УДК 613.2/3:614.7

ПРОДУКТЫ ПИТАНИЯ И РИСК РАЗВИТИЯ ИНТОКСИКАЦИИ ДИОКСИНАМИ И ДИОКСИНОПОДОБНЫМИ СОЕДИНЕНИЯМИ

Н.Г. Проданчук, чл.-корр.АМН Украины, профессор, доктор мед. наук, Г.М. Балан, профессор, доктор мед. наук

Институт экогигиены и токсикологии им. Л.И. Медведя, Киев

SUMMARY. Modern conception, a basic principle of forming of potential risk of development of intoxication by dioxins and dioxinlike substances (DLS) during the use of food products is presented. A level of contaminations of basic food products by indicated toxicants in different countries is given. Influence of processes of products processing, technology of preparation of meal and packing is considered on the changes of content of dioxins and DLS. The levels of contents of given toxicants in the biological media of people (in a blood, fatty fabric and maternal milk) are given. Principles of risk management of dioxins and DLS intoxication with a food chain are introduced.

Диоксины и диоксиноподобные соединения являются основными стойкими супертоксикантами окружающей среды, загрязняющими почву, воду и воздух, а следовательно, и продукты питания [1, 2, 3]. Отнести полихлорированные дибензо-n-диоксины (ПХДД) и дибензофураны (ПХДФ) к супертоксикантам позволяют следующие основные признаки:
- острая токсичность в чрезвычайно малых концентрациях — 1•10^-9—1•10^-15 г/г;
- повсеместность распространения в объектах окружающей среды и пищевых продуктах;
- устойчивость при воздействии внешних природных факторов (окисление, гидролиз и др.);
- жирорастворимость, сверхкумуляция в жировой ткани животных и человека и миграция по пищевым цепям [3, 4, 5]. Многими свойствами диоксинов обладают диоксиноподобные соединения (ДПС), в число которых входят полихлорированные бифенилы (ПХБ), ксантены, ксантоны, хлорнафталены, азо- и азоксибензолы и их S^- и О^- трициклические линеарные гетероаналоги [1, 2, 4, 6]. В свою очередь, основными критериями для отнесения химического вещества к ДПС являются:
- структурная общность с ПХДД/ПХДФ;
- связь в организме со специфическим, так называемым диоксиновым — Аh-рецептором (aromatic hydrocarbonhydroxilase receptor — AhR);
- стойкость в окружающей среде и кумуляция в пищевой цепи;
- сходность основных клинических проявлений при интоксикациях [3, 5, 6, 7].

По мнению большинства исследователей, источниками образования диоксинов и ДПС являются антропогенные процессы [1, 2, 7]: сжигание опасных отходов, бытового мусора и медицинских отходов; использование в качестве топлива угля, мазута и древесины; работа двигателей внутреннего сгорания; пожары с возгоранием полимерных материалов; черная и цветная металлургия, особенно переплавка металлолома, загрязненного полимерными материалами; использование хлорсодержащих отбеливателей в целлюлозно-бумажной и текстильной промышленности; производство пестицидов, особенно на основе пентахлорфенола (ПХФ), 2,4,5-трихлорфеноксиуксусной (2,4-5Т) и 2,4-дихлорфеноксиуксусной (2,4-Д) кислот и др. [1, 2, 3, 4, 6].

Расчеты исследователей показали, что ежегодно в мире используется и превращается в хлорорганические продукты около 30 млн. тонн хлора, при этом возникает более 1 млн. тонн высокотоксичных отходов — потенциальных источников диоксинов и ДПС [3]. Рассчитано, что ежегодно на поверхность нашей планеты осаждается более 13 тонн диоксинов [7], большая часть которых попадает в пищевые цепи.

Наиболее типичным и наиболее токсичным из диоксинов является 2,3,7,8-тетрахлордибензо-1,4-диоксин (ТХДД). Семнадцать конгенеров диоксина определены как чрезвычайно токсичные, а их отношение к 2,3,7,8-ТХДД рассчитано в виде токсического эквивалентного фактора (ТЭФ). Умножение величины ТЭФ на известную концентрацию конгенера дает значение токсического эквивалента — ТЭ (TEQ) [2, 4]. В связи с этим токсичность любой смеси ПХДД/ПХДФ и ДПС выражается суммарной величиной:

ТЭ = (ПХДД•ТЭФ) + (ПХДФ•ТЭФ) + (ПХБ•ТЭФ)

Исходя из предположения о наличии пороговой дозы для канцерогенного эффекта ПХДД/ПХДФ, а также с учетом различных неканцерогенных воздействий для чувствительных видов испытуемых животных ВОЗ в 1998 г. установлена допустимая суточная доза для наиболее токсичного 2,3,7,8-ТХДД в диапазоне 1—4 пг/кг в сутки [8].

В США уровень поступления ПХДД/ПХДФ и ДПС в 2001 г был снижен до 70 пг TEQ/кг веса тела в месяц (в среднем 2,3 пг TEQ/кг веса в день) [107].

Минимальный риск возникновения неканцерогенных токсических эффектов ТХДД при оральном поступлении характеризуется следующими уровнями: риск острого отравления — при поступлении в организм 200 пг/кг/сут, подострого — 20 пг/кг/сут, хронического — 1 пг/кг/сут. [8].

В последние годы доказано, что реальное воздействие диоксинов на человека и окружающую среду неадекватно их острой токсичности, так как основная опасность диоксинов заключается не столько в острой токсичности, сколько в сверхкумулятивности действия и отдаленных последствиях хронического отравления малыми дозами [1, 3]. Изучение токсических эффектов диоксинов показало, что нет такого органа или системы, на которые эти суперэкотоксиканты не оказывали бы пагубного действия [1, 3, 6]: доказано их дермато-, гепато-, иммуно- и нейротоксическое действие, эмбрио- и терратогенные эффекты, а также влияние на все звенья репродуктивной системы [1]. Из-за повреждающего действия на щитовидную, поджелудочную, половые и другие железы внутренней секреции диоксин относят к гормональным деструкторам [9]. Проявлению чрезвычайной токсичности способствует их проникновению в цитоплазму и связывание со специфическим Ah-рецептором. Считается, что комплекс диоксина с цитозольным Ah-рецептором участвует в активации генов, контролирующих синтез гемопротеинов, а также обычно репрессированных генов, приводя к соответствующим токсикологическим последствиям [10, 11]. Предполагается, что комплекс диоксина с Ah-рецептором активирует определенный участок ДНК (Аh-локус), что вызывает стимуляцию экспрессии генов, кодирующих структуру микросомальных оксигеназ, зависимых от цитохромов Р₁-450, Р₂-450 и Р₃-450. Вследствие этого индуцируются микросомальные оксидазы, определенные формы цитохрома P-450 (Р-458), отмечается значительное повышение активности ряда ферментов биотрансформации ксенобиотиков и веществ эндогенного происхождения [1, 3, 12, 13]. Показано, что под действием диоксинов происходит не только разрушение низкомолекулярных гормонов, витаминов, метаболитов, но и биоактивация предшественников мутагенов, канцерогенов, нейротоксических ядов. В последние годы установлено, что следствием интенсификации ферментативных процессов является образование свободных радикалов и формирование окислительного стресса, определяющего цитотоксические, мембранотоксические эффекты диоксинов, нарушение функционирования ионных каналов, рецепторов гормонов, нейромедиаторов и встроенных в мембраны ферментов [1, 14, 15].

Обладая чрезмерно высокими кумулятивными свойствами, диоксин наиболее опасен при отравлении малыми дозами, что связано с накоплением в клетках и тканях биологических мишеней, чрезвычайно специфичных к нему самому, в связи с чем каждая его новая порция оказывается токсичней предыдущей [2]. Стимулируя образование биологических мишеней и способствуя накоплению в клетках соответствующих м-РНК, диоксины закрепляют появляющийся отрицательный признак [1, 2]. В классификации международного агентства по исследованию рака (IARC, Лион, Франция) 2,3,7,8-ТХДД зарегистрирован канцерогеном 1-й группы для человека [1].

Кумулятивное отравление малыми дозами диоксинов и ДПС наиболее характерно при их поступлении в организм с загрязненными продуктами питания [18, 21]. Накапливаясь в почве и донных отложениях, данные ксенобиотики длительное время сохраняются (период полуразложения 2,3,7,8-ТХДД — 103 года, 2,3,7,8-ТХДФ — 63 года [1, 6, 16]. Эти ксенобиотики поступают из почвы, донных отложений и накапливаются в растениях, водорослях, а через загрязненный корм — в организмах животных, птиц, рыбы. В организм человека диоксины и ДПС попадают, в основном, по пищевой цепи (рис. 1), обуславливая более 98% их поступления [1, 3, 5, 7]. Ингаляционный и чрезкожный путь преимущественно осуществляется в производственных условиях, а питьевая вода, как правило, не играет заметной роли. Схема формирования пищевой цепи поступления диоксинов и ДПС в организм человека представлена на рис. 1.

Анализ источников и состояния диоксинов на основе информации о конгенерах и их накоплении в бассейне Токийского залива показал [16], что источниками ПХДД в донных отложениях являются продукты горения, пентахлорфенол и хлорнитрофен. Авторы утверждают, что гербициды на основе хлорфеноксиуксусной кислоты являются основным источником загрязнения среды диоксинами.

