Определение безопасных для человека концентраций катионов металлов в поверхностных водах, используемых для приготовления вод питьевого качества Текст научной статьи по специальности «Науки о Земле и смежные экологические науки»

УДК 613.32; 628.19

1Р.И. Файзуллин, 2Ю.А. Тунакова, 2С.В. Новикова, 3В.С. Валиев,

2Г.Н. Габдрахманова

1 Казанский (Приволжский) федеральный университет, r460@mail.ru 2 Казанский национальный исследовательский технический университет им. А.Н. Туполева, juliaprof@mail.ru 3 Институт проблем экологии и недропользования АН РТ, ipen-anrt@mail.ru

ОПРЕДЕЛЕНИЕ БЕЗОПАСНЫХ ДЛЯ ЧЕЛОВЕКА КОНЦЕНТРАЦИЙ

КАТИОНОВ МЕТАЛЛОВ В ПОВЕРХНОСТНЫХ ВОДАХ, ИСПОЛЬЗУЕМЫХ ДЛЯ ПРИГОТОВЛЕНИЯ ВОД ПИТЬЕВОГО КАЧЕСТВА

На основании полученных нами экспериментальных данных были построены регрессионные модели, связывающие между собой концентрации катионов металлов в воде водозабора и в питьевой водопроводной воде, отобранной в домах и квартирах. С помощью решения обратных задач в виде задач Коши, на основе заданных приемлемых значений (уровень канцерогенного риска и фоновое значение концентрации катионов металлов, не обладающих канцерогенным потенциалом) были рассчитаны пороговые концентрации металлов в поверхностных водах в районе водозабора города Казани.

Ключевые слова: питьевая вода; металлы; пороговые концентрации; поверхностные воды.

Введение

Научно-обоснованное определение пороговых концентраций загрязняющих веществ является основанием управления качеством водных ресурсов, особенно использующихся для питьевого водоснабжения, ввиду доминирующего водного пути поступления загрязняющих веществ в организм (Башкин, 1999; Авалиани, Аксенова, Пономарева, 2000; Шитиков, Розенберг, Зинченко, 2003; Фрумин, 2004; Forbes et al., 2011). Приоритетными направлением для установления пороговых концентраций в поверхностных водных объектах, используемых для приготовления вод питьевого качества, является оценка риска состоянию здоровья человека. Оценка риска позволяет установить вероятность развития и получить количественную характеристику неблагоприятных эффектов для организма человека в зависимости от условий поступления загрязняющих веществ, что подробно описано в работах (IPCS..., 2010; Tyagi et al., 2015;

Tunakova et al., 2016; Тунакова и др., 2015, 2016).

Если раньше пороговые концентрации обосновывались необходимостью защиты человека от негативных воздействий в плане формирования экологически обусловленных патологий, то в настоящее время определяются различные функциональные отклонения в состоянии человека. Поэтому риск, как оценочную категорию, удобно использовать для

сравнения различных опасностей, установления границ приемлемости в конкретных условиях (Margot, 2009).

В настоящее время оценка риска используется в качестве ведущего аналитического инструмента в международных организациях (Комиссия ООН по окружающей среде, ВОЗ, ФАО, Евросоюз, Международный Комитет стандартов, ВТО и др.) и правительственных организациях развитых стран (Канада, Австралия, Великобритания, США и др.) для разработки мероприятий по устранению воздействия негативных факторов внешней среды на состояние здоровья населения (Manganese..., 2004; WHO Human health risk, 2000; USEPA, 2008; IPCS., 2010).

В зарубежных исследованиях оценка риска используется для определения норм качества вод при водоочистке, водоподготовке и водопотреблении питьевой воды. В качестве примера можно отметить «Европейскую базу данных по факторам, влияющим на экспозицию химических веществ, загрязняющих окружающую среду» (USEPA, 2006). Выявленная величина риска соответствует вероятности развития неблагоприятных эффектов,

ожидаемому росту заболеваемости при данных уровнях доз (индивидуальный риск), связанными с особенностями токсического действия веществ, находящихся в питьевой воде (Yan et al., 2015; Hanson et al., 2015).

