CC BY
19
CONTEMPORANEOUS STATE OF ENVIRONMENT BENZENE RESEARCH
AND OF ITS CARCINOGENIC RISK
Chernychenko I.O., Balenko N.V., Pershehyba Ya.V., Babyi V.F., Lytvychenko O.M.
СУЧАСНИЙ СТАН ДОСЛ1ДЖЕННЯ БЕНЗОЛУ У НАВКОЛИШНЬОМУ СЕРЕДОВИЩ1 ТА ЙОГО КАНЦЕРОГЕННОГО РИЗИКУ
ензол е одним з найпоширенi- дае на США, Японю, краТни За-
ших i найагресивнiших проми- хiдноí бвропи [3-4]. Ще близь-
слових продую1в та забрудню- ко 26 млн. т бензолу у свт
вачiв навколишнього середови- утворюеться у процес очистки
ща. та крекiнгу нафти. До того ж
У невелика ктькосп (1-4%) близько 5 млн. т бензолу мають
бензол е у сирм нафтк Добува- природне походження (утво-
ють його з продук^в перегонки рюються iз рослинних та тва-
кам'яного вуплля та шляхом ринних матерiалiв). Загальнi
ароматизаци нафти. Бензол — втрати бензолу у хiмiчнiй про-
цiнна сировина для виробниц- мисловост в усьому свт ста-
ЧЕРНИЧЕНКО 1.О. тва пластмас, барвниюв, штуч- новлять 100-200 тисяч тонн;
БАЛЕНКО Н.В.' ного волокна i шкiри, вибухо- близько 3 млн. тонн витрача-
ПЕРШЕГУБАЯ.В.' вих речовин, для виготовлення ються у процесi його вироб-
БАБ1Й В.Ф.' лiкарських препаратiв, ек- ництва, транспортування, при
ЛИТВИЧЕНКО О.М. стракцп олií з насiння та горiхiв розподiлi на бензоколонках,
ДУ "|нститут гiгiени тощо. Широко застосовуеться тд час спалювання моторного
та медичноТ еKOЛOГií як розчинник (жирiв, смол, кау- палива; 0,2% бензолу втрача-
м О.М. Марзеева чуку) i як компонент (3-3,8%) еться при розливi нафти.
АМН УкраТ'ни", моторного палива [1-5]. Отже, юнують численнi джем. Китв Невисока температура китн- рела та технологiчнi процеси, ня (80,1оС) та високий тиск па- як сприяють забрудненню УДК 614.72:616-006:547.532 ри сприяють його швидкому довкiлля бензолом.
випаровуванню i надходженню У навколишньому середови-
у навколишне середовище. щi бензол перебуваепереваж-
Джерелами забруднення но у паровм фазi. Його при-
довктля цiею сполукою е пiд- сутнють, залежно вiд елемен-
приемства, що виробляють та середовища (повiтря, Грун-
бензол, а також виробничi ^в, води), клiматичних умов,
об'екти, як використовують концентрацií гiдроксильних
його у технолопчних процесах. радикалiв тощо, може тривати
^м того, бензол утворюеть- вщ декiлькох годин до декль-
ся пiд час горiння деревини, кох дшв [3]. При потраплянш у
смiття, iнших органiчних вщхо- воду половина бензолу випа-
дiв, палiння тютюну. ровуеться в атмосферне пови
Свiтове виробництво бензо- тря вже протягом 30-40 хви-
лу наприкнщ ХХ столiття ста- лин. 1з поверхневих шарiв
новило понад 14,8 млн. тонн. Грунту бензол випаровуеться у
Найбшьша частка його припа- пов^ря, вимиваеться водою, а
з бшьш глибоких шарiв потра-
СОВРЕМЕННОЕ СОСТОЯНИЕ ИССЛЕДОВАНИЙ БЕНЗОЛА пляе у rрунтовi води, де за ан-
В ОКРУЖАЮЩЕЙ СРЕДЕ И ЕГО КАНЦЕРОГЕННОГО РИСКА аеробних умов може знаходи-
Черниченко И.А., Баленко Н.В., Першегуба Я.В., тися деклька тижшв i навiть
Бабий В.Ф., Литвиченко О.Н. мюящв. За аеробних умов
В обзоре приведены данные литературы об исследованиях бензол швидко розкладаеться
содержания бензола в окружающей среде, главным мiкрофлорою до лактат- i тру-
образом в воздушной. Рассмотрены эпидемиологические и ватсполук.
экспериментальные исследования, подтверждающие У лiтературi особлива увага
канцерогенность (лейкозогенность) придтяеться питанню викори-
бензола для людей и лабораторных животных, а также стання бензолу як добавки до
данные оценки риска для населения. автомобтьного бензину [3, 4,
Кроме того, проанализированы нерешенные вопросы, 6]. Рiзке зростання клькосл
требующие дальнейшего исследования. автомоб^в i потужност двигу-
Сделан вывод, что проблема бензола актуальна также для шв стало причиною подвоено-
Украины, однако на сегодня ей недостаточно уделяется го використання бензолу i, як
внимания. наслщок, надходження у пови
тряний басейн сотень тисяч тонн цieí речовини з викидами автотранспорту. При цьому ви-киди бензолу формуються як за рахунок його безпосе-реднього видiлення iз автомо-бiльного палива, так i у резуль-татi утворення у процес зго-рання присутнiх у паливi аро-матичних речовин.
Стан забруднення атмосферного пов^ря бензолом у рiзних краíнах та джерела надходжен-ня висв™ено у матерiалах ВООЗ, окремих оглядах та чи-сленних публка^ях [3, 4, 6, 7].
За даними [4], щорiчна емiсiя бензолу у ФРН становить близь-ко 70 тис. т, з яких 50-60 тис. т припадае на автотранспорт, 2,4 тис. т — викиди коксохiмiчних заводiв, 2,5 тис. т — опалення будинюв, майже 1 тис. т — на хи мiчну промисловiсть. Внесок бензозаправних колонок становить 1,5-2 тис. т.
В Австри викиди бензолу вщ бензозаправних колонок i опалення будинюв становлять 510% загальних викидiв.
У м. Базелi (Швейцарiя) викиди вiд домових печей та бензоколонок становлять 8-10%, а вщ емiсií пщ час користування розчинниками, що мютять бензол, — 3-5%. У Великобритани 70% бензолу, що надходить в атмосферу, утворюеться при згоранш палива [8].
Викиди бензолу вщ стацю-нарних джерел у Роси оцЫю-ються на рiвнi 13-24 тис. т/рк [7]. Максимальнi викиди бензолу ттьки одного потужного нафтопереробного комплексу можуть сягати 302,4 т/рiк [9].
ДомЫуючий внесок у загальнi викиди бензолу дае автотранспорт: у ФРН вш становить 7185%, у м. Базелi ця величина сягае 80-85%. Близью величи-ни спостеркаються i в iнших кражах бвропи.
Через наведенi обставини бензол виявляеться повсюди: на вулицях, у парках, житлових та Ыших примщеннях, у кабiнах i салонах автотранспорту [3, 4, 6].
У м. Берл^ та шших мiстах ФРН концентраци бензолу виз-начаються на рiвнi 8-48 мкг/м3, пiковi концентраци можуть сягати 62 мкг/м3 (м. Штутгарт). На вщсташ вщ автомагiстралей забруднення бензолом знижу-еться до 6-10 мкг/м3. При цьому слщ зазначити, що допустимою концентра^ею у ФРН вва-жаеться 1 мкг/м3. Поблизу ав-томапстралей з iнтенсивним
I*
ОГЛЯД Л1ТЕРАТУРИ • ДОКУМЕНТИ =
транспортним рухом та поряд з автозаправними станщями концентраци бензолу зазвичай перевищують ГДК.
Концентраци бензолу в атмо-сферi Риму знаходяться у межах 3,5-6,8 мкг/м3 i зростають у перюд iнтенсивного руху транспорту [10], у м. Болонья — часто перевищують величину ГДК — 10 мкг/м3 [11].
Середнм рiвень забруднення в юпанському мют Ла Корунья становить 9,48 мкг/м3 [12]. Ос-новний внесок дае нафтопере-робний завод.
Загалом у кра'(нах бвропи се-реднi концентрацií бензолу, що впливають на населення, становлять у стьських мiсцевостях 1-2 мкг/м3, у промислових районах — 5-20 мкг/м3, поблизу джерел вищд^в — 10-30 мкг/м3; поблизу коксових печей — 57,2 мг/м3, максимально — 166,2 мг/м3 (ФРН). За се-редньорiчних концентраци у ми стах 5-10 мкг/м3 максимальш величини сягають 100150 мкг/м3, у мюцях концентра-цií транспорту — 171,8 мкг/м3 (середы — 16,9 мкг/м3) [3, 4].
У деяких мютах ФрН (земля ^вшчний Рейн-Вестфалiя) вмют бензолу у повiтрi на 70% вищий, нiж у повiтрi стьських райошв [4].
У США середы концентраци бензолу у пов^ вщдалених районiв становлять 0,51 мкг/м3, у стьсьюй мiсцевостi — 1,5 мкг/м3, у примюьких/мюьких зонах — 5,76 мкг/м3. Макси-мальнi концентрацií у деяких ми стах сягають 210,6-510 мкг/м3. Забруднення атмосфери по-близу хiмiчних заводiв вщзначе-но на рiвнi 0,4-16 мкг/м3, бтя очисних — 102 мкг/м3 [3]. Кть-кiсть населення США, що зазнае професмного впливу бензолу на рiвнi 32 мкг/м3, становить близько 0,08 млн. чол., на рiвнi 16-32 мкг/м3 — 0,2 млн. чол. [7].
