CC BY
49
DOI: http://dx.doi.org/10.18821/0016-9900-2018-97-2-117-124
Original article
О КОЛЛЕКТИВ АВТОРОВ, 2018 УДК 613.31-074
ВождаеваМ.Ю.1,2, Холова А.Р.1, Вагнер Е.В.1, Кантор Е.А.2, Кантор Л.И.3, Труханова Н.В.1, Мельницкий И.А.1,2
ОЦЕНКА КАЧЕСТВА ПИТЬЕВОЙ ВОДЫ ПО РЕЗУЛЬТАТАМ РАСШИРЕННЫХ МОНИТОРИНГОВЫХ ИССЛЕДОВАНИЙ И ЕЕ ХИМИЧЕСКОЙ БЕЗВРЕДНОСТИ
1МУП «Уфаводоканал», 450098, Уфа;
2ФГБОУ ВПО Уфимский государственный нефтяной технический университет, 450000, Уфа; 3ООО «Промнасосинжиниринг», 450106, Уфа
По результатам оценки питьевой воды пяти водозаборов г. Уфы по показателю химической безвредности показано, что питьевая вода инфильтрационных водозаборов по суммарному и популяционному канцерогенным рискам является более безопасной по сравнению с питьевой водой водозабора поверхностного типа. При этом питьевая вода инфильтрационного водозабора, в технологии которого для обеззараживания используется ультрафиолетовое облучение, отличается наименьшими значениями канцерогенных и неканцерогенных рисков. Основной вклад в величину суммарного канцерогенного риска исследуемых питьевых вод вносят тригалогенметаны и дихлоруксусная кислота (побочные продукты дезинфекции воды хлором), в величину неканцерогенного риска - тригалогенметаны и ди(2-этилгексил)фталат. Полиароматические углеводороды не оказывают значимого влияния на величину суммарного канцерогенного риска питьевой воды города из-за их низких концентраций. Работа проведена согласно Р 2.1.10.1920-04 иМР 2.1.4.0032-11.
Ключевые слова: питьевая вода; долгосрочный мониторинг; оценка по показателю химической безвредности.
Для цитирования: Вождаева М.Ю., Холова А.Р., Вагнер Е.В., Кантор Е.А., Кантор Л.И., Труханова Н.В., Мельницкий И.А. Оценка качества питьевой воды по результатам расширенных мониторинговых исследований и ее химической безвредности. Гигиена и санитария. 2018; 97(2): 117-124. DOI: http://dx.doi.org/10.18821/0016-9900-2018-97-2-117-124
Д ля корреспонденции: Вождаева Маргарита Юрьевна, д-р хим. наук, нач. отдела мониторинга органических загрязнителей воды Центральной химико-бактериологической лаборатории МУП «Уфаводоканал». E-mail: vozhdaeva@mail.ru
Vozhdaeva M.Yu.1, Kholova A.R.1, Vagner E.V.1, Kantor E.A.2, Kantor L.I.1, Trukhanova N.V.1, Melnitsky I.A.1 THE USE OF RESULTS OF EXPANDED MONITORING RESEARCH FOR THE INTEGRATED ASSESSMENT OF DRINKING WATER ACCORDING TO INDICES OF CHEMICAL HARMLESSNESS
1Ufavodokanal, Ufa, 450098, Russian Federation;
2Ufa State Petroleum Technological University, Ufa, 450098, Russian Federation 3Promnasosinzhiniring, Ufa, 450106, Russian Federation
According to results of the estimation of drinking water on the index of the chemical harmlessness offive water intake structures of the city of Ufa, the drinking water of a superficial water intake on total and population cancerogenic risks was shown to be more harmful in comparison with water from infiltration water intakes. At the same time, drinking water from an infiltration water intake with ultra-violet disinfecting has smallest values of cancerogenic and non-cancerogenic risks. Trigalogenmetans and dichloroacetic acid (water disinfection chlorine by-products)] make the main contribution to the value of the total cancerogenic risk of the studied drinking waters, trigalogenmetans and di(2-ethylhexyl)phthalate make the contribution to the value of noncancerogenic risk. Polycyclic Aromatic Hydrocarbons fail to have a significant impact on the value of total cancerogenic risk of drinking water of the city in view of their presence at low concentration. Work is carried out according to R 2.1.10.1920-04 and MR 2.1.4.0032-11.
Keywords: drinking water; long-term monitoring; assessment on an index of chemical harmlessness.
For citation: Vozhdaeva M.Yu., Kholova A.R., Vagner E.V., Kantor E.A., Kantor L.I., Trukhanova N.V., Melnitsky I.A. The use of results of expanded monitoring research for the integrated assessment of drinking water according to indices of chemical harmlessness. Gigiena i Sanitaria (Hygiene and Sanitation, Russian journal) 2018; 97(2): 117-124. (In Russ.). DOI: http://dx.doi.org/ 10.18821/0016-9900-2018-97-2-117-124 For correspondence: Margarita Yu. Vozhdaeva, MD, Ph.D., head of the department of the monitoring of organic water pollutants of the Central chemical-bacteriological laboratory of the Ufavodokanal, Ufa, 450098, Russian Federation. E-mail: vozhdaeva@mail.ru Conflict of interest. The authors declare no conflict of interest. Acknowledgment. The study had no sponsorship. Received: 06 February 2017 Accepted: 18 October 2017
Введение
На территории РФ для целей питьевого водоснабжения используются в основном поверхностные водоисточники [1, 2]. Возрастающее внешнее воздействие, нехватка внутренних и временных ресурсов рек для самовосстановления приводят к процессам их антропогенного эвтрофиро-вания, принимающего планетарный масштаб. По данным ФГУП РосНИИВХ [1], лишь 1% открытых водоисточников России беспрепятственно может быть использован при существующих технологиях для целей водоподготовки. В остальных случаях необходимо дооснащение традиционных технологий сорбцией на активированных углях, озо-
нированием и другими современными технологиями для достижения целей очистки воды. Как известно, стадия обеззараживания хлорсодержащими агентами приводит к дополнительному загрязнению воды продуктами техногенной природы, очистка от которых не всегда доступна предприятиям водоподготовки [3]. В дополнение к этому несовершенство существующего санитарного законодательства в области питьевого водоснабжения и ограниченный список обязательных для контроля соединений свидетельствует о необходимости повышенного внимания и организации контроля качества питьевой воды, особенно в экологически неблагоприятных районах с учётом современных критериев и подходов.
]][игиена и санитария. 2018; 97(2)
DOI: http://dx.doi.org/10.18821/0016-9900-2018-97-2-117-124 Оригинальная статья
По результатам анализа данных и показателей Федерального информационного фонда социально-гигиенического мониторинга Республика Башкортостан в 2012 г отнесена к территориям риска по микробиологическому и химическому (5 ПДК и более) загрязнению питьевой воды централизованных систем хозяйственно-питьевого водоснабжения [4].