Материалы и методы исследования

Исследования проводились на территории г. Казани, для питьевого водоснабжения которой на 92% используются поверхностные воды р. Волга (водозабор «Волжский»). Пороговые концентрации определялись для катионов Fe (II), Си (II) и 2п (II)), Сг (VI) и РЬ (II), присутствующих в поверхностных водах р. Волга в зоне действия водозабора. Данные катионы металлов обладают значительной вероятностью поступления в организм с питьевой водой и удерживания в организме (Тунакова и др., 2015, 2016). Особое значение имеет выбор допустимого, приемлемого значения риска. По рекомендациям ВОЗ для питьевой воды в качестве приемлемого значения канцерогенного риска используют величину 110-5 (Р 2.1.10.1920-04. Ранее нами было установлено превышение уровня канцерогенного риска по содержанию катионов Сг (VI) и РЬ (II) в пробах воды, отобранных в конечной точке потребления, в домах и квартирах (Тунакова и др., 2015). Расчет уровня канцерогенного риска проводился для Сг (VI) на самую неблагоприятную ситуацию с учетом возможного взаимопревращения Сг (III) в Сг (VI) при обработке в ходе водоподготовки окисляющими агентами, длительном нахождении в водопроводных трубах и др. факторами, что показано в работах (Рай, Эари, Захара, 1989; Некоторые ..., 1993; Фен-дорф, 1995).

Для оценки воздействия на организм токсикантов, не обладающих канцерогенным потенциалом, в качестве пороговой ряд исследователей предлагает принимать фоновую концентрацию, определяемую как нижний квартиль ранжированного ряда значений концентраций (Башкин, 1999; Шитиков, Розенберг, Зинченко, 2003; Фрумин, 2004). Следует отметить, что само определение «фоновая концентрация» (РД 52.24.622-2001) базируется на модели, предполагающей некую опорную точку отсчета (порог). Подобные представления необходимы как для идентификации риска (превышен фон), так и для оценки степени риска (насколько превышен фон).

Для определения приемлемых значений концентраций, нами принималась фоновая концентрация, определяемая как нижний квартиль ранжированного ряда значений концентраций. Далее были построены пять регрессионных нелинейных парных моделей, связывающих между собой концентрации катионов металлов в воде водозабора и в питьевой водопроводной воде (для Fe (II), Си (II) и 2п (II)), и концентрации катионов металлов в воде водозабора с канцеро-

генными рисками для здоровья детского населения (для Сг (VI) и РЬ (II)).

Входными данными для построения моделей являлись результаты исследования по определению содержания катионов металлов в 12 точках вблизи водозабора «Волжский» (Тунакова и др., 2016). В качестве выходных данных использованы результаты определения концентраций металлов в пробах воды, в конечной точке потребления, отобранных в зонах исследования, питающихся водой из водозабора «Волжский». После построения моделей формулировали обратные задачи для определения допустимого уровня содержания катионов металлов в воде в зоне водозабора, исходя из допустимых концентраций металлов в питьевой водопроводной воде (для Fe (II), Си (II) и 2п (II)), либо исходя из приемлемого уровня канцерогенного риска (для Сг (VI) и РЬ (II)).

В качестве приемлемых концентраций металлов в питьевой водопроводной воде были взяты значения нижнего квартиля ранжированного ряда значений (для Fe (II) - 0,087 мг/л; для Си (II) - 0,002 мг/л; для 2п (II) - 0,019 мг/л). В качестве приемлемых уровней канцерогенных рисков были приняты рекомендации ВОЗ (1*105 для катионов Сг (VI) и РЬ (II)).

Полученные в результате решения обратных задач значения концентраций принимались в качестве допустимых концентраций катионов металлов в поверхностной воде в зоне водозабора «Волжский».

Для согласования экспериментальных данных они были попарно упорядочены исходя из предположения об общей тенденции возрастания концентраций металлов в пробах воды, отобранных в домах и квартирах с ростом концентрации металлов в поверхностной воде в зоне водозабора. Полученные кортежи были взяты за основу при построении регрессионных моделей в среде OгiginPгo 8.