В продукты питания животного происхождения диоксины и ДПС попадают, преимущественно, вследствие загрязнения кормов [24, 25, 26, 37, 38], нередко из-за использования загрязненной тары [27, 28, 34, 35, 36] или вследствие образования ДПС при приготовлении пищи [34, 37, 38]. Проведенное определение ПХДД и ПХДФ в кормах и кормовых добавках, используемых в животноводстве в ФРГ, показало, что более 50% образцов кормовых добавок и кормов содержат данные поллютанты в концентрациях, достигающих 500 пг/кг. К сожалению, даже в Европейских странах недостаточен контроль за загрязнением кормов сельскохозяйственных животных и продуктов питания диоксинами [27, 44, 45, 48]. Показано [28], что процесс поглощения с пищей ТХДД происходит до достижения равновесия между пулами вещества в кровяном русле и содержимым пищеварительного тракта, где поглощение лимитируется десорбцией ТХДД из содержимого кишечника или диффузией из полости кишечника в ткани.

Исследования продуктов питания в различных странах свидетельствуют о достаточно частом загрязнении их токсичными диоксинами и ДПС. Среднесуточное потребление диоксинов и ДПС (в токсических эквивалентах) с пищей составляет, в зависимости от рациона, 90—100 пг на человека, из которых более 25% приходится на ТХДД [16, 17, 19], что в перерасчете на массу тела составляет 1,3—5 пг/кг. Учитывая, что величина безопасного суточного потребления данных супертоксикантов, рекомендованная ВОЗ, составляет всего 4 пг/кг/дн., то при превышении этого уровня возникает потенциальный риск развития интоксикации диоксинами в связи с чрезмерной биоаккумуляцией данных соединений [18]. Такие продукты питания, как жирная говядина, свинина, бекон, колбаса, молоко, сливочное масло, сметана, жирные сорта сыра и жирная рыба (семга, треска и др.) являются основными источниками поступления диоксинов и ДПС в организм человека [19, 20, 21, 24, 37, 39]. В то же время относительно низкие уровни диоксинов и ДПС содержит филе из ягненка (0,03 ррt), мясо нежирной баранины (0,04 ррt), нежирные сорта сыра (0,03 ррt) и маргарины (0,03 ррt). Фрукты, овощи, продукты из зерновых культур обычно содержат очень низкие уровни диоксинов и ДПС и, даже при большом количестве их употребления, не имеют существенного влияния на поступление данных супертоксикантов. Особенно высокие уровни диоксинов выявляются у животных, выращенных в промышленных регионах [5, 6, 25, 26, 43, 44]. Исследования, проведенные в Англии [25], показали, что содержание ПХБ в яйцах уток, кур и в мясе уток в сельских регионах составило 14, 15 и 25 мкг/г соответственно, тогда как вблизи промышленного предприятия, производящего сжигание преимущественно полимерных отходов, эти значения были в 10—15 раз выше и составили 191, 341 и 43 мкг/г соответственно. Содержание же ПХДД, ПХДФ и ТХДД в яйцах уток, кур и мясе уток в сельских регионах составляло в среднем 0,7; 1,2 и 0,4 мкг/г, а в промышленном регионе — 3,8, 12 и 1 мкг/г соответственно. Повышенные уровни диоксинов в продуктах питания отмечены и в ряде городов России. Так, если ПДК диоксинов в сливочном масле 5,2 нг TEQ на 1 кг липидов, то при исследовании масла в Новомосковске их уровни составляли 4,9—53,6, в Уфе — 0,4—6,5, в Архангельске — 1,2—6,4, в Новодвинске — 1,2—12,1, во Владимире — 0,6 нг TEQ/кг липидов [6, 67, 68]. Суммарное содержание ПХДД/ПХДФ в говядине в Иркутске, Новосибирске выявлено на уровне 0,02—0,1 пг/г липидов, в Байкальске — 5,0, в Иркутске — 0,25 пг/г липидов [6, 67, 68], почти такие же уровни диоксинов отмечались в свинине (ориентировочные безопасные уровни содержания ПХДД/ПХДФ в России для мяса и мясопродуктов — 0,9 нг/кг, в перерасчете на жир — 3,3 нг/кг). Исследованиями А.А. Мамонтова и соавт. [106] показано, что диоксины и ДПС в продуктах питания, произведенных на территории Иркутской области, в наименьшем количестве содержатся в свином сале и мясе птиц — 0,43 и 0,82 пг TEQ/г липидов соответственно. Несколько выше показатели в говяжьем жире, масле сливочном и сыром молоке — 1,03; 1,16 и 3,65 (0,10—5,97) пг TEQ (ПХДД/Ф+ПХБ)/г липидов соответственно. Наибольшие уровни TEQ найдены в пакетированном молоке — 5,44 (1,44—10,3) пг TEQ/г липидов. Авторы отмечают, что наибольший вклад во все пробы вносит эквивалент токсичности копланарных ПХБ (до 66%). Доля TEQ ПХДФ достигает 37% в свином жире, масле сливочном и сыром молоке. В пакетированном молоке наибольшая доля в суммарном TEQ приходится на ПХБ (44%); доля ПХДД составляет 18%, а ПХДФ — 37%, что связано с влиянием упаковочного материала (отбеленной хлором бумаги). Авторы отмечают, что суточное поступление ПХДД/Ф и ПХБ в организм среднего жителя уменьшилось с 237 пг TEQ/день в 1991 г. до 184 пг TEQ/день в 1996 г. Данное снижение суточного поступления диоксинов и ДПС авторы связывают не с интенсификацией природоохранных мероприятий, а с уменьшением употребления населением продуктов питания животного происхождения. Для сравнения приводятся уровни суточного поступления в организм человека диоксинов и ДПС в других странах: США — 18,0—192,3 пг TEQ/день, в Великобритании — 125, Нидерландах — 115, в Италии — 260—480, в Германии — 93,5—65,1, в Канаде — 92,0—140,0 пг TEQ/день [106].

На основании расчета суточной дозы поступления диоксинов и ДПС в организм по методике оценки канцерогенного риска, предложенного Агентством по охране окружающей среды США, рассчитывается риск возникновения рака [29]. Установлено, что популяционный риск возникновения дополнительных случаев рака у населения Иркутской области от воздействия диоксинов и ДПС составляет 16—21 дополнительных случаев рака в год [106]. При этом отмечено, что у детей поступление диоксинов и ДПС с молоком обуславливает 56% всех связанных с воздействием диоксинов злокачественных новообразований, с рыбой — 36—47%; с маслом сливочным — 3%, со свининой, говядиной и птицей — по 2%. Канцерогенный риск от потребления молока из пакетов без покрытия фольгой изнутри будет в 2,9 раза выше, чем при потреблении молока из полиэтиленовых пакетов и в 17,2 раза выше, чем от молока из тетрапакетов с фольгой.

В США практически во всех употребляемых видах пищевых продуктов, включая фрукты, овощи, мясо, птицу и молочные продукты, определяются диоксины и ДПС [42, 69, 64, 73, 74] и их уровни зависят от региона. Содержание ПХДД/ПХДФ в говядине и свинине в различных городах США преимущественно выявлялось на уровне 0,61—1,30, но максимальные уровни достигали 23,0 пг/г липидов ТЭ [47]. Доказано, что даже экстремально низкие дозы этих стойких токсичных химических соединений способны оказать негативное влияние на здоровье людей. Использование фармакокинетической модели для оценки воздействия ТХДД на жителей США в прошлом и настоящем показало [23], что в первые десятилетия ХХ века воздействие диоксинов было незначительным, возрастало оно в 40-вые и 50-ые годы, достигло максимума между 1960 и 1980 гг. и прогрессивно снижается до настоящего времени. В расчете на содержание липидов в жировой ткани концентрация ТХДД в 70-е годы составляла 10—20 пг/г, а в 90-е годы — 2—10 пг/г. Реализация мероприятий национальной программы по снижению риска воздействия диоксинов и ДПС на здоровье населения способствовала снижению суммарной эмиссии данных ксенобиотиков с 14 000 г TEQ в 1987 г до 3300 г TEQ в 1995 г (76%), причем в основном за счет снижения эмиссии муниципальными мусоросжигательными заводами.

В Германии действует законодательство, направленное на ограничение загрязнения диоксинами окружающей среды и пищевых продуктов [70]. Уменьшение контаминации может иметь пассивный характер вследствие взаимодействия диоксина с компонентами окружающей среды. В этой стране суммарное содержание ПХДД, ПХБ и ПХДФ в овощах, маслопродуктах и мясных продуктах не превышает 86, 86 и 140 пг ТЭ/кг соответственно. При проведении системы мониторинга диоксинов и ДПС законодательно установлена взаимная ответственность производителей и поставщиков пищевых продуктов [71]. Отмечено [72], что повышение уровня природоохранных мероприятий в Германии способствует существенному снижению содержания диоксинов и ДПС в продуктах питания. Так, содержание ПХБ в пробах коровьего молока и жиросодержащих молочных продуктах (сливки, йогурт, сухое молоко), исследованное в Шлезвиг-Голштинии в 2001 г., снизилось до 1,2—2,5 мг/кг, а суммарное содержание ПХДД и ПХДФ — до 0,12—0,33 пг/г, что не превышает нормы, установленные для стран Евросоюза.