Употребление питьевой воды, содержащей разнообразные загрязнители и их сложные комбинации, может быть причиной целого ряда заболеваний человека и в том числе, увеличения риска развития новообразований ввиду срабатывания принципов аддитивности, синергизма, комбинированного или коалитивного действия токсикантов [5, 6]. Для поиска решения в сложившейся ситуации все большее значение приобретает интегрированное экологическое управление окружающей средой, эффективность которого определяется объединёнными усилиями экологов, аналитиков, гигиенистов, инженерно-технических работников, государственных органов власти и надзора [2, 7].
Одним из приоритетных направлений при решении вопроса повышения безопасности питьевой воды и популя-ционного уровня здоровья населения является проведение долгосрочных расширенных мониторинговых исследований качества воды, необходимых для выявления антропогенных факторов и их воздействия на водные ресурсы, поиска путей повышения барьерной роли водозаборных сооружений и эффективности водоподготовки [8]. В результате организации таких работ могут быть получены оценки воздействующих концентраций и объективная информация о состоянии объекта. Расширенные мониторинговые наблюдения в течение длительного времени позволяют охватить большую часть примесей, действительно присутствующих в том или ином оцениваемом объекте, оценить их количество, не ограничиваясь перечнем нормируемых показателей.
Таким образом, целью данной работы являлось: на основе результатов многолетних мониторинговых исследований оценить уровни канцерогенных и неканцерогенных рисков при пероральном поступлении химических веществ в организм с питьевой водой, выходящей из резервуаров чистой воды водозаборов разного типа г. Уфы. В сложившейся экологической ситуации полученные данные наряду с общепринятыми критериями необходимы в работе при сравнении эффективности существующих технологий водоподготовки и поиске путей их модернизации.
Исследование проведено в Уфе (Республика Башкортостан), на территории этого города размещены крупные нефтеперерабатывающие, нефтехимические и химические производства и комплексы, оказывающие определённое воздействие на состояние объектов окружающей среды, в том числе местные водоисточники.
Материал и методы
Для проведения мониторинговых исследований органических загрязнителей воды использовались методы хромато-масс-спектрометрии и газовой хроматографии с атомно-эмиссионным и электронно-захватным детектированием. Определение элементного состава воды проводили методом масс-спектрометрии с индуктивно связанной плазмой по методикам измерения НСАМ № 480-Х, ЦВ 3.18.05-2005; обобщенных показателей (рН и жесткость) - по методикам РД 52.24.495-2005, ГОСТ 31954-2012; кальция, магния - по МП УВК 1.38-2013; нитратов - по ГОСТ 18826-73; нитритов - по ГОСТ 4192-82. Анализировалась питьевая вода поверхностного водозабора (ПВ) и четырёх инфильтрационных водозаборов (ИВ1, ИВ2, ИВ3 и ИВ4). Технология очистки воды на ПВ включает осветление и обесцвечивание воды коагуляцией и флокуляцией, далее очищенная вода подвергается отстаиванию и фильтрации на скорых фильтрах. Обеззараживание воды ведется ультрафиолетовым облучением (УФО) и двойным хлорированием жидким хлором: УФО и первичное хлорирование воды проводятся до реагентной об-
работки, вторичное - перед подачей очищенной воды в распределительную сеть города. На ИВ1 и ИВ2 обеззараживание инфильтрованной подземной воды проводят однократно жидким хлором, на ИВ3 - гипохлоритом натрия, на ИВ4 - с помощью УФО.
Расчёт канцерогенного и неканцерогенного рисков проведён для воды, отобранной из РЧВ, по алгоритмам, представленным в [9, 10]. При расчёте канцерогенных рисков за основу взяты беспороговые модели, основанные на вероятностных оценках развития неблагоприятного эффекта. Пороговые модели, согласно [9], оказываются малоэффективными ввиду того, что количественное значение доли превышения референтной дозы (концентрации) носит лишь качественный характер и не отражает уровень риска для здоровья, а значит, неэффективны для их суммарной оценки. Результаты расчёта неканцерогенных рисков в питьевой воде с использованием пороговой модели в данной работе приведены для сравнительного анализа.
При расчётах приоритетным принят пероральный путь поступления примесей воды в организм человека. Ингаляционное и накожное воздействия в работе не рассматривались. Хотя известно, что, в случае оценки рисков для здоровья человека от воздействия летучих примесей питьевой воды, в частности, побочных продуктов хлорирования - тригаломе-танов и др., оценка их комплексного поступления в организм человека являлась бы более адекватной. Измерение концентраций загрязнений в воздухе при мытье посуды, приёме душа, уборке помещений с использований изучаемой воды нами не проводилось. Количество человек, потребляющих питьевую воду ПВ, ориентировочно составляет 245,5 тыс., ИВ1 - 499,6 тыс., ИВ2 - 85 тыс, ИВ3 - 34,3 тыс, ИВ4 - 25,8 тыс. человек.
Расчёт канцерогенного риска (Riskкан ) проводился согласно линейной модели, характеризующей пероральное воздействие [9, 10]:
Risk = SF • LADD,
(1)
где SFo - фактор канцерогенного потенциала.
Значения среднесуточной дозы вещества, оказывающего канцерогенное действие (LADD), рассчитано по формуле:
LADD
С -CR ED -EF
(2)
В\Л? -АТ -365
где LADD - среднесуточная доза, мг/кг-день, С - концентрация вещества в среде обитания, мг/дм3; CR - скорость поступления (количество в единицу времени) потребляемой питьевой воды, дм3/сут., (принято СЯ = 2 дм3/сут.); ED - продолжительность воздействия - 70 лет; EF - частота воздействия 365 дней/год; BW - масса тела человека - 70 кг; АТ -период осреднения экспозиции - 70 лет; 365 - число дней в году.
Суммарный канцерогенный риск веществ оценивался путём сложения значений рисков индивидуальных веществ
[9, 10]:
Risk = Risk , + Risk +.
sum,канц канц1 канц2
Risk
(3)
Расчёт величины популяционного канцерогенного риска (PCR) проводился по формуле:
PCR = Risk • POP, (4)
канц
где Risk^ - индивидуальный канцерогенный риск; POP -численность исследуемой популяции, чел.
Расчёт риска, характеризующего развитие неканцерогенных эффектов при воздействии отдельных веществ, проведён по формулам (5, 6) [10]:
где ПДК - предельно-допустимая концентрация веществ, регламентированных по санитарно-токсикологическому при-
знаку, мг/дм3; & - коэффициент запаса, принимаемый равным 100 у веществ с выраженной вероятностью отдалённых последствий и 10 у остальных веществ; С - средняя ежедневная концентрация вещества, поступающего в организм человека с питьевой водой в течение его жизни, мг/дм3.
Оценка суммарного неканцерогенного риска осуществлялась методом умножения вероятностей:
Risk = 1 - (1 - Risk ,) • (1 - Risk ,) • ... • (1 - Risk ), (6)
sum,нек 4 нек1у 4 нек^ 4 нет-" 4 ^
Расчёт индекса опасности проведён по формулам (7, 8)
[9]:
HQ = AD/RfD,
(7)
где HQ - коэффициент опасности; АО - средняя доза, мг/кг; Я/Ц - референтная (безопасная) доза, мг/кг
Суммарный индекс опасности определялся путём сложения индивидуальных индексов опасности исследуемых веществ:
Н1 = HQ2 +... (8)
где HQ1. HQn - индивидуальные коэффициенты опасности.