Результаты и их обсуждение

Построенные нелинейные модели были протестированы. Обратные задачи были сформулированы как задачи Коши с вычисляемыми на основе заданных пороговых значений начальными условиями (уровнем канцерогенного риска и фонового значения концентрации катионов металлов, не обладающих канцерогенным потенциалом).

В процессе экспериментов были получены модели определенных видов и характеристик.

1. Модель зависимости уровня канцерогенного риска в питьевой воде в отношении катионов хрома от концентрации катионов Сг (VI) в по-

верхностной воде в зоне водозабора.

Вид модели: сигмоидальная функция Больц-мана (порог с насыщением)

РискСг = А2 + -

(А1-А2)

А3= А2= А1= А0=

0,33188 -0,03161 0,001152 5,26*10-06

1 + ехр

(Сг - х0) ах

(1)

Оценка адекватности модели: коэффициент детерминации R2= 0.90.

где РискСг- уровень канцерогенного риска в отношении катионов хрома (VI), рассчитанный исходя из их концентрации в пробах питьевой воды;

Сг - содержание катионов Сг (VI) в поверхностной воде, в зоне водозабора «Волжский».

Параметры модели:

А1=-2.88*10-06 А2=5.52*10-05 х0=0.01991 dx=0.01179

Оценка адекватности модели: коэффициент детерминации Я2=0.93

Сравнение экспериментальных данных и расчетных данных по модели для измеренных концентраций катионов хрома в питьевой водопроводной воде в зависимости от концентрации катионов Сг (VI) в поверхностной воде в зоне водозабора показано на рисунке 1.

2. Модель зависимости уровня канцерогенного риска в питьевой воде в отношении катионов хрома от концентрации катионов РЬ (II) в поверхностной воде в зоне водозабора.

Вид модели: кубическая парабола

Рискп = А3 *РЬ3 + А2 *РЬ2 + А1*РЬ + А0

где РискРЪ- уровень канцерогенного риска в отношении катионов РЪ (II), рассчитанный исходя из концентрации катионов свинца в питьевой водопроводной воде; РЪ - концентрация катионов РЪ (II) в поверхностной воде в зоне водозабора.

Параметры модели:

0,01 0,02 0,03 0,04

Концентрация РЬ в воде водозабора, мг/л

-♦-Экспериментально полученный риск -■-Риск, рассчитанный согласно модели

Рис. 2. Канцерогенные риски по свинцу для экспериментально полученных измерений и результатов расчетов по регрессионной модели

Сравнение экспериментальных и расчетных данных для измеренных концентраций катионов РЪ (II) в питьевой воде в зависимости от концентрации катионов свинца в воде водозабора показано на рисунке 2.

3. Модель зависимости пороговой концентрации Бе (II) в питьевой воде от концентрации катионов железа в поверхностной воде в зоне водозабора.

Вид модели: сигмоидальная функция Больц-мана (порог с насыщением)

= А2 + -

(А1-А2)

(3)

1 + ехр

(Ревод - х0) ах

0,04 0,06 0,08 0,1 0,12 Концентрация Сг в воде водозабора, мг/л

-♦-Экспериментально полученный риск -■-Риск, рассчитанный согласно модели

Рис. 1. Канцерогенные риски по хрому для экспериментально полученных измерений и результатов расчетов по регрессионной модели

где Feкe- концентрация Fe (II) в питьевой воде;

Бевод - содержание Бе (II) в поверхностной воде в зоне водозабора. Параметры модели: А1=-82,1 А2=0,106 х0=-5,60324 dx=0,70613 Оценка адекватности модели: коэффициент детерминации Я2=0.82.

Сравнение экспериментальных и расчетных данных показано на рисунке 3.

