Содержание к диссертации
Введение
ГЛАВА 1. Обзор литературных данных 16
ГЛАВА 2. Исследования по обоснованию гигиенических нормативов и оценка современного состояния методологии гигиенического нормирования веществ в воде 35
2.1. Опыт практического использования методологии обоснования гигиенических нормативов веществ в воде 35
2.2. Анализ этапов развития и оценка современного состояния методологии гигиенического нормирования веществ в воде 38
ГЛАВА 3. Обоснование методологии гармонизации гигиенических нормативов с зарубежными требованиями к качеству питьевой воды .46
3.1. Разработка критериев гармонизации гигиенических нормативов 47
3.2. Гармонизация нормативов неорганических веществ 50
3.3. Гармонизация нормативов органических веществ 70
3.4. Гармонизация нормативов побочных продуктов дезинфекции воды 81
3.5. Оценка результатов гармонизации гигиенических нормативов веществ в воде 100
ГЛАВА 4. Разработка методологии выбора приоритетных показателей для гигиенической оценки и контроля водных загрязнений 104
4.1. Обоснование критериев и классификации для выбора приоритетных показателей химического загрязнения воды 105
4.2. Примеры практического применения критериев и классификации при выборе приоритетных показателей загрязнения воды промышленными сточными водами 118
4.2.1. Целлюлозно-бумажная промышленность 120
4.2.2. Нефтедобывающая и нефтеперерабатывающая промышленности 128
4.2.3. Цветная металлургия и горно-рудное производство 134
4.2.4. Гальваническое и кожевенное производства, производство красителей 137
4.3. Обоснование методики выбора приоритетных региональных показателей качества воды 140
ГЛАВА 5. Гигиеническая оценка методов биотестирования как критериев качества воды 148
5.1. Оценка сравнительной чувствительности биотестов и человека к веществам, загрязняющим воду 149
5.2. Анализ проблемы экстраполяции результатов биотестирования на человека 156
5.3. Верификация результатов оценки гигиенической значимости методов биотестирования качества воды 166
5.4. Определение условий, ограничивающих и допускающих применение биотестов в области гигиены воды 170
ГЛАВА 6. Обоснование значимости гигиенических нормативов как ведущих критериев качества воды 178
6.1. Оценка возможности использования экологических нормативов как критериев качества воды для человека 178
6.2. Изучение гигиенической значимости классификаций как критериев оценки качества воды 188
6.3. Анализ социальной роли гигиенических нормативов и характеристик, определяющих эффективность их использования санитарной службой страны 191
ГЛАВА 7. Заключение 199
Выводы 201
Список литературы 204
Приложение 241
- Опыт практического использования методологии обоснования гигиенических нормативов веществ в воде
- Гармонизация нормативов побочных продуктов дезинфекции воды
- Обоснование методики выбора приоритетных региональных показателей качества воды
- Определение условий, ограничивающих и допускающих применение биотестов в области гигиены воды
Опыт практического использования методологии обоснования гигиенических нормативов веществ в воде
Наименее разработанным остается раздел выбора приоритетных региональных показателей качества питьевой воды. Регистрация приоритетных загрязнений питьевой воды на региональном уровне предусматривается и при социально-гигиеническом мониторинге. Хотя в настоящее время Минздравом России проведению социально-гигиенического мониторинга уделяется исключительное внимание [160], но и в его рамках конкретных рекомендаций по выбору приоритетных веществ, загрязняющих воду, не дается [77].
Особое значение в гигиене принадлежит критериям качества воды, связанным с токсичностью веществ. Долгое время основными критериями токсикологической оценки нормируемых в воде веществ являлись результаты экспериментов, проводимых на лабораторных животных -крысах, мышах, морских свинках, кроликах и др. Этой проблеме посвящен целый ряд работ фундаментального характера [40, 215, 338]. Однако 80-90 годы положили начало формированию нового научного направления, в котором токсичность веществ оценивалась на альтернативных биологических моделях [62, 178, 225, 378]. Для моделирования токсического действия стали использовать биологические элементы - тест-объекты, способные реагировать на различные внешние химические воздействия [39, 223-225]. Появились многочисленные методы биотестирования на биотест-объектах с любым (субклеточным, клеточным, органным, организменным) уровнем структурной организации. Например: белки [121, 400], ферменты [76]; липосомы [200]; эпителиальные клетки жабр [387], клеточные культуры [233, 272, 377, 427], сперма быка [63]; эритроциты [9, 151]; срезы печени [301], срезы женской плаценты [290]; изолированная печень лягушки [141], пищеварительные ацинусы двухстворчатого моллюска [345], каллюс и меристема растений [59, 201]; светящиеся микроорганизмы [85, ПО, 230], инфузории и пресноводные гидры [26, 277], водоросли [57, 197], дафнии [25, 415], пиявки [115], взрослые рыбы [88, 282, 380] и эмбрионы рыб [386], куриные эмбрионы и эмбрионы крыс и мышей [315, 379], проростки семян растений [307] и т.д. Только в РФ разработано около 40 биотестов с использованием бактерий активного ила, грибов и актиномицетов, водорослей, простейших, беспозвоночных и рыб [109].