Результаты и обсуждение
Расширенные мониторинговые исследования качества воды поверхностных и подземных водоисточников, используемых для целей питьевого водоснабжения г. Уфы и питьевой воды всех водозаборов города, проводились с 2000 по 2014 гг Выявлено более 250 органических примесей воды [11, 12]. Согласно [13], обязательному контролю подлежат лишь несколько индивидуальных показателей.
Основными группами органических соединений в воде выбранных объектов являются эфиры фталевой кислоты, алкилбензолы, производные нафталина, полиароматические углеводороды, карбоновые кислоты жирного ряда, органические кислородсодержащие соединения (сложные эфиры карбоновых кислот, спирты, кетоны, альдегиды), алканы нормального строения, изо-, циклоалканы, ненасыщенные углеводороды, азотсодержащие соединения [14]. Большое внимание при мониторинговых наблюдениях уделялось возможным региональным загрязнениям и продуктам дезинфекции воды хлорсодержащими агентами: нефтепродуктам, пестицидам, летучим ароматическим углеводородам, фенолу и их производным, тригалогенметанам, галогенуксусным кислотам [15-19]. Также рассматривались неорганические соединения, которые могут влиять на качество воды: нитраты, нитриты и др., металлы и обобщённые показатели.
На основе данных мониторинга и лабораторно-производ-ственного контроля качества воды был сформирован перечень приоритетных для региона показателей, из которых выбраны те представители, для которых разработаны факторы канцерогенного потенциала (SFo), или референтные (безопасные) дозы (Я/Ц), или предельно-допустимые концентрации (ПДК) в воде. Их общее количество составило 40 наименований, 25 из которых являются органическими соединениями (табл. 1). Это составляет лишь 10% от общего количества проиденти-фицированных при проведении расширенного мониторинга органических соединений, в том числе и побочных продуктов хлорирования, которые также могут оказывать разного рода неблагоприятные эффекты на организм человека.
Наибольшие значения индивидуальных канцерогенных рисков из рассматриваемых органических соединений обусловлены побочными продуктами хлорирования - тригало-генметанами и дихлоруксусной кислотой (табл. 2). Вклад показателей в суммарный канцерогенный риск питьевой воды водозаборов г. Уфы составил: дихлоруксусной кислоты - 33
- 54 %, хлороформа - 8 - 25 %, дибромхлорметана - 3 - 16 %, бромдихлорметана - 23 - 41 %, ди(2-этилгексил)фталата - 1
- 20 %, остальных соединений - менее 1%. Таким образом, максимальное значение величины индивидуального канцерогенного риска обусловлено присутствием в хлорируемой
DOI: http://dx.doi.org/10.18821/0016-9900-2018-97-2-117-124
Original article
питьевой воде дихлоруксусной кислоты, значение фактора канцерогенности которой почти на порядок превосходит аналогичный параметр для хлороформа и находится на одном уровне с бромированными тригалометанами (см. табл. 1).
Галогенуксусные кислоты (ГУК) как и тригалометаны (ТГМ) образуются при обеззараживании воды хлорсодер-жащими реагентами и признаны веществами, обладающими сильными канцерогенными и генотоксическими свойствами [20-23]. Так, при детальном изучении биологического механизма токсичности доказана роль ГУК в неблагоприятных исходах беременности, возникновении некоторых типов рака, болезней, поражающих нервную систему, в том числе болезнь Альцгеймера, также выявлена наибольшая геноток-сичность ГУК по отношению к клеткам млекопитающих по сравнению с другими классами побочных продуктов хлорирования [22], а по данным многолетнего мониторинга установлено, что до 700 ежегодных случаев раковых заболеваний в изучаемых регионах Канады ассоциировано с наличием побочных продуктов хлорирования в питьевой воде [20]. В результате анализа риска, связанного с возникновением канцерогенных заболеваний, авторами [21] предложено снизить ПДК для превалирующих по уровню образования среди ГУК - дихлоруксусной и трихлоруксусной кислот - по сравнению с принятыми мировыми нормами до уровня 0,016 и 0,02 мкг/ дм3 соответственно. В России в настоящее время содержание дихлоруксусной кислоты не нормируется, ПДК для трихло-рукусной кислоты составляет 5 мг/дм3 [13]. Важно, что не установлены отечественные нормативы содержания в питьевой воде бромзамещённых галогенукусных кислот. Хотя известно, что бромсодержащие органические вещества могут проявлять более выраженные канцерогенные и мутагенные свойства по сравнению с хлорсодержащими аналогами [24, 25]. В этой связи бромсодержащие соединения, как правило, имеют более жёсткие факторы канцерогенного потенциала и гигиенические нормативы содержания в воде [9, 13]. Все это свидетельствует о необходимости усовершенствования отечественной нормативной базы в отношении содержания в питьевой воде галогенуксусных кислот и включения их в перечень обязательных для контроля побочных продуктов хлорирования воды на предприятиях водоснабжения.
Полиароматические углеводороды (ПАУ), согласно полученным данным, несмотря на самые жёсткие значения ПДК и SFo, не оказывают значительного влияния на величину суммарного канцерогенного риска питьевой воды города в виду их низких концентраций.
Рассчитанные значения индивидуальных канцерогенных рисков в питьевой водопроводной воде г. Уфы для выбранных объектов исследования, согласно [9, 10], могут быть распределены следующим образом:
- к первому диапазону риска (<1 • 10-6), характеризующему индивидуальный канцерогенный риск, который соответствует одному дополнительному случаю заболевания, угрожающего жизни, или смерть на 1 млн экспонированных лиц, относятся ди(2-этилгексил)фталат, хризен, бенз(к)флуо-рантен, бенз(а)пирен, индено(1,2,3-е,фпирен. Этот уровень риска классифицируется как пренебрежимо малый;
- ко второму диапазону риска (1 • 10-6—1 • 10-4), соответствующего предельно допустимому индивидуальному риску, относятся дихлоруксусная кислота, хлороформ, бромдих-лорметан, дибромхлорметан. Согласно рекомендациям Всемирной организации здравоохранения [26], вещества, принадлежавшие этому уровню риска, подлежат постоянному контролю, и в некоторых случаях может быть рекомендовано начало проведения дополнительных мероприятий по их снижению;
- в третий (1 • 10-4 - 1 • 10-3) и четвертый (равный или более 1 • 10-3) диапазоны риска, которые требуют обязательной разработки и проведения плановых оздоровительных мероприятий, не попало ни одно из исследуемых в работе соединений.