Рiвень забруднення бензолом атмосферного пов^ря на-
селених мюць Росií коливаеть-ся у межах 3-160 мкг/м3, поблизу нафтопереробних заво-дiв — 20-60 мкг/м3 [7]. У мютах з штенсивним рухом транспорту (м. Москва, Санкт-Петербург) концентраци бензолу сягають 200 мкг/м3. Середньо-рiчнi концентраци бензолу в атмосферi мют становлять 90 мкг/м3, максимально разовi
— 200 мкг/м3 (за чинних ГДК максимально разово!' — 300 мкг/м3, середньодобово(
— 100 мкг/м3). Розраховано, що пщ вплив пщвищених кон-центрацiй бензолу в атмосферному пов^ у Росií пщпа-дае близько 2 млн. чол., у тому чист на рiвнi 50-70 мкг/м3 — близько 0,5 млн. чол., 2530 мкг/м3 — 1,3 млн. чол.
Значно нижчi рiвнi бензолу за-реестровано у м. Таллiнi [13], що автори пояснюють кшматични-ми умовами — частими вирами, якi сприяють пров^рюванню ву-лиць. Середнi концентраци бензолу у рiзних районах мюта були, як правило, нижчими за чин-ну в Естони ГДК (0,2 мг/м3) i вари ювали влiтку у межах 0,001 -0,09 мг/м3, восени — 0,0030,08 мг/м3, взимку — 0,0040,052 мг/м3. Максимальн рiвнi вiдзначено влiтку: у центрi мiста
— 0,36 мг/м3, в Ыших районах — вiд 0,022 до 0,030 мг/м3.
Забруднення атмосферного пов^ря е причиною забруднення примщень [3, 4]. Наводяться дан про бтьш високий рiвень забруднення повiтря прими щень поблизу АЗС (10,2 мкг/м3) порiвняно з повiтрям контроль-них примщень (5,6 мкг/м3). Од-ночасно вказуеться на дещо ви-щ^ концентраци бензолу у примщеннях, шж в атмосферному пов^рк В Ыших дослiдженнях (м. Дуiсбург, ФРН) показано бтьше забруднення повiтря у дитячих юмнатах (9,5 мкг/м3) порiвняно з атмосферним пови трям (1,8 мкг/м3) [4]. При цьому з'ясовано, що крiм викидiв ав-
тотранспорту на вулицi джере-лами забруднення кiмнатного повiтря е тютюновий дим, емiсií бензолу iз синтетичних матерiа-лiв iнтер'еру та виробiв, що зна-ходяться у юмнатах. Аналопч-ного висновку дмшли росiйськi дослiдники [14]. За [хшми дани-ми, бензол (разом з формальдегидом та фенолом) е одним з основних компонент забруд-нення житлових та громадських примщень. Його концентрацií коливаються у межах 0,0170,12 мг/м3 i перевищують рiвнi в атмосферному повiтрi у 4 рази i бшьше. Причина цього — над-ходження бензолу також iз вну-тршых джерел: будiвельних i оздоблювальних матерiалiв (ли нолеуму, фарб, лакiв, мастики), предме^в побутовоí хiмií та утворення пiд час горiння газу та палЫня тютюну. За горiння газу протягом 2 годин спостери гаеться перевищення ГДК бензолу в 1,2 рази.
Результати тривалих спосте-режень (протягом 10 роюв) у Великобританп показали, що забруднення пов^ря примi-щень спричиняють також при-будованi та вбудованi у будин-ки гаражi [8]. Установлено, що концентрацп бензолу у пов^ прилеглих до гаражiв примi-щень, за умов регулярного паркування автомобiлiв, майже у 10 разiв перевищували нор-мативнi величини.
У кабЫах i салонах автомоби лiв рiвнi летких органiчних ре-човин становлять 10-12 мг/м3, у тому числ бензолу — 50 мкг/м3 [4]. Пiдкреслюеться, що забруднення зумовлене не тiльки надходженням вулично-го повiтря, а й емiсiею речовин iз синтетичних матерiалiв, як використовуються для внут-рiшнього оздоблення автомо-бiлiв. Пов^ря салону автомоби лiв може мютити до 500 рiзних сполук, у т.ч. висок рiвнi бензолу, толуолу, стиролу тощо [3, 4]. За даними [б], концентрацií
бензолу у салонах автомобкжв у 2-5 разiв вищi за вуличнi.
Таким чином, аналiз даних ли тератури свщчить, що насе-лення може зазнавати впливу бензолу через вдихання заб-рудненого атмосферного пови тря, пов^ря житлових i гро-мадських примщень, салонiв автотранспорту, палiння тютюну тощо.
Залежно вщ джерела над-ходження i ступеня забруднення пов^ря, мiсця проживання людина може отримати рiзнi дози бензолу [3, 4]. Розрахо-вано, що за концентрацп 3,2 мг/м3 ця доза становить близько 10 мкг бензолу на добу. При активному палшш (30 цигарок на день) доза бензолу становить 1800 мкг/добу, при пасивному — 50 мкг/добу. Така саме доза надходить i при дiяльностi, пов'язашй з експлу-атацiею автомобiля.
Дорослi мешканцi Канади (середня вага тша 70 кг) отри-мують iз забрудненим пов^рям у середньому 90 мкг/добу, США — 180-1300 мкг/добу. У межах США для оаб, яю не палять, доза бензолу (у т.ч. вплив па-сивного палшня, емiсií через користування бензоловмюни-ми продуктами тощо) коли-ваеться вiд 430 мкг/добу до 1530 мкг/добу i вщображае рi-вень забруднення атмосфери, у Канадi — 230 мкг/добу. Дози бензолу, що надходять з пи-тною водою та харчовими продуктами, у бшьшост кра'ш да-ють несуттевий внесок i становлять, примiром у Канадi i США близько 1,4 мкг/добу. Забруднення питно!' води становить 13 мкг/л, найчастше — 0,1 мкг/л.
Експериментально, а також в епщемюлопчних дослщжен-нях установлено, що оргашз-мом людини за iнгаляцiйного надходження абсорбуеться близько 50% бензолу, за перо-рального — 100%. Найменша кшькють бензолу абсорбуеться через шюру (близько 1%), що несуттево впливае на за-гальну дозу [3, 15]. Максимальна швидкють абсорбцп рiдкого бензолу через шюру становить 0,4 мг/м2/годину [1б]. Установлено, що бензол акумулюеться у тканинах, яю мютять лiпiди, проникае через плаценту. В органiзмi жiнок затримуеться бшьша частка бензолу, що вдихаеться, шж у
чоловiкiв [3].
За рiзними даними, вiд 1б% до 50% бензолу, що надходить до оргашзму, видихаеться з пов^рям у незмшеному виглядi [3, 15, 16], решта виводиться у виглядi метаболтв. Метабо-лiзм бензолу здiйснюеться пе-реважно у печiнцi цитохромом Р4502Е1 (CYP2EI) з утворенням основних первинних метаболи тiв: фенолу, гiдрохiнону, кате-холу. У меншiй кiлькостi утво-рюеться промiжний метабол iт — оксид фенолу, який через розрив бензольного кшьця пе-ретворюеться у транс, транс-муконову кислоту [3, 15-17].
З ппешчно[ точки зору важ-ливо, що бшьша частка бензолу перетворюеться на токсичш метаболии при надходженш низьких доз, шж високих. За дм високих доз бензолу перева-жають детоксикацшш шляхи метаболiзму.
Метаболiти видшяються пе-реважно з сечею у виглядi сульфатiв, глюкуронiдiв. Знач-на кшькють метаболтв вия-вляеться у кютковому мозку тварин (фенол, катехол, пдро-хiнон).
За останнiми повщомлення-ми, у кiстковому мозку мишей ВбС3^ яким внутршньочерев-но вводили бензол у дозi 400 мг/кг маси тша, виявлено також iзомери нiтробензолу, N бiфенiлу, N-фенолу. Метаболи ти були вiдсутнi у печЫц^ леге-нях, кровi [18]. Припускаеться участь оксиду азоту (N0) у ме-таболiзмi бензолу з утворенням штропохщних, що також зумовлюють токсичну дю на кiстковий мозок.
Фенол е природним метабо-л^ом. Залежно вiд характеру харчування вмют його у сечi ш-тактних оаб, за рiзними даними, коливаеться у межах 79,5 мг/л, iнодi сягае 11,3 мг/л [3, 16].
Надходження бензолу до оргашзму супроводжуеться його накопиченням у пов^, що видихаеться, у кров^ сечi, а також накопиченням його метаболтв у кровi i сечi залежно вiд концентрацп у забрудненому пови трi [3, 16]. Так, у дорожних по-лiцейських (м. Болонья) за кон-центрацiй у повiтрi, вищих за 10 мкг/м3, вмют бензолу у кро-вi за 4 години робочо( змiни зростае у б разiв [11].
Установлено збшьшення кон-центрацií фенолу в 1,б-2,9 рази (разом з бензолом — в 1,424,7 рази) в органiзмi дiтей, якi
Е&Н*б2
CONTEMPORANEOUS STATE OF ENVIRONMENT BENZENE RESEARCH AND OF ITS CARCINOGENIC RISK Chernychenko I.O., Balenko N.V., Pershehyba Ya. V., Babyi V.F., Lytvychenko O.M. In this review the literature data, concerning the benzene content investigations mainly in environment air are presented. The epidemiological studies on occupational
exposure and experimental investigations confirming the carcinogenicity (leukemogenicity) of benzene for humans and laboratory animals and risk assessment for population also are examined. Besides, the non resolved problems, that require to further investigating are analysed. It was conclused that benzene problems is actual also for Ukraine, buf one's are lack paid attention today.
мешкають у зош впливу вики-дiв нафтопереробного заводу [9], а також роб^ниюв цього заводу [19].
Таю даш стали пщставою для використання показниюв вми сту бензолу та його метабол^у фенолу для оцшки експозицп бензолу на населення та робт ничi контингенти [3, 16, 17, 19, 20]. Доведено безпечнють кон-центрацп фенолу 15 мг/л на-приюнц робочо( змЫи, яку рекомендовано як бюлопчну ГДК [16]. Вiдповiдний цм величинi вмiст креатинину у сечi стано-вить 75 мг/л. Концентра^я фенолу 25 мг/л розглядаеться як показник експозицп бензолу.