Российскими исследователями показано, что в промышленных регионах республики Башкортостан, где долгие годы производились хлорорганические пестициды, содержание ПХДД/ПХДФ в почве колебалось в пределах 0,16—38,6 ч на 1 млрд., а в сельских регионах — 0,06—2,3 ч на 1 млрд. [26]. В липидах мясных продуктов, в промышленных районах их содержание составляло 0,8—9,2 ч на 1 трлн., а в продуктах растительного происхождения и молочных продуктах — 0,18—3,32 ч на 1 трлн., что в десятки раз выше, чем в экологически благополучных районах. Показано, что в пригородах г. Чапаевска (Россия), где также более 50 лет работал завод по производству хлорорганических пестицидов, суммарные выбросы диоксинов в атмосферный воздух составляли 740 г в год, а за весь период работы — более 20 кг [67, 68]. Авторы отмечают, что содержание диоксинов в атмосферном воздухе на расстоянии 5 км от завода превышает ПДК в 2—3 раза. В почве в двухкилометровой зоне от завода, где расположены частные дома и огороды, содержание диоксинов составляло 141, 3 нг/кг при ПДК — 10 нг/кг. Это способствовало загрязнению ПХДД и ПХДФ овощей, выращенных в данной зоне: моркови — в 6,5—16, 7 раз, капусты — в 10—200 раз, картофеля — в 2—222 раза, а также молока коров, выпас которых происходил на загрязненных территориях (от 84 до 128 пг/л). Употребление только одного литра такого молока приводит к увеличению допустимой суточной дозы диоксинов в десятки раз. Загрязнение сливочного масла при этом достигло 12,1 пг/г, куриных яиц — до 100 пг TEQ\г. Авторы отмечают, что употребление загрязненных продуктов питания сопровождалось нарушениями в состоянии здоровья с признаками хронического воздействия диоксинов с развитием полиневритов, эндокринных нарушений, поражений кожи в виде хлоракне (в 11% — у взрослых и в 25% — у детей). Отмечались также дополнительные случаи возникновения раковых заболеваний: у взрослых — 7,6 на 10000 населения, у детей — 8,3 на 10000 населения.

Более высокие уровни диоксинов и ДПС выявляются в рыбе: концентрации данных суперэкотоксикантов в представителях ихтиофауны варьируют в зависимости от мест обитания и физиологических параметров (процент жира, возраст). Уровни ТЭ ПХДД/ПХДФ в различной рыбе в США колеблются от 0,5 до 63,0 пг/г липидов [73, 74, 75, 76], причем в рыбьем жире содержание данных ксенобиотиков в 5—10 раз выше, чем в филе рыбы. Содержание диоксинов в сельди Балтийского моря составляет 0,64—1,89 пг/г липидов TEQ [75, 76], причем в подкожном жире содержание ПХДД/ПХДФ составляет 8,0 пг/г липидов, а в липидах сыворотки крови сельди — 1,8 пг/г [75]. Уровни ТЭ ПХДД/ПХДФ в разных видах рыб в Нидерландах составляют 2,4—48,6 пг/г липидов, а ПХБ — от 6,0 до 146,7 пг/г липидов, в Германии — 20,0—39,7 и 220,0 пг/г липидов соответственно [76, 78].

Изучение содержания ПХБ в тканях аргентинской осетрины показало, что их концентрация снижается в ряду жир > печень > гонады > мышцы [52]. Особенно высокое содержание ПХБ в подкожном жире, вследствие чего авторы рекомендуют снимать кожу с подкожным жиром перед употреблением рыбы в пищу. Содержание ПХБ в целой тушке рыбы в 1,5 раза выше, чем в филе [54]. Показано [53], что в подкожном слое дельфинов и рыб в Атлантике содержание ПХБ в период с 1993 г. по 1996 г. по сравнению с 1988—1992 гг. повысилась почти в 2 раза. Изучение уровня диоксинов в крови рыболовов-любителей в сравнении с общей популяцией показало, что содержание ПХДД было выше в 1,8 раза, ПХДФ — в 2,4 раза, а ПХБ — в 9,7 раза [55], а за последнее десятилетие количество рыбаков-любителей значительно увеличилось.

В ряде работ отмечена взаимосвязь между количеством употребляемой рыбы, содержащей повышенные уровни диоксинов и ДПС, и степенью нарушения здоровья у населения [55; 56]. Проанализировано состояние здоровья и показатели интеллекта детей 242 женщин, употреблявших ежедневно в пищу рыбу из озера Мичиган, загрязненную ПХБ. Контрольную группу составили дети 70 женщин, не употреблявших рыбу из того же озера [56]. У детей основной группы выявили угнетение уровня интеллекта: снижение величины общего когнитивного индекса, снижение вербальных способностей, нарушение кратковременной и долговременной памяти.

В последние годы обсуждается вопрос о кумуляции ТХДД рыбой при его естественных пищевых концентрациях [57]. Авторы сообщают, что длительное кормление форели кормом, содержащим 1,8; 18 или 90 нг\г ТХДД в течение 320 дней способствовало тому, что максимальная концентрация его в печени была достигнута на 100 день, в мышцах — на 150 день. Скорость ассимиляции ТХДД в первые 100 дней эксперимента авторы определили в 10—30%.

Российскими исследователями [67, 68], а также американскими исследованиями в России [74] показано, что океаническая рыба и рыба из сибирских рек имеют ТЭ ПХДД/ПХДФ значительно ниже, чем омуль, отловленный в оз. Байкал, где уровни достигали 46,0 пг/г липидов. Высокие уровни ТЭ ПХДД/ПХДФ отмечались в речной рыбе в Коми (до 173,0 пг/г липидов) за счет загрязнения рек сточными водами предприятий целлюлозно-бумажной промышленности. Ряд авторов [74, 75, 76] отмечает, что исключение из употребления кожи, подкожного жира и жирного лоскута брюшка-рыбы значительно уменьшает риск диоксинового воздействия. Большое значение имеет и технология приготовления рыбы — в вареной рыбе и приготовленной на пару содержание диоксинов и ДПС меньше, чем в сырой рыбе, в то же время в жареной и копченой рыбе содержание данных супертоксикантов выше за счет потери жидкости. Многие авторы отмечают, что жареная рыба, мясо, копченая или жареная колбаса, различная "быстрая пища" (гамбургеры и др.) также имеют повышенные уровни диоксинов из-за высокого содержания жиров [40, 46, 49, 50, 63, 64]. Повышению уровней диоксинов способствует их эмиссия из бумажной тары и упаковки [36, 37, 38, 39, 45, 46].

Особое значение в снижении диоксинового риска придается оптимизации технологии приготовления пищи и повышению культуры питания. Тщательное промывание мяса, рыбы, овощей, фруктов, снятие с них кожуры уменьшает содержание в них данных токсикантов на 25—50% [50, 69, 74, 103, 104]. Этому также способствует удаление жира с мяса, кожи с подкожным слоем жира с тушек птиц и рыбы. Снижение диоксинов в мясных и рыбных продуктах после варки происходит в среднем на 50% [74]. К сожалению, диоксины и ДПС не разрушаются в процессе приготовления пищи, а переходят в бульон при варке или в жир при жарке. Многократное использование жира в процессе приготовления пищи приводит не только к накоплению, но и к образованию в них ДПС. Технология приготовления пищи с использованием высоких температур (сурими продукты) также снижает содержание диоксинов на 55—65% [50]. В связи с повышенным содержанием диоксинов и ДПС в рыбе, особенно жирных сортов, авторы рекомендуют ограничить ее употребление до 1—2 тушек в неделю, отдавая предпочтение форели, макрели, хрящевым породам рыб, выловленным из озер с проточной водой, в которую не поступают сточные воды промышленных предприятий. Отмечено, что особого контроля требуют технология производства растительных масел, так как экстракция и деодорирование масел способствует их загрязнению диоксинами и ДПС [50, 74]. Повышает концентрацию данных поллютантов в продуктах питания и лиофильная сушка.