]]|'иг'иена и санитария. 2018; 97(2)_
DOI: http://dx.doi.org/10.18821/0016-9900-2018-97-2-117-124 Оригинальная статья
Таблица 1
Заголовок
Показатель ПДК, мг/дм3 1 СанПиН 2.1.4.1074-01 2) ГН 2.1.5.1315 3) ГН 2.1.5.2280 4) СанПиН 2.1.4.2652-10 Лимитирующий признак вредности* Фактор канцерогенного потенциала, 8р0, мг/кгх день Референтная доза, ЯШ, мг/кг Концентрация
ПВ ИВ1 ИВ2 ИВ3 ИВ4
Хризен, мг/дм3 - - 2,0 0,05 0,07110-5 0,12-10-5 0,079-10-5 0,044-10-5 0,048-10-5
Нафталин, мг/дм3 0,01« орг. - 0,02 0,8310-5 0,74-10-5 0, 47-10-5 1,0310-5 1,0710-5
2-Метилнафталин, мг/дм3 - - - 0,009 0,47-10-5 0,3910-5 0,39-10-5 0,41 10-5 0,42-10-5
1-Метилнафталин, мг/дм3 - - - 0,07 0,6510-5 0,6810-5 0,6810-5 1,0110-5 1,1110-5
Флуорен, мг/дм3 - - - 0,04 0,09-10-5 0,063-10-5 0,07-10-5 0,1010-5 0,1110-5
Фенантрен, мг/дм3 - - - 0,0036 0,55-10-5 0,46-10-5 0,52-10-5 0,5810-5 0,66-10-5
Флуорантен, мг/дм3 - - - 0,04 0,086-10-5 0,0810-5 0,1510-5 0,094-10-5 0,1310-5
Пирен, мг/дм3 - - - 0,03 0,14-10-5 0,12-10-5 0,10-10-5 0,1410-5 0,1910-5
Индено(1,2,3с^)пирен, мг/дм3 - - 0,73 0,005 0,00110-5 0,003-10-5 0,004-10-5 0,0018-10-5 0,0029-10-5
Бенз(к)флуорантен, мг/дм3 - - 0,073 0,005 0,009-10-5 0,006-10-5 0,01-10-5 0,0048-10-5 0,0044-10-5
Бенз(а)антрацен, мг/дм3 - - - 0,005 0,075-10-5 0,1110-5 0,062-10-5 0,1210-5 0,1210-5
Бенз(g,h,i)перилен, мг/дм3 - - - 0,0036 0,01610-5 0,023-10-5 0,027-10-5 0,044-10-5 0,036-10-5
Бенз(а)пирен, мг/дм3 0,000013,4) с.-т. 7,3 0,0005 0,023-10-5 0,017-10-5 0,010-10-5 0,015-10-5 0,01910-5
Дибромхлорметан, мг/дм3 0,0313> с.-т. 0,084 0,02 26-10-5 32-10-5 80 10-5 53-10-5 39-10-5
Хлороформ, мг/дм3 0,0В1,3) с.-т. 0,0061 0,01 2300-10-5 490-10-5 590-10-5 1300 10-5 160-10-5
Бромдихлорметан, мг/дм3 0,2« 0,063) с.-т. 0,062 0,02 280 10-5 140-10-5 280 10-5 238 10-5 20-10-5
Диметилфталат, мг/дм3 0,324> с.-т. - 10 0,17-10-5 0 0,030-10-5 0 0,046-10-5
Диэтилфталат, мг/дм3 33,4) с.-т. - 0,8 3,0-10-5 2,9-10-5 4,610-5 4,2-10-5 5,06-10-5
Дибутилфталат, мг/дм3 0,23,4) общ. - 0,1 40-10-5 30х10-5 3910-5 63 10-5 63,510-5
Бутилбензилфталат, мг/дм3 - - - 0,2 0,12-10-5 0 0,026-10-5 0 0
Ди(2этилгексил)-фталат, мг/дм3 0,0083,4) с.-т. 0,014 0,02 57-10-5 57-10-5 56 10-5 6910-5 53,3-10-5
Диоктилфталат 1,634> с.-т. - 0,04 1,2-10-5 10,0-10-5 3,510-5 2,3-10-5 0,8110-5
Дихлоруксусная
кислота, мг/дм3 - - 0,050 0,004 820 10-5 240-10-5 280 10-5 406-10-5 27-10-5
Трихлоруксусная
кислота, мг/дм3 51' орг. - 0,1 500-10-5 130-10-5 83 10-5 390-10-5 0
Монохлоруксусная
кислота, мг/дм3 0,05« 0,064) с.-т. - - 3010-5 7,310-5 5,310-5 8,7-10-5 0
Барий, мг/дм3 0,1х) 0,72) с.-т. - 0,07 0,023 0,028 0,028 0,040 0,031
Бор, мг/дм3 0,51,2) с.-т. - 0,2 0,046 0,058 0,055 0,083 0,038
Марганец, мг/дм3 0,1«2> орг. - 0,14 0,015 0,0009 0,016 0,0057 0,0019
Медь, мг/дм3 11,2,3) орг. - 0,019 0,0068 0,0031 0,0026 0,0023 0,0018
Молибден, мг/дм3 0,251) 2) 0,073) с.-т. - 0,005 0,0021 0,0039 0,0009 0,0008 0,0007
Натрий, мг/дм3 2001,2) с.-т. - 34,3 5,01 5,71 4,76 5,99 4,37
Стронций, мг/дм3 71,2) с.-т. - 0,6 1,09 1,20 0,74 1,25 0,74
Хром, мг/дм3 0,051,2,3) с.-т. - 0,005 0,013 0,014 0,0123 0,004 0,002
Цинк, мг/дм3 51) 11) орг. - 0,3 0,0071 0,0031 0,0065 0,001 0,002
Кальций, мг/дм3 - - - 41,4 68,78 107,80 78,39 122,25 72,22
Магний, мг/дм3 502) орг. - - 18,47 16,07 17,86 19,17 19,42
Жесткость, °Ж 7(10)1) - - - 4,92 6,87 5,39 7,57 5,16
Нитраты, мг/дм3 451,2) с.-т. - 1,6 2,74 2,76 3,14 2,07 2,68
Нитриты, мг/дм3 3« 3,32) орг. - 0,1 0,012 - 0,0085 0 0,0018
рН, ед.рН 91) - - - 7,6 7,5 7,3 7,4 7,7
Примечание. орг - органолептический; с.-т. - санитарно-токсикологический; общ. - общесанитарный 120 -
DOI: http://dx.doi.org/10.18821/0016-9900-2018-97-2-117-124
Original article
Таблица 2
Данные индивидуального (RiskKüiiu) и популяционного (PCR) канцерогенных рисков в питьевой воде поверхностного (ПВ) и инфильтрационных (ИВ1-ИВ4) водозаборов
Показатель ПВ ИВ1 ИВ2 ИВ3 ИВ4
Risk • 10-6 PCR Risk • 10-6 PCR Risk • 10-6 PCR Risk • 10-6 PCR Risk • 10-6 PCR
Хризен 0,0406 0,0100 0,0686 0,0343 0,0451 0,0038 0,0252 0,0009 0,0276 0,0007
Бенз(к)флуорантен 0,00021 0,000051 0,00063 0,00031 0,00083 0,000071 0,00039 0,000013 0,00060 0,000015
Бенз(а)пирен 0,00019 0,000046 0,00013 0,000063 0,00021 0,000018 0,000099 0,0000034 0,000092 0,0000024
Индено(1,2,3-с^) пирен 0,048 0,012 0,035 0,018 0,021 0,0018 0,032 0,0011 0,040 0,0010
Дибромхлорметан 0,62 0,15 0,77 0,38 1,92 0,16 1,27 0,044 0,094 0,002
Бромдихлорметан 4,96 1,22 2,48 1,24 4,96 0,42 4,25 0,15 0,43 0,011
Хлороформ 4,01 0,98 0,85 0,43 1,03 0,09 2,27 0,08 0,28 0,01
Ди(2-этилгексил) фталат 0,23 0,06 0,23 0,11 0,22 0,02 0,28 0,01 0,21 0,01
Дихлоруксусная кислота 11,71 2,88 3,43 1,71 4,00 0,34 5,80 0,20 0 0
Суммарный канцерогенный риск (Risksum,канц)* 21,62 5,31 7,86 3,93 12,20 1,04 13,92 0,48 1,08 0,030
Примечание. *Risksum,канц = Riskканц1+ RiskканЦ2+... Riskканцn, где Шзкканц1... Riskканцn - индивидуальные канцерогенные риски. Согласно [9, 10], допустимая величина для Riskканцn - 1,0-10-5; согласно [26] при попадании значений Riskканцn в диапазон 10"6-10"4 возникает необходимость постоянного контроля и принятия мер по их снижению.
