Глава 27. Безопасность пищи
[2]Р?Р?С?РёР?Р?Р?РёР?Р?С? — С?РёС?С?С?Р?РёС?Р?С?Р?РёР№ Р?Р?С?Р?С?РёР?Р" РёР? С?С?С?Р?Р?Р?Р№ С?Р?Р?С?Р?Р?Р№ Р?Р?Р?Р?Р?Р?Р?Р№ Р?Р?Р?Р"Р?С?Р?Рё.
27.1. Контаминанты
Развитие промышленности, производящей упаковку, индустриализация методов сельскохозяйственного производства (как растениеводства, так и животноводства) привели к появлению в природе долгоживущих веществ, которые являются полностью искусственными веществами. Искусственность таких веществ привела к тому, что для них отсутствуют механизмы биодеградации, а процессы физического или физико-химического воздействия порой приводит к образованию новых веществ, столь же устойчивых к деградации.
Появление неприродных веществ первоначально не было ассоциировано с рисками для здоровья человека, при этом даже первоначальные представления об опасности этих веществ носили «локальный» характер. Например, риски воздействия не персонал, риски локальных разливов и пр. И только с течением времени стало ясно, что использование ряда веществ стало причиной глобальных воздействий на жизнь и благополучие биогеоценозов, частью которых является и человек.
Постепенное накопление глобальных контаминантов привело к тому, что их воздействие на природную среду стало транслироваться и на человека. В связи с этим была выделена группа веществ, оказывающих неблагоприятное воздействии на эндокринную систему, и связанные с этим риски для репродуктивного здоровья, а также риски канцерогенеза. На основании ряда исследований, определенные группы антропогенных контаминантов окружающей среды и пищевых продуктов стали относить к группе веществ, разрушающих эндокринную систему с использованием английской аббревиатуры EDC (Endocrine-Disrupting Chemicals).
Некоторое время назад представление о веществах, небезразличных для эндокринной системы человека, было изменено, поскольку кроме антропогенных органических соединений к этим веществам были отнесены и природные вещества — фитоэстрогены. Фитоэстрогены, с одной стороны, нормируются в количественном содержании в пищевой продукции, однако, с другой стороны, могут применяться для коррекции гормонального статуса путем использования в специализированных пищевых продуктах и биологически активных добавках (БАД) к пище.
Антропогенные EDC, риск поступления которых в организм человека с пищей и водой является реальным, относятся к следующим группам органических соединений:
– гормональные ветеринарные препараты, которые находили применение (и находят применение до сих пор в ряде стран) при ускорении роста мясной массы убойных животных;
– хлороорганические соединения, к которым относятся не только широ применявшийся пестицид дихлордифенилтрихлорэтан (ДДТ), но и полихлорированные бифенилы (ПХБ), находившие применение в качестве трансформаторных масел, пропитки трансформаторной бумаги и в других областях электротехники; полихлордиоксины, получаемые при отбеливании и горении отбеленной бумаги, горении жидкого топлива, побочных продуктов реакции при производстве хлорорганических соединений;
– компоненты пластмасс, в частности пластификаторы, к которым относятся фталаты и бисфенол А. Источником этих соединений являются деградирующая в природе посуда, пластические материалы, а бисфенол А, кроме того, используют и в стоматологической практике. Таким образом, эти соединения могут быть соединены в одну группу (при рассмотрении с точки зрения риска для здоровья человека) и будут рассмотрены далее.
Фталаты
В производстве пластических материалов и синтетических каучуков используется группа веществ, называемых пластификаторами. Это название прямо указывает на то, что эти вещества придают полимерным изделиям свойства пластичности, устойчивости к изгибу и истиранию.
Фталаты (производные фталиевой кислоты) являются основными соединениями, которые используются с этими целями при производстве полимеров (табл. 27.1). Следует отметить сразу, что ряд невулканизируемых полимеров сохраняет свою пластичность и без использования пластификаторов, однако с точки зрения механической прочности они не являются техническими материалами. Таким типом синтетического полимера, в котором не используются пластификаторы, является полимерная основа жевательной резинки. При ее производстве используют бутилкаучук, бутадиеновый каучук, бутадиенстирольный каучук и редко — винилкаучук. При этом в полимерной основе жевательной резинки не допускаются как пластификаторы, так и вулканизирующие агенты. Исторически эти добавки к каучукам в жевательной резинке не обнаруживались.
Таблица 27.1. Структура фталатов и эстрадиола
&hide_Cookie=yes)
Совсем другое дело, когда мы имеем дело с полимеризованными или вулканизированными изделиями. С химической точки зрения фталаты — группа химических соединений, представляющих собой сложные эфиры фталевой (ортофталевой) кислоты. Основное применение фталатов — создание «мягкого» поливинилхлорида.
Некоторая часть фталатов используется для растворителей красок, лаков, при этом наиболее важными среди фталатов являются диоктилфталат и диизононилфталат. Если исходить из того, что возможно прямое попадание фталатов в кровь при проведении медицинских манипуляций, проблема использования гибких полимеров в медицинском оборудовании (трубки капельниц, мешки для хранения донорской крови, пластики для формирования оттиска в стоматологи) должна найти решение через разработку новых материалов
Если сравнить структуры эстрадиола, как, впрочем, и других эстрогенов, то можно отметить значительное структурное сходство между ними и сложными эфирами фталиевой кислоты (фталатами). По-видимому, это сходство структуры и обуславливает эстрогеноподобное действие фталатов.
В соответствии с современными представлениями о путях персистирования фталатов, они могут поступать в организм человека с водой, воздухом и пищевыми продуктами. Кроме того, они могут попадать в детский организм через предметы ухода и игрушки, которые дети берут в рот, включая соски, бутылки для кормления и др.
В настоящее время нормирование содержания фталатов установлено для воды [Гигиенические нормативы ГН 2.1.5.2280-07 «Предельно допустимые концентрации (ПДК) химических веществ в воде водных объектов хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования». Дополнения и изменения № 1 к ГН 2.1.5.1315-03 (утверждены постановлением Главного государственного санитарного врача РФ от 28 сентября 2007 г. № 75)] и упаковочных материалов ТР ТС 005/2011 «О безопасности упаковки». В качестве дополнительной информации, не совсем совпадающей с темой настоящего издания, следует сообщить, что в игрушках нормировано возможное содержание свободных фталатов, которые могут мигрировать из пластика. Эти нормативы установлены техническим регламентом ТР ТС 008/2011 «О безопасности игрушек».
Существующие методы определения фталатов являются трудоемкими и требуют использования высокоточного профессионального аналитического оборудования, обычно — хромато-масс-спектрометров. В частности, методические указания, внедренные в аналитическую практику в 2011 г., устанавливают метод капиллярной газожидкостной хроматографии с масс-спектрометрическим детектором для определения массовых концентраций бис(2-этилгексил)фталата в жидких пищевых продуктах (бутилированная вода, безалкогольные напитки, соковая продукция) в диапазоне 0,1–1000,0 мг/кг [МУК 4.1.2889-11 «Определение бис(2-этилгексил)фталата в жидких пищевых продуктах»]. Разработанный в 2014 г. метод основан на другом принципе разделения и детектирования (с использованием диодноматричного детектора), однако его метрологические характеристики и возможный диапазон измерений несколько хуже, чем это было сделано в 2011 г. [МУК 4.1.3160-14 «Измерение массовых концентраций фталатов (диметилфталата, диэтилфталата, дибутилфталата, бензилбутилфталата, ди(2-этилгексил)фталата) в молоке методом высокоэффективной жидкостной хроматографии»]. Метод 2014 г. предназначен для проведения исследований содержания фталатов в молоке (молоко сырое, пастеризованное, ультрапастеризованное, стерилизованное, топленое, молоко цельное, обезжиренное, питьевое) в диапазоне концентраций 0,1–4,0 мг/дм3 для диметилфталата и ди(2-этилгексил)фталата, 0,2–4,0 мг/дм3 — для диэтилфталата, дибутилфталата, бензилбутилфталата.
Гормональные ветеринарные препараты
Современные индустриальные методы животноводства, птицеводства, выращивания рыбы требуют использования ветеринарных препаратов. Это связано с несколькими причинами. Высокая концентрация животных вызывает большие риски возникновения эпизоотий, для повышения эффективности выращивания необходима максимальная стандартизация получаемой продукции еще на время живого веса. Скорость роста животных приводит к нарушениям иммунитета, изменению гормонального фона, изменениям ферментативных систем, что требует активной компенсации как за счет лекарственных препаратов, так и за счет специализированного кормления.