За последние годы в мировой практике наблюдались различные массовые случаи хронических интоксикаций диоксинами и ДПС вследствие употребления загрязненных ими продуктов питания. Так, в 1968 г. в юго-западном районе Японии около 2000 человек отравилось в результате употребления коммерческого рисового масла, случайно загрязненного ПХДФ, ПХБ и полихлорированными кватерфенилами — болезнь Юшо [79, 80]. В 1979 г. подобный случай произошел в районе центрального Тайваня, где число пораженных также приближалось к 2000 — болезнь Ю-Ченга [81, 82]. Японское рисовое масло содержало более 40 изомеров ПХДФ, а в тайванском их количество было меньше [82]. По оценкам, общее потребление ПХДФ пострадавшими составляло в среднем 3,3—3,8 мг на человека [82] или 0,9 мг/кг массы тела/сут. Поступление 2,3,7,8-замещенных ПХДФ составляло в среднем 90—135 нг/кг массы тела в сутки. Известно, что минимальное количество ПХДФ, вызывающих хлоракне, составляет 0,16 мкг/кг массы тела в сутки [82] или 20—30 нг/кг/сут. для 2,3,7,8-замещенных гомологов. Скорость выведения из организма этих токсичных изомеров ПХДФ очень низкая (15—20% в год). В Бельгии в 1999 г. вследствие случайного загрязнения пищевых продуктов диоксинами разразился "Европейский диоксиновый кризис" [58, 59, 82]. Причиной диоксинового скандала явилось использование 58 производителями для приготовления фуража жиров, загрязненных диоксинами и ДПС вследствие хранения их в цистернах, где раньше хранилось трансформаторное масло. Кроме того, в приготовлении комбикормов для животных и домашних птиц использовалась цитрусовая пульпа. В свое время в Бразилии цитрусовые деревья были обработаны хлорорганическими пестицидами [82]. Корма животных (1500 тонн), содержащих 60 тонн загрязненного диоксинами жира и ДПС, стали причиной появления на Европейском рынке опасных и потенциально угрожающих жизни продовольственных продуктов, они стали причиной гибели сотен тысяч домашних птиц и скота [82, 83, 84, 85]. Загрязнению комбикормов диоксинами и ДПС способствовали также применяемые при их изготовлении растительные масла, многократно использованные в процессе приготовления картофельных чипсов [82, 83]. Для оценки неблагоприятных эффектов диоксинов и ДПС на здоровье потребителей было обосновано создание структурированной компании для проведения эпидемиологических исследований среди населения [82]. Показано, что загрязненные жиры, использованные для приготовления комбикормов, содержали ПХДД/ПХДФ 2,5 млн. пг I­TEQ/кг, ПХБ и хлорбензены — 650000 пг/кг. Цитрусовая пульпа содержала ПХДД/Ф до 500 пг I­TEQ/кг. Сообщается о массовой гибели цыплят на ряде ферм в Бельгии в 1999 г. В тушках цыплят обнаружено присутствие ПХБ (преимущественно ароклор 1260) и ПХДД (преимущественно ТХДД) [84]. Остатки в тканях ТХДД у петушков, содержание которого в пищевом рационе составляло 50 нг/кг [85], составляли 100—400 пг/г. При анализе мяса цыплят и кур в ряде случаев обнаружено присутствие диоксинов, максимальные концентрации которых в жировой ткани достигали 700 пг/г [87, 86]. Наличие диоксинов выявлено также в куриных яйцах. Значительное количество тушек кур и яиц, приготовленных для экспорта, было уничтожено. Бельгийское правительство поставило в известность Европейскую комиссию по продуктам питания о загрязнении диоксинами и ДПС куриного мяса и свинины. Европейские страны и Россия ввели запрет на поставки целого ряда пищевых продуктов из Бельгии [87]. Исследования ряда авторов [58, 59, 82, 83] подтвердили широкую распространенность контаминации пищевых продуктов в Бельгии ПХДД и ПХБ. Выявлена связь между интенсивностью нагрузки на организм данными поллютантами и уровнями общесоматической и онкологической заболеваемости. Сообщается также о развитии подострой интоксикации ДПС у большой группы школьников после употребления кока-колы, перевозившейся в емкостях, загрязненных данными ксенобиотиками [88].

Известно, что индикатором поступления диоксинов и ДПС в организм с продуктами питания является их биокумуляция в жировой ткани и других органах. В различных странах концентрации диоксинов в жировой ткани у людей значительно варьируют в зависимости от промышленного потенциала и уровня природоохранных мероприятий. Так, уровни ПХДД и ПХДФ у жителей Испании (Таррагона) составляют 13,37 и 69,37 нг I­TEQ/кг жировой ткани соответственно [89]. Отмечено, что уровни обоих токсинов выше у женщин, чем у мужчин. Исследование жировой ткани, полученной во время операции по удалению липом у 16 человек со средним возрастом 52,9 года, не имеющих на производстве контакта с полихлорированными углеводородами, показало, что содержание в жировой ткани ПХДФ составляло 18,6 пг/г липидов у женщин и 17,3 — у мужчин. Ежедневное поступление этих соединений с продуктами питания составляло 1—4 пг ТEQ/кг, что по данным ВОЗ соответствовало допустимым количествам. Авторы не выявили корреляции между содержанием диоксинов в жировой ткани и их ежедневным поступлением с продуктами питания [90].

Наряду с жировой тканью для биоиндикации интенсивности воздействия диоксинов и ДПС исследуется содержание данных токсикантов в крови и грудном молоке. Содержание ПХДД и ПХДФ в крови у населения разных стран значительно варьирует и зависит от мощности локальных источников эмиссии данных супертоксикантов, от преимущественного преобладания той или иной пищи в рационе обследованных лиц (мясной, рыбной, молочной или растительной). Так, содержание ПХДД и ПХДФ в крови жителей ряда городов России составляло 12,0—75,2 пг TEQ на 1 г липидов [67, 68]. Самые низкие уровни диоксинов в крови выявлены у жителей Ново-Чебоксарска (12 пг/г липидов), Ангарска (14,8 пг/г липидов), Байкальска (20,0 пг/г липидов), а самые высокие — в Чапаевске (61,6—75,2 пг/г липидов), в Башкирии, в Екатеринбурге, в Саянске. У жителей Германии, США, Испании, Канады, Швеции и других европейских стран содержание ПХДД и ПХДФ в крови находится на уровне 19,0—39,4 пг TEQ на 1 г липидов [23, 73, 92]. В Италии в г. Севезо после мощного выброса ТХДД во время аварии на заводе в зоне максимального загрязнения содержание ПХДД и ПХДФ в крови у жителей достигало 230 пг/г липидов [1, 8]. По данным ЕРА (2000 г.) содержание диоксинов и ДПС у лиц, проживающих недалеко от мусоросжигающего завода (Япония), составляло от 22,0 до 463,0 пг TEQ/г липидов крови. В Англии у лиц, проживающих недалеко от промышленного источника эмиссии диоксинов и ДПС, их уровень в крови составлял 49,0—291,0 пг TEQ/г липидов, у рабочих по выпуску ПХБ в Алабаме (США) — 34,0—360,0 пг TEQ/г липидов.

Показано, что диоксины и ДПС попадают из крови матери в плаценту, где их уровень достигает 20% от объема циркулирующих супертоксикантов в крови матери [97, 99]. Уровень диоксинов и ДПС в крови четко отражает интенсивность их поступления в организм с продуктами питания [61, 62, 64, 95]. Уровни диоксинов и ДПС в крови у строгих вегетарианцев существенно ниже, чем в общей популяции [78, 95]. Повышенный уровень этих соединений в крови выявляется у лиц, предпочитающих употреблять в пищу жирную рыбу и птицу [74, 75, 95]. Исследование СОЗ плазмы крови человека и характера питания 50 аборигенов Чукотки (чукчей, эскимосов, эвенков) в возрасте 20—70 лет показало [102], что мясо и внутренние органы морских млекопитающих (ворвань) составляют высокий удельный вес в пище, потребляемой населением. При этом выявлена существенная связь между количеством употребления ворвани моржей, тюленей, китов и высоким уровнем суммы ПХБ (1316 нг/г липидов) в крови. Особенно ярко отражают интенсивность поступления в организм диоксинов и ДПС их уровни в грудном молоке. Материнская диета является основным источником поступления токсикантов окружающей среды в грудное молоко и организм новорожденных. Многие токсиканты, включая ПХДД/ПХДФ и ДПС, концентрируются в жире грудного молока [95, 98], используемого в питании новорожденных в течение нескольких месяцев. Содержание ПХДД и ПХДФ в грудном молоке женщин в разных странах мира колеблется в достаточно широких пределах: в США — от 8,1 до 20,0; в городах Европы — от 3,5 до 34,0 (в Германии — от 16,0 до 23,0); в Японии — от 12,3 до 16,0; в Финляндии — от 17,0 до 29,0; в Казахстане — от 30,1 до 74,0 (особенно высокие уровни у женщин, проживающих вблизи хлопковых полей, обрабатываемых хлорорганическими соединениями), в России — от 9,1 до 43,3 пг TEQ на 1 г липидов [5, 6, 67, 68, 73, 92]. Наиболее высокие уровни диоксинов в грудном молоке у женщин в России наблюдались в г. Чапаевске (24,5—43,3 пг TEQ/г липидов), особенно у женщин проживающих на расстоянии 1—3 км от завода, который более 30 лет производил хлорорганические соединения (гексахлорциклогексан, гексахлорбензол, трихлорбензол и пентахлорфенолят натрия), являющиеся источниками образования диоксинов [67]. Несколько ниже уровни диоксинов в грудном молоке у жительниц Иркутской и Свердловской областей, Чувашии [67, 68]. В 30 индивидуальных пробах материнского молока, собранных в 1993 г. в Мурманске и Мончегорске, суммарное содержание ПХБ составляло 429,4—490, 5 мкг/кг жира [91]. Авторы обнаружили различия в содержании исследованных соединений в зависимости от места отбора проб.