Таблица 3
Оценка неканцерогенных рисков (HQ) при хроническом пероральном воздействии в питьевой воде ПВ и четырех инфильтрационных (ИВ1-ИВ4) водозаборов (Р 2.1.10.1920-04)
Показатель ПВ ИВ1 ИВ2 ИВ3 ИВ4
Хризен 0.00000041 0,00000069 0,00000045 0,00000025 0,00000028
Нафталин 0,000012 0,000011 0,0000067 0,000015 0,000015
2-метилнафталин 0,000015 0,000012 0,000012 0,000013 0,000013
1-метилнафталин 0,0000027 0,0000028 0,0000011 0,0000041 0,0000045
Флуорен 0,00000064 0,00000045 0,00000050 0,00000072 0,00000080
Фенантрен 0,000044 0,000037 0,000041 0,000046 0,000052
Флуорантен 0,00000061 0,00000057 0,0000011 0,00000067 0,00000092
Пирен 0,0000013 0,0000011 0,0000010 0,0000013 0,0000018
Индено(1,2,3 с^)пирен 0,00000006 0,00000017 0,00000023 0,00000011 0,00000016
Бензо^флуорантен 0,00000051 0,00000034 0,00000057 0,00000027 0,00000025
Бенз(а)антрацен 0,0000043 0,0000063 0,0000035 0,0000068 0,0000067
Бенз^^Д)перилен 0,0000013 0,0000018 0,0000021 0,0000035 0,0000029
Бенз(а)пирен 0,000013 0,0000097 0,0000057 0,0000087 0,000011
Дибромхлорметан 0,00037 0,00046 0,0011 0,00076 0,000056
Бромдихлорметан 0,0040 0,0020 0,0040 0,0034 0,00034
Хлороформ 0,066 0,014 0,017 0,037 0,0046
Диэтилфталат 0,0000011 0,0000010 0,0000016 0,0000015 0,0000018
Дибутилфталат 0,00011 0,00009 0,00011 0,00018 0,00018
Бутилбензилфталат 0,00000017 0 0,00000004 0 0
Ди(2-этилгексил)фталат 0,00081 0,00081 0,00080 0,00099 0,00076
Диоктилфталат 0,0000086 0,000071 0,000025 0,000016 0,0000058
Дихлоруксусная кислота 0,059 0,017 0,020 0,029 0
Трихлоруксусная кислота 0,0014 0,0004 0,0002 0,0011 0
Монохлоруксусная кислота 0,0043 0,0010 0,00076 0,0012 0
Октановая кислота 0 0 0,00006 0 0
Барий 0,0095 0,012 0,012 0,016 0,013
Бор 0,0066 0,0083 0,0078 0,012 0,0054
Марганец 0,0030 0,0002 0,0032 0,001 0,000
Медь 0,0102 0,0047 0,0039 0,003 0,003
Молибден 0,012 0,022 0,005 0,005 0,004
Натрий 0,0042 0,0048 0,0040 0,005 0,004
Стронций 0,052 0,057 0,035 0,060 0,035
Хром 0,074 0,080 0,070 0,023 0,011
Кальций 0,047 0,074 0,054 0,08 0,050
Нитраты 0,049 0,049 0,056 0,037 0,048
Суммарный неканцерогенный риск 0,40 0,35 0,30 0,32 0,18
Примечание.* HI = HQ 1+ HQ 2+..,+HQ n, где HQ 1... HQ n -- индивидуальные коэффициенты опасности, допустимая величина <1 [9].
JifSrHeHa и санитария. 2018; 97(2)_
DOI: http://dx.doi.org/10.18821/0016-9900-2018-97-2-117-124 Оригинальная статья
Таблица 4
Оценка неканцерогенных рисков (Riskнеканц) при хроническом пероральном воздействии в питьевой воде ПВ и четырех инфильтрационных (ИВ1 - ИВ4) водозаборов согласно МР 2.1.4.0032-11
Показатель Неканцерогенный риск, Riskнeк
ПВ ИВ1 ИВ2 ИВ3 ИВ4
Бенз(а)пирен 0,00040 0,00030 0,00017 0,00026 0,00034
Дибромхлорметан 0,00015 0,00019 0,00047 0,00031 0,000023
Бромдихлорметан 0,0016 0,00081 0,0016 0,0014 0,00014
Хлороформ 0,0067 0,0014 0,0017 0,0038 0,00046
Диметилфталат 0,00000010 0 0,000000020 0 0,000000027
Диэтилфталат 0,00000020 0,00000020 0,00000030 0,00000024 0,00000029
Ди(2-этилгексил) фталат 0,0012 0,0012 0,0012 0,0015 0,0012
Диоктилфталат 0,00000010 0,0000010 0,00000040 0,00000025 0,00000009
Монохлоруксусная кислота 0,00011 0,000025 0,000019 0,000030 0,000000
Барий 0,0040 0,0049 0,0049 0,0070 0,0054
Бор 0,0016 0,0020 0,019 0,0029 0,0013
Молибден 0,00015 0,00027 0,000060 0,00052 0,00038
Натрий 0,00044 0,00050 0,00042 0,00052 0,00038
Стронций 0,0027 0,0030 0,0018 0,0031 0,0018
Хром 0,0045 0,0049 0,0043 0,0014 0,0007
Нитраты 0,0011 0,0011 0,0012 0,0008 0,0010
Суммарный неканцерогенный 0,025 0,021 0,020 0,023 0,013
риск (Risksum,HeK)*
Примечание. *Risksum,HeK = 1 - (1 - Risk нек1)-(1 - Risk нек2) • ... • (1 - RiskHeKn), где Risk нек1... Risk некп -- индивидуальные неканцерогенные риски, допустимая величина < 0,05 [10].