Зарубiжними авторами най-частiше як бюмаркер експози-цií бензолу використовуеться показник вмюту у сечi транс, транс-муконово( кислоти [17, 20, 21], а останшм часом також специфiчного для бензолу ме-таболiту — фешлмеркаптуро-воí кислоти [17].
Токсичнiсть бензолу для людей i тварин за будь-якого шляху надходження е загаль-новизнаною, Грунтовно вис-в™ена у лiтературi [3, 15, 22, 23]. Як i бiльшiсть токсичних речовин, бензол до цього часу регламентовано за токсиколо-гiчними показниками. Порк вiдчуття запаху бензолу у пови трi становить 0,005 мг/м3, у водi за 20°С — 0,5 мг/л (ГДК у водi — 0,01 мг/л за саштарно-токсиколопчними показника-ми). Величина нормативу спо-луки для атмосферного пови тря у рiзних кражах коли-ваеться вiд 1 мкг/м3 (ФРН) до 200 мкг/м3 (Естошя). Се-редньозмiнна ГДК бензолу для виробничого середовища в Укра[ш i Росií становить 5 мг/м3, максимальна разова — 15 мг/м3. Для атмосферного пов^ря середньодобову величину установлено на рiвнi 0,1 мг/м3, максимально разо-ву — 0,3 мг/м3. ВООЗ не реко-
мендуе нормативний рiвень бензолу для атмосферного пов^ря, але наводить величи-ни канцерогенних потенцiалiв, необхiдних для розрахункiв канцерогенного ризику [3, 7].
Накопичеш даш експеримен-тальних дослiджень, кпiнiчних та етдемюлопчних спостере-жень свiдчать про притаманний бензолу широкий спектр бюе-фек^в: канцерогенний, мута-генний, гонадотоксичний, ем-брiотоксичний, нейротоксич-ний, гемато- та iмунотоксичний [3, 15, 22-26], за деякими пови домленнями [7], також терато-генний i алергенний.
Новi експериментальнi даш свщчать про можпивiсть вщ-строчених проявiв нейрото-ксичного впливу бензолу у потомства [27]. Наприклад, вве-дення вагiтним самкам щурiв Sprague Dawley пiдшкiрно 0,1 мг/кг бензолу проявилося порушенням когнiтивних про-цесiв i моторноí активностi у потомства 2-мюячного вiку. Установлено супресивну дю бензолу на антиоксидантну систему оргашзму експеримен-тальних тварин [28]; виявлено порушення обмiну вуглеводiв [29]; доведено токсичнiсть бензолу для репродуктивних оргашв як компонента тютю-нового диму [24].
Найбiльш типовими неканце-рогенними проявами хрошчно-го впливу бензолу у людей i тварин вважаються гематото-ксичнi та iмунотоксичнi змiни [3, 15, 30-34]. Установлено, що ц змiни е найбтьш чутливими iндикаторами токсичностi бензолу, а юстковий мозок — це орган-мшень для прояву гема-то- та iмунотоксичностi.
В експериментах виявлено, що лейкоцитопешя — бшьш чутливий iндикатор бензольноí токсичностi, шж анемiя; лiмфо-цитопенiя — бшьш чутливий показник, шж загальна лейкоцитопешя [35].
При обстеженш роб^ниюв "бензольних" виробництв виявлено найбшьшу чутливiсть показникiв змiни (зниження) абсолютно[ кiлькостi лiмфоци-тiв [36]. За шшими даними [15], у роб^ниюв гумового виробництва спостерiгаeться чiтка залежнють мiж експозицi-ею бензолу i зменшенням кiль-костi бiлих кттин кровi, а також вiдсутнiсть тако( залежностi щодо кiлькостi червоних кттин. Концентрацiя бензолу, нижча за 15 ррт (48,2 мг/м3), може шдукувати супресiю цирку-люючих В-лiмфоцитiв, концен-трацiя 19 ррт (61 мг/м3) спри-чиняе зниження кiлькостi бтих кпiтин кровi (<4000 клiтин/мм3) та юлькос^ тромбоцитiв (<80000 клiтин/мм3).
Установлено, що у роб^ниюв "бензольних" виробництв хро-нiчний вплив бензолу викликае прогресуюче порушення гемо-поетичноí функцií з ушкоджен-ням уах трьох напрямкiв кро-вотворення — лейкопоезу, еритропоезу, тромбоцитопое-зу [3, 15, 30, 34, 37], насшдком якого е анемiя, лейкопешя, лiмфоцито- та тромбоцитопе-нiя, панцитопешя та апластич-на анемiя.
Незважаючи на супресивний вплив на кттини кровi одним з тяжких наслщюв хронiчноí iн-токсикацií бензолом е розви-ток у деяких випадках гострих та хрошчних лейкозiв (лейке-мiчний та алейкемiчний мieлоз, лейкемiчний лiмфаденоз; мо-ноцитоз, який дае картину мо-ноцитноí чи агранулоцитно[ ан-гiни; рiзнi форми еритробла-стозiв).
Результати численних епiде-мюлопчних дослiджень свiд-чать, що в оаб, якi мали контакт з бензолом в умовах ви-робництва, частота лейкемм вища, нiж у людей, яю не пiдпа-дали пщ вплив бензолу, або по-рiвняно з населенням [3, 15, 34, 37].
Перший випадок лейкеми професiйного походження бу-ло зареестровано у 1920-т роки. Минуло твсташття, поки бензол було визнано канцерогенною сполукою [22, 23].
У публкаци Агентства з охо-рони навколишнього середо-вища США (US ЕРА) наведено аналiз низки робiт, якi чiтко шю-струють причинно-наслiдковий зв'язок мiж експози^ею бензолу i пiдвищеним ризиком роз-витку лейкемií серед пра^вни-кiв рiзних галузей промислово-ст [15].
Так, пiдвищену захворюва-нiсть на лейкемiю установлено серед турецьких роб^ниюв (когорта 28500 чол.), яю пра-цювали у взуттевiй промисло-востi [38, 39]. Виявлено 27 ви-падкiв лейкемií, що вщповщало частотi 13/100 тис. у порiвняннi
з показником б/100 тис. — серед населення кражи. При цьому середшй стаж роботи становив 9,7 роюв ^апазон 115 роюв), середшй вiк захво-рювання — 34,2 роки. Концен-траци бензолу у повiтряному середовищi коливалася вщ 30 ртт до 210 ррт (9б-б70 мг/м3), в окремих випадках сягали б50 ррт (2100 мг/м3).
Вiрогiдне збiльшення ризику смерт вiд лейкемií (7 випадкiв проти 1,48 очiкуваних; р<0,002) порiвняно з населен-ням описано серед 748 бших чоловiкiв, працiвникiв гумово-го виробництва у США. Данi отримано шляхом ретроспективного дослщження смертно-стi [40, 41]. Стандартизований показник смертност вiд лей-кемií для вае( когорти (у тому чист осiб зi стажем менше 1 року) становив 5б0. Ризик був значно вищим у когортi пра^в-никiв зi стажем роботи на ви-робництвi 5 i бшьше роюв: стандартизований показник смертност становив 2100 (5 випадюв проти 0,25 очкува-них; р<0,01). Усi захворювання
дiагностовано як лейкемiï Mie-ло'щного або моноцитного типу. При продовженш доот-джень на збшьшешй когортi робiтникiв (1165 чол.) цього виробництва [42] знову було пщтверджено статистично ви рогiдне пiдвищення ризику лейкеми (9 випадкiв проти 2,7 очiкуваних; p<0,05). Проведений розрахунок iндивiдуальноï кумулятивно)' експозицiï показав, що величина ризику зрос-тае зi збiльшенням рiвня експозицiï: вщ незначного (2 випадки проти 1,83 оч^ваних) за експозицiï 40 pmm/рк (127 мг/м3/рiк) до достовiрно вищого (5 випадкiв проти 0,21 очкуваних; р<0,05) — за експозицiï 200 pmm/рк (638 мг/м3/рiк) i бшьшо!'. Вка-зуеться на суттеве пщвищення ризику за експозицiï, нижчоï, шж за умов впливу бензолу на рiвнi чинного на той час стандарту у США 10 pmm (32,1 мг/м3), та величини ро-бочого стажу понад 40 роюв.
Незначне збшьшення ризику смерт вщ лейкемiï виявлено у ретроспективному дослщжен-нi серед 594 робiтникiв хiмiч-ноï промисловостi, якi мали контакт з бензолом не менше 23 роюв. Установлено 3 випадки смерт вщ лейкемiï. Се-редньозмшний рiвень експо-зицiï бензолу протягом 8-го-динноï робочоï змiни коливав-ся вiд 2 pmm до 25 pmm (6,480 мг/м3) [43]. Наступними дослщженнями [44] з додат-ковою кiлькiстю робiтникiв (362 чол.) i здмсненням спо-стереження протягом бшьшо-го перiоду було пщтверджено незначне пiдвищення ризику смерт вiд мieлогенноï лейке-мiï серед роб^ниюв хiмiчноï промисловостi. Порiвняння отриманих даних з наведени-ми величинами частоти захво-рювань у '^жнародшй кла-сифiкацiï хвороб i випадюв смертГ показало, що ризик смерт вiд лейкемiï мieлоген-ного юттинного типу серед робiтникiв хiмiчноï промисло-востi достовiрно вищий (4 випадки проти 0,9 очкуваних; p<0,05) за показники смерт-ност вiд цieï хвороби серед населення. Кумулятивна екс-позицiя бензолу оцшюеться на рiвнi 18-4211 ppm/мiс. (83452 мг/м3/мiс.).