Изучение фоновых уровней содержания ПХДД/ПХДФ в молоке и крови у жителей Германии показало существенное их снижение за анализируемый 10-летний период (1986—1996 гг.) [93], что объясняется снижением поступления этих веществ в окружающую среду. Авторы отмечают, что ежедневное потребление продуктов, загрязненных даже низкими уровнями диоксинов, сопровождается накоплением этих веществ в жировой ткани, липидах крови и молока, при этом преобладающими источниками ПХДД и ПХДФ среди пищевых продуктов являются рыба, мясо и молоко. Отмечено, что ежедневное потребление ПХДД/ПХДФ у младенцев за период грудного вскармливания в 50 раз превышает таковое у взрослого. Изучение уровня диоксинов в крови у кормящих матерей и их детей, получавших грудное вскармливание в течение 17 нед. показало [94], что их содержание у детей в расчете на содержание жира в крови было выше, чем у матерей в 1,5—3,6 раза. Авторы приходят к выводу, что в период лактации происходит очищение организма матери от полихлорированных ксенобиотиков и их накопление в организме потомства. К этому же выводу приходят A. Schecter и соавт. [95] на основании изучения снижения концентрации диоксинов в крови и молоке матери, вскармливающей близнецов на протяжении тридцати восьми месяцев. За этот период концентрация в молоке ПХДД и ПХДФ снизилась с 309 и 21 нг/кг липидов до 173 и 9 нг/кг соответственно. В то же время содержание диоксинов в организме матери на основании расчетных данных уменьшилось с 310 до 96 нг/кг. Рассчитано, что за период вскармливания поступление токсических диоксиновых эквивалентов составляло ~ 115 нг на каждого близнеца.

В Финляндии изучение массы тела и пола детей при рождении, в связи с содержанием в организме матери ПХДД, ПХДФ и ПХБ, у 7 женщин городского района и 90 женщин из сельской местности показало, что средняя масса тела при рождении у детей первородящих женщин из городских и сельских районов была одинакова. При этом международные токсические эквиваленты (МТЭ) диоксина были значительно выше у городских женщин [96]. У женщин, потреблявших преимущественно рыбные продукты, выявлен более высокий уровень ПХДД, ПХДФ и ПХБ. Содержание ПХДД в организме матерей городских и сельских районов составило 0,58 и 0,39 пг/г липидов в год соответственно.

В Японии постановлением правительства в 1996 г ПДК диоксинов, поступающих в организм, была признана доза 5—10 пг/кг массы тела, а с 2002 года она снижена до 4 пг/кг. В связи с тем, что грудное молоко содержит повышенное количество диоксинов, допустимой для грудных детей признана доза <=20 пг/кг [97, 98]. Исследование образцов грудного молока, хранившихся за период с 1973 г. по 1996 г. в г. Осака, выявило постепенное снижение концентрации диоксинов с 30 до 15 пг/г жиров, что связывают с более высокой степенью очистки пестицидов и с отказом от применения в сельском хозяйстве гербицидов на основе 2,4-5 Т и 2,4 Д. Это способствовало снижению уровня диоксинов в продуктах питания.

При изучении воздействия диоксинов на детей [99] показано, что в сельских местностях Испании, где использовались гербициды, в материнском молоке уровень их выше, чем в коровьем. Показано, что у матерей с высокой концентрацией диоксинов в сыворотке крови рождаются дети, отстающие от сверстников в психомоторном развитии. Отмечены также тератогенные эффекты диоксинов. Автор отмечает, что до настоящего времени существуют трудности оценки риска воздействия диоксинов, поступающих с продуктами питания. Исследование уровней ПХДД и ПХДФ в грудном молоке женщин отдельных городов России по сравнению с уровнями в США показало, что их средний уровень у жительниц Ангарска и Усолья-Сибирского с 1988 г. по 1998 г. повышается, превышая при этом уровни данных токсикантов в женском молоке у жительниц США [67, 100, 101]. Авторы обращают внимание на то, что если в результате целенаправленной природоохранной политики и мониторинга за загрязнением продуктов питания диоксинами и ДПС содержание данных супертоксикантов в грудном молоке жительниц США в настоящее время снизилось в 2 раза, Германии и Дании — в 1,5 раза, других стран Европы — также примерно в 2 раза, то в Российских городах (Чапаевке, Усолье-Сибирском и др.) этот показатель остается на высоком уровне.

В наших исследованиях в рамках первого (1993 г.) и третьего (2000 г.) раундов программы ЕвроВООЗ и при финансовой поддержке этой организации было проведено изучение содержания ПХДД, ПХДФ и ПХБ в пробах грудного молока у жителей Украины (в двух районах г. Киева и в сельскохозяйственном районе Киевской области) [105]. Первая проба грудного молока была получена от доноров г. Киева, проживающих в промышленном районе, 70% из которых работали в условиях профессионального воздействия хлорорганических соединений. Вторая объединенная проба была получена от доноров, проживающих в г. Киеве, но не имевших профессионального контакта с хлорорганическими соединениями. Третья обобщенная проба молока была представлена донорами, проживающими в сельской местности. Суммарное содержание ПХДД, ПХДФ и ПХД в первом раунде исследований в трех обобщенных пробах грудного молока составило 29,99; 22,47 и 32,16 пг/г липидов соответственно. Следует отметить, что выявленные концентрации данных токсикатнов в первой и третьей группе были выше, чем у жительниц США (Калифорния) и Японии (Осака). Во втором раунде исследований, проведенных через 7 лет, у жительниц тех же районов Украины, выявлена тенденция снижения суммарной концентрации диоксинов и ДПС в грудном молоке, тем не менее, содержание 2,3,7,8 ТХДД — наитоксичнейшего представителя диоксинов остается выше, чем у жительниц США и Японии.

Следует отметить, что еще в 1991 г. сотрудниками нашего Института разработаны методические рекомендации — "Диоксины. Контроль и профилактика загрязнения окружающей среды" (Сова Р.Е. и соавт. — Киев, 1991). В данных рекомендациях представлены первые гигиенические нормативы допустимого содержания диоксинов в пищевых продуктах и воде, утвержденные Главным государственным санитарным врачом СССР (Положение о гигиеническом нормировании диоксинов в воде и продуктах питания №142-9/105 от 05.07.91). Согласно этих нормативов установлены:
1. Допустимая суточная доза (ДСД) диоксинов — 10 пг/кг массы тела человека;
2. Уровень допустимого содержания диоксинов (в пересчете на 2,3,7,8-ТХДД) в питьевой воде, грунтовых водах, поверхностных водах, в местах водозабора — 20 пг/л (2х10^-8);
3. Уровни допустимого содержания диоксинов (в пересчете на 2,3,7,8-ТХДД) для следующих групп пищевых продуктов:
- молоко и молочные продукты в пересчете на жир — 5,2 нг/кг;
- рыба и рыбопродукты:
- рыба (съедобная часть) — 11,0 нг/кг;
- в пересчете на жир — 88,0 нг/кг;
4. Мясо и мясопродукты:
- мясо (съедобная часть) — 0,900 нг/кг;
- в пересчете на жир — 3,3 нг/кг.

В Украине эти нормативы до настоящего времени не пересматривались, хотя в 1998 г. ВОЗ рекомендовала снизить ДСД диоксинов до 4 пг/кг массы тела человека — в большинстве стран мира ДСД диоксинов снижена до этого уровня.

Таким образом, диоксины имеют сродство к жирорастворимым субстанициям и контаминация ими может наблюдаться на любом отрезке пищевой цепи. [103; 104]. Накапливаясь в организме, данные ксенобиотики вызывают, прежде всего, функциональное напряжение системы Ah-рецепторов (AhR) клеток и системы микросомального окисления. Система AhR является составным элементом общей системы детоксикации липофильных соединений и наряду с многократной интенсификацией микросомального окисления представляет собой естественный механизм регуляции активности системы детоксикации липофильных ксенобиотиков. Диоксины и ДПС вызывают длительное функциональное напряжение данных систем, что является центральным компенсаторным механизмом поддержки гомеостаза. В свою очередь, длительная интенсификация детоксицирующих структур сопровождается нарастанием функциональной недостаточности других структур клеток, развитием дефицитных состояний эндогенных липофильных биологически активных веществ (гормонов, витаминов и др.). Одновременно развивается каскад патологических реакций: формирование оксидативного стресса, нарушение энергетического обеспечения с превалированием катаболических процессов, развитие иммунодефицита, активация апоптоза, повышение риска возникновения неопластических процессов, ускорение биологического старения.

С неблагоприятными эффектами воздействия диоксинов, ДПС и других стойких органических загрязнителей наряду с ростом онкологической патологии, прежде всего рака молочной железы, связывают некоторые нейротоксические реакции (снижение когнитивной и пространственной памяти, особенно у детей, развитие депрессивных состояний); снижение уровня половых гормонов и изменение сексуального поведения; уменьшение за последние 50 лет более чем на 50% содержания сперматозоидов в 1 мл семенной жидкости; значительное повышение распространенности эндометриоза; драматическое снижение возраста наступления менопаузы у женщин; снижение толерантности к глюкозе и рост распространенности сахарного диабета; формирование иммунодефицита и более частое развитие общесоматической и инфекционной патологии, особенно вирусной этиологии [1; 2; 3; 5; 6; 15; 60].