Значение суммарного канцерогенного риска питьевой воды ПВ в 2,7 раза больше соответствующего показателя для питьевой воды ИВ1, в 1,8 раза - для питьевой воды ИВ2, в 1,6 раза - для питьевой воды ИВ3, в 20 раз - для питьевой воды ИВ4. При этом, в силу большей численности населения, потребляющей питьевую воду ИВ1, величина популяционного канцерогенного риска питьевой воды ИВ1 выше по сравнению с ИВ2 и ИВ3. Таким образом, из рассматриваемых водозаборов наименьшую вероятность развития канцерогенных рисков несёт питьевая вода инфильтрационного водозабора, в технологии которого основным методом обеззараживания является УФО, а хлорирование подключается лишь эпизодически для профилактических целей.
Расчёт неканцерогенного риска по Р 2.1.10.1920-04 произведён для 36 примесей воды, обладающих токсическим эффектом воздействия, для которых посчитан коэффициент опасности (табл. 3). Расчёт по МР 2.1.4.0032-11 произведён для 16 показателей, имеющих ПДК и нормируемых по са-нитарно-токсикологическому признаку вредности (табл. 4).
Ввиду разной методологии расчёта, полученные величины неканцерогенных рисков трудно сравнимы между собой, но выявленные тенденции для питьевой воды исследуемых водозаборов совпадают. Общим является тот факт, что величина суммарного неканцерогенного риска имеет максимальное значение для питьевой воды ПВ, на одном уровне находятся величины неканцерогенных рисков для питьевых вод инфильтрационных водозаборов ИВ1 - ИВ3, в технологии водоподготовки которых используется хлорирование. Минимальные значения коэффициентов опасности, отражающих неканцерогенные риски согласно [9], и величины неканцерогенных рисков согласно [10], получены для питьевой воды ИВ4, на котором для обеззараживания воды используется УФО. Наибольший относительный вклад в величину индекса опасности и суммарного неканцерогенного риска, также как и в величину суммарного канцерогенного риска, вносят такие органические соединения, как ТГМ, монохлор- и дихлору-кусная кислоты, ди(2-этилгексил)фталат. Из неорганических
соединений - нитраты, из металлов - хром, кальций, стронций, барий, марганец. При этом вклад побочных продуктов хлорирования в указанные величины отмечен чуть выше в питьевой воде поверхностного водозабора, вклад металлов -в питьевой воде водозаборов инфильтрационного типа, что объясняется качеством исходной природной воды, используемой при водоподготовке. Приемлемым значением величины неканцерогенного риска, рассчитанного беспороговым методом, является величина < 1 [9], при использовании пороговой модели - < 0,05 [10]. В целом, питьевая вода г. Уфы по уровню неканцерогенных рисков, посчитанных разными способами, соответствует установленным требованиям.
Заключение
По результатам многолетнего расширенного мониторинга в питьевой воде водозаборов разного типа выявлено более 250 органических соединений, в том числе галогенирован-ные ограниченно-летучие побочные продукты хлорирования, из которых на сегодняшний день лишь для 10% разработаны факторы канцерогенного потенциала (SFo), или референтные (безопасные) дозы (Я/Ц), или предельно-допустимые концентрации (ПДК) в воде. На основании полученных данных и результатов лабораторно-производственного контроля общехимических показателей и металлов рассчитаны канцерогенные и неканцерогенные риски при пероральном поступлении химических веществ с питьевой водой, отобранной в РЧВ на выходе с разных водозаборов г. Уфы.
Согласно полученным результатам, для рассматриваемых водозаборов значения канцерогенных рисков, обусловленных пероральным путём поступлений загрязнений из питьевой воды в организм человека, принадлежат ко второму диапазону опасности, для которого рекомендованы разработка и проведение оптимизационных действий по повышению эффективности технологии водоподготовки. Наибольший вклад в величину канцерогенных рисков принадлежит побочным продуктам хлорирования - ТГМ и ГУК, а также ди(2-этилгексил)фталату. ПАУ, присутствующие в питьевой
воде основных водозаборов г. Уфы в указанных концентрациях, не оказывают значительного влияния на величину суммарного канцерогенного и популяционного рисков выбранных объектов исследований.
Вероятность развития неканцерогенных эффектов при употреблении населением питьевой воды рассматриваемых водозаборов не высока, полученные значения не превышают приемлемых уровней. Основной вклад в величину неканцерогенных рисков вносят металлы и побочные продукты хлорирования.
При сравнении технологий водоподготовки наименьшими значениями рисков характеризуется питьевая вода ин-фильтрационного водозабора, в котором для обеззараживания воды в качестве основного метода используется УФО.
Таким образом, для управления качеством питьевой воды и снижения вероятности развития вредных эффектов для здоровья человека при употреблении подаваемой воды, целесообразным является выбор более щадящих, чем хлорирование методов обеззараживания воды, обеспечивающих её санацию, но не приводящих к образованию большого числа побочных галогенсодержащих продуктов, обладающих выраженным негативным воздействием на человека. В случаях, когда нет возможности отказаться от использования хлорсо-держащих реагентов (протяжённые старые водораспределительные сети, использование речной воды при водоподготов-ке и др.), необходимо повышать эффективность предочистки исходной воды перед хлорированием от прекурсоров образования побочных продуктов хлорирования.
Финансирование. Исследование не имело спонсорской поддержки. Конфликт интересов. Авторы заявляют об отсутствии конфликта интересов.
Литература (п.п. 15, 20-25 см. References)
1. Черняев А.М., ред. Вода России. Малые реки. Екатеринбург: Аква-Пресс; 2001.
2. Онищенко Г.Г., Рахманин Ю.А., Кармазинов Ф.В. Бенчмаркинг качества питьевой воды. СПб.: Новый журнал; 2010.
3. Журба М.Г. Состояние и перспективные направления развития технологий и средств очистки природных вод. Наилучшие доступные технологии. 2013; (2): 3-14.
4. Акмалова Р.Р., Степанов Е.Г., Сулейманов Р.А. Фундаментальные и прикладные аспекты анализа риска здоровью населения. В кн.: Онищенко Г.Г., Зайцева Н.В., ред. Материалы Всероссийской научно-практической интернет-конференции молодых ученых и специалистов Роспотребнадзора. Пермь: Книжный формат; 2013: 61-3.
5. Красовский Г.Н, Егорова Н.А. Методология выбора оценочных показателей для гигиенического мониторинга водных объектов. Гигиена и санитария. 1994; 83(6): 5-9.
6. Рахманин Ю.А., Доронина О.Д. Стратегические подходы управления рисками для снижения уязвимости человека вследствие изменения водного фактора. Гигиена и санитария. 2010; 89(2): 8-13.
