1]'.

В настоящее время многие страны ограничивают содер мономерного винилхлорпда в упаковочных ма

определяемого

териалах из ПВХ и запрещают использованпе таrшх материалов для продуктов, содержащих алкоголь или пищевые масла.

2.1.2.3

Атмосферный воздух атмосферном давлении и температуре винилхло и он встречается в окрестностях предприятий по

При нормальном рид является газом,

производству винилхлорида и ПВХ. Вблизи от предприятий по произ водству винилхлорида он обнаружен в атмосферном воздухе в кон-

166

IV. ОРГАНИЧЕСКИЕ l<.ОМЛОНЕНТЬ!, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯ:НИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

центрациях до качестве

8,8

мг/м 3 для

[1].

Раньше винилхлорид аэрозольных

использовался в таких как

пропеллента

многих

продуктов,

пестициды,

спреи для

волос и дезодоранты; В

потребители,

повторно

пользовавшпеся такими продуктами, несомненно, подвергались воздей

ствию умеренно высоких концентраций.

воздухе салонов новых ав

томобилей винилхлорид обнаруживается в

концентрациях

1-3

мг/м 3

[1]. 2.1.3 Метаболизм Всасывание

2.1.3.1

Винилхлорид легко всасывается или ингаляции [7]1. Распределение

после перорального введения

[б,

2.1.3.2

При изучении распределения винилхлорида

крыс наибольшие

концентрации были обнаружены в печени, почках и селезенке [б,

8].

2.1.3.3

Биотрансфор.мация

Винилхлорид метаболизируется микросомальными оксидазами со смешанными функциями (преимущественно через систему Р-450) до оксида хлорэтена, который может спонтанно перегруппировываться в

хлорацетальдегид. Основной путь метаболизма хлорацетальдегида свя зан с окислением до хлоруксусной кпслоты; последняя либо выводится сама, либо связывается с глутатионом и выводится после дальнейшего расщепления ферментами. Метаболизм хлорацетальдегида включает

и ряд других путей

[9].

1.1.3.4

Выведение

Описаны кинетические параметры и периоды полувыведения винил

хлорида после ингаляции и внутривенного введения [7]. У крыс, по лучавших винилхлорид внутрижелудочно в дозе 250 мкг/кг массы тела, в течение 24 ч выводилось более 96% исходного количества (3,7% вы водилось с выдыхаемым воздухом в виде винилхлоридов, 12,6% в виде двуокиси углерода, 71,5% в виде метаболитов с мочой и 2,8% с калом)

[10]. 2.1.4 Влияние на здоровье

2.1.4.1

Острая и подострая токсичность винилхлорида является

Основной реакцией на острое воздействие

угнетение центральной нервной системы. В числе секционных данных отмечают застой и отек легких, гиперемию печени и почек I].

ХЛОРИРОВАННЫЕ ЭТЕНЬI

167

2.1.4.2

Канцерогеннасть исследований канцеро наблюдений на людях. хомяков и кроли

Были изучены и рассмотрены результаты гениости на животных и эпидемиологических Канцерогенные эффекты показаны у крыс,

мышей,

ков после заглатывания или ингаляции; локализации опухолей были разными, включая ангиосаркомы печени. Винилхлорид продуцирует ангиосаркому ство по

печени

человека, считает

также

опухоли

головного

мозга,

легких и гемато-лимфопоэтической системы изучению рака данные

[ 1].

Меж:дународное аген винилхлорида

относительно

достаточными для подтверждения ствием и раком [ 12].

причинной

связи

между

воздей

2.1.4.3

Мутагенность

Проведен обзор данных о мутагенности винилхлорида и некоторых

его метаболитов спстем, включая

[1]. Соединение мутагенно для ряда биологических Salmonella typhimurium, биоауксотропный штамм 1\12

Escherichia coli, некоторых видов Drosophila и клеток V 79 китайских 2.1.4.4 Тератогенность

дрожжей, зародышевых клеток хомяков. Мутагенное действие за висит, по-видпмому, от метаболической активации.

У мышей и крыс, подвергавшихся воздействию в период беремен· н ости, наблюдались скелетные аномалии [ 13]. СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. Some moпomers, plastics and synthetic elastomers, and acroleiп. Lyon, Internationa1 Agency for Research on Cancer, 1979 (IARC Monographs оп the evaluation of the carcinogenic risk of chemicals to hurnans, vol 19). 2. Dressmaп, R. С. & McFarreп, Е. F. Determinatioп of vinyl chloride migratioп from polyviпyl cilloride pipe iпto 'Nater. J ourпal of tl1e American \\7 ater \\7 orks Association, 70: 29 (1978). 3. Prelimiпary assessment of the environmental proЬlems associated wif/1 viпyl cbloride апd polyvinyl chloride. Springfield, V А, US Enviroпmeпi.al Protection Agency, 1974 (ЕРА 560/4-74-001). 4. Safe Drinking Water Committee Drinking water and l1ealth. Washington, DC, National Academy of Scicnces, 1977, р. 794. 5 Anon. EDA to propose ban оп use of РУС for liquor use. Food clzemical news, 14 Мау: 3-4 (1973). 6. Watanabe, Р G. et а! Fate of (1 4 С) vinyl chloride after single dose administration in rats. Toxicology and applied plшrmacology, 36. 339 ( 1976). 7. Withey, J. R. Pharmacodynamics and uptake of viny1 chloride monomer administered Ьу various routes to rats. Journal of toxicology and eпvronmental healtlz, 1: 381 (1976). 8. Bolt, Н. М. et а!. Disposition of [1 ,2- 14 С] vinyl chloride in the rat. Arclzives of toxicology, 35: !53 ( 1976). 9. Plugge, Н. & Safe, S. Vinyl chloride metabolism. А review, Chemosphere, 6: 309 (1977). 10. Green, Т. & Hatha\\·ay, D. Е. The Ьiological fate in rats of yinyl chloride in relation to its carcinogenicity. Clzemico-Ьiologtcal iпteractions, 11: 545 ( 1975). 11. Patty, F. А., ed. Industrial l1ygieпe and toxicology Vol. II, Ne\v York, Interscience, 1963. 12. Chemicals шzd industrial processes associated witlz cancer in lzumans. Lyon. Interna-

12-1084

168

IV.

ОРГАНИЧЕСК.ИЕ К.ОЛ\ПОНЕНТЫ, 0!\.АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

tional Аgепсу for Research on Canccr, 1979 (IARC Moпographs оп i.he evaluation of the carciпogenic risk of cheшicals i.o humaпs, suppl 1). 13. Johп, J. А. et а!. The effects of шaternally-iпhaled vinyl chloride on eшbryonal and foetal developmeпt in шiсе, rats and rabЬits. Toxicology and applied plrarmacology, 39: 497 (1977).

2.2 2.2.1 Общие аспекты

1,1-Дихлорэтен

Из трех изомеров дпхлорэтена 1,1-дихлорэтен (1,1-ДХЭ) наиболее широко применяется в хпмической промышленности. Он является про межуточным продуктом в синтезе метилхлороформа и в производстве сополпмеров поливинплиденхлорпда (ПВДХ). ПВДХ-полимеры приме няются как защптное покрытпе в упаковочной промышленностп, а со держащий 1,1-ДЭЭ полимер саран широко пспользуется в производет не упаковок для пищевых продуктов. Растворпмость 1,1-ДХЭ в воде 2500 мг/л; величина его коэффпциента распределения октанал/вода оп ределяется как 5,37, что указывает на то, что он не должен накапли ваться в существенных количествах в организме животных.

2.2.2

Пути воздействия

2.2.2.1

Вода

В результате Нацпонального обследования на монпторпнr органиче ских веществ, проведенноrо ЭПА в США (1], отмечено выявленпе 1,1-ДХЭ в пптьевой воде, но количественная оценка его распростране

ния не проведена. Одн11м из источников 1,1-ДХЭ могло быть разложе ние 1,1,1-трихлорэтена, который иногда обнаруживалея в питьевой во

де в концентрациях около 1 м кг/л [ 2, которых подземных водах в Европе.

3].

Дихлорэтен обнаружен в не

2.2.2.2 дуктов

Пищевые продукты

Упаковочные материалы из саполимера 1,1-ДХЭ для пищевых про нашли широкое примененпе, но, к сожаленпю, отсутствуют дан

ные о масштабах миграцпн не вступпвшего в реакцию мономера в упа кованные пищевые продукты. Другие возможности контакта человека через пищевой рацион представляются незначптельными.

2.2.2.3

Атмосферный воздух воздействпе шrгаляционным путем имеет место в пропз

Основное

водственных условиях. Величина порогоного предела (ТLV-ВПП) со ставляет 40 мг/м 3 воздуха и соответствует суточному воздействию 280 мг для работающпх в отраслях промышленностп, где применяется

или пропзводюся ДХЭ

[ 4].

2.2.3

Метаболизм Всасывание

2.2.3.1

На основанrш исследований родственных соедпненпй, таких как три

хлорэтен, предполагается, что фактически 100% поступившего внутрь 1,1-ДХЭ может подвергаться системному всасыванию [5, 6].

ХЛОРI!РОВАННЫЕ ЭТЕНЫ

169

2.2.3.2

Распределение

При изученrш распределения

1, 1-ДХЭ

у крыс

[7]

наибольшие кон

центрации были обнаружены в почках, затем в печени, селезенке, серд це и головном мозге. Концентрации в кровп были относительно высо кими по сравнению с концентрациями в тканях. Данные исследований субклеточного распределения свидетельствуют о существенном связы вании метаболитов 1,1-ДХЭ с макромолекулами и с липидами.

2.2.3.3 ты нз

Биотрансформация

Liebman кспдные

п Ortiz [ 8] обнаружили образаванне хлоруксусной кисло 1,1-ДХЭ. По-видимому, хлорэтены метаболизируются через эпо промежуточные продукты, которые являются реактивными со

едпнениями и могут образовывать ковалентные связи с тканевыми макрамолеку ламп [9]. У интактных экспериментальных животных боль шая часть 1,1-ДХЭ, подвергавшегося системному всасыванию, метабо лизируется. Зависимость между метаболитами 1,1-ДХЭ и их токсич ностью изучена недостаточно.

2.2.4

Влияние на здоровье

2.2.4.1.

Острая, подострая и хроническая токсичность

1,1-ДХЭ, подобно другпм хлорированным этенам, обладает анесте зпрующими свойстваии. Prendergast '[ 10] было описано поражение по чек п печени крыс и морских свинок, Подвергавшихея воздействию воз

духа, содержавшего 1,1-ДХЭ. Наблюдались разлпчия между периоди ческим и непрерывным воздействиями прп близких концентрациях 1,1-ДХЭ и общей продолжптельностп воздействпя. Непрерывное воз действие вызывало повышенную смертность при меньших концентра цпях, чем периодическое. Пероральное введен не 1, 1-ДХЭ в однократных дозах 200-400 мг/кг массы тела оказывало выраженное влиянпе на активность ферментов печени. Опублпкованы результаты лишь одного эпидемиологического псследованпя, в котором обследовали рабочих, подвергавшихся воздействию 1,1-ДХЭ [11]. Аномальные данные в группе из 138 рабочнх не моглп быть связаны с воздействием 1,1-ДХЭ; концентрацип, шмеренные па рабочпх местах, колебалпсь от 9 до 280 мг/м 3 ( средневзвешенные во времени величины).

2.2.4.2. мов ТА

Мутагенность

Показава мутагенность 1,1-ДХЭ для

1530

и ТА

1000 [12]

и Е.

coli в

К12

Salmonella typhimurium [13]. Henschler [9] что мутагенная и,

штам

и его с

сотрудники

высказали

предположение,

вероятно,

канцерогенная

активность

соединений хлора

хлорэтенового

ряда

связана

несимметрпчным

замещением

соответствующих

эпоксидных

продуктах. Такое замещение будет вестп к образованию менее стабпль ных и более реактивных промежуточных продуктов, чем те, которые образуются из симметрично замещенных эпоксидов. Данные о повы шенной скорости мутаций в бактераальных снетемах до настоящего времени не подтверждены на системах млекопптающпх.

12*

170

IV.

ОРГ АНИЧЕСК:ИЕ К:ОЛШОНЕНТЫ, ОК:АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

2.2.4.3

Тератогенность

Тератогенные эффекты дихлорэтенов, по-видимому, не оценивались.

2.2.4.4

Канцерогеннасть

Maltoni и его сотрудники [ 14, 15] описали эффекты ингаляционно го воздействия 1,1-ДХЭ. При концентрации 100 мг/м 3 ,воздуха у 25 из мышей Swiss развились аденокарциномы почек, тогда как у конт рольных животных аденокарцином не наблюдалось. Существенное уве личение чпсла случаев аденокарцином молочной железы наблюдалось

360

также у мышей и у крыс

Swiss, вдыхавшпх 1,1-ДХЭ в Sprague- Dawley, Подвергавшихея

концентрации

100

мг/м 3 ,

воздействию концентра

ции

600 мг/мз. Lee с сотрудниками [16] гемангиосарком

случаев

наблюдали небольшое увеличение числа печени у животных, Подвергавшихея воздей

ствпю 1,1-ДХЭ в концентрации 220 мг/м 3 по 4 г в день, 5 дней в неде лю на протяжении 7-12 мес. Rampy с сотрудниками [ 17] подвергали крыс Sprague- Dawley воздействию питьевой воды, содержащей 200 мг/л 1,1-ДХЭ, на протя жении

лет

ингаляционному

воздействию

концентрацпй

100

300

мг/м 3 • Они не обнаружили доказательств повышения числа случаев опухолей у животных, получавших 1,1-ДХЭ. Однако, имея в виду пока заиную в исследовании Maltoni [15] нечувс11вительность крыс Sprague- Dawley, нет оснований счптать, что эти данные изменяют интер претацию положительных результатов, полученных на мышах Swiss.

Имеются некоторые данные о том, что крысы в целом чувствитель ны к канцерогенным эффектам низкомолекулярных хлорированных уг леводородов [ 18]. Эпидемиологические нсследования рабочих, Подвер гавшихея воздействию винилпденхлорпда, не дают данных, достаточных

для такой оценки

[19].

2.2.5

Разработка критерия

2.2.5.1

Существующие стандарты

Стандарты, существующие в США, относятся к ингаляционному воздействию в производствепных условпях TLV (ВПП), установленные Американской конференцией правптельственных промышленных гпгие

нистов [4], составляет 40 м г 1, 1-ДХЭ в 1 м 3 воздуха на рабочпх мес тах. Эта величина допускает ежедневное воздействие 286 мг 1, 1-ДХЭ. Этот стандарт был установлен на основанпи работы Prendergast с со трудниками [ 10], описанной выше.

2.2.5.2

Предел канцерогенного риска

Показано, что 1,1-ДХЭ вызывает опухоли молочных желез у мышей и крыс и аденокарциномы почек у мышей. Кроме того, показава мута генность 1,1- ДХЭ в тесте Э!"rмса - качественный показатель канцер о-

ХЛОРИРОВАННЫЕ ЭТЕНЫ

171

генной активности. С учетом этой информации была применена линей ная многоэтапная модель экстраполяции, чтобы определить предел, ко торый дает расчетный риск менее одного дополнительного случая рака

на

ком массой тела 70 кг 2 л. Полученная величина составила 0,3 мкг/л. Эта величпна риске.

100 000

населения, при допуске суточного потребления воды челове меньше той, которая основывается на неканцерогенном

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. Statement of basis and purpose for an amendment to tl~e national interiтn primary drinking water regulations оп а treatment teclmique for synt!Ietic organics. Washing-

ton, DC, US Environmental Protection Agency, 1978. 2. Preliminary assessment of suspected carcinogens in drinking water. Washington, DC, US Environmental Protection Agency, 1975. 3. List of organic compounds identified in US drinking water. Ciпcinnati, ОН, US Environmeпtal Protection Agency, 1978. 4. Т L V s - Тlrres!юld limit values for cheтnical substances and physical agents in the workroom enviromnent witl~ intended changes for 1976. Ciпciпnati, American Сопfе· rепсе of Governmental Iпdustrial Hygiensts. 1976. 5. МсКеnпа, М. J. et а!. The fate of (1 4 С) vinylidene chloride following inhalation exposure and oral admiпistration in the rat. Proceedings of the Society of Toxicology, 206 (1977). 6. McKenna, М. J. et а!. Pharmacokinetics of vinylidene chloride in the rat Environmental lrealth perspectives, 21: 99-106 (1977). 7. Jaeger, R. L. et а!. 1,1-dichloroethylene hepatotoxicity: proposed mechanism of action of distribution and Ьinding of 14 С radio-activity following inhalation exposure in rats. Environmentallrealtlr perspectives, 21: 113-120 (1977). 8. Leibman, К. С & Ortiz, Е. Metabolism of halogenated ethyleпes. Environmental !realtlr perspectives, 21: 91-98 (1977). 9. Henschler, D. Metabolism апd mutagenicity of halogenated olefiпs- А comparison of structure апd activity. Environmental health perspectives, 21: 61-64 ( 1977). 10. Prendergast, J. А. et а!. Effects on experimental aпima1s of long-term inhalation of trichloroethyleпe, carbon tetracl1!oride, 1,1, 1-trichloroethane, dichlorodifluoromethane, and 1,1-dichloroethylene Toxicology and applied plюrmacology, 10: 270-289 (1967). 11. Ott, М. G. et а!. А health study of employees exposed to vinylidene chloride. Journal of occupational medicine, 18: 735 (1976). 12. Bartsch, Н. et а!. Tissue-mediated mutagenicity of vinylideпe chloride and 2-chlorobutadiene in Salmorzella typhimurium. Nature, 255: 641 (1975). 13. Greim, Н. et а!. Mutagenicity in vitro and poteпtial carcinogenicity of chlorinated ethyleпes as а function of metabolic oxirane formation Bioc!remical pharmacology, 24: 2013 (1975). 14. Maltoni, С. et а!. Carcinogeпicity Ьioassays of viпylidene chloride. Research plan and early results. Medicina de lavoro, 68: 241 (1977). 15. Maltoni, С. Recent fiпdings on the carciпogenicity of chlorinated olefins Environmental health perspectives, 21: 1 (1977). 16. Lee, С. С. et а! Inhalation toxicity of vinyl chloride and viпylidene chloride Environmental healtlr perspectiues, 21: 25 (1977). 17. Rampy, L. \V. ei а!. Iпterim results of а t'>'•o-year toxicological study iп rats of viny!idene chloride incorporated in the drinking \\'ater or admiпistered Ьу repeated iпhalation Environmental healtlr perspectives, 21: 33 ( 1977). 18. National Cancer Institute Bioassay of tetrac!rloroetlщlene for possiЬle carcinogenicity. Washington, DC, US Department of Health, Education and Welfare. 1977 (Technical Repore Series No. 13. (NIН) 77-813). 19. Some monomers, plastics and synthetic elastomers, and acrolein. Lуоп, Internatioпal Agency for Research on Cancer, 1979 (IARC Monographs on the evaluatioп of the carcinogenic risk of chemicals to humans, vol. 19).

172

IV. ОРГАНИЧЕСК:ИЕ 1\ОЛШОНЕНТЫ, ОК:АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

2.3 2.3.1 Общие аспекты

Трихлорэтен

Трихлорэтен (1,1,2-трпхлорэтен; ТХЭ) представляет собой прозрач ную бесцветную жидкость с эмппрической формулой C 2 HCI 3 . Он при

меняется главным образом как обезжиривающий агент в металлообра

батывающей промышленности. ТХЭ растворптеля

пспользуется в

также

качестве

для сухой химической чистки

в бытовых

и промышлен

ных условиях, экстрагирующего растворителя

пищевых продуктах и

как ингаляционный анестетик прп рургических вмешательствах [1].

некоторых

непродолжительных хи

Основной источник поступления ТХЭ в окружающую среду овязан с его высокой способностью к испарению в процессе производства и приме

нения. ТХЭ обнаружпвается в воздухе, пищевых продуктах п т,канях человека [2]. Его выявленпе в реках, коммунальных системах водо снабжения, морях и водных организмах свидетельствует о широкой распространенности ТХЭ в водной среде [ 2-4]. Летучесть ТХЭ не да ет оснований рассчитывать на его персистентность в поверхностных водах. Однако он часто обнаружпвается как загрязняющее вещество в подземных водах.

2.3.2

Пути воздействия

2.3.2.1

Вода

В ходе Национального обследования на мониторинг органических веществ, проведенного в США, ТХЭ обнаружен в питьевой воде в 4 из 112 крупных городов (март- апрель 1976 г.), в 28 из 113 городов (май-июль 1976 г.) п в 19 городах (ноябрь 1976 г.-январь 1977 г.); средние концентрации составляли 1 мкг/л, 21 мкг/л и 1,3 мкг/л, соот ветственно. ТХЭ может регистрироваться в воде в результате непосред ственного ее загрязнения или выпадать с осадками из загрязненной ат мосферы [ 2]. ТХЭ может образовываться также при хлорировании

"ВОДЫ '[ 5,

6].

2.3.2.2

Пищевые продукты

Сведения относительно распространенности ТХЭ в пищевых про дуктах немногочисленны. В Великобритании наблюдалось присутствие

ТХЭ в концентрациях до содержание ТХЭ

10 мкг/кг в мясных продуктах и до 5 мкг/г

во фруктах, овощах и напитках r[ 3]. В пачках чая было обнаружено

мкг/кг. Можно полагать, что в других продуктах

ТХЭ присутствует в небольших количествах, за исключением кофе (в зернах и растворимого) и экстрактов специй, когда ТХЭ использу е'Гся в качестве растворителя.

До на

настоящего времени огранпчивается

напболее существенное небольшими

воздействие ТХЭ промышленными

людей

относительно

ны с использованием очищающих жидкостей, содержащих ТХЭ, но та кое воздействие может представлять опасность острого отравления.

контингентами

[7]. Другие формы ингаляционного воздействия связа

ХЛОРИРОВАННЫЕ ЭТЕНЫ

173

2.3.3

Метаболизм Всасывание

2.3.3.1

ТХЭ легко всасывается при всех путях воздействия. Это можно было бы предсказать на основании его физических и химических свойств [ 8]. Большая часть данных о всасывании ТХЭ у человека по лучена при пнгаляцпонном как

воздействии токсину

веледетвне и его

интереса

к этому в каче

соединению

промышленному

использования

стве анестезирующего средства. Всасывание ТХЭ после его поступле ния в организм на людях не изучалось. У крыс в выдыхаемом воздухе

п моче могло быть выявлено ·соответственно

72-85%

10-20%

от

общей пераральна введенной дозы, тогда как в кале обнаружпвалось

менее 0,5% [ 9]. Это указывает, что по крайней мере 80% (а, вероятно, и большая часть) поступпвшего внутрь ТХЭ подвергается системному всасыванию.

2.3.3.2

Распределение

Распределение ТХЭ в организме таково, каким его можно было бы предсказать на основании хпмических и физических свойств вещества

[ 8]. У морских свинок наблюдалась тенденция к отложению в яични ках прпблизительно 50%, а в других тканях около 25% общей концен трации в жире. Laham [ 10] показал трансплацентарное проникновение ТХЭ у человека. Соотношение концентрации в крови плода к концен трации в материнской крови колеблется между 0,52 и 1,90.

2.3.3.3

Биотрансформация

Метаболизм ТХЭ занимает, по-видимому, центральное место в раз витии его хронических вредных эффектов. В качественном отношении

метаболизм ТХЭ у животных разных видов, по-видимому, аналогичен

[11-13]. Основными продуктами метаболизма в моче, являются трихлорацетальдегид,

ТХЭ,

определенными трихлоруксус

трихлорэтанол,

ная кислота и конъюгированные производвые (глюкурониды) трихлор

этанала систему

[ 14]. Предполагается, что метаболит трихлорэтанол ответст ингаляцип ТХЭ на центральную нервную

вен за длительные влияния

(ЦНС)

[15].

Принимая во внимание описанные канцероген

ные и мутагенные эффекты ТХЭ, первостепенное значение имеет мета

болический путь, а не конечные продукты метаболизма. Существенной характерпетикой ного

метаболпческого путп является образование реактив трихлорэтена, который может алкилировать

эпоксида- оксида

нуклепновые кислоты и белки

[9, 16-19].

Такое ковалентвое связыва

ние может быть усплено угнетением эпоксидгидразы

[16].

2.3.3.4

Выведение

ТХЭ и его метаболиты выводятся с выдыхаемым воздухом, мочой, потом, калом п слюной [12, 13]. Перпод полувыведения ТХЭ из орга низма около 1,5 ч [ 20]. Трихлоруксусная кислота, трихлорэтанол и его глюкуронид выводятся медленнее. Биолоrнческий период полувыведе·

174

IV. ОРГАНИЧЕСКИЕ КОМПОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

ния, по результатам определений в моче человека, колеблется от

до

50 ч для [15, 21]. 2.3.4

трихлорэтанола и от

до

ч трпхлоруксусной кислоты

Влияние на здоровье

2.3.4.1 ТХЭ

Острая, подострая и хроническая токсичность известен как класспческий пример соедпнений, угнетающих

центральную нервную систему. Фактически это вещество использова лось в медицине как анестетик общего действия [ 22]. Хотя домини рующей особенностью клинической картины является непосредствен ное угнетение ЦНС при высокпх уровнях воздействия ТХЭ, имеются данные и о хроническом эффекте на ЦНС в результате воздействия

тхэ [23]. При примененпи ТХЭ в качестве анестезирующего средства наблю дается летальная недостаточность печени. Такая недостаточность обычно возникает у больных при наличии осложняющих заболеваний, таких как недостаточность питания, токсикозы или ожоги, пли у тех,

кому было -сделано перелпвание крови вотных недостаточность печенп

[22].

У экспериментальных жи генералпзованным связы

выражается

ванием метабошпав ТХЭ с белками и нуклеиновыми кислотами [ 17]. Почечная недостаточность представляет редкое осложнение 1при анестезин ТХЭ [ 22]. Хотя угнетение ТХЭ функции почек может быть подтверждено на экспериментальных животных, но для этого требуют ся очень высокие дозы [ 24], и этот эффект является значительно менее сильным, чем таковые при действии хлороформа или четыреххлористо го углерода. Поражение почек регистрировалось при смертельных ис

ходах, связанных со злоупотреблением ТХЭ

[1].

2.3.4.5

Мутагенность

фенабарбиталом микросомами печени крыс в концентрации 3,3 ммоля/л инкубацпонной среды. В присутствии индуцированных арохлором-1254

Имеют,ся сообщения о том, что ТХЭ проявляет мутагенную актив ность на ряде штаммов бактерий. Greim с сотрудниками [25] показали обратимые мутации у Е. coli К12 прп сочетании с индуцированными

микросам печени крыс или мышей B6C3-F1 ТХЭ увелпчивает частоту ревертаюных мутаций S. typhimurium [ 26]. Аналогичные наблюдения

были сделаны на дрожжах

Saccharomyces cerevisiae (штамм ХУ 185-

14С) [27]. Однако имеются некоторые сомнения относительно мутаген ности ТХЭ. При химическом анализе ТХЭ технпческого качества в нем были обнаружены эпихлоргидрин и эпокспбутан --два соединения, ко торые, по наблюдениям Henschler [ 28], являются более мощными мута

генами для

S. typhimurium

(ТА

100),

чем ТХЭ. Чистый ТХЭ был сла что мутаген

бомутагенным. Эти исследователи пришли к заключению,

ная активность, ранее относившаяся за счет ТХЭ, была, вероятно, час

тично обусловлена мутагеннымп загрязняющими веществами, обнару женными в некоторых образцах ТХЭ. В тестах на мутагенность без ме таболической активации ТХЭ неизменно дает отрицательные результа-

2. ты

ХЛОРИРОВАННЫЕ ЭТЕНЫ

175 что активность не может

[ 25-27],

которые

позволяют полагать,

быть отнесена исключительно за счет двух идентифицированных соеди нений прямого действия.

2.3.4.3 1600

Тератогенность

на мышей и крыс при концентрации в воздухе мг/м 3 по 7 ч в день на 6-15-й дни беременности не вызывало те ратогенных эффектов [ 29]. Имелпсь данные, хотя п статистически не

Воздействие ТХЭ

значимые, о кровоизлияниях в желудочки мозга (в

2 из 12 пометов).

У мышей, подвергавшпхся воздействпю ТХЭ, наблюдались немногочис ленные случаи неопущения семенников (в 2 пз 12 пометов), но их ча стота была очень низкой. Это, по-видимому, едпнственное песледаванне

по тератогенезу, проведеиное с ТХЭ.

2.3.4.4

Канцерогеннасть

В исследованиях Национального института рака

[ 30] в США наб

людалась повышенная частота случа~в гепатоцеллюлярного рака у мы

шей (линия B6C3-F1), получавших ТХЭ. Взвешенные во времени дозы, вводившиеся 5 дней в неделю на протяжении 78 нед, составляли

1169 жено

2339

мг/кг массы тела для самцов, частоты случаев

В аналогичных экспериментах на крысах увеличения

863 п 1739 мг/г Osborne- Mendel у животных

для самок. не обнару этого

вида. Однако реакция крыс была низкой также и в контрольном экссперимен

опухолей

те с четыреххлористым углеродом, что указывает на значительно боль шую чувствительность по сравнению с

мышей в

B6C3-F1,

как подопытных животных, рака хлорированны

крысами

отношении

индукции

ми соединениями. Данные, полученные на мышах, обобщены в табл. Таблица

Частота гепатоцеллюлярного рака

у мышей В6СЗ-F1, получавших ТХЭ

[30] Самки

Самцы

Контрольные животные Нпзкая доза Высокая доза

26j50

1/20

0/20

4/50 11/47

31/48

У самцов мышей, получавших как низкие, так и высокие дозы ТХЭ, наблюдалось несколько случаев метастазпрования гепатоцеллюлярного рака в легкие ( 4/50 п 3/48 соответственно). Показано, что ТХЭ вызывает трансформацию в высоrючувствитель ной in vitro системе эмбриональных клеток крыс Fischer (F1706), ко торая используется для идентификации канцерогенов. При концентра

ции крыс

моль/л вызываемая ТХЭ трансформация эмбриональных клеток характеризовалась появлением прогресспвно растущих очагов,

состоящих из и ростом

клеток

недостаточным очагов при

контактным инокуляции

ингибированием, на полутвердый

макроскопических

агар.

Трансформированные

клетки росли

как недифференцированные

176

IV. ОРГАНИЧЕСКИЕ К.ОМПОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

Fischer

фпбросаркомы на месте инокуляции у 100% новорожденных крыс в период между 27 и 68 днями после инокуляции [31]. Отмечено, что ТХЭ, пспользованный в биопробе Национального ин ститута рака [ 30], содержал в качестве стабилизаторов следы моно

функциональных алкплпрующих агентов эппхлоргидрина п эпоксибута

на

[32]. Однако было такж:е показано, что ТХЭ вызывает клеточную

трансформацию в системе эмбриональных клеток крыс Fischer [31]. ТХЭ, использованный в этих последних экспериментах, пмел чпстоту 99,9%. Показано, что ТХЭ образует ковалентные связи с клеточнымп макромолекулами [16-19]. В большинстве случаев ковалентвое свя зывание ТХЭ и примесп к нему дифференцпровались с помощью радио активно меченного ТХЭ [ 18]. Подобная способность к ковалентному связыванию обычно считается свойством химпческпх канцерогенов. В любом случае представляется маловероятным, чтобы за опухоли пе чени, продуцируемые ТХЭ, были ответственны эпихлоргидрин или эпо ксибутан, поскольку их нестабильность в водных растворах должна свидетельствовать против их ответственностп за опухолп, удаленные от

места

аппликации.

Канцерогеннасть

чистого

ТХЭ

была

исследована

Henschler. Несмотря на то, что оценка канцерогенного потеюшала веществ, чья канцерогенная активность показана только на одном виде животных,

не является ни желательной, ни обычно практикуемоr"!, биопроба На цпонального пнститута рака является единственным хроническпм ис

следованием токсичности ТХЭ

при

пероральном

пути

воздействия.

В частности, развитие опухолей печенп после воздействия гепатоксич ных веществ порождает проблему уточнения механизма, которым такие опухоли вызываются- инициирование лп это или стимулирование. Мо дели, используемые для оценки потенциала, основываются на теории,

связывающей

химический

канцерогенез

соматпческими

мутациями

и постулирующей генетическую основу иниципрования опухолей. Моде ли экстраполяции, пригодные для стимуляторов опухолей, отсутствуют.

Поскольку существует настоятельная необходимость в руководстве от носительно допущенных уровней ТХЭ, особенно в загрязненных подзем ных водах, был принят консервативный подход, и указанная канцеро

генная опасность, связываемая с воздействием ТХЭ, была оценена на

основании данных о его канцерогенности для мышей ВбСЗ-FI посред ством линейной экстраполяции риска с пспользованием многоэтапной модели [ 30]. Этот расчет, основывающийся на суточном потреблении

л воды человеком массой тела

кг и допустпмом уровне риска ме

нее одного дополнительного случая рака на действии

100 000

населения при воз

на протяжении всей жизни, позволил получить ориентирояоч

ную рекомендуемую величину для ТХЭ неадекватными для оценки

мкг/л. Эпидемиологические

исследования рабочпх, подвергавшихся воздействию

ТХЭ,

оказались

{34-37].

СПИСОI( ЛИТЕРАТУРЫ

1. Huff, J. Е. New evidence on the old proЬ\ems of trichloroethylene. Iпdustrial mediciпe, 40: 25 ( 1971 ) . . . 2. Pearson, С R. & McConnel\, G. Chlorinated С 1 and С 2 hydrocarbons ш the marшe environment. Proceedings of the Royal Society of London, Series В, 189: 305 (1975).

ХЛОРИРОВАННЫЕ ЭТЕНЫ

177

3. McConnell, G. et а! Chlorinated hydrocarbons and the enviroпment. Endeavour, 34: 13 (1975). 4. Statement of basis and purpose for an amendment to the national primary drinking water regulations оп а treatment teclmique for syntlzetic organics. Washiпgtoп, DC, US Environmental Protection Agency, 1978. 5. National Research Council. Drinking water and lzealth. Washington, DC, National Academy of Sciences., 1977. 6. Bellar, Т. А. et а!. The occurreпce of organohalides in chloriпated drinking waters. Journal of the Americaп \17ater W'orks Associatioп, 66: 703 (1974). 7. Fishbein, L. Industrial шutagens and potential mutagens. I Halogenated aJiphatic derivatives. Mutation research, 32: 267 (1976). 8. Goldstein, А. et а! The absorptioп, dislributioп, and elimiпatioп of drugs. Iп: Principles of drug actioп: the basis of plюrrnacology. 2пd ed. New York, John V.'iley апd Soпs, 1974, рр. 129-154 9. Daniel, J. W. The metaboJism of CJ-Jabelled trichloroethyleпe and tetrachloroethylene iп the rat. Biochemical pharmacology, 12: 795 ( 1963). 10. Laham, S. Studies of placental traпsfer of trichloroethylene. Iпdustrial rnedicine, 39: 46 (1970). 11. Ikeda, М. & Ohtsuji, Н. А comparative study of the excretioп of Fuji\\•ara reactioп positive substances iп шiпе of humans апd rodents giveп trichloro- or tetrachloroderivatives of ethane and ethylene. British journal of industrial rnedicine, 29: 99 (1972). 12. Юmmerle, G. and Eben, А. Metabolism, excretion and toxicology of trichloroethylene after inhalation. 1. Experimeпtal exposure on rats. Arcl!ives of toxicology, 30: 115 (1973). 13. Юmmerle, G. & ЕЬеп, А. MetaboJism, excretion апd toxicology of trichloroethylene after inhalation. 2. Experimental human exposure. Archives of toxicology, 30: 127 (1973). 14. Ikeda, М. et а!. Uriпary excretion of total trich1oro-compouпds, trichloroethanol, trichloroacetic acid, as а measure of exposure to trichloroethylene апd tetrachloroethylene. British journal of industrial medicine, 29: 46 ( 1970). 15. Ertle, Т. et а!. Metabolism of trichloroethylene iп man. I The significance of trichloroethanol in long-term exposure conditions. Arc!Jives of toxicology, 29: 171 (1972). 16. Van Duuren, В. L. & Banerjee, S Covalent iпteraction of metabolites of the carcinogen trichloroethylene iп rat hepatic microsomes. Cancer researclz, 36: 2419 ( 1976). 17. Bolt, Н М. & Filser, J G. IrreverssiЬ!e Ьinding of chlorinated ethylcnes to macromolecules Environmental Jzealth perspectives, 21: 107 ( 1977). 18. Uehleke, Н. & Popla\vski-Tabareiii, S. IrreversiЬ!e Ьinding of 14 C-Iabelled trichloroethylene in mice liver coпstituenls in vivo and in vitro. Archives of toxicology, 37: 289 (1977). 19. Allemand, Н. et а! Metabolic activation of trichloroethylene into а chemically reactive metabolite toxic to the liver. Joumal of pharmacology and experirnental tlzerapeutics, 204: 714 (1978). 20. Ste\\'art, R. D. et а!. Observations on the concentrations of trichloroethylene in Ьlood and expired air following exposure to humans American Industrial Н ygiene Association journal, 23: 167 (1962). 21. Ikeda, М. & Imamura, Т. Biologica] half-life of trichloroethylene and tetrachloroethylene in human subjects. Intemationales Archiv ftlr Arbeitsrnedizin, 31: 209 (1973). 22. Defalque, F. J. Phaпnacology and toxicology of trichloroethylene А critical reYiew of the world Iiterature Clinical plшrrnacology and t!zerapeutics, 2: 665 ( 1961). 23. Grandjean, Е. et а!. Investigations into the effects of exposure to trichloroethylene in mechanica1 engineering. British journal of industrial medicine, 12: 131 (1955). 24. Юaasen, С D & Plaa, G. L. Relative effects of various ch1orinaled hydrocarbons on Jiver and kidney function in dogs Toxicology and applied plzarmacology, 10: 119 (1967). 25. Greim, Н. et а!. Mutagenicity in vitro and potential carcinogenicity of chlorinated ethylenes as а function of metabolic oxirane formation. Biochernical pharrnacology, 24: 2013 (1975). 26. Simmon, V. F. et al. Mutagenic activity of chemicals identified in drinking-water In: Scott, D. et al., ed., Progress in genetic toxicology. Amslerdam Elsevier jNorth Ho\]and ' Biomedical Press, 1977, рр. 249-258.

178

IV. ОРГАНИЧЕСК:ИЕ К:ОМПОНЕНТЫ, ОК:АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

27. Shahin, М. & von Barstel, R. Mutageпic and lethal effects of beпzene hexachloride, dibutylphthalate and trichloroethylene in Sacclzaromyces cervisiae. Mutation research, 48: 173 (1977). 28. Henschler, D. Metabolism of chlorinated alkenes and alkanes as related to toxicity. J ournal of environmental patlюlogy and toxicology, 1: 125 ( 1977). 29 Schwetz, В. А et al. The effect of maternally inhaled trichloroethylene, perchloroethylene, methyl chloroform and methylene chloride on embryonal and fetal development in mice and rats. Toxicology and applied pharmacology, 32: 84 ( 1975). 30. National Cancer Instiiute, Carcinogenesis Ьioassays of trichloroethylene. Washington, DC, US Department of Health, Education апd \\lelfare, 1976 (CAS No. 79-01-6, NCI-CG-TR-2). 31. Price, Р. J. et al. Transformiпg activities of trichloroethyleпe and proposed industrial alternatives. In uitro, 14 290 (1978). 32. Heпschler, D. et al Carcinogenicity of trichloroethylene: fact or artifact? Archives of toxicology, 37: 233 ( 1977). 33. Hensch!er, D. et al. Carcinogenicity study of trichloroethylene Ьу long term inhalation in three animal species. Arcblves of toxicology, 43: 237 (1980). 34. Some !щlogeпated lщdrocarboпs. Lyon, International Agency for Research on Cancer, 1979 (IARC Monographs on the evaluation of the carcinogenic risk of chemicals to humans, vol. 20). 35 Tola, S. et а!. А short study on workers exposed to trichloroet11ylene. Journal of occupational medicine, 22: 737 ( 1979). 36. Blair, А Mortality among \\'orkers in the metal polisblng and plating industry. Journal of occupational medicine, 22: 158 (1980). 37. Blair, А & Mason, Т. J. Cancer and mortality in United States counties \Yith metal plating industries. Arcblves of enuiroпmental health, 35: 92 ( 1980).

2.4 2.4.1 Общие аспекты

Тетрахлорэтен

Тетрахлорэтен ( 1,1 ,2,2-тетрахлорэтен, перхлорэтилен ПХЭ) а пред ставляет собой бесцветную негорючую ждкость, применяющуюся в пер вую очередь в качестве растворителя при сухой химической чистке.

В меньших масштабах он используется как обезжиривающий раствори тель в металлобрабатывающей промышленности [ 1]. Тетрахлорэтен широко распространен в окружающей среде и обна руживается в микроколичествах в воде, водных организмах, воздухе,

пищевых продуктах и тканях человека [2]. Наибольшие уровни ПХЭ в окружающей среде обнаруживаются при сухой химической чистке и обезжиривании металлов в промытленных масштабах [3]. Хотя ПХЭ поступает в воду со стоками прошводящих его пред приятий, предприятий, производящих товары широкого потребления, и с хозяr"rственно-бытовыми стоками, в питьевой воде он отмечается

в минимальных концентрациях веледетвне его высокой летучести. ПХЭ обнаружен в концентрациях нпже 1 мкг/л в воде в окрестностях заво дов по производству хлорированных углеводородов в Англии [4] и в поверхностных водах в США [5]. Однако он часто обнаруживается в более высоких концентрациях в загрязненных подземных водах.

•

Перхлорэтилен-сокращенно ПХЭ- старое назван не тетрахлорэтена. Хотя здесь при нято современное наименование, сокращение ПХЭ сохранено во избежание путаницы с сокращенным названием трихлорэтена.

ХЛОРИРОВАННЫЕ ЭТЕНЫ

179

2.4.2

Пути воздействия

2.4.2.1

Вода

В рамках Национальноrо обследования на мониторинг органических веществ США [6] ПХЭ был обнаружен в 9 из 105 проб шrтьевой воды

3,1

в период между ноябрем 1976 г. и январем 1977 г. (диапазон 0,2мкг/л), средняя концентрация в 9 положительных пробах составля ла 0,81 мкг/л. В Швейцарии в загрязненной питьевой воде обнаружены

концентрации до

954

мкг/л

.[7].

ПХЭ был одним из двух галогенпрован как в питьевой воде, так и в

ных соединений, идентифицпрованных

плазме крови жителей Нового Орлеана до

[8].

В воде муниципальных во

допроводов Великобритании обнаруживается уровень содержания ПХЭ

0,38

мкг/л

[ 4].

2.4.2.2

Пищевые продукты

Концентрации ПХЭ в пищевых продуктах морского происхождения, собранных в зоне Ливерпульского залива в Англпи, составляли от 0,5 до 30 м кг/кг [ 4, 9]. Концентрации ПХЭ в пищевых продуктах колеба лись от необнаруживаемых количеств ( <0,01 мкг/кг) в апельсиновом соке до 13 мкг/кг в англпйском масле[2].

2.4.2.3

Атмосферный воздух

Концентрации ПХЭ в общей окружающей среде характеризуются тенденцией к низкпм величинам. Pearsoп и McConnell [ 4] наблюдали в атмосферном воздухе крупных городов Великобритании концентра

ции в диа,пазоне от менее 0,68 до 68 мкг/м 3 . В пригороде Мюнхена: Loechner 1[10] обнаружил концентрацпю 4 мкг/м 3 , тогда как в центре Мюнхена в атмосферном воздухе содержалось 6 мкг/м 3 • При обследо вании 8 населенных пунктов в США в городских районах показаны кон центрации до 6,7 мкг/м 3 , а в сельских-менее 0,013 мкг/м 3 [11]. Как и для ряда родственных ему хлоруглеводородных растворптелей с низ

кой относительной молекулярной массой, гораздо более значительное воздействие ПХЭ имеет место в промышленной окружающей сре де [ 12]. Основное примененпе ПХЭ находпт в текстильной промышлен

ности и сухой химической чистке (69%), в очистке металлов качестве химического промежуточного продукта ( 12%).

(16%)

и в

2.4.3

Метаболизм Всасывание

2.4.3.1

Stewart с сотрудниками [13], применив ингаляционное воздействие, обнаружили, что концентрация ПХЭ в крови людей-добровольцев до стигает уровней, близких к устойчивому состоянпю, после 2 ч непре рывного воздействия. Эти результаты свидетельствуют о быстром до стижении ПХЭ постоянных уровней в организме. Вса~сывание ПХЭ при

пероральном введении спецпально не изучалось. Однако есть все осно-

!ВО

IV. OPrAНIIЧECi\:ИE КОМПОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ полагать, по аналогшr с другпмп веществами с аналогичными

ванпя

свойствами ностью

(например, из

трихлорэтеном,

хлороформом), тракта.

что

он

пол

всасывается

желудочно-кишечного

2.4.3.2

Биотрансформация

Метаболизм ПХЭ широко изучен у людей и экспериментальных жи вотных. В качественном отношении 'продукты метаболизма у людей

[14, 15] и экспериментальных животных 1[16-18], по-видимому, ана логичны. В основном, как полагают, ПХЭ метаболизируется через эпо1\jСИд (окспд тетрахлорэтена) и кислый хлоридвый промежуточный про дукт (хлорпд трпхлорацетила) с образованием конечного продукта его метаболизма- трихлоруксусной кислоты. По сообщению Ogata с со трудникамп [ 19], 1,8% ПХЭ, задержанного в оргаюrзме человека в те чение 67 ч, превращалось в трихлоруксусную кислоту, а 1,0%- в не известный метаболит.

2.4.3.3

Выведение

Самовыведение ПХЭ из организма происходит в первую очередь че рез легкие :[13, 20, 21]. Период полувыведения ПХЭ через легкие оце нивается в 65 ч [ 20, 21]. Трихлоруксусная кпслота, как метаболит ПХЭ, выводится с мочой с полупериодом 144 ч [21].

2.4.4

Влияние на здоровье

2.4.4.1

Острая, подострая и хроническая токсичность

Среди острых эффектов ПХЭ, как и другпх членов семеrkтва хлор этанов, в очень значительной степени преобладает угнетение централь ной нервной системы. Единственным указанием на хроничесr-::иr"r эффект со стороны центральной нервной системы являются пзменения карти ны ЭЭГ, связанные с увеличением электрического импеданса коры моз га при воздействии ПХЭ уже в суточной концентрации 100 мг/м 3 воз духа в течение 4 ч на протяжении 15-30 дней [ 22, 23]. Было отмече но, что этп эффекты связаны со спорадическим набуханием и вакуолп зацией протоплазмы в некоторых клетках [ 23]. Хотя информация, по лученная на эксперпментальных животных, ограюrчена, в целом она

подтверждает данные об остром угнетении центральной нервной систе

мы [ 24]. Относительно длительных воздействпй, как и в случае клинп ческих исследований на людях, имеется мало сведений. О том, что хроническое воздействие ПХЭ на людей может быть связано с более серьезнымп нарушениями со стороны центральной нервной системы,

свидетельствуют немногочисленные сообщения

о спорадпческих случа

ях [ 25, 26] и маломасштабные эппдемпологические п клинические пс следованпя [ 27], охватывающие группу людей, подвергавшихся в ус ловпях производства воздействию ПХЭ в конuентрацпях 18902600 мг/м 3 . Однако эти исследования часто былп осложнены воздейст вием других растворителей [28]. Кратковременное воздействпе ПХЭ при более высоких концентрациях и более длительное воздействие прп более низких концентрацпях могут вызывать поражения почек п печени

2. ХЛОРИРОВАННЫЕ ЭТЕНЫ

181

у собак [ 29]. :Кylin с сотрудниками [ 30] отметил н умеренную жировую дегенерацпю печени у мышей после однократного 240-мrшутного воз действия ПХЭ в концентрацrш 1340 мг/м 3 . Обнаружено, что воздействие той же концентрацrш по 4 г ежедневно, 6 дней в неделю на протяже нии до 8 нед увеличивало выраженность изменений, вызываемых ПХЭ [31]. Результаты эпидемиологических исследованпй на рабочих, под вергавшихся воздействию ПХЭ, недостаточны для такой оценкп

[32-34].

2.4.4.2

Мутагенность

Cerna

и :Кypenova

[ 35]

обнаружилп, что обработка ПХЭ ведет к по

вышенпю мутагенной актпвности штаммов Salmonella, чувствительных к мутациям как с замещением оснований, так и со сдвигом рамки. Од нако ПХЭ не оказывал влияния на скорость спонтанных мутацпй у Е. coli 1\12 в прпсутствии микросам печени [36].

2.4.4.3

Канцерогеннасть

Было продемонстрировано канцерогенное действие ПХЭ на печень мышей B6C3-F37. На крысах Osborne- Mendel были получены отри цательные результаты, но высокпй показатель ранней смертности не позволяет использовать данные, полученные на крысах, для оценкп кан

церогенности ПХЭ. :Кроме того, недавние исследования, в которых в ка честве положптелыrого к

контроля

использовался

четыреххлористый рака

уг

лерод, показали, что крысы вителыюстью индукции

Osborne- Mendel гепатоцеллюлярного

обладали ннзкой чувст хлорированными

углевадорадамп

[ 38].

:Канцерогенная опасность, связанная с воздействrrем ПХЭ, может быть оценена на основанип вызываемого им развития гепатоцеллюляр

ного рака у мышей B6C3-F1 [37] с использованнем линейной много этапной моделп экстраполяцпи. Эта модель построена на теории хими ческого канцерогенеза на основе соматических мутаций, наиболее при годной для инициаторов опухолей. Однако известно, что вещества, вы зывающие некротпческие изменения тканей, например, печени, успли вают генез опухолей за счет эпигенетпческих механизмов [39]. Для подобных эффектов модели экстраполяции отсутствуют. Не совсем же лательно основывать оценку канцерогенной опасности на данных, полу ченных в эксперпментах с использованием гепатотоксических доз, в от

сутствпе других доказательств канцерогенности. Однако отсутствие других приемлемых данных и настоятельная потребность в рекоменда циях связи с загрязнением подземных вод побуднлп использовать кон сервативный подход, и с целью получения ориентировочной рекомен дуемой величины ПХЭ рассматривался как иницпатор опухолей. Ре зультаты расчетов показали, что при концентрации тетрахлорэтена

в питьевой воде

мкг/л можно прогнозпровать увеличение риска за

болевания на менее чем один дополнптельный случай рака на 100 000 населения прп допуске суточного потребления воды, равно

го

л.

182

IV.

ОРГАНИЧЕСК:ИЕ К:ОМПОНЕНТЫ, 01\АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. Windholz, М. et а!. The Merck index. 9th ed. Rahway, NJ, Merck and Со., 1976. 2. McConnell, G. et а!. Chlorinated hydrocarbons and the enviroпment. Endeavour, 34: 13-18 (1975). 3. N atioпal Institute of Occupational Safety and Health. Criteria for а recommended sandard- occupational exposure to tetracl!loroethylene (perchloroet!Jyleнe). Washiпg toп, DC, US Departmeпt of Health, Educatioп & Welfare, 1976. 4. Pearsoп, С. R. & McCoпnell, G. Chloriпated С 1 and С 2 l1ydrocarboпs in the marine eпviroпmeпt. Proceedings of the Royal Society, Series В, 189: 305 ( 1975). 5. Ewiпg, В. & Chian, Е. Moнitoring to detect preuiously unrecognized pollutants in surface waters. \Vasblпgtoп, DC, US Епуirошпепtа! Protectюн Аgепсу, 1977. 6. Statement of basis апd purpose for an amendment to tlre natioпal primary drinking water regulatioпs оп а treatment criteria for synthetic organics. Washiпgton, DC, US Environmental Protection Agency, 1978. 7. Giger, W. & Molnar-KuЬiea, Е. Tetrachloroethyleпe in coпtaminated grouпd and drinking waters. Bulletin of environmental contamination анd toxicology, 19 ( 4): 475 (1978). 8. Dowty, В. et а1. Halogenated hydrocarbons iп Ne\Y Orleans drinking \Vater and Ьlood plasma. Science, 187: 75 ( 1975). 9. Dickson, А. G & Riley, J. Р. The distributioп of short-chaiпed halogenated aliphatic hydrocarboпs iп sоше mariпe orgaпisms. Maritze pollution bulletin, 7: 167 (1976). 1О. Loechner, F. Perchloriithyleп еiпе Bestaпdsaufпahme. Umwelt, 6: 434 (1976). i 1. Lilliaп, D. et al. Atmospheric fates of halogeпat.ed compouпds. Eпuironmental science and techпology, 9: 1042 (1975). 12. Fishbein, L. Iпdustria1 mutagens апd potential mutageпs I. Ha1ogeпated aliphatic hydrocarboпs. Mutation research, 32: 267 (1976). 13. Stewart, R. D. et а!. Humaп exposure to tetrachloroethyleпe vapor. Archives of environmental health, 2: 516 (1961). 14. Ikeda, М. et al. Uriпary excretioп of total trichloro-compouпds, trichloroethaпol and trichloroacetic acid as а measure of exposure to trichloroethyleпe апd tetrachloroethyleпe. British joumal of industrial medicine, 29: 328 (1972). 15. Ikeda, М. Metabolism of trichloroethyleпe and tetrachloroethylene in humaп subjects. Env!ronmental healt/r perspectiues, 21: 239 (1977). 16. Yllner, S. Urinary metabolites of 14 C-tetrachloroethylene in mice. Nature, 191: 820 (1961). 17. Daniel, J. W. The metabo!ism of 36 Cl-labelled trichloroethylene апd tetrachloroethyleпe in the rat. Bioclremical pharmacology, 12: 795 ( 1963). 18. Keda, М. & Olltsuji, Н. А coшparative study of the excretion of Fuji\vara- reactionpositive substances iп urine of humaпs апd rodeпts given trichloro- or tetrachloroderivatives of etl1ane and ethylene. Britis/1 journal of industrial medicine, 29: 99 (1972). 19. Ogat.a, М. et а!. Excretion of organic chloriпe compounds iп the urine of persons exposed tu vapours of trichloroethylene and t.etrachloroethylenc. Brilislr journal of industrial mediciнe, 28: 386 (1971). 20. Ste"l''art, R. D. et а!. Experimental huшап exposure to tetrachloroethyleпe. Archiues of enuironmental lrealth, 20: 225 ( 1970). 21. Ikeda, М. & Imamura, Т. Biological half-life of trichloroethylene апd tetrachloroethyleпe in humaп subjects. Internatioнales Arclziu ftir Arbeitsmedizin, 31: 209 (1973) 22. Dmitrieva, N. V. Махiшшп permissiЬle conceпt.rations of ietrachloroethylene in factory air. Hygieпe and sanitation, 31: 387 (1966). 23. Dmitrieva, N. V. & Kuleshov, Е. V. Changes in the bloelectric activity апd electric conductivity of the braiп in rats chronically poisoned юth ccrtain c!Jlorinated hydrocarboпs. Hygiene and sanitation, 36: 23 (1971). 24. Some halogenated !rydrocarboпs. Lyon,Iпternat.ional Agency for Research on Cancer, 1979 (IARC Monographs оп ti1e evaluatioп of the carcinogeпic risk of cheшicals to hшnaпs, Yol 20.) 25. Gold, J Н Chronic perchloroet.hylene poisoniпg. Canadian Psychiatric Association journal, 14:627 (1969). 26. McMulleп, J. К. Perchloroethylene intoxication. Britisl1 medical joumal, 2: 1563 (1976) 27. Coler, Н. R. & Rossшiller, Н. R. Tetrachloroethyleпe exposure iп а small industry. Arc!zives of industrial lrygiene & occupational medicine, 8. 227 (1953).

ХЛОРИРОВАННЫЕ ЭТЕНЬ!

183

28. Tuttle, Т. С. et а!. А behavioral and neurological evaluation of dry cleaners exposed to perchloroethylene. Washingtoп, DC, Department of Health, Education and Welfare, 1977 (NIOSН) No. 77-214). 29. Юааsеп, С. D. & Plaa, G. L. Relative effects of chlorinated hydrocarbons on liver and kidne function in dogs. Toxicology and applied pharmacology, 10: 1 Ш (1967). 30. l\ylin, В. et а!. Hepatotoxicity of inhaled trichloroethylene, tetrachloroethylene and chloroforш. Single exposure. Acta p!rarmacologica et toxicologica, 20: 16 (1963). 31. Kylin, В. et а!. Hepatotoxicity of inhaled trichloroethylene. Long-term exposure. Acta p!rarmacologica et toxicologica, 22: 379 (1965). 32. Вlair, А. et а!. Causes of death among laundry and dry cleaniпg workers. American journal of puЬlic health, 69: 508 (1979). 33. Blair, А. Mortality among workers in the metal polishing and plating industry. Journal of occupational medicine, 22: !58 (1980). 34. Вlair, А. & Mason, Т. J. Cancer and mortality in the United States counties with шental plating industries. Archives of environmental healt/1, 35: 92 ( 1980). 35. Gerna, М. & Курепоvа, Н. Mutagenic activity of chloroethylenes analysed Ьу screening systeш tests. Mutation researclr, 46: 214 (1977). 36. Greim, Н. et а!. Mutageпicity in vitro and poteлtial carcinogenicity of chlorinated ethylenes as а function of шetabolic oxirane formation. Biocllernical plшrmacology, 24: 2013 (1975). 37. National Сапсеr Iпstitute. Bioassay of tetrachloroet!rylene for possiЬle carcinogenicity. Washington, DC, Departшeпt of Health, Education and Welfare, 1977 (CAS No. 127-8-4, NCI-CG-TR-13 (NIН) 77-813). 38. National Cancer Institute. Carcinogenesis Ьioassay of trichloroethylene. Washington, DC, Department of Health, Education and \Velfare, 1976 (CAS No. 79-01-6, NCI-C6TR-2 (NIН) 76-802). 39. Schumann, А. et al. The pharшacokiпciics апd шacroшolecular interactions of perch!oroethyleпe in mice and rats as related to oncogenicity. Toxicology and applied pharmacology, 55: 207 ( 1980).