При обстеженнi 4602 чолови кiв, якi працювали на 7 хiмiчних заводах i зазнавали впливу
бензолу, та ствставленш отриманих даних з контрольною групою пра^вниюв цих саме пщприемств (3074 чол.), яю не мали контакту з бензолом, установлено дозозалежне зро-стання ризику лейкемií, лiмфо-цитного та гематопоетичного раку [45]. За кумулятивноí екс-позицií бензолу 720 ррт/м^ сяць (2204 мг/м3/мю.) вщзна-чено граничний вщносний ризик для лiмфоцитного i гемато-поетичного раку, що становив 3,93 (р=0,05). Автори пщкре-слюють вiдсутнiсть випадкiв смертi через гостру лейкемiю мiелоíдного типу, з яким пов'язують дю бензолу в шших роботах, i визначальну роль у формуванш ризику смертi вщ лейкемií кумулятивноí експо-зицií бензолу, а не пкових кон-центрацм.
Вагомий внесок у вивчення "бензольних" лейкозiв дали масштабнi дослщження у Китаí [3б, 4б]. Дослщженням охопле-но великi контингенти роб^ни-кiв (74828 чол.), якi працювали на б72 пiдприемствах у рiзних галузях промисловостi (типо-графií, л^ографи, виробництвi барвникiв, взуттевiй, гумовiй, хiмiчнiй промисловостi тощо) i зазнавали впливу рiзних р^вшв бензолу на робочому мютк До контрольноí групи увмшли ро-бiтники iнших професiй, яю не пiдпадали пiд вплив бензолу (35805 чол.). Установлено статистично достовiрне збшьшення показниюв вщносного ризику гематологiчних неоплазм ^=2,2; 95% С.1.=1,1-4,2) у ро-б^ниюв за впливу середнього рiвня бензолу, нижчого за 10 ррт (32 мг/м3). При цьому ризик гостро( нелiмфоцитноí лейкеми i мiелопластичного синдрому становив 3,2 (95% С.I.=1,0-10,1). За вищо( кон-центрацií бензолу — 25 ртт (80 мг/м3) — ризик цих захво-рювань зростав до 7,1 (95% С.1.=2,1-23,7). Ризик розвитку Ыших типiв лейкемiй, у т.ч. хро-нiчноí мiелоíдноí i моноцитноí, становив 2,0, тобто був несут-тево пiдвищеним. Значно вищим був ризик неходжкiнськоí лiмфоми (RR=4,2; 95% С.1.=1,1-15,9) серед осiб, якi мали контакт з бензолом до встановлен-ня дiагнозу не менше 10 роюв.
Критичний аналiз наведених робiт, як i ранiше виконаних, показав наявнють низки методо-логiчних недолив: присутнiсть, окрiм бензолу, iнших сполук,
Е&Н*б4
неповна iнформацiя щодо кон-центрацм бензолу на робочому мющ, неточнiсть дiагностики клiтинного типу та переб^ (гострих, хронiчних форм) лей-кемiй, малий розмiр когорти, вщсутнють адекватних груп по-рiвняння тощо [15, 33, 34].
Проте бшьшють дослiджень демонструе чiткий причинний зв'язок впливу бензолу з роз-витком гостроТ нелiмфоцитноï лейкемiï, а також хрошчно)' не-лiмфоцитноï i лiмфоцитноï лей-кемiï у людей. До iнших нео-пластичних станiв, пов'язаних з пщвищеним ризиком у людей, належать гематолопчш нео-плазми, а також таю патолопч-нi стани, як предлейкемiя i ап-ластична анемiя, лiмфома Ходжкiна та мiелодиспластич-ний синдром [15].
Дослiдження останнiх рокiв [47] пщтверджують етюлопч-ний зв'язок лiмфоми Ходжюна з дiею бензолу. Епiдемiолоriчнi даш були вагомою пiдставою для експер^в МАВР [22, 23] класифiкувати бензол як канцероген для людини (1 трупа канцерогешв).
Канцероrеннiсть бензолу доведено також у численних експериментах на тваринах [3, 15, 22, 23]. Перше за часом повщомлення про розвиток новоутворень, а також лейко-зiв пщ впливом бензолу з'яви-лось у 30-т роки минулого столiття [48]. Серед мишей, яким вводили бензол пщшюр-но по 0,001 мл 1 раз/тиждень протягом 4-11 мiсяцiв, виявлено 8 випадюв розвитку пу-хлин: 1 — лiмфобластна лей-кемiя; 2 — лiмфосаркоми; 3 — мiелобластоми; 2 — мастоци-томи. Бiльшiсть наступних дослiджень не подтвердила цi результати, i бензол ще трива-лий час не вважався канцерогеном. Ще у 1970-т роки вщо-мi спе^алюти у rалузi канцерогенезу [49] схильш були за-перечувати канцерогеннють бензолу. Аргументами для цього були даш особистих дослщжень та шших авторiв про вiдсутнiсть пухлин у разi використання бензолу як негативного контролю у дослщах з нашкiрними аплiкацiями бен-зольних розчишв хiмiчних кан-цероrенiв. ^зшше неrативнi результати у цих експеримен-тах пояснювали недостатш-стю абсорбованоï дози внаслi-док швидкого випаровування бензолу [34], а також, як вка-
зують експерти МАВР [22], тим, що експериментатори реестрували переважно наш-юрш та пiдшкiрнi новоутворен-ня i не перевiряли наявнiсть пухлин внутршшх орrанiв.
Невдалими були також досли ди з пероральним та Ыгаляцй ним введеннями бензолу внас-лiдок проведення дослiдiв без дотримання належних вимог експериментально!' онколоriï (вибiр чутливих видiв тварин, необхiднiсть тривалих введень i спостережень за тваринами, достатня кшькють тварин у гру-пi тощо).
У дослщах, виконаних з дотриманням необхщних правил, вдалося шдукувати пухли-ни шляхом Ыгаляцмного та пе-рорального введення бензолу [3, 15]. Експерименти iз за-стосуванням iнrаляцiй бензолу проведено на щурах лшп Spra-gue-Dawley та мишах рiзних ли нiй (C57Bl/6, AKR, CD-1, CBA). Канцероrеннi ефекти описанi за концентрацш бензолу вiд 100 мг/м3 до 960 мг/м3. Дози, що викликали ефект у мишей i щурiв за перорального введення, варювали вщ 25 мг/кг до 500 мг/кг ваги тта.
Слiд пщкреслити, що за-труення тварин та спостере-ження за ними здмснювали, як правило, протягом 1-2 роюв.
Результати проведених екс-периментiв, на вщмЫу вiд ет-демiолоriчних дослщжень, показали, що бензол е мультиор-ганним канцерогеном для ла-бораторних тварин (мишей i щурiв) i шдукуе пухлини рiзноï локалiзацiï, у т.ч. гемопоетич-ноï системи, ротово!' i носово!' порожнин, передшлунку, печн ки, леrенiв, молочноï залози, яечниюв, залоз Гардерiана i Цимбала тощо [3, 15].
МЫмальна доза за перорального введення, яка викликала аденоми легешв, пухлини залози Гардерiана, печшки у мишей, становила 25 мг/кг/добу [50, 51], лiм-форетикулярнi пухлини у щурiв — 500 мг/кг/добу [50,
51]. Лiмфоми у мишей AKR, C57Bl/6 вщзначено за шгаля-цiï концентрацiй вщповщно 320 мг/м3 та 960 мг/м3 [35,
52]. Виявлено також достовiр-не збшьшення частоти лiм-фом у мишей C57Bl/6, лейкозiв у мишей СВА/Са за впливу бензолу 960 мг/м3 [53, 54].
Бшьшють епщемюлопчних дослщжень ч^ко пiдтверджуе
етiологiчний зв'язок бензолу з розвитком лейкемм, переду-сiм гострих нелiмфоцитарних. Натомiсть у гризушв (мишi лiнií С57В1/6, СВА/Са) спостерка-еться розвиток переважно лiм-фоцитарноí лейкемií [35, 54].
Вщмшнють у розвитку кштин-них титв лейкозiв у людей i тварин до юнця незрозумiла. 1снуе припущення, що це пов'язано з видоспецифiчними особливостями гематопоезу [15]. Зокрема вважають, що лiмфоцити кюткового мозку мишей продукують значно бшьшу частку кштин, якi ми стять ядро,, шж лiмфоцити людини. З причини лiмфоцити мишей (як мшень для бензолу) е бiльш численною кттинною популяцieю, що бiльшою мiрою зазнае впливу метаболiтiв бензолу. Наслщком цього е пере-важний розвиток лiмфоцитар-них лейкемiй.
За сучасними уявленнями, чутливють органiзму 0 оргашв зокрема) до канцерогенноí дм бензолу детермiнуeться актив-нiстю метаболiзуючих фермен-тiв [17].
Кiстковий мозок, залози Цимбала i Гардерiана мютять пероксидази, якi здатнi активу-вати фенольш метаболiти у токсичнi високореактивш ме-таболiти (хiнони), вiльнi ради-кали. Крiм того, цi органи-мiшенi у мишей мають високий рiвень сульфатаз-ферменлв, якi розкладають кон'юговаш сульфати, вiдновлюючи таким чином вшьш феноли. Селек-тивний розподiл цих двох титв фермен^в в оргашзм^ ймовiр-но, визначае рiзну кумуляцю метаболiтiв (вiльного фенолу, гiдрохiнону, катехолу), що зумовлюе рiзну токсичнiсть для оргашв-мшеней у людей i тварин [15].
Згщно з думкою експер^в US ЕРА, результати, отримаш у дослiдах на тваринах, мають певне вщношення до лейкемií у людей. Разом з тим пщкреслю-еться, що ниш вщсутня адекватна експериментальна модель, яка шюструе i вiдтворюe розвиток лейкемм, шдукова-них бензолом у людей.
Питання стосовно розвитку пухлин Ыших оргашв у людини за впливу бензолу на сьогодш е практично не вивченим, хоча поодинок публкацп не виклю-чають таку можливють. Повщо-мляеться про зростання частоти раку шлунку серед роб^-
65*Е&Н
&г
4 Довкiлля та здоров'я № 4-2008
ниць полiграфiчноï промисло-вост [55].