7. Степановская И.А., Авандеева О.П. WEB-технологии для мониторинга водных объектов. Методы оценки соответствия. 2012; (3): 22-8.
8. Красовский Г.Н., Рахманин Ю.А., Егорова Н.А., Малышева А.Г, Михайлова Р.И. Гигиенические основы формирования перечней показателей для оценки и контроля безопасности питьевой воды. Гигиена и санитария. 2010; 89(4): 8-13.
9. Р 2.1.10.1920-04. Руководство по оценке риска для здоровья населения при воздействии химических веществ, загрязняющих окружающую среду. М.; 2004.
10. МР 2.1.4.0032-11. Интегральная оценка питьевой воды централизованных систем водоснабжения по показателям химической безвредности. М.; 2012.
11. Вождаева М.Ю., Сафарова В.И., Кантор Л.И., Парамонов Е.А., Те-плова Г.И., Цыпышева Л.Г. и др. Основные классы органических соединений техногенного происхождения в воде водоисточников г. Уфы. Химия и технология воды. 2004; (1): 78-81.
12. Вождаева М.Ю., Цыпышева Л.Г, Кантор Л.И., Кантор Е.А. Влияние хлорирования на состав ограниченно-летучих органических загрязнителей воды. Журнал прикладной химии. 2004; 77(6): 952-5.
13. СанПиН 2.1.4.1074-01. Питьевая вода. Гигиенические требования к качеству воды централизованных систем питьевого водоснабжения. Контроль качества. М.; 2001.
14. Вождаева М.Ю. Методология организации экологического мониторинга ограниченно-летучих органических соединений в воде (на примере промышленно-развитогорегиона): Автореф. дисс. ... д-ра хим. Наук. М.; 2015.
DOI: http://dx.doi.org/10.18821/0016-9900-2018-97-2-117-124
Original article
16. Труханова Е.В., Вождаева М.Ю., Кантор Л.И., Кантор Е.А., Мельницкий И.А. Исследование влияния галогенуксусных кислот на результаты определения тригалометанов в воде. Экология и промышленность России. 2011; (2): 41-5.
17. Труханова Е.В., Вождаева М.Ю., Кантор Л.И., Мельницкий И.А., Кантор Е.А. Газохроматографические методы определения галогенуксусных кислот в воде. Вода: химия и экология. 2011; (8): 72-4.
18. Холова А.Р., Вождаева М.Ю., Кантор Л.И., Труханова Н.В., Мельницкий И.А., Кантор Е.А. Определение эфиров фталевой кислоты в питьевой и природной воде методом газовой хроматографии с масс-селективным детектированием. Вода: химия и экология. 2012; (5): 85-91.
19. Вождаева М.Ю., Кантор Л.И., Кантор Е.А. Филиппова О.Л. Образование бромсодержащих соединений при хлорировании воды водоисточников поверхностного и инфильтрационного типа. Available at: http://www.wssanalytchem.org/car2013/doc/Abstracts-CRusAn2013.pdf
26. ВОЗ. Гигиенические критерии качества окружающей среды 170. Оценка рисков для организма человека, создаваемых химическими веществами: обоснование ориентировочных величин для установления предельно допустимых уровней экспозиции по показателям влияния на состояние здоровья. Женева; 1995.
References
1. Chernyaev A.M., ed. Water of Russia. Small Rivers [Voda Rossii. Malye reki]. Ekaterinburg: Akva-Press; 2001. (in Russian)
2. Onishchenko G.G., Rakhmanin Yu.A., Karmazinov F.V. Benchmarking the Quality of Drinking Water [Benchmarking kachestva pit'evoy vody]. St. Petersburg: Novyy zhurnal; 2010. (in Russian)
3. Zhurba M.G. State and perspective directions of development of technologies and means for purification of natural waters. Nailuchshie dostupnye tekhnologii. 2013; (2): 3-14. (in Russian)
4. Akmalova R.R., Stepanov E.G., Suleymanov R.A. Fundamental and applied aspects of health risk analysis of the population. In: Onishchenko G.G., Zaytseva N.V., eds. Materials of the All-Russian Scientific and Practical Internet Conference of Young Scientists and Specialists of Rospotrebnadzor. Perm': Knizhnyy format; 2013: 61-3. (in Russian)
5. Krasovskiy G.N, Egorova N.A. Methodology for selection of assessment indicators for hygienic monitoring of water bodies. Gigiena i sanitariya. 1994; 83(6): 5-9. (in Russian)
6. Rakhmanin Yu.A., Doronina O.D. Strategic approaches to risk management to reduce human vulnerability due to changes in the water factor. Gigiena i sanitariya. 2010; 89(2): 8-13. (in Russian)
7. Stepanovskaya I.A., Avandeeva O.P. WEB-technologies for water objects monitoring. Methods of conformity assessment. Metody otsenki sootvetstviya. 2012; (3): 22-8. (in Russian)
8. Krasovskiy G.N., Rakhmanin Yu.A., Egorova N.A., Malysheva A.G, Mikhaylova R.I. Hygienic bases for the formation of lists of indicators for the assessment and control of drinking water safety. Gigiena i sanitariya. 2010; 89(4): 8-13. (in Russian)
9. R 2.1.10.1920-04. Guidelines for assessing the health risks of the public when exposed to environmental pollutants. Moscow; 2004. (in Russian)
10. MR 2.1.4.0032-11. Integral assessment of potable water of centralized water supply systems in terms of chemical safety indices. Moscow; 2012. (in Russian)
11. Vozhdaeva M.Yu., Safarova V.I., Kantor L.I., Paramonov E.A., Teplova G.I., Tsypysheva L.G., et al. The main classes of organic compounds of technogenic origin in the water of water sources in Ufa. Khimiya i tekhnologiya vody. 2004; (1): 78-81. (in Russian)
12. Vozhdaeva M.Yu., Tsypysheva L.G., Kantor L.I., Kantor E.A. The effect of chlorination on the composition of the limited-volatile organic pollutants of water. Zhurnalprikladnoy khimii. 2004; 77(6): 952-5. (in Russian)
13. SanPiN 2.1.4.1074-01. Drinking water. Hygienic requirements for water quality of centralized drinking water supply systems. Quality control. Moscow; 2001. (in Russian)
14. Vozhdaeva M.Yu. Methodology of organization of ecological monitoring of limited-volatile organic compounds in water (on the example of industrial-developed region): Diss. Moscow; 2015. (in Russian)
15. Trukhanova E.V., Vozhdaeva M.Yu., Kantor L.I., Kantor E.A. Basic Byproducts Formation During Chlorination of Water Containing Humic Substances. In: 15th International Humic Substances Society Meeting. Book of Abstracts. Tenerife; 2010.