Если речь идет о традиционном производстве продуктов птицеводства и животноводства, все равно использование ветеринарных лекарственных препаратов необходимо, поскольку речь идет о живых существах, которые также могут болеть. Использование в ветеринарии лекарственных препаратов естественно приводит к вероятности их обнаружения в продукции (мясе, субродуктах, яйцах, молоке и др.). При этом ряд лекарственных препаратов, используемых в ветеринарии, являются аналогами действующих веществ лекарственных форм для людей, а ряд — выведены из фармацевтического оборота, либо не исследовались для людей. Принципиально вопрос безопасности использования лекарственных препаратов в ветеринарии решается за счет установления так называемых «периодов ожидания» (по аналогии со «сроками ожидания» в растениеводстве).
Для интенсификации производства мяса широко используются гормональные препараты: для стимулирования роста животных, повышения усвояемости кормов, многоплодия, поддержки необходимых сроков беременности. Наиболее распространенными гормонами являются: инсулин, соматотропин, тиреоидные гормоны, стероидные гормоны, их производные и аналоги и пр.
Гормональные препараты не являются жизненно необходимыми для мясного производства, и, в отличие от пестицидов и антибиотиков, при желании, производитель может полностью отказаться от их применения. Естественно, это может привести к снижению качественных характеристик мяса за счет снижения относительной мышечной массы и, соответственно, к снижению эффективности производства. Но отказ от использования гормональных препаратов (за исключения случаев ветеринарной необходимости) является одним из шагов к получению «продуктов органического способа производства». Таким образом, присутствие в каком-либо образце пищевого сырья гормональных препаратов указывает, во-первых, на умысел производителя, а во-вторых, на нарушение норм применения ветеринарных препаратов (если он добавлялся исключительно для лечения). Нормы по использованию гормональных средств закреплены в законодательстве. В частности, в ТР ТС 021/2011 «О безопасности пищевой продукции» указано следующее: «Непереработанное продовольственное (пищевое) сырье животного происхождения должно быть получено от продуктивных животных, которые не подвергались воздействию натуральных и синтетических эстрогенных, гормональных веществ, тиреостатических препаратов (стимуляторов роста животных), антибиотиков и других лекарственных средств для ветеринарного применения, введенных перед убоем до истечения сроков их выведения из организмов таких животных».
Гормональные препараты, применяемые в животноводстве, либо являются полными аналогами человеческих гормонов, либо их аналогами. Естественно, часть их (например, белковой природы — инсулин, соматотропин) разрушается в момент приготовления пищи и в желудочно-кишечном тракте человека, однако ряд синтетических эстрогенных гормональных препаратов, тиреостатиков остаются в продукте в процессе приготовления.
Стимуляторы роста сельскохозяйственных животных гормонального действия, особенно синтетические нестероидные соединения типа диэтилстильбэстрола, не разрушаются в организме животных, и их остаточное количество длительно сохраняется в мясных продуктах. При использовании диэтилстильбэстрола для откорма животных в мясе увеличивается содержание влаги и жира. В большинстве стран мира диэтилстильбэстрол не применяется в животноводстве из-за его канцерогенных свойств.
Диэтилстильбэстрол (DES или стильбэстрол), мощный синтетический половой гормон, добавлением в комбикорм или путем прямых инъекций которого можно добиться существенного наращивания массы животного при уменьшении объема потребляемых кормов, был запрещен к применению в США в 1979 г., когда были обнародованы данные исследований, связывающие это вещество с развитием рака и бесплодия у человека. Но даже спустя год после его официального запрета, в ходе детального расследования, проведенного Управлением по контролю за продуктами и медикаментами (FDA) совместно с Департаментом сельского хозяйства США было обнаружено, что более 200 тыс. голов крупного рогатого скота по всей стране нелегально подвергались инъекциям DES. Препарат этот по сей день легально применяется при разведении мясных пород скота в Мексике, откуда животные затем экспортируются в США.
Даже с запретом DES мясная промышленность не испытывает недостатка в разрешенных к применению гормональных препаратах — стимуляторах роста. Так, по состоянию на сегодняшний день, широко применяются меленгестрол ацетат (MGA, обеспечивающий прибавку в весе на 6% эффективнее нежели запрещенный DES), зеранол, прогестерон, тестостерон пропионат, фуразолидон, тринитро-4-гидроксифенил мышьяковой кислоты, арсанилат натрия и тилозин фосфат.
Многие препараты запрещены в Российской Федерации и в странах Европейского союза, так как их использование в животноводстве и птицеводстве приводит к накоплению в продуктах животного происхождения этих веществ. Среди них:
– стильбены (к группе которых относятся диэтилстильбестрол, диеноэстрол и гексоэстрол) — высокоэффективные синтетические анаболические стероиды, обладающие сильной эстрогенной активностью. Было доказано, что стильбены обладают выраженными канцерогенными свойствами;
– тестостерон — эндогенный мужской (андрогенный) половой гормон, обладающий анаболическим действием. Тестостерон вырабатывается в половых железах самцов и необходим для нормального функционирования репродуктивной системы, формирования вторичных половых признаков. Постоянная выработка тестостерона начинается в период полового созревания и продолжается до периода угасания половой функции. Тестостерон стимулирует синтез белка в организме, а это, в свою очередь, приводит к увеличению массы тела, особенно мышечной. Систематическое использование тестостерона с целью стимуляции роста мышечной массы животного запрещено как в Российской Федерации, так и в странах Европейского союза. Показано, что экзогенный тестостерон может причинить риск здоровью человека, в том числе вызывать рак предстательной железы;
– метилтестостерон — синтетический анаболический стероид, обладающий, подобно тестостерону, андрогенной активностью. Метилтестостерон назначают самцам при половом недоразвитии, при сосудистых и нервных расстройствах. Применение препарата при соответствующих показаниях и в соответствующих дозах приводит к усилению половой функции, стимулированию роста недоразвитых половых органов, развитию вторичных половых признаков. Препарат рекомендуют также самцам при импотенции вследствие переутомления, а женским особям при метритах и вагинитах. Использование метилтестостерона в животноводстве и птицеводстве приводит к его накоплению в продуктах животного происхождения и запрещено в Российской Федерации и в странах Европейского союза;
– 19-нортестостерон — синтетический анаболический стероид, обладающий андрогенной активностью. Некоторые эфиры 19-нортестостерона применяются в ветеринарной практике по показаниям в лечебных целях, однако систематическое использование 19-нортестостерона с целью стимуляции роста мышечной массы животного запрещено в Российской Федерации и в странах Европейского союза;
– кленбутерол — вещество из группы β-агонистов. Известно, что β-агонисты стимулируют рост мышечной массы и регулируют соотношение жировой и мышечной ткани при выращивании сельскохозяйственных животных и птицы. Доказано, что кленбутерол и другие β-агонисты при их потреблении с пищей могут спровоцировать тахикардию и резкий подъем кровяного давления. При хроническом поступлении кленбутерола и других β-агонистов в организм человека могут наблюдаться нарушения обмена веществ. Кленбутерол используется в ветеринарной практике, в частности в спортивном коневодстве, но запрещен в России и странах Европейского союза при выращивании животных на мясо;
– зеранол — высокоэффективный синтетический анаболик, обладающий эстрогенными свойствами. Микотоксин зераленон, который называют иногда «растительным гормоном», обладает втрое меньшей эстрогенной активностью, чем синтетический зеранол. В силу своих анаболических свойств зеранол нелегально используется в животноводстве для стимуляции роста мышечной массы и повышения усвояемости кормов. Зеранол может причинить существенный риск здоровью человека. Поступая с продуктами животного происхождения в организм человека, зеранол может вызывать клинические признаки гиперэстрогенизма, бесплодие, нарушения в развитии детей и подростков. Использование зеранола в животноводстве запрещено;
– тренболон — высокоэффективный синтетический анаболический стероид, обладающий также сильной андрогенной активностью. Тренболон вызывает трансформацию клеток и может причинить риск здоровью человека. Использование тренболона в животноводстве и птицеводстве приводит к его накоплению в продуктах животного происхождения и запрещено как в Российской Федерации, так и в странах Европейского союза.
Таким образом, на сегодняшний день российские нормативы в отношении содержания гормонов в пищевых продуктах представлены общим требованием — они должны отсутствовать в пищевых продуктах.
Как и в случае с антибиотиками, на сегодняшний день не существует эффективных мер контроля за содержанием всего спектра используемых гормональных препаратов. Это означает, что вся ответственность за соблюдением соответствующих правил полностью лежит на производителе.