4. Модель зависимости концентрации Си

0,05

0,00006

0,00005

0,00004

0,00003

0,00002

0,00001

0

0

0,02

50

российский журннл ориклний экологии

12 3 4

Концентрация Ее в воде водозабора, мг/л

-♦-Экспериментально полученные концентрации -■-Концентрации, рассчитанные согласно модели

¡1 0,035

0,05 0,1 0,15 0,2

Концентрация Zn в воде водозабора, мг/л

»-Экспериментально полученные концентрации

■-Концентрации, рассчитанные согласно модели

04

Ё 0,11

0,1

03

0,09

025

= 0,08

02

0,07

015

0,06

01

0

5

Рис. 3. Концентрации Fe (II) в питьевой воде для экспериментально полученных измерений и результатов расчетов по регрессионной модели

(II) в питьевой воде от концентрации Си (II) в поверхностной воде в зоне водозабора.

Вид модели: сигмоидальная функция Больц-мана (порог с насыщением) (4)

Здесь концентрация Си (II) в питьевой

воде;

^ - концентрация Си (II) в поверхностной воде в зоне водозабора.

Параметры модели: А1=1,57*10-03 А2=2,31*10-03 х0=0,07054 dx=0,0123

Оценка адекватности модели: коэффициент детерминации Я2=0.87099.

Сравнение экспериментальных и расчетных данных показано на рисунке 4.

5. Модель зависимости концентрации 2п (II) в питьевой воде от концентрации катионов цинка в поверхностной воде в зоне водозабора..

г

Рис. 5. Концентрации Zn (II) в питьевой воде для экспериментально полученных измерений и результатов расчетов по регрессионной модели

Вид модели: сигмоидальная функция Больцмана (порог с насыщением)

2п„ = А2 + -

(А1-А2)

1 + ехр

(2п вод - х0)

ах

(5)

с 0,0018 б 0,0016 | 0,0014 | 0,0012

I 0,001

0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7

Концентрация Си в воде водозабора, мг/л

^^Экспериментально полученные концентрации ^^Концентрации, рассчитанные согласно модели

Рис. 4. Концентрации ^ (II) в питьевой водопроводной воде для экспериментально полученных измерений и результатов расчетов по регрессионной модели

где 2пке- концентрация 2п (II) в питьевой водопроводной воде в конечной точке потребления; Znвод - концентрация 2п (II) в воде в зоне водозабора.

Параметры модели: А1=1,36*10-02 А2=3,52*10-02 х0=0,04627 dx=0,02424

Оценка адекватности модели: коэффициент детерминации Я2=0.96.

Сравнение экспериментальных и расчетных данных показано на рисунке 5.

Таким образом, установлено, что все спроектированные модели обладают высокой степенью адекватности, о чем свидетельствуют высокие значения критерия детерминации (не ниже 0.8). Нелинейный характер регрессионных моделей подтверждает факт значительного влияния на уровень полиметаллического загрязнения питьевой воды содержания катионов металлов в поверхностной воде в зоне водозабора «Волжский». Вид регрессионных зависимостей - сигмоидаль-ная функция Больцмана - отражает физический процесс насыщения, когда с ростом концентрации катионов металлов в поверхностной воде происходит постепенный рост их содержания и в питьевой воде, однако начиная с некоего условного порогового уровня рост замедляется и зна-

0,0026

0,0024

» 0.0022

0,002

чения концентраций в питьевой воде асимптотически приближаются к максимально возможному значению. Такое поведение соответствует физическим законам и экспериментальным данным по определению содержания катиона металла в питьевой водопроводной воде в зависимости от его содержания в поверхностных водах в зоне водозабора.

Для решения обратных задач были сформулированы и решены 5 одномерных оптимизационных задач - для каждого катиона металла.