13-1084

3.ПОЛИЦИКЛИЧЕСКИЕ

АРОМАТИЧЕСКИЕ УГЛЕВОДОРОДЫ

3.1

Общие замечания

Полициклические ароматические углеводороды более бензольных колец;

(ПАУ)

представля

ют большую группу органических соедпненпй, состоящпх из двух или

матические кольца. рода

в некоторых случаях представлены и неаро Смежным кольцам принадлежат два атома угле

r~ ' 1

со Нафталv' г.:

Jрантен

Бенз[а]пирен

ПАУ образуется н результате неполного сгоранпя органических со единений, но могут также синтезироваться некоторыми бактериям,п,

водорослями п высшими растениями ГЛПНаХ центрап

1[1, 2].

Они относительно мало

растворпмы в воде и прочно адсорбируются на частпцах и осадочных

r?l,

'ПО Bf'ТJ:eT К ПОЯВЛеНИЮ В ВОДНОЙ среде более ВЫСОК!!Х КОН ,,ем т, которые были бы возможны только на основании

предстаьлений о ;Jастворимостп

[ 1].

ПАУ, растворенные в воде и ад

сорбпрованные на часпщах, подвергаются фоторазложению при ус ловии, если имеет место воздействпе солнечного света с ультрафиоле

товым излучением достаточной энергип [4, 5]. Некоторые микроорга низмы в почве могут разрушать ПАУ [6], и вероятно, что в осадках также наблюдается разложение ПАУ по крайней мере до некоторой степени [7].

3.2

Пути воздействия

В окружающую среду ПАУ попадают как IIЗ природных, так и из антропогенных источников. Эта группа соединений широко распростра нена в окружающей среде и обнаружпвается в животных и раститель ных тканях, осадках, почвах, воздухе и различных водаисточниках

[8, 9]. 184

3. ПОЛИЦИКЛИЧЕСКИЕ АРОМАТИЧЕСI\ИЕ УГЛIШОДОРОДЫ

185

3.2.1

Атмосферный воздух

Концентрации ПАУ в воздухе варьируются в зависимости от мест· ности п сезона. В окружающей среде промышленных городов концен трации ПАУ выше и имеют тенденцию к макспмуму в более холодные месяцы, когда больше используется отопление [10]. Концентрации ПАУ колеблются от приблизительно 0,001 до 2 мкг на 1000 м 3 воздуха в сельской местносТ'!I и от приблизительно О, 1 до 60 м кг на 1000 м 3 в городскпх районах [11]. В некоторых случаях в загрязненной атмо сфере отмечались концентрации бенз[а]пирена от 20 до 400 мкг на 1000 м 3 •

3.2.2

Пищевые продукты

ПАУ обнаруживаются в существенных количествах в некоторых пи щевых продуктах, в зависпмостп от метода кулинарной обработки, кон сервацип и хранения, и выявляются в различных впдах мясных продук

тов, рыбы, овощей и фруктов [13]. В американских петочниках ука зывается общее потребление ПАУ с ппщей порядка 1,6-16 мкг/сут-

~ KII

[4]. Вода

3.2.3

Концентрации

ПАУ в

поверхностных

водах

подвержены влиянию

промышленных выбросов, п было показано, что в разных реках Герма

нии они колеблются от 0,12 до 3,1 мкг/л [15]. Исследование ряда под земных вод и систем питьевого водоснабжения на присутствие 6ПАУ флуораптена, бенз [ Ь] флуорантена, бенз [ k] флуорантена, бенз [а] пире на, бенз [gbl] перплена и инден ( 1,2,3-cd) -пирена- показала, что их общая концентрация обычно не превышает 0,05 мкг/л в подземных во дах и 0,1 мкг/л в шпьевоi'I воде [16]. Более поздняя работа Borneff [ 17], в которой использованы данные большого числа анализов, пока зала, что концентрацип этих 6 ПАУ превышают 0,11 мкг/л только в 1% проб, тогда как в 90% проб эти концентрации были между 0,001 и 0,01 мкг/л. Было показано, что концентрации бенз[а]пирена колеба лнсь от 0,6 до 114 нг/л в поверхностных водах и от О, 1 до 23,4 нг/л питьевой воде [16, 18]. Согласно Borneff [ 19], 2 / 3 ПАУ в поверхностных водах связаны с частrщами, которые удаляются при процессах осаждения, флоккуля ции п фильтрации. Из остающейся 1/ 3 растворенных ПАУ большая часть может быть удалена окислением, эффективность которого варьи руется в зависимости от пспользуемой системы. Хлорпрованпем воды может быть удалено 50-60% бенз[а]ппрена, тогда как при фильтра ции с активированным углем в псследованиях на местах удаляется до

99% бенз[а]пирена [19]. Известно, что контакт с пзоляцией: труб на основе каменноугольной смолы в некоторых случаях ведет к увеличению концентрацпй ПАУ в воде. В такпх случаях особенно выражено увеличение концентрации флуор антена [ 20 [.

13*

186

IV. ОРГАНИЧЕСК.ИЕ К.ОМЛОНЕНТЫ, ОК.АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

Годовое поступление ПАУ в организм в развитых странах оцени вается в диапазоне от 1 до 1О м г на человека, причем доля б е нз [а Jпи рена составляет 0,1-1,5 мг [21, 22]. Однако рассчитано, что приблизи тельна 99% суточного перорального поступлешrя пропсходпт за счет пищевых продуктов, а поступление с питьевой водой обычно составля

ет лишь О, 1% от общего поступления

[ 23].

3.3

Метаболизм

ПАУ высокорастворпмы в жирах п легко всасываются пз кишечни ка и легких млекопитающих [24-26]. Онп первоначально очень быст ро выводятся из крови и печени [27] и распределяются по разлпчным тканям с особой тенденцпей локалпзоваться в жировой тканп [ 26-29]. Метаболизм ПАУ осуществляется через систему окспдаз со смешан ными функциями, опосредуемую цитохромом Р-450, и включает в ка честве первого этапа окисленпе пли гпдроксилирование. Образующиеся эпоксиды или фенолы могут затем подвергаться реакции детоксикацип с образованием глюкуронпдных, сульфатных илп глутатионовых конъ югатов. Однако некоторые пз эпоксидов могут метаболпзпроваться до дигидродиолов, которые в свою очередь могут подвергаться конъюгпро

ванию с образованием растворимых продуктов детоксикацни или окис лению до диол-эпоксидов [30, 31]. Считается, что эти последние соеди нения являются конечными канцерогенами в тех случаях, когда канце

рогенность обнаруживается вую очередь с мочой и

[32]. Метаболиты ПАУ выводятся в пер в впде водорастворимых соединений

калом

[ 33, 34].

ПАУ могут индуцпровать синтез ферментов, ответственных за их собственный метаболизм [35]. Это в свою очередь означает, что мета болизм ПАУ может усиливаться прп продолжительном воздействии. Однако эффекты различных экзогенных и эндогенных пндукторов, ге нетических факторов, возраста, пола п состояния пптания, для которых 'показано влияние на эти ферментные системы, затрудняет прогноз того,

будет ли канцерогенность ПАУ со временем возрастать илп снижаться. Многочисленными исследованпямп показано, что, несмотря на высо

кую жирорастворимость ПАУ, оюr проявляют незначптельную тенден цию подвергаться бпоконцентрпрованию в жпровой ткани животных или человека, в первую очередь вследствие своего быстрого и обширно

го метаболизма

[ 34, 36, 37].

3.4

Влияние на здоровье

Сведения об острой, подострой п хронпческой тоr-ссичности ПАУ при нх поступлении в органпзм немногочисленны. Однако показано, что они вызывают гпперкератоз, гиперплазпю и снпжение числа сальных же

лез в коже

[38].

Некоторые

ПАУ,

напрпмер,

днметилбензантрацен,

оказывают выраженное влпяние на костный иозг и лимфоидную ткань

крыс

[39].

Однако обычно канцерогенные ПАУ

не

вызывают

явных

признаков токсичности до тех пор, пока не будет достигнута доза, до статочная для развития опухолей.

ПОЛИЦИКЛИЧЕСКИЕ АРОМАТИЧЕСКИЕ УГЛЕВОДОРОДЫ

187

Сведения о тератогенных эффектах ПАУ весьма ограничены, но данные по бенз [а] пирену свидетельствуют о том, что эффекты наблю цаются только при очень высоких дозах

[40, 41].

Для ряда ПАУ показана мутагенность в бактерпальных системах,

in vitro на культурах клеток и in vivo методом сестринских хроматпд ных обменов [42--45]. Однако значение такпх измененпr"! для человека пли их влпянпе неясны, несмотря на существование очень хорошей кор реляции между результатами тестов на мутагенез п потенциальной

канцерогенной активностью.

Многпе ПАУ могут вызывать опухоли кожи и других эпителиальных тканей у многочисленных впдов подопытных животных [ 13, 46]. Зло качественные опухоли часто могут быть индуцированы очень неболь шими колпчествамп последуемого соединения при очень коротких ла

тентных перподах. Канцерогенез ПАУ прп пероральном пути введения изучен менее хорошо, но были получены положительные результаты, особенно в отношении опухолей желудочно-кишечного тракта и пище

вода [ 13, 47]. ПАУ редко встречается в окружающей среде изолированно и могут наблюдаться многочисленные взаимодействия со смесями ПАУ, по средством которых может усилпваться действие ПАУ с пзвестной кан церогенной активностью [ 48-50]. Однако эти системы изучены недо статочно хорошо, и их значимость в отношении воздействия ПАУ из окружающей среды до настоящего времени не установлена.

Эпидемиологпческие исследования рака кожи, связанного с произ водственными воздействиями, дают больше основания предполагать по

ложительную роль ПАУ в возникновении некоторых видов рака у че ловека [51-53]. Однако это не обеспечивает количественных данных относптельно воздействия нз окружающей среды, в противоположность

производственному, пли относительно значения смесей ПАУ.

3.4.1 Рекомендуемая величина Исходя пз представления о том, что питьевая вода по своему качест

ву должна быть сравнпма с незагрязненной подземной водой, в опуб ликованных ВОЗ в 1970 и 1971 г. стандартах на питьевую воду был установлен предел для общего содержания 6 индикаторных ПАУ в питьевой воде 200 нг/л. Этими ПАУ были флуорантен, бенз[а]пирен, бенз [gbl] перилен, бенз [ Ь] флуорантен, бенз [ k] флуорантен и индено ( 1,2,3-cd) пирен. В подземных водах были обнаружены концентрации этих индикаторных ПАУ 10-50 нг/л, в относительно чистых речных во дах

50-250

нг/л, а в загрязненных речных водах и стоках этп концен

трации былп выше.

Последующие

исследования

показалп,

что

уровнп

этих

ПАУ

в питьевой воде были значительно нпже стандарта, и что на эти кон

центрацип существенное влиянпе оказывает вымывание флуорантена из каменноугольной смолы, используемой для изоляции распределитель

ных спстем. К.роме того, выбранные индикаторные ПАУ и установлен ный предел не основьщались ни на каких токсикологических сообра жениях.

1,88

IV.

ОРГАНИЧЕСК:ИЕ К:ОМПОНЕНТЫ. ОК:АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

В 1976 г. в СССР была предложена п утверждена Министерством здравоохранения СССР предельно допустимая концентрация бенз [а] пирена в поверхностных водах 5 нг/л [54]. Несмотря на то, что относительный вклад ПАУ, прпсутствующих в питьевой воде, в пх общее поступление в организм невелик, они представляют собой потенциально опасные вещества, и пх воздействие должно быть сведено до минимума. Однако пмеющаяся в настоящее время информация недостаточна для установления рекомендуемых ве личин для смесей ПАУ пли отдельных соединений, за исключением

бенз[ а] пирена. Вероятно, что рекомендуемая величина для б е нз [а] пирена будет оказывать влияние на уровнп содержания другпх ПАУ, поскольку методы снижения содержания б е нз [а] пирена до допустпмо го уровня будут вести к снпженпю уровня содержания всех ПАУ. Предлагаемая рекомендуемая величина для бенз[а]пирена осно вывается на токсикологических соображенпях п эксперпментальных

данных

Neal п Rigdon [ 47], полученных при скармлпвании бенз [а] пи рена мышам линпп CFW в дозах от 1 до 250 мг/кг на протяженип при близительно 110 дней. В этом эксперименте пмело место статпстпчески

значимое, дозо-зависпмое увеличенпе частоты случаев опухолей желуд ка (папиллом и карцином). К этим данным была прпменена линейная многоэтапная модель оценки риска, определяющая допустимый рпск как 1 на 100000 [55]. Ниже представлено обобщение сделанных рекомендацп!r: 1. Основываясь на применении многоэтапной моделп к имеющпмся токсикологическrrм данным для б е нз [а] шrрена п прпнпмая во внимание

тот факт, что это вешество ассоцшrруется в воде с другимп ПАУ из вестной канцерогенности, предлагается рекомендуемая величпна для

бенз[аlпирена в питьевой воде

0,01 мкг/л.

Вследствие тесной связи ПАУ со взвешенными твердыми вещест

вамп прпменение в необходимых случаях очистки для достижения до пустимого уровня мутностпа будет гарантировать, что при этом дости

гаются и минrrмальные уровнп ПАУ. 3. ПАУ не должны поступать в воду в процессе ее очистки и рас пределения; следовательно, использованпе изоляции для труб на осно ве каменноугольной смолы должно быть прекращено. Признается, что удаленпе каменноугольной пзоляцип с существующих труб может ока заться практически нецелесообразным. Однако должны быть предпри няты псследованпя для разработки методов снижения до минимума

вымывания ПАУ. 4. Следует продолжать мониторинг концентраций ПАУ с целью оп ределrrть фоновые уровни, чтобы можно было оценивать любые изме нения по отношению к ним и при необходимости принимать корректи ровочные меры. Считается, что для целей моюrторинга концентраций

ПАУ целесообразно использовать

некоторые

отдельные

соединения

в качестве нндпкаторов группы в целом. Выбор индикаторных соеди неюrй будет варьироваться в зависимостп от конкретной ситуацип. Не которые органы считают, что в ряде случаев показателем загрязнения

всеми соединениями группы ПАУ может служить бенз [а] пирен.

•

Допустимый уровень определен в ч. \Т, раздел

16.4,

с.

31 О,

ПОЛИЦИКЛИЧЕСКИЕ АРОМАТИЧЕСКИЕ УГЛЕВОДОРОДЫ

189

Контроль за содержанием ПАУ в пнтьевой воде следует и впредь на представлении о том, что незагрязненные подземные

основывать

воды представляют фоновый уровень загрязнения, который не должен превышаться. Эта концепция была принята в стандартах, опублико

ванных ВОЗ в

1970

и ко

1971 всем

г.

При всей своей целесообразности этот токсико

подход не применим

ситуациям и не основывается на

логических соображениях.

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. Ande!man, J. G. & Snodgrass, J. Е. Incidence and significance of polynнclear aromatic hydrocarbons in the \\•ater environment CRC criticnl ret•iews iп enuiroпmentnl control, 4: 69 (1974). 2. Harrison. R М et а!. Polynнclear aroшatic hydrocarbons in ra\\', potahle and \\'aste \Vaters. \'<?ater researcf!, 9: 331 (1975) 3. Strosher, М Т. & Hodgson, G. Vv'- Polycyclic aromntic Tчtdrorarboпs iп laf1e waters and associafed sediments. Analцfical dl.'termiпatioп Ьу gas-cf!romntogrп.ohtJ mass sp!'cfrometry. Philadelphia, American Society for Testing and i\laterials, 1975 (\Vater Quality Parameters ASTM STP 57.'3. DP 259-270). 4. McGinnes. Р. R. & Snoeyink, U L. Determination of the fnte of РАН in nctural water sцstems. Urbana, IL, Il!inois University, 197 4 (Research Report No. 80, NТIS РВ-232, 168). 5 \\-'ater related etn•ironmental fate п( 129 prioriltt pollutants. \Vashington, DC, Environmental Protection A~ency 1979 (ЕРА-440/4-79-0296) 6. Shabad, L. М. On tl1e so-called i\1AC IMaximнm Allo\vaЬ!e Concentrations) for carcinnQ'enic hvdrocarbons Neoplasmn, 22: 459 ( 1975\. 7. Neff. J. М. Poll!C!fclic aromntic fzydrocnrbons in the aqualic environmenf. London, Applied Science Publishers. 1979. 8 Radding, S. В. et а!. The !'nиironmental fatf' nf s!'lected poll!nиclear nrornatic fщdrorarbons. Menlo Park, СА, Stanford Research Institute, 1976 (EDPA 560/5-75-009. NТIS РВ-250 948). 9 Shackelford, W М & Keiih, L Н. Frequenc.tt of organir rГJmpounds ideпtified in wnter. Vv'ashington, DC, Environmental Protectio11 A~encv, 1976 (ЕРА-600/4-76-062) 10 Hangebrauk, R Р et а!. Sources о( РАН in tfzp atmosphere. \Vashington, DC, Department of Health. Education and V.'elfare. 1967 (999-/\.Р-33). 11. Sa\\·icki, Е et а!. Benzoralpyrene content of the air of American commttnities Amerirпn Industrial Hцgiene Association imtrnal. 21: 443 (1960). 12 Egan. Н & Sa\\'Ver. R Contaminants in Food: analytical proЬ!ems and achievements. Toxicolorztt. 4: 245 (1975) 13 Certaiп polycylic aromatic fщdrocarbons and hetaocuclic compounds. Lyon, International Agency for Research on Cancer, 1973 (IARC J\lonographs on the evalttation of the carcinngenic risk of chemical;; to hum~пs. Yol 3) 14 Santndonato, J. et а!. In: Biorset11 А & Deпnis А J. ed Polynuclear nromafic lщdro carbons: Chemistn; and ЫoloQiral !'ffects. Colttmbнs. ()hio. Batellc Press. 1980 15. Andelman. J В. & Suess. М. J Polvпoclear aromatic hvdrocarboпs in the \vater environment Bulletin of the ''?'orld Henltf1 Orrюnizntion. 43:-479 (1970) 16 Borneff. J & Kunte, Н. Kanzerogene Sнbstanzen iп \\'asser нnd Boden XXVI: Rotttinemethnde zttr Bestimmung Yon Dolyzyklischen Aromateп im V/asser Archiv fiir Hygieпe und Bпkteriolorzie, 153: 220 ( 1969). 17. Borneff, J Drinking-\vater production from surface \\'ater Example of the lake of Zurich with regard to polycyclics, metals and ehlorinated hydrocarbons. Gas, \У1 asser, Abwasser. 55: 467 (1975) 18 Borneff. J & Kunte, Н. Kanzerogene Substanzen in Wasser uпd Boden XVI. Nach\\•eis Yon polyzyklischen Aromaten in \V~sserproben durch direkte Extraktion Arc!Jiv fйr Hцr!iene und Bakteriologie. 148: 585 (1964). 19 AmЫPnf wnfer quality criterin for poltmuclear aromatic hydt·ocarbons. Washington, nc. Environmental Protection Agencv. 1980 20 C:rane. R I et al Surveu of polt/Cltclic aromafic f111drocarbnn levels in Britisf! waters. Mert11"nhя.m England. Water Research Centre. 1981 (Teclшical Report TR !58). ~1. )3oгneff, J, Trinkwassergewinnung aus Cber-Шchell\vasser am Beispiel des Zйгichsee~

190

IV. ОРГАНИЧЕСК:ИЕ К:ОМПОНЕНТЫ, ОК:АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

unter Beriicksichtiguпg vor Polyzykleп, Metalleп und Chlorkohlenwasserstoffen. Gas, Wasser, Abwasser, 55: 467 (1975). 22. Fritz, \V. Unfang uпd Quelleп der К:ontamiпation uпserer Lebensmittel mit Krebserzeugeпdeп К:ohlenwasserstoffeп. Emiihrungsforschung, 16: 547 ( 1972). 23. Shabad, L. М. & Il'nitskii, А. Р. [The perspectives of elaborating the proЬ!em of water bodies coпtamiпatioп with caпcerogeпic substaпces.] Gigiena i sanitarija, 8: 84 {1970) (iп Russian). 24. Rees, Е. О. et а!. А study of the mechaпisш of iпtestiпal absorptioп of benzoГal'pyreпe. Biochimica et Ьiopl!ysica acta, 225: 96 (1971). 25. Vaiпi, Н. The fate of intratracheally iпstilled Ьепzо[а]руrепе in the isolated perfused rat !uпg of both coпtrol апd 20-methylcholaп1.1нeпe pretreated rats. Researcl! communications in cl!emical pathology and pharmacology, 13: 259 ( 1976). 26. К:оtiп, Р. Distributioп, reteпtioп, апd eliminatioп of 14 С-3,4-Ьепzоруrепе after admiпistratioп to mice апd rats. Joumal of the National Cancer Jnstitute, 23: 541 (1969). 27. Schlede, Е. et а!. Effects of eпzyme iпductioп оп the metabolisш апd tissue distribution of benzo (alpha)pyrene. Cancer researcl!, 30: 2393 (1 970). 28. Bock, F. G. & Dao, Т. L. Factors effecting the polyпuclear hydrocarbon Ievel iп the rat mammary glaпds. Cancer researcll, 21: 1024 (1961). 29. Schlede, Е. et а!. Stimulatory effect of beпzo(alpl1a)pyreпe апd pheпobarbltol pretreatшent оп the Ьiliary excretioп of Ьепzо (alpha) pyrene metabolites in the rat. Cancer research, 30: 2898 (1 970). 30. Сопnеу, А. Н. et а!. Use of drt1gs iп the evaluatioн of carciпogen metabolism iп тап. Iп: Moпtesano R. et а!., ed. Screening tests in clшnical carcinogenesis. Lуоп, Iпterna tioпal Agency for Research оп Сапсеr, 1976 (IARC Scieпtific PuЬ!icatioпs No. 12). 31. Yang, S. К. et а!. Iп: Gelboin, Н. V. & Ts'o, Р. О. Р., ed. Polycyclic fzydrocarbons and сапсеr. Vol. 1, Cfzemistry апd metabolism. Ne\v York, Acaddemic Press, 1978. 32. Lehr, R. Е. et а!. Iп: Freudeпthal, R. I. & Joпes, Р. W., ed. Polynuclear aromatic hydrocarbons: 2nd Jnternational Symposiurn оп Analysis, Cf1emistry and Biology. New York, Raven Press, 1978. 33. Daпiel, Р. М. et а!. Metabolism of labelled carciпogenic hydrocarboпs оп rats. Nature, 215: 1142 (1967). 34. \Vhittle, К. J. et а!. Occurrence апd fate of orgaпic and iпorgaпic contaminaпts iп mariпe aпimals Annals of the New York Academy of Sciences, 298: 47 {1978). 35. Marquardt, Н. In: Mohr, U. et а!. ed. Air pollutioп and cancer iп тап. Lyon Iпterпa tional Аgепсу for Research оп Сапсеr, 1977 (IARC Scieпtific PuЬ!ications No. 16). 36. Stich, Н. F. et а!. In: Roseпfeld, С. & Davis, W., ed. Environmeпtal pollutioп and carciпogenic risks. Lyon, Iпternatioпal Agency for Research оп Сапсеr, 1976 (IARC Scientific PuЬ!icatioпs No. 13). 37. Lee, R F. et а!. Petroleum hydrocarboпs: uptake апd discharge Ьу the marine musse] Mytilus edulis. Science, 177: 344 (1972). 38. Bock, F. G. Early effects of hydrocarbons оп mammalian skiп. Progress in experimeп tal tumor research, 4: 126 ( 1964). 39. Сапvеiп, М. J. & Sпyder, К. L. Suppression of cellular activity in the reticuloendo· thelial system of the rat Ьу 7,12-dimethylbeпzo[a]aпthraceпe. Сапсет research, 28: 320 (1968). 40. Blllay, О. М. The study of deYelopmeпt of luпg апd skin tumours in mice exposed in vitro to polycyclic hydrocarboпs Acta medica Turcica, 7: 3 (1 970) (cited iп Registry of toxic effects of c!zernical substances, 1978). 41. Bulay, О. М. & Watteпberg, L \V. Carciпogeпic effect of sllbcutaпeous admiпistration of benzo[a]pyrene during pregnancy оп the progeny. Proceediпgs of the Society for Experimental Biology and Medicine, 135: 84 (1970) (cited iп Regisfry of toxic effects of clzemical subsfances, 1978). 42 La Voie, Е. J. et а!. In: Joпes, Р. \V. & Leher, Р., ed. Polynuclear aromatic hydrocarbons. Апп Arbor, MI, Ann Arbor Scieпce PuЬ!ishers, 1979 43. МсСапп, J. et а!. Detectioп of carcinogeпs а;; mutagens iп the Salmonellajmicrosome test: assav of 300 chemical. Proceedings of tlze National Academy of Scieпces 72: 5135 (1975). ' 44 Huberm_aп. Е & Sachs, L Mutability of differeпt genetic loci in mammaliaп cells Ьу metabo!Ically activated carcinogenic polycyclic l1ydrocarbons. Proceediпgs of the National Academy of Sciences, 73: 188 (1976). 45. Bayer, U. In: Freudeпthal, R. I. & Jones, Р W, ed. Polynuclear aromafic hydrocarbons: Second lnternational Symposium оп Analysis, C!zemistry and Biology. New York, Raven Press, 1978.

3. ПОЛИЦИI<ЛИЧЕСI<:ИЕ АРОМАТИЧЕСКИЕ УГЛЕВОДОРОДЫ

191

46. Iball, J. Relative potency of carcinogenic compounds. Aтerican journal of cancer, 35: 188 (1939). 47. Neal, J. & Rigdon, R Н. Gastric tumours in mice fed benzo[alpyrene: а quantitative study. Texas reports оп blology and тedicine, 25: 553 (1967). 48. Pfeiffer, Е. Н. Iпvestigations on the carcinogenic burden Ьу air pollution in man. VII. Studies on the oncogenic interaction of polycyclic aromatic hydrocarbons. ZentralЬlatt fiir Bakteriologie, Parasifenkunde, Jnfektionskrank!Jeiten und Hygiene (Orig. В), 158: 69 (1973). 49. Pfeiffer, Е. Н. Oncogenic interaction of carcinogenic and non-carcinogenic polycyclic aromatic hydrocarbons in mice In: Mohr, U. et а!, ed. Air pollution and cancer in тап. Lyon, International Agency for Research on Cancer, 1977 (IARC Scientific Publications No. 16). 50. Schmahl, D. et а!. Syncarciпogenic action of polycyclic hydrocarbons in automoЬile exhaust gas condensates. In: Mohr, U. et а!., ed. Air pollution and cancer in тап. Lyon, International Agency for Research on Cancer, 1977 (IARC Scientific PuЬ!ications No 16). 51. Pott, Р. In: Chirurgical observations. London, Hawes, Clark and Collins, 1975. 52. Eckhardt, R D Industrial carcinogens. Ne\V York, Grune and Stratton, 1959. 53. Selikoff, I. J. Air pollution and asbestos carcinogenesis: inveestigation of possiЬ!e synergism. In: Mohr, U. et а!., ed. Air pollution and cancer in тап. Lyon, Interпational Agency for Research on Cancer, 1977 (IARC Scientific PuЬ!ications No. 16). ,'i4. [Rules of surface waters protection froт pollution Ьу sewage and industrial wastes.] Moscow, Ministry of Health, 1976. 55. AтЬient water quality criteria for polynuclear aroтatic lщdrocarbons. Washington DC US Environmental Protection Agency, 1980 (ЕРА 440/5-70-069). ' '

ПЕСТИЦИДЫ

:К числу пестrщпдов, которые могут иметь значение для качества воды, относятся пз

хлорированные п

углеводороды

их

пропзводные, в

пер

систентные гербицпды, почвенные пнсектициды, пестицпды, легко вы мываемые почвы, пестициды, спстематпчески вноспмые системы

водоснабжения для борьбы с переносчиками болезней пли иных целеr"r. Из этих соединений часто встречаются только хлорорганические инсек тициды.

Хлорорганические пестициды устойчивы в окружающей среде и рас пространены повсеместно. Например, микроколпчества ДДТ были вы делены из пыли, которая, как было известно, была перенесена на тыся чи кплометров, и из воды, вытопленной из антарктического снега. Мик роколпчества хлорорганп,rесюrх пестицидов в воде могут постепенно

накапливаться

различных

звеньях

пищевой

цепи;

например,

ДДТ

может биоаккумулироваться в рыбе в концентрациях, более чем в 10 000 раз превышающих концентрацrrи в водной среде обптания рыб. Показано, что некоторые пестицпды этой группы, в том числе те, кото рые широко пспользовалпсь в прошлом в сельском хозяйстве и некото рые из тех, которые продолжают использоваться для такrrх, например,

целей, как борьба с болезнями, обладают опухолегеннымп свойствами для животных.

Для дельные

нескольких величины,

хлорорганическпх поскольку известно,

пестицидов что эти

рекомендуются пре в виде слу

вещества

чайных остаточных количеств присутствуют в воде. Этп величины по лучены, исходя из величпн допустимого суточного поступления (ДСП), установленных комитетом экспертов ФАО/ВОЗ по остаточным коли

чествам пестицидов;

от ДСП пршrят как основа для рекомендуе

мых велпчин в питьевой воде. Применевне к рекомендуемым величи нам линейной многоэтапной модели экстраполяции для оценки потен циального вода, канцерогенного риска позволяет считать маловероятным, что в этих концен содержащая остаточные колпчества пестицидов

трациях, вызовет увеличение риска развития рака при воздействип на

протяжении жизни более чем на

случай на

100 000

населения. :Крат

ковременные колебания в сторону превышения этих величин, вознп кающие, например, в результате операцпй по борьбе с переносчиками, могут быть допустимыми, не требуют мониторпнга и оценки последст вий для здоровья. Признается, что

пестrщиды, для

которых

были установлены реко

мендуемые величины, представляют не все соединения, которые были выявлены в воде. Местные обстоятельства могут требовать широкого применения песпщидов, для которых эти величпны не разработаны,

192

4. Вследствие этого желательно

ПЕСТИЦИДЫ

193 мониторинг за присутствием

установить

такпх веществ в питьевой воде. Рекомендуемые велпчпны разработаны в интересах охраны здо ровья человека. Они могут быть недостаточными для охраны водных организмов.

4.1 4.1.1 Общие замечания

ДДТ (сумма изомеров)

ДДТ- аббревпатура от

дихлордпфенилтрихлорэтана.

Его

полное

химическое

название

1,1 '- (2,2,2-трихлорэтплиден) бис- [ 4- хлорбензол].

Это соедпнение пзвестно также как п,п'-ДДТ, поскольку структура ДДТ допускает существованне нескольюrх различных изомерных форм. Термпн ДДТ применяется также к промышленным продуктам, состоя

щпм в основном из п,п'-ДДТ совместно с пекоторой примесью o,n' -ДДТ и меньшими количествами п,п'-ТДЭ, о,п'-ТДЭ, п,п'-ДДЭ, о,п'-ДДЭ и других неидентифицированных соединенийа. ДДТ очень мало растворпм в воде, но растворяется в органических растворителях. Давленпе его паров составляет 8,53 Х 10-5 Па ( 1,9 Х мм рт. ст.) при 20 ос. ДДТ был впервые использован во время второй мпровой войны для защиты военных баз н личного состава главным образом против маля Х

10-7

рии, тифа и некоторых другпх болезней, передаваемых переносчиками.

Широкое сельскохозяйственное применение началось в

1946

г. в США

и несколько позднее в большинстве других стран. ДДТ также широко применялея для обработки лесов. Его примененпе было ограничено, а в некоторых странах даже запрещено по экологпческим соображениям, а также вследствие возрастающей устойчивостп вредителей к этому ин сектициду. Особенно значительное сншкенпе пропзводства наблюдается после 1970 г. В некоторых тропических странах ДДТ до сих пор ши роко используется как в сельском хозяйстве, так и для борьбы с пере носчиками болезней. ДДТ является персистентным пестицидом. Он стабилен при боль шинстве условий окружающей среды и устойчив к полному расщепле нию ферментами почвенных мпкроорганизмов и высшпх млекопитаю щих. Некоторые из его метаболитов, особенно 1,1 '- (2,2-дихлорэтилп

ден) бис[ 4-хлорбензол] (ДДЭ)

по своей стабильности равны или даже

превышают псходное соедпнение. ВОЗ пздан документ по гигиениче ским критериям окружающей среды для ДДТ и его производных [1].

4.1.2 4.1.2.1

Пути воздействия

Ат.мосферный воздух

Испаренпе ДДТ с обработанных им полей может обнаруживаться на протяженип более 6 мес после аппликации. Большая часть ДДТ воз вращается в почву в районе его примененпя, причем наблюдается поч-

• п,п'-ТДЭ (известный также как ДДД) представляет собой 1,1'-{2,2-дихлорэтили ден) бпс [4-хлорбензол]; п,п'-ДДЭ-1,1'- [2,2-дихлорэшлнден] бис [ 4-хлорбензол].

194

IV. ОРГАНИЧЕСК:ИЕ К:О11ШОНЕНТЫ, ОК:АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

тп прямолпнейная обратная завпспмость от логарпфма расстояния до источника. Однако небольшая часть ДДТ может переноситься в гло бальных масштабах, и мпкроколнчества ДДТ были обнаружены в пыли, которая, как было известно, была перенесена более чем на 1000 км. Обычно в несельскохозяйственных районах концептрация ДДТ в атмо сферном воздухе находится в пределах 1-2,36Х 10-6 мг/м 3 • В населен ных пунктах, где для борьбы с комарамп распыляются туманаоб

разующие выше.

ДДТ,

концентрацпи

препарата

могут

быть

значительно

Знания о цпркуляции и судьбе ДДТ и его аналогов в окружающей среде в целом недостаточны. Недавно показано, что в лабораторных условиях, аналогпчных об на ружпваемым в верхнпх слоях атмосферы, ДДТ разлагается до двуокпсп углерода и соляной кислоты.

4.1.2.2

Вода

Концентрапии ДДТ в дождевой воде обычно имеют одинаковый по рядок величпн (1,8Х 1О- 5 -6,6Х 10- 5 мг/л) в сельскохозяйственных и в отдаленных несельскохозяйственных районах. Концентрации ДДТ в поверхностных водах зависят от его уровней содерл.;:ания в дождевых водах и почве, а также от характера почвы.

Согласно имеющимся сообщениям, в США эти максимума в 1966 г. и затем резко снизилнсь большая концентрация соединенпй, родственных водах в этп годы составляла 0,84 мкг/л. До 1971

концентрации достигли в 1967 п 1968 г. Нан ДДТ, в поверхностных г. в Федеративной Рес

публике Германии концентрация составляла в среднем 0,01 мкг/л, нп когда не достпгая 1 мкг/л. В последнпе годы концентрации в пптьевой воде были значительно ниже 1 мкг/л, а средние концентрации были близки к таковым в дождевых водах.

4.1.2.3

Пищевые продукты

В некоторых странах проведены определения суточного потребле ния ДДТ с ппщеi'I. В США в течение 1953 п 1954 г. среднесуточное по ступление в организм ДДТ и общего ДДТ (ДДТ + ДДЭ +Т ДЭ) состав ляло соответственно 0,184 и 0,286 мг на человека; большая часть этого количества поступала из пищевых продуктов животного происхожде

ния. В последующие 10 лет, после огранпчения ДДТ в животноводстве, его потребление снизилось более чем на 75%. Обследование розничных рынков в США показало постепенное сни жение суточного потребления ДДТ- до 0,015 мг на душу населения в 1970 г. В Канаде п Велпкобрптанпи потребление за сопоставимые пе риоды было неС'колько меньшим. Во многих странах Европы и в других странах с аналогпчнымп рационамп питания отмечено примерно такое

же потребление ДДТ. Результаты определения отложенпя ДДТ и его метаболитов в жировой ткани человека в глобальном масштабе пока зывают, что крайнпе значения общего воздействия варьируются на фак

тор порядка

ности общего воздействия не превышает

10, но для большей части населенпя фактор вариабель 3.

4. rшстициды

195

Пищевые продукты являются основным источником ДДТ для насе ления в целом, и из них поступает более 90% ДДТ, депонирующегося в организме человека.

4.1.3

Метаболизм

Всасывание ДДТ происходит как при его ингаляции, так и при за глатывании. Всасывание небольших доз ДДТ практически полное и облегчается присутствпем в пище жпров. ДДТ плохо всасывается че рез кожу. Уровни отложенпя в жировой ткани увелпчиваются вначале быстро, затем более постепенно до достижения устойчпвого состояния. Время, необходимое для достижения равновесия отложенпя у челове ка, составляет не менее одного года. Прп прекращенпи воздействия ДДТ пропсходпт постепенное снпженпе его запасов в тканях. У человека, подобно большпнству других видов животных, векото рая часть ДДТ превращается в ДДЭ. В тканях может быть также об наружено небольшое колпчество ТДЭ (ДДД), промежуточного про

дукта образования основного продукта, выводимого из организма 2,2-бис ( 4-хлорфенпл) уксусной юrслоты (ДДА). К.онцентрацпп общего ДДТ в крови населения различных стран ле

жат в пределах

0,01-0,07

мкг/л. В крови и других тканях плода или

новорожденных детей концентрации ДДТ ниже, чем в соответствую щих тканях матерей. В грудном молоке обычно отмечаются концентрации ДДТ в преде

лах

0,01-0,10 Средняя

мкг/л, а концентрацип суммы ДДТ и его метаболитов, ДДА в моче людей в целом составляет

особенно ДДЭ, приблпзптельно вдвое выше.

концентрацпя

0,014 мг/л. Исследованпя на животных показывают, что концентрации в сыво ротке крови наиболее точно отражают концентрацию в критическом органе- головном мозге.

4.1.4

Влияние на здоровье

На острую пероральную токсiiЧность ДДТ оказывает влияние рас творитель, используемый для введения; при введении в масле крысам

типичная средняя летальная доза составляет 250 мг/кг массы тела. ДДТ плохо всасывается через кожу. Основное влиянпе ДДТ оказывает на нервную систему. До некото рой степени поражаются все ее отделы- как центральные, так и пери ферические. По-вадимому, токсическое действие ДДТ связано с его влпянием на мембраны нервной системы. Печень - единственный из остальных органов, на который ДДТ оказывает существенное влпяние. Потенциально летальные дозы вызы вают очаговый некроз клеток в

печени

некоторых на

видов крысах

животных. и не ока

ДДТ вызывал опухоли печени у нескольких линий мышей, неметаста· зирующпе опухолп печени одном исследовании

зывал канцерогенного действия на хомяков которых грызунов эндоплазматическая сеть

[ 2-4].

ДДТ индуцировал настолько, что

мпкросомальные ферменты у всех исследованных видов, но лишь у не возрастала

увеличивалась

вся

печень,

гранулы

перемещались

краю

клеток.

196

IV.

ОРГАНИЧЕСК:ИЕ К:ОМПОНЕНТЫ, ОК:АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

Эти изменения сопровождались умеренным увеличением капелек жира, некоторые из которых образовывали так называемые липосферы. В ис следованиях с длительным скармливанием ДДТ мышам и крысам из менения печени развплись от гипертрофпи и липасфер до образования узелков из пораженных клеток. Такие же изменения могут вызываться у грызунов другпмп пндукторами микросомальных ферментов. Полная изменений -от быстрой реакцпп изолированных клеток до окончательного образования опухолей- характерна для не которых грызунов; у других впдов морфологическая реакция развива ется иначе. Концентрации до 200 мг/кг корма не оказывают отрица тельного влпянпя на репродуктивную функцию у крыс. У собак, полу последовательность

чавших суточную дозу

мг/кг массы тела, репродуктивная продукция

также оставалась нормальной.

В исследованиях па нескольких впдах животных тератогенных эф фектов не наблюдалось. Не обнаружено и мутаге1шое-ти ДДТ в бакте риальных тест-системах. Данные на тест-системах млекопптающпх in \'itro и in vivo неубедительны. Исследование на рабочих, Подвергавшихея воздействпю ДДТ не ме нее 25 лет прп более высоких концентрациях, чем население в целом, не выявило нпкакпх доказательств того, что ДДТ вызывает рак у чело века. Несмотря на то, что за период с 1960 по 1981 г. проведено боль шое число эппдемиологическпх исследований, в том числе на рабочих, подвергающихся воздействию ДДТ, пх результаты недостаточны для того, чтобы оценить канцерогенность этого вещества для человека. Была проведена оценка токспкологпческих данных, п в 1969 г. было рассчитано условное допустимое суточное поступление для человека

0-0,005

мг/кг массы тела

[5].

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. DDT and its deric•aliues. Gепе\'а, \\'or1d HeaHh Oгgaпizatioп, 1979 (Environmenta1 Health Criteria 9). 2. Some organocbloriпe pesticides. Lyon, Internationa1 Agency for Research on Cancer, 1974 (IARC Monographs оп tl1e evaluation of the carciпogeпic risk of chemicals to humaпs, vol. 5). 3. Rossi, L. et al. Loпg terш adшiпistratioп of DDT or pheпobarЬital-Na in \\'istar rats. International journul of cuпcer, 19 179 (1977). 4. Natioпa1 Сапсеr IпsШute Bioassay, Bethesda, Л'1D, Departшeпt of Health, Education, апd ',\,' elfare, 1978 (Technical Report No 131). 5. Eualuatioпs of some pesticide residues in food. Geneva, \\-'orld Health Orgaпizatioп, 1970 (FAO/PL: 1969/М/17/1; \\'HO/Food Add/70.38).

4.2 4.2.1 Общие замечания два родственных

Альдрин и дильдрин

Этп звания:

пестицида

имеют следующпе

хпмическпе

на

Альдрин (ГГ ДН): 1,2,3,4, 10, 10-гексахлор-1,4,4а,5,8,8а-геК:сагидро-эн до-1 ,4-экзо-5,8-диметанонафталин.

ПЕСТИЦИДЫ

197

Дильдрин (ГЭОД): 1,2,3,4, 10, 10-гексахлор-6,7-эпокси-1 ,4,4а,5,6,7,8,8а оксагидро-эндо-1 ,4-экзо-5,8- дпметанонафталин. Альдрпн и дильдрин являются перспстентными пестицидами и на капливаются в ппщевых цепях. Дильдрин образуется из альдрина при метаболическом окислении у животных и при химическом окислении в

почве. Оба инсектицида применялась для обработки почвы против раз личных почвенных насекомых, для обработки зерна и для нанесения на лпстья различных сельскохозяйственных культур. На протяжении ряда лет пх прпмененне для обработки листвы почти полностью прекрати лось. Использование их для других целей также по:::тепенно ограничи

вается или запрещается; в настоящее время наибольшее применение они находят для борьбы с термитамп. В некоторых странах необходимо обрабатывать почву вокруг плодовых деревьев для созданпя барьера протпв термитов, поражающпх корни и стволы деревьев.

1966

Риск, связанный с использованием альдрина и дильдрина, в период г. оценивалея н рассматривался многими группами [1-5]. Пути воздействия

4.2.2

Поскольку альдрпн легко превращается в дильдрин в растениях и в организме животных он редко обнаруживается как таковой в почве, пищевых продуктах и воде.

4.2.2.1

Атмосферный воздух

Дильдрин обнаруживается в атмосферном воздухе в очень низких концентрациях. В США отмечен максимальный уровень 29,7 нг/м 3 ; в Лондоне и его пригородах со взвешенной пылью былп связаны кон центрации до 1,9Х 10- 4 нг/м 3 • В США установлена величина порогово го предела 8-часового, средневзвешенного во времени воздействия

в производственных условиях-

0,25

мг/м 3 .

4.2.2.2

Вода

В дождевых водах обнаруживаются концентрацшr в дпапазоне от 5 до 42 нг/л, а в поверхностных (большей частью реки п озера в США) от О до 0,1 мгк/л. В питьевой воде были обнару.жены концентрации 1-2 нг/л.

4.2.2.3

Пищевые продукты

Дпльдрин откладывается в жировой тканп, печени, головном мозге и мышечных тканях млекопитающих, рыб и птиц, а также в других

звеньях пищевой цепи. При концентрациях в воде нг/л в организме рыб могут достигаться концентрацпи до нескольких мг/кг массы тела. Было найдено, что в США общее суточное потребление с пищевым ра

ционом в перпод

1965-1970 0,09

гг. лежало

пределах

между

0,05

мкг/г массы тела. В Великобритании при изучении полного пище вого рацrrона в период с 1966 по 1967 г. установлено суточное потреб

0,08

ление дильдрина

мкг/кг массы тела. В

1970-1971

гг. это потреб-

198

IV. ОРГАНИЧЕСК.ИЕ К:ОМПОНЕНТЫ, О!<.АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

ление снизплось до

0,03

мкг/кг массы тела в сутки. В Японии суточное

потребление оценивается как 0,07 мкг/кг массы тела. Уровни содержания дильдрина в жировой ткани населенпя в целом в 1961-1968 гг. в США и Велпкобритании и в период с 1964 по 1966 г. в 6 других странах колебались от 0,03 до 0,45 мг/кг тканп. На основа нии линейной завпоимости между отложениями в жировой ткани и воз действием среднее суточное потребление дильдрина для человека мас сой тела 70 кг может оцениваться в пределах от 0,01 до 0,35 м кг/кг массы тела [5].

4.2.3

Метаболизм

У всех исследованных видов зусы шимпанзе)

(мыши, крысы, кролики, обезьяны-ре

основными метаболитами были 12-оксидпльдрин и

4,5-

альдрин-транс-дигидродиол. Исходя из соотношенпя этих двух метабо литов, крысы и прпматы, по-видимому, метаболизируют дильдрин глав ным образом путем прямого окисления с образованием 12-оксидиль дрина, тогда как основным метаболическим процессом у мышей и кро ликов представляется раскрытие эпоксидного кольца до диола. Этот метаболический путь в сочетании с высокой скоростью метаболизма, по сравнению с другими исследованными видами животных, может приво

дить к появлению в печени мышей относительно высоких концентраций 4,5-альдрин-транс-дигидродиола. У людей, подвергающихся профессиональному воздействию диль дрина, или у обезьян, получавших инсектицид с кормом, не идентпфи цированы ни неизмененвый дильдрин, ни метаболиты, обнаруженные в моче крыс.

Дильдрин- мощный индуктор микросомальных ферментов. Реак ция, наблюдаемая у мышей, скорее аномальна, и вследствие этого они не могут быть подходящей моделью в отношении человека. Результа том продолжительной индукции ферментов является пролиферация эн доплазматпческой сети в клетках, а также гипертрофия и гиперплазия печени.

У человека после хронического суточного воздействпя приблизи· тельно 0,01 мг/кг массы тела не наблюдалось измеримой индукции мпкросомальных ферментов. У рабочих после прекращения воздействия на них дильдрина его расчетный период полувыведения составлял

мес. Средняя

концентрация дильдрина в

крови в последние полгода

воздействня составляла

0,1

мг/л, что соответствовало среднесуточному

пероральному

поступлению

приблизительно

О, 17

мг/кг

массы

тела

[2, 4] 4.2.4 Влияние на здоровье

Первичным местом действия дильдрина является центральная нерв ная система. Стимуляция ЦНС служит причиной смерти при остром отравлении [ 1]. Мутагенность дильдрпна не подтверждена ни в одном из исследований мутагенности in vitro илп in vivo. Исследования тера тоrеююсти на животных разных впдов показалп, что дильдрин не явля

ется

тератогенным.

Однократное

введение

высоких

доз

дильдrннэ-

мг/кг массы тела мышам п

мг/кг хомякам- вызвали небольшие

ПЕСТИЦИДЫ

199

пороки развития, которые были связаны с токсическим действием на матерей. Результаты различных исследованпй канцерагениости на мышах и другпх видов млекопитающих указывают на существование видаспеци

фического влияния альдрина п дильдрина на печень мышей, вызываю щего увеличение частоты случаев опухолей печени, которое характер но для этого вида животных [ 4]. Зависимость доза- ответ показана у животных обоих полов, с увеличением частоты опухолей у самок при

наименьшей тела

из

испытанных Имеющиеся

доз

(приблизительно до

0,015 на

мг/кг массы мг/кг маосы

в сутки).

данные исследований

крысах не под

тверждают канцерогенности прп концентрациях

2,5

тела в суткп. Исследование канцерагениости дпльдрина на хомячках дало отрицательные результаты [ 6]. Эпидемиологическое исследование, проведенное на подвергающихся производственному воздействию рабочих, не позволяет сделать каких либо выводов относительно существованпя избыточного риска развития рака [5]. Результаты эпидемиологических исследований были недоста точными для такой оценки [7, 8]. Имевшпеся на 1977 г. токспкологическне данные подтверждали пред ставленпе о том, что дильдрин и альдрин не являются канцерогенны

ми; вследствие этого была подтверждена ранее рассчитанная величина допустимого суточного поступленпя при раздельном или совместном

воздействии альдрина и дильдрина-

0,0001

мг/кг м а осы тела

[4].

СПИСОI( ЛИТЕРАТУРЫ

l. Evaluations of some pesticide residues in food. Geneva, World Health Organization, 1967 (FAO/PL: СР/15; WHO/Food Add./67.32). 2. Evaluations of some pesticide residues in food. Geneva, World Hea!th Organization, 1971 (FAO/AGP/1970/M/12/1; WHO/Food Add./71.42). 3. WHO Technica1 Report Series, No. 612, 1976 (Pesticide residues in food: report of the 1976 Joiнt FAO/WHO Meeting). 4. Evaluations of some pesticide residues in food. Report 1977. Rome, FAO, 1978 (Plant Production and Protection Paper, No. 10). 5. Some organochlorine pesticides. Lyon, Interпa1.ional Agency for Research on Cancer 1974. (IARC Moпographs оп tl1e evaluatioп of carcшogenic risk of chemicals to humans vol. 5). 6 Cabral, J. R. et а!. А carcinogeпicity study of pesticide dieldrin in hamsters. Cancer letter, 6: 241 (1979). 7. Vап Raalte, Н. G. Human experieпce \Vith dieldrin in perspective. Ecotoxicology arzd en vironmental safety, 1: 201 ( 1977). 8. Deichmann, W. В. & MacDonald, \V. Е Organochlorine pesticides and Iiver cancer deaths in the United States, 1932-1972. Eco/oxicology and environmental safety, 1: 89 (1977).

4.3 4.3.1 Общие замечания

Хлордан

Чистый хлордан представляет собой бледно-желтую жидкость с мо лекулярной формулой C 10H 6 Cls и относптельной молекулярной массой 409,8 [1, 2]. Химическое название хлордана- 1,2,4,5,6,7,8,8-октахлор2,3,3а,4,7,7а-гексагидро-4,7-I11етаноинден [1]. Чистый хлордан состоит нз смеси стерилизаторов, среди которых преобладают цпси транс-

14-1084

200

IV. ОРГАНИЧЕСКИЕ КОМПОНЕНТЫ, О!<АЗЫВАЮЩИЕ ВЛН5IНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

формы,

обозначаемые соответственно

как

альфа-

гамма-изомеры

[ 3].

Они растворимы в воде в концентрациях, которые, как было по

казана, токсичны для водных организмов. По данным Brooks [ 3], растворимость хлордана в воде составляет приблизительно 9 мкг/л при 26 °С. Хлордан-инсектицид широкого спектра действия из группы поли циклическпх хлорпрованных углеводородов, называемых циклодиено

выми пнсектицидами. Хлордан широко использовался на протяжении последних 30 лет для борьбы с термитами, как бытовой инсектицид, для обработкп садов и для борьбы с почвеннымп насекомыми в про цессе производства таких культур, как кукуруза. В последние годы объемы как применения, так п производства хлордана значительно снижались.

4.3.2

Пути воздействия

4.3.2.1

Вода

Изучение устойчивости технического хлордана в речной воде пока

зало, что на протяжении

нед сохраняется

85%

его количества

[4].

Из основных компонентов технпческого хлордана цпс- п транс-изомеры

полностью сохраняли стабильность на протяжении 8-недельного перио да. Все остальные компоненты, за исключением двух, по крайней мере частично изменялись.

Schaefer с сотрудниками [5] исследовали более 500 одномоментных проб воды из систем водоснабжения, подключенных к рекам Мпсспси пи и Миссури. Хлордан был обнаружен в 20% проб очищенной воды, максимальная концентрация составляла 8 мкг/л. Хлордан был обна ружен также в дождевых водах [б, 7]. Несмотря на поступающие пногда сообщения о загрязнении инди видуальных домовых колодцев прп обработке домов хлорданом в це лях борьбы с термитами, относительно загрязнения коммунальной си

стемы водоснабженпя

имеется лишь одна публикация секция коммунального концентрата

[8]. 24 с

марта

1976 ем

г.

подверглась загрязнению

водопровода, использова произо

снабжающая водой видимому, шланга при в

105

человек, в Чаттануге, штат Теннесп, США. По хлорданового отрпцательного давления

разведении

период

возникновения

шло обратное сифонированпе. Слабые симптомы острого токсического действия хлордана наблюдались у 13 11з 71 подвергшихся воздействию жителей. Ни у одного пз них не отмечено хронических последствий воз действия.

4.3.2.2

Пищевые продукты

Управление по санитарному надзору за качеством ппщевых продук

тов и медикаментов США с 1965 г. спстематпческп проводпт монито ринг хлордана в пищевых продуктах. На протяжении первых 11 лет обследования хлордан обнаруживалея нечасто [3]. В единственном об разце, поддающемся количественному определению- пробе зерна, ото бранной в 1972 г.,- было обнаружено содержание хлордана 0,059 мг/кг

hЕстициД.ьt

201

в последнее время был обнаружен. Нацпональная академия наук США [11], рассматривая результаты Moore, отметила, что JIЗ 200 проб молока, отобранных в штате Илли нойс за период 1971-1973 гг., 87% были положительнымп по хлорда ну. Средняя концентрация составляла 50 мкг/л. Цпклодиены, такие как хлордан, по-видимому, потребляются с растптельными кормами и име ют тенденцию концентрироваться в липидах. Оксихлордан, основной метаболпт хлордана и гептахлора у млекопитающих, был обнаружен в 46% пз 57 проб человеческого грудного молока, взятых в течение

[ 10]. Большая часть результатов, опубликованных (за 1975 г.), свидетельствует о том, что хлордан не

1973-1974 составляла

г г. в штатах Арканзас п Мисспсипи. Средняя концентрация мкг/л, максимальная- 20 м кг/л [ 12].

4.3.2.3

Атмосферный воздух

При исследованип масштабов загрязнения атмосферы пестицидами в США пробы воздуха отбирались в 9 населенных пунктах, представ ляющих как городские, так и сельскохозяйственные районы. Во всех пунктах обнаруживалея по крайней мере один хлорированный пести

цид, но хлордан не был найден ни в одной JIЗ проб [ 13]. В более круп ном исследовании, обобщенном Nisbet 1[9], было отобрано 2479 проб в 45 городах 16 штатов США. Хлордан был обнаружен только в двух пробах в концентрациях 84 и 204 нг/м 3 •

4.3.2.4 фекты

Другие пути воздействия

Хлордан может всасываться через кожу п вызывать токсические эф

[ 14].

Можно полагать, что кожное воздействие встречается толь

ко как профессиональное, при производстве или прпмененпи пестицида.

Всасывание, в завпсимостп от степенп воздействия, может колебаться от незначительного до вызывающего острые эффекты. :Кожное воздей ствие на население в целом незначптельно. У лпц, занятых применени ем хлордана, он может ,сохраняться на коже длительное время. В од

ном иоследованпи в гексаноных смывах с рук бонификаторов кампаний по борьбе с вредителямп хлордан содержался еще через два года пос ле последнего известного воздействия на них [ 15].

4.3.2.5 ловиях,

Относительное значение путей воздействия

Для лиц, не подвергающихся воздействию в пропзводственных ус наиболее важным источником воздействпя хлордана являют

ся, вероятно, рыба и панцпрные животные. Относительная значимость пищевых продуктов морского происхожденпя объясняется высокнм ко· эффициентом бпоконцентрации, благодаря которому микроколпчества хлордана в воде могут концентрпроваться в них до значительно более высоких уровней содержанпя. Пптьевая вода и атмосферный воздух

представляют относптельно несушественные источники хлордана. Проа

Moore S., III Proc. 27 1h Illinois 1975.

Custoш

Spray Operators Training School. Urbana, II.,

14*

202

IV. ОРГАНИЧЕСI<:ИЕ l(ОМПОНЕНТЫ, Оl(АЗЬШАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

фессиональное воздействие, особенно для лиц, применяющих хлордан для целей борьбы с вредителями, несомненно, представляет собой наи больший отдельный источник воздействия этого вещества.