Для определения остатков ветеринарных препаратов используются инструментальные физико-химические методы анализа, такие как высокоэффективная жидкостная хроматография (ВЭЖХ) и хромато-масс-спектрометрия (ХМС). Эти методы, однако, предусматривают использование дорогостоящего оборудования, нуждающегося в высококвалифицированном обслуживании. В последнее время для скрининга остатков ветеринарных препаратов применяется удобный и быстрый иммуноферментный метод анализа (ИФА, ELISA), являющийся официальным методом контроля продуктов животного происхождения, принятым в странах Евросоюза (Директива 93/257/ЕЕС). В феврале 2000 г. Департамент ветеринарии Министерства сельского хозяйства Российской Федерации утвердил методические указания по количественному определению семь основных синтетических гормональных препаратов в продовольственном сырье животного происхождения.
Хлорсодержащие стойкие органические загрязнители
В последние 30 лет уделяется повышенное внимание анализу группы стойких органических загрязнителей (СО3), которые воздействуют на среду обитания на чрезвычайно низком уровне (нижний предел обнаружения — 10–8–10–13%). Многие из них были известны уже давно и широко использовались в промышленности и сельском хозяйстве большинства стран. Эти соединения относятся к классу хлорорганических соединений и обладают рядом специфических признаков:
– биоконцентрирование (или биоаккумуляция) — за счет того, что растворимость в воде низкая и высокая в жирах и липидах;
– глобальная распространенность — за счет способности переноситься на большие расстояния;
– чрезвычайная стойкость к физическим, химическим и биологическим изменениям;
– способность оказывать токсическое воздействие на организмы в крайне малых дозах.
В настоящее время UNEP (United Nations Environment Programme) особо выделяет группу из 12 соединений и групп соединений, на которые следует обращать первоочередное внимание при экологических исследованиях. Эта так называемая «грязная дюжина» включает в себя следующие вещества: полихлорированные бифенилы (ПХБ), полихлорированные дибензо-п-диоксины (ПХДД), полихлорированные дибензофураны (ПХДФ), алдрин, диэлдрин, дихлор-дифенил-трихлорэтан (ДДТ), эндрин, хлордан, гексахлорбензол, мирекс, токсафен и гептахлор. Этот список был составлен в результате большого количества международных консультаций и форумов. Главным итогом этой работы стало принятие и подписание 23 мая 2002 г. в Стокгольме Глобальной международной конвенции о запрещении стойких органических загрязнителей (СОЗ), к которой присоединилась и Россия.
Стокгольмская конференция выработала целый ряд предложений и мероприятий по изучению воздействия СОЗ на здоровье человека, животных, растения, изучению путей распространения этих веществ, а также запрещение их производства и использования. Частью этой программы является концепция эколого-аналитического контроля, которая предполагает осуществление исследований по выявлению и оценке источников загрязнения, определение уровней загрязнения природных и пищевых объектов СОЗ в результате антропогенного воздействия (прямого, косвенного или катастрофического) на окружающую среду и человека.
Полихлорированные бифенилы
Среди СОЗ полихлорированные бифенилы (ПХБ) являются одними из самых распространенных. Они массово производились и использовались начиная с 1929 г. С тех пор и до прекращения их промышленного выпуска в 1986 г. в мире было произведено около 2 млн тонн ПХБ. Методология оценки и прогноза медицинских последствий воздействия ксенобиотиков бифенилового ряда базируется на принципах системного подхода, который предусматривает детальное изучение особенностей структуры, распространения и поведения бифенилов в окружающей среде, поступления в организм человека, токсикокинетики в органах и тканях, зависимости «доза–время–эффект» (risk assessment — «оценка риска»).
Определение дозовой нагрузки ПХБ имеет прямой выход не только на группы риска, но и на методику оценки риска возникновения тех или иных неблагоприятных эффектов при воздействии этих веществ на человеческую популяцию. Чем выше доза ксенобиотика, тем больше риск индивидуальных эффектов и тем больше тяжесть общих проявлений. Это положение лежит в основе отрицательной взаимосвязи между ранними событиями, не всегда проявляющимися в виде повреждающих эффектов, и более поздними, зачастую имеющими выраженное вредное воздействие. Фактический риск для индивидуумов, экспонированных к дозе, соответствующей среднестатистической нагрузке популяции, вероятно, может быть ниже такового для лиц, находящихся в пике экспонирования, а для некоторых — равняться нулю. Более высоко экспонированные к ПХБ популяции за счет профессиональных контактов или аварийных ситуаций имеют, соответственно, более высокий риск проявления отрицательных эффектов. ПХБ относятся к классу ароматических соединений, состоящих из 2 бензольных колец, соединенных через межъядерную связь С–С и замещенных от 1 до 10 атомами хлора в орто-, мета- или пара- положениях (рис. 27.1). Различающиеся по числу содержащихся атомов хлора называются конгенерами. Существует 209 индивидуальных конгенеров ПХБ, отличающихся числом и положением атомов хлора в молекуле (I), имеющих общую формулу:
С12Н10-(n+m)Cl(n+m),
где n и m могут изменяться от 0 до 5.
&hide_Cookie=yes)
Рис. 27.1. Структура молекул полихлорированных бифенилов (молекула I)
По своим физико-химическим свойствам конгенеры ПХБ близки к диоксинам. Размеры молекулы (I) находятся в диапазоне 9–10,5 Å в длину и около 3Å в ширину. ПХБ обладают рядом уникальных физических и химических свойств: исключительными теплофизическими и электроизоляционными характеристиками, термостойкостью, инертностью по отношению к кислотам и щелочам, огнестойкостью, хорошей растворимостью в жирах, маслах и органических растворителях, высокой совместимостью со смолами, отличной адгезионной способностью. Это обуславливало их широчайшее применение в качестве диэлектриков в трансформаторах и конденсаторах, в виде гидравлических жидкостей, теплоносителей и хладоагентов, смазочных масел, компонентов красок, лаков и клеевых составов, пластификаторов и наполнителей в пластмассах и эластомерах, антипиренов, растворителей.
В основе промышленного получения ПХБ лежит заместительное хлорирование бифенила в присутствии катализатора электрофильного замещения [обычно железо (Fe)] (рис. 27.2).
&hide_Cookie=yes)
Рис. 27.2. Принцип образования полихлорированных бифенилов
Степень хлорирования зависит от продолжительности реакции, которая составляет от 12 до 36 ч. Реакция электрофильного замещения проходит неспецифически, поэтому продукт содержит смесь большого числа индивидуальных ПХБ — от 30 до 100 соединений. Большинство из них содержат от 3 до 8 атомов хлора, хотя имеются и небольшие количества как более, так и менее хлорированных ПХБ. Эти смеси известны под различными фирменными названиями — «Арохлор» (США), «Канехлор» (Япония), «Хлорфен» (Германия), «Делор» (Словакия), «Фенохлор» (Франция), «Фенхлор» (Италия), «Совол» («Совтол») и «Гексол» (СССР), состав которых регламентирован (табл. 27.2). Россия не выпускала смеси ПХБ, поскольку, как отмечалось выше, их выпуск в мире был прекращен в 1986 г. Однако сохранилось наследие их производства, включая места их производства, а также производства электротехнического оборудования.
Таблица 27.2. Приблизительный состав технических смесей «Арохлор» (%)
| Эмпирическая формула | Число атомов хлора | Вариант смеси «Арохлор» |
| 1221 | 1232* | 1242 | 1248 | 1254 | 1260 |
| C12H10 | 0 | 10 | – | – | – | – | – |
| C12H9Cl | 1 | 50 | 26 | 1 | – | – | – |
| C12H8Cl2 | 2 | 35 | 29 | 13 | 1 | – | – |
| C12H7Cl3 | 3 | 4 | 24 | 45 | 22 | 1 | – |
| C12H6Cl4 | 4 | 1 | 15 | 31 | 49 | 15 | – |
| C12H5Cl5 | 5 | – | – | 10 | 27 | 53 | 12 |
| C12H4Cl6 | 6 | – | – | – | 2 | 26 | 42 |
| C12H3Cl7 | 7 | – | – | – | – | 4 | 38 |
| C12H2Cl8 | 8 | – | – | – | – | – | 7 |
| C12HCl9 | 9 | – | – | – | – | – | 1 |
| Средняя молекулярная масса | 200,9 | 232,2 | 266,5 | 299,5 | 328,4 | 375,7 |
Примечание. * До 6% неидентифицированных соединений.