1. Для Сг (VI) (рекомендуемый ВОЗ порог канцерогенного риска=0.00001):

РСг ={РискС> - 0,00001)2

А2 + -

(А1 - А2)

1 + ехр

(Сг-х0) ах

- 0,00001

^ Ш1П

Или:

0,00001 = 0,0000552 + -

-0,0000581

1 + ехр

(Сгвод-0,01991) 0,01179

(6)

2. Для РЪ (II) (рекомендуемый ВОЗ порог канцерогенного риска=0.00001):

¥ръ = (Рискрь - 0,00001)2 = (АЗ *РЬ3 + А2 * РЬ2 + 2 + А1 * РЬ + А0 - 0,00001)2

^ шт

рь

Или:

0,000001= 0,33188*РЬ 3 -0,03161*РЬ 2 + (7)

' ' ВОД ' вод

2 + 0,001152*РЬвод + 5,26*10-06

3. Для Бе (II) (пороговая концентрация в водопроводной воде 0.087 мг/л):

( V

/е = (Рекв - 0,087)2 =

Или: 0,087 = 0,106--

А2 + -

(А1 - А2)

1 + ехр

(Ре„0д -х0)

ах

- 0,087

^ Ш1П

Ре

82,206

1 + ехр

(РеВОд + 5,60324) 0,70613

(8)

4. Для Си (II) (пороговая концентрация в водопроводной воде 0.002 мг/л):

/с = (Си„ - 0,002)2 =

А2 +-(А1;А2^,. - 0,002

1 + ехр

(Сивод - х0) ^ ах

Или: 0,002 = 0,00231 ■

0,00074

1 + ехр

(Сивод -0,07054) 0,0123

5. Для 2п (II) (пороговая концентрация в водопроводной воде 0.019 мг/л):

/п = (2п„ - 0,019)2 =

Или:

А2 +_(А1-А2) , - 0,019

((гп - х0)

1+ехр((гп!ах

^ Ш1П

2п

0,019 = 0,0352 -

1 + ехр

0,0216_

(гпвод -0,04627) 0,02424

(10)

Данные уравнения относятся к классу так называемых обратных задач, и могут быть преобразованы к многомерной оптимизационной задаче следующего вида:

Е(1г) = 0,0000452 -

1 + ехр

0,0000581 (Сг„„ -0,01991)

( (Ее.., + 5,60324)

1 + ехр I ---

I 0,70613

0,00074

(Си.., -0,07054) 1

1 + ехр

0,0123

1 + ехр

0,0216 (гп., -0,04627)

(11)

Здесь Iг=(Cг , РЪ , Fe , Си , 2п ) - вектор

вод вод вод вод вод

искомых концентраций катионов металлов в воде водозабора.

Задача (6) может быть представлена как система дифференциальных уравнений в частных производных:

дЩг) дСгт

ММ = 0 (12)

дРЬес дЩг) дРе^с дР (1г) дСик дР (1г) д1п„

- = 0 ^ = 0 ^ = 0 ^ = 0 ^ = 0

Для обеспечения единственности решения системы (12) в качестве начальных условий были добавлены решения прямых задач (1)-(5) для минимальных измеренных значений аргументов:

• Сг =0.0006;

вод

• РЪ = 0.037;

+

0,01179

0,33188 * РЬ^3 - 0,03161 * РЬБ0Д 2 + 0,001152 * РЬвод - 0,000005) +

82,206

0,00031 -

+

+

Ш1П

52

российский журнал прииной экологии

• Fe =0.016;

вод '

• Си =0.0007;

вод

• 2п =0.

вод

В результате была получена начальная точка для поиска решения системы (12):

F(0.0006; 0.037; 0.016; 0.0007; 0)= 0.000103

(13)

Таким образом, задача Коши вида (12)-(13), где функция F задается выражением (11), представляет собой модель для расчета соответствующих приемлемому уровню риска для здоровья населения концентраций катионов металлов в воде в зоне водозабора.

В результате решения задачи (12)-(13) были получены следующие значения пороговых концентраций катионов металлов в воде в зоне водозабора, обеспечивающие экологическую безопасность для населения, потребляющего питьевую воду, приготавливаемую из вод поверхностного источника водоснабжения: Сг *=0.0051 мг/л

вод

РЬ *=0.005 мг/л

вод

Fe *=0,31 мг/л

вод

Си *=0.0745 мг/л

вод

2п *=0,019 мг/л

вод

При этом точные значения достигаемых в питьевой воде соответствующих порогов составляют:

Риск =9.99Е-06

Сг

Риск,= 1.0266Е-05

РЬ

Fe = 0.087 мг/л

кв

Си = 0.0019 мг/л

кв

2п = 0.0187 мг/л

кв

Заключение

Полученные результаты следует интерпретировать следующим образом:

• Концентрация Сг (VI) в воде в зоне водозабора, равная 0.0051 мг/л является пороговой для того, чтобы уровень канцерогенного риска в питьевой водопроводной воде не превосходил рекомендуемого ВОЗ значения.