4.3.3

Метаболизм

Всасывание хлордана при однократном пероральном введении его крысам составляет приблизительно 6% [ 16]. При ежедневном введе нии небольших доз всасывается 10-15%. Уровни остаточных коли честв в жировой ткани крыс, получавшпх с рационом 1,5 и 25 мг/кг хлордана в течение 56 дней, были приблпзптельно в три раза выше концентраций в рационе. Концентрации в печени, почках, мозге и мыш цах составляли соответственно 12, 10, 4 и 2% от концентрации в корме.

После исключения хлордана из рациона все остаточные количества равномерно енижались на протяжении 4 нед; к этому сроку концен

трации снизились приблизительно на

60%.

В последующие

нед оста

точные количества снпжались лишь незначптельно.

Большая часть хлордана у крыс выводптся с калом. С мочой уда

ляется лишь около рактер чем с калом.

общего потребления. У кроликов, однако, ха

выведения иной- выведение хлордана с мочой у них больше,

Данные о периоде полувыведения хлордана получены при несчаст

ном случае с мальчиком, случайно проглотившим это соедпненпе Рассчитанный перпод полувыведения из всего органпзмадлителен ,в но весьма сравненпи короток с терапевтическими сопоставленип с прп другими

[ 17]. ин

сутки

лекарственными средствами, хлорированными

сектицидами. Эта величина периода полувыведения сопоставима с пе риодом полувыведения, равным приблпзптельно 23 суткам, который был

получен Barnett и Dorough [16] в исследованиях на крысах при затрав ке в течение 56 дней. По достиженпп уровня содержания 60% даль нейшее снижение происходпт медленно. Aldrich и Holmes обнаружилп период полувыведения хлордана из сыворотки крови девочки длитель

ностью

88 суток. Polen с сотрудниками [19] хлордана у

Street,

B!au

обнаружилп, что мета оксихлордан и что он

болитом

млекопитающих

является

устойчив в жировой ткани. Согласно наблюдениям

Street

B!au [20],

токсичность оксихлордана была большей, чем у исходного соединения. Barnett и Dorough [16] ориентировочно пдентифпцпровалп в экстрак тах крыс несколько гидроксилпрованных метаболитов хлордана, поми

мо оксихлордана, и пришли к заключенпю, что в своем метаболизме хлордан проходит через ряд окислительных ферментных реакций.

4.3.4

Влияние на здоровье Токсичность

4.3.4.1

Данные о токсичности хлордана для человека обычно получают при случайном воздействпи вещества. По сообщению Curley и Garrettson

[17], пил

у 20-месячного мальчика вскоре после того как он случайно вы количество хлордана, возникла рвота и начались при-

неизвестное

ПЕСТИЦИДЫ

203

ступы судорог длительностью по 3-5 мин каждый. После получения им фенобарбптала в дозе 14 мг/кг массы тела судороги прекратились. Температура тела повысилась до 38,9 ос и затем постепенно снизи -Т!ась до нормальной. Прпзнаки заболевания легких ни в какие периоды не наблюдались. Неврологическое исследование, проведеиное .в момент судорожных приступов, обнаружило оживленные глубокие сухожиль ные рефлексы во всех конечностях. Функция черепномозговых нервов не нарушалась, нистагм отсутствовал. ЭЭГ, проведеиная через 48 ч после воздейст,вия, была нормальной. Через три месяца после воздей ствия результаты всех исследований были нормальными. Аналогичные случап описаны Dadey и Krammer [21], и Aldrich, п Holmes [18]. В обзоре литературы Национального института профессиональной безопасности и гигиены США [ 22] указаны величины LD 50 для хлор дана от 100 мг/кг массы тела для кроликов при пероральном введении цо 700 мг/кг массы тела для крыс при накожной аппликации. Скарм ливание хлордана крысам в концентрации 2,5 мг/кг корма вызывало слабое поражение печени [ 11].

4.3.4.2. 300

Тератогенность

При скармливании хлордана крысам в концентрациях 150мг/кг корма в течение периода беременности тератогенных эффек тов обнаружено не было.

4.3.4.3

Мутагенность

Arnold et а!. [24] вводили хлордан самцам мышей Charles River СД-1 в однократной дозе 50 или 100 мг/кг массы тела. Затем самцов спаривали с интактнымп самками. Доминантные летали не возникали. В исследованиях Ahmed с сотрудниками [25] на трансформированных SV -40 человеческих фибробластах линии VA-4 показан индуцирован ный хлорданом, не обусловленный режимом эксперимента синтез

ДНК, что указывает на потенциальную мутагенность хлордана. Мета болическая активация устраняет индукцию не обусловленного режи мом синтеза ДНК. Simmon с сотрудниками [26] нашли, что в чистом впде ни цис-, ни транс-хлордан не были мутагенными в тесте Эймса на Salmonella с микросомами. Однако технический хлордан оказался мутагенным на штаммах Т А 1535, ТА 98 и ТА 100 Salmonella typhimurium. Активация фракцией печени S-9 не увеличивала мутагенной ак тивности.

4.3.4.4

Ктщерогенность

Биологические испытания хлордана на .возможную канцерогенность

были проведены в США Научно-неследовательским институтом южных

штатов Мексиканского залива по контракту с Национальным институ том рака [27]. Группам по 50 мышей обоего пола в возрасте 35 дней вводили исследуемое вещество в двух концентрациях в течение 80 нед с последующим 10-недельным наблюдением. Показана высокодостовер ная тенденция дозо-за'висимого изменения частоты гепатоцеллюлярно го рака.

204

IV.

ОРГАНИЧЕСЮIЕ КОМПОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

Аналогичные исследования с хлорданом

были проведены Научно

исследовательским институтом южных штатов Мекспканского залива при использовании крыс лпнии Osborne- Mendel. В противополож ность данным на мышах не наблюдалось существенного увеличения частоты хлор дан. случаев гепатоцеллюлярного рака у крыс, получавшпх

Опубликованы результаты несколькпх эпидемпологпческих исследо ваний на лицах, Подвергавшихея профессиональному воздейст~вию в ус

ловпях производства. В Маршалле, штат Иллинойс, США, где хлор дан производился с 1946 ~. не было обнаружено заметного вредного деrkтвия на рабочих, занятых в его пронзводстве, и не получено дан ных о канцерогеннести хлордана [ 28]. При обследовании персонала трех больших компанпй по борьбе с вредителями в США, в том числе бонификаторов, занятых борьбой с термптамп, не обнаружено данных о повышенной смертности от рака. Не отмечено и смертности, обуслов ленной раком печенп [ 28]. Эпидемиологические исследования боннфи каторов и подвергающихся воздействию хлордана неадекватны для

5 из 14 детей, страдающих ней робластомой, имело место пред- и/или послеродовое воздеrkтвие хлор дана, а в одном эппдемиологическом исследованпи у трех больных лей кемией в острой форме обнаружено воздействие хлордана (который содержал 3-7% гептахлора) [ 30]. Поскольку канцерогеннесть убедительно показава только у одного вида животных- мышей, предельно допустимый уровень воздействия хлордана должен устанавливаться псходя из соображеппй токсичности. Допустимое суточное поступленпе для человека по оценке составляет 0,001 мг/кг массы тела [31]. Для человека массой 70 кг это означает допустимое суточное поступление воды ра,вно

оценки [ 29J. В одном сообщении отмечено, что у

0,07

мг. Относя на счет воды содержания для

это

го количества и допуская, что среднесуточное потребление человеком

л,

рекомендуемый

уровень

хлордана

в питьевой воде может 0,3 мкг/л.

быть

рассчитан

как

0,35

мкг/л,

округленно

СПИСОI( ЛИТЕРАТУРЫ

1. \Vindholz, М. Тlze Mercl~ index. Rah\\·ay, NJ, Merck and Со, 1976. 2. Whetstone, R. R. Кirk-Otlzmer encyclopedia of c!Jemical technology. New York, John \Viley and Sons, 1972. 3 Brookes, G Т Cblorinated insecticides. Cleveland, ОН, Chemical Rubber Сотраnу Press, 19,7 4. -!. Eichelberger, J. \У. & Lichtenberg, J. J Persistence of pesticides in river water. Eпuironmental science апd tec!zпology, 5: 541 ( 1971). 5. Schaefer, М L. et al. Pesticides in drinking \\"aier. Environmental scieпce and technology, 3: 1261 (1969). , 6. Beyenue, А. et al. Organochlorine pesticides in rain\\•ater. Oahu, Hawaii, 1971-72. Bulletin of environmental contamiпafion апd toxicology, 8: 238 (1972). 7. EП\·ironmental Protection Agency. Coпsolida!ed heptachlor/chlordane heariпg Federal register, 41: 7552 (1976). 8 Harrington, J. М. et al. Chlordane contamiпatioп of а шunicipal water system. EnvirDnmental research, 15: !55 (1978). 9. Nisbet, I. С. Т. Human exposure to cblordaпe, lzepfacblor, and tlzeir metabolites. _ , , ,Wqshi11gtop, .DC, US Environmental Protection Agency, 1976. 10. М.anske, D. D. & Johnson, R. D. Pesticide residues in total diet samples (VIII). Pesticides monitoring jourrzal, 9: 94 (1975).

4. nЕСТИЦИДЫ

205

11. National Research Council. Driпking water and healtl!. Washington, DC, National Academy of Sciences, 1977. 12. Strassman, S. С. & Kutz, F. W. Insecticide residues in humaп milk from Arkansas and Mississippi, 1973-74. Pesticides monitoring journal, 10: 130 (1977). 13 Staпley, С. W. et а!. Measurement at atmospheric levels of pesticides, Environmental science and tec!mology, 5: 430 (1971). 14. Gosseliп, R. Е. et а!. Clinical toxicology of commercial products, 4th ed. Baltimore, MD, Williams and Wilkins Со., 1976. 15. Каzеп, С. et а!. Persisteпce of pesticides on the hands of some occupatioпa11y exposed people Arcblves of enviroпmental l!ealt!J, 29: 315 (1974). 16. Barnett, J. R. & Dorough, Н. W. Metabolism of ch1ordane iп rats. Journal of agricultural and food c!Jelnistry, 22: 612 (1974). 17. Curley, А. & Garrettson, L. К. Acute chlordane poisoning. Archives of environmental l!ealth, 18: 211 (1969). 18. Aldrich, F. D. & Holmes, J. Н. Acute chlordane intoxication in а child. Archives of environmental healtlr, 19: 129 ( 1969). 19 Ро!еп, Р. N. et а!. Characterization of oxychlordane, animal metabolite of chlordane Bulletiп of environmental coпtamination and toxicology, 5: 521 ( 1971). 20. Street, J. Е. & Blau, S. Е. Oxychlordane: accumulation in rat adipose tissue on feeding chlordane isomers or technical ch1ordane. J ournal of agricultural and food chemistry, 20: 395 (1972). 21. Dadey, J. L. & Krammer, А. G. Chlordane intoxication. Journal of tl1e Americaп Medical Association, 153: 723 (1953). 22 National Iпstitute for Occupational Safety and Health. Suspecfed carciпogens- subfile of the NIOSH registry of loxic effects of chemical substances. 2nd ed. Washiпgtoп, DC, NIOSH, 1976 (NISH-77-149). 23. Ingle, L. Chronic oral toxicity of chlordane to rats. Archives of industrial hygiene and occupational medicine, 6: 357 (1952). 24. Arnold, D. W. et а!. Dominant Ietha1 studies with technical chlordane, HCS-3260, and heptachlor: heptachlor epoxide Journal of toxicology and eпvironmental lrealth, 2: 547 (1 977). 25 Ahmed, F. Е. et а!. Pesticide induced DNA damage and its repair in cultured human cells Mutation researcl!, 42: 161 (1977). 26 Simmon, V. F. et а!. Mutagenic activity of chemicals identified in drinking water. Developmeпts in toxicology and enviroпmental science, 2: 249 ( 1977). 27. National Cancer Institнte, Bioassay of cblordane for possiЬle carcinogeпicity. Bethesda, MD, Department of Health, Education and \Velfare, 1977 (NCI-CG-TR-8). 28. Environmeпtal Protection Agency. Consolidated heptachlor /chlordane hearing. Federal register, 41: 7552-7572, 7584-7585 (1976). 29. Wang, Н. Н. & MacMahon, В. Mortality of pesticide applicators Journal of occupational mediciпe, 21: 741 (1979). 30. Some lшlo[!enated liydrocarboпs. Lyon, Interna1.ional Agency for Research on Cancer, 1979 (IARC Monographs on the evaluation of the carcinogenic risk of chemicals to humans, vol. 20). 31. Evaluations of some pesficide residues in food.(FAO/PL 1967/М/11/1; WHO Food Add./68 30.)

4.4 4.4.1 Общие замечания

Гексахлорбензол

Гексахлорбензол (ГХБ) представляет собой белое твердое вещество с температурой плавления 230 °С. Он обладает низкой растворимостью

в воде (6 мкг/кг) [I], но растворим rв органических раст•ворителях. Чистое вещество производится в промышленных масштабах, в основ ном для применения в качестве фунгицида. Однако наибольшее поступ ление в окружающую среду С'Вязано с образованием его как побочного продукта при производстве хлора и других хлорированных соединений, 8 частности растворителей.

206

IV.

ОРГАНИЧЕСI<ИЕ К:ОМПОНЕНТЫ, ОК:АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

4.4.2

Пути воздействия Атмосферный воздух в воздухе в виде пылевых частиц и в результате испарения

4.4.2.1

ГХБ воздействует на население через воздух, воду и ппщу. Он рас сеивается

с участков, на которых он присутствует в высоких концентрациях. Взве шенные в воздухе частицы пыли, нагруженные ГХБ, являются, по-вп дпмому, основной причиной повышенных концентраций ГХБ в кровп населения, живущего вблизи от промышлешrого района в штате Луи

зиана США

[2].

4.4.2.2

Вода

ГХБ обнаружен в 4 пробах речной воды, 8 пробах- очищенной питьевой воды, 1 пробе с очистной станцип и в сточных водах 7 хими ческих предприятий, расположенных в разных районах Европы и США

[ 3]. Он обнаружен также в городском ливневом стоке в США в кон центрациях 0-339 нг/л [ 4]; в Рейне [ 5]; в 108 пробах поверхностных вод в Италии при средней концентрации 2,5 нг/л [б]; в большей части проб осадка речной воды в индустриальном регионе США, обычно в концентрациях менее 2 мкг/л, но в одной пробе- до 90 м кг/л [7]. 4.4.2.3 в

Пищевые продукты обнаруживается в самых в продуктах жпвотного

ГХБ

различных

пищевых

продуктах, продук

частностп,

происхождения,

,включая

ты и яйца [ 8]. Среднесуточное потребление ГХБ с ппщевыми продук тами в США по оценке составляло 0,4 мкг в 1973 г. п 0,07 мкг в 1974 г. [9]. Потребление с пищей в Японии составляло по оценке 0,5 мкг/сутки

[ 10], а в Австралии- 35 мкг/сутки [ 11]. Грудные детп в Австралпп и Норвегrrи могут потреблять до 40 м кг/сутки [ 11, 12]. Среднпе концен трацпи ГХБ в жировой тканп человека колеблются от 0,02 до 8,2 мг(кг [ 131, а в крови - от 0,004 до 0,06 м к/кг [ 13]. 1\онцентрацшr ГХБ в жировой ткани свиней и овец были соответ ственно в 6 и 8 раз выше концентраций в рационе [ 14]. Бели эти сравнения валидны в отношении человека, то можно полагать, что не

которые взрослые люди подвергаются суточному воздействию ГХБ в концентрацпях несколько мг/кг массы тела. 1\ аналогичному выводу приводпт экстраполяция уровней содержания в крови человека. 1\он пентрацни ГХБ в крови крыс составляют около 1/ 10 от концентрации в рационе [15]. Современные данные показывают, что потребление с пищей может быть основным петочником воздействпя ГХБ на органпзм генеральной популяцпи, хотя для отдельных групп. например, промышленных рабо чих, большее значение может иметь пнгаляцнонное или кожное воздей ствие.

4.4.3

Метаболизм

Гексахлорбензол

[16],

введенныfr

перорально

крысам,

медленно

всасывался из кишечника, главным образом через лимфатическую си стему, и через 48 ч в значительных размерах накапливался в жировой

ПЕСТИЦИДЫ

207

ткана [ 17]. Количественное обнаружение введенного внутрибрюшинно или перорально 14 С-ГХБ у крыс носило дозо-зависимый характер, но в фекалпях обнаруживалось больше 14 С, чем в моче. Основными мета бошпамп в моче былп пентахлорфенол, тетрахлоргидрохинон и пента хлортиофенол. Другпми метаболитами в моче былп тетрагидробензол, пентахлорбензол, 2,4,5- и 2,4,6-трихлорфенолы, 2,3,4,6- п 2,3,5,6-тетра хлорфенолы; 2,3,4-трпхлорфенол и другие тетрахлорфенолы прнсутст вовали в мнкроколпчествах. Эти метаболиты выводплись с мочой в впде

конъюгатов или в свободной форме. Неизмененпый ГХБ был обнару жен в кале и жировой ткани [ 18-21].

Прп пероральном введенпп обезьянам Маеаса mulatta 14 С-ГХБ в до зе 110 мкг/суткп на протяженшr 11-15 мес 50% обнаруживаемой в мо че радиоактпвностп приходилось на долю пентахлорфенола и 25% -· пентахлорбензола, а остальная часть была связана с неидентифициро ванными метаболитами и неизмененным ГХБ. В фекалпях 99% радио актпвности представлял неизмененный ГХБ. В течение последнпх 10 дней эксперимента у самцов выводилось 7,2% введенной дозы с мо

чой п

52% с калом, у самок соответственно 4,6% и 42,2% [22].

4.4.4 Влияние на здоровье

4.4.4.1

Токсичность

Несмотря на то, что ГХБ обладает низкой острой токсичностью для большинства юrдов жпвотных ( 1000 мг/кг массы тела), при продол

жительном умеренном воздействии он вызывает разнообразные биоло гические эффекты.

Подострые токсические эффекты псследовалпсь у крыс, получавших ГХБ с кормом в теченпе 15 нед. Гпстопатологические пзменения были ограничены печенью п селезенкой. В печени имело место увеличенпе тяжести центральнадолевых изменений уже при дозе ГХБ 2 мг/кг кор ма в сутки. Можно полагать, что недействующей дозой ГХБ для крыс

[15]. В аналогичном исследова 0,05 мг/кг корма является недей ствующей для свшrе1"1 [ 23]. У крыс, получавших ГХБ в дозе 500 м г/кг массы тела через день на протяжении 53 нед, равновесие между его поступлением в организм и выведением достпгалось через 9 нед. В це 0,5 нии найдено, что суточная доза ГХБ лом изменения, наблюдавшиеся прп хронпческом эксперименте, напо минали описанные при кратковременных исследованиях. После прекра

является

мг/кг массы тела в сутки

щения введения ГХБ медленное выведенпе ксенобпотика продолжалось на протяжении многих месяцев [ 24].

В Турцпи в период с

1955 по 1959 г. отмечалась эпидемиологиче

ская вялотекущая кожная порфирия [25]. За 5-летний период наблю далось более 500 больных, а общая поражениость по оценке составила 3000 человек. Удалось проследить причину вспышки, которая была свя зана с употреблением в пищу пшеницы, обработанной ГХБ перед посе вом. Синдром включал появление волдырей п эшrдермолпз поражен ных частей тела, особенно лица и рук. По оценке больные потреблялп в сутки по 50-200 мг ГХБ на протяжении относптельно длительного периода, прежде чем были обнаружены кожные проявления. Спмптомы

наблюдались главным образом в летние месяцы, когда они обострялись.

208

IV. ОРГАНИЧЕСКИЕ КОМПОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

в результате воздействия пнтенсивного солнечного излучения. Заболе вание прекращалось и симптомы исчезали через 20-30 дней после прекращения пспользованпя загрязненного ГХБ хлеба. Часто ваблюда лись рециднвы вследствие повторного употребления больными загряз ненного ГХБ зерна илп вследствие перераспределения ГХБ, отложпв шегося в жировой ткани.

У грудных детей, матери которых страдали порфирпей, вызванной ГХБ, плп употреблялп в пищу загрязненный ГХБ хлеб, было описано

расстройство, названное

«pembe

уага»

[ 26].

Материнское молоко содер

жало ГХБ. Не менее 95% нз этих детей умерли в теченпе года. На ос новании токсикологпческих соображений ФАО/ВОЗ [27] была предло жена величина ДСП 0,6 мкг/кг массы тела, но сейчас от этого предло жения отказались.

4.4.4.2

Тератогенность

Оппсан перенос ГХБ через плаценту у мышей и крыс

[ 28, 29].

Мп

нпмальный тератогенный эффект ГХБ, наблюдавшийся у крыс Wistar, не мог быть воспроизведен в той же самой лаборатории при введении доз до 120 мг/кг массы тела в период органогенеза .[ 30]. В других ис следованиях с гексахлорбензолом и с пентахлорнитробензолом {ПХИБ), загрязненным гексахлорбензолом, при дозе 100 мг/кг массы тела у мышей было обнаружено расщепление неба и некоторые порокп

развптпя почек [ 31]. В исследованпи на

4 поколениях группы по 10 самцов и 20 самок крыс Sprague- Dawley с момента прекращения грудного вскармлпва ния получали с рационом ГХБ в концентрациях О, 10, 20, 40, 80, 160, 320 или 640 мг/кг. Наиболее чувствительнымп оказались крысята-со сунки в поколении F 1, и среди таких крысят, родившихся от матерей, которые получалп ГХБ в концентрациях 320 или 640 мг/кг корма, мно гие погпбли до прекращешrя грудного вскармливанпя. Макроскопиче ских аномалий обнаружено не было [32],

4.4.4.3

Канцерогеннасть

Проведено два исследования, свидетельствующих о канцерогенно сти ГХБ. Канцерогенная активность ГХБ оценивалась на хомяках, по лучавших его с кормом в дозах 4, 8 или 16 мг/кг суточного корма на протяжении жизни [33]. ГХБ, по-впдпмому, обладал многонаправлен ной канцерогенной активностью; частота случаев гепатом, гемангиоэпи телиом и аденом щптовидной железы была значительно более высокой.

В то время как среди не подвергавшихся воздействию хомяков опухоли развились у 10%, среди крыс, получавших 16 мг ГХБ на 1 кг массы rела в сутки, этот показатель составил 92%. Количество животных, у которых развплись опухоли, зависело от дозы: 56% среди хомяков, irолучавших 4 мг ГХБ на 1 кг массы тела в суткп, и 75% среди полу ча1вших 8 мг/кг в сутки. В группе, не подвергавшейся воздействию, не были выявлены опухоли щитовидной железы, гепатомы или гемангио эндотелиомы печени. Потребление хомяками ГХБ в количестве 4-

16 кг/кг массы тела в сутки близко по оценке к диапазону воздействия

ПЕСТИЦИДЫ

209

для населенпя Турции, употреблявшего в пищу зерна, случайно за грязненные ГХБ [ 33]. Канцерогенная активность ГХБ была оценена также на мышах, по

лучавших его с кормом в суточных дозах

6,5, 13

или

мг/кг массы те

ла на протяженшr жпзни. Частота случаев гепатом существенно возрас тала у мышей, получавших 13 или 26 мг ГХБ на 1 кг массы тела в сут кп. В контрольной группе не наблюдалось нп одной первичной или ме тастазированной гепатомы. Результаты, представленные Cabral с

сотрудниками [ 34, 35], подтверждают сделанное ими ранее заключе ние о том, что ГХБ является канцерогеном. Однако у мышей линип А, получавших ГХБ трп раза в неделю- в общей сложностп 24 инъек ции по 40 мг/кг массы тела кюкдая- частота случаев опухоли легкого не была значптельно большей, чем у контрольных животных 1[ 36]. ГХБ является таюке канцерогенным для крыс [ 37]. Исходя из уровня рпска 10~ 5 рекомендуемая величина для ГХБ в питьевой воде равна 0,01 мкг/л. СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

Lu, Р. У & Metcalf, R. L Eпviroпmeпtal fate апd Ьiodegradabllity of Ьепzепе derivatives as studied iп а model aqнatic ecosystem Enuironmental health perspecfiues, 10: 269 (1975). 2. Burпs, J. Е. & Miller, F. М. Hexach1orobeпzeпe coпtamiпatioп: its effects iп а Louisiaпa populatioп Arcl!iues of eпuironmental l!ealth . 30: 44 (1975). 3 Shackelford, W. М. & Keith, L. Н. Frequ.ency of organic compou.nds identified iп water. Atl1eпs, GA, US ЕП\•irопшепtа1 Protectioп Аgепсу, 1976 (ЕРА-600/4-76-062, р 69) 4 Dарреп, G Pesticide analysis from urban storm ru.noff. Spriпgfie!d, VA, Departшeпt of the Iпterior. 1974 (R.eport No РВ-238 593). 5. Greve, Р. А. Poteпtia!!y hazardous substaпces iп surface \Yater. I. Pesticides iп the river Rhiпe Scieпce of lhe total enuironment, 1: 173 (1972). 6. Leoпi, V. & D'Arca, S. U Experiшeпta1 data апd critica! review of the occurreпce of hexachlorobeпzeпe iп tl1e Italiaп eпyiroпmeпt. Science of the tolal eпvironment, 5: 253 (1976). 7. Laslщ А L et а! Distribнtioп of hexachlorЬeпzeпe апd hexach!orobutadieпc iп \\'ater, soil. and selected aquatic orgaпisms aloпg the lo\\'er Mississippi R.iver, Louisiaпa. Bu.lletin of environmenta/ contamination апd toxiko/ogy, 15: 535 (1976). 8. Enuironmental contamination from !Jexachlorobenzene. \Vashington DC, US Eпviron шeпtal Protection Agency, 1976 (ЕРА 560/6-70-014). 9. US Food & Drug Admiпistration. Compliance program eualu.ation total diet stu.dies (7320.08). V/ashiпgton. DC, US Go\·ernment Printing Office, 1977. 1О. Ushio, F. & Doguchi, М Dietary intakes of some ch!oriпated hydrocarbons and heavy metals estimated оп the experimenta!!y pгepared diets. Bulletin of enuironmental contamination and toxicologl!. 17: 707 ( 1977) 11. Miller, G J. & Fox, J А Ch!orinated hydrocarbon pcsticide residues in Queeпslaпd humaп шilks Medical jou.rпal of Au.stralia, 2: 261 (1973). 12 Bakken, А. F. & Seip, М Insecticides in huшап breast mi1k. Ас/а paediatrica scandinavica, 65· 535 (1976). 13. AmЬient water qu.ality criteria for cblorinated Ьenzenes. \Vashingtoп, DC, US Environmeпta1 Protection Agencv. 1980 (Document N о. 440 /5-80-028). 14. Hanseп, L G et а! Effects апd residues of dietary hexachlorobeпzeпe in growing s\viпe lourпal of toxicologц and environmentallzealt!J, 2· 557 (1977). 15 Kuiper-Goodmaп, Т. et а! Subacute toxicity of hexach1orobeпzeпe in the rat. Toxico/ogy and applied plzarmacology, 40: 529 (1977). 16 Some halorzenated l!ydrocarЬons. Lуоп, International Agency for Research оп Cancer, 1979 (IAR.C Moпographs оп the evalllation of the carcinogenic risk of cheшicals to hнmans, vol. 20 ) J 7. Latropoulos. М J et а! Absorptioп. traпsport апd organotropism of dichloroblpheпvl (DCB), dieldrin, апd hexachlorobenzeпe (НСВ) in rats. Environmental researclz 10: 384 (1975). ,

210

IV. ОРГАНИЧЕСКИЕ КОМПОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

18. Engst, R. et а!. Thc шetabolisш of hexachlorobenzene (НСВ) in rats. Bulletin of environmental contamination and toxicology, 16: 248 (1976). 19 Koss, G. et а! Stнdies on the toxicology of !Jexachlorobenzene. II. Identification and Jeteгminatюn of metabolites Arclziues of toxicology, 35: 107 (1976). 20 Mther:dale, Н 1\l et al. Metabolism and effects of hexachlorobenzene on hepatic microsomal e11Zyшes in tl1e rat. Joumal of agricullural and food chemistry, 23: 261 (1975) 21. Renner, G & Schuss(er, К. Р. 2,4,5-Trichlorop!Jenol, а пе\V uriпary metabolite of hexachlorobeпzene. Toxicology and applied plzarnшcology, 39 355 ( 1977). 22. Rozman, К et а! Loпg-terш feediпg study of hexachlorobeпzene iп гrzesus nюnkeys. C!Jemosp!zere, 6, 81 (1977). 23. Den Tonkelaar, Е. М et al Hexachlorobeпzene toxicity iп pigs. Toxicology and applied p!шrmacology, 43: 137 (1978). 24. Koss, G. et al Studies on the toxicology of hexachlorobenzeпe. III Observations in а long-term experiment. Archir•es of toxicology, 4: 285 (1978). 25 Cam, С. & Nogogosyaп. G. Acqt1ired toxic porphyria cutanea tarda due to hexachlorobcшene Joumal of tl1e American Medical Association, 183: 88 (1963). 26. Cam, С. Uпе nouYelle derшatose epideшique des eпfants. Amzales de dermatologie et de syp!ziligraphie, 87: 393 (1960). 27. 1978 Evaluations of sume pesticide residues in food. GeneYa, \\'orld Health Organization, 197-± (Fг\0/AGP/1973/M/9/1; \\'НО Pesticide Residue Seгies, 3 р 291). 28. Andre\\'S, J. Е & Сошtпеу, I\. D. Iпter- апd iпtralitteг Yariatioп of hexachlorobenzene (НСВ) depositioп in fetuses. Toxicology and applied pharmacology, 37: 128 (1976). 29. Villeneuve, D. С. & Hierlihy, S. L. Placental transfer of hexachlorobenzene in the rat. Bulletin of environmental contamination toxicology, 13: 489 ( 1975). 30. Khera, К. S. Teratogeпicity and dominant letha1 studies on hexach1orobenzene in rats. Food and cosmetics toxicology, 12: 471 (1974). 31. Courtney, К. D. et а!. The effects of pentachloronitrobenzene, hexachlorobenzene, апd related compounds on fetal development. Toxicology and applied pharmacology, 35: 239 (1976). 32. Grant, D. L. et а!. Effect of hexachlorobenzene on reproduction in the rat. Archives of environmental contamination and toxicology, 5: 207 ( 1977). 33. Cabral, J R. Р. et а!. Carcinogenic activity of hexachlorobenzene in haшsters. Nature, 269: 510 (1977). 34 Cabral, J. R. Р. et а!. Carciпogenesis study in mice with hexachlorobenzene. Toxicology C'nd applied pharmacology, 45: 323 (1978). 35. СаЬга!, J. R Р. et а! Carcinogenesis of hexaclllorobenzeпe iп mice !ntaпational iournal of cancer, 23: 47 (1979). 36. Theiss, J. С. et а! Test for carcinogeпicity of orgaпic contarninants of United States drinking \Yaters Ьу pulmoпaгy tшnor response iп strain А mice. Cancer research, 37: 2717 (1977). 37 Smith, А. С. & Cabral. J. R Р Li\·er cell tuшours in rats fed hexachlorobeпzene Саnс!'Г letter, 11: 169 (1980).

4.5 4.5.1 Общие замечания

Гептахлор и гептахлорэпоксид

Чистый

гептахлор

(C 10 HsC1 7 ;

относительная

молекулярная

масса

представляет собой белое кристаллическое твердое вещество с камфараподобным запахом. Его химическое наименование 1,4,5,6,7,8,8гептахлор-3а,4,7,7а-тетрагидро-4,7-метаноинден. Он имеет давление па ров 4Х1О- 2 Па (3Х1О- 4 мм рт. ст.) при 25°С, растворимость в воде

373,35)

0.056

мг/л при 25-29 ос и легко растворим в относительно неполяр ных растворителях [ 1]. Гептахлор- инсектпцид широкого спектра дей ствия из группы полициклических хлорированных углеводородов, на

зываемых циклодпеновыми инсектицидами. С

1971-1975

гг. основным

видом использования гептахлора была борьба с почвеннымц сельско хозяйственными насекомыми.

ПЕСТИЦИДЫ

211

С но

1975

г. объем производства и применения гептахлора значитель вследствие добровольного производптелем, а также

снизился

ограничения, в результате

введенного его последующих

единственным

оповещаний (2 августа 1976 г.) с предупреждением о временном пре кращении регистрации ЕР А всех видов применения гептахлора для

обработки любых пищевых культур и в бытовых целях. Однако про доюкается широкое применение гептахлора для борьбы с термитамп и обработки неполевых культур. Гептахлор длительное время сохраняется в окружающей среде. В почве [2-5], растениях [6] и организме млекопитающих он превра щается в более токсичный метаболит - гептахлорэпоксид. В растворе или тонких пленках гептахлор подвергается фоторазложению до фото гептахлора [ 8], который более токсичен, чем исходное соединение, для

насекомых

[ 9]

п водных беспозвоночных р О, животных п

11]. в пищевой

Гептахлор и его эпоксид подвергается биоконцентрированию в ор

ганизме многих видов цепи [1].

может накапливаться

4.5.2

Пути воздействия

4.5.2.1

Вода

Различные исследователи обнаруживали гептахлор и/или гептахлор эпоксид в большинстве речных бассейнов США в средних концентра циях для обоих веществ 0,0063 м кг/ л [ 12]. Концентрации гептахлора колебались в пределах от 0,001 до 0,035 мкг/л [13].

4.5.2.2

Пищевые продукты

В обследовании розничных рынков США (1974-1975 rr.), праве денном Управлением по санитарному надзору за пищевыми продук тами и медикаментами в 20 различных городах, показано, что 3 из 12 классов пищевых продуктов содержали остаточные количества геп

тахлорэпоксида n диапазоне от 0,006 до 0,003 м г/кг [ 14]. Остаточные количества гептахлорэпоксида, превышающие 0,03 мг/кг, были обна ружены в 14-19% проб мяса, птпцы и молочных продуктов, отобран ных с 1964 по 1974 г". Гептахлор и/или гептахлорэпоксид были найде ны в 32% из 590 проб рыбы, отобранных в масштабе страны, причем остаточные количества в тушке рыб составляли от

0,01

до

8,33

мг/кг

[15]. Гептахлорэпоксид может загрязнять грудное молоко. Исследование в масштабах страны показала, что 63,1% из 1936 проб грудного молока содержали остаточные количества гептахлорэпоксида [ 16].

4.5.2.3

Атмосферный воздух

Гептахлор испаряется с обработанных им поверхностей, растений и с почвы. Гептахлор и в меньшей степени гептахлорэпоксид широко распространены в атмосферном воздухе, типичные средние концентраа

Nisbett I.

С. Н и тап

exposure to cblordane, l1eptachlor and their metabolites

(неопубли

кованный обзор).

~i2

IV. ОРГАНИЧЕСКИЕ К:ОМПОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

ции составляют приблизительно 0,5 мг/м 3 • На основании этих данных было рассчитано типичное среднесуточное воздействие на человека порядка 0,01 мкга. Таким образом ингаляция, по-видимому, не пред ставляет основного пути воздействия гептахлора на человека.

4.5.3

Метаболизм

Гептахлор легко метаболизпруется млекопитающпми до гептахлор эпоксида. Этот метаболит накапливается главным образом в жировой ткани, но также п в печени, почках и мышечной ткани [ 17]. У крыс и собак гептахлор, поступившиi'r в организм, быстро метаболизируется до гептахлорэпоксида, гептахлора в

последний н

накапливается его,

первую

очередь в

в жировой ткани. Найдена положительная зависимость между количе ством рационе количествах откладывающимся

жировой ткани, причем у самок крыс в жировой ткани накапливаетс5J примерно в 6 раз больше гептахдорэпоксида, чем у самцов [7, 18].

Несмотря на отсутствие прямых данных, свидетельствующих о кон версии гептахлора в его эпоксид у человека, представление о том, что

эпоксид обнаруживаемый в тканях человека, происходит из гептахло ра, вызывает мало сомнений. Различные концентрации гептахлорэпок сида обнаружены в крови, жировой ткани и моче дюдей. Молоко, вследствие высокого содержания в нем липидов, является одним из

основных путей выведения хлорорганических соединений, в том числе

и гептахлорэпоксида. показала, что у

Обширное обследование, имевших лактацию

проведеиное в несколькпх

США, родов,

женщин,

после

концентрация пестицпдов в молоr~е ниже, чем у первородящих. Наибо лее часто обнаруживаемыми в человеческом молоке пестицидами были гептахлорэпокспд, дильдрин и оксихлордан. Остаточное содержание гептахлора было обнаружено только в 2% проб грудного молока, но в 63,1% проб найдены остаточные количества гептахлорэпокспда в кон центрациях от 15 до 2050 мкг/л (прп приведеином содержании жира), при среднеi'r концентрацип 91 мкг/л. В группе женщин с высокимп остаточными количествами вещества 11% подвергались профессиональ ному воздеi'rствию плп жпли в семьях, члены которых подвергались

такому воздействию

[16].

4.5.4

Влияние на здоровье Токсичность

4.5.4.1

Величина LD 50 гептахлора и его метаболитов для разных видов млекопитающих указывается в диапазоне от 6 до 531 мг/кг массы тела [1]. Сведений о хронических эффектах очень мало. Прп введении кры сам в небольших дозах ежедневно периодов гептахлор вызывал

на

протяженпи гамеостаза

продолжительных глюкозы, которое,

пзменения

как предполагало;:ь, было а

связано с первоначальноi'r стимуляцией

си-

Nisbett 1 С. Н и тап кованный обзор).

exposure to chlordane, heptachlor and their metabolites

(неопубли

t!ЕСТJ.ЩИДЫ

213

стемы циклической АМФ-аденилатциклазы в печени и коре почек [ 19--

21]. Объединенный комитет ФАО/ВОЗ

[ 22]

установил максимально до

пустимое суточное поступление суммы гептахлора и гептахлорэпоксида

0,5

мкг/кг массы тела. Тератогенность

4.5.4.2

В исследованиях с длительным скармливанием гептахлора крысам у родительских особей и вскоре после раскрытия глаз у потомства

развивались катаракты

[ 23].

4.5.4.3 В хлор

Другие влияния на репродукцию исследованиях на крысах при хроническом вызывал снижение размера помета и

скармливании гепта жизни

продолжительности

крысят-сосунков

[ 23].

4.5.4.4

Мутагенность

Отмечена мутагенность гептахлора в тестах на млекопитающих, но

не в бактериальных пробах. Гептахлор вызывает изменения доминант

ных леталей у самцов крыс, на что указывает число резорбированных плодов у питактных беременных самок [ 24]. В клетках костного мозга у животных, получавших гептахлор, отмечается увеличение частоты

случаев

аномальных

митозов,

хроматндных

аномалий,

пульверизация

н транслокацпя. К.ак гептахлор, так п гептахлорэпоксид индуцпровалп не обусловленной схемой эксперимента синтез ДНК. в культуре транс

формированных SV-40 клеток человека (VA-4) при метаболической активации [ 25]. Ни гептахлор, ни гептахлорэпоксид не проявляли му тагенности для Salmonella typhimurium в тесте Эймса [ 26].

4.5.4.5 В

Канцерогеннасть трех хронических исследованиях со скармливанием гептахлора

и гептахлорэпоксида они вызывалп гепатоцеллюлярный рак у мышей. Гептахлорэпоксид вызвал такую же реакцию в одном исследовании на

крысах

[ 27] а. Рекомендуелtая величина

4.5.4.6 0,5

На основании максимально допустимого суточного поступления мг/кг массы тела, рекомендованного объединенным комитетом

фАО/ВОЗ [ 22], рекомендуемая величина в питьевой воде для челове ка массой 70 кг, потребляющего 2 л воды в сутки, может быть зареги стрирована как О, 1 мкг/л. Поскольку канцерогенная реакция хорошо подтверждена только в одном исследовании на животных, рекоменда

ция о применении этой величины представляется оправданной. а

US Environmental Protection Agency. Risk assessment of cblorolane and deptacblor. Carcinogen Assessшent Group, V/ashington, DC, 1977 (неопубликованный документ).

214

IV. ОРГАНИЧЕСКИЕ КОМПОНЕНТЫ, ОК:АЗЫtзАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ СПИ СО!( ЛИТЕРАТУРЫ

!. Heptachlor: amblent water quality criteria. Washiпgtoп, DC, US Eпviroпmeпtal Г'гulесtюп Age11cy, 19<:50 (Documeпt No. 440/5-80-052). 2. Lкl1teпsiei11, Е. !-'. lпsecllcidal residues iп various crops gro\VП iп solls treated with abпormoJ rates of aldriп апd heptachlor. J ournal of agricultural and food c!Jemistry, 8: 448 (19ri0). 3 Lichteн~teш, Е. Р. et al. Degradatioп of aldriп апd heptachlor iп field soils. Journal of ugnculщrul und fиod clremistry, 18: 100 (1970). 4. L1chteпsteiп, Е. Р. et al. Effects of а cover сгор versus soil culi.ivatioп оп the fate of \'ert1cal d1stгibutюп о! iпsecticide residues iп soil 7 to 11 years after soil treatmeпt. J-'estrcrdi!s mc,miuring journal, 5: 218 (1971). 5. Nash, .К. G. & Нашs, \V. G. Chloriпated hydrocarboп iпsecticide residues iп crops апd soil. Jozышl ui CI!ViГvlllllenial quality, 2: 2Ь9 (1973). 6. Gаппоп, N. & Uecker, G. С. The coпversioп of aldriп to dieldriп iп plaпts. Joumal of ecunomic eulomolugy, 51: 8 (1958). 7. Davidow, В & R.adoшski, J. L. lsolatioп of ап epoxide meiabolite froш fat tissues of dogs fed heptac!Jlor. Journal of plrarmacology and experimental t/!erapeutics, 107: 259 (1953). 8. Вепsоп, \V. R.. et а!. Photolysis of solid апd dissolved dieldriп. J ourтzal of agricultural and food c!Jemistry, 19: 66 (1971). 9. Кhап, М. Н. et а!. Iпsect metabolism of photoaldriп апd phoiodieldriп. Science, 164: 318 (1969). 10. Georgackakis, Е. & I01ап, М. А. Q. Toxicity of the photoisoшers of cyclodieпe iпsecti cides to fresh\\·ater ашша!s. Nature, 233: 120 (1971). 11. Кhап, М. А. Q. et а!. Toxicity-metabolism re1aiioпship of tl1e photoisoшers of certaiп c111oriпated cyclodieпe iпsecticide chemicals. Archives of environmental contamination and toxicology, 1: !59 (1973). 12. Cblordane and lzeptaclrlor in relation to тап and tfre environment. \\'ashiпgtoп, DC, US Eпviroпmeпtal Protectioп Аgепсу, 1976 (ЕРА 540/476005). 13. Breideпbach, А. \V. et а!. Chloriпated hydrocarboп pesticides iп шajor riyer basiпs, 1957-65. РиЬl1с lшaltlr reports, 82: 139 (1967). 14. Johпsoп, R. D. & Maпske, D. D. Pestic1de апd other chemical residues iп total diet samples (XI). Pesticides monitoring joumal, 11: 116 (1977). 15. Heпdersoп, С. et а!. Orgaпochlorшe iпsecticide residues iп fish (Natioпal Pesticide Moniloriпg Prograш). Pesticides monitoring journal, 3: 145 (1969). 16 Savage, Е. Р. National study to determine levels of c!Jlorinaied lzydrocarlюn insecticidt's in !штап millг. \\1 asl1iпgtoп, DC, US Eпviroпmeпtal Protectioп Аgепсу, 1976 (ЕРА/540/9-78/005).

17. Et•aluations ot some pesiicide residues in food. Geпeva, Vv'orld Healih Orgaпizatioп, 1967. 18. R.<Jdoпski, J. L & Dayido\v, В. Tl1e meiabolic of heptachlor, iis estimai.ioп, storage апd toxicity. J оигпиl of plrarmacology and experimental t!Jerapeuiics, 107: 266 (1953). 19 Касе\У, S. & Sшglыl, R. L. The iпflueпce of p,p-DDT, апd chlordaпe, heptach!or апd епdгiп оп hepatic апd reпal carbohydrate melabolisш апd cyclic АМР-аdепу1 cyclase systeш. Life scicnccs, 13: 1363 (1973). 20 1\acew, S. & Siпghal, R L. Effect of certaiп l1alogeпated hydrocarboп iпsecticides оп cycl1c <.~dспо;,ше 3',5'-шoпophosphate- 3 H formatioп Ьу rat kidпey cortex. Journal of plшrmacology шul experimeтzial tlzerapeutics, 188: 265 (1974). 21. Siпghal, R L. & Касе\У, S. The role of cyclic АМР iп chloriпated hydrocarboп iпduccd toxicrty. Fedcration pгocecdings, 35: 2618 (1976). 22. 1971 evaluat!Ons о[ some pesticide residues in food. (AGP: 1971/1\1./9/1; WHO Pesti· cide Residucs Series, No. 1, р. 314). 23. J\1estitzova, J\1 Оп reproduclioп studies оп the оссuпепсе of cataracts in rats after loпg-tcrm feediпg of the iпsecticide heptachlor. Experimiia, 23. 42 (1967). 24. Cerey, К. et а!. Effect of heptaci1Ior оп domiпaпt Iethality апd Ьопе marrow iп rats. Mutaiion researclz, 21: 26 (1973). :Z5. Ahmed, F. Е et al. Pesticide-iпduced DNA daшage апd its repair iп cultured humaп се lls М ui ation rcsr?arc!z, 42: 161 (1977). 26. Marshall, Т. С. et al Screeпiпg of peslicides for шuiageпic poteпtial usiпg Salmonella fyplrimuгium пшtапis. Joumal of agricultural and food clremistry, 24: 560 (1976). 27. Epsteiп, S. S. Carciпogeпicity of hepiachlor апd chlordaпe. Scieпce of the total enviroпment, 6: 103 (1976).

nЕСТИЦИДЫ

'215

4.6 4.6.1 Общие замечания

Линдан

Линдан (гамма-гексахлорциклогексан), известный также как у-ГХЦГ, представляет собой белое твердое вещество с температурой плавления

112,5 °С.

Он довольно хорошо растворим в воде

(10

мг/л)

[ 1],

но в большей степени растворим в органических хлорированных углеводородов,

растворителях.' хлороргани

Линдан является инсектицидом широкого спектра действия из группы циклических называемых

ческими инсектицидами, и находит разнообразное применение, в том числе для обработки животных, строений, людей (против эктопарази

тов), одежды, воды (против комаров), растений, семян и почвы Он медленно разлагается почвенными микроорганизмами и может изомеризоваться микроорганизмами и растениями до

[2}. [ 3]

альфа

и/или дельта-изомеров

[2].

4.6.2

Пути воздействия Вода

4.6.2.1

Загрязнение воды наблюдается

результате

непосредственного

применения технического гексахлорциклогексана (ГХЦГ) или линдана в воде для борьбы с комарами, использования ГХЦГ в сельском хо зяйстве и лесоводстве и в меньшей степени в результате случайного загрязнения сточными водами предприятий по производству препара

та

[2]. Наибольший уровень линдана, отмеченный в исследовании очищен

ной питьевой воды в США, составлял преимущественно вследствие его

загрязняет поверхностные воды в концентрациях ными осадками

0,1 мкг/л [4}. Он повсеместно до 100 нг/ л [ 5, б], атмосфер

испарения и выпадения с

[7].

В Федеративной

Республике

Германии линдан

присутствовал во всех отобранных пробах

поверхностных вод в кон

центрациях от

0,005

до

7,1

мкг/л.

4.6.2.2

Пищевые продукты

Отмечается суточное поступление линдана

1-5 мкг/кг массы тела

и суточное поступление всех остальных изомеров ГХЦГ 1-3 мкгjкг массы тела [ 8]. Основными источниками остаточного содержания ГХЦГ в рационе человека являются молоко, яйца и другие молочные продукты [2].

Согласно оценкам

ЭПА в США

[2],

средневзвешенный

коэффи

циент бисконцентрации для линдана составляет 780. Эта оценка осно вывается на измеренной бисконцентрации в устойчивом состоянии у черного ушастого окуняа.

•

Вид пресноводной луна-оыбы, распространенной в Северной Америке.

15-1084

216

IV.

ОРГАНИЧЕС!<ИЕ J<oмnoHEHTЬi, О!<АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

4.6.2.3

Атмосферный воздух

Микроколичества ГХЦГ были выявлены в атмосферном воздухе центрального Лондона и его пригородов [2]. Пог лощение линдана пу тем ингаляции по оценке составляет 0,02 мкг/кг массы тела в сутки

[9]. 4.6.3 Метаболизм всасывания линдана увеличивается носителями, опосре

Быстрота

дуемыми липидами. По сравнению с другими хлорорганическими ин сектицидами ГХЦГ и линдан довольно хорошо растворимы в воде, что способствует их быстрому всасыванию и выведению [ 2, 1О]. Линдан

всасывается после перорального или кожного воздействия [2]. После введения экспериментальным животным линдан выявляется в головном мозге в более высоких концентрациях, чем в других орга

нах ного

[ 11-13]. 14 С,

Не менее

75%

внутрибрюшинной дозы линдан а, мечен

обнаруживалось последовательно в почках, мышечной и жи

ровой ткани [ 14]. Линдан проникзет в организм плода человека через плаценту; у плода более высокие концентрации были обнаружены в коже, чем в головном мозге, но нигде они не превышали соответствую

щих величин в органах взрослых

[15, 16].

Линдан метаболизируется до промежуточного продукта гексахлор циклогексена; при дальнейшем разложении образуются 2,3,4,5,6-пента хлор-2-циклогексен-1-ол, два тетрахлорфенола и три трифторфенола [17]. Эти соединения обычно обнаруживаются в моче в виде конъюга тов [ 17]. Как свободные, так и конъюгированные хлорфенолы значи

тельно менее токсичны, чем исходные соединения

[ 19].

4.6.4 230

Влияние на здоровье

LD 50

линдана при пероральном введении крысам составляет мг/кг массы тела [20].

125-

В хронических исследованиях на крысах, получавших линдан, ра створенный в масле, при высоких дозах были отмечены гипертрофия печени (жировая дегенерация и некроз) и изменения, характерные для

нефрита

[21-23].

У крыс, вдыхавших линдан

(0,78

мг/м 3

воздуха)

по 7 ч, 5 дней в неделю на протяжении 180 дней, выявлено увеличение клеток печени, но не обнаружено токсических симптомов или других нарушений [ 24]. Добавление линдана к корму крыс в концентрации 10 мг/кг в течение 1 или 2 лет приводило к снижению массы тела че рез 5 мес и к изменению содержания аскорбиновой кислоты в моче, крови и тканях [25]. У собак, подвергавшихся хроническому воздей ствию линдана с рационом, отмечалось небольшое увеличение печени

[26]. Возбуждение центральной нервной системы и других токсические побочные эффекты (тошнота, рвота, спазмы, ослабленное дыхание с цианозом и дискразия крови) были отмечены после длительного или неправильного применения препарата, содержавшего 10 г/кг линдана,

для лечения чесотки у людей rавшихся воздействию

[ 27].

У промышленных рабочих, подвер ГХЦГ, развивзлись симптомы,

технического

4. tt:ЕстйциДЫ

~17

включавшие головные боли, головокружение, раздражение кожи глаз и слизистых оболочек дыхательных путей. В некоторых случаях имели место очевидные нарушения углеводного и липидиого обмена, а также

дисфункция гипоталамогипофиз-адреналовой системы [ 28, 29]. Иссле дование лиц, подвергавшихся профессиональному воздействию ГХЦГ на протяжении

11-23 1 •

лет, выявило биохимические проявления токси

ческого гепатита [30] На объединенном

совещании

ФАО/ВОЗ

было

определено

макси

мально допустимое суточное поступление линдана, массы тела [ 31].

равное

10 мкг/кг

4.6.4.1

Тератогенность на протяжении беременности

Линдан, скармливаемый с рационом

в концентрациях 12 или тератогенных эффектов

25 мг/кг [ 32].

массы тела в день, не вызывал у крыс

4.6.4.2

Другие влияния на репродукцию

Хроническое скармливание линдана в исследовании на четырех по колениях крыс увеличивало среднюю продолжительность беременности,

снижало число рождений, увеличивало долю мертворождений и удли няло срок полового созревания у самок поколений F 2 и F 3 • Кроме того, у некоторых животных поколений F 1 и F 2 развивалась спастическая

параплегия [ 25]. При скармливании с рационом крысам и кроликам на протяжении беременности линдан увеличивал пастимплантационную гибель эмбрио нов [ 32, 33]. Мутагеняость

4.6.4.3

Данные о мутагенности линдана сомнительны. Описаны некоторые изменения митотической активности и карнотипа человеческих лимфо цитов при культивировании их с линданам в концентрациях 0,110 г/л [10]. Линдан не был мутагенным в тесте доминантных леталейа

или в пробе с опосредованием через организм хозяина зался мутагенным в тестах на микроорганизмах с

[35].

Он ока

использованием

Salmonella typnimurium с метаболической активацией, в пробе с опо средованием через организм хозяина и в тесте доминантных леталей на крысах. В других сообщениях указывается, что он не обладал су

щественной мутагенной активностью

[2].

4.6.4.4

Канцерогеннасть

Повышенная частота опухолей печени была отмечена у самцов и самок мышей различных линий, получавших с кормом линдан (гамма ГХЦГ) [ 36-40]. Эпидемиологические данные были неадекватными для оценки [40, 41].

• US Environmental Protection Agency. Evaluation Division (неоnубликованное

ВНС- Lindane, сообщение).

Washington, DC. Criteria and

15*

218

IV.

ОРГАНИЧЕСКИЕ !<ОМtЮНЕНТЫ, ОI(АЗЫВА10ЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

4.6.4.5

Рекомендуемая величина на максимально допустимом суточном поступлении рекомендованном совещанием 1% от ДСП можно рассчитать

Основываясь

.пиндана для человека массой 70 кг, ФАО/ВОЗ [31], и относя на счет воды

рекомендуемую величину века в сутки.