Характер и динамика распределения ПХБ в окружающей среде во многом определяются их физическими свойствами, такими как химическая инертность, достаточно высокая плотность паров и способность сорбироваться на частицах. Несмотря на постепенное сокращение применения ПХБ в хозяйственной деятельности, они продолжают загрязнять окружающую среду, и в настоящее время эти токсичные продукты, распространившиеся по всем экосистемам, присутствуют в организме каждого человека. ПХБ постепенно включаются в биологические процессы, при этом отмечено, что более стабильные высокохлорированные конгенеры накапливаются в большем количестве, чем низкохлорированные.
По данным ВОЗ, основными путями поступления ПХБ в окружающую среду являются следующие:
– испарения из пластификаторов;
– выделение при сжигании бытовых и промышленных отходов, а также при возгорании трансформаторов, конденсаторов и другого промышленного оборудования, в котором используются ПХБ;
– утечки с другими промышленными отходами; вывоз ПХБ на свалки и поля аэрации;
– другие неконтролируемые пути.
Поступление в окружающую среду происходит главным образом по первым 3 путям [4]. При этом если в поверхностных слоях почвы за 15 лет наблюдаестя снижение ПХБ на 40%, это не означает, что произошло разложение ПХБ. После закрытия производства с использованием в технологическом цикле ПХБ в почвах протекают процессы как естественного разложения данного соединения за счет микробиологической деструкции, испарения, отторжения с растительностью, так и перераспределения латеральными потоками по элементам рельефа.
В России величины ПДК касаются только промышленных смесей ПХБ. В качестве стандартной смеси, по которой производился расчет ПДК». ПДК для ПХБ имеют следующие значения:
– атмосферный воздух — 1 мкг/м3;
– воздух рабочей зоны — 1 мг/м3;
– вода (водные объекты хозяйственного и культурно-бытового водопользования) — 1 мкг/л;
– почва — 0,1 мг/кг;
– пищевые продукты (в пересчете на жир): молоко — 1,5 мг/кг; рыба — 5 мг/кг.
Помимо названных нормативных величин существуют ПДК в питьевой воде для монохлорбифенилов — 1 мкг/л; дихлорбифенилов — 1 мкг/л; трихлорбифенилов — 1 мкг/л и пентахлорбифенилов — 1 мкг/л. Аналогично для почв ПДК (в мг/кг) равны: для ТрХБ — 0,03, для ТХБ — 0,06, для ПеХБ — 0,1.
Существуют большие различия в токсичности, свойствах биоаккумуляции и биопревращения для различных конгенеров ПХБ. Конгенеры, не содержащие атомы хлора в орто-положениях молекулы (орто-незамещенные ПХБ), могут принимать планарную конфигурацию, которая энергетически наиболее выгодна (рис. 27.3). Такие конгенеры изостереоизомерны ПХДД и ПХДФ. Молекулы орто-незамещенных ПХБ, являются наиболее токсичными и оказывают действие, аналогичное действию ПХДД и ПХДФ.
&hide_Cookie=yes)
Рис. 27.3. Структура наиболее токсичных орто-незамещенных конгенеров полихлорированных бифенилов
Конгенеры с одним атомом хлора в орто-положении (моно-орто-замещенные ПХБ) демонстрируют отклонение от планарной конфигурации. Их диоксиноподобная токсичность ниже, чем у орто-незамещенных. Конгенеры с двумя и более атомами хлора в орто-положениях молекулы принимают глобулярную конфигурацию и обладают очень низкой токсичностью диоксинового типа.
Для сравнения биологической активности различных конгенеров ПХБ в 1987 г. была предложена концепция эквивалентов токсичности TEF (Toxic Equivalent Factor). Согласно этому подходу, токсичность или биологическая активность определенного конгенера выражается относительно активности 2,3,7,8-ТХДД. Так называемые эквивалентные токсичные концентрации — TEQ (Toxic Equivalent Concentrations) рассчитываются путем умножения концентраций индивидуальных конгенеров ПХБ на соответствующее данному конгенеру значение TEF. В табл. 27.3 приведены коэффициенты TEF для наиболее токсичных ПХБ.
Таблица 27.3. Международные коэффициенты токсичности
| Группа конгенеров ПХБ | Номер конгенера | Структура по ЮПАК | I-TEF |
| Не имеющие заместителя в орто-положении | 77 | 3,3',4,4'-ТХБ | 0,0001 |
| 81 | 3,4,4',5-ТХБ | 0,0001 |
| 126 | 3,3',4,4',5-ПеХБ | 0,1 |
| 169 | 3,3',4,4',5,5'-ГкХБ | 0,01 |
| Моно-орто-замещенные | 105 | 2,3,3',4,4'-ПеХБ | 0,0001 |
| 114 | 2,3,4,4',5-ПеХБ | 0,0005 |
| 118 | 2,3,4,4',5-ПеХБ | 0,0001 |
| 123 | 2',3,4,4',5-ПеХБ | 0,0001 |
| 156 | 2,3,3',4,4',5-ГкХБ | 0,0005 |
| 157 | 2,3,3',4,4',5'-ГкХБ | 0,0005 |
| 167 | 2,3',4,4',5,5'-ГкХБ | 0,00001 |
| 189 | 2,3,3',4,4',5,5'-ГПХБ | 0,0001 |
Механизм действия орто-незамещенных и моно-орто-замещенных ПХБ аналогичен механизму воздействия 2,3,7,8-тетрахлордибензо-п-диоксина (2,3,7,8-ТХДД).
Последние исследования патогенеза воздействия диоксиноподобных соединений на организм человека привели к созданию концепции «диоксиновой болезни», наиболее полно описывающей наблюдаемые процессы и изменения.
Современные методы и подходы, используемые аналитиками при анализе объектов окружающей среды на содержание ПХБ, позволяют определять все конгенеры, несмотря на то, что ни одна хроматографическая колонка не может в настоящее время разделить все 209 компонентов ПХБ. Доминирующими методами являются:
1) газо-жидкостная хроматография (ГЖХ) с использованием селективного к хлорсодержащим соединениям электронозахватного детектора (ЭЗД) (рис. 27.4);
2) сочетание газовой хроматографии с масс-спектрометрией низкого разрешения (ГХ МСНР); и для определения планарных ПХБ (№ 77, 81, 126, 169) сочетание газовой хроматографии с масс-спектрометрией высокого разрешения (ГХ МСВР).
Названные методы позволяют разрешать любые проблемы, связанные с детектированием ПХБ, вне зависимости от характера природной матрицы.
Выбор метода определения зависит от конечной цели анализа. Если необходимо знать суммарное или групповое содержание ПХБ, то используют достаточно несложные методы. Если же ставится задача установления токсических свойств конкретного образца, тогда применяются более сложные и дорогостоящие методы конгенер-специфичного определения наиболее токсичных представителей ПХБ.
&hide_Cookie=yes)
Рис. 27.4. Пример хроматограмм образцов крови и смеси «Арохлор-1254», полученных методом ГЖХ с использованием селективного к хлорсодержащим соединениям электронозахватного детектора. (Условия ГЖХ — хроматограф: Shimadzu 15; колонка: SE 54, 220 °С; инжектор 280 °С, детектор 240 °С)
В случае определения количественного суммарного содержания ПХБ исследование осуществляется сравнением хроматографического профиля анализируемого образца с профилем стандартных технических смесей. Такой анализ проводится, как правило, методами ГХ ЭЗД (газовой хроматорграфии с использованием детектора захвата электронов) и ХМС.
На хроматографической колонке ПХБ не разделяются на индивидуальные изомеры, они элюируются в виде кластеров, редко достигая базовой линии. Для градуировки используют различные коммерческие смеси, обычно смеси «Арохлор», чтобы найти тот, который больше всего подходит по общему виду на анализируемую пробу. То есть идентификация осуществляется исключительно по времени удерживания.
В случаях, когда проба содержит только одну техническую смесь, эта методика дает удовлетворительные результаты, но если проба загрязнена двумя или более техническими смесями в неизвестном соотношении, то ни одна из технических смесей «Арохлор» не может быть взята в качестве стандарта, и результаты получаются недостаточно точными. Кроме того, вместе с ПХБ могут элюироваться и другие загрязнители, такие как полихлортерфенилы, иногда бутил-монохлордифениловые эфиры, изопропил-хлорбифенилы, хлорбензолы, хлоруглеводороды (пестициды), которые не идентифицируются, но включаются в общую «сумму ПХБ». Несмотря на неточность, метод прост и удобен.