Деяке зростання частоти раку шлунку, а також передрако-вих станiв (хронiчного атрофiч-ного гастриту), ерозм та вира-зок шлунку (за даними ретроспективного аналiзу гастро-псiй) установлено серед робт никiв, якi зазнали впливу моно-циклiчних ароматичних вугле-водшв (МАВ) — бензолу та його гомолопв на виробництвi [55]. На думку авторiв, отрима-ш результати кореляцiйного аналiзу свiдчать про етюлопч-ний зв'язок МАВ з розвитком хрошчного гастриту, ерозiй та виразок шлунку.
Канцерогеннють бензолу пщ-тверджують також непрямi по-казники: мутагеннють, здат-нiсть утворювати ковалентш зв'язки з ДНК, змiни iмунобiо-логiчноï активностi.
Примiтно, що при вивченш генотоксичностi (точкових му-тацм) у тестi Еймса, який вва-жаеться одним з найбiльш ш-формативних для детекцiï кан-церогешв-генотоксиканлв, бензол не проявив активнiсть аш в умовах метаболiчноï акти-вацп, анi без них [57].
Разом з тим мутагеннють бензолу неодноразово було доказано in vivo у рiзних тест-системах на мишах i щурах, а також в епщемюлопчних до-слщженнях на контингентах ро-бiтникiв, якi мали контакт з бензолом на виробництвi [3]. Незначне збшьшення хромосомних аномалм виявлено у перифе-ричних лiмфоцитах кровi (2,2% клiтин порiвняно з 1,6% у контроле чеських роб^ниюв пiд впливом бензолу у концентра-цiях 1,5-37,5 мг/м3 протягом 8-годинноï робочоï змiни (чинна ГДК на той час у Чехи становила 50 мг/м3) [58]. Наводяться даш про збшьшення хромосомних ушкоджень у роб^ниюв взутте-во'|' фабрики у Хорватiï за дм концентрацiï бензолу 16-
25 мг/м3 [4]. Установлено дозо-залежний характер хромосомних ушкоджень у роб^ниюв ш-шого пiдприeмства. При цьому хромосомы аномали спостери гались у 22% роб^ниюв за вди-хання концентрацп 1 част/млн. (3,2 мг/м3), у 33% — за дм концентрацп 2,5-10 част/млн. (8,032 мг/м3) порiвняно з 3% у контрольна груш.
За даними огляду [59], результати бшьшост достджень останшх рокiв пщтверджують генотоксичнiсть бензолу для людини та ïï залежнiсть вiд рiв-ня експозицп. Так, у робiтникiв автозаправних станцм виявлено ушкодження ДНК лiмфоци-тiв кровi (за параметрами Co-met-тесту) за дiï бензолу на рiвнi 0,32 мг/м3, пщвищення частоти мкроядер — за дм 0,23 мг/м3. Натомiсть при об-стеженнi робiтникiв нафтохи мiчного заводу в Естонп, якi пiдпадали пщ вплив бензолу 3,5 мг/м3, збшьшення частоти мкроядер у лiмфоцитах пери-феричноï кровi та хромосомнi аномалп у буккальних клiтинах не виявлено. Негативш результати отримано при дослщженш генотоксичного впливу бензолу у концентрацп 0,10 мг/м3 на роб^ниюв аеропортiв. Аналiз проведено з використанням Comet-тесту, визначення обми ну сестринських хроматид, мкроядер та шдукцп ras протешу P 21 у плазмi кровк
У роб^ниюв, що пiдпадали пiд вплив бшьш високих кон-центрацiй (50-380 мг/м3 i ви-щих) в умовах виробництва, установлено зростання аддук-^в гемоглобiну та альбумiнiв кровi залежно вiд рiвня експозицп. За дiï концентрацiï 380 мг/м3 i вище спостеркало-ся збшьшення у лiмфоцитах кровi аберацiй окремих хромосом (анеуплодiя, транслокацiï, делецп) [59].
Генотоксичнiсть бензолу доказано також в експериментах. Установлено здатнють сполук до ковалентного зв'язку з ДНК з утворенням аддук^в у кшти-нах кiсткового мозку та печшки тварин за iнгаляцiï бензолу [3].
На сьогоднi генотоксичнiсть бензолу вже не викликае сумш-ву. Використання генетичних бiомаркерiв (аберацiй хромосом, обмшу сестринських хроматид, мкроядер) у молеку-лярнiй епщемюлогп вважаеть-ся найбiльш перспективним шляхом для вивчення канцеро-
генного ризику для здоров'я людей вщ дм бензолу [17, 60].
I нарешт^ важливим показни-ком канцерогенно!' активной бензолу вважаеться iмуно-супресивна дiя. Доказано, що бензольне отруення вже у ранш термiни супроводжуеться по-рушеннями з боку Т- i В-кттин-ноï систем. Наслщком цього е зниження стiйкостi оргашзму до iнфекцiй та його отрност розвитку перещеплюваних пу-хлин, лейкозiв; зниження чутли-вост до ïхнiх антигенiв через пригшчення генерацiï Т-супре-сорiв [3, 34]. За недавшм пови домленням [61], у роб^ниюв, що використовували бензол для очищення танкерiв вiд реш-ток масел i працювали протягом 12-годинноï змiни, вже за 3 робочих дш виникло рiзке зниження вмiсту iмуноглобулiнiв у кровi (Ig M, Ig A) i кшькосл СД4+Т-клiтин. Ступiнь iмуно-супресiï корелював з тривалi-стю контакту з бензолом, його концентра^ею у кровi та сечi.
Ниш юнуе узгоджена думка, що токсичнють бензолу, вклю-чаючи генотоксичнiсть i канцерогеннють, пов'язана з його бютрансформа^ею в активш метаболiти [3, 15, 17, 57]. Од-нак залишаеться невиршеним i продовжуе вивчатися питання щодо механiзмiв (спiльнi чи рiзнi) розвитку гематотоксич-них/iмунотоксичних та канце-рогенних ефектiв бензолу i ролi окремих метаболiтiв i ïхнього комплексу у патогенезi шдуко-ваних бензолом пошкоджень.
1снують данi про зв'язок мie-ло- i генотоксичност бензолу з синерпчною дieю фенолу, п-дрохiнону, муконового альдеп-ду чи катехолу [15].
Саме те, що бюефекти (у т.ч. генотоксичш та канцерогенш) пов'язанi з дieю не одного, а декiлькох метаболтв, в^д^з-няе бензол вiд шших хiмiчних мутагенiв i класичних канцеро-генiв [57]. Останнiм часом дис-кутуеться питання про роль вторинного шляху метаболiзму бензолу у реалiзацiï канцерогенного ефекту, пов'язаного з актива^ею фенольних метабо-лiтiв мieлопероксидазою кют-кового мозку з утворенням ви-сокореактивних сполук i вшь-них радикалiв [57, 62]. Останш здатнi пошкоджувати ДНК ге-мопоетичних кл^ин i клiтин строми кюткового мозку, що зумовлюе у подальшому ïх бла-стоматозне перетворення.
Згiдно з гiпотезою [63], розвиток лейкемií вiдбуваeться внаслiдок впливу метаболтв роздiльно чи сумюно на ДНК-сполyченi протеíни (тyбyлiн, п-CTOHOBi протеíни, топоiзомера-зу II тощо), якi e для них молеку-лярними мiшенями. Ушкоджен-ня цих молекулярних структур зумовлюе розрив ниток ДНК, мтотичш рекомбiнацií, хромосомы транслокацп, порушення процесiв розходження хромосом з появою анеуплоди. Якщо цi ефекти реалiзyються на рiвнi стовбурових чи молодих гене-ративних клiтин, виникае клон лейкемiчних клiтин з переважною селек^ею клiтин, здатних до росту, через активацю про-тоонкогенiв, з'еднання генiв та iнактивацiю генiв-сyпресорiв. Етгенетичш ефекти метаболи тiв на строму юсткового мозку i, можливо, безпосередньо на стовбyровi клiтини можуть по-тiм сприяти розвитку та вижи-ванню лейкемiчного клону uni-тин. Однак такий порядок ймо-вiрних подiй поки що не протю-стрований i залишаеться гiпо-тезою.
У експериментальних до-слiдженнях на мишах установлено, що в основi лейкозо-генного ефекту бензолу ле-жить дисфункция гена Р53, яка виникае внаслiдок повторних генетичних i епiгенетичних ефектiв бензолу на кттини-по-передники лейкемiчних клiтин [57]. Це, у свою чергу, може призвести до порушення uni-тинного циклу, апоптозу, ДНК-репаруючо'' системи, що ю-нець-кiнцем завершуеться формуванням злоякiсних ге-мопоетичних пухлин.
Отже, незважаючи на низку невиршених та дискyсiйних питань щодо шкщливого впли-ву бензолу його канцероген-нiсть для людей е загальновиз-наною.
Епщемюлопчш дослiдження стали пщфунтям для визна-чення його канцерогенно!' не-безпеки для людей.
Доошдження, проведенi на когортi робiтникiв "Pliofilm", зайнятих у виробництвi гумо-вих плiвкових матерiалiв, були вiдiбранi US EPA як найбтьш придатнi для оцЫки залежностi "доза — ефект" i визначення ризику [41, 42]. Перевагою цих достджень е наявнють дiапа-зону рiзних рiвнiв експозицп бензолу i практично вщсутнють впливу Ыших канцерогенiв. Не-
долком е вiдсутнiсть даних щодо впливу експозицй нижчих за 200 ррт/роюв. У зв'язку з цим для оцiнки ризику низьких рiвнiв було використано лЫмну екстраполяцiйну модель [64]. Розрахований i рекомендова-ний ризик за шгаляцмного над-ходження протягом життя бензолу у концентрацп 1 мкг/м3 становить 2,8х10-6. При цьому спе^алюти US ЕРА вважають такий метод оцЫки ризику "де-фолтовим" пщходом до захисту здоров'я людей, осюльки ре-альнi величини ризику, на (хню думку, можуть бути як вищими (супрантмними), так i нижчими (сублшмними).