мкг/л при потреблении воды

л на чело

СПИСОI( ЛИТЕРАТУРЫ

1. Ulmann, Е., ed. Lindane: monograph of ап inseclicide. Freiburg, Verlag К:. Schillinger, 1972. 2. Hexachlorocyclohexane: amЬient water quality criteria. Washington, DC, US Environmental Protection Agency, 1979. 3. Mathur, S. Р. & Saha, J. G. MicroЬial degradaiion of lindane-C-14 in а flooded sandy loam soil. Soil science, 120: 301 (19,75). 4. US Environmeпtal Protection Аgепсу. Preliminary assessment of suspected carcinogens in drinking-water. Report to Congress. Washiпgton, DC, 1975, р. II-4. 5. Croll В. Т. Orgaпo-chlorine iпseciicides iп \\"aier- Part 1. Water treatment examination, 18: 255-27 4 ( 1969). 6. Greve, Р. А. Potentially hazardous substances in surface waters. I. Pesticides in the R. Rhine. Science of the total enuironment, 1: 173-180 (1972). 7. Tarrant, К:. R. & Tatton, J. O'G. Organo-chloriпe pesticides in rainwater iп the British Isles. Nature, 219: 725-727 (1968). 8. Duggan, R. Е. & Duggaп, М. В. Residues of pesticides in milk, meat and foods. In: Edwards, L. А, ed., Environmental pollution from pesticides. London, 1973, р. 334. 9. Barney, J. Е. Pesticide pollutioп of the air studied. Cl!emical and engineering news, 47: 42 (1969). 10. Herbst, М. & Bodeпstein, G. Toxicology of Iiпdane, In: Ulmann, Е., ed. Lindane: monograph of an insecticide. Freiburg, Verlag К:. Schillinger, 1972, р. 23. 11. Lang, Е. Р. Tissue distribution of а toxicant followiпg oral ingestion of the gammaisomer of benzene hexachloride Ьу rats. J oumal of pharmacology and experimental therapeutics, 93: 277 ( 1948). 12. Davidow, В. & Frawley, J. Р. Tissue distribution, accumulation and elimination of isomers of benzene hexachloride. Proceedings о[ tl!e Society for Experimental Biology and Medicine, 76: 780 (1951). 13. Huntingdon Research Ceпtre. In: Ulmaпn, Е, ed. Lindane: monograp/1 о[ an insecticide. Freiburg, Verlag К:. Schillinger, 1972, р. 97. 14. Koransky, S. et а!. Absorption, distribution and elimination of alpha- and betabenzene hexachloride. Arcl!iv fйr experimentelle Patfюlogie und Pharmakologie, 244: 564 (1963). 15. Poradovsky, R. et а! Transplacental permeation of pesiicides during normal pregnancy. Ceskoslovenska gynekologie, 42: 405 (1977). 16. Nichimura, Н. et а!. Levels of polychlorinated Ьipheпyls and organochlorine insecticides in huшan embryos and fetuses. Pediatrician, 6: 45 ( 1977). 17. Chadwick, R. W. et al. Dehydrogenation, а preYiously unreported path\vay of lindane шetabolism in mammals. Pesticide Ьiocl!emistry and physiology, 6: 575 ( 1975). 18. Chadwick, R. W. & Freal, J. J. The identification of five unreported lindane шetabo Iites recovered from rat urine. Bulletin of environmental contamination and toxicology, 7: 137 (1972). 19. National Research Council. Drinking water and l1ealth. \Vashington, DC, Nationa1 Academy of Sciences, 1977, р. 939. 20. 1966 Evaluations of some pesticide residues in food. Geneva, WHO, 1967 (WHOjFood Add /67.32) рр. 126-147. 21. Fitzhugh, О .. G. et а!. Chronic toxicities of benzene hexachloride, and its alpha, beta, and gaшma 1somer. Journal of p/щrmacology and experimental therapeutics, 100: 59 (1950). 22. Lehman, А. J. Cheшicals in food: А report to the Association of Food and Drug Officials. US Association of Food and Drug Officials quarterly bulletin, 16: 85 (1952). 23. Lehman, А. J. Chemicals in food: А report to the Association of Food and Drug

ПЕСТИЦИДЫ

219

Officials on current development. Part II, Peslicides. Section V: Pathology. US Association of Food and Drug Officials quarterly bulletin, 16: 126 (1952). 24 Heyroth, F. F. ln: Leland, S. J., Clzemical Specialities Manufacturers Association. Proceedings of the annual meeting, 6: 110 (19б2). 25. Petrescu, S. et а!. Studies on the effecis of long term administration of chlorinated organic pesticides (lindane, DDT) on laboratory white rats. Reuue medico-cl!irurgicale (Jassy), 78: 831 (1974). 26. Rivett, К. F. et а!. Effects of feeding lindane to dogs for periods of up to 2 years. Toxicology, 9: 237 (1978). 27. Lee, В. et al. Suspected reactions to gamma benzene hexachloride. 1ournal of the American Medical Association, 236: 2846 ( 1976). 28. Kazahevich, R. L. State of the nervous system in persons with а prolonged professional contact with hexachlorocyclohexane and products of its synthesis. Vrachebnoe delo, 2: 129 (1974). 29. Besuglyi, V. Р. et а!. State of health of persons having prolonged occupational contact with hexachlorocyclohexane. Zdravookhranenie Belorussii, 19: 49 (1973). 30. Sasinovich, L. М. et а!. Toxic hepatitis due to prolonged exposure to ВНС. Vrachebnoe delo, 10: 133 (1974). 31. Pesticide residues in food. Report 1977. FAO Plant production and protection paper, Rome, 1978. 32. Mametkuliev, С. Н. Study of embryotoxic and teratogenic properties of the gamma isomer of НСН in experiments with rats. Zdravookhranenie Turkmenistana, 20: 28 (1 978) о 33. Palшer, А. К. et а!. Effect of lindane on pregnancy in the rabblt and rat. Toxicology, 9: 239 (1978) о 34. Tsoneva-Maneva, М. Т. et а!. Influence of diazinon and lindane on the mitotic activity and the karyotype of huшan lyшphocytes cultivated in vitro. BiЬliotheca haematologia, 38: 344 (1971). 35. Buselmair, W. et а!. Comparative investigation on the mutagenicity of pesticides in mamшalian test systems. Mutation research, 21: 25 (1973). 36. Goto, М. et а!. Ecological chemistry. Toxizitat von а-НСН in mausen. Chemosphere, 1: 153 (1972). 37. Hanada, М. et а!. Induction of hepatoma in mice Ьу benzene hexachloride. Japanese joumal of cancer researcll, 64: 511 (1 973). 38. National Cancer Institute. Bioassay of lindane for possiЬle carcinogenicity. Washington, DC, 1977 (Technical Report Series, No. 14; Departrnent of Health, Education, and We!fare PuЫication No. (NIН) 77-814). Federal register, 42: (1977). 39. Thorppe, Е. & Walker, А. I The toxicology of dieldrin (HEOD). II. In rnice with dieldrin, DDT, phenobarbltone, beta-BCH, and garnrna-BCH. Food and cosmetics toxicologLJ, 11: 433 (1 973). 40. Some halogenated hydrocarbons. Lyon, International Agency for Research on Cancer, 1979 (IARC Monographs on the evaluation of the carcinogenic risk of chemicals to hurnans, vol. 20). 41. Eriksson, М et а!. Soft-tissue sarcornas and exposure to chernical substances: а casereferent study. British joumal of industrial medicine, 38: 27 (1981).

4. 7 4.7.1 Общие замечания

Метоксихлор

Метоксихлором называется. 1, 1' (2,2,2-трихлорэтилиден) бис (4-меток сибензол). Он практически верастворим в воде, но легко растворяется в большинстве ароматических органических растворителей. В состав технического метоксихлора входит около 88% п,п'-изомера, остальную часть составляет о,п'-изомер. Метоксихлор- инсектицид, применяемый для обработки сельско хозяйственных культур и скота. Имеются обзоры, посвященные этому

соединению просам.

[1-4],

и ниже обобщены данные по соответствующим во

220

IV.

ОРГАНИЧЕСК:ИЕ К:ОМПОНЕНТЫ, ОК:АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

4.7.2

Пути воздействия Вода метоксихлора в воде составляет около

4.7.2.1 46

Полупериод существования

суток. Остаточные количества метоксихлора встречаются в питьевой воде в концентрациях 2,9-89,1 м кг/л, в озерных водах в концентрациях до 0,1 мкг/л и в сточных водах биологических очистных сооружений в концентрациях до 106 мкг/л. В реках, впадающих в озеро Мичиган, он обнаруживается в концентрациях 2,9-89,1 нг/л. В 500 проанализиро ванных пробах очищенной питьевой воды, поступающей из рек Мис сисипи и Миссури, остаточные количества метоксихлора обнаружены не были.

4.7.2.2

Пищевые продукты

На основании результатов определения остаточных количеств ве щества в пищевых продуктах в США за период 1965-1970 гг. было рассчитано среднесуточное поступление 0,5 мкг. Метоксихлор обнару живает очень небольтую тенденцию к отложению в тканях или к вы

ведению с молоком

[ 3, 4].

4.7.3

Метаболизм

У крыс метоксихлор быстро метаболизируется печенью, продукты его метаболизма выводятся главным образом с калом и в меньшей степени с мочой. У мышей 98% меченого метоксихлора после перораль ного введения выводилось в течение 24 ч. Метоксихлор разлагается главным образом путем гидролиза метилэфирной группы, ведущего к образованию полярного фенола, которы!r быстро выводится из орга низма.

В жировой ткани крыс наблюдается дозо-зависимое отложение ме токсихлора. При дозе 500 мг/кг рациона равновесие достигалось в те чение 4 нед; метоксихлор исчезал из жировой ткани в течение 2 нед по прекращении воздействия. Из экспериментов на животных можно

сделать вывод, что низкое

отложение и накопление метоксихлора объясняются высокой скоростью

и полнотой его метаболизма

[ 1, 2, 4].

4.7.4

Влияние на здоровье

Метоксихлор представляет собой соединенпе с относительно низкой ocтpolr токсичностью. Его LDso при пероральном введении крысам со ставляет 3460 мг/кг массы тела. Метоксихлор не проявляет тератогенности у крыс. Он не обладал мутагенностью для бактерий, дрожжей или Drosophila melanogaster. Результаты цитогенетических исследований и теста доминантных лета лей на мышах также были отрицательными.

Метоксихлор был исследован на канцерогенность на мышах и в не скольких экспериментах на крысах при пероральном воздействии.

следование

на

мышах

дало

отрицательные

результаты.

Ис Предположе

ние о том, что метоксихлор канцерогенен, не б~:>rло подтверждено в трех

ПЕСТИЦИДЫ

221

исследованиях на крысах. Имеющиеся данные не дают доказательств того, что метоксихлор является канцерогенным для экспериментальных

животных [4]. Допустимое суточное поступление для человека О, 1 м г/кг массы тела, установленное в 1965 г., было подтверждено в 1977 г. [1, 2]. На этом основании максимальное суточное поступление для человека массой 70 кг будет составлять 7 мг. Относя на счет воды от этой

величины и при допущении, что потребление воды составляет в сутки 2 л на человека, может быть рекомендована величина 30 мкг/л.

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. Evaluation of the toxicity of pesticide residues in food. (FAO/PL/1965:10/1; WHO/Food Add./27.65). 2. Pesticide residues in food. Report 1977. FAO Plant Productioп апd Protectioп Paper, Rome, 1978. 3. Some organocblorine pesticides. Lyon, Iпterпational Agency for Research оп Cancer, 1974 (IARC Monographs оп the eva1uation of the carcinogenic risk of chemica1s to humans, vol. 5). 4. Some halogenated hydrocarbons. Lуоп, lnterпational Agency for Research оп Cancer, 1979 ( IARC Monographs оп the evaluatioп of the carcinogeпic risk of chemica!s to humans, vol. 20). 2,4-Дихлорфеноксиуксусная кислота

4.8 4.8.1

Общие замечания

2,4-Д (2,4-дихлорфеноксиуксусная кислота) применяется как гер бицид для борьбы с широколиственными растениями и как регулятор роста растений. Ее промышленное производство осуществляется путем хлорирования фенола до образования 2,4-дихлорфенола, который реа гирует с монохлоруксусной кислотой с образованием 2,4-Д. Промышленные препараты обычно состоят из солей или жиров кислоты. Анализы показали, что диоксины обычно отсутствуют. 2,4-Д химически достаточно стабильна, но ее эфиры легко гидроли зуютен до свободной кислоты. Гербицид может легко разрушаться в воде. Остаточные количества редко обнаруживаются в почве, посколь ку вещество разрушается микроорганизмами, и сообщения о его на коплении отсутствуют. 2,4-Д обнаруживается в водоемах после ее при менения с воздуха на прилегающих лесных массивах, хотя меньшие

концентрации до обработки.

( <0, 1

мкг/л)

были описаны в питьевых водаисточниках

4.8.2

Пути воздействия Питьевая вода

4.8.2.1

Сведения о концентрациях 2,4-Д в питьевой воде отсутствуют. Можно ожидать присутствия очень небольших концентраций: микроб ное разрушение быстро снижает уровень 2,4-Д в загрязненных поверх f!Qстн!:>IХ водах.

222

IV.

ОРГАНИЧЕСК:ИЕ К:ОМПОНЕНТЫ, ОК:АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

4.8 ..2.2 Пищевые продукты Показано, что некоторые пищевые продукты были загрязнены

2,4-Д в очень небольших концентрациях

(0,021-0,16

мг/кг)

[J].

Имеются сообщения о том, что растения, обработанные 2,4-Д, вы рабатывают повышенные количества нитратов. Хотя это имеет значе ние при применении гербицида на пищевых культурах, указания о том,

что

пищевые

продукты,

подвергшиеся

воздействию 2,4-Д,

становятся

токсичными за счет отмеченного эффекта, отсутствуют.

4.8.2.3

Промышлеююе воздействие здоровье как результат

Описаны неблагаприятные влияния на промышленного воздействия вещества [ 2].

4.8.3

Метаболизм

2,4- Д

быстро выводится, практпчески в неизмененнам виде, с мочой

человека и животных. Если вещество всасывается, то оно распреде~ ляется в различных тканях, но не откладывается. У крыс, получавших 1-10 мг 2,4-Д, имело место почти полное выведение с мочой и калом в течение 48 ч; при более высоких дозах наблюдалось некоторое на копление в тканях.

Влияние поступившего внутрь гербицида на мышечную может быть связано с нарушением углеводного обмена.

функцию

2,4-Д выводится в молоком коров, которых содержали на пастби щах, обработанных 2,4-Д или ее эфирами.

4.8.4

Влияние н.а здоровье

Лица, подвергающиеся воздействию 2,4-Д при ее применении или производстве, жалуются на утомляемость, головные боли, боли в пе чени, потерю аппетита и т. д. Однако эти утверждения носят субъек тивный характер. Встречаются также случаи артериальной гипертензии и нарушения функции печени. У рабочих, Подвергавшихея воздействию 2,4-Д в суточном количе

ствt:

0,43-0,57

мг/кг массы тела в течение с населением,

0,5-22

лет, не обнаруже

но различий по сравнению ствию.

не подвергавшпмся воздей

Исследования канцерогенных свойств этого соединения оказались неубедительными вследствие неадекватного описания или небольшага числа использованных животных. Однако имеются указания, что 2,4-Д не является потенциальным канцерогеном. В контролируемом ис следовании отдельных случаев с целью изучения связи между злока

чественными лимфомами и воздействием хлорфенолов и феноксикис лот было отмечено, что воздействие только 2,4-Д имело место в 7 слу 'Сfаях заболе·ван.ия и одном контрольном (относительный риск 14,6 при

!J5%' доверительном интервале 2,9-29,9) [ 3]. LDso 2,4-Д оценивается выше 90 мг/кг массы

тела.

ПЕСТИЦИДЫ

223

4.8.4.1

Рекомендуемая величина

Допустимое суточное поступление 2,4-Д установлено объединенным совещанием фАО/ВОЗ [ 4, 5]1 на уровне 0,3 мг/кг массы тела. Рекомен дуемая величина

2,4- Д

питьевой

воде, основывающаяся

на данных

о токсичности, составляет зительно

0,1

кг/л. Однако некоторые люди могут об

наруживать 2,4-Д по привкусу или запаху при концентрациях прибли

0,05

мг/л. СПИСОК ЛИТЕРАТУРЬI

1. National Research Council. Drinking water and health. Washington, DC, National Academy Press, 1977. 2 Some fumigants, the !rerЬicides 2,4-D and 2,4,5-Т, chlorinated dibenzodioxins and miscellaneous industrial cheтnicals. Lyon, International Agency for Research on Cancer, 1977 (IARC Monographs on the evaluation of carcinogenic risk of chemicals to humans, vol. 15). 3 Hardell, L et а!. Malignant lymphoma and exposure to chemicals, especially organic solvents, chlorophenols and phenoxy acids: а case-contro1 study. British journal of cancer, 43: 169 (1981). 4. 1974 Evaluations of some pesticide residues in food. Geneva, World Health Organization, 1975 (Pesticide Residues Series, No. 4). 5. 1976 Evaluations of some pesticide residues in food. Geneva, World Health Organiza· tion, 1976 (Pesticide Residues Series, No. 5).

ХЛОРБЕНЗОЛЫ

Монохлорбензол широко используется как растворитель и в про изводстве некоторых веществ, такпх, как инсектициды и фенолы. Ди хлорбензолы являются важным промежуточным продуктом для кра сителей. 1,2-Дихлорбензол применяется как растворитель и пестицид, а 1,4-дихлорбензол- как репеллент для моли и дезодорант. 1,2,4-Три хлорбензол применяется как растворитель, диэлектрическая жидкость, среда-теплоноситель и инсектицид. Из тетрахлорбензолов 1,2,4,5-тетра хлорбензол используется как промежуточный продукт в химическом синтезе, например, для производства 2,4,5-трихлорфенола [ 1]. Пента хлорбензолы не находят широкого применения. сматривается в разделе, посвященном

Гексахлорбензол и вследствие

рас этого

пестицидам

не включен в настоящий раздел. Некоторые низшие гексахлорбензолы образуются как побочные продукты при хлорировании воды. Монохлорбензолы выявляются в подземных водах, поверхностных

водах и питьевой воде в концентрациях до 10 мкг/л [1, 2]. Дихлорбен золы часто обнаруживаются в водаисточниках в концентрациях 110 м кг/л или более [ 3]. Основными дихлорбензолами, встречающимися в питьевой воде, являются 1,2- и 1,4-дихлорбензолы. В пптьевой воде

эти соединения обнаружены в концентрациях

между

0,01

мкг/л.

Среди трихлорбензолов наиболее часто выявляется 1,2,4-трихлорбен зол; его концентрации в питьевой воде варьируются между 0,01 и 1 мкг/л [ 2]. Отсутствие данных о распространении других трихлорбен золов и тетрахлорбензолов говорит о том, что их концентрации, вероят но, ниже О, 1 мкг/л- предела определенпя методов, используемых для их анализа.

Основываясь на предполагаемых максимальных концентрациях хлорбензолов в питьевой воде, а также на оценке данных о токсич ности и пороговых концентрациях по запаху (ПК..З), можно выбрать соединения, для которых требуется разработка рекомендуемых величин [ 4, 5]. Сводка этих данных представлена в табл. 2 ниже. Учитывая низкий уровень концентраций, обнаруживаемых в питье вой воде, по сравнению с органолептическими и токсикологическими

свойствами этих соединений, а также недостаточность токсикологиче ских данных, для дальнейшего рассмотрения были выбраны только следующие три соединения: хлорбензол, 1,2-дихлорбензол, 1,4-дихлор бензол. К..ак видно из табл. 2, органолептические и токсикологические пре

делы для хлорбензола имеют одинаковый порядок величин. Для ди хлорбензолов пороги запаха ниже, чем величины, полученные на оснQ вании токсикологических данных.

224

ХЛОРБЕНЗОЛЫ

225

Таблица 2. Критерии для выбора хлорированных бензолое, представляющих токсикологическую опасность

Указания о максимальных уровнях

Указания о токспчности, основанные

Соединение

на неочищенпитьевая ноуказания

уровнях.

не

вы-

ная

вода

да

\МКС}Л)

(мкr/J!)

о пкз (м к•/ л)

эывающих

отрица-

тельных эффектов

(мкr/л)

Хлорбензол 1,2-дихлорбензол 1,3-дихлорбензол 1,4-дихлорбензол 1,2,3-трпхлорбензол 1,2,4-трихлорбензол 1,3,5-тр ихлор бензол 1,2,3,4-тетрахлорбензол 1,2,3,5-тетрахлорбензол 1,2,4,5-тетр ахлорбензол

10 10 1 10 10

10 10

О, 1

20-100 2-10 20 0,3-30 10 5-30 50 20 400 130 0,1

5-50 5-50 5-50 5-50

* * * * *

2-20 мкг/л.

•

Данные отсутствуют, что указывает на то, что концентрации, вероятно, ниже Данные о хронической токсичности отсутствуют.

5.1 5.1.1 Общие замечания

Хлорбензол

( монохлорбензол) а

Хлорбензол

(монохлорбензол)

широко применяется как раствори

тель и как промежуточный продукт в производстве красителей, пести

цидов и других химических веществ ваться при хлорировании воды.

[ 1].

Он также может образовы

5.1.2

Пути воздействия

5.1.2.1

Вода

Хлорбензол

отмечается

подземных и

поверхностных мкг/л

водах

в питьевой воде в концентрациях

0,005-10

[1, 2].

При допуще

нии суточного потребления человеком воды в количестве 2 л и эффек тивности всасывания 100% суточное поступление может колебаться от 0,01 до 20 мкг.

5.1.2.2

Атмосферный воздух

Данные об обнаружении соединения в атмосферном воздухе отсут ствуют. Относительно воздействия хлорбензола через воздух имеются только данные для производственной среды промытленных предприя

тий. Описанное промытленное 0,3 м г/л [ 2].

воздействие

варьируется от

0,004

до

а Литературные источники по монохлорбензолу приведены вместе с таковыми для ди хлорбензолов в конце раздела

5.2.

226

IV. ОРГАНИЧЕСК.ИЕ К.ОМnОНЕНТЫ, ОК.АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

5.1.2.3

Пищевые продукты с пищевыми продуктами нет.

Данных о потреблении хлорбензола

5.1.3

Метаболизм

Хлорбензол метаболизируется в организме млекопитающих до ди фенольных производных, вероятно, через образование эпоксидов. Эти хлорфенолы затем выводятся в виде конъюгатов. Хлорбензолы могут также метаболизироваться до п-хлорфенилмеркаптуровой кислоты

[ 2]. 5.1.4 Влияние на здоровье

5.1.4.1

Наблюдения на людях

Хлорбензол раздражает систему дыхания и угнетает центральную нервную систему [ 1]. Описаны несколько случаев интоксикации хлорбензолом в резу ль тате ингаляционного воздействия. П риемлемых данных о воздействии одного хлорбензола на человека (если они вообще есть) очень мало. Имеющиеся данные получены в исследованиях при воздействии хлор бензола в сочетании с другими веществами.

5.1.4.2

Наблюдения на других видах

Существует достаточно данных, свидетельствующих, что хлорбен зол обусловливает дозо-зависимую токсичность для органов-мишеней, хотя данных, касающихся допустимых уровней при изучении хрониче ской токсичности, практически нет.

Доза, не вызывавшая видимого отрицательного эффекта у собак после 3-месячного введения, составляла 27,25 мг/кг массы тела. В ис следованиях на крысах видимый отрицательный эффект отсутствовал после введения в течение 3 и 6 мес доз 12,5 и 14,5 мг/кг массы тела в сутки соответственно. В другом исследовании на крысах показано отсутствие видимого отрицательного эффекта после введения дозы

0,001 5.1.4.3

мг/кг массы тела в сутки на протяжении Мутагенность

мес

[2].

Данные отсутствуют.

5.1.4.4

Тератогенность

Данные отсутствуют.

5.1.4.5

Канцерогеннасть

В литературе отсутствуют сведения, указывающие на ность монохлорбензола.

канu.ероген

ХЛОРБЕНЗОЛЫ

221

5.1.4.6

Рекомендуемая величина

Дозы, при которых не выявляются отрицательные эффекты, лежа1 в диапазоне от 0,001 до 14,5 мг/кг массы тела в сутки для крыс. Если выбрать наибольшую из не вызывающих обнаруживаемых отрицатель ных эффектов доз- 14,5 мг/кг массы тела в сутки, полученную в кратковременном исследовании на крысах, и применить высокий коэф фициент запаса- 1000-10 000, то можно получить ориентировочное допустимое поступление 0,0015-0,015 мг/кг массы тела. Для человека массой 70 кг это будет представлять суточное потребление О, 1-1 мг. Если за счет поступления с водой отнести 1О% этой дозы, то получим ориентировочную токсикологическую величину в питьевой воде 550 мкг/л. Поскольку порогсвая концентрация монохлорбензола в воде по за паху составляет 30 мкг/л, что приближается к расчетным пределам, основанным на соображениях здоровья, то рекомендуемая величина монохлорбензола в питьевой воде составляет 10% от величины порога

запаха, т. е.

3 мкг/л.

5.2 5.2.1 Общие замечания

Дихлорбензолы

Дихлорбензолы (ДХБ) представляют класс, состоящий из трех изомерных галогенизированных ароматических соединений, 1,2-дихлор бензол (1,2-ДХБ) и 1,3-дихлорбензол (1,3-ДХБ) при обычном темпера турах окружающей среды являются жидкостями, а 1,4-дихлорбензол (1,4-ДХБ) -твердым веществом; все они относительно летучи. Основные формы применения 1,2-ДХБ- в качестве растворителя в производстве толуолдиизоцианата и в качестве полупродукта в синте

зе красителей, гербицидов и препаратов для удаления смазок, глав ным образом- в качестве полупродукта в производстве пестицидов. 1,4-ДХБ применяется в первую очередь как дезодорант воздуха и ин

сектицид, а также как репеллент для моли [ 1]. 1,3-ДХБ может встре чаться как загрязнитель 1,2- или 1,4-ДХБ, но сведения о его промыш ленном производстве отсутствуют. 1,2- и 1,4-ДХБ почти исключительно являются побочным продуктом производства монохлорбензола.

5.2.2

Пути воздействия применение, транспортировка и удаление дихлор

Производство,

бензолов привели к их повсеместному рассеянию и загрязнению окру

жающей среды. Дихлорбензолы обнаружены в дах, хозяйственно-бытовых и промышленных атмосферном воздухе и почве.

реках,

подземных во питьевой воде,

стоках,

.228

IV. ОРГАНИЧЕСКИЕ КОМПОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬВ

5.2.2.1

Вода

1,2 и 1,4-дихлорбензолы часто обнаруживаются в питьевых водаис точниках до очистки в концентрациях 1-10 мкг/л. В питьевой воде эти соединения обнаружены в концентрациях 0,001-1 мкг/л [5]". При допущении, что суточное потребление воды человеком состав ляет 2 л, эффективность всасывания 100%, их суточное поступление с водой может варьироваться от 6Х 10-3 мкг (медианная концентрация в питьевой воде 3 нг/л) до 6 мкг (максимальная отмеченная суммар ная концентрация ДХБ 3 мкг/л). 5.2.2.2 Атмосферный воздух

Данные о загрязнении воздуха ДХБ очень ограничены. В атмосфер ном воздухе в штате Калифорния были определены велпчины от 0,02 до 50 мг 1,2-ДХБ/м 3 . 1,4-ДХБ не был выявлен. В жилых домах в То кио концентрации 1,4-ДХБ были значительно выше, в диапазоне от

105

мкг/м 3

(спальные

помещения)

до

1000

мкг/м 3

(гардеробные).

При допущении, что суточный объем вдыхаемого воздуха равен 20 м 3 (для взрослого мужчины), а эффективность всасывания при ингаля ции- 50%, суточное поступление с воздухом может варьироваться от 0,02 мг (наименьшие концентрации, отмеченные в пригородах) до 20 мг (отмечены в воздухе гардеробных помещений как результат при менения 1,4-ДХБ).

5.2.2.3

Пищевые продукты

Пищевые продукты также могут быть загрязнены ДХБ. Свинина может быть испорчена при наличии 1,4-ДХБ в воздухе, которым дышат животные; порча яиц отмечается в случаях, когда куры подвергались

воздействию 1,4-ДХБ в концентрациях

20-38 мг/м 3 воздуха. 1,4-ДХБ

обнаруживается также в рыбе в японских прибрежных водах. Данные, позволяющпе оценить специфическое воздействие ДХБ в результате потребления пищевых продуктов, отсутствуют.

5.2.3

Метаболизм

Дпхлорбензолы могут всасываться через легкие, желудочно-кишеч ный тракт п интактную кожу. Относительно низкая растворимость в воде и высокая растворимость в липидах галобензолов способствует их проникновению путем диффузии через большинство мембран, в том числе эпителий легких и желудочно-кишечного тракта, мозг, паренхи му печени, почечные канальцы и плаценту.

Изучение 1,2- и 1,4-ДХБ, вводившихся однократно кроликам-шин шилла через желудочный зонд, показала, что 1,2-ДХБ метаболизирует ся главным образом путем окисления до 3,4-дихлорфенола и выводит ся в первую очередь с мочой в виде конъюгатов с глюкурановой и сер-

" Campbell I. I Maximum acceptaЬle limit in drinking water dichlorbenzenes. US Environшental Protection Agency (неопублпкованный документ, подготовленный для ВОЗ, 1980).

ХЛОРБЕНЗОЛЫ

22(}

ной кислотами. 1,4-ДХБ метаболизируется главным образом пу'Гем окисления до 2,5-дихлорфенола и выводится только в форме глюкуро нидав и эфиров. 2,5-дихлорфенол указывается также в качестве основ ного метаболита 1,4-ДХБ у людей.

5.2.4

Влияние на здоровье

5.2.4.1

Наблюдения на людях

Большая часть описанных случаев ( 16 из 22) отравления людей ДХБ с 1939 г. возникли в результате длительного воздействия, в пер вую очередь путем ингаляции паров, Е.о некоторые явились также след

ствием воздействия при поступлении внутрь (3 из 22) или всасывания через кожу (3 из 22). Большинство токсических воздействий имели профессиональный характер, но некоторые были вызваны применением, в том числе неправильным, продуктом ДХБ в домашних условиях. Большая часть описанных случаев (15 из 22) была связана с воздей ствием продуктов, содержавших в основном 1,4-ДХБ, а остальные- в основном 1,2-ДХБ. В немногих случаях использовались смеси, со державшие 1,3-ДХБ. Системами или тканями-мишенями в организме были одна или более из нижеследующих: печень, кровь (или ретикуло эндотелпальная система, включая костный мозг и/или иммунные ком поненты), центральная нервная система, дыхательный тракт и наруж ные покровы. Клинические данные в этих сообщениях охватывают широкий спектр органов-мишеней для ДХБ. Например, по крайней мере в 17 из 22 описанных клинических случаев отмечались симптомы общетоксического действия или возбуждения (т. е. утомляемость или слабость, потеря аппетита, снижение массы тела, тошнота, головные боли, раздраженпе и недомоганпе), и в таком же числе случаев про являлись симптомы пли признаки, указывающие на вовлечение систе

мы кровообращения включая кровь и/или костный мозг или костный мозг или другие компоненты ретикулоэндотелиальной системы (напри мер, анемпя, лейкемия, лейкапения или лейкоцитоз, полинуклеоз, ги перплазия костного мозга, лейкобластоз, наклонность к кровотечениям, спленомегалия п желтуха).

5.2.4.2 (50%

Наблюдения на других видах

Однократное пероральное введение 10 морским свинкам 1,2-ДХБ раствор в оливковом масле) в дозе 800 мг/кг массы тела приво дило к потере массы тела, но все животные выжили. Доза 2000 мг/кг массы тела вызывала гибель во всех случаях. В исследовании с по вторным введением 1,2-ДХБ в оливковом масле, эмульгированном ака цией, группы белых крыс получали через желудочный зонд по

дней

в неделю дозы 18,8, 188 и 276 мг/кг массы тела в сутки, всего 138 вве дений на протяжении 192 дней. В чпсле положительных результатов у животных, получавших высокие дозы, были увеличение массы печени и почек, снижение массы селезенки, а также мутное набухание, от слабого до умеренно выраженного, при микроскопическом исследова нии печени. В группе, получавшей промежуточную дозу, масса печени

и почек была слегка увеличена. При низкой дозе отрицательных эф-

230 глаза

IV. ОРГАНИЧЕСКИЕ КОМПОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

фектов не отмечено. Внесение двух капель неразведенного кроликов вызывало боль и раздражение ностью исчезавшие в течение недели.

1,2-ДХБ в пол

конъюнктивы,

При исследовании хронической токсичности крысы получали 1,2-ДХБ ежедневно в дозах 0,001, 0,01 и 0,1 мг/кг массы тела. Через 9 мес высокая доза вызвала расстройство высших корковых функций в центральной нервной системе, снижение гемоглобина, числа тромбо цитов, нейтропению и угнетение митотической активности костного

мозга. Доза О, 1 м г/кг массы тела была «пороговой», а низкая доза (0,001 мг/кг)- «субпороговой». Самки белых крыс получали 1,4-ДХБ в масле (эмульгированном акацией) через желудочный зонд 5 дней в неделю, всего 138 введений за 192 дня. При высокой дозе- 360 мг/кг массы тела в сутки- наблю далось увеличение массы печени и почек, а также цирроз и очаговый

некроз печени. При промежуточной дозе 188 мг/кг массы тела в сутки наблюдалось увеличение массы печени и почек. При низкой дозе

( 18,8 5.2.4.3

м г/кг в сутки) Мутагенность

отрицательных эффектов отмечено не было.

Данных для принятия решения относительно статочно.

мутагенности недо

5.2.4.4

Тератогенность

Данные отсутствуют.

5.2.4.5 на

Канцерогеннасть

Сообщения животных

о или

специальных о

исследованиях

канцерагениости

ДХБ

соответствующих

эпидемиологических

исследова

ниях на людях отсутствуют.

Несмотря на то, что убедительные прямые доказательства канцеро гениости ДХБ отсутствуют, имеются некоторые данные, позволяющие считать, что до получения лучших данных эти соединения следует

рассматривать как предполагаемые канцерогены. Имеющиеся данные на крысах не подтверждают канцерагениости 1,4-ДХБ. Адекватные данные относительно 1,2-ДХБ отсутствуют. Данные эпидемиологич~~ ских исследований недостаточны для оценки канцерагениости ДХБ для людей [б].

5.2.4.6

Рекомендуемая величина величины доз, не вызывающих какие величины отрицательных

Опубликованные тела в сутки. В не

эффектов, колеблются от

0,001

мг/кr массы тела до от того,

13,4

мг/кг массы

зависимости

используются, эффекта

могут быть получены очень разные результаты.

Используя дозу

вызывающую в

выявляемого сутки,

отрицательного в

13,4

мг/кг

массы тела

полученную

кратковременном

исследовании на крысах, и применив коэффициент запаса можно рассчитать ориентировочное допустимое суточное

1000-1 О 000, поступление

ХЛОРБЕНЗОЛЫ

231

0,00134-0,0134 мг/кг массы тела как для 1,2-ДХБ, так и для 1,4-ДХБ. Для взрослого человека с массой тела 70 кг она составляет 0,11 мг/сутки. При отнесении 10% этой дозы на счет поступления с водой и допущении, что суточное потребление воды составляет 2 л, можно получить ориентировочную токсикологическую величину для питьевой воды 5-50 мкг/л. Эти величины превышают уровни, указываемые в качестве поро говых величин по запаху. Для 1,2-изомера приводится пороговая ве личина по запаху приблизительно 3 мкг/л; 10% этой величины, т. е. 0,3 мкг/л, рекомендуется как приемлемая величина. Аналогичным об разом, поскольку пороговая по запаху величина для 1,4-изомера со

ставляет только

мкг/л, рекомендуемая величина составляет СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

0,1

мкг/л.

1. Toxicological appraisal of halogenated aromatic compounds following groundwater pollution. Copenhagen, WHO Regiona1 Office for Europe, 1980. 2. AmЬient water quality criteria for chlorinated benezenes. Washington, DC, US Environmenta1 Protection Agency, 1979 (ЕРА 440/5-80-028). 3. Van Gemert, J. L. & Nettenbreyer, А. Н. Compilation of odour threshold values in air and water. Leidschendam, The Nether1ands. Nationa1 Institute for Water Supp1y, 1977 (2260 AD). 4. Zoeteman, В. С. J. Sensory assessrnent of water quality. Oxford. Pergamon Press, 1980. 5. ArnЬient water quality criteria for dicblorobenzenes. Washington, DC, US Environment::/1 Protection Agency, 1979 ( 440/5-80-039). 6. Sorne industrial chemicals and dyestuff. Lyon, International Agency for Research ор Cancer, 1982 ( IARC Monographs on the evaluation of the carcinogenic risk of chemicals to humans, vol. 29).

16-1084

6. БЕНЗОЛ И НИЗШИЕ АЛКИЛБЕНЗОЛЫ Бензол и низшие алкилбензолы, так:ие, как толуол и этилбензол, широко используются продуктов

химической в

промышленности различных

качестве

про

межуточных

производстве

веществ,

например

фенола и циклогексана. Низшие алкилбензолы являются компонента ми бензина и используются как растворители для красок и шпакле вок. Вследствие подавления процесса испарения бензол и низшие ал килбензолы могут присутствовать в подземных водах в более высоких концентрациях, чем те, которые обычно обнаруживаются в поверх ностных водах. Недавно были обнаружены концентрации этих веществ в подземных водах до нескольких мг/л, что является результатом разливов и сброса химических отходов. Уровни в питьевой воде обычно

не превышают

мкг/л. Концентрации алкилбензолов, обнаруживаемые

в питьевой воде (за исключением бензола), по-видимому, не представ дяют потенциальной опасности для здоровья.

6.1

Общие замечания

Бензол и толуол вырабатываются главным образом из нефти или как побочные продукты в производстве газа и кокса. Они в больших количествах используются в химической промышленности; основные три направления их применения составляют производства стирола,

кумала (используются в производстве фенола и ацетона) и циклогек сана (используется в производстве нейлона). Относительно небольшие (но все же существенные) количества используются в различных от раслях промышленности (например, в производстве пластмасс, красок, поверхностно-активных веществ, а также в качестве присадок к бен

зину).

Другие

алкилбензолы

(этилбензол,

ксилолы)

также

широко

применяются в качестве растворителей или промежуточных продуктов химического синтеза.

6.2

Пути воздействия

Бензол и низшие алкилбензолы являются летучими соединениями и относительно неактивны в окружающей среде. Они широко распро страняются в окружающей среде благодаря перемещению воздушных масс и непрерывной циркуляции между воздухом и водоемами за счет выпадения дождей и испарения с водных поверхностей. В конечном счете вероятен их распад в результате биологического и микробиоло гического окисления.

332

б. i>ЕНЗОЛ И НИЗШИЕ АЛКИЛБЕНЗОЛЫ

6.2.1 Атмосферный воздух Концентрации бензола и толуола в городском воздухе обычно по рядка 100 мкг/м 3 ; основная их часть происходит из выбросов, связан ных с бензином (выбросы автотранспорта, работа с бензином). Опре деленный вклад вносят также потери растворителей и промышленные выбросы. Были обобщены средние концентрации в воздухе ряда горо дов мира и найдено, что они обычно составляют менее 90 мкг/м 3 для

бензола

[1]

112,5-150

мкг/м 3 для толуола

юrй уровень воздействия бензола в США составлял лы от <3,5 мкг/м 3 до 1 мгfм 3 ) [3р.

[2]. Рассчитанный сред 9,5 мкг/м 3 (преде

6.2.2

Пищевые продукты

Данные о концентрациях бензола и толуола в пищевых продуктах немногочисленны, хотя имеются указания на то, что бензол в естествен ных условиях встречается в некоторых фруктах, рыбе, овощах, орехах, молочных продуктах, напитках и яйцах [ 3], а толуол обнаруживается

в рыбе из районов, предприятий [4].

примыкающих

территориям нефтехимических

6.2.3

Вода

Основными источниками бензола и толуола в воде являются атмо сферные выпадения (с дождями и снегом) и сточные воды химических предприятий (при небольшом выпаде городского поверхностного стока и станций очистки сточных вод [ 5 ) . В сточных водах химических за водов описаны концентрации бензола до 179 мкr/л, хотя его уровни в очищенной питьевой воде обычно значительно ниже; в четырех город ских системах питьевого водоснабжения в США обнаружены концент· рации 0,1-0,3 мкг/л, тогда как в Канаде отмечены уровни ниже

0,01 [ 2].

мкг/л

[1].

Описаны концентрации толуола

воде до

мкг/л

Можно полагать, что летучие углеводороды, такие как 'бензол и толуол, быстро испаряются из водоемов в атмосферу (периоды полу распада 37,3 мин и 30,6 мин соответственно для бензола и толуола при 25 ос) [ 2], и этот факт может объяснять, почему уровни в подзем ных водах иногда значительно выше, чем в поверхностных. Заслужи вает внимания одно наблюдение, когда наличие бензола в очищенной: воде было связано, по-видимому, с антрацитными фильтрами, исполь

зовавшимися при очистке воды

[7].

6.2.4

Воздействие в производственных условиях

Концентрации бензола в воздухе промышленных предприятий, на которых он производится или используется, обычно на три порядка выше, чем в атмосферном воздухе; обычно обнаруживаются уровни в

диапазоне

0,3-9

мгjм 3

( средневзвешенная

во времени величина)

[1].

а В оригинальных публикациях концентрадни были прпведены в ч/млрд. Использованы коэффициенты пересчета 1 чjмлрд=З,О мкrjм 1 для бензола и 1 чjмлрд=3,75 мкr/м 3 для толуола.

16*

234

IV. ОРГАНИЧЕСК:ИЕ К:ОМПОНЕНТЫ, ОК.АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

Лица, подвергающиеся воздействию бензола в концентрации 3,0 мг/м 3 (средневзвешенная во времени величина), получают годовую дозу, при близительно в 30 раз более высокую, чем не подвергающийся профее сианальному воздействию контингент.

6.2.5

Оценка воздействия на человека

Общее потребление бензола жителями городов из фоновых (т. е. не производственных) источников оценивается приблизительно как 125 мг/г, из которых 90 мг поступает с пищей [ 1]. Следует отме тить, что информация относительно уровней бензола в дуктах очень скудна, оценке не

пищевых про

поэтому этот фоновый уровень должен рассмат

риваться как приблизительная точка принималось во внимание

отсчета. возможное

Кроме того, при этой спорадическое исполь

зование потребителем бензолсодержащих продуктов. Тем не менее счи тается, что уровни, обычно обнаруживаемые в питьевой воде, яв ляются минимальными (по сравнению с потреблением из пищи и воз

духа)

и имеют, вероятно, лишь ограниченное значение. применимы и к толуолу.

Аналогичные

заключения

6.3

Метаболизм

Метаболизм и выведение бензола у людей и животных происходит, по-видимому, одинаковыми путями [ 8]. Незавпсимо от пути введения с выдыхаемым воздухом выделяется препмущественно неизмененный

бензол. Конъюгированные продукты метаболизма- обычно большие количества фенола в сочетании с небольшпми количествами катехола, гидрохинона и оксигидрохинола- выводятся том как окисления, так и конъюгированпя

мочой.

Основным

мес

является

печень.

Толуол быстро и широко метаболизпруется до гиппуровой кислоты, которая выводится с мочой; основная часть дозы толуола почти пол ностью выводится в течение 12 ч в виде неизмененнога толуола с вы

дыхаемым воздухом или в виде гиппуровой кислоты

[ 2].

6.4

Влияние на здоровье

Недавно появился ряд обзоров токсичности бензола [ 1, 9-11]. Острое воздействие бензола ведет к угнетению центральной нервной системы. Хотя большая часть исследований токсичности бензола была связана с воздействием ингаляционным путем, ограниченные исследо вания на животных позволяют полагать, ведут к аналогичным последствиям.

что иные

пути воздействия

Хроническое воздействие бензола ведет к изменениям кроветворных тканей в форме анемии или лейкопении. Эпидемиологические исследо вания и описания некоторых случаев свидетельствуют о зависимости

между воздействием

бензола и лейкемией- данные,

которые привели

рабочую группу, созванную Международным агентством по пзучению рака, к классификации его как I{анцерогена для человека [12]. Показано, что у животных воздействие бензола влияет на иммуно логические защитные механизмы, а в ряде исследований показана так же возможность индуцирования хромосомных повреждений как у под-

бЕНЗОЛ И НИЗШИЕ АЛКИЛБЕНЗОЛЫ

235

вергающихся воздействию животных, так и при использовании методов клеточных культур.

Острое воздействие толуола

ингаляционным

путем

приводит к

угнетению центральной нервной системы [ 6]. Однако толуол, по-види мому, вызывает необратимые повреждения тканей, а его основной ме1 а болит- бензойная кислота- относительно нетоксична. Хотя боль шинство исследований токсичности связаны с ингаляционным воздей ствием, проведены также исследования с хроническим пероральным

введением

на крысах,

в которых после применения

наибольшей дозы

толуола- 580 мг/кг массы тела 5 раз в неделю на протяжении 193 дней- не наблюдалось отрицательных эффектов [ 5]. Толуол, по видимому, не обладает тератогенными, мутагенными или канцероген

ными свойствами [2], хотя в одном исследовании на мышах отмечены тератогенные эффекты при применении больших доз [13]. Имеются многочисленные исследования, связанные с длительным производствен

ным

воздействием, в которых не выявлены какие-либо изменения ге

матологических показателей или поражение печени рассчитана максимально допустимая концентрация

[ 6].

П риведенные мг/л

выше данные показывают, что толуол мало токсичен, и для воды была

14,3

[2].

Ввиду того факта что эта цифра намного выше уровней, обнаруживае мых в воде, было принято решение не рекомендовать ориентировоч

ную величину для толуола. Принимая избыточный риск развития рака 1 на 10 5 на протяжении жизни и округляя цифру на ближайшее деся тилетие, для бензола в питьевой воде рекомендуется ориентировочная

величина

мкг/л. СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. Holliday, М. et а!. Benzene: Hur.an ltealth implications of benzene at levels found in tlte Canadian environment and workplace. Ottawa, Health анd Welfare Санаdа, 1978 (Eнviroнmeнtal Health Direc1.o-.ate Report No. 79-EHD-40). 2. Amblent water quality crite1 ia for toluene. Washiнgtoн, DC, US Eнviroнmeнtal Protectioн Аgенсу, 1980 (ЕРА-440/5-80-75). 3. Mara, S. J. & !~ее, S. S. Assessment of Тштап exposure to afmospheric benzene. Washingtoн, DC, US Eнvironm~нtal Protection Аgенсу, 1978 (ЕРА-450/3-78-031). 4. Ogata, М. & Miyake, У. IdeJ1tific1.tion of substances iн petroleum causiнg objectioнaЬ!e odour iн fish. Water researcft, 7: 1493 (1973). 5. 'Nolfe, М. А. et а1. Toxicological studies of certain alkylated benzenes and benzene. Archives of iпdustrial health, 14: 387 (1956). 6. National Re~earch Council. Drinking water and !tealth. Washington, DC, National Academy of Sciences, 1977. 7. Smillie, R. D. et а! Low molecular weight hydrocarbons in drinking 'vater. Journal of environmental health, Al3: 187 (1978). 8. Rusch, G. М. et а!. Ben zene metabolism in benzene toxicity: а critical evaluation. Washington, DC, Americaп Petroleum Institute, 1977, рр. 23-36. 9. Laskin, А & Go!Ustein, В. D., ed. Benzene toxicity: а critical evaluation. Washington, DC, American Petroleum Iпstitute, 1977, 147 рр. 1О. N ational Research Council. Н ealth effects of benzene: а review. \Vashington, DC, National Academy of Sciences, 1976, 23 рр. 11. Some antithyroid and related substances, nitrofurans and industrial chemicals. Lyon, International Agency for Research on Cancer, 1974 (IARC Monographs on the evaluation of the carcinogenic risk of chernicals to humans, vol. 7). 12. G_hemicals and industrial processes associated with сапсет in humans. Lyon, Internatюnal Agency for Research on Cancer, 1979 (IARC Monographs on the evaluation of carcinogenir risk of chemicals to man, Suppl. 1). 13. Nawrot, Р . .S. & Staples, R. Е. Embryo-foetal toxicity and teratogenicity of benzene ;шd toluene irJ the mouse. Teratolof{y, 19: 41А (1979).

ФЕНОЛ И ХЛОРФЕНОЛЫ

Хлорфенолы применяются как бпоциды и обнаруживаются в ре зультате хлорирования воды, содержащей фенол. Хлорфенолы хорошо

пзвестны

благодаря своим

низким порагам привкуса и запаха. Для

большинства соединений, обладающих запахом (моно- и дихлорфено лы) пороги привкуса составляют до 1 мкг/л. Следовательно, по эсте тическим соображениям отдельные хлорфенолы и фенолы, как прави ло, не должны присутствовать в питьевой воде в концентрациях выше

О, 1 мкг/л; исключение составляют фенол и пентахлорферил, имеющие порог привкуса 100 м кг/ л. Следовательно, при условии отсутствия хлорирования допустимо присутствие фенола в питьевой воде в кон центрациях до 100 мкг/л.

В случаях, когда рекомендуемая величина для хлорфенолов О, 1 м кг/л не может быть достигнута, следует иметь в виду, что токси ческие эффекты некоторых хлорфенолов проявляются при несколько более высоких концентрациях. Без применения особо сложных приемов концентрирования хлорфе нолы могут быть обнаружены спектрафотометрическими методами только при уровнях содержания более 1 мкг/л, превышающих поро говую по привкусу концентрацию для некоторых хлорфенолов. Если предполагается, что возникающие проблемы привкуса воды связаны с хлорфенолами, то может потребоваться прямая оценка вкуса дегу

статорами и дами.

аналитическое определенпе хроматаграфическими подходом является

мето воды неочи

Наилучшим хлорфенолами

борьбе

загрязнением

питьевой Если в

предупреждение

загрязнения водаисточника

фенолом и хлорированнымп фенольными пестицидами.

щенноr"! воде присутствуют высокие концентрации фенr,ла, они должны

быть, насколько это возможно, снижены до начала щюцесса хлориро

ваюrя. При наличии в воде низшпх замещенных хлорфенолов их уда ляют с помощью окислительных процессов, тогда как удаление высо

козамещенных соединений может быть эффективным только при при менении адсорбцrш на активированном угле.

7.1 7.1.1

Хлорированные фенолы, имеющие токсикологическое значение

Общие замечания

Известно, что хлорированные фенолы присутствуют в питьевой воде в результате либо загрязнения ими водоисточников, либо хлорирова ния воды, содержащей фенольвые соедпнения. Фенолы могут присут ствовать в неочищенной воде вследствие сброса сточных вод предприя-

236

7. тиями

ФЕНОЛ И ХЛОРФЕНОЛЫ

237

по перегонке кокса, нефтехимической промышленности и ряда других отраслей, где фенолы используются в качестве промежуточных

продуктов. Они могут присутствовать также в городских сточных во дах. При хлорировании воды, содержащей фенолы, основными продук тами реакции являются 2- и 4-хлорфенолы, 2,4-дихлорфенол и 2,4,6трихлорфенол. 2,4-Дихлорфенол в процессе промышленного произво;:r, ства является промежуточным продуктом гербицида 2,4-Д, родствен ных ему биоцидов и пентахлорфенола. Последнее из этих соединений применяется в качестве консерванта древесины, 2,4,5-трихлорфенол как фунгицид, а 2,4,6-трихлорфенол- как антисептик. 2,4,6-трихлор фенол является также основным метаболитом инсектицида линдана. 2,3,4,6-тетрахлорфенол применяется в основном в качестве инсектицида и консерванта древесины.

7.1.2

Распространенность

Загрязненные несчищенные воды, в том числе подземные, могут содержать 1-10 мкг/л фенола и моно- и дихлорфенолов. Аналогичные уровни описаны в питьевой воде. Три- и тетрахлорфенолы выявляются

в несчищенной воде в концентрациях

1-10

мкг/л, а иногда и выше.

Однако концентрации, обычно обнаруживаемые в питьевой воде, ниже на 1 или 2 порядка величин. Хлорфенолы, не входящие в табл. 3, вви ду очевидно низкой частоты их присутствия в воде могут быть временно

исключены из дальнейшего обсуждения с точки зрения значения для

общественного здравоохранения

[1-4]. фенолов,

Таблица

Критерии для установления nределов для хлорированных nредставляющих токсикологический интерес

Указание о макси мальных уровнях

Типичные для крите Порогован концентра цпя по запа

Порогоная концентра ция по при-

риев

уровни

содержа

ния,

основанные

на

Соединенн>J

неочищенная вода

питьевая Еоца

ху а (мкг/л)

вкусу (мкг/л)

(мкг/л)

(мкг/Л)

токсичнос ти (МКГ/Л)

канцероген

ности

(мкг/л)

Фенол 2-Хлорфенол 4-Хлорфенол

2,4- Дпхлорфенол 2,6- Дпхлорфенол 2,4,5- ТрихлорфеНОЛ

100 10 10 10 10 1

1 1 1 10

1 <О,1

1000 1 1 1 10 100 100

100 1 1

3000 3000 2600 _б

1 1

2,4,6- ТрихлорфеНОЛ

2,3,4,6- Тетрахлор· фенол

<О,1

1000 1000 100 21

Пентахлорфенол 8

Приводимые в литературе пороговые величины существенно рознятся. Есть сообщения о ве 2,3.7,8-Тетрахлордибенз-п-диоксин (ТХДД) является примесf-!f" к техническому 2,4,5-трихлор

лпчибах выше и виже указаиных в таблице.

Феиолу В окружающей сред~ эти соединен"я ведут tl'б" по разному. н следоватедьно ДO.IIЖIIЫ бi,Iть _рассмотрены отдельно.

238

IV.

ОРГАНИЧЕСR:ИЕ R:ОМПОНЕНТЫ. О!(АЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

7.1.3

Предварительный скрининг влияния на здоровье

Исходя из соображений относительно ожидаемых максимальных уровней содержания в питьевой воде и существующей литературы о токсичности и органолептических свойствах, очевидно, что для некото рых хлорированных фенолов предельные уровни, основывающиеся на токсичности, могут быть значительно выше, чем пределы по привкусу и запаху. Чтобы иметь возможность выбрать соединения, представ

ляющие

первоочередноr"r из

токсикологический пределы для

интерес,

табл.

пред

ставлена предварительная сводка данных по этому К:ак видно этой таблицы,

вопросу

[5-7].

некоторых хлорированных

фенолов, рассчитанные на основании их токсичности, значительно вы

ше, чем допускают органолептичесrше соображения. Исключение пред ставляют 2,4,6-трихлорфенол и пентахлорфенол, и для этих соединений рассчитаны токсикологические пределы.

Для других хлорфенолов, а также для самого фенола пределы пред ложены на основании органолептических соображений.

7.1.4

Дополнительные орrанолептические соображения

Представляет интерес вопрос о том, могут ли низкие органолепти ческие пороги моно- и дихлорфенолов гарантировать на практике без опасность безвкусной питьевой воды в тех случаях, когда о токсич ности некоторых из этих соединений известно немного. Соображения относительно токсичности тех хлорфенолов, которые хорошо докумен тированы, указывают на то, что, если в воде отсутствуют привкус и

запах, то маловероятно наличие какого-либо непосредственного риска для здоровья, обусловленного хлорированными фенолами. Однако следует нанимать, что вообще отсутствие всякого веприятного привку са или запаха не гарантирует безопасности питьевой воды. Вода с за метным привкусом и запахом должна быть исследована на возможное

присутствие хлорфенольных соединений.

7.2 2,4,6- Трихлорфенол 7.2.1 Общие аспекты

2,4,6- Трихлорфенол представляет собой твердое вещество желтого цвета с точкой плавления 69,5 ос и точко!r кипения 246 °С. Он слабо растворим в воде ( <0, 1 г в 100 м л) [ 8], но растворим в органических растворителях. Он производится для примененпя в качестве консерван та древесины, а также бактерицидного и фунгицидного агента. 2,4,6-

Трихлорфенол

является одним

из

продуктов,

образующихся,

когда

питьевая вода, содержащая низкие концентрацпи фенола, обеззаражп вается с применением хлора.

7.2.2

Пути воздействия Вода

7.2.2.1

· 2,4,6- Трихлорфенол выявляется в речной воде в концентрациях до IJ мкr/л. В 1978 г. в водах Рейна в Нидерландах содержались концент р'tiriйИ 6т 0,04 до 0,63 мкr/л. Аналогичные концентрации 2,4,6-трихлор-

ФЕНОЛ И ХЛОРФЕНОЛЫ

239 Уровни содержания в немногочисленны.

фенола были обнаружены также Wegmana. питьевой воде обычно ниже, но данные об

этом

При хлорировании

воды,

содержащей

фенол,

могут

образовываться

r<онцентрации 2,4,6-трихлорфенола до нескольких микрограммов в литре. По оценке максимальное воздействие на взрослого человека

массой 70 кг при суточном потреблении 2 л 1 мкг/л 2,4,6-трихлорфенола, будет составлять тела в сутки.

воды,

0,00003

содержащей мг/кг массы

7.2.2.2

Пищевые продукты

Другой возможный путь потребления- через молочные продукты, поскольку хлорфенольные антисептики широко используются в пищевой

промышленности [9]. Показано, что 1,3,5-трихлорбензол метаболизи руется до 2,4,6-трихлорфенола [10]. Пентахлорциклогексен в расте ниях кукурузы и гороха также превращается в 2,4,6-трихлорфенол

[ 11].

Его поступление в организм может иметь место при потреблении

рыбы и моллюсков. Количественные данные, полученные в ингаляцион ных исследованиях, отсутствуют. Ввиду малочисленности количествен ных данных о других путях воздействия что вода является основным путем его

соединения предполагается, в организм.

поступления

7.2.3

Метаболизм

2,4,6- Трихлорфенол быстро выводится из организма, преимуще ственно с мочой [12]. Помимо этого факта, о метаболизме этого соеди нения известно очень мало.

7.2.4 с

Влияние на здоровье

LD 50 ляет

2,4,6-трихлорфенола при внутрибрюшинном введении крысам, в качестве растворителя оливкового масла, состав

использованием

276

мг/кг массы тела и судороги.

[13].

Как и другие хлорированные фенолы,

2,4,6-трихлорфенол в высоких дозах может вызывать повышение тем пературы тела

7.2.4.1

Мутагенность

charomyces cerevisiae [ 14],

2,4,6-трихлорфенол увеличивает скорость мутаций у штамма Sacно в тесте Эймса с Salmonella и микросо

мами млекопитающих, с метаболической активацие!r или без нее мута

генность обнаружить не удалось

[15].

7.2.4.2

Канцерогеннасть

В исследованиях на крысах F344 и мышах B6C3-F1, приведеиных Национальным институтом рака США [16], было найдено, что соеди нение увеличивает частоту случаев опухолей. У самцов крыс наблюда лось дозазависимое увеличение частоты случаев лимфам и лейкозов. Как у самцов, так и у самок крыс встречались лейкоцитоз и моноци тоз в циркулирующей крови и гиперплазия костного мозга. У самцов

• Wegman R.

С. Неоnубликованные данные Национального института здравоохранения. Бильтховен, Нидерланды, 1980.

240 и

IV. самок

ОРГАНИЧЕСКИЕ КОМПОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

мышей случаев

отмечалось

существенное, рака

дозо-зависимое или аденом.

увеличение

частоты

гепато-целлюлярного

Имеющиеся

эппдемиологические

данные

неадекватны

для

оценки

канцерогеннести 2,4,5- и 2,4,6-трпхлорфенолов Ориентировочная величина, рассчитанная многоэтапной как

[ 8, 17]. с помощью линейной риска развития привкусу

модели в

экстраполяции

при

допущении

рака на протяжении жизни приводимая

на

100 000,

составляет

мкг/л, тогда по

литературе

порогоная

концентрация

составляет лишь

м кг/ л.

Для

обеспечения

приемлемых

питьевых

свойств воды рекомендуется величина О, 1 м кг/ л.

7.3 7.3.1 Общие аспекты

Лентахлорфенол

Пентахлорфенол- широко

используемый

фунгицид

консервант

древесины; его мировое производство оценивается в 40 000 т в год. Его точка плавления 190°С, точка кипения 310°С, растворимость в воде 14 мг/л при 20°С.