Для такого рода анализа можно также использовать масс-спектрометрический (МС) детектор, который заметно увеличивает селективность. Он обладает не менее высокой чувствительностью, чем ЭЗД, и позволяет осуществлять идентификацию на основании структурной информации по молекулярным и осколочным ионам в масс-спектре. Высокая чувствительность в ГЖХ МСНР достигается при использовании селективного детектирования выбранных ионов. Характерная картина изотопного распределения хлорсодержащих ионов дает дополнительные возможности для идентификации.
Концепция «суммы ПХБ» имеет ряд недостатков как с точки зрения их определения в окружающей среде и в технических смесях, так и с точки зрения токсикологии. Знание «суммы ПХБ» без их детального состава мало что дает для токсикологической оценки загрязнения. Поэтому необходимо проведение конгенер-специфичного определения ПХБ.
В объектах окружающей среды (воздухе, донных отложениях, почве, растительных материалах, рыбе) обычно обнаруживается до 100 индивидуальных конгенеров. Поскольку физико-химические и токсикологические свойства разных конгенеров сильно различаются, необходимо конгенер-специфическое определение ПХБ. Например, изменение профиля конгенеров может дать информацию о связи между структурой ПХБ и их распространением в природе или изменением в живом организме. Кроме того, если определять ограниченное число конгенеров, это может привести к недооценке общей суммы ПХБ.
Включение в расчет диоксиновой нагрузки и риска наряду с ПХДД и ПХДФ «диоксиноподобных» ПХБ внесло существенную модификацию в методики определения ПХБ. К «диоксиноподобным» относятся планарные конгенеры ПХБ, не содержащие атомов хлора в орто-положении и некоторые моно-орто-замещенные конгенеры. Так как концентрации их обычно малы, и требуются надежная идентификация и точное определение их содержания, то для них используется ГЖХ МСН, в том числе ГЖХ МСВР, как и для определения ПХДД и ПХДФ. ПХБ могут быть рассмотрены как биомаркеры, так как отражают текущую экспозицию (их содержание в крови, молоке) в организме человека [5].
ПХБ продолжают накапливаться в организме человека, несмотря на годы, прошедшие с момента прекращения их поступления в экосистемы. При мобилизации жирового депо при похудении в крови обнаруживаются отдельные конгенеры ПХБ. При этом достоверно подтверждена их связь с возможным риском возникновения неалкогольной жировой болезни печени [6].
Полихорированные
Впервые эти вещества были обнаружены в результате воздействия на солдат армии США, которые во время войны во Вьетнаме имело дело с таким средством, как дефолиант Agent Orange («оранжевый реагент»), в котором, как выяснилось, содержался диоксин. Диоксины по настоящее время находятся в почвах Вьетнама. Никто не знает точно период его полураспада, но, по некоторым данным, он может достигать в почве 50 лет.
Как показали проведенные токсикологические исследования, гормональные и генетические отклонения были связаны со свойствами диоксинов — мутагенными, канцерогенными, разрушающими гормональную систему. На рис. 27.5 приведена структурная формула 2,3,7,8-тетрахлордибензо-пара-диоксина — одного из наиболее токсичных хлорпроизводных дибензо[b, е]-1,4-диоксина.
Рис. 27.5. Структурная формула 2,3,7,8-тетрахлордибензо-пара-диоксина
О токсичности полихлорированных дибензодиоксинов (ПХДД) уже говорилось в предыдущем разделе, посвященном полихлорированным бифенилам. Диоксины (как тривиально называют полихлорированные дибензодиоксины) являются наиболее ярким представителем опасных ксенобиотиков антропогенного происхождения. Название «диоксины» происходит от названия тетрахлорпроизводного — 2,3,7,8-тетрахлордибензо[b, е]-1,4-диоксина. Это вещество — родоначальник семейства, к которому относят также и чрезвычайно опасные ксенобиотики из числа полихлорированных полициклических соединений, к которым относятся дибензо-п-диоксины (ПХДД), дибензофураны (ПХДФ) и бифенилы (ПХБ) (рис. 27.6).
&hide_Cookie=yes)
Рис. 27.6. Структурные формулы наиболее токсичных диоксиноподобных веществ
Согласно Стокгольмской конвенции ПХДД относятся к глобальным токсикантам, при этом их токсичность выше токсичности специально синтезированных боевых отравляющих веществ — ингибиторов холинэстеразы (зарин, зоман, VX, табун).
Диоксины обладают иммунодепрессантным, канцерогенным, тератогенным и эмбриотоксическим действием. Величина летальной дозы для этих веществ cоставляет 10−6 г на 1 кг массы тела.
Диоксины не были основным продуктом синтеза, и их обнаружение является следствием связанных с ними эффектов на здоровье человека. ПХДД образуются в качестве побочных соединений в синтезе гербицидов хлорароматического ряда (производных 2,4-дихлорфеноксиуксусной и 2,4,5-трихлорфеноксиуксусной кислот, а также их эфиров).
Диоксины также образуются как нежелательные примеси в результате различных химических реакций, которые протекают при высоких температурах в присутствии хлора, также они образуются при отбеливании бумаги хлором (от этой технологии уже отказались, однако существует большое количество книг, напечатанных на отбеленной хлором бумаге).
ПХДД образуются при сжигании мусора (в частности, поливинилхлорида как источника хлора), древесины (как источника фенолов из лигнина). Кроме того, диоксины образуются в производстве бумаги, причем не обязательно при отбеливании целлюлозной пульпы хлором, но, в принципе, при использовании в производстве хлорированной воды.
Опасность представляют только конгенеры ПХДД и ПХДФ, имеющие замещение галоидом в положениях 2,3,7,8. Остальные, с учетом тех количеств, в которых они могут встречаться в объектах окружающей среды, не представляют серьезной угрозы. Поэтому часто под термином «диоксины» подразумевается совокупность именно этих 17 конгенеров, для них введена система коэффициентов токсичности, позволяющая приводить к единому токсическому эквиваленту, называемому диоксиновым эквивалентом, токсические характеристики любой реальной смеси. Следовательно, токсичность любой смеси ПХДД и ПХДФ может быть выражена через токсичность 2,3,7,8-ТХДД, взятого в эквивалентном по токсичности количестве (табл. 27.4). Молекула диоксина имеет форму прямоугольника с размерами 3×10 Å. Это позволяет ей удивительно точно вписываться в рецепторы живых организмов. Диоксин — один из самых коварных ядов, известных человечеству. В отличие от обычных ядов, токсичность которых связана с подавлением ими определенных функций организма, диоксин и подобные ему ксенобиотики поражают организм благодаря способности сильно повышать (индуцировать) активность ряда окислительных железосодержащих ферментов (монооксигеназ), что приводит к нарушению обмена многих жизненно важных веществ и подавлению функций ряда систем организма.
Таблица 27.4. Коэффициенты токсичности для полихлорированных дибензодиоксинов и полихлорированных дибензофуранов
| Группа изомеров | Изомеры | Международные, 1989 г. | WHO, 1998 г. |
| млекопитающие | рыбы | птицы |
| ТХДД | 2,3,7,8 | 1 | 1 | 1 | 1 |
| Остальные | 0 | 0 | 0 | 0 |
| ПеХДД | 1,2,3,7,8 | 0,5 | 1 | 1 | 1 |
| Остальные | 0 | 0 | 0 | 0 |
| ГкХДД | 1,2,3,4,7,8 | 0,1 | 0,1 | 0,5 | 0,05 |
| 1,2,3,6,7,8 | 0,1 | 0,1 | 0,01 | 0,01 |
| 1,2,3,7,8,9 | 0,1 | 0,1 | 0,01 | 0,1 |
| Остальные | 0 | 0 | 0 | 0 |
| ГПХДД | 1,2,3,4,6,7,8 | 0,01 | 0,01 | 0,001 | <0,001 |
| Другой | 0 | 0 | 0 | 0 |
| ОХДД | | 0,001 | 0,0001 | <0,0001 | 0,0001 |
| ТХДФ | 2,3,7,8 | 0,1 | 0,1 | 0,05 | 1 |
| Остальные | 0 | 0 | 0 | 0 |
| ПеХДФ | 1,2,3,7,8 | 0,05 | 0,05 | 0,05 | 0,1 |
| 2,3,4,7,8 | 0,5 | 0,5 | 0,5 | 1 |
| Остальные | 0 | 0 | 0 | 0 |
| ГкХДФ | 1,2,3,4,7,8 | 0,1 | 0,1 | 0,1 | 0,1 |
| 1,2,3,6,7,8 | 0,1 | 0,1 | 0,1 | 0,1 |
| 2,3,4,6,7,8 | 0,1 | 0,1 | 0,1 | 0,1 |
| 1,2,3,7,8,9 | 0,1 | 0,1 | 0,1 | 0,1 |
| Остальные | 0 | 0 | 0 | 0 |
| ГпХДФ | 1,2,3,4,6,7,8 | 0,01 | 0,01 | 0,01 | 0,01 |
| 1,2,3,4,7,8,9 | 0,01 | 0,01 | 0,01 | 0,01 |
| Остальные | 0 | 0 | 0 | 0 |
Достижения аналитической химии и приборостроения позволили перевести изомерспецифическое определение полихлорированных дибензо-п-диоксинов (ПХДД) и полихлорированных дибензофуранов (ПХДФ) из разряда уникальных анализов в категорию выполняемых серийно, но по-прежнему такие работы являются весьма трудоемкими [МУК 4.1.023-95 «Изомерспецифическое определение массовых концентраций полихлорированных дибензодиоксинов и дибензофуранов в атмосферном воздухе методом хромато-масс-спектрометрии»]. Наиболее надежным методом определения содержания ПХДД и ПХДФ в различных матрицах является метод изотопного разбавления с детектированием с помощью ХМС высокого разрешения, что обеспечивает чрезвычайно высокую чувствительность и селективность, необходимые при таком анализе (предел обнаружения в атмосферном воздухе (нг/м) тетра-, пента-, гекса-, гепта- и октахлорированных изомеров составляет соответственно 0,0001; 0,0001; 0,0003; 0,0005 и 0,001). Аналогичный метод разработан в Республике Беларусь (предел обнаружения тетра-, пента-, гекса-, гепта- и октахлорированных ПХДД и ПХДФ составляет соответственно 0,5; 0,5; 1,0; 2,0; 5,0 нг/кг при массе анализируемой пробы 10–200 г).