Проте за вiдсутностi шфор-мацií щодо дií низьких рiвнiв, точних даних про механiзми дм бензолу, а також адекватноí експериментально[ моделi, якi дають можпивiсть визначення реальних величин ризику, за-стосування л^йно[ екстрапо-ляцií е цтком прийнятним пщ-ходом.
У США остаточний канцеро-генний ризик речовин вважа-еться допустимим на рiвнi 1х10-5-1х10-6 експонованого на-селення.
За розрахунками робочоí гру-пи ВОоЗ [3], вплив концентра-цií бензолу 1 мкг/м3 протягом життя спричиняе ризик 4,0х10-6, за даними Ымецького центру з вивчення раку — 9х10-6 [4].
Дослщження, проведенi у Ро-сií [65-67], Бiлорусi [68], а також в УкраМ [69], показали, що бензол е прюритетною сполу-кою забруднення атмосфери великих мют та промислових центрiв i нерiдко визначае величину канцерогенного ризику для населення. Залежно вщ рiвня забруднення повiтря кан-церогенний ризик вщ впливу бензолу може коливатись у межах 2,6х10-5-2,6х10-4, тобто пе-ревищувати загальноприйнятi величини [65].
За даними [70], рiвнi канце-рогенiв, що спостерiгаються в атмосферному повiтрi (м. Но-вокузнецьк, РоЫя), за се-редньорiчноí експозицп протягом 30-74 роюв можуть спричинити розвиток вщ 1,6 до 19 випадюв злоякiсних зах-ворювань серед населення. При цьому внесок бензолу становить 65,4%, тодi як хрому — 19,1%, сажi — 14,2%. За даними [71], внесок бензолу у сумарний канцерогенний ризик вщ забруднювачiв мета-
лургiйного заводу сягае 95,2%, а шдивщуальний ризик для населення становить 1,2х10-3 [72].
Канцерогенний сумарний ризик вiд впливу викидiв автотранспорту у м. Мос^ пере-важно визначаеться 4 Ыгреди ентами (1,3-бутадieном, бензолом, формальдегщом, сажею), внесок яких становить 96,6% [66]. Величина ризику зменшуеться зi збшьшенням вщстаы вiд транспортних мап-стралей. Найвищий ризик ста-новив 10-3, тобто свiдчив про необхщнють проведення не-гайних заходiв з його змен-шення.
Установлено, що канцеро-генний ризик для населення м. Черкаси е найбшьшим у промисловм зонi i пов'язаний насамперед з впливом бензолу, формальдегiду, хрому6. Виявлено кореляцю величин ризику з закономiрностями формування реальноí патологи серед населення [69, 73]. За даними [74], канцерогенний ризик для населення агропро-мислового репону формуеться переважно за рахунок бензолу та хрому+6.
За комбшованого впливу бензолу з шшими забруднюва-чами, зокрема з сажею на рiвнi 7 мкг/м3 (яка самостмно зумовлюе ризик), канцерогенний ризик розвитку пухлин зростае i становить 91 випадок на 100 тисяч експонованого населен-ня на рк [75].
У Росп, враховуючи мiжна-родний досвщ, здiйснено також експертизу викидiв бензолу за допомогою адаптовано[ до умов краíни методики "Еко-iндикацiя-99", впровадженоí у кражах Захщно( бвропи [70]. За щею методикою було роз-раховано коефМенти характе-ризацií, якi дозволяють оцшити негативний вплив викидiв бензолу на екосистеми за катего-рieю "екотоксична дiя" та на
здоров'я населення за катего-рieю "канцерогенш захворю-вання". Отриманi при цьому величини коефМен^в для бензолу становлять 0,00275(озна-чае частоту зниклих бюлопчних видiв) на 1 кг викидiв та 2,5х10-6 (означае кiлькiсть роюв непра-цездатностi) на 1 кг викидiв у випадках онкозахворювань, пов'язаних з дieю цieï сполуки.
Застосування методiв еко-експертизи дозволяе давати штегральну оцiнку загальноï шкоди продукту (речовини) з урахуванням усього циклу — вiд виробництва до утилiзацiï — i розробляти вщповщш про-фiлактичнi заходи з охорони довюпля i здоров'я населення.
У лiтературi обговорюються рiзнi заходи щодо зниження забруднення атмосферного пов^ря бензолом [4, 6, 77]. Одним з найважливших з них вва-жають використання бензину зi зменшеним вмютом бензолу (до 1,6%) та шших шюдливих речовин, а також пошук альтернативного бензину еколо-пчного палива для автомашин.
Рекомендуеться також обме-ження транспорту у випадках, коли в тому чи шшому житлово-му район середньорiчна кон-центра^я бензолу в атмосферному повiтрi перевищуе 15 мкг/м3.
У кражах Захiдноï бвропи одним iз заходiв е також облад-нання автомашин знешкоджу-вальною технiкою, зокрема ка-талiзаторами, що знижують вмют бензолу у вихлопних газах на 80%. Розглядаеться також можливють зниження еми сiï бензолу автотранспортом шляхом перетворення його на циклопентан за допомогою пдрування. До важливих захо-дiв вiдносять законодавче ре-гламентування емiсiï бензолу та забезпечення необхщного контролю його вмiсту у пов^рк
Пiдсумовуючи наведений огляд, слiд пщкреслити, що не
дивлячись на штенсивш досли дження протягом декiлькох де-сятилiть залишаеться недо-статньо вивченим низка важ-ливих питань теоретичного i практичного значення.
Зокрема, це стосуеться взае-мозв'язюв мiж дозами, часом та ефектами на рiвнi концен-трацiй бензолу, якi визнача-ються в атмосферному пов^рк Проте насторожують деякi да-нi, зокрема пщвищення ефекту низьких рiвнiв бензолу за три-валого впливу. Так, юнуе ш-формацiя [4] про можливють розвитку лейкемiï (5-6 випадкiв на 1 000 експонованих) за впливу бензолу на рiвнi 1 ppm (3,2 мг/м3) протягом 45 роюв. Вплив протягом аналопчного часу концентрацп на рiвнi 10 ppm (32 мг/м3) спричиняе 44152 випадки смерт вiд лейке-мiï. Водночас за впливу концентрацп 3,2 мг/м3 протягом 5 роюв зареестровано 0-2 випадки смерт вщ лейкозiв на 1000 працiвникiв. На користь цього свщчить також повщо-млення про зниження на 15% кiлькостi клiтин кровi (грануло-ци^в, лiмфоцитiв тощо) у ро-б^ниюв китайських взуттевих фабрик за хрошчного впливу кон центра^ й бензолу, нижчих за 3,2 мг/м3 [78].
Викликають занепокоення да-нi про виникнення 15-20 випадюв лейкозу/рк за юнуючих кон-центрацiй бензолу у Мюнхен [4], а також повiдомлення про розвиток лейкемп у дiтей, пов'язаноï з дieю бензолу у ви-кидах автотранспорту [77], пiдвищення ризику лейкозiв за концентрацiй 3,7-4,2 мкг/м3, що особливо небезпечно, як вщ-значають автори, для маленьких дтей, якi зазнають впливу бензолу при пасивному палшш [79].
Потребують свого виршення й iншi питання: розробка аде-кватноï експериментальноï мо-делi; з'ясування можпивостi розвитку лейкемп без попе-редньоï супресп кiсткового мозку та анапластичноï анемп; уточнення механiзмiв дм та кли тинних типiв бензол-шдукова-них лейкозiв.
Останне може мати значен-ня, на наш погляд, не лише для встановлення професшного походження лейкозiв, а й для диференцювання ïх з лейкозами внаслщок радiацiйного впливу. Маловивченими е питання стосовно канцерогенного ефекту комбiнованоï дп бен-
золу з шшими канцерогенними i неканцерогенними сполука-ми, ролi окремих ланцюпв iмунноí системи у реалiзацií канцерогенного ефекту.
Проведений аналiз даних ли тератури дозволяе зробити висновок, що проблема забруднення довюлля бензолом i оцiнки пов'язаноí з цим небез-пеки (для здоров'я населення та екосистем загалом) через наявнють уах можливих дже-рел забруднення е актуальною i для Укра'ши. Про це свщчить рiзке збiльшення кiлькостi автотранспорту, наявнють коксо-хiмiчного, нафтопереробного й шших видiв виробництв та про-цеав, якi забруднюють довюл-ля бензолом, поширенють па-лiння, особливо серед д^ей i пiдлiткiв [80]. До того ж, за даними Держкомстату, у 20032004 роках в УкраМ виробниц-тво бензолу нафтового стано-вило вiдповiдно 93,0-98,0 тис. тонн, кам'яновугшьного — 195,5-164,5 тис. т [80]. Проте, на жаль, проблемi бензолу в УкраМ не придiляеться належ-на увага. Водночас неврах-ування бензолу спричиняе сут-теве заниження ризику для населення юнуючого забруднення атмосферного пов^ря i тим самим вщвертае увагу фахiвцiв вiд розробки адекватних про-фiлактичних заходiв.
Л1ТЕРАТУРА
1. Вредные вещества в промышленности: Справочник / Под ред. Н.В. Лазарева — Л.: Химия, 1976. — Т. I. — С. 89-98.
2. Вредные химические вещества. Углеводороды и гало-генпроизводные углеводородов: Справочник / Под ред. В.А. Филова — Л.: Химия. Ле-нингр. отд., 1990. — 731 с.
3. Environmental Health Criteria 150: Benzene. — Geneva, WHO, 1993. — 157 p.
4. Печенникова Е.В., Вашко-ва В.В., Можаев Е.А., Рото-ва Е.Г Бензол как канцерогенный загрязнитель воздуха (обзор) // Гиг и сан. — 1997. — № 5. — С. 43-46.
5. EPA|Air Toxics Website-Benzene //wysiwyg: //67/http:// www.epa.gov/ttn/atw/hlthef/ben zene.htm
6. Transport, Environment and Health / Ed. By Carlos Dora, M. Phillips. — WHO, Regional Publication, European series. — № 89. — 2000. — 81 р.