7.3.2

Пути воздействия

Загрязненные поверхностные воды могут

содержать до

1О мкг/л

пентахлорфенола. В водах Рейна в Нидерландах в

1978

г. его конценг

рации колебались от 0,15 до 1,5 мкг/л. Концентрации в пптьевой воде обычно значительно ниже 1 мкг/л. Описаны концентрации в организме червеi'1 0,2 мг/кг массы тела и у млекопитающих 0,1-1,3 мг/кг массы тела.

7.3.3

Метаболизм

Пентахлорфенол хорошо всасывается из желудочно-кишечного трак та и может также всасываться через кожу. У человека большая часть всосавшегося пентахлорфенола выводится в неизмененнам виде с мо

чой. У мышей и крыс приблизительно 20% системной дозы дехлориру ется с образованием тетрахлоргидрохинона и трихлор-1-гидрохинона.

7.3.4

Влияние на здоровье

При однократном пероральном введении крысам LD 50 пентахлорфе нола составляет 27 мг/кг массы тела. Клинические признаки отравле ния включают профузное потоотделение, жажду, повышенную темпера туру, учащенные пульс и дыхание и в конечном счете остановку сердца.

Среди столяров, применяющих пентахлорфенол, описано несколько

случаев болезни Ходжкина и лейкемии [ 18], но эпидемиологические исследования не дают достаточных материалов для оценки [19, 20]. Описано не менее 30 летальных исходов при отравлениях пента хлорфенолом. Показано, что пентахлорфенол вызывает хлоракие у кроликов. Кроме того, он вызывает поражение почек и печени у экспе риментальных животных, и аналогичные указания получены для кон

тингентов, подвергающихся профессиональному воздействию соедине ния. Показана эмбриотоксичность и фетатоксичность пентахлорфенола для экспериментальных животных. Он также увеличивает частоту

ФЕНОЛ И ХЛОРФЕНОЛЫ

241

мутаций у грибов, но не обнаруживает Имеющиеся исследования

мутагенности в тесте Эймса. экспериментальных

Не показана и его канцерогенность для экспериментальных животных. по канцерагениости для

животных недостаточно информативны [ 8]. В США Национальным советом научных исследований [21] рассчи тано ДСП для пентахлорфенола 3 мкг/кг массы тела в сутки. При до пущении, что человек массой 70 кг выпивает в сутки 2 л воды и от нося за счет поступления с водой

1О%

ДСП, может быть рассчитана

рекомендуемая величина для питьевой воды порядка 10 мкг/л. СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. Amblent water quality criteria for plrenol. Washington, DC, US Environmental Protection Agency, 1980 (ЕРА 440/5-80-066). 2. Amblent water quality criteria for chlorinated pl1enols. Washington, DC, US Environmental Protection Agency, 1980 (ЕРА 440/5-80-032). 3. Amblent water quality criteria for 2,4-dichlorophenol. Washington, DC, US Environmeпtal Protection Agency, 1980 (ЕРА 440/5-80-042). 4. Amblent water quality criteria for pentachlorophmol. Washington, DC, US Environmental Protection Agency, 1980 (ЕРА 440/5-80-065). 5. Van Gemert, L. J. & Nettenbreyer, А. Н. Compilation of odour threslюld values in air and water. Leidschendam, The Netherlands. National Institute for Water Supply, 1977. 6. Zoeteman, В. С. J. Sensory assessment of water quality. Oxford, Pergamon Press, 1980. 7. Dietz, F. and Traud, J. Geruchs- und Geschmacks-Schwellenkonzentrationen von PhenoJkorpern. G1VF-1J?asserjabwasser, 119: Н6 318 (1978). 8. Some lиlogenated hydrocarbons. Lyon, International Agency for Research on Cancer, 1979 (IARC Monographs on the evaluation of the carcinogenic risk of chemicals to humans. vol. 20). 9. Stannard, D. J. & Scotter, А. The determination of phenol residues in dairy products. New Zealaпd journal of dairy science and technology, 12: 140 (1977). 10 Kohli, J. et а!. The metabolism of higher chlorinatcd benzene isomers. Canadian journal of Ьiochemistry, 54: 203 (1976) 11. Moza, Р. et а!. Beitrage zur okologischen chemie LXXXIX Orientierende versuche zum metabolisms Voп-pentachlorocyklonex-1-en in hoheren pflanzen iп hydrokultur. Clшпo sphere, 6: 255 (1974). 12. Korte, F. et а!. Ecotoxicologic profile analysis, а сопсерt for establishing ecotoxicologic priority list for chemicals. Cfremosphere, 7: 79 (1978). 13. Farquharson, М. Е. et а!. The Ьiological action of chlorophenols. British journal of plrarmacology, 13: 20 (1958). 14 Fahrig, R et а! Geпetic actiYity of chloropheпols and chlorophenol impurities. In: Rao, К R., ed, Pentacbloropfzenol: chemistry, pharmacology and environmental toxicology. New У ork, Plent!m Press, 1978. 15. Rasanen, L et а!. The mutageпicity of МСРА and its soil metabolites, chlorinated phenols, catechols апd some \Yidely used slirnicides in Finlaпd. Bulletin of environmental contamination and toxicology, 18: 565 (1977). 16 National Cancer Institute 1979 Bioassay of 2,4,6-trichlorop!renol for possiЬle carcinogenicity. Washington, DC, US Department of Health, Education and \\1elfare, 1979 (Technical Service Report Series, No. !55). 17 Theiss, J С. et а!. In: Long-term hazards of polycblorinafed dibenzodioxins and polychlorinafed dibenzofurans. Lyon, International Agency for Research on Cancer 1978 (IARC Internal Technical Report No. 78/001). 18. Green, М. Н Familial and sporadic Hodgkin's disease associated \Vith occupational wood exposure. Lancef, 2: 626 (1978). 19 Hardell, L. & Sandstrom, А. Case-control study: Soft tissue sarcomas and exposure to _phenoxyacetic acids or chlorophenols. British jourпal of cancer, 39: 711 ( 1979). 20. Eпksson, М et а! Soft-tissue sarcomas and exposure to chemical substances: а case refe:ence study. British journal of industrial medicine, 38: 27 (1981). 21. Natюnal Research Council Drinking water and health. Washington, DC, National Academy of Sciences, 1977.

ТРИГАЛОМЕТАНЫ в основном в виде окислительной обра присутствующимп являются может

Тригалометаны в питьевой воде встречаются продуктов реакции веществ, используемых при ботке, с природными наиболее

органическими

соединениями,

в воде. тырьмя

Их обра::ование особенно связано с применением хлора. Че часто встречающимиен тригалометанами в питьевой

хлороформ, бромдихлорметан, дибромхлорметан и бромоформ. Общая концентрация этих четырех тригалометанов воде

колебаться до

1000

мкг/л, но часто регистрируется уровень содержания

меньше

100 мкг/л. Три бромсодержащих тригалометана лишь в настоящее

Показано, что хлороформ вызывает рак у двух видов лабораторных животных.

время проходят изучение на канцерогенность в биопробах на протя жении всей жизни, подобных тем, в которых была показана канцеро

гениость хлороформа. Однако известно, что эти тригалометаны более активны в тесте Эймса на мутагенность с Salшonella, чем хлороформ. Важно сознавать, что хлор является эффективным средством обез зараживания воды и что опасность заболеваний:, вызываемых микроб ными загрязнениями в результате неполного обеззараживания, доста

точно высока. Это особенно важно в развивающихся странах, для ко торых по оценке смертность от болезней, передаваемых через воду, составляет тысячи в день. Хлор является наиболее удобным и легко контролируемым обеззараживающим агентом, нашедшим широкое пр именение.

8.1

Общие замечания

Тригалометаны представляют собой галогензамещенные соединения с одним атомом углерода, имеющие общую формулу СНХ 3 , где Х мо жет быть представлен фтором, хлором, бромом, йодом или их сочета ниями. Что касается загрязнения питьевой воды, то целесообразно ограничить обсуждение четырьмя членами этой группы: хлороформом (СНС\ 3 ), бромдихлорметаном (CHBrC\ 2 ), дибромхлорметаном (CHBr 2Cl) и бромаформом (CHBr 3 ). Хлороформ встречается чаще других соединений и имеющаяся информация касается почти исключи тельно этого вещества.

Наиболее значительное применение хлороформ находит в качестве исходного материала для производства хлордифторметана, который: используется как охлаждающий агент, как аэрозольный пропеллент и

в синтезе политетрафторэтена. Хлороформ является важным раствори телем и обезжиривающим агентом. В небольших количествах он при меняется также как анестезирующее средство, в составе мазей, средств

242

ТРИГАЛОМЕТАНЫ

243 и как

для шестимесячной завивки волос,

зубных паст и фумигантов

активный ингредиент и консервант средств против кашля [ 1, 2]. Рас четное мировое производство хлороформа в 1973 г. составляло 245 Х кг [3]. Бромаформ применяется в промышленности как жидкость для из мерительных приборов, в качестве тяжелой жидкости для разделения х

10 6

твердых веществ

и как промежуточный продукт в синтезе других ве

ществ ных

[1].

Промежуточное

применение

смешанных

галогенпроизвод

неизвестно.

8.2 8.2.1 Вода

Пути воздействия

Тригалометаны появляются в воде в первую очередь в результате

реакций между хлором

(и случайно присутствующим

ионом брома)

и природными органическими соединениями. Данные, собранные в разных странах [4-6], показали, что концентрации тригалометанов в очищенной воде, подвергшейся хлорированию, обычно значительно вы ше, чем их уровни в исходной воде, где они часто ниже пределов опре деления.

В табл. гих

приведены концентрации, обнаруженные при

исследова

нии питьевых вод в США. Аналогичные результаты получены и в дру исследованиях.

Таблица

4. Содержание тригалометанов в очищенных водах в США l(оличество паселенных пунктов

Соединение

Диапазон концептраций (мкr/л)

Медианпая концентрация (мкr/л)

Хлороформ Бромдпхлорметан Дибромхлорметан Бромаформ

80 78 72 26

0,0001-0,311 о, 0003-1,116 0,0004-0,110 0,0007-0,092

0,021 0,006 0,0012 0,005

Исследования показали, что при данной дозе хлора скорость (и, следовательно, степень) образования тригалометанов возрастает с увеличением концентраций гуммновых кислот, температуры и значения

рН

[6]. Показано, что образование тригалометанов продолжается и в рас при условии присутствия в ней остаточных

пределительной системе,

количеств свободного хлора [7]. В литературе не содержится сведений о распространении хлорметана, дибромхлорметана или бромоформа.

бромди

8.2.2

Атмосферный воздух

Хлороформ обнаруживается в атмосферном воздухе в сельской местности в концентрациях 100-180 кг/м 3 [8]. Максимальные кон центрацнп хлороформа, обнаруженные в атмосфере какого-либо одно-

.244

IV.

ОРГАНИЧЕСКИЕ КОМПОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

го населенного пункта, колебались от <0,05 до 73,5 мкг/м 3 ; средние концентрации хлороформа на уровне земли в северном и южном по лушариях составляли 130 и < 15 нг/м 3 соответственно ·[10].

8.2.3

Пищевые продукты

В двух образцах ячменя, обработанных смесью газообразных фу мигантов, содержащей хлороформ, после проветривания при 17 ос и 30 ос соответственно были обнаружены первоначально остаточные ко личества хлороформа 123 и 132 мг/кг. Через 60 дней было найдено, что остаточные количества исчезли из образца, проветривавшегося

при при

30 ос,

но все еще присутствовали в концентрации при и

мг/кг в об показана

разце,

проветривавшемся

17 ос. сорго.

Аналогичная

динамика

исследовании

кукурузы

В Великобритании в

1973

г.

были найдены следующие концентра продуктах

ции хлороформа в пищевых продуктах: в молочных

1,4-

3,3 18

мгfкг; в мясных продуктах 1-4 мг/кг; в растительном масле и жи рах 2-10 мг/кг; в напитках 0,4-18 мг/кг; во фруктах и овощах 2-

мг/кг

[11].

8.3

Метаболизм

При воздействии атмосферного воздуха, содержавшего хлороформ в концентрациях 13,2-31,8 мг/м 3 , в течение 3-10 мин всасывание со

ставляло

73% [ 12].

При вдыхании хлороформ быстро поступает в кровоток и транс портируется в ткани. У мышей значительное депо хлороформа было найдено в жировой ткани; меньшие количества были обнаружены в головном мозге, легких, почках, мышцах и крови. Метаболизм хлоро форма пропсходпт в печени, и исследования с использованием автора диографии всего тела показали постепенный перенос радиоактивности

из отложений, депонированных в жировой ткани, в печень

[13].

Хлоро

форм, по-видимому, способен проникать через плацентарный барьер человека, поскольку было найдено, что его концентрации в пуповинной

мета болизировалось ДО СО2 ПрИ существеННЫХ ИНДИВИдуалЬНЫХ КОЛеба НИЯХ) и до 68,3% выводилось в неизмененнам виде с выдыхаемым воз духом [ 15]. Большая часть всосавшегося хлороформа выводилась при первом его прохождении через печень и легюrе, и было найдено, что в систему кровообращения остальных отделов организма поступает

крови были выше, чем в крови матерей [ 14]. У людей до 50,6% пероральной дозы (7 мг/кг массы тела)

только 50-65% дозы, равной 500 мг [16]. При приеме пспытуемыми внутрь однократной дозы в 500 мг 18-67% ее выводилось в неизме неннам виде с выдыхаемым воздухом в течение 8 ч [ 15]. Основные метаболиты хлороформа выводились через легкие (в виде СО 2 ) или через почки (в виде неорганических хлоридов) [ 17].

TPИtAJlOMETAI-Ibi

8.4 8.4.1 Токсичность

Влияние на здоровье

Настоящее обсуждение влияния тригалометанов на здоровье будет касаться главным образом хлороформа, который вследствие его ис пользования ранее в качестве средства ингаляционной анестезии и пре имущественного, по сравнению с другими тригалометанами, распро

странения в

питьевой

воде

подвергается

наиболее

интенсивному

из

учению. Токсические эффекты других тригалометанов, вероятно, ана логичны эффектам хлороформа. Хлороформ угнетает центральную нервную систему. Он также влияет на функцию печени и почек. Немедленным эффектом интокси кации хлороформом является потеря сознания, которая может сменять ся комой и смертью [18, 19]. Поражение почек отмечается через 2448 ч после воздействия, а поражение печени наблюдается через 25 суток; таким образом, симптомы интоксикации могут наблюдаться через несколько дней после прекращения действия хлороформной

анестезии [18]. Средней летальной дозой для человека считают приблизительно 44 г, или 630 мг/кг массы тела для человека массой 70 кг; однако и прием внутрь более 250 г хлороформа не приводил к смерти [20]. Наименьшая указанная в литературе летальная доза хлороформа для человека составляет 21 О м г/кг массы тела [ 21]. Поступление внутрь уже 440 мг вызывает раздражение желудка и усиление перистальтики, а также локальный некроз кишечника [19].

Хроническая токсичность хлороформа изучена плохо, исключение составляют исследования на его канцерогенность. Длительное перо ральное введение хлороформа в дозе 0,4 мг/кг массы тела не вызвало никаких изменений изучаемых показателей у белых крыс, а у морских свинок единственным эффектом этой дозы было увеличение содержанюr

витамина С в надпочечниках

[ 22].

Безопасность добавления хлорофор

ма к зубной пасте и полосканиям для рта была оценена в двух хро нических исследованиях на 223 людях 23]. Суточное потребление хло роформа оценивалось как 0,34-0,36 мг/кг массы тела на протяжении 1-5 лет. Результаты тестов на функцию печени в этом исследовании не обнаружили гепатотоксичности. Обратимая гепатотоксичность была единственным эффектом у 47-летнего мужчины, который ежедневно на протяжении 1О лет потреблял от 12 до 20 унций (336-560 г) хло

роформсодержащего средства против кашля;

получаемая им ежеднев

ная доза хлороформа была оценена в 23-37 мг/кг массы тела [24]. Считается, что бромаформ вызывает токсические симптомы, анало гичные вызываемым хлороформом. При введении бромаформа мышам подкожно была отмечена LDso 1820 мг/кг массы тела [25]. Сведений о токсических эффектах других тригалометанов, по-видимому, немного. Максимальная переносимая доза бромдихлорметана у самцов мышей

линии

A/st

была определена как

100

мг/кг массы тела; эта доза вво

дилась внутрибрюшинно 6 раз на протяжении 2 нед. Максимальная переносимая доза бромоформа, полученная по той же схеме, также

составляла 100 м г/кг массы тела [ 26].

246

IV. ОРГАiiИЧЕСКИЕ КОМПОНЕНТЫ, ОКАЗЫВАЮЩИЕ ВЛИЯНИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

8.4.2

l(анцерогенность

В США Национальным институтом рака было проведено следующее исследование

[27].

Хлороформ,

растворенный

кукурузном

масле,

вводили через желудочный зонд крысам

Осборн- Мендель и мышам

B6C3-F1 в двух дозах, 5 раз в неделю. Самцам крыс вводили дозы 90 или 180 мг/кг массы тела в течение 78 нед; самки получали в пер вые 22 нед дозы 125 или 250 мг/кг, а затем те же дозы, что и самцы. Крысы были забиты через 111 нед, и статистически значимая частота случаев эпителиальных опухолей почек была обнаружена у самцов

(24% 100

при высокой дозе и

при низкой дозе), но не у самок. Было

отмечено увеличение числа опухолей щитовидной железы у самок, но оно оказалось несущественным. Самцы мышей получали вначале дозы

или

200

мг/кг массы тела, а самки

200

или

4000

мг/кг. Через

18 нед

дозы были изменены до 150 и 300 мг/кг для самцов и 250 и 500 мг/кг для самок. Высокозначимое увеличение частоты гепатоцеллюлярного рака было обнаружено у животных обоих полов: у 98% самцов и 95% самок при высокой дозе, у 36% самцов и 80% самок при низкой дозе. У самцов, получавших низкую дозу и не обнаруживших гепато целлюлярного рака, часто находили узелковую гиперплазию. Однако следует подчеркнуть, что дозы, использованные в исследованиях НИР,

были крайне высокими и, поскольку у животных наблюдалась потеря более 10% массы тела, эти дозы можно считать превышающими истин ную максимально переносимую дозу.

8.4.3 16

Эпидемиология

с сотрудниками [28] рассмотрели связь между показателями различных видов рака и концентрациями тригалометанов в питье вой воде; хлороформ и компоненты другой структуры изучались раз дельно. Информация о воздействии была получена из Национального рекогносцировочного обследования на органические вещества и Обсле дования ЭПА в V регионе в 1975 г. Обследование охватило 76 округов, в которых более 50% населения пользовалось регулируемой системой водоснабжения. Наиболее существенными были данные о связи между

Cantor

показателями

смертности

от

рака

мочевого

пузыря

уровнями

содер

жания трпгалометанов. Эта связь наблюдалась для обоих полов, и ее выраженно~ть была пропорциональна проценту населения, обслужи ваемого изучавшейся системой водоснабжения. Отмеченные корреля ции были более выраженными для бромпрованных тригалометанов, чем для хлороформа. Однако Комитет питьевой воды Национальной академии наук в своем обзоре 13 эпидемиологических исследований пришел к заключению, что в опубликованных исследованиях не было установлено причинной зависимости между этими явлениями [ 29]. Hogan с сотрудниками [30]! использовали многие из этих же дан ных и применили различные статистические методы с целью опреде

лить пригодность статистической модели. При применении взвешенного регрессивного анализа результаты были аналогичны полученным в предшествующих исследованиях, показав положительные корреляции

между

показателями

смертности

от

рака

прямой

кишки

мочевого

пузыря

и уровнями содержания хлороформа в

питьевой воде.

ТРИГАЛОМЕТАНЫ

247

8.4.4 Рекомендуемая величина Хлороформ оказывает несколько отрицательных эффектов на здо ровье людей. Для большинства эффектов, наблюдаемых непосредствен но у человека, вычислпть безопасные уровни потребления затрудни тельно, поскольку не было проведено адекватных количественных ис следований. Среди потенциальных опасностей, связанных с воздей ствием концентраций, приближающихся к встречающимся в питьевой

воде, наиболее серьезными являются канцерогенные эффекты, наблю даемые у экспериментальных животных, и предположение об анало гичных эффектах у людей, подвергающихся воздействию повышенных концентраций тригалометанов в питьевой воде. Оценка безопасных уровней хлороформа проведена путем приме нения многоэтапной линейной модели экстраполяцпи к данным, полу ченным на крысах при биотестированпи хлороформа в НИР. Данным на крысах было отдано предпочтение перед данными, полученными на мышах B6C3-F1, поскольку существуют серьезные сомнения относи тельно механизма, ответственного за развитие опухолей печени на этой

последней

модели

при

воздействии

таких

гепатотоксических

веществ,

как хлороформ. Данные,

полученные

после

биопробы

НИР,

недву

смысленно свидетельствуют о том, что этот вид животных более чув

ствителен к вызываемому хлороформом поражению печени, чем крысы [ 31]. Такое поражение наблюдается при меньших дозах, чем те, что были использованы в исследовании НИР, что свидетельствует об эшi генетическом механизме. Экстраполяционных моделей для подобных

эффектов не существует. Кроме того, скорости метаболизма хлорофор ма у крыс ближе к наблюдающимся у человека, чем эти скорости у мышей.

Учитывая вышеизложенные соображения, для хлороформа в питье вой воде рекомендуется величина 30 мкг/л. При среднесуточном по треблении 2 л такая концентрация могла бы привести менее чем к

1 дополнительному случаю рака на 100 000 населения на протяжении жизни. Кроме того, следует указать, что риск, связанный с неадекват ным обеззараживанием, может быть значительно выше, чем обуслов ленный ную

концентрациями,

существенно

превышающими

рекомендован

величину.

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. Hardie, D. W. F. Cbloroform. In: Юrk, R. Е. & Othmer, D. Т., ed. Encyclopedia of chemical tec!znology. 2nd ed. Vol. 5. New York, Interscience PuЬ!ishers, 1964, р. 119. 2. National Institute for Occupationa1 Safety and Health. Criteria for а recommended standard. Occupational exposure to chlorof от т. W ashington, DC, US Department of Health, Education and \\l'elfare, 1974, р. 75-114. 3. Pearson, С. R. & McConnell, G. Chlorinated С 1 and С 2 hydrocarbons in the marine environment. Proceedings of the Royal Society. Series В, 189: 305-332 (1975). 4. Rook, J. J Formation of haloforms during ch1orination о! natural waters. Water treament and examination, 23: 234 (1974). 5. Rook, J. J. Haloforms in drinking \\·ater. Journal of the American Water Works Association, 68: 186 (1976). 6. Stevens, А. А., et а! Chlorination о! organics in drinking water. In: Jolley, R. L., ed., \\7ater chlorination. Environmental impact and l1ealth effects. Ann Arbor, Ml, Ann Arbor Science, 1975. 7. Health & We!fare, Canada, National surueц for lzalomethanes in drinking water. Ottawa Health & Welfare, Canada, 1977 (7-EHD-9) ' 17-!084

248

IV. ОРГАНИЧЕС!ЩЕ !(ОЛНЮНЕНТЫ, О!(АЗЬIВА!ОЩИЕ ВЛ!I51НИЕ НА ЗДОРОВЬЕ

8. Russell, J. W. & Sl1adoff, L А. Thc sampling and deierminatioп of halocarbons in amblent air using concenira!ioп on porous polymer Journal of chromatology, 134: 375 (1977). 9. Lillian, D. ei al. Atшospheric fates of halogeпated compounds. Environmeпtal science and tecluzology, 9: 1042 (1975). 1О Сох, R А et al. Photochemical oxidation of halocarbons in the troposphere. Atmospf7eric eпvironment, 10: 305 (1976). 11 McConnell, G. et al. Chlorinated hydrocarbons апd the environment. Endeavour, 34: 13 (1975). 12 Lehmann, I\. В. & Hasega\Ya, D Studies of the absorption of chlorinated hydrocarbons in animals and humans Arc!Jiv j'йr Н ygiene uпd Bakteriologie, 72: 327 (1910). 13. Соhеп, Е. N & Hood, N. Applicatioп of low-temperature autoradiography to studies of the uptake and mei.abolism of Yolatile anesthetics in the mouse. I Chloroform. Aпesthesiology, 30: 306 (1969) 14. Dowty, В. J. et al The transplacental migration and accumulatioп in hlood of volatile orgaшc constitueпts Pediatric researc/7, 10: 696 (1976). 15 Fry, R J. et al Pulnюnary eliшinaiioп of cbloroform and ii.s metabolite in maan. Arcblves internationales de plzarmacodynamie et de tblrapie, 196· 98 ( 1972). !6. Chiou, W. L Quantitation of hepatic and pulшonary first-pass effects and its implications in pharmacokinetic study 1 Pharmacokiпeiics of chloroform iп тап J ournal of pharmacokinetics and Ьiopfzarmaceutics, 3: 193 ( 1975) , 7 Van Dyke, R. А. et а! А шeta!юlism of yo]ai.ile anesthestics 1 ConYersioп in vivo of se\'eral anesthetics to 14 С0 2 апd chloride. Biochemical pfzarmacology, 13· 1239 (1964). 18. \Vhipple, G. Н. & Sperry, J. А Cbloroform poisoпing -liver necrosis and repair. Bulletiп of the J ohns Hopkins Unic ersity, 20: 278 ( 1909). 19. Secher, О. Physical and chemica] data on anaesthetics Acta anaesthesiologica scandinavica, 42 (Suppl.): 1 (1971). 20. Gosselin, R Е. et al. Cliпical toxicology of commercial products. 4th ed. Baltimore, MD, The Williams and \Vilkins Со, 1976 21. Dreisbach, R Н Handbook of poisoniпg. Los Altos, СА, Lange Medical Publications, 197 4, р. 275. 22. Miklasheyskii, V. Е. et al. Toxicity of chloroform administered perorally. Gigiena i sanitarija, 31: 320 (1966) 23. De Salva, S. et al. Long-teпn safe!y studies of а chloroform containing dentifrice and mouth-rise in man. Food maпd cosmetics toxicology, 13: 529 (1975) 24. Wal1ace, С. J. Hepatitis and nephrosis due to cough syrup containiпg chloroform California mediciпe, 73: 442 ( 1950). 25. К:utob, S. D. & Plaa. G. L А procedure for esi.imating the hepatotoxic potential of certain industrial solvents. Toxicology and applied pharmacology, 4 354 ( 1962) 26. Cardeihac, Р. Т. & Nair, К: Р. С Iпhihitioп Ьу castration of aflatoxin iпduced hepatoma in carbon tetrachloride-treated rats. Toxicology апd applied plzarmacology, 26: 393 (1973). 27 National Cancer Institute. Carcinogeпesis Ьioassay of c!zloroform. Bethesda, MD, National Cancer Institute, 19'76. 28 Cantor, К:. Р. Association of сапсеr mortality rates and trihalomethane levels in municipal drinking \\'ater supplies (Abstract) American jourпal of epidemiology, 106: 230 (1970). 29. US Environmental Protection Agency. Federal register, 68698-68703 ( 1979). 30. Hogan, М. D et а! Association Ьеl\\'ееп chloroform le\·els in finished drinking \\'a!er supplies апd various site-specific cancer mortalily rates. J oumal of environmental patlюlogy and toxicolo[f/1, 2· 873 (1979) 31. Bull, R J. et al. In depth Ьiochemical, pharrnacological and metabolic studies of trihalomethanes in watcr Proct'edings of the NC!jEPA/N!OSH \f'orkslzop оп Environmental and Occupational Carcinogenesis, 1980 (in press). 1

ЧАСТЬ

V. ЭСТЕТИЧЕСКИЕ КОМЛОНЕНТЬi И ХАРАКТЕРИСТИКИ

1. 1.1

АЛЮМИНИй Общие замечания

В природе соединения алюминия пользуются

встречаются в больших количе Соли алюминия ее цветности

ствах и часто обнаруживаются в воде.

широко и

ис

при очистке воды для устранения

мутности.

Потребление

алюминия

с водой по сравнению

с его потреблением

пищей невелико. Соли алюминия, поступившие вовнутрь, по-видимому, не вызывают у человека никаких вредных эффектов. Частота случаев изменения цветности питьевой воды в распределительных системах воз растает, если концентрация алюминия в очищенной воде превышает

0,1 0,2

мг/л. Вследствие этого для питьевой воды рекомендуется величина мг/л, основывающаяся на эстетических соображениях. Эта величи на представляет собой компромисс, имея в виду, что, хотя при этой может наблюдаться некоторое изменение цветности, но в определенных случаях при использовании соединений алюминия для

концентрации

очистки воды может быть трудно достигнуть более низких концентра ций. В подобных случаях следует уделять особое внимание эксплуата ции и ремонту распределительной системы.

1.2

Распространение

Алюминий широко распространен в природе и является компонен том всех почв, растений и тканей животных 1-4]. Как следствие это

го широкого природного распространения и человеческой деятельности

алюминий присутствует в и воде- как в силу

атмосферном

воздухе, так и в

пищевых

продуктах загряз

естественных

причин,

результате

нения

[ 2, 5] .

1.2.1 Вода Основными каналами поступления алюминия в водную среду яв ляются сброс промышленных сточных вод, эрозия, вымывание вещества из минералов и почвы, загрязнение атмосферной пылью и выпадение осадков. Концентрация алюминия в воде существенно варьируется и вблизи обрабатывающих алюминий предприятий может превышать

10 мг/л [6]. В воде каждого конкретного типа концентрация алюминия регулируется значением рН, видом и концентрацией комплексобразую щих агентов, которые могут в ней присутствовать, океилительным со стоянием минеральных компонентов и окислительно-восстановительным

редокс-потенциалом ственных условиях в

системы. Многие кислые воды высокие концентрации алюминия,

содержат в есте преимущественно

результате процессов выщелачивания.

В процессах водоочистки широко используется коагуляция солями алюминия, такими как квасцы или алюминат натрия, для удаления

тонко измельченtiых минеральных и органических соединений, особенно

251

252 если вода

ЭСТЕТИЧЕСК:ИЕ К:ОМПОНЕНТЫ И ХАРАК:ТЕРИСТИК:И

окрашена

или

отличается

мутностью.

Следовательно,

на

концентрацию алюминия в питьевой воде оказывает влияние примене

ние этих солей в процессах очистки воды. используемого в качестве коагулянта,

Большая часть в виде

алюминия,

удаляется

нерастворимых

алюминиевых солей, которые выпадают в осадок или удаляются фильт

рациеfr. Для успешной очистки воды необходимо тщательное выполне ние этих процессов, чтобы обеспечить получение эстетически приятного

продукта и эффективное обеззараживание минимума концентрацию алюминия,

[7]. его количество всегда

Несмотря на то что при очистке воды Преследуется цель свести до некоторое

сохраняется.

очищенной воде отмечены концентрации «квасцов». Концентрации алюминия в

от

<0,01

до

м г/л

[ 2].

Стоит отметить, что эти величины отражают в

раз более воде,

высокие дозы

очищенной

превышающие приблизительно 0,3 мг/л, обычно отражают недостатки этапов очистки- коагуляции, осаждения или фильтрации. В процессе распределения часть алюминия может выпадать в оса док и может наблюдаться постепенное снижение концентрации на про тяжении системы водоснабжения 8]. Этот алюминий может накапли ваться в системе, особенно при низких скоростях водотока, и совместно

с железом,

марганцем,

кремнием,

органическими

веществами

микро

организмами образовывать осадки, которые могут легко смываться при изменениях водотока и появляться в точках водоразбора, делая воду

эстетически неприемлемой '[ 9]. В присутствrш алюминпя концентрации железа, в норме слишком низкие, чтобы вызывать какие-либо пробле мы, могут приводить к изменению цвета воды. Показано [ 10], что ча стота случаев окрашивания воды в распределительной системе и, сле довательно, частота жалоб потребителей возрастают, если концентра

ция алюминия в очищенной воде превышает О, 1 мг/л.

1.3 Пути воздействия Алюминий, присутствующий в питьевой воде, вносит лишь неболь шую долю в его оценочное суточное потребление человеком. Основная часть этого потребления связана с пищей, и на основе опубликован ной информации [11-14] общее потребление алюминия оценивается как 88 мг на человека в сутки. Ежесуточное потребление 2 л воды, со держащей 1,5 мл/л алюминия, может обеспечить только 3,0 мг алюми

ния на человека в сутки, т. е. менее требления.

4% нормального суточного по

1.4

Влияние на здоровье

Алюминий, по-видимому, не является элементом, необходимым для человека. В норме соли алюминия не- всасываются из пищи и воды,

а образуют комплексы с фосфатами п выводятся с фекалиями

[15].

Хроническое использование больших количеств гидроксида алюминия в качестве средства, нейтрализующего кислоту, может вести к избы

точной потере фосфатов из системы. Алюминий, поступивший внутрь, не накапливается в существенной степени в тканях, за исключением

костной

[16],

тогда как соединения алюминия, ингалираванные в виде

пыли, аккумулируются в легких на протяжении

Введение алюминия крысам в дозе

[ 17] и лимфатических узлах [ 18]. 2,5 мг/кг массы тела в сутки

мес обусловило минимальную системную токсичность

1. АЛЮМИНИЙ

253

и минимальные гонадатоксические эффекты Г 19]. Не обнаружено влия ния на среднюю продолжительность жизни, частоту опухолей или кли

нические и биохимические показатели у крыс, получавших алюминий с питьевой водой в концентрации 5 мг/л [20]'. пользованием

Отсутствуют данные о канцерогенезе в ряде исследований с ис разных млекопитающих и различных солей алюминия

[ 21]. Алюминп\1 связан с некоторыми неврологическими расстройствами,

такими как диализная деменция или болезнь

Альцгеймера

[20, 21]. таких

Неясно, однако, является ли присутствие алюминия состояний или просто индикатором других факторов. СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

причиной

1. Cotton, F. А. & V."ilkinson, G. Advanced inorganic chemistry, 3rd ed New York, WileyInterscience, 1972, рр. 261-262 2 Sorenson, J R. J. et а! Aluminium in the environment and hнman healt.h. Envirorzmental healtlr perspectives, 8: 3 (1974). 3. Undeпvood, Е J. Tract' elements in humarz and animal nutrition, 3rd ed. New York, Academic Press Inc , 1971. 4. Saakashvili, Т G & ]\v1rikaze, N. А. Content of certain trace eleшents in human Ьlood. Trudy Jnstituta Urol., A/щdemia Nauk Gruzinskoi SSR, 1: 93 (1962); Chemical abstracts, 61: 4 784 ( 1964). 5. Monier-\\iilliams, G W Aluminium in food. London, Ministry of Health, 1935 (Reports оп PuЫic Health and Medical Subjects). 6. Sylvester, R О et а! Factors involved in the location and operation of an aluminiuш reduction plant. Proceedings of t!re 22rzd Irzdustrial Waste Conference. Lafayette, JN, Purdue University, 1967, рр. 441-454. 7 Ridg\\'ay, J et al. \\i ater quality changes- Cheшical and microblological studies In: \17ater distribution systems. Medшenham, England, \Vater Research Centre, 1979·. 8. Ains\\·orth, R G. et al. Deposits, corrosion products and corrosion mechanisшs in iron mains. ln: \17ater distribution systems. Medmenham, England, Water Research Centre, 1979. 9. Ainsworth, R. G et а! Тlre introduction of new water info old distribution sysfems. Medmenham, England, Water Research Centre, 1980 (TR 146). 10. Vozar, L. Content of aluminium in the diet and its blological action. Voprosy pifanija, 21: 28 (1962). 11. Zook, Е. G. & Lehmann. J Total diet study: content of ten minerals- aluminium, calcium, phosphorus, sodium, potassium, boron, copper, iron, manganese and magnesium. J ournal of tl1e Associatiorz of Official Agricultural Clremists, 48: 850 ( 1965). 12. Gabovich, R. D. Contents of some trace elements in the food in certain cities and to\\·ns of the USSR. Gigiena i sanitarija, 31: 41 (1966). 13 Jaulnes, Р. & Hamella, G Presence et taux des oligo-elements dans les aliments et les boissons de l'homme. Annales de la nutrifion et del' aliment, 25: 8133 (1971). 14. Hamilton, Е. 1. & Minski, М. J. Abundance of the chemical elements in man's diet and possible relations with environmental factors. Science of tlze tofal environment, 1: 375 (1973) 15. Thienes, С. Н. & На!еу Т. J Clinical toxicology. Philadelphia Lea & Feblger, 1972, рр. 169-170. 16. Deichmann, W. В. & Gerarde, Н. W. Toxicology of drugs and clшnicals. New York, Academic Press, 1969, р. 88. 17. Hamilton, Е. I et а! Concentration and distribution of some staЬ!e elements in healthy human tissues from the United Юngdom, enYironmental study. Science and the total environment, 1: 341 (1973). 18. Krasovskii, G. N et а!. Experimental study of blological effects of lead and aluminium following oral administration. Environmental health perspectives, 30: 47-51 (1979). 19. Mahurkar, S. D. et а!. Electroencephalographic and radionuclide studies in dialysis dementia. Кidney international, 13: 306 (1978). 20. Elliott, Н. L. et а! Aluminium toxicity during regular haemodialysis. British medical journal, 1:1101 (1978). 21. Crapper, D. R. et al. Brain aluminium distribution in Alzheimer's disease and experi· mental neurofibri!lary degeneration. Science (Washington ), 180: 511 ( 1973).

2. 2.1

ХЛОРИДЫ

Общие замечания

Хлориды широко распространены в природе, обычно в форме со лей натрия (NaCI), калия (KCI) и кальция (CaCI 2 ). Они составляют приблизительно 0,05% литосферы [ 1 Несомненно, в наибольшем ко

личестве хлориды в окружающей среде представлены в

океанах.

Присутствие хлоридов в природных водах может быть связано с растворением от ложени!1 солей [ 2}, загрязнением, обусловлпваемым нанесением соли на дороги с целью борьбы со льдом и снегом [ 3-7], сбросом стоков предприятиями химической промышленности [ 8 экс плуатацией нефтяных скважин [9], сбросом сточных вод [10]', ирри гационным дренажем [11], загрязнением в результате вымывания твердых отбросов [ 12] и вторжения морской воды в прибрежные райо ны [1]'. Каждый из этих источников может вызвать локальное загряз нение как поверхностных, так и подземных вод. Однако хлорид-ион

высоко мобилен и в конечном счете переносится в закрытые бассейны

или в океаны

[ 1].

2.2

Распространение

Хлориды обычно присутствуют в небольших концентрациях в при родных поверхностных водах. Концентрация в незагрязненной воде

обычно ниже В хлориды

1О

м г/ л и часто могут быть ниже продуктах в растительного и естественных условиях,

м г/ л

[ 11, 13]. происхождения в концентра со

пищевых

животного

встречаются

обычно

циях менее

0,36

мг/г

[14].

Добавление соли при переработке, приготов пище может значительно увеличивать

лении, а также к готовой держание в ней хлоридов.

2.3

Пути воздействия

Оценка суточного поступления хлоридов с пищей осложняется ши роким использованием столовой соли как прнправы. С бессолевой диетой в организм поступает приблизительно

600

мг хлоридов в день

Однако вследствие добавления соли к пище суточное потреб ление хлоридов, составляющее в среднем 6 г, может колебаться до

[15, 16].

12 г [ 17, 18]. Среднее поступление хлоридов с питьевой водой состан ляет приблизительно 100 мг в сутки [10, 17, 18]. Поступление из ат мосферного воздуха незначительно.

254

ХЛОРИДЫ

255

2.4 ны, и вместе со

Влияние на здоровье

Хлориды- наиболее распространенный в органпзме человека анио связанными с ними катионами они играют значитель

ную роль в осмотпческой актпвности внеклеточной жидкости; 88% хло ридов в организме находятся во внеклеточном пространстве [13]. В норме в организме человека массой 70 кг содержится 81,7 г хлоридов [ 191 и 45 л воды. Баланс воды и электролитов в организме поддерживается путем регулирования их общего поступления с пищевым рационом и выведе

ния через почки и кишечник. У здоровых людей происходит почти пол ное всасывание хлоридов. Большая часть всасывания жидкости и элект ролитов имеет место в проксимальной половине тонкого кишечника [ 20]. В норме за сутки теряется приблизительно 1,5-2 л воды и около

г хлоридов;

лиями и около

ставляет

90-85% хлоридов выводится с мочой, 4-8% с фека 2% с потом. Общая облигатная потеря хлоридов со приблизительно 530 м г в сутки [ 18]. Основываясь на оценке потерь, для взрослого человека необходимо суточное по

облигатных

требление хлоридов с пищевым рационом для человека массой тела дует считать достаточным

мг/кг массы тела

( 630

мг

кг). Для детей в возрасте до в

лет сле

суточное поступление хлоридов

пропорции

мгjкг массы тела [19]. Порог привкуса хлоридов в питьевой воде зависит от связанных с

ними катионов, но обычно находится в диапазоне 200-300 мг хлоридов на 1 л. Пораги привкуса для хлоридов натрия, калия и кальция в воде

составляют соответственно

210, 310

222

мг/л

[21-22]. 530

Влияние на мг/л в виде

вкус кофе, в частности, проявляется, если его варят в воде с концент

рацией хлорида 400 мг/л в виде хлорида натрия или хлорида кальция [ 23].

Обычные процессы очистки воды не удаляют хлорид-ион из воды, li хотя количество хлоридов, поступающие ежесуточно из питьевой воды, составляет лишь очень небольшую часть от их общего суточного потребления, на основании органолептических соображений для хлори

дов рекомендуется величина

250

мг/л.

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1 Natioпal Research Couпcil of Сапаdа Associate Committee оп Scieпtific Criteria for

2. 3.

Eпviroпmeпtal Quallty. Effecs of alkali lшlides in tl!e Canadiaп enuironment. Ottawa, Natioпal Research Council, 1977. National Research Couпcil. Nutrient and toxic substances in water for liuestock and poultry. Washingtoп, DC, Natioпal Academy of Scieпces, 1974. Murray, D. М. & Еппst, V F. W. Ап есопошiс aпalysis of the eпviroпmeпta1 impact of highway de-iciпg salts. National tec!znical information seruice puЬlication, 253: 268

(1976). 4. Pollock, J. J. & Toler, L. G Effects of highway de-icing salts оп groundwater and water supplies in Massachusetts. Washiпgtoп, DC, Departmeпt of the Iпterior, 1972 (US Geological Survey). 5. Terry, R. С. Road salt, drinkiпg water and safety. Cambridge, МА, Balliпger, 197 4. 6. Hutchinsoп, F. Е. Effects of highway salting оп the coпceпtration of sodium chloride iп private \\1ater supplies. Researcl! in life sciences, 15 ( 1969) 7 Ralstoп. J G. De-icing salts as а source of water pollution, Toronto, Miпistry of the Environment, 1971. 8. Little, А. D. lnorganic chemical pollution of freshwater. Washingtoп, DC, US Environmeпtal Protection Agency, 1971.

256

ЭСТЕТИЧЕСКИЕ 1\ОМПОНЕНТЫ И ХАРАI\ТЕРИСТИI\И

9. Pettyjohn, W. А. Water pollution Ьу oil-field brines and related industrial \vastes in Ohio. Ohio journal of science, 71: 257 (1971). 10. Pettyjohn, W. А. \Vater quality in а stressed environment, Minnesota, Burgess Publishing Со., 1972. 11. Bond, R. G. & Straub, С. Р. Handbook of enuiromnental conlrol, Vol 3, Cleve1and, Chemica1 Rubber Со , 19,73. 12. Schneider, W. J. Hydrologic implications of solid-waste disposal. Washington, DC, Department of the Interior, 1970, рр. F!-F!O (US Geologica1 Suryey Circu1ar 601-F). 13. National water quality data bank. Otta\va, Inland \Vaters Directorate, Water Quality Branch, 1976. 14. Long, С et al. Bioclzemists' handbook. London, Е and F N. Spo11 Ltd, 1961 !5. Dah1, L. К Salt and hypertensioн. American journal of clinical nutrition, 25: 231 (1972). 16 Meneely, G. R. А reviev\' of sources of and the toxic effects of excess sodium chloride and the protectiYe effect of extra potassium in tl1e diet. Plant foods for human nutrition, 23: 3 (1973). 17 Zoeteman, В С. J & Brinkman, F. J. J. Human intake of minerals from drinking water in the European Communities In: Hardness and drinking water and puЬlic !zealth. Proceedings of the European Scientific Colloquium, Luxembourg. Oxford, Pergamon Press, 1976, р. 175 18 Sodium, chlorides and conductiuity in drinking water. Report оп а WHO V?orking Group. Copenhagen, ~·но Regiona1 Office for Europe, 1979 (EURO Reports and Studies, No. 2). !9. Dietary standard for Canada. Otta\\'a, HeaHh Protection Branch, Department of Nationa1 Health and Welfare, 1975. 20 S1aden, С. Е. Absorption of fluid and electro1ytes in health and disease. ln: McColl, I. & S1aden, G. Е., ed lntestine absorption in mат1. London, Academic Press, 1975, р 51. 21. Whipp1e, G. С. T!ze ualue of риге water. New York, John Wi1ey and Sons, 1907. 22. Richter, С. Р. & MacLean, А Sa1t iaste thresho1d of hшnans American journal of p!zysiology, 126: 1 (1939). 23. Lockhard, Е Е. et al. The effect of water iшpurities on the flavor of brewed coffee. Food research, 20: 598 ( 19'55).

ЦВЕТНОСТЬ присутствием: окра стоков,

Окраска питьевой воды может быть вызвана железо и марганец, или высокоокрашенных

шенных органических веществ, обычно гуминовых; металлов, таких как промышленных

среди которых наиболее распространены стоки целлюлозно-бумажных и текстильных предприятий. Цветность питьевой воды имеет в первую очередь эстетическое значение, но сенсорные эффекты могут рассмат риваться и как влияние на здоровье.

Опыт показывает, что в случаях, когда питьевая вода имеет эстети чески неприятный уровень цветности, потребители могут искать аль тернативные, возможно небезопасные, источники. Большая часть населения может обнаруживать окраску на уровне около 15 ЕИЦ (единиц истинной цветности) в стакане воды. Удаление избыточной цветности до хлорирования может снизпть образование тригалометанов. При этом уменьшается также привкус, обусловлен ный хлорированием. Ограничение цветности водопроводной воды ведет также к ограничению концентрации нежелательных веществ, которые

образуют комплексы на них.

с гуминовыми

веществами

или

адсорбируются

Рекомендуемая величина цветности питьевой воды составляет менее

ЕИЦ. Источник

3.1.1

Появление окраски питьевой воды вызывается поглощением лучей с определенной длиной волны из обычного «белого» света, присутствием окрашенных веществ и рассеянием света, вызываемыми взвешенными

частицами ные

[ 1, 2].

Окраска, измеряемая в воде, содержащей взвешен как «кажущаяся цветность»; «истинная

вещества,

определяется

цветность» измеряется в пробах, из которых взвешенные частицы уда ляются центрифугированием или фильтрацией, и в этом случае окраска обусловливается гуминовыми веществами в истинном растворе [ 3, 4]. Обычно истинная цветность данной пробы воды существенно меньше,

чем ее кажущаяся цветность

[4]'.

3.1.2

Измерение

Цветность пробы воды может быть сравнения с рядом стандартных

измерена путем визуального содержащих известные

растворов,

количества хлорплатината калия с добавлением хлорида кобалыа(II).

Поскольку метод с платино-кобальтовым стандартом был предназна-

257

258 чен для ными

V. анализа

ЭСТЕТИЧЕСКИЕ КОМПОНЕНТЫ И ХАРАКТЕРИСТИКИ

природных

окрашенных

вод,

трудности, на

возникающие

при сравнении окраски воды окрашенными

в системе могут

водоснабжения со указывать

стандарт

растворами,

загрязнение.

Одна ЕИЦ соответствует интенсивности окраски, возникающей при определенных условиях исследования в растворе, содержащем

1,0

мг

платины в 1 л в форме иона хлорплатината [4]. Окраска в 15 ЕИЦ может быть обнаружена в стакане воды большинством потребителей, а при 5 ЕИЦ она может проявпться в больших объемах воды, напри мер, в белой ванне; окраску интенсивностью 3 ЕИЦ могут обнаружить лишь немногие люди [ 5]. Цветность природных поверхностных вод обычно возрастает с уве личением значения рН. Это принято определять как синдикаторный

эффект»

[1].

Веледетвне этого широко рекомендуется, чтобы для вы эффекта одновременно с пзмерением цветности пробы

явления этого

регистрировалось и значение рН

[ 4].

3.2

Распространение

Жалобы на окрашенность воды обычно в количественном отношении приближаются к совокупным жалобам на привкус п запах. Окраска природных вод вызывается главным образом органическими, в первую очередь гуминовыми веществами, выделяющимпся при гниении и вод

ной а

экстракции в

растительности

поверхностные водах часто

воды.

подземных, железо

также

некоторых

поверхностных

присутствуют

и марганец, которые прпдают им окраску. Другим важным источником поступления железа в питьевую воду является растворение железных

труб, по которым подается вода. Железо и марганец могут вызывать соответственно красную и черную окраску воды. Медь, вымываемая из

медных труб, помимо слабоголубой окраски воды может в особо вы раженных случаях вызывать сине-зеленое окрашивание санитарно

технического оборудования. Интенсивно окрашенные сточные воды, в частности, таковые целлюлозно-бумажных и текстпльных предприя ти!I, могут создавать проблемы цветности. Проблемой окраски микробиологического происхождения является образование «красной воды»~ феномен, вызываемый окислением же леза(II) до железа(III), в результате чего железо выпадает из раство ра в осадок в виде гидроксида и придает воде характерное красное

окрашпвание. В выраженных случаях распределительные сети блокп ровались действием этих железобактерий. Аналогичным образом дей ствием бактерий, способных окислять растворенный марганец до его нерастворимых питающихся

оксидов,

воде

может чем

быть для

придана систем,

черная подающих

окраска. поверх

Эти проблемы цветности чаще характерны для снетем водоснабжения, подземными водами, ностные воды.

3.2.1

Устранение цветности

На практике иногда проще устранить цветность воды, если помимо

к(lагуляции

фильтрации

воспользоваться

химическим

окислением.

Данные, зарегистрированные в

1976

г. в Швеции приблизительно для

ЦВЕТНОСТЬ

259

200 25

водоочистных станций, показали, что цветность неочищенной воды

в диапазоне от ЕИЦ

5 до 150 ЕИЦ снижалась в очищенной воде до <53.3 Влияние на здоровье

[6].

Пределы для цветности

питьевой

воды

традиционно основываются

на эстетических соображениях. Однако отмечается, что снабжение по требителей водой с видимой окраской может привести к тому, что онп

начнут пользоваться альтеративным источником бесцветной, но, воз можно, небезапасной воды [7]. К числу других критериев, касающих ся здоровья, относятся связь между цветностью и образованием неко торых хлорорганических соединений, затруднение очистки воды и уве личение потребления хлора. Токсикологические исследования природных органически окрашен ных веществ немногочисленны. В эксперименте, длившемся до 90 дней, крысы самцы получали питьевую воду, содержавшую малозольный

препарат почвенных фульвокислот в концентрациях

10, 100

1000

мг/л,

без каких-либо существенных изменений массы тела, потребления во ды и корма, относительной массы органов или гистологии тканей (G. С. Becking и А. Р. Yagminas, неопубликованные наблюдения, 1978). Введение того же препарата фу львакислот крысам методом зон дирования ежедневно в течение 14 дней в дозе 1000 мг/кг массы тела не приводило к смертности экспериментальных животных. Однако при рост массы тела был меньше, чем у контрольных животных, и были отмечены небольшие изменения концентраций почечных ферментов. В наиболее адекватном на сегодняшний день исследовании крысам вводили гумпновые вещества с питьевой водой в двух дозовых уров нях в течение 19-35 нед. Авторы пришли к заключению, что при при менении коэффициента запаса прпблизительно 100 питьевая вода с со

держанием «гуминовых кислот» ления людьми [ 8]. сичности

2,5

мг/л будет безопасна для потреб

Лишь несколько исследований было посвящено сравнительной ток металлов- микроэлементов и их гуминовых комплексов,

в частности, в связи с воздействнем на здоровье человека

[ 9].

Пока ба

зано, что острая токсичность для млекопитающих железа, свинца, ном введении их гуминовых комплексов, но при пероральном

рия, серебра, меди и цинка значительно увеличивается при внутривен введении

гумат свинца по меньшей мере на 60% менее токсичен, чем его ацетат [JO]. Было обнаружено, что в присутствии гуминовых кислот прони цаемость ионов (кальция, магния, железа, марганца, цинка и сульфа тов) через стенку кишечника возрастает на 50-100% [11]. К сожале нию, среди изученных веществ не было токсичных металлов. На сего дняшний день не опубликовано сведений о биодоступности для млеко питающих гуминовых комплексов токсичных органических веществ.

3.4 13],

Прочие соображения

Адсорбция гуминовыми веществами, выделяемыми из почвы .[12, органических соединений в количествах, которые могут превышать их растворимость в воде [ 14, 15], представляет потенциально важный

260 вопрос, ря щества жении

ЭСТЕТИЧЕСКИЕ КОМПОНЕНТЫ И ХАРАКТЕРИСТИКИ

заслуживающий дальне{rшего полианпонным играют существенную роль в

изучения.

Кроме того, транспорте ионов,

благода ве как и отло

своим

электролитическим

свойствам

гуминовые таких

растворении,

положительно

заряженных

неорганических

тяжелые металлы. Большинство металлов могут образовывать комп лексы при контакте с гуминовыми веществами в воде. Образование комплексов гуминовые

может

резко

повышать

растворимость в воде

металла:

например, условиях,

вещества,

встречающиеся

могут увеличивать растворимость железа в Некоторые ванием для

10 и

в 9

естественных

раз

' [ 16]. это служит осно

металлы

при

определенных солей железа

обстоятельствах образуют алюминия в получении

нерастворимые комплексы с гуминовыми веществами;

использования

питьевой воды.

Особенно интересным в рассматриваемом аспекте является вопрос о судьбе комплексов токсичных металлов в воде, подвергающейся очи

стке с целью получения питьевой мнение, что, хотя токсичные

воды.

Наиболее со

распространено взвешенными ве·

металлы,

связанные

ществами в воде, могут быть по крайней мере частично удалены, ра створенные металлы- микроэлементы при традиционной очистке уда

ляются, вероятно, лишь в незначительной степени питьевой воде привкус в настоящее время

(17]. вопросу, по-ви

Утверждения о том, что растворенные гуминовые вещества придают

[18],

не могут быть подтверждены, поскольку по·:::вященные этому

исследования,

димому, не проводятся. Интенсивно окрашенная, загрязненная вода часто имеет сопутствующий неприятный привкус, но неясно, в какой степени эта связь носит причинный характер. Известно, что окрашен ные органические вещества в воде стимулируют рост многих водных

микроорганизмов ственны за

[19],

некоторые из которых воды.

непосредственно ответ

появление запаха

Зависимость между коррозией, инкрустацией и содержанием гуми новых веществ в воде одновременно сложный и важный вопрос. Не

большие количества гуминовых веществ (1-2 мг/л) способствуют от ложению защитного слоя карбоната кальция в распределительных си стемах [ 20]. При добавлении извести к воде, обладающей коррози рующими свойствами, с целью коррекции ее состава после очистки

за отложение в распределительных снетемах «гумусного ила». препятствующего току воды, могут быть ответственны более значитель

[ 21]

створимых

ные количества гуминовых кислот. Вода, содержащая очень мало ра гуминовых веществ, может обладать большей способ

ностью вызывать коррозию металла, чем вода, содержащая их в боль

ших количествах лами

[ 22, 23]. при значении рН за мутность гуминовые

Поскольку гуминовые кислоты и некоторые их комплексы с метал

плохо растворимы «растворенные»

пптьевой воды.

воды, в

они

могут по пре

быть отчасти скольку

ответственны в виде

пробы и

Кроме того, воде

вещества

существуют

имущественно таты

коллоидных

дисперсий

поскольку частицы,

на

резуль ко

оптического

определения

мутности

влияют

размер

торых лежит в коллоидном диапазоне зывать влияние на величины мутности.

[2],

такая окраска может ока

Трудность поддержания концентрации свободного остаточного хло ра в распределительных системах может быть обусловлена присут-

ЦВЕТНОСТЬ

261

ствием в очищенной воде окрашенных органических веществ. Несмотря на то, что этот факт был известен с 1949 г. [ 18], однако до открытия в ра

1974 с

г.

[24, 25]

присутствия в гуминовыми

хлорированной веществами не

воде

относительно тща

больших количеств хлороформа и других тригалометанов реакция хло растворенными подвергалась

тельному изучению. Тригалометаны представляют собой реакции хлора (и случайно присутствующих брома и йода) выми веществами; к счастью, однако, методами,

продукты с гумино для

используемыми

коагуляции,

большая часть органических предшественников удаляется

из неочищенной воды

[ 26] .