С точки зрения ВОЗ, надлежащее сжигание загрязненных материалов является наилучшим доступным методом профилактики и контроля воздействия диоксинов. С помощью этого метода можно также уничтожать отработанные масла на основе ПХБ. В процессе сжигания требуются высокие температуры — свыше 850 °С. Для уничтожения больших количеств загрязненных материалов необходимы еще более высокие температуры — 1000° и выше.
Наилучшим путем предотвращения или снижения уровня воздействия диоксинов на людей является принятие мер, ориентированных на источник (например, строгий контроль промышленных процессов для максимально возможного снижения уровня выделяемых диоксинов). Это является обязанностью национальных правительств. Комиссия «Кодекс Алиментариус» приняла в 2001 г. Кодекс практики по мерам, ориентированным на источник, для уменьшения загрязнения пищевых продуктов химикатами (CAC/RCP 49-2001) и в 2006 г. был принят Кодекс практики для предотвращения и снижения уровня загрязнения пищевых продуктов и кормов диоксинами и диоксиноподобными ПХБ (CAC/RCP 62-2006).
Более 90% случаев воздействия диоксинов на людей происходит через пищевые продукты, главным образом через мясные и молочные продукты, рыбу и моллюсков. Следовательно, защита пищевых продуктов имеет решающее значение. В дополнение к принятию ориентированных на источник мер для уменьшения выбросов диоксина, необходимо также не допускать вторичного загрязнения пищевых продуктов в пищевой цепи. Решающее значение для производства безопасных пищевых продуктов имеют надлежащие средства управления и практика во время первичного производства, обработки, распределения и продажи. Первопричиной загрязнения пищевых продуктов часто является загрязненный корм для животных. Необходимы системы мониторинга за загрязнением пищевых продуктов, не допускающие превышение приемлемых уровней.
Производители кормов и пищевых продуктов несут ответственность за обеспечение безопасного сырья и безопасных производственных процессов, а национальные правительства должны контролировать безопасность продовольственного снабжения и принимать меры для защиты здоровья населения.
Для снижения риска воздействия ПХДД ВОЗ рекомендует потребителям следовать следующим принципам питания:
– удаление жира с мяса и потребление молочных продуктов с пониженным содержанием жира может уменьшить воздействие диоксиновых соединений;
– сбалансированное питание (включающее фрукты, овощи и злаки в надлежащих количествах) также позволяет избежать чрезмерного воздействия диоксина из какого-либо одного источника.
Эта долговременная стратегия направлена на уменьшение нагрузки на организм и имеет особую значимость для девушек и молодых женщин, так как способствует уменьшению воздействия на развивающийся плод, а затем на находящегося на грудном вскармливании ребенка.
В 2001 г. Совместный экспертный комитет Продовольственной и сельскохозяйственной организации ООН по пищевым добавкам провел усовершенствованную всестороннюю оценку риска воздействия ПХДД, ПХДФ и диоксиноподобных ПХБ.
Для оценки долговременных или кратковременных рисков для здоровья, связанных с этими веществами, необходимо оценивать общее или среднее поступление через несколько месяцев, а приемлемый уровень поступления необходимо оценивать как минимум через один месяц. В предварительном порядке эксперты установили приемлемый уровень поступления в 70 пк/кг в месяц. Это то количество диоксинов, которое может поступать в организм человека на протяжении всей его жизни без обнаруживаемых последствий для здоровья.
ВОЗ в сотрудничестве с ФАО через комиссию «Кодекс Алиментариус» разработала «Кодекс практики для предотвращения и снижения уровня загрязнения пищевых продуктов и кормов диоксинами и диоксиноподобными ПХБ». Этот документ представляет собой руководство для соответствующих национальных и региональных органов в области принятия превентивных мер.
Последние данные свидетельствуют о том, что за последние два десятилетия меры, введенные в ряде стран для контроля выбросов диоксина, привели к значительному уменьшению воздействия этих соединений. Данных из развивающихся стран недостаточно для анализа тенденций во времени.
ВОЗ также проводит периодические исследования уровней содержания диоксинов в материнском молоке. Эти исследования позволяют оценить воздействие на людей диоксинов из всех источников. Недавние данные свидетельствуют о том, что за последние два десятилетия меры, введенные в ряде стран для контроля выбросов диоксинов, привели к значительному уменьшению воздействия этих соединений.
Хлорорганические пестициды
Хлорорганические пестициды (ХОП) входят в список веществ, которые регулируются Стокгольмской конвенцией.
В число ХОП входят дихлордифенилтрихлорэтан (ДДТ), гексахлорциклогексан (ГХЦГ), гекса-хлоран, альдрин, гептахлор, хлориндан, полихлорпинен, хлортен, пертан, метоксихлор, эфирсульфонат, натриевая соль 2,4-Д. К ХОП относят также эндрин, дилдрин, хлордан. Хлорорганические препараты наиболее устойчивы во внешней среде и более продолжительно сохраняются в ее объектах (почве, воде, растительном покрове); отличаются выраженными кумулятивными свойствами; обладают способностью выделяться с молоком лактирующих животных и кормящих матерей. Они отличаются сродством к жирам, в связи с чем, поступая в организм, избирательно накапливаются в жировой ткани, в ряде случаев достигая в ней заметной концентрации. По своим токсикологическим свойствам ХОП относятся к политропным ядам с преимущественным действием на центральную нервную систему и паренхиматозные органы (печень, почки). Они характеризуются нейротропностью, по-видимому, связанной с быстрым проникновением яда в жировую часть нервной ткани. По степени токсичности ХОП различны [7].
Первоначально эти вещества были высоко оценены за исключительную эффективность. Они стали широко и неконтролируемо применяться в сельском хозяйстве и быту. Особой отличительной чертой этого класса пестицидов стало особая устойчивость в реальных условиях применения. Это же стало тем отличием, которое привело к тому, что группа органических жирорастворимых соединений персистирует в пищевой цепи и концентрируется с каждым повышением уровня звена [8].
Первые места по объемам использования занимали ДДТ и ГХЦГ (сумма изомеров, или γ-изомер — линдан). Применение пестицидов имеет две стороны, при этом трудно понять, где находится точка равновесия между пользой и вредом. По существующим оценкам, применение ХОП привело к тому, что население более одного миллиарда человек было избавлено от риска малярии. В период Второй мировой войны использование пестицидов позволило избежать эпидемии [9]. В то же время на настоящий момент нет ни одного объекта окружающей среды, в котором бы не обнаруживались следовые количества ХОП и их метаболитов. Положение наглядно характеризуется тем фактором, что даже в снежном покрове Антарктиды к концу прошлого столетия накопилось более 3000 т ДДТ [8].