Снижение риска развития неблагоприятных эффектов диоксинов и ДПС через пищевую цепь на здоровье населения должно включать превентивные меры на общегосударственном, региональном и индивидуальном уровне. В ряде стран имеются национальные программы по снижению риска воздействия диоксинов через продукты питания. Основным и наиболее результативным способом решения этой проблемы является увеличение производства и потребления обезжиренных продуктов. Так, в США с 1999 г. внедрена национальная программа по оптимизации школьных завтраков (финансирование из бюджета 19 млн. долларов в год), по которой уменьшено потребление продуктов с высоким содержанием жира [108]. Согласно этой программы жирность молока для школьных завтраков ученикам 1—3 классов была снижена с 3,5 до 2,5%. Внедрение этой программы сопровождалось уменьшением калорийности рациона на 10%, но при этом было сокращено поступление диоксинов на 55%.

Государственное управление риском воздействия диоксинов и ДПС на здоровье населения через пищевую цепь включает создание законодательной базы, инвентаризацию источников эмиссии диоксинов и загрязненных территорий в различных регионах, контроль содержания их в кормах животных, продуктах питания и в биосредах населения. Общая схема управления риском представлена на рис. 2. Большое внимание должно уделяться проведению информационной, санитарно-просветительской работы и реализации превентивных мер, в первую очередь, для наиболее уязвимого контингента: детей, молодоженов, женщин детородного возраста, беременных и кормящих матерей.

Следует отметить, что гигиенический мониторинг диоксинов и ДПС в продуктах питания и объектах окружающей среды сопряжен с большими трудностями, обусловленными отсутствием методологии системы контроля (где и как часто искать данные ксенобиотики, как использовать загрязненные корма и продукты питания), с отсутствием сертифицированных лабораторий, необходимого дорогостоящего оборудования, высокой стоимостью исследований (стоимость одного определения составляет 2—3 тысячи долларов). К сожалению, в Украине до настоящего времени отсутствует Национальная программа по охране окружающей среды и здоровья населения от воздействия диоксинов и ДПС. Учитывая, что в ближайшие годы экономическое состояние страны не позволит обеспечить системный контроль за объектами окружающей среды и продуктами питания во всех регионах, основные усилия санитарно-эпидемиологической службы на данном этапе должны быть направлены на проведение информационной и просветительской работы по повышению культуры питания, по соблюдению гигиенических требований к процессам переработки и производства продуктов питания, использованию технологий, уменьшающих вероятность загрязнения и образования диоксинов и ДПС. Необходимо сделать более доступной информацию населению об опасности сжигания бытового мусора во дворах и на приусадебных участках, о целесообразности использования обезжиренных продуктов питания, особенно для женщин детородного возраста, беременных и кормящих матерей. Целесообразно обратить внимание на опыт развитых стран: снизить поступление животных жиров в питании детей в организованных коллективах, сократить использование в кормопроизводстве жиров и протеинов животного происхождения. Известно, что экспортируемые в развивающиеся страны продукты питания часто самые дешевые на рынке, нередко сомнительного происхождения и качества, даже сомнительной безопасности для здоровья. Фактически эти изделия обычно содержат пищевые продукты, которые не могут больше реализовываться на рынке страны-производителя. Нужно отметить, что до настоящего времени в Украине нет закона или подзаконного акта, который регулировал бы процедуру мониторинга за загрязнением диоксинами и ДПС пищевых продуктов. Такой закон должен предписывать определение данных токсикантов хотя бы в тех случаях, когда продукт содержит более 10% животного жира. Учитывая, что на данном этапе лабораторная база в стране не может обеспечить всеобъемлющего контроля, целесообразно ввести требования к сопроводительной документации с указанием содержания диоксинов и ДПС во ввозимых продуктах питания (рыбе, мясе, колбасных изделиях, твердых сырах и т.д.). Для снижения риска развития интоксикации диоксинами, загрязняющими ввозимые продукты животного происхождения, может быть на данном этапе стоит ужесточить режим таможенных пошлин, хотя бы для продуктов с содержанием жира свыше 10%, что, в свою очередь, будет способствовать развитию отечественного производства. Следует отметить, что приоритетным направлением в работе санитарно-эпидемиологической службы по минимизации риска воздействия диоксинов и ДПС на здоровье населения должна быть разработка нормативной документации, стандартизованных методов их определения в кормах и продуктах питания и создание сети сертифицированных лабораторий.