Цветность может мешать химическому анализу многих компонентов

воды. Например, в Стандартных .методах исследования воды и сточных вод указывается, что при колориметрических методах анализа цвет ность должна компенсироваться или удаляться [ 4]. Свойство гуминовых кислот образовывать комплексы с металлами может мешать неколориметрическим методам анализа. Гуминовые ве щества мешают анализу металлов- микроэлементов, если использует

ся компенсирующий агент и проба концентрируется экстракцией в ор

ганическом растворителе

[27]. СПИСОI( ЛИТЕРАТУРЫ

1. Black, А. Р. & Christman, R F. Characteristics of colored surface waters. Journal of the American Water \Vorks Association, 55: 753 (1963). 2. B!ack, А. Р. & Hannah, S. А. Measurement of low turЬidШes J oumal of the American Water Works Association, 57: 901 (1965). 3 Sawyer, С N. & McCarty, Р. L. Chemisfry for sanitary engineers, 2nd ed Toronto, McGra\v-Hill Book Company, 1967, р 299. 4. Standard methods for the examination of water and wastewater, 14th ed. \Vashington, DC, АРНА, АVv'\V А, WPCF, 1976. 5. Bean, Е. L. Progress repori on 'Nater quality criteria. Journal of the American Water WorksAssociation, 54:1313 (1962). 6 Anon VAV AD 76 Vattenbeskaffenhet 1976 [\Vater quality 1976]. Stockholm, Swedish Water Works Association, 1977 7. PuЬlic l!ealtlt service driпking water standards. Rockville, MD, US Department of Health, Education апd Welfare, 1962, р. 21 (PuЫic Health Service PuЬ!ication No. 956). 8 Janecek, J. & Chalupa, J. Biological effects of peat water humic acids on warmЬlooded organisms. Arcl!iv fur lщdroblologie, 65: 515 (1 969). 9. Brown, V. М. et а! Aspects of water quality and the toxicity of copper to rainbow trout. \\'1 ater researc!J, 8: 797 ( 197 4). 1О Юocking, R. Influence of humic acids on the toxicity of lead. Proceedings of tl!e European society of toxicology, 16: 258 (1975). 11. Visser, S. А. Some Ьiologica1 effects of humic and in the rat. Acta Ьiologica et medica Germanica, 31: 569 (1973). 12 Flaig, \V et а!. In: Gieseking, J. Е, ed. Soil components. Vol. 1, Ne\\' York, SpringerVerlag, 1975 13. Felbeck, G Т. Jr. Iп: McLaren А. D. & Skujiпs, J., ed. Soil Ьiocl!emistry. Vol. 2. New York, Marcel Dekker. 1971, рр. 54-56. 14 Khan, S. U. & Schnitzer, М. The retention of hydrophoЬic organic compounds Ьу humic acid. Geocl!imica cosmochimica acta, 36: 7 45 ( 1972). 15. ~ague, R_. & Schmedding, D. Studies on the adsorption of selected polychlorinated b1phenyl 1somers on several surfaces. Joumal of environmeпtal scieпce and health в ll : 129 ( 197 6) . ' 16. Shapiro, J. Effect of yellow organic acids on iron and otl1er metals in water. Jourпal of tl!e American Water \Vorks Association, 56: 1062 (1964). 17. Committee on Water Quality Criteria, National Academy of Sciences. Water quality

262

V. ЭСТЕТИЧЕСКИЕ К::ОМtЮНЕНТЬI И ХАРАК:ТЕРИСТИ!\И

18. 19 20. 21. 22. 23. 24. 25. 26. 27.

criteria 1972. Washington, DC, US Governшeпt Printing Office, 1973, р. 51 (EPA-R73-033). Мс!\ее, J. Е. & \\'olf, Н. \V., ed. W'ater qualily crileria, 2nd ed. Sacramento, СА, Califorшa State \\'ater Quality Control Board, 1963, р 198 (PuЬlication No. 3-А). Prakash, А. et а1. Ншпiс substances апd aquatic productivity: In: Povoledo, D. & Golterman, Н. L., ed. Humic substances 1972. \Vageningen, The Netherlands, Pudoc, 1975, рр. 259-268. American Water Works Association. Water quality and treatment, 3гd ed. Toroпto, McGraw-Hill Book Company, 1971, р. 311. Gjessing, Е. Т. P!tysical and c!temical characteristics of aquatic humus. Ann АгЬоr, Ml, Ann Arbor Science, 1976. Van Benedeп, G. & Lecleгc, Е. Les matieres humiques. Leur coшportement dans Ies eaux ou general, leur role dans !а corrosion des metaux. Тес/то!. water (Czech), 8: 225 (1964). Moore, М. R. PlumbosolYency of waters. Nature, 243: 223 (1973). Rook, J. J. Formation of haloforms during chlorination of natural \\'aters J ournal o,f water treatment and examination, 23: 234 (1974). Bellar, Т. А. et al. The occurrence of organohalides in chloriпated dгinking waters. J ournal of the American Water V/ orks Association, 66: 703 ( 197 4). Stevens, А А. & Symoпs, J. М. Measuremeпi of trihaloшethaпe апd precursor coпceп tration changes. Joumal of the American \P'ater \P'orks Association, 69: 546 ( 1977). Paka!ns, Р. & Farraг, У. J. The effect of surfactaпts on the extractioп-atomic absorptioп, spectrophotoшetric determination of copper, iron, шanganese, lead, nickel, zinc, cadmium and cobalt. Water research, 11: 145 (1977).

4. 4.1

МЕДЬ

Общие замечания

Медь и ее соедпнения по-всеместно распространены в окружающей среде и поэтому часто обнаруживаются в поверхностных водах. Свой ства меди в воде зависят от значения рН воды, концентрации в ней

карбонатов п других анионов

[ 1].

Процессы водоочистки обычно ведут к удалению из воды микроэле ментов, но концентрация меди в питьевой воде в точке водаразбора может быть выше, чем в воде источника или в очищенной воде, по ступающей в систему. Различные химические и физические характери стики распределяемой воды оказывают влияние на вымывание меди

из распределительной системы и домовых водопроводов. В воде, хра нящейся в медных сосудах, отмечается тенденция к сохранению ми

кробиологического качества без ухудшения Медь в

других и

ее

свойств

[2j.

растворе придает питьевой воде окраску

нежелательный

привкус

[3]. 4.2 Распространение

Содержание меди в почве зависит от таких факторов, как географн ческое расположение, близость промышленных предприятий и примене ние удобрений. присутствующее

В в

неорганических удобрениях были обнаружены кон

центрации меди в диапазоне от 0,01 до 0,05 м г/г пищевых продуктах, может

[4]. и

I(оличество меди, в зависи

варьироваться

мости от ее содержания в почве, на которой они выращены. В таких пищевых продуктах, как овощи, 1мука, молочные мясные продукты,

обычно содержится менее

0,01

мг/г медиа. I(онцентрации меди в питье

вой воде обычно колеблются от 0,01 до 0,5 мг/л

[5].

4.3

Влияние на здоровье

Медь является необходимым элементом в метаболизме человека, играя рпль в обра.зовании эритроцитов, высвобождении тканевого же леза и развитии скелета, центральной нервной системы и соединитель ной ткани. Обычно медь соединена с белками- гемокупреином в эри троцитах и церулоплазмином в плазме крови, в которых медь является

неотъемлемой

частью

их

структуры;

металлотионеин

представляет

а Министерство национального здравоохранения п социального обеспечения. Обследова

ние на мониторинг ппщевых продуктов, проект январь 1971 г. (неопубликованные данные).

Fl\'1.01,

Оттава, Канада, Август

1971-

18-1084

263

264

ЭСТЕТИЧЕСКИЕ КОМПОI-!ЕНТЫ И ХАРАКТЕРИСТИКИ

собой белок, ответственный за отложение меди. Выделен ряд медьсо держащих ферментов, в частности цитохромоксидаза, оксидаза аскор

биновой кислоты и уриказа. Поскольку медь широко распространена в пищевых продуктах, ма ловероятно, чтобы у людей, за исключением, возможно, грудных детей, получающих исключительно молочный рацион, когда-либо развилась форма недостаточности питания, связанного с медью. Она служит по лезным дополнением при лечении .железом анемии, обусловленной не достаточностью питания, у грудных детей. Однако у животных с не достаточностью меди связаны разнообразные клинические нарушения

[б]. Потребление избыточно больших доз человеком ведет к раздраже нию и разъеданию слизистых, распространенному поражению капил

ляров, поражению печени и почек и раздражению центральной нервной системы, сменяющемуся депрессией. Могут наблюдаться выраженное раздражение желудочно-кишечного тракта и, возможно, некротические

изменения в печени и почках. Однако отравления медью у человека и высших млекопитающих редки вследствие ее сильного рвотного дей ствия. Нанесение солей меди на кожу оказывает разъедающее дейст вие и может приводить к папуло-везикулярной экземе. ,Местное дейст вие на глаза вызывает серьезное воспаление. Медь придает воде не приятный вяжущий привкус. Порог привкуса составляет приблизитель но 5,0 мг/л, хотя в дистиллированной воде привкус обнаруживается

при концентрации

2,6 мг/л [7]. 4.4 Другие аспекты

Присутствие меди в воде, хотя оно и не представляет опасности для здоровья, может препятствовать использованию воды в бытовых целях.

В коммунальных системах водоснабжения 'медь увелпчивает кор розию алюминиевой п цинковой посуды и арматуры. Окрашивание белья и водопроводной арматуры наблюдается при концентрациях ме ди, превышающих, 1,О мг/л, п эта величина рекомендуется в качест ве предельной. СПИСОI( ЛИТЕРАТУРЫ

МсК:ее, J. Е & Wolf, Н. W \'Vater quality criferia. Sacramento, СА, California State Water Quality Control Board. 1963. 2. Dhabadgaonkar, S. М. Mctallic copper for disinfection of \Vater in rural areas Journal of Indian 1\7ater \'Vorks Association,12: 43 (1980) 3. Page, G G. Contamination of drinl\ing \\•ater Ьу corrosion of copper tubes New Zealand jourпal of sciences. 16: 349 (1973) 4. Van Loon, J. С. & Lich\\·a, J. А stнdy of tl1e atomic absorption deterшination of some iшportant heaYy шetals in fertilizers and doшestic plaпt sludges Environment letters,

5. Zoeteшan, В С. J. & Brinkman, F J J In· Hardness of drinkinJ< water and puЬlic l•ealt11. Proceedings of the European Scientific Colloquium, Luxembourg, 1975 Oxford. Pergamon Press. 1976. р 173. 6 \\!НО Technical Report Series, No 532, 1973 (Trace elements in lzuman nutrition: report of а \VHO Expert Coшmittee) 7. Cohen, J М. et а! Taste threshold coпcentrations of metals in driпkiпg \\'ater . .Т ournal of the American \\7ater \\'1 orks Associafion, 52: 660 (1960)

4 1 (1973).

5. 5.1

ЖЕСТКОСТЬ 11 Общие замечания

Жесткость воды представляет собой традиционную меру способно сти воды реагировать с мылом: жесткая вода требует для образования пены значительного количества мыла. Отложение накипи в трубах го рячего водоснабжения, котлах и других бытовых устройствах вызыва ется жесткой водой. Жесткость воды обусловливается растворенными ионами поливалентных металлов. В пресной воде основными ионами, вызывающими жесткость, являются кальций и магний; имеют значе

ние также ионы стронция, железа, бария и марганца воды обычно определяется металлов, присутствующих

[1].

Жесткость напри

с помощью в воде, с

реакции

ионов

поливалентных

хелатирующими

агентами,

мер, ЭДТА, и выражается как эквивалентная концентрация карбоната

кальция

[ 1, 2].

Жесткость может оцениваться также путем определения

индивидуальных концентраций образующих ее компонентов, сумма ко торых выражается через эквивалентное количество карбоната кальция. Степень жесткости питьевой воды классифицируется, исходя из экви валентных концентраций СаСОз в ней, следующим образом: мягкая средней тяжести жесткая очень жесткая

0-60 мг/л 60-120 мг/л 120-180 мг/л 180 мг/л и выше.

Жесткость классифицируется также на основе эквивалентных концентраций Са О или Са (ОН) 2 • В системе СИ рекомендуется выра

жать жесткость в молях СаН на м 3

[3]. Карбонатная жесткость показыва

Несмотря на то что жесткость обусловливается катионами, она мо

жет рассматриваться также как карбонатная (устранимая) и некарбо

натная

(постоянная)

жесткость

I4].

ет количество карбонатов и бикарбонатов в растворе, которое может быть удалено или осаждено кипячением. Этот тип жесткости ответст вен за отложение накипи в трубопроводах горячего водоснабжения и котлах. Некарбонатная жесткость обусловливается сочетанием ионов, вызывающих жесткость, с сульфатами, хлоридами и нитратами и опре деляется как «постоянная жесткость», поскольку она не может быть устранена кипячением.

Щелочность, как показатель буферности воды, тесно связана с же сткостью. Щелочность большей частью вызывается анионами или мо-

а Проблемы, свя2анные с жесткостью питьевоi'! воды, рассматриваются также в ч. раздел 9.

III,

18*

265

266 лекулярными

V ЭСТЕТИЧЕСКИЕ 1(0,\1ПОНЕНТЫ И ХАРАКТЕРИСТИКИ

формами

слабых

кислот,

главным

образом

гидроксида

ми, бикарбонатами и карбонатами; при наличии в воде других форм, таких как бораты, фосфаты, силикаты и органические кислоты, они также вносят небольшую лепту в показатель щелочности воды. Неза висимо от того, какие растворенные формы обеспечивают щелочность воды, она всегда выражается в виде эквивалентного количества кар

боната кальция. В случаях, когда щелочность поверхностных вод обус ловливается присутствием карбонатов и/или бикарбонатов, ее величи на обычно близка к величине жесткости [5].

5.2

Распространение

Основными природными источниками жесткости воды являются оса дочные породы, фильтрация и сток с почвы. Жесткая вода обычно об разуется в районах с плотным пахотным слоем и известковыми обра

зованиями

[4].

Для подземных вод обычно характерна большая жест

кость, чем для поверхностных. Подземные воды, богатые карбоноными кислотами и растворенным кислородом, обычно обладают высокой ра

створяющей способностью по отношению к почвам и породам, содер жащим измеримые чего

количества

минералов могут

кальцита, достигать

гипса

доломита, тысяч

вследствие

уровни

жесткости

нескольких

мг/л ки

[4, 6]. [4, 7]. Оксид кальция использу растворе, штука

Основными промышленными источниками жесткости являются сто предприятий, производящих неорганическпе химические вещества, в строительной промышленности в известковом

и горнодобывающая промышленность ется

турке и других материалах. Он находит таюке применевне в произ водстве бумажной массы и бумаги, рафинировании сахара, в очистке нефти, дублении и как реагент для очистки воды и сточных вод [8]. Магний также используется в различных процессах в текстильной, дубильной и бумажной промышленности. Сплавы магния находят ши рокое применевне в литейном и штамповочном произвдостве, портатив ных станках, багажном оборудовании и бытовых продуктах широкого потребления. Соли магния используются также в производстве метал лического магния, удобрений, керамики, взрывчатых веществ и медн

каментов

[9]. 5.3 Влияние на здоровье

Как отмечено в разделе 5.1, основными факторами, определяющими жесткость воды, являются ионы кальция п магния. Данные об отри дательном влиянип на здоровье специфически связываемом с высо I{ИМИ уровнями кальция пли магния в питьевой воде, отсутствуют.

Помимо бытовых неудобств в результате использования воды с вы сокоi'r степенью жесткости, другое возможное неудобство может воз никать при связыванип ·магнпя с сульфат-попом, в результате чего во

да приобретает слабительные свойства. Порог привкуса для присутствующих

иона для

кальция в питьевой иона магния порог

воде колеблется от привкуса меньше

анионов;

[ 10].

С дальнейшими подробностями относительно зависимости между жесткостью воды и сердечно-сосудистыми болезнями можно ознако-

ЖЕСТК:ОСТЬ

"167

миться в части III, где рассматриваются аспекты, касающиеся здо ровья, для неорганических компонентов воды. Рекомендуемые величи ны содержания в воде для кальция или магния не предлагаются, по

скольку таю:~я величпна предлагается для общей жесткости на основе эстетических соображений.

5.4

Другие аспекты

Мягкая вода в большей степени склонна вызывать коррозию труб, и вследствие этого в питьевой воде в распределительной системе могут присутствовать некоторые тяжелые металлы, такие как медь, цинк, сви

нец и кадмий [11-14]. Степень такой коррозии и растворения метал лов является также функцией значения рН, щелочности и концентра ции растворенного кислорода. В некоторых населенных пунктах корро зия настолько сильна, что в системе водоснабженпя приходится пред принимать спецпальные меры предосторожности [ 15]. В районах с очень жесткой водой внутридомовые трубы могут

забиваться отло;.кившейся окалиной

[16];

жесткая вода также образу

ет накипь на кухонной посуде и увеличивает потребление мыла. Таким

образом, жесткая вода мткет быть не только неприятной, но и эконо мически обременительной для потребителя. Восприятие жесткости воды населением неодинаково в разных населенных пунктах; часто оно свя

зано с той жесткостью, к которой потребитель привык на протяжении ряда лет, и во многих населенных пунктах возражения не вызывает

вода с жесткостью более 500 мг/л. Хотя по эстетическим соображени ям рекомендуется величина 500 мг/л, приемлемое равновесие между коррозией и проблемами накипи обеспечивает уровень жесткости при олизительна 100 мг СаСОз/л [17]. СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. Quality criteria for water, Washington, DC, US Environmental Protection Agency, 1976 (ЕРА-440/9-76-023).

2. Sekerka, I. & Lechner, J. F. Sirnultaneous determination of total, non-carbonate and carboпate \\·ater hardпesses Ьу direct potentiometry. Talanta, 22: 459 (1975). 3. Glohmann, А Harte des Wassers In: Amavis, R. et а!, ed. Hardness of drinking water and puЬlic /~ealt11. Proceedings of the European Scientific Colloquium, Luxembourg, 1975. Oxford, Pergamoп Press, 1976, р 129. 4. Sawyer, С. N. & McCarty, Р. L Chemistry for sanitary engineers, 2nd ed. New York, McGraw-Hill, 1967 (Series in sanitary scieпce апd water resources eпgineeriпg). 5. Thomas, J. F. J. Industrial water resources of Canada. Water Survey Report No. 1. Scope, Procedure апd Iпterpretatioп of Survey Studies, Ottawa, Queeп's Priпter, 1953. б. De Fulvio, S & Olori, L. Defiпitions апd classificatioп of пatшally soft апd пatura!ly hard \\•aters Chemical апd physical characteristics of the \\•ater in some member states of the Europeaп сопшшnitу. In: Amavis, R. et а!, ed. Hardness of drinking water and puЬlic healtlz. Proceedings of the European Scientific Colloquium, Luxembourg, 1975. Oxford, Pergamoп Press, 1976, р. 95. 7. Biesecker, J. Е. & George, J. R. Stream quality in Appalachia as related to coalmine drainage, 1965. In: Pettyjohn, W. А., ed Water quality in а stressed environme·1t. Minпesota, Burgess Publishing Сатрапу, 1972. 8 McQuarrie, М. С. Lime. Iп: McGraw-Hill encyclopedia of science and technology. Ne\v York, McGraw-Hill, 1966. 9 Bech. А. V., ed. The technology of magnesium апd its alloys. In: McGraw-Hill encyclopedia of science and technology, New York, McGraw-Hill, 19>66. 1О. Zoeteman, В. С. J. Sensory assessment of water quality. Oxford, Pergamon Press,

1980.

268

ЭСТЕТИЧЕСК:ИЕ К:ОМПОНЕНТЫ И ХАРАК:ТЕРИСТИК:И

11. Neri, L. С. Some data from Canada. In: Amavis R., et а!., ed. Hardness of drinking water and public health. Proceedings of the European Scientific Colloquium, Luxembourg 1975. Oxford, Pergamon Press, 1976, р. 343. 12. Sharrett, А. R. & Feinleib, М. \Vater constituents and trace elements in relation to cardiovascular diseases. Preventive medicine, 4: 20 (1975). 13. Craun, G. & МсСаЬе, L. J. ProЬ!ems associated with metals in drinking water. Journal of t!ze American Water Works Association, 67: 593 (1975). 14. Neri, L. С. & Hewitt, D. Review and implications of ongoing and projected research outside the European communities. In: Amavis, R. et al., ed. Н ardness of drinking water and public !zealth. Proceedings of the European Scientific Colloquium, Luxembourg, 1975. Oxford, Pergamon Press, 1976, р. 443. 15. Mullen, Е. D. & Ritter J А. PotaЬie-water corrosion control. Journal of the American Water \11orks Association, 66: 473 (1974). 16. Coleman, R. L. Potential puЬ!ic health aspects of trace eleшents and drinking water quality. Annals of t!re Oklahoma Academy of Scieпce, 5: 57 (1976). 17. Bean, Е. L. Quality goals for potaЬie water. Journal of the American 1\7ater Works Association, 60: 1317 (1968).

СЕРОВОДОРОД Общие замечания

6.1

Сероводород- горючий, ядовитый газ с характерным запахом тух лых яиц [ 1]. Сероводород и сульфиды щелочных и щелочноземельных металлов растворимы в воде [2]. Растворимые сульфидные соли дис социируют в воде до су.пьфид-ионов, которые реагируют с ионами водо рода с образованием иона гидрасульфида (HS-) или сероводорода

(HzS).

Относительные

концентрации

этих

форм

являются

функцией

значения рН воды, концентрация сероводорода возрастает при сниже нии значения рН [1. 3]. Сульфид-ион присутствует в воде в значитель ных концентрациях при значении рН выше 10. В хорошо аэрируемой воде сероводород окисляется до сульфата.

Наблюдается биологическое окисление до элементарной серы .[3], и сульфиды образуют обязательное звено в природном «цикле серы» [4].

6.2

Распространение

В природных условиях сульфиды встречаются в отложениях мине ральных руд, нефти и каменного угля .[5]. Медь, свинец, цинк, никель и другие залежные основные металлы могут встречаться в виде про

стых или сложных сульфидов. С этими рудами часто связаны сульфи

ды железа [1]. Сульфиды присутствуют также в промышленных стоках от нефтя ных и нефтехимических предприятий, химических производств, газовых заводов, бумажных фабрик, заводов по производству тяжелой воды и

дубильных предприятий [1, 3, б, 7]. Сульфуды образуются сульфатреду цирующими бактериями [1, 3, 8-10]. Рост сульфатредуцирующих бак терий в распределительных системах может быть основной причиной возникновения привкуса и запаха питьевой воды.

Концентрации

сульфидов

водах Миссисипи

были

порядка

0,032 мг/л, в Сент-Поле, штат Миннесота, в прудовой и колодезнои во де [ 11] было обнаружено содержание сульфидов О, 16 и 0,19 мг/л соот ветственно.

Концентрации сероводорода в атмосферном воздухе обычно нахо дятся в пределах от 1,5Х 10- 4 до 4,6Х l0- 4 мг/м 3 [6]. В промышленных районах уровни содержания этих веществ значительно выше.

Сульфиды присутствуют в ряде сырых и подвергшихся кулинарной обработке пищевых продуктов. Лук и чеснок содержат диметилсуль фид и диметилтрисульфид [12]. Концентрация S-метилметионина в 9епчатом луке менее 0,001 мг/к; в помидорах она составляет в среднем 0,003 мг/г, а в капусте достигает 0,05 мг/г [13].

269

270

ЭСТЕТИЧЕСКИЕ КОМПОНЕНТЫ И ХАРАКТЕРИСПIКИ

Диметилсульфид является важным вкусовым веществом в англий ском эле (0,0002-0,0037 мг/л) и в легких европейских сортах пива (0,003-0, 114 мг/л) (14]. Он обнаруживается также в яlщах, молоке п молочных продуктах

[ 13].

Содержание сероводорода в мясе, прошедшем кулинарную обра ботку, колеблется от 0,276 мг/кг в говяжьем фарше до 0,394 мг/мл в бараньем фарше [15]. К:онцентрацип сероводорода в молочных про дуктах, подвергшихся тепловой обработке, колебались от 0,80 мг/л в снятом молоке (0,1% жира) до 1,84 мгjг в сливках (30,5% жира) [16].

Сероводород и другие растворимые сульфиды используются в про изводстве пигментов и красителей, на дубильных, бумажных и химиче

ских предприятиях. Они применяются также в пропзводстве космети

ческих средств центрации

[17J.

Ключевые воды, содержащие используются для

повышенные кон и по

сероводорода,

терапевтических ванн

требляются в медицинских целях.

6.3

Пути воздействия

Данные о содержании сульфидов в

пищевых продуктах неполны, пива мяса,

вследствие чего суточное поступление сульфидов с рационом не подда

ется оценке. Воздействие может быть результатом потребления и эля, продуктов морского происхождения, вареного и жареного

теплого молока, спаржи и других овощей. В Англии «максимально ве роятное суточное поступление» сладостями, диметилсульфида безалкогольными с искусственно аро матизированными напитками, кремами

и желе по оценке составляло 1,7 мг [17]. Ингаляция 20 м 3 атмосферного воздуха, содержащего сероводород в естественных концентрациях, может приводить к суточному поступле

нию 0,003-0,01 м г. Поступление сульфидов из питьевой воды не может быть оценено из-за отсутствия данных относительно уровней их содержания в воде.

6.4

Влияние на здоровье

IЦелочные сульфиды быстро всасываются из кишечника

[18].

Серо

водород превращается в щелочной сульфид в крови и тканях. Выведе ние сульфида происходит через почки п легкие, тогда как сульфиды

металлов выводятся кишечником .[18]. Сульфиды могут также окис ляться до сульфатов и тиосульфатов и выводиться почками [18]. Сероводород блокирует действие определенных ферментов, некото рые из которых непосредственно участвуют в окислительных процес

сах в клетках. Такие ингибиторные процессы описаны для дегидроге назы (янтарной кислоты), фосфатазы (АТФ-азы), оксидазы (дора оксидазы), карбоангидразы, дипептидазы, бензамидазы и некоторых железосодержащих ферментов [6]. Механизм угнетения ферментов изу чен неполностью, но считается, что оно достигается путем образования сульфидов металлов, которые снижают доступность катионов для фер ментов.

Щелочные сульфиды

раздражают эпителий

слизистых

оболочек

(18]. Пероральное поступление щелочных сульфидов вызывает тошноту, рвоту и боль в эпигастральной области

[1, 18].

Пероральная доза суль-

б. СЕРОВОДОРОД

271

фида натрия

10-1'5

г летальна

[18].

Обнаружено, что ежедневное пе

роральное потребление диметилсульфида в дозе

250

мг/кг тела в те

ченпе 14 нед не оказывало отрицательного влияния на крыс; эта доза эквивалентна ежесуточному потреблению 17,5 г взрослым человеком

массой 70 кг [17]. Вдыхание газообразного сероводорода приводит к смерти вследст вие паралича дыхательного центра [19]; порог острого ингаляционного отравления находится между 700 и 1000 мг/м 3 (продолжительность воздействия не была указана). Воздействие концентрацпr"r 14002100 мг/м 3 стимулпрует нервную систему и вызывает гибель в течение

30 мин; концентрации выше 2800 мг/м 3 приводят к не<медленной смерти в результате паралпча нервной системы. Прогрессивное развитие симп томов включает внезапное утомление, головокружение, сильное бес покойство, утрату обоняния, коллапс, остановку дыхания и смерть. «Обонятельный паралич» препятствует обнаружению сероводорода в концентрациях выше

225

мг/м 3

'[6].

В концентрациях

0,12

мг/м 3 ат

мосферного воздуха сероводород вызывает психическую депрессию; концентрации 1,5-43 мг/м 3 вызывают конъюнктивит н нарушения зре

ния

[6].

Концентрации выражающуюся

70-700

мг/м 3 вызывают хроническую интокси нарушениями, головокруженпем,

кацию,

психическими

расстройством сна, тахикардией, кашлем и рвотой

[6, 19].

В воде сероводород имеет неприятный вкус и запах, и его присут ствие является важной причиной жалоб потребителей. Пораги привку

са и запаха сероводорода в растворе определяются в диапазоне 0,050,10 мг/л р, 9]. Для сульфидов порог привкуса и запаха составляет приблизительно 0,2 мг/л [1]. Потребление человеком вредной для здо ровья дозы сульфидов маловероятно вследствие их неприятного при вкуса и запаха в концентрациях, значительно меньших, чем токсиче

ские; следовательно, рекомендуется величина, не обнаруживаемая требителем.

по

6.5

Другие аспекты

Сероводород в сочетании с растворенным железом образует черные отложения в трубах и на арматуре, а также черное окрашивание ве щей при стирке. СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. Mcl\ee, J. Е. & \Volf, Н. \V. \J?ater quality criteria, 2nd ed. Sacramento, СА, California State Water Quality Control Board, 1963, рр. 156-7, 271-2, 277, 335-336. 2 Senko, М J. & Р!апе, R. А. C/щnical principles and properties, 2nd ed. New York, McGraw-Hill PuЫishing Со, 1974, рр 639-640 3 Quality criteria for water. Washington, DC, US Environmental Protection Agency, 1976, рр. 410-416. 4. Smith, R. L. Ecology and field Ьiology, 2nd ed. New York, Harper & Row Pub\ishers, 1974, рр. 88-89', 123-128. 5. National Research Council of Canada. Sulfur and its inorganic derivatives in tl!e Canпdian environment. Associate Committee on Scientific Criteria for Environmental Quality Ottawa, N ational Research Council, 1977. б Booras, S. G. Hydrogen sulfide: l!ealth effects апd recommended air quality staпdard. Illinois Institute for Environmental Quality, 197 4 (NТIS РВ-233 843). 7. Colby, Р. J & Smith, L. L., Jr. Survival of Walleye eggs and fry on paper fibre sludge

272

V. ЭСТЕТИЧЕСКИЕ К:ОМПОНЕНТЫ И ХАРАК:ТЕРИСТИК:И

8. 9. 10. 11. 12. 13. 14. 15. 16. 17. 18. 19.

deposits in Rainy River, Minnesota. Transactions of the American Fis!zeries Society, 96: 278-296 ( 1967) о Adelman, 1. R. & Smith, L. L, lr. Toxicity of l1ydrogen sulfide to goldfish (Carassius Auratus) as influenced Ьу temperature, oxygen, and Ьioassay techniques. J ournal of tf1e Fislzeries Research Board of Canada, 29: 1309 (1972). Acree, Т. Е. & Splittstoesser, D. F. Prevention of H 2 S in wine fermentation. New York food and life sciences bulletin, 5: 19 (1972). К:adota, Н. & lshida, У. Production of volatile sulfur compounds in microorganisms. Annual review of microЬiology, 26: 127 (1972). Broderius, S. J. & Smith, L. L, Jr. Direct deteпnination and calculation of aqueous hydrogen sulfide. Analytical chemistry, 49: 424 ( 1977). Crewe, R. М. & Ross, F. Р. Biosynthesis of alkyl sulphides Ьу ап ant. Nature, 254: 448 (1975). Hattula, Т. & Granroth, В. Formation of dimethyl sulphide from s-methylmethionine in onion seedlings (AIIium Сера). J oumal of tlze science of food and agriculture, 25: 1517 (1974). Niefind, Н J. & Spaeth, G. Some aspects of the formation of dimethyl sulfide through brewer's yeast and beer spoilage microorganisms. Proceedings of the Annual Meeting of the American Society of Brewing Chemists, 33: 54 (1975). Kunsman, J. Е & Riley, М. L А comparison of hydrogen sulfide evolution from cooked lamb and other meats. J ournal of food science, 40: 506 ( 1975). Butterworth, К. R. et а! Short-term toxicity of dimethyl sulphide in the rat Food and cosmetics toxicology, 13: 15 (1975). Butterworth, К. R. et а! Short-term toxicity of dimethyl sulphide in the rat. Food and cosmetics toxicology, 13: 15 (1975). Thienes, С. Н. & На1еу, Т. J. Clinical toxico[ogy, 5th ed Philadelphia, Lea & Feblger, 1972, рр. 59-60. Henkin, R. 1. Effects of vapor phase pollutaпts оп nervous system апd seпsory function. ln: Finkel, А J & Duel, W. С., ed Clinical implications of air pollution research. Acton, МА PuЬ!ic Science Group lnc, American Medical Association., 1974, рр. 193-212.

7. 7.1

ЖЕЛЕЗО

Общие замечания

Железо является четвертым из наиболее распространенных по мас се элементов в земной коре. В воде оно встречается главным образом в двух и трехвалентных состояниях [ 1]. Для подачи воды потребителям в распределительной сети используются как чугунные, так и стальные

трубы. Различные соли железа применяются в качестве щих агентов в подготовке питьевой воды [2].

коагулирую

7.2

Распространение

В поверхностных водах железо обычно присутствует в трехвалент ном состоянии (Fe III). В хорошо аэрируемой воде концентрации желе за редко бывают высокими, но в восстановительных условиях, кото рые могут иметь место в некоторых подземных водах, озерах или ре

зервуарах, ваться

и в

отсутствие сульфидов уровни содержания

карбонатов, растворимого

могут

обнаружи

высокие

двухвалентного

железа [3]. Сообщалось, что в подземных водах встречаются концент трации железа более 1 мг/л .[4]. Присутствие железа в природных во дах может быть связано с растворением горных пород и минералов, дренажам кислых шахтных вод, фильтрацией со свалок, сбросом сточ ных вод и стоками предприятий металлургической промышленности.

Железо обычно присутствует в атмосфере в низких концентрациях в результате выбросов металлургических и сталелитейных предприя тий, тепловых электростанций и сжигания 'Мусора, но данных относи тельно его концентраций в атмосферном воздухе немного.

Уровни содержания железа в пищевых продуктах значительно варь ируются. Основными пищевыми источниками этого элемента являются, по-видимому, крупы (в среднем 0,0295 мг/г) и мясные продукты

(0,0262

1 МГ/кг)

[5],

в большинстве других природных пищевых продук

тов концентрации железа составляют менее

0,020

мг/г

[6, 7].

Более вы

сокие концентрации могут иногда быть в пищевых продуктах, к кото

рым добавлено железо или которые приготовлены в железной посуде

[8].

Имеющиеся данные свидетельствуют, что содержание железа в пи щевых 'Продуктах снижается при кипячении [9].

7.3

Пути воздействия

Суточное поступление железа из типичных странах оценивается в диапазоне от 15 до 22 мг

рационов в развитых

[5, 9, 10].

273

274

ЭСТЕТИЧЕСКИЕ КОМПОНЕНТЫ И ХАРАКТЕРИСТИКИ

Концентрации железа в питьевой воде обычно ниже ступление с пищей

0,3

мг/л, а по водой.

существенно

выше,

чем

питьевой

Доля железа, содержащегося в атмосферном воздухе, в его воздей ствии на человека незначительна.

7.4

Воздействие на здоровье

Железо является необходимым элементом в питании человека [7,

l1]. Оно содержится в ряде бпологичесюr важных белков, например, в гемоглобине и цитохромах, а также во многих окислительно-восста новительных ферментах. Оценки минимальной суточной потребности в железе колеблются от 7 до 14 мг, в завнеимости от возраста и пола; у беременных женщин потребность может превышать 15 мг в сутки

[ 12]. Среднесуточная потребность считается равной 10 мг.

Jtd

Индивидуальная потребность в железе (зависящая от возраста, пo и физиологического состояния) регулирует количество железа, вса сывающегося 113 рациона; оно колеблется от 1 до 20% [12, 13]. У боль шинства людей всасывается около

l 1,

12]. Обязательные потери (с калом, мочой п потом) составляют 1 м г в сутки [12]. От 60 до 70% всосавшегося железа используется для

10%

поступившего

внутрь железа

выработки гемоглобина; остальное количество ном мозге и селезенке.

утилизируется при выработке миоглобина, в первую очередь в печени, кост

откладывается

Поступление в организм мы работают неэффективно),

больших количеств железа вызывает со (обычные регуляторные механиз

стоини~ известное как гемохроматоз

когда в результате накопления железа

развивается поражение тканей. Это состояние редко развивается в ре

зультате просто перегрузки железом рациона питания нако оно регистрировалось при длительном

,[7, 13, 14]. кислых

Од про

потреблении

дуктов, приготовленных в железной посуде

[ 14].

Гемохроматоз показан

у экспериментальных животных, получавших чрезвычайно высокие до

зы железа [15j. У маленьких детей отравление развивалось приема больших количеств железа в таблетках [16].

после

7.5

Другие аспекты

Присутствие железа в питьевой воде нежелательно по ряду причин, не связанных со здоровьем [4, 9, 17j. При значении рН, характерных для систем питьевой воды, соли двухвалентного железа и выпадают в осадок в виде верастворимого гидроксида

нестабильны железа, кото

рый оседает в виде налета ржавого цвета. Такая вода часто неприят

на на вкус и окрашивает белье и водапроводимую арматуру. Железо, оседающее в распределительной системе, постепенно снижает ток воды; оно также ускоряет рост железобактерий. Эти микроорганизмы полу чают энергию при окислении двухвалентного железа в трехвалентное,

и в ходе этого процесса воды.

откладывается

ил,

покрывающий

трубопро

Вышеуказанные проблемы обычно возникают, особенно в распреде лительных системах, при концентрацпях железа, приближающихся

0,3

мг/л; следовательно, было бы разумным там, где это возможно,

поддерживать концентрации ниже этой величины.

7. ЖЕЛЕЗО СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

275

!. Quality criteria for water. Washington, DC, US Environmen1.al Protection Agency, 1976. 2. Сох, С. R. Operation and control of water treatment proccsses. Geneva, World Health Organization, 1964 (WHO Monograph Series No. 49). 3. Неш, J. D. C!zemical factors that influence the availabllity of iron and rnanganese itJ aqueous systems. Washington, DC, The Geological Society of America Inc., 1972 (Special Paper 140) р 17. 4 Dart, F. J. Т!Jе lzazard of iron. Otta\va, \\'ater and Pollution Control Canada, 1974. 5. Meranger, J. С. & Smi1.h, D. С. The heavy metal conteпt of а typical Canadiaп diet. Canadian joumal of риЫiс health, 63: 53 (1972). 6. Gorm1can, А. Iпorganic elements ш foods used iп hospital meпus. J ournal of t!Je American Dietetic Association, 56: 397 ( 1976). 7. Watt, В. К. & Merrill, А. L Composition of foods- raw, processed, prepared. Washington, DC, Revised USDA Agriculture Haпdbook, \То!. 8 (1963). 8. Bowering, J. & MacPherson Sanchez, А. А coпspectus of research оп iron requirements of man. Journal of nuirition, 106: 985 (1976). 9. Zoetemaп, В. С. & Briпkrnaпn, F. J. J. Intake of minerals Ьу тап. In:Hardness of dritzking water and puЬlic heali!J. Proceedings of the European Scieпtific Colloquium, Luxembourg, 1975. Oxford, Реrgашоп Press, 1976. 10. Кirkpatrick, D. С. & Coffiп, D. Е The trace metal coпtent uf representative Canadiaп diets in !970 and 1971. Caтzadian Jnsiitute of Food Science and Technology journal, 7: 56 (1974). 11. Moore, С \Т. Iron. In: Goodheart, R. S. & Shils, М. Е, ed., Modern nutrition in Jrealt!J and disease. Philadelphia, Lea & Feblger, 1973, р. 297. 12 Dietary standard for Canada. Ottav.·a, Department of National Health and Welfare, 1975. 13. Hopps, Н. С. Ecology of disease in relalion to enviroпmenial trace elements-paгticu larly iron. Washingtoп, DC, The Geological Society of America Inc., 1972 (Special Paper 140, р. !). 14. Jacobs, А. Iron overload- clinical and pathological aspects. Seminars in fщnatology, 14: 89 (1977). 15 Brown, Е. В. et а! Studies in iron transporta1.ion and metabolism. Journal of laboraiory and clmical medicine, 12: 862 (1957). 16. Stein, М. et al. Acute iron poisoning iп children. Western journal of medicine 125: 289 (1976). , 17. Iroп. In: МсКее, J. Е. & Wolf, Н. W., ed, \Vater quality criteria. Sacramento СА Califorпia State Water Quality Coпtrol Board, 1971 (PuЬlication 3-А, р. 202)'. '

8. 8.1

МАРГАНЕЦ

Общие замечания

Марганец, содержащийся в атмосферном воздухе, широко распрост ранен, и его рассеянию на большие расстояния способствует тот факт, что этот элемент, выбрасываемый в атмосферный воздух, преимущест венно связывается с более мелкими пылевыми частицами [ 1]. Марганец, присутствующий в поверхностных водах, встречается как в растворимой, так и во взвешенной формах; анаэробные подземные воды ганца. часто содержат повышенные концентрации растворенного мар

8.2

Распространение

Пресная вода, в зависимости от местности, может содержать от од ного до нескольких тысяч микрограммов марганца в 1 л. В различных озерах и реках :Канады, Федеративной Республики Германии, Велико британии, США и СССР найдены концентрации марганца в диапазоне

от

до

600 в

мкг/л

[1, 2].

Более высокие концентрации марганца, иногда

обнаруживаемые в проточных водоемах, обычно связаны с промышлен

ным загрязнением. Восстановительные условия, которые могут сущест вовать подземных водах, а также в некоторых озерах и резервуарах,

благоприятны для очень высоких концентраций марганца.

Уровни содержания элемента

атмосферном

воздухе неиндустри

альных районов составляют мышленно развитых

в среднем были

0,05

мкг/м 3 ,

тогда как в про концентрации до

районах

обнаружены

0,3

мкг/м 3 .

Уровни содержания марганца в пищевых продуктах существенно варьируются. Низкие концентрации обнаруживаются в молочных про дуктах (0,0-1,9 мг/кг), мясе (0,0-0,8 мг/кг) и рыбе (0,0-0,1 мг/кг); более высокие концентрации встречаются в зерновых культурах и

крупах ( 1,2-30,8 мг/кг), орехах (0,4-35,1 мг/кг) и овощах (0,212,7 мг/кг) [1]. Чрезвычайно высокие концентрации марганца обнару жены в листьях чая, и одна чашка напитка может содержать от

1,4

до

3,6

мкг.

8.3

Пути воздействия

Марганец поступает в организм путем ингаляции и приема внутрь

как с пищей, так и с питьевой водой. Наибольшим является воздейст вие марганца через пищевые продукты; согласно оценке взрослые по

требляют от

2,0

до

8,8

мг/суткп. Показано, что грудные дети в первые

276

8. МАРГАНЕЦ

277

мес жизни потребляют от 2,5 до 25 мкг/кг в сутки

[1]. Среднесуточ

ное поступление марганца в Северной Америке колеблется в пределах 3,0-4,1 м г (в среднем 3,6 мг) [3-5]. Среднесуточная потребность в марганце для нормального физиологического функционирования оце нивается в 3-5 мг [6]. Поступление марганца с питьевой: водой может значительно варьи

роваться, но обычно оно существенно ниже, чем поступление с пищей. Имеющиеся данные указывают на то, что воздействие из этого источ ника обычно менее О, 1 мг/сутки, но может быть и на порядок более высоким [7-9]. Ежедневное воздействие марганца из а11мосферного воздуха на на селение, не подвергающееся профессиональному воздействию и прожи вающее в неиндустриальных районах, оценивается в диапазоне 2--

10 мкг [9]. При суточном поступлении

массой

3-7 мг нагрузка 70 кг будет составлять 12-20 мг [11, 14]. 8.4 Воздействие на здоровье

на организм человека

Марганец является необходимым элементом для животных и чело века, но из поступившего внутрь марганца всасывается лишь около

3% [10].

Он необходим как кофактор в ряде ферментных систем; он

играет роль в правильном функционировании флавопротеинов, в синте зе сульфированных мукополисахаридов, холестерина и гемоглобина и

во многпх других важных процессах метаболизма и 1]. Недавно было высказано предположение, что его присутствие в питьевой воде связано

обратной зависимостью со смертностью от сердечно-сосудистых болез ней [12]. Всосавшийся марганец быстро покидает кровяное русло и концентрируется в печени. Накоппвшийся в печени марганец конъюги руется с желчными солями. Биологический период полувыведения мар

ганца довольно короток

IJO].

Способность печени накапливать марга

нец ограничена концентрацией приблизительно 1-1,3 мг/кг (по сырой массе). У животных экспериментально вызванный или встречающийся в естественных условиях дефицит марганца вызывает различные симп

томы

[ 1].

Несмотря

на то, что специфическпй синдром, о возможной связи как между анемия,

обусловлен

ный недостаточностью марганца у человека, не описывается, высказы вается предположение марганца и такими недостаточностью костные изменения расстройствами,

у детей [13] и эритематозная волчанка. Основными путями всасывания марганца являются дыхательный и

желудочно-кишечный марганца в

тракты и 5]. соке из

Веледетвне

слабой

растворимости всасыва

желудочном

желудочно-кишечного тракта

ется только 3-4% перорального введенного количества вещества [14]. Всасывание марганца тесно связано со связыванием железа [16]. Ане мия ведет к повышению всасывания как железа, так и марганца, и у

больных анемией всасывание марганца возрастает более чем вдвое. Обратное всасывание связано с уровнем содержания в пищевом рацио

не кальция

[5]

и прямо- калия

.[17].

Уровень содержания марганца в организме регулируется скорее экскрецией, чем всасыванием и выведением. Часть металла выводится за счет секреции поджелудочной железы, другая- непосредственно че-

278

ЭСТЕТИЧЕСК:ИЕ 1\ОМПОНЕНТЬI И ХАРАI\ТЕРИСТИКИ

рез кишечную стень:у. Очень небольтое количество, 1-2%, выводится с мочой. Марганец считается одним из наименее токсичных элементов. В экспериментах с хроническим потреблением марганца кроликами, свиньями и коровами в дозах 1-2 мг/кг массы тела не показано иных эффектов, кроме изменения аппетита и снижения метаболизма железа с образованием гемоглобина [11]. Интоксикация марганцем, поступающим с питьевой водой, не опи· сана, за исключением одного случая. В

1941

г. причина энцефалитапо

добного заболевания в Я:понии была связана с загрязненной колодез ной водой, имевшей концентрацию марганца 14 мг/л. Однако концен трации других 'Металлов, особенно цинка, также были избыточными, и не было окончательно установлено, что за заболевание ответственна

именно высокая концентрация марганца концентрация

[18].

В другом районе Я:понии

марганца в системе питьевого водоснабжения

0,75 мг/л вызы

не оказывала очевидного отрицательного влиянпя на здоровье потреби

телей вало

[19]. марганца выраженные дегенеративные изменения в семявыносящих каналь

У кроликов хроническое парентеральное введение

цах, приводившие к бесплодию

[20].

В противоположность этим данным введение небольших количеств

имеется наблюдение на мышах, что

марганца предупреждало некротизирующее действие кадмия на семен

ники ди и

[18].

В другом исследовании был отмечен синергпзм действия ме

марганца.

Данные о канцерагениости марганца отсутствуют. Напротив, неко торые исследования позволяют полагать, что марганец может обла дать антиканцерогенным действием. Предварительное сообщение, при

ведеиное

Spivey Fox [21], свидетельствует о том, что повышенная ча

стота случаев рака у человека в Фпнляндип была географически связана с почвами, бедными легко растворимым марганцем. Есть со общения о том, что марганец тормозит метаболизм аминоазокрасителя

в процессе канцерогенеза При ежедневном

.[J8J. следующих количеств марганца

поступлении

[5]

отрицательное влияние на здоровье человека В среднем (Аtг)

не отмечалось: Диапазон

(мг)

Пища Вода Атмосферный воздух

3,000 0,005 0,002

2,0-7,0 0,0-l ,о 0,0-0,0023

8.5

Другие аспекты

Присутствие марганца в системах питьевого водоснабжения может быть нежелательным по ряду причин, не связанных со здоровьем. При концентрациях, превышающих О, 15 мг/л, марганец придает нежелатель ный привкус напиткам и окрашивает арматуру и белье при стпрке [22]. Если соединения марганца в растворе подвергаются окпсленпю, марганец выпадает в осадок, вызывая проблемы накипеобразования. Даже при концентрациях приблизительно 0,02 мг/л марганец может образовывать на трубопроводах наслоения, которые способны отслаи

ваться в виде черного осадка [23]. Рост некоторых вызываюшпх беспо койство организмов также поддерживается марганцем [22, 24]; эти ор-

МАРГАНЕЦ

279

rанизмы концентрируют марганец и увеличивают проблемы привкуса, запаха и мутности в распределяемой воде.

Для питьевой воды с учетом соображений о красящих

свойствах

марганца рекомендуется величина О, 1 мг/л. Эта величина является компромиссной, и очевидно, что во избежание проблем, связанных с окрашиванием, концентрации этого металла в растворе должны быть максимально низкими.

СПИСОI( ЛИТЕРАТУРЬI

1. Manganese, Geneva, World Health Organization, 1981 (Environmental Health Criteria, No. 17). 2. National \\7ater Quality Data Bank. Otta\\'a, Inland Waters Directorate, Water Quality Branch. Enyironment, Canada, 1976. 3. Юrkpatrick, D С & Coffin, D. Е. The trace metal content of representative Canadian diets in 1970 апd 1971. Canadian Jns/ilute of Food Science апd Technology joumal, 7: 56 (1974). 4. Meraпger, J. С. & Smith, D. С. The heavy шetal content of а typical Canadian diet. Canadian joumal of puЬlic lrealth, 63: 53 ( 1972). 5. Schroeder, Н. А. et а! Essential trace шetals in man: manganese А study in homeostasis. Journal of chronic diseases, 19. 545 (1966). 6. Ка у, Н О. Micro-nutrient eleшents- а recapitulation. J ournal of food techno/ogy, 2: 99 (1967). 7. US Eпvironшeпtal Protectюn Agency. Scienti[ic und technica/ assessment report оп пшпgапеsе. Wasllington, DC, Office of Research and Developшent 1975 (Report No. ЕРА-600/6-75-002).

8. Craun, G. F. & МсСаЬе, L J РrоЬ!ешs associated with шetals in drinkiпg water. J oumal of tlre American W'ater \\7orks Association, 67· 593 (1975). 9 Guidelines for Canadian drinking-water quality. Quebec, Supply and Services, 1980 (supportiпg docuшentation).

1О. WHO Technical Report Series, No 647, 1980 (Recommended !realth-based limits оп occupational exposure to heauy metals: report of а V.ТНО Study Group). 11. Natioпal Research Council (Coшmittee оп Med1cal and Biological Effects of Environшental Pollutants). Manganese. \Vashingtoп, DC, National Academy of Sciences, 1973. 12. Masironi, R lnternational stud1es on trace eleшents in the etiology of cardiovascular diseases. Nutritton reports international, 7: 51 (1973). 13 Pier, S. М. The role of heavy metals in human health. Texas reports оп Ьio/ogy and medrcine, 33: 85 (1975). 14. Мепа, J The role of manganese in hшnan disease. Annals of clinical and /aboratory science, 4: 487 (1974). 15. Rodier, J. Maпganese poisoпing iп Moroccan miners. Britis!r journa/ of industria/ medicine, 12: 21 (1955). 16. Mena, J. et а!. Chronic шanganese poisoпing. Neurology, 19: 1000 (1969) 17. Under\\'ood, Е. J. Trace elements in /щтап and anima/ nutrition, Зrd ed. New York, Academic Press, 1971. 18 Enuironmental healtlr criteria programme for manganese and its compounds (Japanese Report) Geneva, \\'orld Health Organization. 1974 19. Suzuki, У. [Enviroпmental contaшination Ьу шangaпese.J J apanese journa/ of industria/ hea/t!r, 12: 529-533 (1970). 20. Chandra, S & Tandon, S. К. Enhanced manganese toxicity in iron-deficient rats. Enuironmental plrysio/ogy and Ьioc!Jemistry, 3. 230 (1973). 21. Spivey Fox, М R. In: Lee, D. Н. К, ed Melallic contaminants and !штап l1ealt!1. New York, Academic Press, 1972. 22. Griffin, А. Е Significance and removal of шanganese in water supplies. Journa/ of tl1e American \'?1ater Works Association, 52: 1326 (1960). 23. Bean, Е L. PotaЬle water- quality goals. Journa/ of the American \flafer \\7orks Association, 66: 221 (1974) 24 Wolfe, R S. MicroЬial conceпtration of iron апd mangaпese in \\'ater with low conceпtrations of these elements Journa/ of 1/re American \'?'ater \\"orks Association, 52: 1335 (1960). 19-1084

КИСЛОРОД РАСТВОРЕННЫй

9.1

Общие замечания

Основное влияние растворенный кпслород в воде окислительно-вuсстановительные стие железо, марганец, медь п реакции, в которых соединения,

оказывает принимают азот и

на уча серу.

содержащие

В некоторых распределительных системах может наблюдаться тенден ция к снижению уровня содержания кислорода за время пребывания

воды в системе. Хотя такие измененпя обычно указывают на процессы коррозии, возмо:жно также, что ответственной за них является перера

ботка микробами органических веществ в трубах, особенно в осадках и отложениях. Таким образоУI, уровень содержания растворенного кис лорода может снижаться без выраженного увеличения концентрации

железа в воде

[1].

Напротив, в воде, содержащей высокие уровни же кислорода.

леза в результате коррозии, может наблюдаться небольшое сниженпе содержания растворенного

9.2

Связь с другими показателями качества воды

При коррозии железа необходимы пропорционально малые количе ства кислорода, так

2Fe = 2Fe2 + 4е

+ 4е. = 40н-.

+ 2НР + 0

1 мг/л кислорода может образовывать 3,5 мг/л двухвалентного же леза, так что может наблюдаться коррозия большого количества же леза при малоощутимом IIЗменении уровня содержанпя растворенного

кислорода.

Если истощается запас доступного кислорода в воде, то продолжа ются анаэробные процессы коррозии, связанные с деятельностью могу щих присутствовать в воде сульфатредуцирующих бактерий, которые восстанавливают сульфаты до сульфидов. 8Н+

+ 8е + S0

4 2-

= S2 -

+ 4Нр. растворенного кислорода ни

Часто

снижение уровня

содержания

же приблизительно

80% [ 1).

насыщающей концентрацип ведет к увеличе

нию частоты жалоб потребителей, особенно касающихся привкуса, за

паха и окраски воды Снижение уровня

содержания

кислорода

питьевой

воде

часто

связано с другими проблемамп. При анаэробных условиях наблюда ется микробное восстановление нитратов до нитритов [ 1], а также

280

9. КИСЛОРОД РАСТ!ЮРЕННЬ!й

281 за

сульфатов до сульфидов, что часто ведет к увеличению проблем паха.

Анаэробные воды могут не обладать исключительной коррозионной активностью, но продукты коррозии часто хуже прилипают к стенкам

трубы, что обусловливает большую вероятность жалоб потребителей на изменения окраски воды. При анаэробных условиях концентрация трехвалентного железа в растворе может быть повышенной во всей распределительной системе. Увеличение концентрации кислорода в во де, как, например, после контакта с атмосферным воздухом в резерву арах и водонапорных башнях, 'Может вызывать отложение двухв<J.лент ного железа, приводящее к окрашиванию воды в отдалении от неточ

ника этой проблемы

[2].

Распределение воды с низким содержанием растворенного кисло рода имеет много недостатков. Рекомендуется, чтобы вода в распреде лительной системе всегда содержала адекватное количество растворен

ного кислорода. Однако трудно, принимая во

предложить

рекомендуемую величину весьма других компонентов воды.

внимание

влиянпе

СПИСОI( ЛИТЕРАТУРЫ

1. Ridg'Nay, J. et а!. Water quality changes-chemical and microblological studies. In: Wuter distribution systems: татiепапсе of water quality and pipeline integrity. Medmenham, Eпgland, \\'ater Research Centre, 1979 2. Hall, Е S. & Sшi1.h, I. G. Rusty water cured Ьу oxygen injeclion. \v'ater services, 78: 941 (1974).

19*

10. 10.1

ЗНАЧЕНИЕ рН Общие замечания

Значение рН раствора представляет собой обратный десятичный ло гарифм активности водородных ионов, ан+: pH=-Iog(aн+).

разведенном

растворе

активность водородных

ионов

приблизи

тельна равна их концентрации.

В пробах воды значение рН обычно измеряется электрометрически со стеклянным электродом [1, 2j. На измерение значения рН большое влияние оказывает температура (1, 2].

10.2 равновесия,

Факторы, влияющие на диапазон значений рН

Значение рН водной достигаемого

системы является различными

мерой

кислотно-щелочного соединениями, и

растворенными

в большинстве природных вод регулируется равновесной снетемой дву

окись углерода- бикарбонаты- карбонаты в качестве ее компонентов различные

[3].

В эту систему входят подсистемы, и все

равновесные

они подвержены влиянию температуры. В чистой воде при повышении температуры на 25 ос наблюдается снижение значения рН приблизи

тельна на натными,

0,45 [4].

В воде, буферность которой обусловлена бикарбо и гидроксильными нонамп, это влнянпе тем

карбонатными

пературы изменяется В

[4]. воды значение рН лежит

большинстве источников неочищенной

в пределах

6,5-8,5 [5]. тогда как умягчение воды с применением избытка из

. Концентрация водородных ионов может значительно изменяться при очистке воды. При хлорировании наблюдается тенденция к снижению значения рН,

вести и кальцинированной соды превышает значение рН.

10.3

Связь с коррозией, инкрустацией

и другими показателями качества воды

Коррозия в магистральных трубопроводах и на водоочистных соору

жениях может вызывать большие экономические затраты проблемы коррозии, это связано со сниженнем емкости

[6].