16. Trukhanova E.V., Vozhdaeva M.Yu., Kantor L.I., Kantor E.A., Mel'nitskiy I.A. Study of the effect of haloacetic acids on the results of the determination of trihalomethanes in water. Ekologiya i promyshlennost' Rossii. 2011; (2): 41-5. (in Russian)
17. Trukhanova E.V., Vozhdaeva M.Yu., Kantor L.I., Mel'nitskiy I.A., Kantor E.A. Gas chromatography methods for the determination of haloacetic acids in water. Voda: khimiya i ekologiya. 2011; (8): 72-4. (in Russian)
18. Kholova A.R., Vozhdaeva M.Yu., Kantor L.I., Trukhanova N.V., Mel'nitskiy I.A., Kantor E.A. Determination of phthalic acid esters in drinking and natural water by gas chromatography with mass-selective detection. Voda: khimiya i ekologiya. 2012; (5): 85-91. (in Russian)
19. Vozhdaeva M.Yu., Kantor L.I., Kantor E.A. Filippova O.L. Formation of bromine-containing compounds in the chlorination of surface and infiltration water sources. Available at: http://www.wssanalytchem.org/ car2013/doc/Abstracts-CRusAn2013.pdf (in Russian)
JiprHeHa и санитария. 2018; 97(2)_
DOI: http://dx.doi.org/10.18821/0016-9900-2018-97-2-124-131
Оригинальная статья
20. Ding H., Meng L., Zhang H., Yu J., An W., Hu J., et al. Occurrence, profiling and prioritization of halogenated disinfection by-products in drinking water of China. Environ. Sci. Process Impacts. 2013; 15(7): 1424-9.
21. Chowdhury S., Rodriguez M.J., Sadiq R. Disinfection byproducts in Canadian provinces: associated cancer risks and medical expenses. J. Hazard. Mater. 2011; 187(1-3): 574-84.
22. Meng L.P., Dong Z.M., Hu J.Y. National survey and risk assessment of haloacetic acids in drinking water in China for reevaluation of the drinking water standards. China Environ. Sci. 2012; 32(4): 721-26.
23. Legay C., Rodriguez M.J., Serodes J.B., Levallois P. Estimation of chlorination by-products presence in drinking water in epidemiological studies on adverse reproductive outcomes. A review. Sci. Total Environ. 2010; 408(3): 456-72.
24. Bull R.J., Reckhow D.A., Li X., Humpage A.R., Joll C., Hrudey S.E. Potential carcinogenic hazards of non-regulated disinfection byproducts: haloquinones, halo-cyclopentene and cyclohexene derivatives, N-halamines, halonitriles, and heterocyclic amines. Toxicology. 2011; 286(1-3): 1-19.
25. Richardson S.D., Plewa M.J., Wagner E.D., Schoeny R., Demarini D.M. Occurrence, genotoxicity, and carcinogenicity of regulated and emerging disinfection by-products in drinking water: A review and roadmap for research. Mutat. Res. 2007; 636(1-3): 178-242.
26. WHO. Hygienic criteria of environmental quality 170. Assessment of risks to the human body caused by chemicals: justification of indicative values for establishing maximum permissible levels of exposure in terms of health effects. Geneva; 1995.
Поступила 06.02.17 Принята к печати 18.10.17
О ПРУСАКОВ В.М., ПРУСАКОВА А.В., 2018 УДК 614.7
Прусаков В.М., Прусакова А.В.
ДИНАМИКА РИСКА ЗАБОЛЕВАЕМОСТИ И АДАПТАЦИОННОГО ПРОЦЕССА КАК ПОКАЗАТЕЛИ ВОЗДЕЙСТВИЯ ЛОКАЛЬНЫХ ФАКТОРОВ ОКРУЖАЮЩЕЙ СРЕДЫ НА НАСЕЛЕНИЕ
ФГБОУ ВО «Ангарский государственный технический университет», 665835, Ангарск
Исследованы роль динамики заболеваемости на фоновой территории в формировании риска заболеваемости детей на изучаемых территориях; значение параметров волнообразной многолетней динамики риска и соответствующего адаптационного процесса для определения и классификации массовых неинфекционных заболеваний. Волнообразность динамики риска заболеваемости детей обусловлена волнообразным характером динамики заболеваемости на исследуемых и фоновой территориях. Уровень риска заболеваемости формируется не только в результате различий уровней заболеваемости на фоновой и изучаемых территориях, но и от различий фаз повышенной и пониженной неспецифической сопротивляемости контингентов детей на этих территориях. Различный характер динамики риска заболеваемости и соответствующей волнообразно-сти адаптационного процесса среди детского населения отражает наличие различий в воздействии особенностей локальных факторов среды обитания на каждой территории. Средний риск заболеваемости, вокруг которого осуществляются колебания годовых рисков и фаз состояний адаптационного процесса, и соответствующие ему уровни реактивности и резистентности организма являются результатом абсолютной силы воздействия локальных факторов изучаемой территории. Средний относительный риск заболеваемости, вокруг которого осуществляются колебания годовых рисков и фаз состояний адаптационного процесса, -это интегральный показатель уровня массовой неинфекционной заболеваемости и степени напряжённости медико-экологической ситуации, уровня реактивности и рассогласованности работы подсистем организма детей и степени их напряжённости. Это и показатель абсолютной силы воздействия локальных факторов. Волнообразность с развитием состояний повышенной и пониженной сопротивляемости всегда является показателем развития антистрессорных реакций активации (или состояния неспецифически повышенной сопротивляемости) и относительно средней силы воздействия факторов (для наблюдаемого уровня реактивности). На основе учёта уровня риска предложена классификация неинфекционной заболеваемости (НИЗ), включающая: 1) НИЗ с региональным (фоновым) риском заболеваемости, 2) массовую НИЗ с повышенным риском, 3) массовую НИЗ с высоким риском и 4) массовую НИЗ с очень высоким риском.
Ключевые слова: массовые неинфекционные заболевания; относительный риск; адаптация; классификация неинфекционной заболеваемости.
Для цитирования: Прусаков В.М., Прусакова А.В. Динамика риска заболеваемости и адаптационного процесса как показатели воздействия локальных факторов окружающей среды на население. Гигиена и санитария. 2018; 97(2): 124-131. DOI: http://dx.doi. org/10.18821/0016-9900-2018-97-2-124-131
Для корреспонденции: Прусакова Александра Валерьевна, канд. мед. наук, доцент, доцент кафедры Экология и безопасность деятельности человека АнГТУ. E-mail: alprus@mail.ru
Prusakov V.M., Prusakova A.V.
THE DYNAMICS OF THE RISK OF THE MORBIDITY AND THE ADAPTATION PROCESS AS INDICES OF THE IMPACT OF LOCAL ENVIRONMENTAL FACTORS ON THE POPULATION
Angarsk State Technical University, Angarsk, 665835, Russian Federation
There were studied: The role of the disease dynamics at the background area in the formation of the risk for childhood morbidity in the study area; the value of indices of the long-term wavelike risk dynamics and the corresponding adaptation process for the identification and classification of mass non-infectious diseases. The waviness dynamics of the children morbidity risk is caused by the wave-like nature of the disease dynamics in the study and background areas. The disease risk level is formed not only by differences in the incidence rates of the background and study areas but also from differences in phases of high and low non-specific resistance of children contingent in these territories.