Литература
1. Birnbaum L.S. The Mechanism of Dioxin Toxicity: Relationship to Risk Assessment //Environ, Health Perspeck. —1994. —Vol.102. —P. 157—67.
2. UNEP. POPs: Regulatory Actions and Guedelines Concerning Persistent Organic Pollutants. Geneva, 1998. —267 p.
3. Webera R., Hagenmaiera H., Schrenka D. Polyfluorinated dibenzodioxins and dibenzofurans —synthesis, analysis, formation and toxicology // Chemosphere. —1995. —Vol. 30. —P. 629—639.
4. EPA. Toxicological Profile for Chlorinated Dibenzo-p-Dioxins. —Research Triangle Institute, 1993. —234 p.
5. Клюев Н.А., Шелепчиков А.А. Проблема загрязнений окружающей среды полихлорированными дибензо-n-диоксинами и диоксиноподобными веществами // Диоксины-супертоксиканты ХХI века. —М., 2001. —С. 5—44.
6. Клюев Н.А., Курляндский Б.А., Ревич Б.А., Филатов Б.Н. Диоксины в России. —М., 2001. —208 с.
7. Brzuzy L.P., Hites R.A. Global Mass Balance for Polychlorinated Dibenzo-p-dioxins and Dibenzofurans // Environ. Sci. Technol. —1996. —Vol. 33. —P. 1797—1804.
8. Executive summary Assessment of the health risk of dioxins: re-evaluation of the Tolerable Daily Intake (TDI), Geneva, WHO, 1998.
9. Lesca Pierre, Pineau Thierry. Toxicite de la dioxine. Role des proteines PAS // Med. Sci. —1999. —Vol.15. —№12. —P. 1379—1387.
10. Nebert D.W., Rol A.L., Dieter M.Z., Solis W.A. Role of the aromatic hydrocarbon receptor and [Ah] gene battery in the oxidative stress response, cell cycle control and apoptosis // Biochem. Pharmacol. —2000. —Vol. 59. —P. 65—85.
11. Stohs S.J., Hassan M.Q., Murray W.J. Lipid peroxidation as a possible cause of TCDD Toxicity // Biochem. Biphys. Res. Commun. —1983. —Vol. 111. —P. 854—859.
12. Gao Lin., Dong Liqum. A novel response to dioxin Induction of ecto-ATP-азе gene expression // J. Biol. Chem. —1998. —Vol. 273. —№25. —P. 15358—15365.
13. Simbulan Dante G., Dangers of persistent organic pollutants to physiological health // Environ Med. —2001. —Vol. 45. —№1. —P. 1—11.
14. Тремасов М.Я., Новиков В.А. Диоксины: источники загрязнения, опасность, предупреждение отравлений // Ветеринария. —2004. —№5. —C. 46—50.
15. Ansay M.A., J.Les dioxines. Quelles risques // Ann. Med. vet. —1999. —Vol. 143. —№6. —P. 365—378.
16. Masunaga S., Yao Y., Ogura L., Sakurai T. Source and behavior analyses of dioxins based on congenerspecific information and their application to Tokyo Bay basin // Chemosphere. —2003. —Vol. 53. —№4. —P. 315—324.
17. Литвак В.В., Коледин В.И., Гуляева Л.Ф., Сайкович Е.Г. Низкодозовая токсичность 2,3,7,8-тетрахлордибензо-n-диоксина у мышей не обусловлена гипериндукцией микросомальных монооксигеназ // Докл. РАН. —1999. —Т. 367. —№2. —С. 265—268.
18. Assessment of the Health Risk of Dioxins Re-evaluation of the Tolerable Daily Intake (TDI). —WHO-ECEH Meeting, Geneva, 25—29 May, 1998 // Food Addit and Contam. —2000. —Vol.17. —№4. —P. 1—11.
19. Wheelock Vemer. Food safety: A key issue for consumers? // Int. J. Dairy Technol. —1998. —Vol. 51. —№1. —P. 11—14.
20. Maghuin-Rogiter G., Delaunois A. La pollution de la chaine alimentaire par la dioxine // Ann. med. vet. —1999. —Vol. 143. —№6.
21. Garcia Gimeno R.M. Riesgos sanitarior del pescado y marisco // Alimentaria. —1998. —Vol. 36. —№293. —P. 97—101.
22. Stachiw N.C., Zabik M. E., Boorem A..M. Tetrachlorodibenzo-p-dioxin residue reduction through cooking/processing of restructured carp fillets // J. Agric Fod Chem. —1988. —Vol. 36. —P. 848—852.
23. Lorber Matthew. A pharmacokinetic model for estimating exposure of Americans to dioxin —like compounds in the past, present, and future // Sci. Total Environ. —2002. —Vol. 288. —№1—2. —P. 81—95.
24. Appuhn Helmut, Jobst Helmuth. Dioxine in Futtemitteln // Kraftfutter. —2000. —Bd.83. —№7—8. —S. 275—278.
25. Lovett A.A., Foxall C.D. PCB and PCDD/DF concentrations in egg and poultry meat samples from known urban and rural locations in Wales and England // Chemosphere. —1998. —Vol. 37. —№9—12. —P. 1671—1685.
26. Maystrenko V., Kruglov E. Polychlorinated dioxin and dibenzofuran levels in the environment and food from the Republic of Bashkortostan // Chemosphere. —1998. —Vol.37. —№9—12. —P. 1699—1708.
27. Van Ojen Herman. Dioxin in feed and food: Is public health running behind? // J. Epidemiol and Community Health. —1999. —Vol. 53. —№12. —P. 744—746.
28. Nichols John W., Jensen Kathleen M. Physiologically based toxicokinetic model for maternal transfer of 2,3,7,8-tetrachlorobenzo-p-dioxin in brook tront // Environ Toxicol and Chem. —1998. —Vol. 17. —№2. —P. 2422—2434.
29. AAFCO (Association of American Feed Control Officials.). —2002. AAFCO Official Publication, Oxford, 2002.
30. Allsopp M., Erry B., Stringer R. Recipe for Disaster? A. Review of Persistent Organic Pollutans in Food /Amsterdam Greenpeace International, 2000.
31. Chung D., Papadakis S.E., Yam K.L. Simple models for assessing migration from food-packaging // Food Addit Contam. —2002. —Vol. 19. —P. 611—617.
32. Commoner B., Richardson J., Cohen M., Flack S. Dioxin sources, air transport and contamination in dairy feed crops and milk / Flushing, NY Center for Biology of Natural Systems, Queens College, 1998.
33. Cramer G., Bolger M., Henry S. USFDA assessment of exposure to 2,3,7,8-TDCC and 2,3,7,8-TCDF from foods contacting bleached paper products // Chemosphere. —1991. —Vol.23. —P. 1537—1550.
34. FDA (U.S. Food and Drug Administration), 1997, FDA Stops Distribution of Some Eggs and Catfish Because of Dioxin —Contaminated Animal Feed Online. HHS News. Accessed January 9, 2003.
35. Ferrario J., Lovell R., Gardner P., Lorber M. Analysis of Animal-and Plant-Derived Feed, Ingredients for Dioxin — like Compounds. Abstract presented at Dioxin 2002 meeting. —Barcelona, Spain 2002, August 11—16.
36. Franz R. Programme on the recyclability of food-packaging materials with respect, to food safety considerations? Polyethylene terephthalate (PET), paper and board, and plastics covered by functional barriers // Food Addit Contam. —2002. —Vol. 19. —P. 93—110.
37. Fries GF. Areview of the significance of animal food products as potential pathways of human exposures to dioxins // J. Anim. Sci. —1995. —Vol. 73. —P. 1639—1650.
38. Fries G.F. Transport of organic environmental contaminants to animal products // Rev. Environ. Contam. Toxicol. —1995. —Vol. 141. —P. 71—109.
39. Fries G.F. Paustenbach D.J. Evalution of potential transmission of 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin-contaminated incinerator emissions to humans via foods // J. Toxicol. Environ Health. —1990. —Vol. 29. —P. 1—43.
40. Fries G.F., Marrow G.S. Soil ingestion by dairy cattle // J. Dairy Sci. —1982. —Vol. 65. —P. 611—618.
41. Hashimoto S., Ito H., Morita M. Elution of polychlorinated dibenzo-furans from coffee filter papers // Chemosphere. —1992. —Vol. 25. —P. 297—305.
42. Hayward D.G., Nortrup D., Gardner A. Elevated TCDD in chicken eggs and farmraised catfish fed a diet with ball clay from a southern United States mine // Environ. Res. —1999. —Vol. 81. —P. 248—256.
43. Hulster A., Marschner H. Transfer of PCDD/PCDF from contaminated soils to food and fodder crop plants // Chemosphere. —1993. —Vol. 27. —P. 439—446.
44. Jerardo A. The Import Share of U.S. —Consumed Food Continues to Rise / Electronic Outbook Report Washington, DC:USDA.
45. La Fleur T., Bosquet T., Ramage K. Migration of 2,3,7,8-TCDD and 2,3,7,8-TCDF from paper based food-packaging and food contact products // Chemosphere. —1991. —Vol. 23. —P. 1575—1579.
46. Larsen B.R., Facchetti S. Effects of long-term freezing on the extraction of fat and 2,3,7,8-TCDD from milk // Chemosphere. —1989. —Vol. 19. —P. 1017—1018.
47. Lorber M., Cleverly D., Schaum J. Development and Validation of an air-to-beef food chain model for dioxin —like compounds // Sci Total Environ. —1994. —Vol. 156. —P. 39—65.
48. McLachlan M.S., Thoma H., Ressinger M. PCDD/Fs in an agricultural food chain. Part 1: PCDD/F mass balance of a lactating cow // Chemosphere. —1990. —Vol. 20. —P. 1013—1020.
49. Petroske E., Laylskie R. G., Feil V.J. Reduction in polychlorinated dibenzodioxin and dibenzofuran residues in hamburger meat // J. Agric. Food Chem. —1998. —Vol. 46. —P. 3280—3284.
50. Zabik M.E., Zabik M.J. Polychlorinated biphenyls, polybrominated biphenyls, and dioxin reduction during processing /cooking food // Adv. Exp. Med. Biol. —1999. —Vol. 459. —P. 213—231.
51. Ward C.T., Matsumura F. Fate of 2,3,7,8-tetrachlorodibenso-p-dioxin (TCDD) in a model aquatic environment //Arch. Environ Contam Toxicol. —1978. —Vol. 7. —P. 349—357.
52. Menone M.L., Demoreno J.E.A. PCBs in tissues of silverside from a coastal lagoon in Argentina //Arch. Environ. Contam. and Toxicol. —2000. —Vol. 38. —№2. —P. 202—208.
53. Senthilkumar Kurunthachalam, Tanabe Shinsuke. Bioaccumulation, profiles of polychlorinated biphenyl congeners and organochlorine pesticides in Ganges river delphins // Environ. Toxicol. and Chem. —1999. —Vol. 18. —№7. —P. 1511—1520.
54. Amrhein James F., Stow Craig A. Whole —fish versus filet polychlorinated-biphenyl concentrations: An analysis using classification and ression tree models // Environ. Toxicol. and Chem. —1999. —Vol. 18. —№8. —P. 1817—1823.
55. Anderson H.A., Falk C., Hanrahan L., Olson J. Profiles of Great Lakes critical pollutants: sentinel analysis human blood and urine // Environ Health Perspect. —1998. —Vol. 106. —P. 279—289.