Кроме

распредели-

282

10.

ЗНАЧЕНИЕ рН

283

тельной системы и сопутствующим увеличением стоимостных затрат на

перекачку воды, что происходит в случаях отложения карбоната каль ция [7].

Металлы, используемые в распределительных системах,

такие как

чугун, сталь и медь, вследствие их термодинамической неустойчивости

склонны к коррозни при контакте с водой. Мо.;.кет наблюдаться также разрушение бетонных, асбестоцементных и покрытых цементом чугун ных труб, которые широко применяются в распределительных системах.

Природные воды содержат газы, коллоидные определяют масштабы коррозии системы Присутствие анионов, которые образуют соединения, увеличивает

вещества и различные п «агрессивность» воды. металлами растворимые в отношении метал

электролиты и неэлектролиты; эти вещества, наряду со значением рН

[8] с

«коррозионность»

воды

лов, тогда как анионы, образующие нерастворимые vвелпчивать пассивность металлов.

соединения,

могут

Данные о роли значения рН в коррозии металлов, используемых в

системах распределения воды, обобщены Dгane [8]. Отложение карбоната кальция может препятствовать коррозпи. На этот процесс влияют температура, значение рН, общее содержание растворимых веществ, :ж:есткость, двуокись углерода и щелочность.

В практических условиях крайне трудно и подчас невозможно регули ровать равновесие между карбонатом и бикарбонатом кальция. В свя зи с этим разработан ряд полуэмпирических и эмпирических зависимо

стей с использованием

легко

определяемых

параметров.

Наиболее

широко применяется зависимость, разрабтанная Langelier [4, 9]. Эффективность защиты от коррозии путем изменения значения рН и щелочности зависит от разумного баланса равновесной системы кар

бонаты/бикарбонаты. Равновесная вода, т. е. стабилизированная в от ношении карбоната кальция, обычно будет коррозирующей как для железа, так и для стали вследствие невозможности отложения карбо ната кальция. С другой стороны, пересыщенная вода в отсутствие со ответствующей обработки может образовывать значительную накипь.

Эта накипь, в зависимости от ее пористости п силы сцепления с ме таллом может унетать коррозию или не оказывать этого действия [7]. Воды с избыточной жесткостью обычно не создают тяжелых проб лем коррозии, но они склонны к избыточному образованию накипи.

Жесткая вода, умягченная обработкой известью и кальцинированной содой, будет иметь значение рН порядка 10,9 и склонность к образо ванию накипи [10]. Стабилизация может быть достигнута путем ре карбонизации- добавления двуокиси углерода до значения рН

9, 7-

или путем добавления 0,25-0,5 мг/л полифосфата натрия [10]. С целью стабилизации воды против последующего избыточного отло

жения карбоната кальция в распределительной системе рекомендуется

рекарбонизация до значения рН 8,6 [1 1]. Биологическая пленка на поверхностях распределительных труб мо со стенок труб и проникновению к ним кислорода, тем самым угнетая коррозию. С дру гой стороны, избыточный рост с выработкой углекислого газа мог со здавать локальные участки с низким значением рН на поверхности труб. Это могло вести к локализованной коррозии, даже если основ ная масса воды мnгла обладать удовлетворительными показателямц жет препятствовать удалению продуктов окисления

284

ЭСТЕТИЧЕСКИЕ К:ОЛШОНЕНТЫ И ХАРАК:ТЕРИСТI!К:И

стабильности и агрессивности

[ 12].

Рост

железобактерий в

большой

мере зависит от значения рН и наблюдается в диапазоне 5,5-8,2, с оптимумом значения рН приблизительно 6,5 [13]. Жалобы на крас ный цвет воды часто являются результатом внезапного роста железо

бактерий, образующих в качестве конечного

продукта

метаболизма

гидрат окиси железа. При благоприятных условиях железобактерии могут развиваться так быстро, что за несколько недель может про изойти выраженная закупорка водопроводных труб.

Значение рН разным образом связано почти со всеми другими па раметрами качества воды, поскольку равновесие содержащихся в воде

вещ~ств неизменно включает водородные ного сероуглерода, придающего воде

(и гидроксильные) «тухлых яиц»,

ионы. термодпна

В водах, склонных к загрязнению cepor"r, запах

образованию газообраз

мически способствуют значения рН ниже 7,0 [14]. В процессе хлори рования тенденция к возникновению ощутимого едкого запаха [ 15] треххлористого азота при более высоких его концентрациях наблюда

ется при значениях рН менее 7,0 [16]. Утверждают, что при высоких значениях рН питьевая вода приобретает горький вкус (17]. Интенсивность окраски пробы воды возрастает с увеличением зна

чения рН привел к

[18]. Этот эффект, известный как «индикаторный предполо)кению, что все определения окраски при

эффект», контроле

качества воды должны проводиться при стандартном значении рН

8,3

(19]. Эффективность процессов коагуляции и флоккуляции в значптель ной степени зависит от значения рН, и в практике водоочистки обыч ным приемом является регулирование значения рН с тем, чтобы до

стигалось оптимальное образование хлопьев '}Jильтращш в некоторых случаях мпкроорганизмов также обычно

[20, 21]. Эффектпвность к значению рН к значению

чувствительна устойчиво

рН

[22]. Большинство

в диапазоне, обычно характерном для водаисточников ,[13, 23, 24[. Со хранение микробиологического состава воды зависит от значения рН, которое влияет на эффективность обеззараживания хлором. Обеззара живающее действие хлора в воде ниже при высоких значениях рН; это связывается со снпжением концентрации хлорноватистой кислоты

при увеличении значения рН

]25-27]. При значениях рН в диапазоне,

встречающемся в питьевой воде, эффективность озона и двуокиси хло

ра, как альтернативных дезинфектантов, не изменяется

(16].

К:оррозия в системе водоснабжения является основным источником загрязнения питьевой воды металлами [28]. Двумя металлами, потен циально вызывающими наибольшую озабоченность, являются свинец и кадмий. При всех значению:: рН выше 6 в чистой воде свинец устой чив к коррозии. В присутствии карбонатов и бикарбонатов свинец пас сивен при значении рН в диапазоне порядка 4-12, но подвергается

коррозии при значении рН выше

12 [29].

Подача питьевой воды с нпз

ко{r щелочностью и достаточно низким значением рН в дома, оборудо ванные свинцовыми трубопроводами, ведет к высоким уровням содер

жания свинца в питьевой воде [30]. В чистой воде кадмий, по-видимо му, пассивен в диапазоне значения рН порядка 9-13,5, тогда как, согласно экспериментальным данным, коррозия значительна только

при величине рН ниже

6 [23].

10.

ЗНАЧЕНИЕ рН

285

10.4

Влияние на здоровье

Установить зависимость между здоровьем человека и значением рН питьевой воды невозможно ввиду столь тесной связи с другими аспек тами качества воды.

В эпидемиологчческом псследовании, проведеином на системах питьевого водоснабжения, в которых значение рН было единственным

рассматрпвавшимся показателем, установить какой-либо

Taylor и сотрудники [31] не смогли

корреляцпи между частотой ви русного гепатита А и значением рН очищенной воды; однако следует пметь в виду, что это исследование было первоначально направлено на изучение влияния значения рН на эффективность обеззараживания. Поскольку значение рН влияет на различные процессы очистки во ды, играющие роль в удалении вирусов, бактерий и других вредных организмов, здоровье. мо:ашо считать, что оно оказывает косвенное влияние на

существенной

Рекомендуемая величина рН составляет знание того, что некоторые проблемы в

6,5-8,5,

несмотря на при системе

распределительной

могут возникать при значениях рН ниже

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

2. 3 4. 5 6 7. 8

9. 10 11. 12. 13 14. 15 16 17. 18.

рН value. In: Standard meti!Ods for tlze examination of water and waste water, 14th ed. V/ashington, DC, АРНА, AWWA, WPCF, 1976, р. 460. Standard method of test for рН of \Vater and '-''aste water. In· Annual book of AST М standards, Part 31. Philadelphia, American Society for Testing and Materials, 1976, р. 178. Goldman, J. С et а! 117ater researclt, 6: 637 (1972). Langelier, W F. Effect of temperature on the рН of nalura1 waters. J ournal of tlze American \\7 ater \Y/orks Associatioп, 38: 179 ( 1946) Webber, W. J, Jr & Stшnш, V/ Mechanism of hydrogen ion buffering in natural "'aters. Journal of the American \\lafer \\lorks Association, 55: 1553 (1963). Hudson, Н. Е, Jr & Gi1creas. F \V. Health and economic aspects of \vater hardness and corrosiYeness J ournal of llze American Vi?ater 1){1orks Association, 68: 201 ( 1976). McC!anahan, М. А. & Mancy, К Н Effect of рН on quality of calciuш carbonate filш deposited from moderate1y hard and hard water Journal of tlte American \'(1ater \'('orks Association, 66: 49 (197 4). Drane, С W. Natura1 \\'aters In: Shreir, L L, ed. Corrosion, 2nd ed. London, Ne"'nesButterworths, Chapter 2. Langelier, W. F Cheшica1 equilibria in water treatment J ournal of tlze American Water Works Association, 38: 169 (1946). Dye, J. F. & Tuepker, J. L Chemistry of the lime-soda process. In: Water quality and treatment. 3rd ed Toronto, McGraw-Hill, 1971, р 313. Sawyer, С. N & McCarty. Р L Residua1 chlorine and chlorine demand. In: Chemistry for sanitary engineers, 2nd ed Turonto. McGraw-Hill, 1967. р 363. O'Connor, J. Т. et а! Deterioration of \Vater quality iп distribution systems. J ournal of the American \\later \XIorks Association, 67. 113 (1975). Shair, S Iron bacteria and red \\'ater. lпdustria[ water engineering, March-April: 16 (1975) Pourbaix, М. Atlas of electrocltemical equilibria in aqueous solutions, 2nd ed. Houston, National Association of Corrosi.Ьn Engineers, 1974, р 545. American Water \\l'orks Association Research Foundation. Handbook of taste and odor control experiences in the US and Canada. Denver, СО, А WWA 1976. Morris. J. С. Chlorination and disinfection- state of the art. Journal of tlte American Water \\lork.~ Association, 63: 769 (1971). Statement of basis and purpose for tlte national secondary driпking water regulatioпs. Washington, DC, US Environmental Protection Agency, 1977 Black, А. Р. & Christman, R. F. Characteristics of coloured surface waters. Journal of the American Water Works Association, 55: 753 (1963).

286

ЭСТЕТИЧЕСК:ИЕ К:ОМПОНЕНТЫ И ХАРАК:ТЕРИСТ:ИК:И

19. Sing1ey, J. Е. et а!. Correction of color measureшents to standard coпditions. J ournal of the American 1tl'afer Works Association, 58: 435 (1966). 20. Sa\vyer, С N. & McCarty, Р. L. Chemical coagulation of waier. Iп: Chemistry for sanitary eпgineers, 2пd ed. Toroпto, McGra\\•-Hill, 1967, р. 341. 21. Maudling, J. S. & Harris, R. Н. Effect of ioпic eпviroпmeпt and temperature on the coagulatioп of color-causing orgaпic compouпds with ferric sulfate. Journal of tlze American 1Vater 1Vorks Association, 60: 460 (1968). 22. Committee Report. Coagulation-filtration practice as related to research. Journal of tlze American Water Works Association, 66: 502 (1974). 23. Davis, В. D. et а!. MicroЬiology, 2nd ed New York, Harper апd Row, 1973, рр. 9293. 24. Rudolfs, W. et а!. Literature review оп the occurrence and survival of enteric, pathogenic, and relative orgaпisms iп soil, water, sewage, and sludges, and оп vegetation. Sewage and indusfrial wastes, 22: 1261 (1950). 25. Butterfield, С. Т et а! Iпflueпce of рН апd temperature оп the survival of coliforms апd eпteric pathogeпs \\'hеп exposed to free chloriпe. PuЬlic health reports, 58: 1837 (1943). 26. Smith, W. W. & Bodkiп, R. Е. The influence of hydrogeп ion cor1ceпtration оп the bactericidal aciioп of оzопе апd chloriпe. Journal of bacteriology, 47: (А17) 445 (1944). 27. Scarpino, Р. V. et а!. А comparative study of the inactivation of viruses iп water Ьу chlorine Water researclz, б: 959 (1972). 28. Craun, С. Е. & МсСаЬе, L. J. ProЬiems associated \\'i!h шetals iн dгinkiпg water. Journal of the American Water 1'?'orks Association, 67: 593 (1975). 29. Pourbaix, М. Atlas of electrochemical equilibria in aqueous solutioпs, 2nd ed. Houston, National Association of Corrosioп Eпgiпeers, 1974, рр. 488-491 30. McFarreп, Е. F. et а!. W'ater quality deterioration 111 the distribution system. Kansas City, МО, Water Quality Technology Conference, 1977. 31. Taylor, F. В. et а! The case for water-borne infectious hepatitis Americaп journal of puЬlic healtlr, 56: 209'3 ( 1966).

ll.НАТРИй

11.1

Общие замечания

Рост загрязнения поверхностных и подземных вод на

протяжении

последних десятилетий ведет к существенному повышению содержания

натрия в питьевой воде в различных районах мира. Процессы очистки на водопроводных станциях и практика умягчения воды в домашних

условиях

также

могут

играть

роль

увеличении

уровня

содержания

натрия в питьевой воде.

Сульфат натрия используется в производстве пигментов и красите лей, целлюлозно-бумажной промышленности и многих других совре менных производствах, стоки которых содержат повышенные концен

трации натрия [ 1]. Борьба со снегом и льдом на дорогах представляет наиболее зна чительную форму применения хлорида натрия во многих странах, и его

количество, натрия

используемое для также в

этих целей,

постоянно

растет. соды,

Хлорид хлора

используется

производстве каустической

и многих промышленных химикатов. Значительные количества исполь зуются при приготовлении пищи, убое скота и упаковке мяса, в мо

лочной, рыбной,

зерновой

пивоваренной

промышленности

[2].

11.2 его соединения широко

Распространение

Натрий- наиболее часто встречающийся из щелочных элементов, распространены в природе, уровни их содер

жания в земной коре составляют 26 г/кг. Уровень содержанпя натрия в почвах

находится

пределах

г/кг; он представлен главным образом в виде силикатных материа Некоторые подземные воды содержат высокие концентрации нат

лов, таких как амфиболы и полевые шпаты. рия, и при определенных условиях это может вести к повышению со

лености воды в реках и ручьях.

Борьба со снегом и льдом на автодорогах с помощью соли также ведет к повышению нагрузки натрия на почвы. Сток с таких дорог мо жет быть достаточно высоким, чтобы вызвать загрязнение систем цен трализованного водоснабжения. Подсчитано, что от 25 до 50% исполь зуемой на дорогах соли инфильтрируется в подземные воды [3].

Бытовые сточные воды, промышленные стоки, вторжение

морской

воды в прибрежные районы и применение соединений натрия для борьбы с коррозией и умягчения воды оказывают влияние на концен трацию натрия в воде, принимая во внимание высокую растворимость

натриевых солей и минералов. Концентрации натрия существенно варь-

287

288 ируются в

ЭСТЕТИЧЕСКИЕ КОМПОНЕНТЫ И ХАРА!\ТЕРИСП!!(И

зависимости от региональных п локальных гидрологических

и геологических условий, времени года и способов использования соли.

Уровни содержания натрия в подземных водах колеблются в широких пределах, но обычно между 6 п 130 мг/л [4]. Более высокие концен трации могут быть связаны с засоленными почвами. В поверхностных водах концентрация натрия, в зависимости от географического райо

на, может быть менее 1 мг/л или превышать 300 мг/л [5-7]. Описанные концентрации натрия в снетемах централизованного во доснабжения колеблются от менее 1 мг/л до более 1000 мг/л [7]. Умягчение воды может резко увеличивать концентрацпю в ней натрия

[8]. В естественных условиях натрий встречается во всех пищевых про дуктах, дах, а

существенно приготовление

варьируя пищи

по

уровню

содержания

разных

их ви на

может

оказывать

выраженное

влияние

эти показателп. тогда как его

В свежем горохе содержится в сухом

около

мг/кг натрия, горохе состав

концентрация

консервированном

ляет

2,3

г/кг, а в замороженном

щах содержится от менее 0,01 до ры могут содержать от 10 до 20 г/кг

1 г/кг ~[9]. В свежих 1 г/кг натрия, тогда

фруктах и ово как кашп и сы

[10].

11.3

Пути воздействия

Суточное потребление натрия отдельными лицами существенно раз личается вследствие колебаний содержания натрия в пищевых продук тах и индивидуальных различий в использованпи соли как пищевон

приправы. Найдено, что в выборке из 3833 человек 45% мужчин и 30% женщин обычно добавляли соль к пище [11, 12]. Рассчитано, что среднесуточное потребление натрия канадскими мужчинами в возрасте

от

20 до 64 лет составляет 3600 мг [10]. С питьевой водой поступает

лишь очень небольшой процент суточного потребления соли по сравне нию с таковым, поступаюrр:им с пищей.

11.4

Влияние на здоровьеа

Натрий в наибольшем количестве, по сравнению с другими катио нами, содержится во внеклеточной жидкости, и вместе со связанными с ним анионами он играет значительную роль в осмотической актив ности этой жидкости. Баланс воды и электролитов поддерживается их ежедневным по ступлением с пищей и водой и потерей с мочой, калом, потоотделением и выдыхаемым воздухом. В организме здорового человека массой 70 кг содержится приблизительно 69 г метаболически активного нат

рия и 45 л воды. Регуляция водно-электролитного сложного ряда взаимосвязанных

баланса

достигается в которых

посредством принимают

процессов,

участие нервная и гормональная система. Баланс поддерживается по терей натрия, а не регулированием его всасывания через кишечник.

Дальнейшее обсуждение воздействия на здоровье уровней содержания натрия в питье вой воде см. в части 111, раздел 16.

!!.

НАТРИй

289

Наиболее важным фактором, контролирующим потерю, является мпне ралокортикоидный гормон альдостерон.

Вследствие того что организм располагает очень эффективными методами контролирования уровня содержания натрпя, он не обладает острой токсичностью. В литературе описана смерть 6 из 14 грудных детей после того, как они ошибочно получили с пищей натрий в кон

центрации

21 140

мг/л

.[13].

Токсические симптомы отравления натрием

включают общее вовлечение центральной нервной системы с повыше нием чувствительности. В некоторых исследованиях показана положи тельная корреляция между потреблением натрпя и гипертензией у че

ловека

[14],

в других она не обнаружена считается, что суточное

[ 15-17]. натрия в пределах

Обычно

поступление

1600-9600 мг не оказывает отрицательного влияния на здоровье [18j. Для того чтобы обеспечить общее суточное поступление 500 мг/л, по требовалось бы ограничить концентрацию натрия в питьевой воде при блпзительно до 20 мг/л, что, при использовании имеющейся в настоя щее время технологии, повлекло бы за собой существенные дополни

тельные издержки при очистке воды

(19]. натрия в слюне

Чтобы обеспечить отсутствие в питьевой воде привкуса, для боль шинства потребителей солевой состав должен приближаться к содер жанию соли в слюне. Средний уровень содержания

составляет

300

мг/л, но может значительно- до

двух

раз- превы

шать эту величину.

Порог привкуса натрия в воде зависит от связанных с ним анионов и температуры раствора. Наименьший порог привкуса имеет карбонат натрия, наибольший- бикарбонат. Установлено, что при комнатной температуре пороговые величины для различных солей натрия состав ляют приблизительно 20 мг/л для Na 2 C0 3 , 150 мг/л для NaCI, 190 мг/л

для

NaN0 3 , 220 200

мг/л для

Na 2 S0 4

420

мг/л для

NaHC0 3 .

Рекомендуемая величина, основывающаяся на вышеуказанных по рогах привкуса, а не на соображениях, связанных со здоровьем, со

ставляет

мг/л.

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. 2. 3. 4. 5. 6. 7.

Юlliп, А. F. Sodium sulphate Iп: Canadian minerals yearbook. Otta\\'a, Departmeпt Eпergy, Miпes апd Resources, 197 4. Killiп, А. F Salt. Iп: Canadian mineгals yearbook. Otta\\'a, Departmeпt of Eпergy, Miпes апd Resources, 197 4. МсСоппеll, Н Н & Le\\'is, J. Add salt to taste. Environment, 14: 38 (1972). Вопd, R. G. & Stгaub, С. Р. Geпetic types of suьtеrгапеап wateгs iп relatioп to their saliпity. Iп: Handbook of environmental contro/. Vol 3. Water supply and treatment, Ist ed. Clevelaпd, ОН, Chemical Rubber Со, 1973, р. 85 Weiler, R R & Cha\\'la, V. К Dissolved mineral quality of Great Lakes waters. Proceediпgs of the 12th Confereпce оп Great Lakes Research, Апn Arbor, MI, 1969, р. 801. Dobson, Н. Н. Principal ions and dissolved oxygen in Lake Ontario. Proceediпgs of the 1Oth Сопfеrепсе on Great Lakes Research, 1967, р. 337. Sodium, chlorides and conductivifц in drinking water. Report оп а WHO wrking group. Сорепhаgеп, WHO Regioпal Office for Europe, 1979 (EURO Reports and Studies,

No. 2).

8. Elliott. G. В. & Alexaпder, Е. А. Sodium from driпkiпg water as ап unsuspected cause of cardiac decompeпsatioп. Circulation, 23: 562 ( 1961). 9. Мепееlу, G. R. А review of sources and the toxic effects of excess sodium chloride

290

ЭСТЕТИЧЕСКИЕ К:ОМПОНЕНТЫ И ХАРАК:ТЕРИСТИК:И

10. 11. 12. 13. 14. 15. 16. 17. 18 !9.

and the protective effect of extra potassium in the diet. Qualitas plantarum. Plant foods for !zuman nutrition, 23: 3 (1973) Gormican, А. Inorganic elements in foods used in hospital menus. Journal of tlre American Dietetic Association, 56: 397 ( 1970). Statement of basis and purpose for tl!e na/ional interim primary drinking water regulatioп, Washingtoп, DC, US Enyironmental Pгotection Agency, 1975. National Heart and Lung Institute Tl!e puЬlic and high Ьlood pressure. \\'ashiпgton, DC, US Departmeпt of Health, Education апd \Velfaгe, 1973 (Pub!ication No (NIН) 74-356). Finberg, L. et а! Mass accidental poisoning in infancy. Joumal of tl!e American Medical Association, 184: 187 (1963). Dahl, L. К. Sa!t and hypertension. American jourпal of clinical nutrition, 25: 231 (1972). I\erkendall, \V. М The effects of dietary sodium оп the blood pressure of norшotensive шаn. In: Genest, J & Koiw, Е., ed Hypertensioп, Heide!berg, Springer-Verlag, 1972, р. 360 Evaпs, J G & Rose, G Hypertension. British medical bulletin, 27: 37 (1971). Dauber, Т R et а!. In: Slamber, J et а!., Environmental factors ir1 IJypertensioп. New York, Grune and Slratton Inc, 1967 Dahl, L. К. Possihle role of salt intake in the deпlopшcnt of essential hypertension. In: Cottier, Р. & Bock, К. D, ed Essential hyperteпsioп: an inlemational symposium. Heide!berg, Springer-Verlag, 1960, р. 53. National Асаdешу of Sciences and National Academy of Engineering. l\7ater qunlity criteria, 1972. Washington, DC, US Government Printiпg Office, 1974.

12. СУЛЬФАТЫ 12.1 Общие замечания

Большинство сульфатов растворимы в воде, исключение составляют сульфаты свинца, бария и стронция i[l]. Считается, что растворенные сульфаты образуют устойчивый водный раствор. Однако они могут восстанавливаться до сульфидов, улетучиваться в атмосферный воздух

в виде H 2 S, выпадать в осадок в виде нерастворимых солей или про никать в живые организмы [2]. Сульфаты поступают в водную среду со сточными водами многих отраслей промышленности [1, 3]. Атмосферная двуокись серы (S0 2 ), образующаяся при сгорании ископаемого топлива и выделяющаяся в процессах обжига в металлургии, также может вносить вклад в содер жание сульфатов в поверхностных водах. Трехокись серы ( S0 3 ), об разующаяся при фотолитическом или каталитическом окислении дву окиси серы, в сочетании с парами воды образует серную кислоту, кото

рая выпадает в виде «кислого дождя» или снега

[3].

12.2

Распространение

Концентрация сульфатов в большинстве пресных вод очень низкая, хотя в восточной части США, Канаде и на большей части Европы

обычными являются концентрации

В системах централизованного крупнейших го родах Европейского экономического сообщества отмечена средняя кон центрация сульфатов 64 мг/л (пределы 9-125 мг/л) ,[6]. Согласно данным, собранным за 5-летний период ( 1969-1973) с охватом около 600 водоисточников, снабжающих приблизительно 60% всего населе ния Англии, Шотландии и Уэльса, в системах водоснабжения Велико британии уровни содержания сульфатов находятся в пределах от 4 до 303 мг/ла. С сульфатом алюминия, который широко используется в ка честве флоккулянта при очистке воды, в очищенную воду может допол нительно попадать 20-50 мг/л сульфатов. Сульфаты не удаляются из воды обычными методами очистки. В разлитой в бутылки минераль ной воде, продаваемой в странах Европейского экономического со общества, средняя концентрация сульфатов составляет 223 мг/л (пре

[4, 5]. водоснабжения в 23 20- 50

мг/л

делы

0-1182

мг/л)

[6]. Powell (отдел качества воды и здоровья, Центр водных иссле

а Цифры приведены Р.

дований, Меднэмская лаборатория, Меднэм, Марлоу, графство Букингемшпр, Англия).

2 91

292

V. ЭСТЕТИЧЕСК:ИЕ К:ОliШОНЕНТЫ И ХАРАК:ТЕРИСТ!!!(И

12.3

Пути воздействия

Данные относительно суточного поступления сульфатов с рационом сульфатов, ис пользуемыми в США в качестве пищевых добавок, каждым жителем страны потребляется в среднем 453 мг сульфатов в сутки [7, 8]. Суточное поступление сульфатов с питьевой водой, особенно при ис пользовании бутылочной минеральной воды, чрезвычайно вариабельно. питания нем:ногочисленны. По оценке с соединениями

12.4

Влияние на здоровье

Сульфаты плохо всасываются из кишечника человека

[8];

они мед

ленно проникают через клеточные мембраны млекопитающих и быстро

выводятся через почiШ магния для

[9J. Минимальная описанная

летальная в

доза

сульфата составляет

млекопитающих,

литературе,

200

мг/кг массы тела

[10_1

Доза сульфатов

1,0-2,0

г оказывают на че

ловека слабительное действие, приводя к очищению пищеварительного

канала [ 1]. Этот эффект может наблюдаться также у грудных детей при логлощении ими сульфатов в количестве, равном 21 'Мг/кг массы тела в сутки. Сульфат магния в концентрациях выше 100 м:г/л дейст вует на здоровых людей как слабительное, но более низкие концен

трации,

по-видимому,

физиологически

безвредны

[1, 10].

чувстви

тельных лиц реакция на сульфат магния отмечается уже при концен трации 400 мг/л, а у впервые использующих или случайно принявших его лиц эффект может наблюдаться при концентрациях, превышающих 700 мг/л. Со временем человек адаптируется к более высоким кон

центрациям сульфатов в воде [11]. Пороговые концентрации по привкусу для наиболее распространен ных сульфатных солей составляют: 200-500 мг/л для сульфата натрия,

250-900 мг/л магния [1, 11].

для сульфата кальция и

400-600

мг/л

для сульфата

По существу на основании вышеуказанных величин, которые близки rакже к концентрациям, вызывающим слабительный эффект, предла

гается рекомендуемая величина

400

мг/л.

12.5

Другие аспекты

Высокие концентрации сульфатов в воде могут способствовать кар· розии металлов в распределительной щелочности воды.

системе,

особенно

при

низкой

СПИСОI( ЛИТЕРАТУРЫ

1. МсК:ее, J. Е & Wolf, Н. W. \\7ater quality criteria, 2nd ed Sacramento, СА, California State \Vater Quality Control Board, 1963, рр 136, 213, 247, 270, 275-277. 2 National Research Council, Drinkiпg water апd healt/1, part 1. \\lashingtoп, DC, National Academy of Sciences, 1977. 3. Delisle, С Е. & Schmidt, J. W. The effects of sulphur on \Vater and aquatic life in Canada. In: Sulphur and its iпorganic derivatives in the Caпadian enuironment. Ottawa, National Research Council of Canada, 1977, рр. 227-284.

12.

СУЛЬФАТЫ

293

4. Hitchcock, D. R. Biogenic con1.ri!Jutions to atmospheric sulfate levels. Proceedings of the Second National C:onfereпce оп Complete \Y,'ater Re-use. Chicago, American Institute of Chemical Engineers, 1975, рр. 291-31 О. 5. Katz, М. The Canadian su1phur prob1em. In: Sulphur and its inorganic derivatives in the Canadian environmenl. Ottawa, Na1.ioпal Research Council of Canada, 1977, рр. 21-67. 6. Amavis, R., et al., ed. Hardness of drinking waler and puЬlic healt/1. Oxford, Pergamoп Press, 1976, рр. 176-199. 7. Subcommittee оп Research of GRAS (Generally Recognized as Safe) List (Phase II). Food ingredients, Washington, DC, Natioпal Academy of Sciences, 1972 (DHE\V No. FDA 70-22). 8. Новиков Ю. В. Стандарт «Вода nитьевая» [ГОСТ 287 4-73]. Новы!1 этаn в разви тии водной гигиены. Вестн. АМН СССР, 1975, N2 3, с. 59-64. 9. Senning, А. Sulfur in organic and inorganic chemistry. Vol. 2. New York, Marcel Dekker, Inc., 1972, р. 160 10. Arthur D. Little, Inc. !norganic cl!emical pollution of fresl!water. Washington, DC, US Environmental Protection Agency, 1971 (Water Pollution Coпtrol Research Series No. DPV 18010). 11. Zoeteman, В. С. J Sensory assessment of water quality. Oxford, Pergamon Press, 1980.

13.

ПРИВКУС И ЗАПАХ

13.1 13.1.1 Общие замечания

Привкус

Привкус воды в строгом смысле слова представляет собой ощуще ние, возникающее в результате взаимодействпя между слюной и веще ствамп, раствореннымн в воде, и воспринимаемое вкусовыми сосочка

ми. Во рту имеется

3000-10 000

вкусовых сосочков, большая часть ко

торых расположена на верхней поверхностн языка, на кончике его, бо ковых и тыльной поверхностях.

При «дегустации» воды активируются как чувство вкуса, так и чу вство обоняния, и провестп различие между ними крайне трудно.

Вследствие этого в качестве «привкуса» часто классифицируется ком бинированный эффект вкуса и запаха. Восприятие вкуса значительно менее чувствительно, чем ощущение

запаха жет

[1, 3].

Однако вода, представляющаяся не имеющей запаха, мо

в рот вызывать непрпятный «прпвкус». В подобных случаях более высокая температура в полости рта способствует высво

при

приеме

бождению в полость носа растворенных органических веществ из воды. В этой концентрированной форме чувство запаха воспрннимает прп сутствие растворенных веществ; и, таким образом, «дегустацня» воды на вкус, в противоположность непосредственно обонятельному восприя

тию, часто оказывается

более

чувствительным

прие:vюм

сенсорной

оценки ее качества [3]. При оценке качества питьевой воды ощущение являются выявлении

вкуса вкуса а

запаха при за

взаимодополняющими. неорганических

Обычно

чувство питьевой

полезнее чувство

компонентов

воды,

паха- при обнаружении органических ее компонентов.

Тесты

на

привкус

обычно

являются

предметом

активной

критики

[4-6].

При определении порога

прнвкуса

неточиость

результатов

связана с использованием дистнллированной воды в качестве стандар та- «безвкусной» воды, а также для ополаскивания рта. Вода, уро

вень содержания солей в которой выше или ниже, чем в слюне, будет восприниматься на вкус как отличная от слюны. Следовательно, для того чтобы вода была безвкусной, необходимо, чтобы в нeli содержа лись минимальные концентрации таких ионов, как натрий, хлориды,

калий и бикарбонаты. Тесты на привкус, связанные с использованием больших групп дегустаторов в лаборатории, могут требовать много

времени, и быть затруднительными для небольших водоочистных стан ций [4], поэтому в качестве альтернативы предлагается использовать группы потребителей [3]. В тестах на привкус, проводимых на водоочи-

294

13.

ПРИВКУС И ЗАПАХ

295

стных станциях, оценки могут быть заниженными по сравнению с во

дой, подаваемой потребителям, поскольку на станции нежелательный привкус воды может маскироваться остаточным хлором. Маскирую щий эффект уменьшается по мере снижения количества остаточного

хлора в распределительной системе ,[4]. Химическое дихлорпрование во ды перед оценкой может усиливать привкус [4]. Группы потребителей, оценивающие привкус воды у себя дома, могут устранить эти проблемы [3j. Дополнительные трудности связаны с методическими различиями тестов таких, как качество разводящей воды, колпчество и мотивация

членов групп дегустаторов и различия в статистической обработке интерпретации данных, полученных при таких тестах.

Методы, воды,

пригодные

для

оценки

интенсивности

привкуса

питьевой

аналогичны таковым

для запаха.

13.1.2

Распространение

Проблемы привкуса и запаха питьевой воды вызывают наиболь шую группу жалоб потребителей, связанных с одним показателем. Онп могут встречаться в воде любого типа и в любое время года: некото рые из них вызываются природными причинами, другие- промышлен

ной деятельностью человека. Они могут быть связаны в первую оче редь с неочищенной водой, методом очистки, структурой и состоянием

распределительной снетемы или с сочетанием этих факторов. Опубликованы результаты тестов на привкус п запах на водоочист

ных станциях в Канаде, Нидерландах и США проблем привкуса обычно связано с Большинству систем, питающихся из

[3, 7].

Меньше

всего

подземными водоисточниками. поверхностных водопсточнпков,

свойственны сезонные колебания проблем прпвкуса и запаха, что по зволяет предполагать их биологическое происхождение. Высокие уровнп цветности п мутности воды часто связаны с про

блемами неспецифического привкуса (и запаха) [8]. Отмечено, что острота привкуса зависит от температуры степень влияния температуры на привкус является функцией

{9, JOj,

опреде

ленного вещества, обусловливающего привкус

[ 10 j.

Скорость

роста

микроорганизмов, некоторые из которых могут образовывать дурнопах

нущие метаболиты, увеличпвается при более высоких температурах, так же как и скорость образования продуктов коррозии с неприятным запахом.

Там, где равновесная концентрация нейтральных и ионизированных

форм вещества в растворе регулируется рН, значение рН может за метно влиять на привкус (и запах) вещества. На протяжении ряда лет было проведено несколько исследований органолептических свойств остаточного хлора, но прежде, чем можно будет ответить на ключевые вопросы, потребуются дальнейшие иссле

дования. В идеале количество свободного доступного хлора в точке водаразбора должно б•ыть достаточно высоким, чтобы обеспечить мик робную безопасность воды, и достаточно низким, чтобы исключить не желательные прпвкус и запах. Таким образом, пороги привкуса и за паха остаточного хлора представляют существенный интерес, п послед ние исследования по этому вопросу показывают, что средняя пороговая

по

привкусу концентрация

свободного

остаточного

хлора

возрастает

20-1084

296

ЭСТЕТИЧЕСКИЕ К:ОМПОНЕНТЫ И ХАРАК:ТЕРИСТИК:И

с 0,075 до 0,450 мгjл при увеличении значения рН с 5,0 ро 9,0 [1 1]. В среднем порог составлял О, 156 мг/л, с пределом колебаний 0,020,29 мг/л при значении рН 7,0. Несмотря на необходимость значительного расширения работы в этой области, возможно, что руководители большинства водоочист ных станций осведомлены о приемлемом равновесии между применяе

мой концентрацией остаточного хлора и ~{алобами потребителей. Пороги привкуса хлора в минерализованной воде [ 12] и в кофе могут влиять на разом, характер тором,

[13] об фак

указывают на то, что другие компоненты воды, придающие ей привкус,

величину пороговой пороговую

концентрации

хлора.

Таким

воды водаисточника обычно является концентрацию

основным

определяющпм

ощутпмого

привкуса

остаточно!:_о хлора. Известно, что в некоторых странах потребители убеждаются в безопасности получаемой ими воды по наличию слабого привкуса хлора.

Многие неорганические вещества, которые для

встречающиеся в эффектом.

воде, придают

ей непрпятный привкус в концентрациях, значительно меньших, чем те,

связаны

острым

токсическим

Вследствие этого отра

таких

веществ

устанавливаются

предельные

концентрацпи,

жающие те уровни содержания, которые, как обнаружено, неприятны для потребителей. Эти вещества кратко рассматриваются ниже.

Для основных катионов питьевой воды, т. е. кальция, трия и калия, зарегистрированы пороги привкуса

магния, на

в дистилированной

[3, 14].

воде, равные прпблизительно 100, 30, 100 и 300 мг/л соответственно Свойственная этим оценкам неопределенность в большой сте

пени обусловлена влияние?vi на привкус связанных с ними анионов. Тесты на порог привкуса для железа в впде F (11) показали, что

наиболее чувствительные члены группы дегустаторов (5%) могли об наруживать в дистиллированной воде концентрации 0,04 мг/л, но в ве сенней минерализованной воде с общим содержанием растворенных ве

ществ

500

мг/л величина порога составляла О, 12 мг/л

US].

Цинк мог

6ыть обнаружен в дистиллпрованной воде в концентрации 4,3 мг/л, но в минерализованной весенней воде- только в концентрации 6,8 мг/л

[15]. Надежные данные о порогах привкуса редкп, и ситуац:rrя несколько осложняется влиянием равновесие сульфиды- бисульфиды- сероводород.

и запаха сульфидов в воде значения рН на

13.1.3

Влияние на здоровье

Присутствие в воде, подаваемой централпзованной системой водо снабжения, неприятных привкусов способно прпводить к поиску аль тернативных источников питьевой воды, которая может подвергаться или не подвергаться мпкробиологпческой защите в такой же степени,

как и вода отвергнутой системы. Прпмер этого приводится в исследо вании, проведеином Управлением общественного здравоохранения шта та К:алифорнпя, в процессе которого было обнаружено, что неудовле творенные потребителп покупали в больших количествах воду, разлп тую в бутыли. В Нидерландах было показано, что неприятный при· вкус водопроводной воды приводпт к снижению ее потребленпя [ 3]. К: сожалению, вкус воды не гарантирует отсутствия в ней патогенных огранизмов или токсичных неорганических веществ. К: счастью, средние

13.

ПР!!Вl(УС И ЗАПАХ

297 обычно значительно на

пороги че1,1.1

привкуса

неорганических оказывающпе

веществ

ниже,

концентрации,

отрицательное

влияние

здоровье.

В системах централизованного водоснабжения кратковременные из менения обычного прпвкуса могут сигнализировать об изменениях ка чества воды в источнпке, недостатках в процессе очистки пли химиче

ской коррозии и биологическом

росте в распределительной системе.

Следовательно, задачей является обеспечение воды, не имеющей не приятного привкуса для большинства (90%) потребителей. Наиболее прямым путем проверки исследования на группах

выполнения

этой

задачи является периодиче применяться для оценки

ское выяснение мнения выборочной группы потребптелей. Лабораторные дегустаторов могут

вкуса воды с использованием классификационных шкал

(например, хо

роший- неразлпчимый- слабый-неприятный- плохой) или путем определения показателя прпвкуса методом форсированного выбора (см. раздел 13.2.1, ниже). В паслернем случае рекомендуется, чтобы число привкуса питьевой воды поддер:ашвался ниже 1. Несмотря на то, что при оценке привкуса водопроводной воды наиболее приемлемым методом является метод групп потребителей, лабораторные групповые псследования полезны для оценки привкуса воды в процессе ее очи

стки.

Могут пметь место особые местные условпя, вызывающие неустра нимый ощутимый привкус воды. В подобных случаях местные органы здравоохранения должны отдавать предпочтение обеззараживанию, чтобы обеспечить борьбу с такимп болезнетворнымп загрязненпямн, как патогенные бактерип. СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

2 3. 4 5 6. 7. 8 9. 10. 11. 12 13 14. 15.

& Booih, R L. Taste апd odour coпtrol. Iп· \\?afer quality and treatmeпt, 3rd ed. Toronto, N\.cGraw-Hill, 1971, р 225. Suffett, I. Н & Segall, S Detecting taste апd odour iп drinking \Vater. Joumal of tl1e Americaп 1Гatur п:·orks Association, 63: 605 (1971). Zocteman, В. С. J Seпsory assessшent of \\'aier quality. Oxford, Pergamon Press, 1980 Baker, R А Dechlorination and sensory coпtrol. Joumal of tfze Americaп Y'Гater 1Vorks Associatioп, 56: 1578 (!9Ы). Bruvo!d, \V. Н. Нншаn perception апd evalнation of \Yater quality. CRC critical reviews iп еп viroпmental coпtrol, 5: 153 ( 1975). SV\·ets, J А Is thcre а seпsory thrcshold? Science, 134: 168 (1961). Handbook of laste апd odour coпtrol experieпces iп tlte US and Canada. Denver, СО, Ашеriсап \\iater \Vorks Associatioп, 1976 Riddick, Т М. Zeta potential and polymcrs. Journal of 1!1е American П''ater 1florks Association, 58: 719 (1966). Standard methods for the examiпatioп of water and waste water, 14th ed. Washington DC, Aшerican PuЬ!ic Health Association, 1976, р. 121. Pangborn, R N\.. & Bertolero, L L Influence of tempcrature оп taste iпtensity and degree of linkiпg of drшking V\'ater Journal of tlze Americaп 1f'ater \\?orks Association 64; 511 (1972) ' Bryan, Р. Е. et al. Taste thresholds of halogens in \\'ater. Journal of tlte Americaп \\?ater 1Vorks Associatioп, 65: 363 (1973) Pangbortl, R. 1\'1. et а!. Seпsory exaшiпation of mineralized,a chloriпated waters. Journal of tl1e American \\7 ater \\7 orks Associatioп. 62: 572 (1970) Campbell, С. L. et а!. Effects of certain chemicals in \Vater on tl1e flavour of brewed coffee Food research, 23: 575 ( 1958). Natioпal Асаdешу of Sciences. 1Гater qualitц criteria 1972 \Vashington DC US Governшent Printing Office, 1973 (EPA-R-73-0:33). ' ' Cohen, J. М et а! Taste threshold coпcc11tratioпs of шetals iп drinkiпg water. Jourпal of tl!e Americaп \\l'ater 1\17orks Associatroп, 52: 660 (1960).

Roseп, А. А

20*

298

ЭСТЕТИЧЕСКИЕ КОМfЮНЕНТЬ! И ХАРАКТЕРИСТИКИ

13.2 13.2.1 рое

Запах

Общие замечания

Запах питьевой воды может быть определен как ощущение, кото вызывается и прпсутствием веществ, имеющих органы ощутимое в носовых давление и синус паров стимулирующих чувствительные

ных пазухах человека. Чувство обоняния обычно реагирует на значи тельно меньшие концентрации (несколько микрограммов в литре или менее) вещества, чем чувство вкуса (несколько миллиграммов в литре или более). Интенсивность запаха воды обычно измеряется в впде порагавого показателя запаха (ППЗ), который определяется как геометрическая средняя величина разведения не имеющей запаха водой, запах кото ,рого уже может быть обнаружен группой исследователей при очень

тщательно контролируемых условиях теста деления ,лишь

[ 1]. К:ак и в случае опре группы для всего контингента

порога

привкуса.

качественные этих

оценки лабораторной

исследователей или средние пороговые величины представляют собой ориентировочные оценки величин

потребителей 1[ 1]. Вода с ППЗ 2 может, в зависимости от ее прпроды, ,вызывать больше жалоб со стороны потребителей, чем другая вода,

пмеющая ППЗ сивности

4 [2]. является определение показателя запаха методом

Альтернативным по отношению к ППЗ способом определения интен запаха

принудительного выбора, имеющим определенные преимущества К:аждому члену группы псследователей предоставляется

Г 3].

ряд парных

проб, одна из которых представляет собой разведение исследуемого образца, а другая- пробу контрольной воды, не имеющей запаха. К:аждый член группы должен оценить, какая проба из каждой пары

имеет более сильный запах. Выбор должен быть сделан даже в том случае, если различия не воспринимаются. Процент правильных отве тов рассчитывается для каждого разведения и корректируется с уче

том 50% вероятности того, что правильная колба была указана слу чайно. За показатель запаха прпнимается то разведенпе, для которого откорректированное значение правильного ответа, рассчитанное по

графику

при

сопоставлении

разведений

откорректированными

зна

чениями правильных ответов, составляет 50%. Дальнейшие подробные сведения об этом методе приводятся Zolteman [3]. Хорошие резуль таты получены также при применении «метода шкалы интервалов»,

который и требует меньшей затраты времени и более пригоден для питьевой воды с очень нпзкой интенсивностью запаха. Определение интенсивностп запаха обычно неспецифично. Однако результаты определения интенсивности запаха конкретных веществ

обычно указываются в впде их пороговых концентраций по запаху Г 4]. Это- концентрация вещества в воде, запах которо!r может быть об

наружен

50%

членов исследовательской группы. Использование поро

говых по запаху концентраций хорошо иллюстрирует широкие колеба

нпя в обнаружении запаха у отдельных лиц. В большом контингенте населения наиболее чувствительные 5% лиц способны достоверно об .на ружить запах на уровне одной сотой части средней пороговой кон

центрации

[ 5].

Следовательно, для полученпя достоверных и над еж-

13.

ПРИВI(УС И ЗАПАХ

299

ных данных оценка запаха воды должна проводиться большими груп ,пами исследователей. Могут использоваться и меньшие группы, если онп более удобны для этой цели, но следует понпмать, что при этом' точность и надокиость определения будут меньшими. Важно указывать температуру, при которой пропзводптся опреде ленпе ров запаха, поскольку вещества, его интенсивность запах, связана и, с давлением па каждого вызывающего следовательно, нахо

дится в прямой завнеимости от температуры воды.

13.2.2

Распространение

Запах воды обусловливается преимущественно присутствием в ней органических веществ. В воде описано очень много веществ, вызываю

щих запах

Неприятные запахи питьевой воды могут иметь биологическое или промышленное пропсхождение, и некоторые запахи природного про

rб,

7].

исхождения могут быть косвенно вызваны человеческой деятельностью: например, сброс в водоемы неочищенных канализационных стоков мо жет усиливать биологичесюrй рост, что в свою очередь может приво

дить к образованию пахучих продуктов. Природные запахи прннято описывать, с одной стороны, как зем листый, затхлый, илп кислый, с другой- как рыбный, травянистый или огуречный, что связано с присутствием таких веществ, как геосмпн

или декан ал

[ 8, 11].

Запахи промышленного происхождения часто на

поминают запах таких веществ, как нефть и креозот, или характери зуются как «медицинский запах». Типичными примерами такого рода

являются нафталин, а также хлорированные бензолы и фенолы При использовании подземных вод проблема запаха меньше,

r5]. хотя

запахи не ограничиваются каким-либо одним типом вод пли каким-то

особым сезоном года. стоя воды на участках

Запахи могут возникать также в условиях за распределительных систем, характеризующихся

низкими скоростями тока воды, или в резервуарах неочищенной и очи

щенной воды. В процессе очистки воды вещества со слабым запахом (например, амины и фенолы) могут превращаться в соединения, обла дающие очень интенсивным запахом (такие, как хлорамины и хлор

фенолы)

[12].

Размножение в распределительных системах таких не

желательных организмов, как железо- и серобактерии, также может быть источником запаха. Неспецифические рыбный, гнплостный и затхлый запахи обычно связаны с биологическим ростом, склонность к которому наиболее часто наблюдается в теплых поверхностных водах в более теплые

месяцы года [ 10, 11]. Исследования проблем привкуса и запаха в К:анаде и США выя вили 50 так называемых «нежелательных» организмов, ответственных за запахи питьевой воды. Очень интенсивный затхлый запах веществ, образуемых организмами группы актиномицетов, может быть основ ным источником появления запаха в системах централизованного во

доснабжения. Рекомендуется проводить в системах, подающпх неочи щенную воду, монпторинг актиномицетов Г 1, 10]. Хотя в некоторых населенных пунктах результать1 такого мониторинга говорят о пола.

300

ЭСТЕТИЧЕС!ЩЕ ]\ОМПОНЕНТЫ И ХАРАК:ТЕРИСТИК:И

жительной корреляции между присутствием актиномицетов и пробле мами запаха, на других водоочистных станциях верным оказывается

обратное положение.

13.2.3

Влияние на здоровье

Наличие запаха в питьевой воде почти всегда указывает либо на какую-то форму загрязнения водоисточника, либо на недостатки в очистке или распределеппп воды. Запахи бпологического происхожде ния указывают на повышенную биологическую активность, которая может быть связана с увеличением нагрузки на снетему вредных па

тогенных ваются с

организмов. загрязнением

Запахп

промышленного

происхождения

связы не

водапеточника

промышленными

отходами,

которые из которых могут быть токсичными. Санитарные обследова ния должны включать псследованпе потенциальных или существующих источипков запаха, и всегда следует предпринимать попытки выявпть

источник запаха.

Некоторые химические загрязняющие вещества,

вызывающие бес

покойство вследствие своих токсических свойств, могут также обусло вить проблему запаха. Например, порог запаха для цианпетого водо

рода в воде указывается на уровне величина для цпанидов в питьевой

0,001 воде,

мг/л

Г б].

Рекомендуемая на этих рекомендованной

основывающаяся

данных, должна

быть

сто

раз

меньше

величины,

в другом разделе настоящего руководства

(см. т.

с.

55).

В этом и

других случаях чувство обоняния более чувствительно, чем лучшие пз имеющихся аналитических приборов. Запах, придаваемый воде пести цидами, за исключением, возможно, хлордана, слишком слаб, чтобы позволить обнаруживать их на уровне рекомендуемой величины или

ниже ГЗ]. В идеале питьевая вода не должна пметь ощутимого запаха для любого потребителя. Однако вследствие больших разлпчпй индиВir дуальной чувствительности к запаху среди населения более реальной представляется задача обеспечения воды, не имеющей непрпятного

запаха

для

большей

части

населения

(например,

90%).

Наиболее

прямым путем достпжения этой цели является сотрудничество боль ших групп потребителей (например, по 100 человек) в снабжаемом водой районе, которых просят давать периодпческую оценку запаха и привкуса воды по месту жительства. Участники должны указывать результаты своих наблюдений по шкале категорш"r (например, хоро ший-неощутимый-слегка неприятный- плохой). В лабораторных группах ных лrщ

отмечается

тенденция

к более

критической оценке запаха

привкуса воды. Однако лабораторные группы пз могут также указывать, является лп вода

10-20

подготовлен

эстетпчески прпем

лемой для большинства потребителей

[ 3]. Если число запаха опреде I, еслп только

ляется при комнатной температуре методом принудительного выбора п использованием предварительно отобранной лабораторной группы,

то рекомендуется, чтобы реальная величина была ниже

местные обстоятельства не обусловливают необходимость обеззара живания, требующего присутствия в воде свободного остаточного хло ра в ощутимых концентрациях.

13.

ПРИВКУС И ЗАПАХ

301

СПИСОI( ЛИТЕРАТУРЫ

1. Standard methods for tl1e examination of water and wastewater, 14th ed. Washington, DC, АРНА, A\VWA, WJCF, 1976, р. 75. 2. Baker, R. А. Dec111oriпatioп and sensory control. Journal of the American \1/ater Works Association, 56: 1578 (1964). 3. Zoeteшan, В С. J. Sensory assessments of water quality. Oxford, Pergamon Press, 1980. 4. Baker, R А. Threshold odors of organic chemica1s. J ourпal of the American Water \'{orks Associatioп, 55: 913 (1963). 5 Zoeteшan, В. С J & Piet, G. J. Cause and identification of taste and odour compounds ш \\'ater Science of tl1e total enviromnent, 3: 103 (1974). 6. Van Gemert, L. J & Nettenbreijer, А. Н., ed Compilation of odour tlueshold values in air and water. \loorburg, Nationa1 Iпstitute for \Vater Supp1y; Zeist, Nether1ands, Ceпtra1 lnstitute for Nutritioп апd Food Research, TNO, 1977. 7. Stahl, W. Н, ed Compilafioп of odor and taste tlueslrold ualues data. Philadelphia, Americaп Society for Testiпg апd Materials, 1973 (ASTM Data Series PuЬ!ication No. DS 48). 8 Н andbook of taste and odour coпtrol expNiences iп tlre US and Canada. Deпver, СО, Americaп Water Works Associatioп, 1976, р. XIV-1. 9. Zoetemaп, В. С J & Piet, G J. Оп the nature of odours iп drinkiпg \Vater resources of the Netherlands Science of tl1e total enviromnent, 1: 399 (1972/73). 10. Morris, R. L. et al Cheшical aspects of Actiпoшycetes metabolites as contributors of taste and odour Journal of the American \1/ater Wiorks Association, 55: 1380 (1963) 11. Mcl(ee, J. Е & Wolf, Н W., ed. Water quality criteria. 2nd ed Sacramento, СА, California State Water Quality Coпtrol Board, 1963 (PuЬ!ication No. З-А). 12. Burttschell, R. Н. et al Chloriпe derivatives of phenol causiпg taste and odour. Joumal of the American Water \1/orks Association, 51: 205 (1959).

14. 14.1

ТЕМПЕРАТУРА Общие замечания

Обычно скорость химических реакций снижается со сниженнем температуры. Относительные концентрации реагирующих веществ и продуктов реакции в химическом равновесии также могут изменяться

с измененнем температуры. Следовательно, температура может влиять на каждый из аспектов очистки п распределения воды.

14.2 Холодная питьевая

Физические аспекты

вода

предпочтительнее

теплой.

Интенсивность

привкуса наибольшая в воде комнатной температуры и существенно снижается при охлаждении или нагревании воды. Повышение темпера туры также увеличивает давление паров летучих органических соеди

нений в пптьево!"r воде и может вести к усилению запаха.

от

Мутность и цветность строго связаны с температурой, поскольку нее сильно зависит эффективность коагуляции. Оптимальное для

коагуляции значение рН снижается с повышением температуры ния коагулянта баночные пробы следует проводить

Г 1].

Вследствие этого для достижения наиболее экономичного использова при температуре

очищаемой воды, а не при комнатной температуре Г2]. При снижении температуры вязкость воды возрастает, а скорости осаждения и филырации снижаются. Эффектпвность удаления окраски и мутности методами коагуляции, осаждения и филырации при зим них температурных условиях может быть меньшей, чем при летних. Снижение эффективности удаления мутности при филырации при бо лее низких температурах обусловлено, возможно, снюкением прочно

сти хлопьев или среднего размера частиц влияние

[ 3]. Температура оказывает

также на филырацию через активпрованный уголь: адсор бирующая способность активированного угля возрастает при сниже

нии температуры Г4].

14.3

Микробиологические аспекты

Микробиологические характеристпки питьевой воды связаны с тем пературой посредством ее влияния на процессы очистки воды, особен но обеззараживание, а также на рост п выживаемость микроорга низмов.

Обычно

Butterfield рое

повышение температуры способствует обеззараживанию. и сотрудники, работая с Escherichia coli, наблюдали 5-крат бактерицидной активности хлора при температурах

увеличение

302

14.

ТЕМПЕРАТУРА

303 В исследовании,

20-25 °С по сравнени!Ю с диапазоном 2-5 ос [5]. проведеином в армейском соединении США, Ames п обеззараживания хлором было

Smith обнаружили 9-кратное ПОВЫШенпе эффеКТИВНОСТИ В интервале ОТ 8 ДО 40 оС [6]. По сообщению Chambers, влияние температуры на эффективность несущественным прп значениях рН

тивности [7]. Аналогичные результаты получены с вирусами Г 8]. От с повышением температуры Коагуляция

между 7,0 ИJ 8,5, но при более высоких значениях рН в диапазоне тем ператур от 4 до 22 ос наблюдалось 4-8-кратное нарастание эффек мечается, что инактивация Mycobacteriшn fortuitшn озоном возрастает

[9]. снижают число взвешенных ор влияет на эти процессы.

и седпментация воды

ганизмов, а температура, как отмечено ранее,

При данном значении рН более высокая температура ведет к боль шей диссоциации хлорноватистой кислоты. Однако величина этого влияния на эффективность обеззараживанпя воды хлорированием име

ет вторичное значение по сравнению с более выраженным п противо положно направленным влиянием повышенного бактерицидного дей ствия высоких температур.

Опубликованные данные

иногда

неоднозначны в отношении влия

ния температуры на выживаемость бактерий в воде Г 10]. Наблюда лись сезонные колебания количества бактерий группы кишечной па лочкп в водаисточниках [ 11]. Однако температура может быть только одним из ряда факторов, ведущих к этим колебаниям. При низких температурах виру,сы могут выживать значительно дольше, чем бактерии, и для полиовирусов отмечена выживаемость

в водопроводной воде при нпзкой температуре до эпидемиологическое исследование вирусного и температурой неочпщенной воды

6 мес [ 12]. Однако гепатита А в 13 городах

США не обнаружило корреляции между показателем инфицирования

[ 13].