7. Ревич Б.А., Авалиани С.Л., Тихонова Г.И. Экологическая
эпидемиология. — М.: Изд. центр "Академия", 2004. — 384 с.
8. Mann H.S., Crump D., Brown V. Personal exposure to benzene and the influence of attached and integral garages // J. Roy. Soc. Promot. Health. — 2001. — V. 121, №1. — Р. 38-46.
9. Леденцова Е.Е., Зайцева Н.В., Землякова М.А. Оценка воздействия выбросов нефтеперерабатывающих производств на здоровье населения // Гиг и сан. — 2004. — № 1. — С. 10-12.
10. Exposition au benzene chez des travailleurs urbains: monitoring enizonnementol et biologique des agents de la circulation a Rome / Crebelli R., To-mei F., Lijno A. et al. // Energ. — Sante. — 2001. — V. 12, № 3. — S.381-383.
11. Effects of environmental benzene: micronucleus frequencies and haematological values in traffic police working in an urban area / F. Maffei, P. Hrelia, S. Angelini et al. // Mutat. Res. Genet. Toxicol. and Environ. Mutagen. — 2005. — V. 583, № 1. — P. 1-11.
12. Measurement of volatile organic compounds in urban air of la Coruna, Spain / Fernandez — Martinez G., Lopez — Mahia P, Muniategui-Lorenzo S. et al. // Water, Air and Soil Pollution. — 2001.
— V 129, № 1-4. — P. 267-288.
13. Веймер С., Шмидт Н., Потемкина О. Содержание бензола в атмосферном воздухе разных районов города Таллина // Гиг и сан. — 2001. — № 4.
— С. 72-74.
14. Губернский Ю.Д., Калинина Н.В. Гигиеническая характеристика химических факторов риска в условиях жилой среды // Гиг и сан. — 2001. — № 4. — С. 21-24.
15. Benzene (CASRN 71-432), IRIS, Environmental Protection Agency // wysiwyg: // 31 / http://www.epa.gov/iris/subst/0 276.htm.
16. Материалы к обоснованию биологической ПДК бензола / И.П. Уланова, Г Г Авилова, Е.А. Карпухина и соавт. // Гиг и сан. — 1990. — № 9. — С. 38-40.
17. Mechanisms of carcino-genesis: contributions of molecular epidemiology P. Buffler (ed.). (IARC Scientific Publications № 157). — Lyon: IARC, 2004. — 450 p.
18. Detection of nitrated benzene metabolites in bone marrow of B6C3F1 mice treated with benzene / K.M. Chen, EL. Bay-
uoumyk et al. // Chem. Res. Toxicol. — 2004. — V. 17, № 3. — P.370-377.
19. Леденцова Е.Е., Зайцева Н.В., Землянова М.А. Оценка воздействия химических факторов предприятий нефте-оргсинтеза на здоровье работающих // Гиг и сан. — 2004. — №1. — С. 29-32.
20. DNA damage in lymphocytes of benzene exposed workers correlates with trans, trans-mu-conic acids and breath benzene levels / Donggeum Sul, Lee Eu-nil, Lee Mi-Young et al. // Mutat. Res. Genet. Toxicol. and Environ. Mutagen. — 2005. — V. 582, №1-2. — P. 61-70.
21. Wiwanitkit V. Use of a novel peripheral biomarker, urine trans, trans-muconic acid for benzene toxicity monitoring // J. Toxicol. Toxin. Rev. — 2004. — № 4. — P. 467-475.
22. Benzene // IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risk of Chemicals to Man. V. 7. — Lyon: IARC, 1974.
— P. 203-222.
23. Benzene. Some industrial chemical and dyestuffs // Monographs on Evaluation of the Carcinogenic Risk of Chemicals to Humans. V. 29. — Lyon: IARC, 1982. — P. 93-148.
24. Wiwanitkit V. Benzene exposure and spermatotoxicity // Sex and Disabil. — 2006. — V. 24, № 6. — P. 179-182.
25. Умбетова Т.Ж., Адило-ва Г.А. Морфофункциональное состояние гемопоэтической ткани костного мозга при экспериментальном пероральном воздействии бензола / Проблемы лимфологии и интер-стициального масс-переноса: матер. конф., Новосибирск, 13 июля 2004. — Новосибирск, 2004. — Т. 10, ч. I. — С. 133-136.
26. Wang Ming-shan, Lu Hong Изменение незрелых ретику-лоцитов при экспериментальном отравлении бензолом // Chin. / G. Ved. Lab. Sci.— 2004.
— № 3. — P. 175-177.
27. Long-lasting neurotoxicity of prenatal benzene acute exposure in rats / L.P. Roberta, Bellia Marcello, Nicosia Annaricta et al. // Toxicology. — 2006. — V. 223, № 3. — P. 227-234.
28. Влияние хронической интоксикации хромом и бензолом на антиоксидантный статус крыс / С.В. Тимошинова, Н.В. Шарапова и др. // Вестник Оренбургского гос. ун-та. — 2004. — № 10. — С. 132-133.
29. Ozdikicioglu F. Degree Efects of benzene on glycogen levels of liver and muscle tissues and on blood glucose of rats // Acta Vet. — 2004. — V. 54, № 56. — P. 79-94.
30. Aksoy M. Hematotoxicity and carcinogenicity of benzene // Environ. Health Perspect. — 1989. — V. 82. — P. 193-197.
31. Snyder, R., G. Witz, and B.D. Goldstein. The toxicology of benzene // Environ. Health Per-spect. — 1993. — V. 100. — P. 293-306.
32. Ross D. The role metabolism and specific metabolites in benzene-induced toxicity: evidence and issues // J. Toxicol. Environ. Health. — 2000. — V. 61.
— P. 357-372.
33. Соколов В.В., Фраш В.Н. Дискуссионные вопросы лей-козогенного (бластомогенно-го) действия бензола // Гигиена труда и профессиональные заболевания. — 1985. — № 4. — С. 21-26.
34. Соколов В.В., Фраш В.Н. Бластомогенное (лейкозоген-ное) действие бензола (обзор лит-ры) // Ж-л гиг., эпидемио-л., микробиол. и иммунологии.
— 1987. — № 2. — С. 145-155.
35. The inhalation toxicity of benzene: Incidence of hemato-poetic neoplasms and hematotoxicity in AKR/J and C57Bl/6J mice / C.A. Snyder, B.D. Goldstein, A.R. Sellakumar et al. // Toxicol Appl. Pharmacol. — 1980. — V. 54. — P. 321-331
36. Hematotoxicity among Chinese workers heavily exposed to benzene. / N. Rothman, G.L. Li, M. Dosemeci et al. // Am. J. Ind. Med. — 1996. — V. 29. — P. 236246.
37. Зорина Л.А. Бензольные лейкозы. — М., 1976. — 72 с.
38. Aksoy M. Leukemia in shoe-workers exposed chronically to benzene // Blood. — 1974. — № 44. — P. 837-841.
39. Aksoy M. Different types of malignancies due to occupational
exposure to benzene. A review of recent observations in Turkey // Environ. Res. — 1980. — № 23.
— P. 181-190.
40. Infante P.F., Wagner J.K., Rinsky R.A., Young R.J. Leukaemia in benzene workers // Lancet.
— 1977. — № 2. — P. 76-78.
41. Rinsky R.A., Young R.J., Smith A.B. Leukemia in benzene workers // Am. J. Ind. Med. — 1981. — № 2. — P. 217-245.
42. Benzene and leukemia: an epidemiologic risk assessment / R.A. Rinsky, A.B. Smith, R. Horning et al. // N. Engl. J. Med. — 1987. — V. 316. — P. 1044-1050.
43. Ott M.G., Townsend J.C., Fishbeck W.A., Langner R.A. Mortality among workers occu-pationally exposured to benzene // Arch. Environ. Health. — 1978.
— V. 33. — P.3-10.
44. Bond G.G., Laren E.A., Baldwin C.L., Cook R.R. An update of mortality among chemical workers exposed to benzene // British J. Jnd. Med. — 1986. — V. 43. — P. 685-691.
45. Wong O. An industry wide mortality study of chemical workers occupationally exposed to benzene: Dose response analyses // British J. Ind. Med. — 1987.
— V. 44. — P. 382-385.
46. Une etude de cohorte etendue sur le cancer chez les travailleurs exposes au benzene en Chine / Yin S.N., Hayes R.B., Linet M.S. et al. // Energ.-sante.
— 2000. — V. 11, № 3. — P. 290292.
47. Wong O., Fu H. Exposure to benzene and non-Hodgkin lymphoma, an epidemiologic overview and an ongoing case-control study in Shanghai // Chem. Biol. Interact. — 2005. — V. 30, № 153-154. — P. 33-41.
48. Lignac G. (1932) — цит. за № 34.
49. Шабад Л.М. О циркуляции канцерогенов в окружающей среде. — М.: Медицина, 1973. — 367 с.
50. Maltoni C., Conti B., Cot-ti G. Benzene: a multipotential carcinogen. Results of long — term bioassays performed at the Bologna Institute of Oncology // Am. J. Ind. Med. — 1983. — V. 4.
— P. 589-630.
51. Benzene, an experimental multipotential carcinogen: results of the long-term bioassays performed at the Bologda Institute of Oncology / C. Maltoni, A. Ciliberti, G. Cotti. et al. // Env. Health Pespect. — 1989. — V. 82. — P. 109-124.
52. Snyder C.A., Goldstein B.D., Sellakumar A.R., Albert R.E. Evidence for hematoto-xicity and tumorigenesis in rats exposed to 100 ppm benzene // Am. J. Ind. Med. — 1984. — V. 5.
— P. 429-434.
53. Cronkite E.P., Bullisi, Enoue T., Drew R.T. Benzene inhalation produces leukemia in mice // Toxicol. Appl. Pharmacol.
— 1984. — V. 75. — P. 358-361.