Исследование реальных образцов пищевых продуктов показало, что чем больше жира содержится в продукте и чем выше в пищевой цепи стоит пищевой источник, тем больше в нем содержится ХОП и ПХБ [10]. При этом особое внимание нужно обратить на хищных рыб арктического и антарктического региона, содержащих большое количество жира. При исследованиях «дикого» лосося из Баренцева моря в некоторых образцах были обнаружены кратные ПДК превышения по содержанию ХОП и ПХБ [11, 12]. Для исследования были использованы также материалы, полученные от хищных птиц, которые стоят в пищевой цепи выше рыбы [12]. Некоторые гидробионты избирательно поглощают ДДТ и родственные ему соединения из воды, в результате организмы, находящиеся в конце пищевых цепей, могут накопить токсичные вещества в очень высокой концентрации. Так, если в морской воде концентрация ДДТ составляет всего 1×10–9 г/л, то в морской рыбе его 5×10–5 г/кг (в 50 тыс. раз больше), а в хищных птицах, питающихся рыбой, концентрация этого токсиканта составляет уже 1×10–2 г/кг (в 10 млн раз больше, чем в воде). Хотя производство и применение ДДТ в нашей стране было запрещено еще в 1972 г., его до сих пор можно найти на всех уровнях биосферы, даже в жировых тканях пингвинов в Антарктике.
Таким образом, несмотря на массовый отказ от использования ХОП, что связано не только с полученными данными о том, что они являются ксенобиотиками, но и с тем, что возникли резистентные популяции, требования по проведению контроля/надзора по содержанию пестицидов не снижаются. И проведение такого контроля является практически единственным гарантом благополучия человека [13]. Несмотря на отсутствие использования ХОП, их нормирование включено в показатели безопасности как на уровне международных стандартов комиссии «Кодекс Алиментариус», так и наднациональными документами — Техническими регламентами Таможенного союза, в частности ТР ТС 021/2011 «О безопасности пищевой продукции».
Бисфенол А
В числе химических контаминантов пищевой продукции в настоящее время внимание токсикологов и гигиенистов привлекает разнородная группа веществ, оказывающих неблагоприятное влияние на эндокринную систему. Они объединены термином «эндокринные разрушители» (endocrine disruptors) [1, 2]. В их числе по своей значимости выделяется бисфенол А.
Бисфенол А (БФА) — это органическое соединение из группы фенолов, структура которого представлена на рис. 27.7, а. Он используется при синтезе поликарбонатных пластиков путем сополимеризации с фосгеном (рис. 27.7, б). В результате протекания этой реакции в промышленных условиях небольшие количества БФА остаются в составе пластика в не прореагировавшем состоянии и могут оттуда со временем мигрировать в окружающую среду. Изделия из поликарбонатов используются при производстве материалов, контактирующих с пищей, в том числе бутылочек для детского питания и контейнеров для хранения пищевых продуктов. Также следует учитывать, что поликарбонаты в настоящее время широко применяются при покрытии внутренних поверхностей металлических консервных банок. В результате этого создается возможность экспонирования населения (включая детей) БФА через пищевые продукты. Миграция БФА из изделий усиливается при нагревании (при контакте с горячими пищевыми продуктами), а также при использовании детергентов для мытья посуды.
Механизм действия
Еще в 1936 г. E.C. Dodds с соавт. показали, что БФА обладает способностью связываться с эстрогеновыми рецепторами клеток, напоминая в этом другое известное синтетическое соединение с эстрогенной активностью — диэтилстильбэстрол (рис. 27.7, в). По сравнению с ним БФА является приблизительно в 200 раз менее активным эстрогеном. В настоящее время показано, что молекулярные и биохимические механизмы влияния БФА на процессы жизнедеятельности имеют сложную природу и определяются как его взаимодействием с классическими эстрогеновыми рецепторами клеток, так и с рядом других рецепторных систем и молекулярных мишеней.
Токсичность
Острая токсичность БФА при пероральном введении сравнительно невысока, LD50 превосходит 150 мг/кг массы тела, т.е. он относится к III классу опасности согласно ГОСТ 12.1.007-76. Основное число вредных эффектов БФА проявляются при его длительном поступлении в организм в низких дозах.
&hide_Cookie=yes)
Рис. 27.7. Химическое строение бисфенола (а); элементарного звена молекулы поликарбонатного пластика (б) и синтетического эстрогена диэтилстильбэстрола (в)
Исследования по генотоксическому и мутагенному действию не показали эффектов БФА при использовании моделей микроорганизма Salmonella typhimurium, клеток китайского хомячка линии V79, эмбриональных клеток сирийского хомячка, клеток лимфомы мыши. Тем не менее Iso с соавт. в 2006 г. выявили повреждение ДНК под действием БФА в клетках линий MCF-7 и MDA-MB-231. Tsutsui с соавт. (1998, 2000), Hunt с соавт. (2003) и Susiarjo с соавт. (2007) установили, что БФА вызывает образование аддуктов ДНК в клетках яичников сирийского хомячка, нарушает полимеризацию микротрубочек, образование веретена деления и вызывает анеуплоидию мейоза в ооцитах мышей линий Balb/c и MF1. Таким образом, БФА способен нарушать деление половых клеток и вызывать в них хромосомные нарушения [3].
В ряде исследований у БФА был выявлен потенциальный канцерогенный эффект в отношении эпителия молочной железы у животных, подвергавшихся воздействию этого вещества начиная с периода внутриутробного развития. Однако все эти исследования не были лишены ряда недостатков, в числе которых малое число животных в группах и продолжительность периода наблюдения. В работе Jenkins с соавт. (2009) было показано, что БФА в дозе 0,025–0,25 мг/кг массы тела/сут потенцирует развитие опухолей молочной железы у молодых самок мышей, подвергнутых воздействию канцерогена — 7,12-диметилбенз[a]антрацена. В исследованиях in vitro на клетках рака предстательной железы человека БФА ускорял их размножение. Таким образом, БФА не является, по-видимому, канцерогеном, однако не исключена его способность потенцировать развитие некоторых опухолей [3].
Большое число работ было посвящено доказательству наличия у БФА репродуктивной токсичности при подостром или хроническом пероральном введении лабораторным животным в дозах 0,002–0,2 мг/кг массы тела, в особенности в отношении беременных и лактирующих самок. Выявленные эффекты включали неврологические и поведенческие нарушения у потомства крыс и мышей, нарушение нормальной половой дифференцировки плодов, изменения в тканях молочной и предстательной желез. Величина пороговой дозы (LOAEL) по показателю изменений в предстательной железе крыс и эпителии мочевыводящих путей мышей составила 0,010 мг/кг массы тела/сут при ежедневном введении. Соответственно, для изменений в молочной железе крыс величина LOAEL отвечала 0,0025 мг/кг массы тела/сут, а для показателя раннего полового созревания у самок мышей — 0,0024 мг/кг массы тела/сут [3].
Число эпидемиологических данных о последствиях воздействия БФА на человека ограничено. В ряде работ изучали взаимосвязь между содержанием БФА в организме мужчин и показателями их фертильности. В трех наблюдениях, выполненных на когортах от 190 до 302 пациентов, выявлена достоверная связь между величиной экскреции БФА с мочой и одним или несколькими показателями качества спермы. Показана, в частности, достоверная связь величины экскреции БФА с мочой у мужчин с бесплодием в супружеских парах, подвижностью сперматозоидов и аномалиями их морфологии.
В двух эпидемиологических исследованиях (перекрестном и проспективном), выполненных, соответственно, на группах из 192 и 1151 пациентки, не было показано достоверной связи величины экскреции БФА с мочой и замедленным половым созреванием у девочек. Была выявлена достоверная связь повышенной экскреции БФА с задержкой развития молочных желез у девочек подростков [3].
Также была установлена связь между содержанием в организме БФА и параметрами спермы у мужчин и созреванием ооцитов у женщин, проходящих экстракорпоральное оплодотворение в клинике. Однако анализ методологии этих наблюдений, выполненных в дизайне перекрестного исследования, показывает, что они выявили в лучшем случае ассоциацию между экспозицией БФА и эффектами репродуктивной токсичности, но не строгую причинно-следственную связь [3].
Наряду с репродуктивной токсичностью, в эпидемиологических исследованиях рассматривалась возможная связь БФА с задержкой развития плода, в частности его центральной нервной системы (ЦНС). Так, в проспективном когортном исследовании Braun с соавт. (2009) у 249 пациентов установили достоверную связь между экскрецией БФА с мочой у беременных с развитием у их детей неврологических нарушений и поведенческих аномалий в первые 2–3 года жизни. В двух перекрестных исследованиях сообщается о наличии связи между экспозицией БФА и развитием диабета и сердечно-сосудистых болезней. Оба наблюдения были выполнены в перекрестном дизайне, что снижает доказательный уровень полученных в них данных. Кроме того, экспозицию в этих работах оценивали на основе однократного анализа уровня БФА в моче, что может недостаточно точно отражать его поступление в организм на протяжении большого промежутка времени [3].