Продолжительность выживания в воде цист и яиц паразитических

червей сокращается при высоких температурах. Например, яйца Schistosoma погибают в течение 3 дней при 29-32 °С, 3 нед при 15-24 ос и 3 мес при 7 ос [14]. Рост нежелательных организмов активизируется в теплой воде и может вести к развитию нежелательных привкусов и запахов.

14.4 Скорость образования

Химические аспекты

тригалометанов

хлорированной

питьевой

воде возрастает с температурой

[ 15], что является, возможно, наибо

лее важным фактором, влияющим на сезонные колебания концентра

ции тригалометанов [ 16]. Влпяние температуры на коррозию в системах очистки воды пока зывает, что коррозия усиливается как функция температуры [ 17]. Корректировка значения рН едким натром снижает степень этого уси ления в том же диапазоне температур на 50%. Однако при темпера туре ниже 10 ос в воде, содержащей гидроксид натрия, была обнару жена более высокая скорость коррозии, чем в необработанноii воде. Скорость коррозии являет,ся также функцией концентрации в воде растворенного кислорода. Колебания растворенного кислорода, свя занные с температурой, невелики по сравнению со значительно боль-

304

ЭСТЕТИЧЕСКИЕ КОМПОНЕНТЫ И ХАРАКТЕРИСТИКИ

шими (и протпвоположно направленными) измененпямп скорости кор розии, отмеченными выше. Однако содержанпе растворенного кисло рода играет незначительную роль в завнеимости коррозии от темпе ратуры.

Растворимость карбоната кальцпя снижается с температурой. Од нако при низкой шелочиости (50 мг/л по карбонату кальция) снпже ние значения рН с повышением температуры фактически увелпчнвает растворимость карбоната кальция. Это влияние на показатель насы щенпя способствует образованпю накипи за счет карбоната кальция и в то же время увеличивает агрессивность воды, что ведет к усилению

коррозии в системах горячего водоснабжения. СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. Nl.audling. J S. & Harris, R Н Effect of ionic en\·iroшnent and temperature on the coagulatioп of color-caнsing organic compounds \\'ith ferric su!fate. Joumal of the American \1-'ater 1\"or!~s Association, 60: -!60 (1968) 2 Camp, Т R et а! Effects of temperature on rate of floc formatioп. J ournal of tl1e American 1Гаtt'Г 1\"orks Association, 32: 1913 ( 1940). 3 American \\'atcr \Ynrks Associatioп 1Гater quality and treatment, 3rd ed Toronto, McGra\\•-Hill, 1971, рр. 89, 305 4 Weber, v,г J. & Morris, J. С Equilibria and capacities for adsorption on carbon Journal of t!re Sanitary Engineering Diuision, Proceedings of t!1e American Society of Ciuil Engineers, 90: (5А3) 79 (1964). 5. Butterfield, С Т. et а!. Inflнence of рН and temperature on the survival of coliforms and enteric pathogens when exposed to free chlorine PuЬlic !realth reports, 58· 1837 (1943) 6. Ames, М & Whitney-Smiih. \V. Journal of bacteгiology, 47: 445 (1944). 7. Chambers, С. v,г An overview of the problems of disinfection. Symposium оп waster.IJafer trealment in cold climates. Saskatoon, Canada, University of Saskatche\\·an, 1974, р 423 (EPS 3-\\ 1 Р-74-3) 8. White, G. С Disinfection: The last line of defense for potable water Journal of the American Water W'orks Association, 67: 410 (1975). 9. Farooq, S. et а! Influence of temperature and UV light on disinfection \\'ith ozone 111ater researc!r 11: 737 (1977). 1О. Rudolfs, W et а! Literature revie\\' on the occurrence and survival of enteric, pathogenic, and relative organisms in soil, water, se\\·age, and sludges, and on vegetation. Sewage and industrial wates, 22: 1261 (1950). 11. Rao, S S. & Henderson. J. Summary report of microblological baseline data оп Lake Superior 1973. Otta\va, Enyironment Canada, Inland Waters Directorate, 1974 (Scientific Series No 45). 12. Health and Welfare Canada Microblological quality of drinking water. Otta\va, Health and Welfare Canada. 1977, (77-EHD-2). 13. Taylor, F В. et а! The case for water-borne infectious hepatitis. American J ournal of puЬlic !realth. 56: 2093 (1966) 14. Temperature In: \Гater qualittt criteria, 2nd ed. Sacramento, СА, California State \Vater Qнality Control Board, 1963, р 283 15. Stevens, А. А et а! Chloriпation of organics in driпking \\'ater J ournal of tlu' Americarz \flafer \\?ог!гs Association, 68: 615 (1976) 16. Smillie, R. D et а! Organics in Ontario drinlгing water, Part II. Toronto. Ontario Ministry of the Environment, 1977. 17. Mullen, Е. D. & Ritter, J А РоtаЬ!е \\·ater corrosion control. Journal of the Americaтt Water \f!orks Association, 66: 473 (1974).

15.

СУХОй ОСТАТОК-ОБЩЕЕ СОДЕРЖАНИЕ РАСТВОРЕННЫХ ТВЕРДЫХ ВЕЩЕСТВ

15.1 де

Общие замечания

Общее содержание растворенных твердых веществ включает неорганические соли п

(ОСРТВ) в во· органиче

небольшпе количества

ского вещества. Основнымп ионамп, определяющими ОСРТВ, являются карбонаты, бикарбонаты, хлориды, сульфаты, нптраты, натрпй, калпй,

кальций и магнпй

[ 1].

Сухой остаток влпяет на другпе показатели коррозпрую

качества питьевой воды, такие как привкус, жесткость, щие свойства и тенденция к накипеобразованию.

15.2

Распространение

Общее содержание растворенных твердых веществ может обуслов лпваться природнымп источникамп, сбросом сточных вод городским ливневым стоком или сбросами промышленных сточных вод. Вода, контактирующая с гранитом, кремнистым песком, хорошо выщелоченной почвой и с другими относительно нерастворпмыми ма

териалами, имеет уровнп ОСРТВ менее 30 мг/л Г2]. В воде в районах докембрийского щита уровни ОСРТВ обычно ниже 65 мг/л Г 3]. В зо нах палеозойских п мезозойских осадочных пород воды пмеют более

высокие уровнп ОСРТВ -в диапазоне от менее риды, кальций, процессов

195

до

1100 м г/ л [ 3], показателя

основными присутствующими в них понами являются карбонаты, хло

магний и сульфаты

[2, 4]'. в

Помимо этих природных этого

вымывания,

дополнительное

увеличение

могут вызывать коммунально-бытовые и промышленные сточные воды.

засушливых условиях

ОСРТВ

небольших

реках

может

воз

растать до уровней 15 г/л. В других местах в засоленных водах от мечаются уровни ОСРТВ, превышающпе 35 г/л: [ 3]. Использование соли для борьбы со снегом п льдом на дорогах в зимний период ведет к загрязнению как поверхностных, так и подзем ных водоисточников, вызывая в некоторых странах значительное по

вышение ОСРТВ. Зимой 1969-1970 rr. в дорожной сетп Дании было использоаано 203 000 т соли; в Канаде в 197 4 г. было использовано

млн т , а в США применение соли для борьбы с обледененпем дорог в 1970 г. оценивалось в 9 млн. т., и все это вносит свой вклад в уровни ОСРТВ в воде рек, водотоков и подземных водоисточни· ков [5].

2,5

15.3 Данные у лиц,

Влияние на здоровье

вредных

физиологических питьевую воду

реакциях, с уровнями

наблюдающихся ОСРТВ выше

1000 мг/л, отсутствуют [2, 4, б]. Результаты некоторых эпидемиологиЗОБ

потребляющих

306

ЭСТЕТИЧЕСКИЕ КОМПОНЕНТЫ И ХАРАКТЕРИСТИКИ

ческих исследований позволяют предполагать, что ОСРТВ в питьевой воде может даже иметь положительный эффект для здоровья.

Считается, что обычные растворенные минеральные соли влпяют на привкус воды [7-11]. Влпяние, которое многпе нз этих минераль ных элементов оказывают на привкус, рассматривается в отдельных

обзорах по этим компонентам п в разделе, касающемся привкуса (см. с. 294). Brшmld с сотрудниками [8] следующим образом оцени вают вкусовые качества питьевой воды соответственно ОСРТВ в ней: Отличная: Хорошая: Неплохая: Плохая: Непрпемлемая:

менее 300 м г1л от 300 до 600 мгjл от 600 до 900 мгjл от 900 до 1200 мгjл более 1200 мгjл.

Вода с крайне низкими уровнями ОСРТВ также может быть не приемлемой из-за ее безвкусности.

15.4 Некоторые магний,

Другие аспекты

компоненты и

ОСРТВ,

такие

как

хлориды, на

сульфаты, или

кальций

карбонаты,

оказывают

влияние

коррозию

образование накипи в системах распределения воды Г 2]. Растворенные твердые вещества обычно не устраняются общепри нятыми на станциях очистки воды методами. Несмотря на то, что прп

общем содержании растворенных твердых веществ в воде выше 1000 мг/л вредных физиологических эффектов не зарегистрировано, считается, как правило, недопустимым превышать этот уровень, кото

рый и предлагается в качестве рекомендуемой величины. СПИСОК ЛИТЕРАТУРЬI

1. Quality criteria for water. Washington, DC, US Environmental Proteciion Agency, 1976 (ЕРА-440/9-76-023). 2. Rain\\'ater, F. Н & Thatcher, L. L. Methods for colleclion and analysis of water samples. Geo!ogica! Survey Wa1.er-Supply Paper, V/ashinglon, DC, US Government Printing Office, 1960 3. Garrison Investigative Board. Water quality report (Appendix А). Garrison DiYersion Study, Report to the Iniernational Joint Commission: US-Canada, \Vindsor, Ontario, 1977. 4. Durfor, С. J. & Becker, Е. Consiituents and properties of water In: Pettyjohn, W. А, ed. Water quality in а stressed enviromnent. Minnesota, Burgess PuЬ!ishing Company, 1972. 5. Sodium, chlorides апd conductivity in drinking-water supplies. Copeпhagen, WHO Regional Office for Europe, 1979 (EURO Reporis and Studies, No. 2). 6. Ongerth, Н. J et а! The taste of water PuЬ/ic fzealtlz reporls. 79: 351 (1964) 7. Bruvold, W. Н. & Pangborn, R. М. Rated acceptability of mineгal tasie in water. lournal of applied psyclzology, 50: 22 (1966). 8 Bruvold, W. Н. et а!. Consumer attitudes to\\·ard mineral taste in doшestic V<'ater. lournal of tlle American Water Works Association, 59: 547 (1967). 9. Bruvold, W. Н. Sca!es for rating the taste of \\'ater. Journal of applied psychology, 52: 245 (1968). 10. Bruvold, W. Н. Mineral taste and the potabllity of domestic water. Water research, 4: 331 (1970). 11. Bruvold, W. Н. & Ongerth, Н. J. Taste quality of mineralized water. Journal of tlиJ American Water Works Association, 61: 170 (1969).

16.

МУТНОСТЬ

16.1 Общие замечания Мутность воды вызывается присутствием взвешенных веществ, та ких как глина, ил, коллоидные органические частицы, и планктон и

другие

микроскопические определенных

организмы.

Мутность

представляет собой светопоглощающих

выражение

светарассеивающих

свойств водной пробы. Она является показателем, значимость которого

в большой степени зависит от метода определения. Общая интенсив ность и угловое распределение света, рассеиваемого мутной водой, от ражают общие эффекты взаимодействий внутри частиц и между ними.

Они сложным образом зависят от таких факторов, как число, размер, форма и показатель преломления чужеродных частиц, а также длина волны падающего света. Несмотря на сложность факторов, может быть

сделан ряд обобщений [1, 2]. При определении мутности воды могут быть использованы дов, но основу современных стандартных методов составляют

мето

только

два из них- нефелометрия и турбидиметрия Г 3-6]. Исторически определение мутности сточных и питьевых вод осно

вывается на Джекеона

свечевам

мутномере Джекеона собой эмпирическую

[7]. Мутность по свече величину, полученную

представляет

при измерении в специальном градуированном сосуде той высоты столба пробы воды, при которой перестает быть впдимым пламя го

рящей стандартной свечи, наблюдаемое вертикально через пробу. Еди ница мутности Джекеона (ЕМД) определяется в виде высоты столба

воды; высота

21,5

см соответствует

ЕМД

1[5, 6].

Свечевой мутно

мер Джекеона применим только при мутности, превышающей и поэтому имеет ограниченное применение при

25 ЕМД, мутно ве

мониторинге питьевой

воды. ники

помощью и

усовершенствованных оптика,

приборов,

например,

мера Паттерсона света

[3], в которых используются электрические петоч можно определять меньшие

отражательная

личины мутности. Как альтернатива ЕМД, мутномеры могут быть откалиброваны по концентрации взвешенных твердых веществ (мг/л), которая вызывает определенную мутность (гравиметрическое опреде ление). Для приготовления стандартных взвесей обычно используются днатомавые земли. Этот метод определения (иногда называемой зе мельной шкалой Фуллера) имеет произвольный характер и специфи чески зависит от вида и размера частиц конкретной использованной

глины [8]. Современным методом выбора для определения мутности является нефелометрпческий метод [б, 9-11]. Нефелометрические мутномеры измеряют интенсивность света, рассеивающегося под углом

90°

к пятну

307

Зов падающего

ЭСТЕТИЧЕСКИЕ !(ОМПОНЕНТЫ И ХАРАКТЕРИСТИКИ

света.

Различия

конструкцпи

таких

мутномеров

могут

вызывать различия в определяемых величинах

мутности.

В попытке свести такпе различия к минимуму специально опреде ляются оборудование, служащее петочником света, геометрия детек

тора 11 метод калибровкп повсеместно на

[6]. В качестве стандартов мутности почтп предприятиях приняты суспензпи

водохозяйственных

полимера

формазина при

[7]. Суспензия формазина, образующаяся прп определенных условпях гидразии сульфата

взаимодействии

мг/л) с гексаметпламинтетрамином (500 мг/л), имеет определен ную мутность 40 нефелометрических едпниц мутностп (НЕМ) Г 6, 10]. Онп известны также как формазиновые едпнпцы мутности (ФЕМ).

(50

При

определении

на

свечном

мутномере

эта

стандартная

суспензия

нмеет мутность около

ЕМД [б].

При определении вышеуказанными методами мутность представ ляет собой неспецифическое измеренпе концентрации взвешенных твердых веществ. Недавно появились электронные счетчикп частиц, которые могут точно подсчитывать п регистрировать число взвешен

ных частиц как функцпю их размера. Обычно имеет место завпспмость между мутностью (в дпапазоне 0,2-1 НЕМ) п количеством частпц; хорошего согласованпя («точка в точку») между этими двумя метода ми нет [11].

16.2

Распространение

Частицы, обусловливающие мутность воды, колеблются по велн чине от коллоидных размеров (приблизительно 10 нм) до порядка 0,1 мм в диаметре. Они могут быть разделены на трп общпх класса: глины; органпческие частицы, образующиеся в результате разрушения растительных и животных остатков, и волокнистые частпцы, напри

мер, асбестовые минералы

[ 12].

Размер частиц глпны обычно пмеет в с

верхнпй предел около 0,002 мм в дпаметре. Основную часть вэвешенных веществ вод составляют частицы почвы, уносимые

большинстве поверхности

природных земли в ре

зультате эрозий. Более грубые фракции песка и ила полностью или частично покрыты органическим веществом. Глинпетую фракцию со ставляют частицы фпллоспликатной глины, териалы, такпе как оксиды и гпдроксиды

а также неглинистые ма п алюминия, кварц,

железа

аморфный кремнезем, карбонаты и полевой шпат органические значительно частицы часто более высокую обнаруживаются

Г 12].

Глинистые и «гли

совместно в виде

нисто-органического» органические глины

комплекса

[ 12].

Гуминовые к нонному

вещества обмену,

имею-r: чем не

способность

[ 13], и во многих случаях влияние гуминовых

компонентов преобладает. Органическая мутность, обусловленная накоплением микроорганиз

мов, может наблюдаться в столь больших количествах, что вода ста новптся неприятной п мутной. Примерами мутности, обусловленной мпкроорганизмами, являются летнее цветение сине-зеленых водорос

лей в поверхностных

водоемах, остатки водорослей и детрпт железо

бактерий в распределительных системах (таким проявлением является

красная вода)

[ 14].

16. МУТНОСТЬ

Зо9

Jiee 1000

Мутность неочпщенноii воды может колебаться от менее 1 до бo НЕМ. Устранение мутности может достпгаться простой фпль эффектпвно, сочетанпем коагуляции, осаждения

трацпей или, более и фильтрации.

Фильтрация через

песчаное основание

пли другие

простые

филь

трующпе среды может позволить стабпльно получать воду с мутностью 1 НЕМ пли менее. Ценную помощь в достпженип такой эффективности работы оказывает непрерывный мониторинг на всех стадиях очистки.

16.3

Связь с другими показателями качества воды

Мутность воды связана со многими другими показателями качества воды или оказывает влиянпе на них. Частицы могут также использо ваться некоторыми микроорганпзмамп для питанпя и защиты.

Имеются данные о том, что большая часть цветности образуется за счет коллопдных частиц, а 50% такой цветности обусловливается «коллоидной фракцией» гуминовых веществ , [ 15]. Вследствие этогс истинная цветность определяется как окраска воды, из которой устра· няется мутность [ 16]. Давно установлена также связь между высокой мутностью воды, как неочищенной, так и фильтрованной, п ее привкусом п запахом,

и присутствие взвешенных

частпц в снетемах

питьевого

водоснабже

НIIЯ делает воду непривлекательной для потребителя

[ 17].

Мутность может оказывать значительное влияние на микробиоло гическое качество пптьевой воды. Ее наличие может осложнять выяв ленпе в питьевой воде бактерий п вирусов. Рост мпкробов в воде про псходпт наиболее интенсивно на поверхности частиц и в свободных хлопьях, встречающихся в природных условиях, а также в хлопьях,

образующихся в процесс е коагуляцпи (см. ч. 1, «Микробиологические аспекты»). Этот рост облегчается тем, что питательные вещества ад сорбируются на поверхностях, благодаря чему задержпвающиеся на них бактерип могут расти эффектпвнее по сравнению с бактерпямп, Находящимнея в свободном состояшш в суспензпи [18, 19]. Подобно этому показано, что речной пл легко адсорбирует вирусы [20]. В про цессе очистки воды коагуляцией бактерии и вирусы улавливаются образующимпся хлопьямп и удаляются вместе с мутностью [21, 22]. Засорение хлопьями песчаного основания сопровождается увеличенн ем проникновенпя вирусов, даже если мутность очищенной воды оста

ется нпже 0,5 НЕМ [23]. Органическпе, неорганическпе или образуемые высшими мпкроскr пическими организмами частицы могут защищать бактерип п вирус''' от действпя обеззараживающих веществ. Sanderson и Kelly отметим! присутствие колиформных организмов в воде с мутностью в диапазоне 3,8-84 НЕМ даже после обеззараживания хлором при концентрацпях свободного остаточного хлора 0,1-0,5 мг/л и минпмальном времени контакта 30 мин.а Neefe с сотруднпками показали, что хлорирование

а Замечания по поводу статьи

Clark, N.

А.

а!.

[21].

310

ЭСТЕТИЧЕСК:ИЕ К:ОМПОНЕНТЫ И ХАРА!(ТЕРИСТИ!(И

питьевой воды, преднамеренно загрязненной фекалиями, само по себе было недостаточным для защпты против вирусного гепатша А [24]. Вода могла считаться безопасной для питья только при проведении перед хлорпрованием коагуляции и фильтрации. В лабораторных пс следованиях было показано, что присутствие в воде разлпчных глин

и гуминовых кислот защищало KJebsiella aerogeпes (инактивпрован ных) от обеззараживания ультрафиолетовым излученнем [25]. Потребленпе хлорированной воды с высокой мутностью может быть

опасным для здоровья 26-29]. Способность некоторых взвешенных частпц к адсорбцип может ве сти к захватыванию ими вежелательных неорганических и органиче

ских соединений, присутствующих в воде, и это может обусловить кос венную зависимость между мутностью и аспектами качества воды,

связанными со здоровьем. Наиболее валшыми в этом отношении яв ляются органические, или гуминовые, компоненты мутности 30-33]. Прочность некоторых металл-гуминовых комплексов, входящих во

фракцию мутности, может осложнять ·,·Jллов микроэлементов в природных

аналитическое определение водах, приводя к

ме

заниженпю

оценки содержания металла

[ 34].

Органические молекулы также адсорбируются природным органи ческим веществом. Гербициды, такие как 2,4-D, Паракват п Дпкват, также могут адсорбироваться на глннисто-гуминовых частицах; на эту адсорбцию значптельно влияют катионы металлов, присутствующие в

гуминовых веществах

[ 35].

Следовательно,

наличие

мутности может

мешать также выявлению в пробах воды биоцпдов. Поскольку мутность используется в качестве меры эффектпвностп удаления частпц в процессе очисткп воды, низкая мутность очищенной

воды служит показателем эффективности процессов коагуляцшr, осаж денпя и фплырации.

16.4 Влияние на здоровье Мутность, превышающая рекомендуемую величпну нежелательна для потребителей [ 36]. Обнаружение лительную сеть, указывает на ее загрязненпе после

НЕМ, обычно более высокой коррозню

мутности воды в точке водоразбора, чем прп поступленпи в распреде очистюr,

или другие нарушения в процессе распределения. Вследствие того, что избь:точная мутность может предохранять мпкроорганпзмы от дей

ствпя обеззараживания, стимулировать рост бактерий в воде п сама проявляет значительную потребность в хлоре, жизненно необходимо, чтобы в производстве безопасной питьевой воды с использованием хло ра как обеззараживающего агента мутность поддерживалась нпзкой, предпочтительно ниже 1 НЕМ.

СПИСОК. ЛИТЕРАТУРЫ

1. Black, А. Р. & Hannah, S. А. Measurement of 1о\\' turЬidities Journal of t11e American \Vater \\''orks Association, 57: 901 ( 1955) 2. МсС1tшеу, \V R. Radiometry of \\·ater turЬidity measurements Journal of t!1e Water Pollution Corztrol Fedeгatiorz, 47: 252 ( 1975).

16.

МУТНОСТЬ

311

3. Eden, G. Е. The measureшent of turЬidity in water. Proceediпgs of the Society of Water Treatment and Examination, 14: 27 (1965). 4. AWWA Task Group. Progress toward а filtraЬility index test. Joumal of the American Water Works Association, 51: 1539 (1959). 5. Standard methods of test for turЬidity of water, Dl889-71 (1977). ln: 1980 Annual book of ASTM standards, Part 31. Philadelphia, American Society for Testing and Materials, 1980, р. 260. . . 6. American PuЬlic Health Association. Standard metlюds for tlre examrnatюn of water and wastewater, 14th ed. Washington, DC, American Water Works Association, 1976, р. 131. 7. Hach, С. С. Understanding turЬidity measurement lndustrial water engineering, 9: 18 (1972). 8. Packham, R. F. The preparation of turЬidity standard. Proceedings of tlre Society of Water Treatmeпt and Examination, 11: 64 ( 1962). 9. National interim primary drinking water regulations. Washington, DC, US Environmental Protection Agency, 1976, р. 12 (ЕРА-570/9-76-003). 10. TurЬidity. ln: Methods for c!remical aпalysis of water and wastes. Washington, DC, US Environmenta1 Protection Agency. 1976, р. 295 (ЕРА-625-6-7 4-003а). 11. Beard, J. D. & Tanaka, Т. S. А comparison of particle counting and nephelometry. Joumal of t!re American \Vater Works Association, 59: 533 (1977). 12. National Research Council. Drinking water and healtlr. Washington, DC, National Academy of Sciences, 1977, Chapter IV. 13. Narkis, N. & Rebhun, М. The mechanism of flocculation processes in the presence of humic substances. J ournal of tlre American Water Works Association, 67: 101 (1975). 14. Macl\enthun, К М. & Keup, L Е. Biologica1 proЬlems encountered in water supplies. Journal of tlre American Water Works Association, 62: 520 (1970). 15. Pemmanen, V. Humus fractions and their distribution in some 1akes in Finland. ln: Povo1edo, D. & Go1terman, Н. L., ed., Н umic substances, t!Jeir structure and function in tl!e blosphere. Wageningen, The Nether1ands, Pudoc, 1975, р. 207. 16. American Public Health Association. S/andard metlюds for the examination of water and wastewater, 14th ed. Washington, DC, American Water Works Association, 1976, р. 64. 17. Atkins, Р. F. & Tomlinson, Н. D. Evaluation of daily carbon chloroform extracts with САМ. Water sewage works, 110: 281 (1963). 18. Brock, Т. D. Principles of microblal ecology. New Jersey, Prentice-Hall lnc., 1966, рр. 72-74. 19. Stotzky, G. lnfluence of clay minerals on microorganisms. 111. Effect of particle size, cation exchange capacity, and surface area on bacteria. Canadian journal of microЬiology, 12: 1235 (1966). 20. Berg, G. Removal of viruses from sewage, effluents, and waters. 2. Present and future trends. Bulletin of tlre World Health Organization, 49: 461 (19'73). 21. Clarke, N. А. et а1. Human enteric viruses in water: source, survival and removability. ln: Proceedings of tlre Intematioпal Conference in Water Pollution Research, London, 1962. Advances in water pollution researclr, 2: 523 (1964). 22. Foliguet, J. М. & Doncoeur, F. Elimination des enterovirus au cours du traitement des eaux d'alimentation par coagu1ation-focu1ation-filtration. Water researclr, 9: 953 (1975). 23. Robeck, G. G. et а1. Effectiveness of water treatment processes in virus remova1. Joumal of t/Je American Water Works Association, 54: 1275 (1962). 24. Neefe, J. R. et al. lnactivation of the virus of infectious hepatitis in drinking water. American journal of puЬlic healtlr, 37: 365 (1947). 25. Bitton, G. et а1. Effect of severa1 clay minera1s and humic acid on the survival of Кlebsiella aerogenes exposed to ultraviolet irradiation. Applied microblology, 23: 870 (1972). 26. Dennis, J. М. !955-56 lnfectious hepatitis epidemic in Delhi, lndia. Journal of the American Water Works Association, 51: 1288 (1959). 27. Symons, J. М. & Hoff, J. С. Rationale for turЬidity maximum contaminant level. Presented at 3rd Water Quality Technology Conference, Atlanta. Washington, DC, American Water Works Association, 1975. 28. Hudson, Н. Е. High-quality water production and viral disease. Joumal of the American Water V?orks Association, 54: 1265 (1962). 29. Taylor, F. В et а1. The case for water-borne infectious hepatitis. American journal of public health, 5С 'Ю93 (1966). 21-1084

312

ЭСТЕТИЧЕСК:ИЕ I(OMtiOI-IEI-ITЬ! И ХАРА!(ТЕРИСТИ!(И

30. Schnitzer, М. & 1\ahn, S. U. Humic substances in the enviromnerzt. New York, Marcel Dekker Inc., 1972, рр. 204-251. 31. Chau, У. К & Lum-Shue-Chan, К. Measurement of complexing capacity of Iake waters. ln: Povoledo, D. & Golterman, Н. L., ed., Humic substances, their structure and function in the Ьiosphere. Wageningen, The Netherlands, Pudoc, 1975, р. 11. 32. Oliver, В. G. Heavy metal levels of Ottawa and Rideau River sediments. Environmental science and technology, 7: 135 (1973). 33. Ramamoorthy, S. & Rust, R. R. Mercury sorption and desorption characteristics of some Ottawa River sediments. Canadian journal of earth sciences, 13: 530 (1976). 34. Gardiner, J. The chemistry of cadmium in natural water-1. А study of cadmium complex formation using the cadmium specific-ion electrode. Water researcfz, 8: 23 (1974). 35. К:ahn, S. U. Adsorption of 2,4-D from aqueous solution Ьу Fulvic acid-clay complex. Environmental science and tec!mology, 4: 236 (1974). 36. PuЬlic f1ealth service drinking water standards, Rockvi!Ie, MD, US Department of Health, Education and Welfare, 1962, р. 21.

17. 17.1 Цинк является

цинк

Общие замечания распространенным элементом, и его

повсеместно

содержание в земной коре составляет приблизительно 0,04 г/кг Наиболее сфалерит

r1] о

(ZnS),

распространенным цинксодержащим минералом является который часто связан с сульфидами других металлов,

например, свинца, меди, кадмия и железа [ 2]. Природное содержание ЦИНКа В ПОЧВаХ оценивается ОТ 1 ДО 300 МГ/КГ [3]. Концентрации цинка в атмосферном воздухе значительно варьиру ются в зависимости от таких факторов, как близость к точечному

источнику. В сельских населенных пунктах типичны концентрации цин ка от 10 до 100 нг/м 3 , тогда как в городских районах наиболее часто

ОТМеЧаЮТСЯ КОНЦентраЦИИ В диапазоне ОТ 100 ДО 500 МГ/М 3

[

4].

Карбонаты, оксиды и сульфиды цинка плохо растворимы в воде, в то время как высокорастворимые хлоридные и сульфатные соли склонны к гидролизу с образованием гидроксида и карбоната цинка. В результате этого концентрация цинка в природных водах обычно нпзкая. Адсорбция на донных отложениях дополнительно снижает

концентрации растворенного цинка

r5] о

17.2 но выше, чем в

Распространение

Концентрация цинка в водопроводн01"r воде может быть существен поверхностных водах, вследствие вымывания его из

оцинкованных труб, латуни и цинксодержащей арматуры. Концентра ции цинка в водопроводной воде обычно колеблются от 0,01 до

1 мг/л [6]. 17.3 Пути воздействия

Цинк- важный элемент в питании, и в США имеются комплекс ные таблицы содержания цинка в пищевых продуктах [7, 8]. Наиболее богаты цинком мясные п молочные продукты, хотя важным источнrr

ком являются также крупы и орехи Г 8]. Содержание цинка в некото рых важных группах пищевых продуктов [9]: говядина, нина молоко

свинина

бара

20-60

мr/кг

3-5

рыба и морские продукты

бобовые п пшеница лиственные овощп п фрукты

мг/кr свыше 15 мr/кr 15-50 мr/кr менее 2 мr/кr (по сырой массе).

21*

313

314

V. ЭСТЕТИЧЕСК:ИЕ К:ОМГТЬНЕНТЫ И ХАРАК:ТЕРНСТИ!(Н

Пища, несомненно, основной источник цинка для человека. несуточное поступление в организм здорового человека

Сред

указывается

12 мг [ 10]. Среднесуточное поступление с пшьевой водой, вероятно, не превышает 400 мкг. Атмосферный воздух является незначительным источником цинка для человека.

17.4

Влияние на здоровье

Цинк- необходимый элемент для животных п человека, который нужен для функцпонирования различных ферментных систем, в том числе щелочной фосфатазы, угольной ангпдразы и алкогольдегидроге

назы

[ 11]. Известно более 70 цинксодерж:ащих металлоферментов Г 12].

Рекомендуемое суточное потребление цинка составляет, в зависи мости от возраста п пола, от 4 до 15 мг; беременным женщинам и

матерям новорожденных детей требуется до 16 мг/сутки Г 13]. В Египте п Исламской Республике Иран описывается эндемический

синдром недостаточности цинка (среди молодых людей) незрелости, в том числе анемией, вызывается, вероятно,

[ 14, 15]. низкпм

Этот в са

спндром, характеризующийся задержкой роста 11 другими признаками

сыванием цинка в кишечнпке. Полное !IЗЛечение достигается при пер

оральном введении ежедневно больших доз цинка в впде сульфата Г 16]. На всасывание цинка у человека и животных влияет много факто

ров, например, потребление белка, витаминов и металлов

Г 17]. Прп

низком потреблении цпнка и низкой массе тела всасывание цинка воз растает, тогда как высокие пероральные дозы цинка, кальцпя и фити

на снижают потребление цинка; определить всосавшуюся долю потреб ленного цинка трудно, поскольку цпнк выводirтся также через кишеч

ник

{18, 19].

Однако цпнк не накапливается

тканях,

и считается,

что между всосавшейся долей и поступившим в органпзм количеством

имеется обратная завнеимасть Г 22]. Концентрации цинка в сыворотке и плазме крови человека состав ляют около 1 мг/л, тогда как в цельной кровп онп приблизительно в 5 раз выше веледетвне высокой концентрации ( 1О мг/л) в эритроци тах [20]. Наибольшие концентрации цинка в организме наблюдаются в предстательной железе ( 100 мг/кг сырой массы), но высокие уровни отмечаются также в костной ткани, мышцах, печенп и поджелудочной

железе Г 21]. Цинк можно считать нетокспчным элементом. ВследстЕпе нпзкой токсичности цинка и эффективных гомеостатическпх механизмов ре гуляции опасность для человека хронпческой токспчности цинка, по ступающего с пптьевой водой и рацпоном, маловероятна. Спмптомы токсдческого действия цинка у людей включают рвоту, дегпдратацпю, нарушение баланса электролитов, абдоминальные боли в животе, тош ноту, сонливость, головокружение п ухудшение мышечной коордпна

ции [ 17]. Оппсана острая почечная недостаточность, вызванная хло ридом цинка 23]. В суточных дозах 150 мг цинк нарушает метаболизм меди п )!\еле за, поскольку он является антагонистом этих металлов. Однако при адекватном потребленип меди п железа даже выеокне дозы цинка

не представляют серьезной проблемы. Цинк является также метабо-

17.

цинк:

315 можно ожидать, что

лическим

антагонистом

кадмия.

Следовательно,

высокое потребление цинка будет оказывать некоторое защитное дей ствие в отношении токсических эффектов высоких доз кадмия из окру

жающей среды 24] о Тесты на порог привкуса свидетельствуют о том, что

населения

отличают воду, не содерж:ащую цинка, от воды, содержащей его в кон·

центрацпи

4,3 мг/ л (в виде сульфата цинка) [25]. Уровни, при кото

рых обнаруживаются другие соли цинка, несколько выше.

17.5

Другие аспекты

Цинк придает воде не;.келательный вяжущий привкус; кроме этого, в воде, содержащей цинк в концентрациях, превышающпх 5,0 мг/л, мол,ет появляться опалесцендня и образовываться маслянистая плен

ка при кипячении. Эта величина предлагается в качестве рекомендуе

мой.

Однако во шбежание любой нз вышеупомянутых проблем уро

вень содержания цинка в воде должен быть значительно ниже указан

ной величины. СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. Browing, Е. Toxicity of industrial metals. 2nd ed. London, Butter\\'orths, 1969, р. 348. 2. Quality criteria for water. \Vashington, DC, US Environmental Protection Agency, 1976, р. 481 3 Levinson, А. А. Iпtroduction to exploration geochemistry. Calgary, Applied Publishing Со, 1974, р. 44. 4. Nriagu, J. 0., ed. Zinc in the environment Part 1: ecological cycliпg. New York, John Wiley & Sons, 1980 5 Нет, J. D. Zinc Iп: Study and interpretation of tl1e c!temical characteristics of natural water. Washington, DC, US Geological Survey, 1970, р. 125 (Water-Supply Paper 1473). 6. Zoeteman, В. С. J & Brinkшan F. J. J Human intake of minerals from drinkingwater in the European coшшuпities In Н ardness of drinking water and риЫiс !Jealt/1. Proceedings of the European Scieпtific Colloquium, Luxembourg, 1975. Oxford, Pergamon Press, 1976, р. 173. 7. Murphy, Е. W. et а!. Provisioпal taЬ!es оп the zinc content of foods. Journal of the American Dietetic Association, 66: 345 (1975). 8. Freelaпd, J. Н & Cousiпs, R J Zinc content of selected foods J oumal of tlte Aтnerican Dietetic Association, 68: 526 ( 1976). 9. WHO Techпical Report Series, No 532, 1973 (Trace elemenls zn human nutrition: report of а \VHO Expert Committee). 1О. W arren, Н V. Some trace е lemeпt coпcentratioпs in various environments. In: Howe, G. М. & Loraine, J. А, ed. Environmental medicine. Loпdon, William Heinemann Mcdical Books Ltd, 1973, р. 9. 11. Parisic, А. F. & Vallee, В L Ziпc metalloenzymes: characteristics and sigпificaпce in Ьiology and medicine American ;ournal of c/inical nutrition, 22: 1222 (1969). 12. Symposium оп trace eleшeпts. Medical clinics of North America, 60: 4 (1976). 13. FooJ and Nutritioп Board. Recommended dietary allowances. 8th revised version. Washington, DC, Natioпal Academy of Sciences, 1974, рр 99-101. 14. Prasad, А. S. et al. Syndrome of iron, anemia, hepatosplenomegaly, hypogonadism, dwarfism and geophagia. American joumal of medicine, 31: 532 (1961). 15. Halsted, J. А. et al. Zinc deficieпcy in man. The Shiraz experiment. American joumal of medicine, 53: 277 (1972). 16 Michaelson, G. Zinc therapy in acrodermatitis enteropathica. Acta dermatologica, 54: 377 (1974). 17. Pгasad, А. S. & Oberleas, D., ed. Trace elements in !штап health and disease. Vol. 1: zinc and copper. New York, Academic Press, 1976, р. 470. 18. Becker, W. М. & Hoekstгa, W. G. The intestinal absorption of zinc. In: Skorylla, S. С.

316

ЭСТЕТИЧЕСКИЕ К:ОМПОНЕНТЫ И ХАРАК:ТЕРИСТИК:И

19. 20. 21. 22. 23. 24. 25.

& Valdron-Edwards, D., ed. Intestinal absorption of metal ions, trace elements and radionuclides. New York, Pergamon Press, р. 229. Honstead, J. F. & Brady, D. N. The uptake and retention of 32Р and 65Zn from the consumption of ColшnЬia River fish. Н ealth physics, 13: 455 (1967). Sunderman, F. W. In: Goyer R. А. & Mehlman, М. А., ed. Aduances in modern toxicology. Washington, DC, Hemisphere Publishing Corporation, 1976. Halsted, J. А. et al. Joumal of nutrition, 104: 345 (1974). Heth, D. А. et а! Effect of calcium, phosphorus and zinc on zinc-65 absorption and turnover in rats fed semipurified diets. Journal of пutrition, 88: 331 (1966). Csata, S. et а!. Akute Niereninsuffizienz als folge einer. Zinkchloridvergiftung. Zeitsc!rrift fйr Urologie, 61: 327 (1968). Underwood, Е. J. Trace elements in human апd aпimal nutrition, 4th ed. New York, Academic Press, 1977, р. 545. Cohen, J. М. et а!. Taste threshold concentrations of metals in drinking \\•ater. Joumal of tlre American ll?ater Works Association, 52: 660 (1960).

ЧАСТЬ

Vl.

РАДИОАКТИВНЫЕ ВЕЩЕСТВА

ВВЕДЕНИЕ

Уровни радиоактивности питьевой воды, рекомендованные в стан

дартах, опубликованных ВОЗ в

1970 и 1971 гг. р, 2], основывались

на имевшихся данных Международной комиссии по радиологической защите (МI\РЗ) за период 1959-1966 гг. включительно. Однако в по следующем появилась дополнительная информация [ 3-5], которая учтена при подготовке настоящего руководства.

Рекомендуемые

величины

0,1

Бк/л

для

общей

альфа-активности

и 1 Бк/л для общей бета-активности основываются на потреблении воды взрослым человеком в количестве 2 л в сутки. Рекомендуется, чтобы об уровнях активности, превышающих эти величины, сообща лось компетентным органам на предмет принятия соответствующих

мер (в случае необходимости). Методы измерения общей альфа- и бета-активности, а также отдельных радиоизотопов описаны в другой

публикации [б]. Радиоактивные вещества поступают в окружающую ореду из раз личных источников- природных и антропогенных. 1\ числу природных источников относятся вещества, образуемые космическими лучами, ко торые могут попадать в водоемы с атмосферными осадками и ливне вым стоком, а также вещества, присутствующие в горных породах и

почвах, такие как уран-238 и его дочерние продукты- радий-226 и ра дон-222. Антропогенные радиоизотопы образуются в результате выпа дения при ядерных испытаниях, в атомной энергетике и при использо вании радиоактивных веществ для медицинских и других целей.

Ltoзa естественного облучения, получаемого человеком, зависит от ряда факторов, таких как высота местности над уровнем моря, коли чество и вид радиоизотопов в почве и их количество, поступающее в

организм из атмосферного воздуха, пищевых продуктов и воды. Уве личение использования частому их выводу в

источников ядерного среду и

излучения в

ведет к более к уве

окружающую

как

результат этого

личению

количества н в

радиоактивных оказывать

веществ

поверхностных влияние на для

под

земных водах

может

непосредственное используемых

уровни

радиоактивности

водоисточниках,

централизщJан

!-!Qго водоснаб~енпя.

319

ОСНОВНЫЕ СООБРАЖЕНИЯ

При оценке воздействия радиации составители Руководства следо вали рекомендациям МАГАТЭ [7] и МКРЗ [4, 5]. Международная ко миссия недавно ввела понятие «ущерб» с целью идентификации и, если это возможно, количественной оценки всех вредных эффектов. «Ущерб» определяется как математическое ожидание вреда, причи няемого воздействием излучения, пмея в впду не только вероятность

каждой

разновидности для

вредного

эффекта, как

но

ее

выраженность. так и вероят

МКРЗ считает, что знание величины поглощенной дозы само по себе недостаточно прогнозирования выраженности,

ности

вредного

влияния

на

здоровье

облучения

прп

неопределенных

условиях. Дозаэквивалентные пределы для защиты от излучения, ре комендованные комиссией, неприменимы к воздействию естественной радиации или не включают его, за исключением того, насколько опре

деленные

его

компоненты

увеличиваются

результате

деятельности

человека. Однако Комиссия признает, что, очевидно, не существует резкой границы между уровнями естественного излучения, которые могут считаться «нормальными», и повышенными уровнями радиации

вследствие среды.

деятельности

человека

или

выбора

условий

окружающей

Международная Комиссия по радиологической защите разработала

систему ограничения доз, включающую следующие требования: а)

ни

одно практическое применение радиации не может быть санкциони ровано если оно не дает выгоды, 6) все воздействия должны поддер · живаться на максимально возможном низком уровне с учетом эконо

мпчесюrх и социальных факторов и в) эквивалентная доза для отдель

ных лиц не должна превышать пределы, рекомендованные Комиссией для соответствующих обстоятельсп~.

2.1

Зависимость доза- ответ

Вредные влияния радиации на здоровье могут быть либо сомати ческими, т. е. проявляющимися у самого подвергшегося воздействию человека, либо наследственными, т. е. отражающимися на потомках подвергшегося воздействию индивидуума. Для некоторых соматических эффектов, таких как канцерогенез, и для наследственных эффектов функцией дозы, в отсутствие порога, считается вероятность проявления эффекта, а не его выраженность (стохастические эффекты). У других соматических эффектов выражен ность изменяется с дозой и эффект проявляется при уровнях, превы

шающих пороговые (нестохастические эффекты).

320

ОСНОВНЫЕ СООБРАЖЕНИ5I

321 предупреждение вредных

Задачей радиационной

защиты является

нестохастических эффектов п ограниченные вероятности возникнове ния стохастических эффектов до уровней, считающихся допустимыми. Последняя цель может быть достигнута применением снетемы огра

ничения доз, представленной в разделе 2.2. Предупреждение несто хастнческих эффектов достигается установлением дозо-эквивалентных пределов на уровнях, достаточно низких, чтобы пороговая доза не превышалась, даже если воздействие сохраняется на протяженин всей жизни. :Концентрация радиоактивного вещества в питьевой воде, тре бующаяся для снижения частоты стохастических эффектов до допу стимого уровня, автоматически будет исключать возможность возник новения нестохастических эффектов. Эквивалентная доза представляет собой метод колпчественного определения дозы, который обеспечивает лучшую корреляцию между

радиационным воздействием и индуцированными им вредными эффек тами, точнее, отдаленными стохастическпми эффектами.

Основным допущением :Комиссии является то, что в диапазоне рас сматриваемых воздействиГ1 вероятность наблюдаемого стохастического эффекта пропорциональна полученной дозе. Однако разные тканп организма обладают разной чувствительностью к пзлучению, вслед ствие чего М:КРЗ ввела взвешивающие коэффициенты эквивалентных доз, чтобы обеспечить меру одинакового риска. Сумма взвешенных доза-эквивалентных коэффициентов для каждоГ1 тканн служит мерой

общего риска и называется эффективной эквивалентной дозой. :Кроме того, в случае долгоживущих радиоизотопов, метаболизи рующих таким путем, что они задерживаются в организме на значи

тельные

периоды, как

результирующее общая

воздействие

может

растягиваться доза, получен

на многие годы. Приведенная эффективная эквивалентная доза (НЕБО) определяется эффективная эквивалентная

ная за 50 лет после поступления радиоизотопа в организм. Это- те меры для оценки воздействия, которые имеют отношение к настоящему обсуждению; «доза».

дальнейшем

для

краткости

может

ис

пользоваться термин

2.2

Дозо-эквивалентные пределы

Пределы доз, рекомендованные :Комиссией, категорий воздействия- професспонального и эквивалентных привносимых

применимы для двух общего. Ограничение эквивалентных доз, эквивалентных

доз

относится

сумме

ежегодных и

внешними

источниками,

приведенных

доз

от

радиоактивных

веществ,

поступивших

организм

на

протяже

нии

каждого

года.

Дозо-эквивалентные доз для

пределы,

установленные для населения является

профессионального воздействия, считаются верхними пределами. Огра ничение эквивалентных представителей

скорее теоретической превышающей

предпосылкой,

предназначенной главным дозу,

обра

зом для того, чтобы гарантировать, что получение индивидуумом дозы, установленную эквивалентную маловероятно.

Обычно для проверки эффективности используются методы отбора проб и статистических расчетов, а также контроль за источниками предположительного воздействия.

322

VI.

РАДИОАК:ТИВНЫЕ ВЕЩЕСТВА

Основные стандарты для радиационной защиты, основывающиеся на рекомендациях, устанавливают предел эффективной эквивалентной дозы для отдельных представителей населения 5 мЗв в год, прпмени тельно к средней эквивалентной :дозе в критической группе.а Однако в случаях, когда дозы для однпх и тех же лиц прпближаются к этому пределу для на протяжении их многих лет, целесообразно дозы на принимать меры ограничения до соответствующей средней эффективной эквивалентной дозе эквивалентной протяжении жизни

величины, 1 мЗв.

2.3 ходимо

Воздейст~ие применительно к качеству питьевой воды

Для применения вышеуказанных принципов к питьевой воде необ установить меру потенциального радпационного воздействпя

через воду. Несмотря на возможность предпринять оценку на основа нии уже имеющейся информации- санкционированных сбросов антро погенных радиоактивных веществ ядерными установками, геологиче

ских данных о

естественной радиоактивности и т. д.- для подтверж

дения

уровня

радиоактивности,

требуются

прямые

пзмеренпя.

Если

показано, что уровень допустимо нпзок, решенпе о необходимой часто

те дальнейших измерений может быть принято при последующем рас смотрении конкретных условий применения и после консультации с компетентными органами.

В случае выбора новых петочников водоснабжения может возник нуть необходимость в информации относительно уровней радиоактив ности в неочищенной воде. Уровни радиоактивности очищенной воды должны держаться под контролем.

ны,

Уровни радиоактивности, обнаруживаемые в питьевой воде, долж если это возможно, соотноситься (компетентным органом) с об

щим уровнем воздействия

из всех источников, которому подвергается население, обслуживаемое данными водоочистными сооружениями.

3. вергаются

ИСТОЧНИКИ ВОЗДЕйСТВИЯ РАДИАЦИИ отдельные лица, основывается на системе ограничения доз,

Основной критерий для оценки уровня воздействия, которому под рекомендованной МК.РЗ родными или при

[ 4, 5]. при

Воздействие может вызываться при естественных в результате

радиоизотопами уровнях,

уровнях

пх

содержания человека,

увеличенных

деятельности

например, применения фосфорных удобрений пли сброса шахтных вод, а также пскусственно полученными радпопзотопами, напрпмер, радио

активными осадками, обусловленными ядерными испытаниямп, выбро сами установок ядерной энергетикп и сбросами, являющимися резуль татом применения радиоизотопов

учных исследованиях

r8] о

медицине,

промышленностп

на

•

МКРЗ определяет «критические группы» как группы населения, характеристики кото· рых обусловливают подверженность их воздействию более высокого уровня, чем остальная часть населения, подвергающегося воздействию при данных практических условиях. Эти группы могут использоваться как мера верхнего предела индивидуаль· ных доз при использовании предлагаемого метода.

4. РЕК:ОМЕНДУЕМЫЕ ВЕЛИЧI!НЫ ДЛ5! ОБЩЕ!"! АЛЬФА- И БЕТА-А!(ТИВНОСП!

323

сти

Фактпческпе уровни естественной и антропогенной радиоактпвно регулярно оцениваются в глобальном масштабе, на,сколько это

возможно, Научным комнтетом ООН по действию атомной

НКДАР, последний доклад которого был опубликова в 1977 г. {8]. Оценка содержащихся в нем данных свидетельствует о том, что питье

раднации

вая вода является относительно незначительным компонентом общего воздействия радиации.

РЕКОМЕНДУЕМЫЕ ВЕЛИЧИНЫ ДЛЯ ОБЩЕй АЛЬФА- И БЕТА-АКТИВНОСТИ представляющие интерес в контексте настоящего

Р адпоизотопы,

руководства, были выделены, исходя пз их присутствия в природной окружающей среде, а также образованпя в результате деятельности человека. Они определены в основном как альфа- и бета-излучатели, некоторые пз которых являются радпоактивнымп дочернимп продук

тами.

Тппичным

представптелем

встречающихся

природе

пред

ставляющих интерес альфа-излучающих радпоизатопав является ра ~ий-226, а среди антропогенных бета-излучателей- стронцпй-90. Однако не всегда необходимо идентифицировать отдельные радио изотопы, если их концентрации низки. В подобных случаях указанием на то, что уровень радиотоксичности является допустимым, может слу

жить

определение

общей

альфа-

общей

бета-активности.

Особый

интерес измерение общей альфа- и бета-активности представляет для целей рутинного мониторинга. В идеале для использования метода скрпнинга общей радиоактпв

ности

стандартные

уровни

альфа-

бета-активности должны

удов

летворять двум

критериям:

а) они должны быть такимп, чтобы гарантировать, что, независимо от отдельных изотопов, определяющих общую акт11вность, связанное с ними воздействпе будет достаточно низким, чтобы не требовать до полнительных подробных анализов и пзученпй; 6) они должны быть достаточно высокими, чтобы гарантировать, что подавляющее большинство систем водоснабжения удовлетворяет этим эталонным уровням и, следовательно, необходимость детальных анализов можно исключить.

В 1979 г. были рекомендованы стандартные уровни для общей альфа- и бета-активности соответственно О, 1 и 0,8 Б к [ 3]. Эти уровни удовлетворяют, по-видимому, второму критерию. Однако необходимо гарантировать, что с увелпченпем энаний этп уровни будут по-прежне

му удовлетворять первому критерию. Для оценки этого аспекта «со ставляющие» изотопы должны быть рассмотрены отдельно. В табл. 5 приведены подобные изотопы, и для каждого из них отдельно указано потенциальное воздействие через питьевую воду при потреблении ее

порядка 2 л/сутки и уровнях загрязнения О, 1 Б к/л для альфа-излуча телей: и 1 Бк/л для бета-излучателе!"!. Точность расчетов дозы, фактически получаемой человеком при употреблении для питья воды, содержащей радон, еще не получила общего признания, хотя НКДАР и Компесня в настоящее время рас сматривают этот вопрос. Однако известно, что этот путь поступления имеет небольшое значение.

324

\ТI. РАДИОАI<:П!ВНЫЕ ВЕЩЕСТВА

Таблица 5. Потенциальное воздействие различных альфаи бета-излучателей при потреблении внутрь 2 л воды в сутки в течение одного года

Изотопы

Н&О/Бк(Св) а

НЕБО при поступлении в течение года (мСв)

Альфа-излучатели

73Бк (0,1 Б к/л 4,36Х1О- 7 7,63Х1О- 8 3,05Х 10- 7 7,4Х 10- 7 7,06Х1О- 8 6,32Х 10- 8

210 224 226 232 234 238 Бета-излучатели

0,032 0,006 0,022 0,054 0,005 0,005 730Бк ( =

60 89 90 129 131 134 137 210 228

6,97Х 2,17Х

10- 9 10- 9 3,6Х 10-s

7,4Х1О- 8 1,4Х1О- 8 1,98Х 10- 8 1,36Х 10- 8 1,36Х 10-Б

3,3X1U- 7 30 [5].

1 0,005 0,002 0,026 0,054 0,010 0,014 0,010 0,993 0,214

Б к/л)

адаиные из приложений к публикации Комиссии

Прп определении общей радиоактивности принято исключать радон и тритий (изотопы с нпзкой радиоактивностью). Еслп ожидается ло кальное повышение уровней одного пз этих изотопов, следует получить консультацию компетентных органов.

Признается, что некоторые трансурановые изотопы более токсичны, чем радиоактивные элементы, прнведенные в таблице; однако транс урановые изотопы редко встречаются в питьевой воде в значительных

концентрациях. Если предполагается их прпсутствие, то следует по лучить указание компетентных органов о том, что должны ли быть приняты какие-то специальные меры предосторожности.

Маловероятно, что из числа альфа-излучающих изотопов, указан ных в таблице, основной вклад в общую альфа-активность будет вно сить торий-232. Поэтому связывание альфа-активности полностью с радием-226 представляется консервативным подходом.

Что касается бета-излучателей, то здесь может быть исключен !юд-129- при тех же условиях, что п трансурановые изотопы. Ра дпй-228 и особенно свннец-210 наиболее токсичны средп перечислен ных изотопов. Однако эти изотопы обычно представляют лишь неболь

шую часть общей бета-активности, за исключеннем тех случаев, когда концентрация радона в воде высока. Следовательно, в отсутствие вы соких концентраций радона отнесение бета-активноста полностью за

счет стронция-90 представляется консервативным допущением. Можно видеть, что отнесение альфа-активности 0,1 Бк/л к ра дию-226 и бета-активности 1 Бк/л к стронцию-90 означаеr воздеrkтвие 0,048 мЗв в год при суточном потреблении 2 л питьевой воды.

РАДОН

325

Фактическое воздействие, связанное с этими концентрациями, не будет превышать 0,048 мСв в год, и очень мало вероятно возникнове ние в реальных условиях даже этой дозы. Согласно данным I(омисспи, эта доза соответствует общему риску в пределах 10- 7 -10- 6 в год-на порядок величпн меньшему, чем тот, который может быть «вероятно допустимым для любого отдельного

представителя населения»

[4].

Этот порядок величин вполне согласу

ется с тем фактом, что питьевая вода представляет лишь небольшую часть общего воздействия. Вследствие этого уровни 1 Бк/л для общей бета-активности и О, 1 Б к/л для общей альфа-активности, как отмечено выше, рекомен дуются в качестве стандартных уровней для целей скрининга.

5. радона в подземных водах

РАДОН используемых для

Данные из нескольких стран свидетельствуют о том, что активность (глубокие скважины), питьевого водоснабжения в некоторых населенных пунктах, составляет

до

10 3

Бк/л. Поскольку радон легко удаляется из воды в процессе ее

обработки, трудно оценить, какое его количество поступает в организм.

Вследствие этого невозможно точно рассчитать дозу, получаемую по требителем питьевой воды, содержащей радон, несмотря на многочис ленные попытки сделать это [ 3]. Следует отметить, однако, что в отношении радона риск для здо ровья, связанный с вдыханием воздуха

водного

крана

отбирается

вода,

в помещении, где из водопро больше риска, который обусловлен

потреблением воды Г 8]. СПИСОI( ЛИТЕРАТУРЫ

1. European standards for drinking-water, 2nd ed. Geneva, World Health Organization, 1970. 2. International standards for drinking-waler, 3rd ed. Geneva, World Health Organization, 1971. 3. Radiological examination of drinking-water. Report of а 'V?HO Working Group. Copenhagen, WHO Regional Office for Europe, 1979 (EURO Reports and Studies No. 17). 4. International Coшmission on Radiological Protection. Recomшendations of the International Coшmission on Radiological Protection. Annals of the ICRP, 1 (3): 1-53 (1977) (ICRP Publicatioп 26). 5. International Commissioп on Radiological Protection Liшits for intakes of radionuclides Ьу workers. Annals of the ICRP, 2-8, ( 1979-1982) (ICRP Publication 30 and supp1ements). 6. Mitchell, N. Т. Radiological examination ln: Suess, М. J., ed. Examination of water for pollution control, vol. 2, Oxford, Pergamon Press, 1982, chapter 5. 7. lnterпationa1 Atomic Energy Agency. Basic safety standards for radiation protection. Vienna, IAEA, 1982 (Safey Series No. 9). 8. United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation. Sources and effects of ionising radiation. New York, United Nations, 1977.

nеревод с английского И. В. Сутокекай Ответственная за редактирование К. Г. Королева

Заказ N•

1084 N• 11

Московская типография

Informations clés

Organisation Organisation mondiale de la santé (OMS)

Type de document Publications

Date d'adoption 31 décembre 1987

Source Organisation mondiale de la santé