54. Hematotoxicity and carcinogenicity of inhaled benzene / E.P. Cronkite, R.T. Drew, T. Enoue et al. // Environ. Health Perspect.
— 1989. — V. 82. — P. 97-108.
55. Bulbulyan M.A., Ilychova S.A., Zahm S.H. Cancer mortality among women in the Russian printing industry // Amer. J. Ind. Med. — 1999.
— V. 36. — P. 166-171.
56. Беляев В.Л., Передель-ский Е.А. Риск развития хронических заболеваний и рака желудка у лиц, контактировавших в условиях производства с моноциклическими ароматическими углеводородами (бензолом и его гомологами) // Вопросы онкологии. — 2003. — Т. 349, № 3. — С. 337-339.
57. Mechanisms of Benzene-Induced Hematotoxicity and Leu-kemogenicity: CDNA microarray analyses Using Mouse Bone Marrow Tissue / Byung-Il Yoon, Li Guang-Xun, K. Kitada et al. // Env. Health Perspect. — 2003. — № 11. — P. 1411-1420.
58. Jablonicka A., Vargova M., Karelova J. Цитогенетический анализ периферических лимфоцитов у работников, профессионально экспонированных к бензолу // Журнал гигиены, эпидем., микроб. и иммунологии. — 1987. — Т. 31, № 2.
— P. 137-142.
59. Sram R. J., Binkova B. Molecular Epidemiology studies on Occupational and Environmental Exposure to Mutagens and Carcinogens, 1997-1999 // Env. Health Persp. — 2000. — V. 103. — P. 57-70.
60. A molecular epidemiologi-cal approach to health risk assessment of urban air pollution / P. Hrelia, F. Maffei, S. Angelini et al. // Toxicol. Letter. — 2004. — V. 149, № 1-3. — P. 261-267.
61. Acute suppression of serum Ig M and Ig A in tank workers exposed to benzene / J. Kirkeleit, E. Ulvestad, T. Riise et al. // Scand. J. Immunol. — 2006. — V. 64, № 6. — P. 690-698.
62. Campanella L. Analytical chemical considerations on tumor
genesis // Экспер. онкология. — 2001. — V. 23. — С. 76-77.
63. Smith M.T. The mechanism of benzene-induced leukemia: a hypothesis and speculations on the causes of leukemia // Env. Health Perspect. — 1996. — V. 104 (Suppl. 6). — P. 1219-1225.
64. Crump K.S. Risk of benzene-induced leukemia: a sensitivity analysis of pliofilm cohort with additional follow and new exposure estimates // J. Toxicol. Environ. Health. — 1994. — V. 42. — P. 219-242.
65. Ранжирование административных округов и оценка региональных уровней риска от загрязнений атмосферного воздуха г. Москвы / С.М. Новиков, Т. А. Шашина, О.И. Аксенова и др. // Оценка риска влияния факторов окружающей среды на здоровье: проблемы и пути их решения. Материалы пленума Межведомственного научного совета по экологии человека и гигиене окр. среды. Москва, 20-21 дек. 2001 г. — М., 2001. — С. 104-106.
66. Оценка вклада выбросов автотранспорта в интегральную характеристику риска загрязнений воздушной среды / С.А. Авалиани, К.А. Буштуева, М.М. Андрианова, Л.Е. Без-палько // Гиг. и сан. — 2002. — № 6. — С. 21-25.
67. Обоснование региональных критериев безопасности химических веществ для обеспечения приемлемого уровня риска здоровью населения / Н.В. Зайцева, И.В. Май, П.З. Шур, Д.А. Кирьянов // Гиг. и сан. — 2003. — № 6. — С. 31-34.
68. Германович Ф.А., Амвро-сьев П.А., Просвирякова И.А. Практика применения процедуры оценки риска в г. Минске // Современные проблемы гигиены города; методология и пути решения: Материалы пленума Научного совета по экологии человека и гигиене окружающей среды РАМН и Мин-здравсоцразвития Российской Федерации 21-22 декабря 2006 г. — М., 2006. — С. 74-76.
69. Малоног К.П. Ппешчна оцшка ризику для здоров'я населення вщ забруднення атмосферного пов^ря мюта з роз-винутою хiмiчною промислови стю: Автореф. дис. канд. бюл. наук. — К., 2007. — 20 с.
70. Здоровье человека и факторы окружающей среды в индустриальных городах / В.Д. Суржиков, А.М. Олещен-
ко, Д.В. Суржиков и др. // Гиг и сан. — 2003. — № 6.— С. 85-87.
71. Ингаляционный риск от воздействия выборосов промышленных предприятий Магнитогорска / А.Г. Уральшин, А.П. Гаврилов, Н.А. Брылина и др. // Гиг и сан. — 2007. — № 3.
— С. 15-18.
72. Борщук Е.Л. Экономическая оценка аэрогенного канцерогенного риска населения промышленного города // Гиг и сан. — 2002. — № 5. — С. 80-81.
73. Фомших К.П., Бондарен-ко Ю.Г. ОцЫка канцерогенного ризику для здоров'я населення у зв'язку з забрудненням атмосферного пов^ря у м. Черкаси // Довкшля та здоров'я. —
2006. — № 1. — С. 51-53.
74. Утенин В.В. Гигиеническая характеристика хрома и бензола и морфофункциональные аспекты их воздействия на организм в условиях эксперимента: Автореф. дис. канд. мед. наук.
— Оренбург, 2002. — 24 с.
75. Музичук Н.Т. Вплив заб-руднення атмосферного пови тря на здоров'я населення // Довкшля та здоров'я. — 2000.
— № 3. — С. 38-42.
76. Звонов В.А., Козлов А.В. Оценка экологической безопасности продукции по методике экоиндикаторов / Экологическая экспертиза: Обзорная информация, вып. 5. — М.: ВИНИТИ, 2004. — С. 118-128.
77. Health effects of transport-related air pollution / Ed. M. Kzzyzanovsky B. Kuna-Dibbert, J. Schneider. — Geneva: WHO, 2005. — 190 p.
78. Evaluation des risques potentiels poer sa sante de la population / Duarte-Davidson R., Courage C., Rushton L., Levy L. // Energ.-sante. — 2001. — V. 12, № 3. — S. 365-367.
79. Допустимые уровни бензола опасны для здоровья: http://www.sciteclibra-ry.ru/rus/catalog/pages/
80. Ризик впливу на здоров'я населення наслщюв куршня та забруднення атмосферного пов^ря прюритетними канце-рогенними речовинами / 1.О. Черниченко, О.М. Литви-ченко, О.В. Бердник та ш. // Науковi засади мiжгалузевоï комплексно[ програми "Здоров'я наци". Вип. I. / За ред. А.М. Сердюка. — К.: Деркул,
2007. — С. 262-285.
81. Нафтохiмiчний комплекс Украши: http://www.experts. in.ua/ua/baza/analitic/
HYGIENIC VALUE OF PRESENT METHODICAL THE APPROACHES STRATEGY AN ESTIMATION OF PARAMETER OF IRRITANT OPERATING XENOBIOTIC ON A MUCOUS (REVIEW)
Voloschenko O.I., Rayetska O.V., Yalovenko O.I.
ГШШЧНЕ ЗНАЧЕНИЯ 1СНУЮЧИХ МЕТОДИЧНИХ П1ДХОД1В ДО ОЦ1НКИ ПАРАМЕТРУ ПОДРАЗНЮЮЧО)' ДМ КСЕНОБ1ОТИК1В НА СЛИЗОВУ ОБОЛОНКУ
урхливии розвиток наукових дослщжень у галузi молекулярной' та кттинно!' бюлоги створив передумови для розвитку методологи оцшки ефек^в xîmî4-них речовин на здоров'я люди-ни на альтернативних бюлопч-них моделях. ЦеИ напрямок токсикологи (in vitro токсиколо-пя) став останшм часом прю-ритетним через вплив еконо-мiчних (витрати коштiв на до-спiдження зростаючих об'eмiв продук^в, що надходять на ринок) та морально-етичних (проблема антигуманной доспiдiв на тваринах, захист тварин) факторiв розвитку сус-пiпьно-попiтичного життя, що вщображено у регулюючих вiпьниИ обiг товарiв документах еС. Маються на увазi Директива 67/548/GEC, Директива еС з косметики 76/768, Директива 2003/15/еС, REACH (Regulation of the European Parliament and of the Council concerning the Registration, Evaluation, Authorisation and Restriction of Chemicals) [1-4]. Щодо парфумерно-косметичноТ про-мисловост^ то для ^eï галузi вщмова проведення теств на тваринах регламентована вже з березня 2009 року Директивою 2003/15/еС, але наявнють адекватноï методичноï бази
ГИГИЕНИЧЕСКОЕ ЗНАЧЕНИЕ СУЩЕСТВУЮЩИХ МЕТОДИЧЕСКИХ ПОДХОДОВ ОТНОСИТЕЛЬНО ОЦЕНКИ ПАРАМЕТРА РАЗДРАЖАЮЩЕГО ДЕЙСТВИЯ КСЕНОБИОТИКОВ НА СЛИЗИСТУЮ ОБОЛОЧКУ (ОБЗОР) Волощенко О.И., Раецкая Е.В., Яловенко Е.И. Проанализированы преимущества и недостатки существующих альтернативных методов исследования потенциала раздражающего действия на слизистую оболочку глаза и рекомендации по их применению. Установлено отсутствие адекватной замены модели in vivo для оценки данного токсикологического параметра. Отмечена возможность использования in vitro моделей на скрининговом этапе исследования. Предложен комплексный методический подход к исследованию влияния ксенобиотиков на слизистую оболочку глаза с использованием анализа их физико-химических параметров, альтернативных методов исследования и in vivo метода Low Volume Eye Test.
ВОЛОЩЕНКО О.1., РАвЦЬКА О.В., ЯЛОВЕНКО О.1.
Державна установа "1нститут ппени та медично[ екологи iм. О.М. Марзеева Академи медичних наук Украши", м. Кшв
УДК:615.8:57.08 615.9(64+ 665.58)