• Концентрация катионов РЬ (II) в воде в зоне водозабора, равная 0.005 мг/л является пороговой для того, чтобы уровень канцерогенного риска в питьевой водопроводной воде не превосходил рекомендуемого ВОЗ значения.

• Концентрация катионов Бе (II) в воде в зоне водозабора, равная 0.31 мг/л является пороговой для того, чтобы их концентрация в водопроводной воде не превосходила значения 0.087 мг/л, что является фоновым значе-

нием.

• Концентрация катионов Cu (II) в воде в зоне водозабора, равная 0,0745 мг/л является пороговой для того, чтобы их концентрация в питьевой водопроводной воде не превосходила значения 0.002 мг/л, что является фоновым значением.

• Концентрация катионов Zn (II) в воде в зоне водозабора, равная 0,019 мг/л является пороговой для того, чтобы их концентрация в питьевой водопроводной воде не превосходила значения 0.019 мг/л, что является фоновым значением.

Таким образом, при решении обратных задач на разработанных для определения концентраций катионов металлов и канцерогенных рисков в питьевой водопроводной воде моделях были получены пороговые концентрации, которые являются основанием для принятия управленческих решений по доочистке сточных вод предприятий от металлов.

Список литературы

1. Авалиани С.Л., Аксенова О.И., Пономарева О.В. Разработка и внедрение методологии оценки риска здоровью населения от воздействия загрязнения атмосферного воздуха и питьевой воды на территориях г. Москвы. М., 2000. Режим доступа: http://www.gosthelp.ru/text/ R2110192004Ru-kovodstvopoo.html, свободный. Проверено 18.02.2018.

2. Башкин В.Н. Оценка степени риска при критических нагрузках загрязняющих веществ на экосистемы // География и природные ресурсы. 1999. № 1. С. 35-39.

3. Некоторые вопросы токсичности ионов металлов / Под ред. Х. Зигель, А. Зигель. М.: Мир, 1993. 368 с.

4. Р 2.1.10.1920-04. Руководство по оценке риска для здоровья населения при воздействии химических веществ, загрязняющих окружающую среду. М.: Федеральный центр госсанэпиднадзора Минздрава России, 2004. 143 с.

5. Рай Д., Эари Е.Л., Захара Д.М. Действующий на окружающую среду химический состав хрома // Sci. Total Environ. 1989. №86. С. 15-23.

6. РД 52.24.622-2001 Методические указания. Проведение расчетов фоновых концентраций химических веществ в воде водотоков. СПб: Гидрометеоиздат, 2001. 63 с.

7. Тунакова Ю.А., Галимова А.Р., Новикова С.В., Вали-ев В.С., Сафарова В.И. Разработка подходов для доочистки питьевых вод мегаполиса (на примере г. Казани) // Вода: химия и экология. 2016. №12. С. 10-16.

8. Тунакова Ю.А., Новикова С.В., Галимова А.Р. Способы оценки воздействия потребляемых питьевых вод на здоровье детского населения и обоснование способов повышения их качества // Известия Самарского научного центра РАН. 2016. Т. 18, №5(3). С. 500-504.

9. Тунакова Ю.А., Новикова С.В., Файзуллин Р.И., Габдрахманова Г.Н., Кузнецова О.Н. Определение безопасных для человека концентраций катионов металлов в поверхностных источниках питьевого водоснабжения на примере г. Казани // Вестник технологического университета. 2017. Т.20, № 8. C. 115-120.

10. Тунакова Ю.А., Файзуллин Р.И., Валиев В.С. Расчет вероятности поступления металлов в организм с потребляемой питьевой водой // Гигиена и санитария. 2015. №5. С.