Эпидемиологические наблюдения неблагоприятных эффектов, связываемых с БФА, как правило, не учитывали наличие таких сопутствующих факторов, как экспозиция фталатами и курение. Таким образом, доказательный уровень эпидемиологических оценок значимости БФА как токсиканта в настоящее время является недостаточным.
Токсикокинетика
БФА легко всасывается в желудочно-кишечном тракте и претерпевает биотрансформацию в стенке кишки и печени, в первую очередь путем образования глюкуронида. Образование этого конъюгата играет ключевую роль в детоксикации БФА, поскольку, в отличие от агликона (исходного БФА), данное производное не связывается с эстрогеновыми рецепторами. У грызунов глюкуронид БФА экскретируется с желчью и может подвергаться кишечно-печеночной рециркуляции; окончательно он выводится из организма с калом. В отличие от этого, у приматов и человека конъюгированные формы БФА экскретируются преимущественно с мочой; период полувыведения составляет порядка 6 ч. Неконъюгированный БФА (агликон) не накапливается в организме. У крыс он способен передаваться в ограниченных количествах через материнское молоко, а также проходить (в отличие от конъюгированной формы) через фетоплацентарный барьер.
Методы анализа
В настоящее время разработаны чувствительные и воспроизводимые методы анализа БФА в составе биологических жидкостей (кровь, моча) и пищевой продукции. Для извлечения БФА из образца подходит экстракция органическими растворителями и твердофазная экстракция. Наиболее надежными методами идентификации и количественного определения БФА являются ГХ или ВЭЖХ в сочетании с масс-спектрометрией (MS) или тандемной масс-спектрометрией. Кроме того, существует ряд альтернативных методов анализа, в частности на основе иммуноферментного теста; однако межлабораторная валидация этих методов показала их пригодность только в качестве скрининговых [3].
Содержание в пищевой продукции
БФА накапливается в пищевых продуктах, главным образом в ходе их хранения в потребительской таре, изготовленной с применением поликарбонатных пластиков. Степень миграции зависит как от состава и марки пластика, так и от свойств упакованного продукта (в частности, от количества в его составе жира). В докладе группы экспертов ФАО/ВОЗ приводятся данные мониторинговых исследований, согласно которым содержание БФА в жидких стерилизованных детских смесях может достигать 10 мкг/кг, продуктах прикорма — 7,2 мкг/кг; среднее содержание в консервированных овощах составляет 32 мкг/кг, мясных консервах — 69 мкг/кг, супах — 49 мкг/кг; рыбных консервах — 26 мкг/кг, десертах — 27 мкг/кг и т.д. Концентрация в газированных безалкогольных напитках (кока-кола и др.) является низкой (не более 1 мкг/л), однако в некоторых негазированных бутилированных напитках (холодный чай и т.д.) может достигать 23 мкг/л [3].
Оценка экспозиции
Согласно наиболее надежным из полученных в настоящее время данных, экспозиция взрослых людей БФА составляет менее 0,01–0,40 мкг/кг в сутки по медиане и 0,06–1,5 мкг/кг в сутки по 95–97,5 перцентилю. Для детей раннего возраста и подростков средняя экспозиция может составлять в среднем 0,1–0,5 мкг/кг в день, 95–97-й перцентиль — 0,3–1,1 мкг/кг в сутки.
Международным комитетом экспертов ВОЗ были рассмотрены различные сценарии экспозиции: от наихудшего (когда 100% потребляемой пищи упаковывается в пластики, полученные из БФА) до наилучшего (25% продукции из такого рода упаковки). При наиболее неблагоприятном сценарии экспозиции потребление БФА детьми 0–6 мес может составить 2,4 мкг/кг в сутки; 95-й перцентиль — 4,5. Для детей старше 3 лет наибольшая возможная экспозиция составила 0,7 мкг/кг в сутки; 95-й перцентиль — 1,9; для взрослых, соответственно, 1,4 и 4,2 мкг/кг в сутки.
На основе этих данных комитетом экспертов был сделан вывод, что экспозиция БФА через пищевые источники на 1–2 порядка величины ниже максимальной недействующей дозы, определенной в эксперименте, даже при наиболее неблагоприятных (и маловероятных) сценариях экспозиции. Экспозиция БФА из непищевых источников (питьевая вода, ингаляция испарений пластиков) оказывается еще на порядок ниже, чем через пищу. В сочетании с данными по токсикокинетике, указывающими на отсутствие значимого накопления БФА в организме, это позволяет заключить, что риски воздействия БФА как на взрослых, так и на детей являются относительно незначительными [3].
Гигиенические нормативы безопасного содержания БФА в организме и пищевой продукции в настоящее время не установлены. Необходимо дальнейшее изучение значимости БФА как токсиканта в эксперименте и в эпидемиологических наблюдениях, а также широкий мониторинг его содержания в пищевой продукции. Тем не менее уже сейчас, исходя из принципа предосторожности, следует придерживаться мер, направленных на снижение поступления БФА в организм, особенно у беременных женщин и детей раннего возраста. Наиболее эффективным в этом отношении может быть отказ от использования пластиков на основе БФА в производстве упаковочных материалов для пищевой продукции (в особенности специализированной продукции для питания беременных и кормящих женщин, детей раннего возраста), а также полное исключение содержащих БФА пластиков при производстве бутылочек для вскармливания детей и других изделий детского ассортимента.
Литература
- Хамидулина Х.Х., Дорофеева Е.В. Эндокринные разрушители (endocrine disruptors). Современное состояние проблемы. Российский реестр потенциально опасных химических и биологических веществ [Электронный ресурс]. URL: http://rpohv.ru/security/?nick =20130523.
- State of the Science of Endocrine Disrupting / eds A. Bergman, J.J. Heindel, S. Jobling, K.A. Kidd et al. Geneva: WHO, 2012. 289 p.
- Toxicological and health aspects of bisphenol A // Report of Joint FAO/WHO Expert Meeting, 2–5 November 2010. Ottawa, Canada: FAO/WHO, 2010. 60p.
- Севостьянов С.М., Деева Н.Ф., Ильина А.А., Демин Д.В., Шульженко Ю.В. Пространственно-временные аспекты распределения полихлорированных бифенилов в почвенном покрове г. Серпухова // Известия Самар. научн. центра РАН. 2010. № 1–1. С. 201–204.
- Ладодо К.С., Скворцова В.А., Фам Ван Тху, Бессонов В.В., Хотимченко С.А., ЛевинЛ.Г. Содержание токсичных веществ в женском молоке после срочных и преждевременных родов // Вопросы питания. № 6. 1997. С. 21–24.
- Selezneva К., Isakov V., Topilskaya N., Bessonov V., Khromchenkova, Tutelyan V. Serum polychlorinated biphenyls congeners in the blood of patients with nonalcoholic fatty liver disease and healthy control // Hepatology International. 2013. Vol. 7. (Suppl. 1). P. S65–S66.
- http://www.pravilnoe-pokhudenie.ru/produkty/gigiena-pitania/hlorpest.shtml © Pravilnoe-Pokhudenie.ru.
- Исидоров В.А. Введение в химическую экотоксикологию: Учеб. пособие. СПб.: Химиздат, 1999. 144 с.
- Зинченко В.А. Химическая защита растений: средства, технология и экологическая безопасность. М.: КолосС, 2012. 127 с.
- Васильев В.Г., Морозов С.В. Хлорорганические пестициды в пищевых продуктах // Методы анализа токсикантов в пищевых продуктах.
- Боярова М.Д., Лукьянова О.Н. Хлорированные углеводороды в гидробионтах залива Посьета Японского моря // Известия ТИНРО (Тихоокеанского научно-исследовательского рыбохозяйственного центра). 2006. Т.145.
- ЦыганковВ.Ю. и др. Гексахлорциклогексан и ДДТ в морских организмах Охотского и Берингова морей // Известия ТИНРО (Тихоокеанского научно-исследовательского рыбохозяйственного центра). 2014. 176с.
- Новая наука: проблемы и перспективы: Международное научное периодическое издание по итогам Международной научно-практической конференции (4 февраля 2016 г., г. Стерлитамак) / в 3 ч. Ч. 1. Стерлитамак: РИЦ АМИ, 2016. 212 с.]