56. Jacobson J.L., Jacobson S.W. Association of prenatal exposure to an environmental contaminant with intellectual function in childhood // J. Clin. Toxicol. —2002. —Vol. 40. —№4. —P. 467—475.
57. Jones P.D., Kannan K., Newsted J. Accumulation of 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin by rainbow trout at environmentally relevant dietary concentration // Environ. Toxicol. and Chem. —2001. —Vol. 20. —№2. —P. 344—350.
58. Van Lorebeke N., Hens L., Schepens P. The Belgian PCP and dioxin incident of Jaanuary-June 1999. Exposure data and potential impact on health // Environ. Health. Perspect. —2001. —Vol. 109. —P. 265—273.
59. Tyler R., Dioxin Contamination Scandal Hits Belgium: Effects Spread through European Union and Beyond // Envirom. Health Perspect. —2001. —Vol. 109. —№2. —P. 101—107.
60. Travis C.C., Hattemer-Frey H.A. Human exposure to dioxin // Sci Total Environ. —1991. —Vol. 104. —P. 97—127.
61. Trapp S., Matthies M. Modeling volatilization of PCDD from soil and uptake into vegetation // Environ. Sci. Technology. —1997. —Vol. 31. —P. 71—74.
62. Robinson E.H., Li M.H. Practical Guide to Nutrition, Feeds, and Feeding of Catfish. —Bulletin 113. Mississipi State, MS: Official of Agricultural Communications, Mississipi State University, 2001.
63. Schuler F., Schmid P., Schlatter C. The transfer of polychlorinated dibenso-p-dioxin and dibenzofurans from soil into eggs of foraging chicken // Chemosphere. —1997. —Vol. 34. —P. 711—718.
64. Roeder R.A. Garber M.J., Scheilling G.T. Assessment of dioxin in foods from animal origins // J. Animal. Sci. —1998. —Vol. 76. —P. 142—151.
65. Stachiw N.C., Zabik M.E. Tetrachlorodibenzo-p-dioxin resique reduction through cooking /processing of restructured carp fillets // J.AgricFood Chem. —1988. —Vol. 36. —P. 848—852.
66. Ryan J.J., Shewchuck C., Lau BPY. Polychlorinated dibenzo-para-dioxin and polychlorinated dibezofurans in Canadian bleached paperboard milk containers and their transfer to fluid milk // J. Agric. Food Chem. —1992. —Vol. 40. —P. 919—923.
67. Peвич Б.A., Сотеков Ю.П., Клюев Н.А., Бродский Е.С. Диоксины в окружающей среде, в крови и грудном молоке жителей Чапаевска // Гиг. и сан. —2001. —№6. —C. 6—16.
68. Майстренко В.Н., Круглов Е.А., Амирова З.К., Хамитов Р.З. Полихлорированные диоксины и дибензофураны в окружающей среде и пищевых продуктах республики Башкoртостан // Диоксины —супертоксиканты ХХI века. —М., 1998. —Вып. 3. —С. 102—114.
69. Shafer K.S., Kegley S.E. Persistent toxic chemicals in the US, food supply // J.Epidemiol and Community Health. —2002. —Vol. 56. —№11. —P. 813—817.
70. Bluthen A., Ruoff U. Dioxine —Grenzwerte und Minimierungsgebot // Kiel. milchwirt. Forschungsber. —2000. —Bd 52. —№3. —S. 225—243.
71. Krusken B., Weinreich O. Monitoring zur Belastung von Futtermitteln mit polychlorierten Dibenzodioxinen und Furanen // Kraftfutter. —2000. —Bd 83. —№3. —S. 102—106.
72. Ruoff Ulrike, Ubben E.H. Persistente Chlorkohlenwasserstoffe in Milchfett in Schleswig-Holstein // Kiel. milchwizt Forschungsber. —2001. —Bd 53. —№4. —S. 321—346.
73. Schecter A., Startin J., Wright C. Kelly M. Congenerspecific levels of dioxin and dibenzofurans in U.S. food and estimate daily dioxin toxic equivalent intake // Environ Health Perspect. —1994. —Vol. 102. —P. 962—966.
74. Schecter A., Dellarco M., Papke O. A comparison of dioxins, dibenzofurans and coplanar PCPs in uncooked and broiled ground beef, catfish and bacon // Chemosphere. —1998. —Vol. 37. —P. 1723—1730.
75. Svensson B.G., Nilson A., Hansson M., Rappe C. Exposure dioxin and dibenzofurans through the consumption of fish // N. Engl. J. Med. —1991. —324. —P. 8—12.
76. Terry P., Lichtenstein P. Fatty fish consumption and risk of prostate cancer // Lancet. —2001. —357. —P. 1764—1766.
77. Tsutsumi T., Iida T., Hori T. Levels of PCDDs, PCDFs, and co-PCBs in fresh and cooked leafy vegetables in Japan // Organohalogen Compd. —2000. —Vol. 47. —P. 296—299.
78. Welge P., Wittsiepe J, Schrey P. PCDD/F-levels in human blood of vegetarians compared to those of nonvegetarians // Organohalogen Compd. —1993. —Vol. 13. —P. 13—17.
79. Masuda Y., Kuroki H., Haraguchi K. PCB and PCDF congeners in the blood and fissues of Yusho and Yu-Cheng patients // Environ. Health. Perspect. —1985. —Vol. 59. —P. 53—58.
80. Masuda Y., Kuroki H. PCDF-s and related compounds from Yucho and Yu-Chengnincidents // Chemospere. —1986. —Vol. 5. —P. 1621—1628.
81. Chen P.H., Chang K.T. Polychlorinated biphenyls and polychlorinated dibenzofurans in the toxic rice-bran oil that caused PCB poisoning in Taichung // Bull. environ. Confam. Toxicol. —1981. —26. —P. 489—495.
82. Focant J.F., Pirard C., Douny C. Le point, trois aus anpres, sur "la crise belge de la dioxine". Impact probable sur la sante de la population Belge // Ann. med. vet. —2002. —Vol. 146. —№6. —P. 321—327.
83. Van Lare beke N., Covaci A. Food Contamination with polychlorinated biphenyls and dioxins in Belgium. Effects on the body burden // J. Epidemiol. and Community Health. —2002. —Vol. 56. —№11. —P. 828—830.
84. Bernard A., Hermans C., Brockaert F. Food contamination by PCBs and dioxins // Nature. —1999. —Vol. 401. —№6750. —P. 231—233.
85. Zabik M.J., Polin D. Tissue residues in male chickens fed a 50 ng/кг dietary concentration of 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin // Bull. Environ. Contam. and Toxicol. —1998. —Vol.61. —№5. —P. 664—668.
86. Memichael A.J. Dioxins in Belgian feed and food: Chickens and eggs // J. Epidemiol. and Community Health. —1999. —Vol. 53. —№12. —P. 742—743.
87. Ashraf Haaroon. European dioxin-contaminated food crisis grows and graws // Lancet. —1999. —Vol. 353. —№9169. —P. 2045—2049.
88. Nemery B., Fischler B. Dioxins, Coca-Cola and mass sociogenic illness in Belgium // The Lancet. —1999. —354. —P. 77—79.
89. Schumacher M., Domingo J.L. Dioxin and dibenzofuran concenrations in adipose tissue of a general population from Tarragona, Spain // Chemosphere. —1999. —Vol. 38. —№11. —P. 2475—2487.
90. Arfi C., Seta N. Dioxins in adipose tissue of nonoccupationally exposed perrons in France? Correlation with individual food exposure // Сhemospere. —2001. —Vol. 44. —№6. —P. 1347—1352.
91. Polder A., Becher G. Dioxins, PCBs and some chlorinated pesticides in human milk from the Kola peninsula // Chemosphere. —1998. —Vol. 37. —№9—12. —P. 1795—1806.
92. Jensen A.A. Polychlorobiphenyls (PCBs), polychlorodibenzo-p-dioxins (PCDDs) and polychlorodibenzofurans (PCDFs) in human milk, blood and adipose tissue // Sci Total Environ. —1987. —64. —P. 259—293.
93. Papke Olaf. PCDD/PCDF Human background data for Germany, a 10-year experience // Environ. Health Perspect. —1998. —106. Suppl. —№2. —P. 723—731.
94. Abraham K., Papke O., Gross A. Time course of PCDD/PCDF/PCB concentrations in breast —feeding mothers and their infants // Chemosphere. —1998. —Vol. 37. —№9—12. —P. 1731—1741.
95. Schecter A., Ryan J.J. Decrease in levels and body burden of dioxins, dibenzofurans, PCBS, DDE, and HCB in blood and milk in a mother nursing twins over a thirty-eight month period // Chemosphere. —1998. —37. —№9—12. —P. 1807—1816.
96. Vartiainen Terttu, Jaakoba Jouni J.K. Birth weight and sex of children and the correlation to the body burden of PCDDs/PCDFs and PCBs of the mother // Environ. Health Perspect. —1998. —Vol. 106. —№2. —P. 61—66.
97. Hongo Hiroko. Breast milk and dioxins // Jap. J. Midwives. —1999. —Vol. 53. —№11. —P. 45—50.
98. Hirayama Munehiro. Breast milk and dioxins // Asian Med. J. —2000. —Vol. 43. —№1. —P. 1—6.
99. Bravo Mata M. Riesgos de los minos por la contaminacion con dioxinas // An. Esp. Pediat. —1999. —Vol. 51. —№5. —P. 573—575.
100. Schecter A., Piskas A.L., Grosheva E.I., Matorova N.I., Ryyan I.I. Levels of dioxins and dibenzofurans in breast milk of women residing in two cities in the Irkutsk region of Russian Siberia compared with American levels // Chemosphere. —2002. —Vol. 47. —№2. —P. 157—164.
101. Jonsson E. Maria, Brandt Ingvar. Gill filament —based EROD assay for monitoring waterborne dioxin-like pollutants in fish // Environ. Sci. and Technol. —2002. —Vol. 36. —№15. —P. 3340—3344.
102. Sandanger Torkjel M., Brustad Magritt. Human plasma levels of POPs, and diet among native people from Uelen, Chukotka // J. Environ. Monit. —2003. —Vol. 5. —№4. —P. 689—696.
103. Obiedzincki M.W., Bartnikowska E. Skazenia Lywnosci pochodzenia zwierzecego dioksynami a zagrozenie konsumenta // Pizem. spoz. —2000. —Vol. 54. —№1. —P. 44—47.
104. Keck G. Aliments dongine animale et pollution par les dioxines // Eurobiologiste. —1999. —Vol. 33. —№240. —P. 29—35.
105. Snoz S., Sova R., Voznjuk V. Studies of the PCDDs, PCDFs and PCBs levels in the human milk in the Ukraine. State of the problem and perspectives // Organoha logen compounds. —1995. —Vol. 30. —P. 30—32.
106. Мамонтов А.А., Мамонтова Е.А., Тарасова Е.Н. Источники, уровни, распределение и оценка риска полихлорированных дибензо-пара-диоксинов, дибензо-фуранов и бифенилов в Байкальском регионе // Диоксины — супертоксиканты ХХI века. Оз. Байкал, регионы России. М., 2001. —№6. —С. 54—165.
107. U.S. Food anf Drug Administation. Center for Food safety and applied Nutrition. PCDD/PCDF Exposure Estimates. /CFSAN/ Office of Plant Dairy Foods. —July 2004; Updated November 2004 and June 2005. —P. 1—6.
108. Dietary Risk Assessment in the WWIC Program. Washington, DC: National Academy Press. 2002.