62-65.

11. Тунакова Ю.А., Файзуллин Р.И., Валиев В.С., Гали-мова А.Р. Оценка риска здоровью детского населения при потреблении водопроводной воды с учетом ее вторичного загрязнения // Гигиена и санитария. 2015. № 8. С. 72-76.

12. Фендорф С. Поверхностные реакции хрома в почве и воде. Геодерма. Отчет об оценке риска для здоровья по металлическому хрому и трехвалентному хрому 67/55-71. FION (Финский институт гигиены труда), 1995.

13. Фрумин Г.Т. Экологическая химия и экологическая токсикология. СПб: Изд-во РГГМУ, 2000. 198 с.

14. Шитиков В.К., Розенберг Г.С., Зинченко Т.Д. Количественная гидроэкология: методы системной идентификации. Тольятти: Изд-во ИЭВБ РАН, 2003. 463 с.

15. Forbes, V. E., Sibly R. M., Calow P. Determining toxicant impacts on density-limited populations: a critical review of theory, practice and results // Ecol. Applic. 2001. №11 Р. 1249-1257.

16. Hanson N., Stark J.D. Comparison of population level and individual level endpoints to evaluate ecological risk of chemicals // Environ. Sci. Technol. 2012. №15. 46(10). Р .55905598.

17. IPCS harmonization project document. WHO human health risk assessment toolkit: chemical hazards. WHO, 2010. № 8. 88 p.

18. Manganese in Drinking-water in WHO. Background document for development of WHO Guidelines for Drinking-water Quality. WHO, 2004.

19. Margot T.B., Foos B.P. Assessing children's exposures and risks to drinking water contaminants: a manganese case study // Human and Ecological Risk Assessment. 2009. №15 (5). P. 923-947.

20. Tunakova J., Galimova A., Fajzullin R., Valiev V. Assessment of Health Risks of the Child Population in the Consumption of Drinking Water, Taking Into Account Secondary Pollution on the Example of Kazan // Research Journal of Pharmaceutical, Biological and Chemical Sciences. 2016. 7(1). Р. 1114.

21. Tunakova J., Galimova A., Fajzullin R., Valiev V. Assessment of health risks of the child population in the consumption of drinking water, taking into account secondary pollution on the example of Kazan // Research Journal of Pharmaceutical, Biological and Chemical Sciences. 2016. V.7, Is. 1. Р. 1114-1117.

22. Tyagi S., Singh P., Sharma B., Singh R. Assessment of Water Quality for Drinking Purpose in District Pauri of Uttara-khand, India // Applied Ecology and Environmental Sciences. 2014. V.2, №4. P. 94-99.

23. US EPA. Child-Specific Exposure Factors Handbook, National Center for Environmental Assessment Office of Research and Development, Washington, EPA/600/R-06/096F, September, 2008.

24. USEPA - Part 141-National Primary Drinking Water Regulations.

25. WHO Human health risk assessment toolkit: chemical hazards. WHO: IPCS harmonization project document. 2010. № 8. 88 p.

26. Yan C., Zhang W., Zhang Z., Liu Y., Deng C., Nie N. Assessment of Water Quality and Identification of Polluted Risky Regions Based on Field Observations & GIS in the Honghe River Watershed, China // PLoS One. 2015. 10(3). e0119130.

R.I. Fajzullin, Yu.A. Tunakova, S.V. Novikova, V.S. Valiev, G.N. Gabdrachmanova. Determination of safe levels of metal cations concentrations for humans in surface water used for preparing water of drinking quality.

On the basis of our experimental data, regression models linking the metal cationsconcentrations in the water of the water intake and in the drinking tap water, selected in houses and apartments were con-structed.Using the solution of inverse problems, as Cauchy problems, on the basis of given acceptable values (the level of carcinogenic risk and the background value of the metal cations concentrations that do not have a carcinogenic potential) threshold concentrations of metals in surface water in the water intake area of the city Kazan were calculated.

Keywords: drinking water; metals; threshold concentrations; surface water.

54

российский журннл приклнлной экологии