Для создания и все большего распространения различных альтернативных методов оценки опасности химического загрязнения воды, объединенных под общим названием «биотестирование», имела значение идея о возможности резкого сокращения сроков токсикологических опытов за счет использования как можно меньших по размерам биологических моделей. Применение биотестирования в ряде случаев без сомнения оказалось полезным, в частности, тканевых культур при изучении особенностей лекарственной токсичности [302, 315], при оценке раздражающего и повреждающего действия на кожу [370, 428], при выявлении деталей метаболизма веществ [269, 281]. Многочисленные работы выполнены по проблеме замены окулярного теста Драйза, одного из самых болезненных тестов, широко используемого для оценки повреждающего и раздражающего действия различных препаратов на роговицу и конъюнктиву глаза. Рекомендовано несколько методов, дающих результаты, близкие к тесту Драйза. Например, тест с гемолизом эритроцитов [348], изолированным глазом кролика и других домашних животных [373], срезами роговицы крупного рогатого скота [421]. В перспективе это создает основу для полного исключения теста Драйза из арсенала приемов изучения повреждающего действия веществ на поверхностные структуры глаза in vivo.
Отработаны методы культивирования плаценты, что позволяет изучать трансфузию токсичных веществ через плаценту, для изучения абсорбции токсичных веществ кожей предложен автоматизированный in vitro-метод [357]. Интересные работы выполняются в направлении изучения повреждающего действия на искусственных тканях. Создан искусственный аналог растущей мышечной ткани человека для тестирования влияния химических раздражителей, успехи в технологии биополимеров позволили получить структуры, эквивалентные человеческой коже [357, 365].
Успешным можно считать применение биотестирования для уточнения механизма токсического действия веществ. Клеточные культуры используются для выявления широкого спектра биологических эффекгов ксенобиотиков: нефро- и гепатотоксичности [280, 340], нейротоксично-сти [425, 436], иммунотоксичности [382], мембраноповреждающего эффекта веществ [142], их влияния на продукцию гормонов [402], изучения особенностей образования и воздействия свободных радикалов [278, 322], кожной проницаемости [323] и др. На альтернативных моделях анализируется развитие отдаленных эффектов веществ - эмбриоток-сического, тератогенного [369, 420]. Накапливаются данные о возможности выявления на биотест-объектах канцерогенного действия веществ. Как примеры можно привести эксперименты по изучению механизма канцерогенного действия акрилонитрила на эмбриональных клетках сирийского хомячка [438], обнаружение индуцирования платиной неопластической трансформации клеток BALB/3T3 [383], исследование роли 2,3,7,8-тетрахлордибензо-п-диоксина в опухолевых процессах на фибробластах мыши линии СЗН/М2 [431]. Хорошей моделью организ-менного уровня для выявления канцерогенной активности веществ оказались рыбы Danio rerio [231].
Все экспериментальные работы, связанные с воспроизведением на тест-объектах отдельных биологических эффектов веществ, имеют общую особенность: они касаются качественной стороны проблемы альтернативного моделирования токсичности. Однако и при качественной оценке токсического действия нельзя с уверенностью истолковывать полученные на моделях данные как однозначно соответствующие тому, что происходит в организме человека. Всегда сохраняется вероятность различий реагирования моделей и оригинала, которые должны тщательно выявляться, анализироваться и учитываться экспериментаторами. Так, сообщается о том, что тестирование in vitro веществ, повреждающих эндокринную систему, представляют результаты, не подлежащие интерпретации и не позволяющие прогнозировать их токсические эффекты in vivo [309]. Получены данные, прямо подтверждающие ненадежность оценки биотестированием токсичности продуктов трансформации веществ, образующихся при хлорировании: под воздействием хлора промышленные загрязнения трансформировались в канцерогенные хлорсодержащие соединения, менее чем исходные вещества, токсичные для дафний, но значительно более токсичные и опасные.
Гармонизация нормативов побочных продуктов дезинфекции воды
Основанием для менее жесткого нормирования бария в питьевой воде за рубежом служили данные эпидемиологических исследований. Согласно их результатам не выявлено различий в распространенности повышенного кровяного давления, сердечно-сосудистых заболеваний, патологии почек и нервной системы у населения, потреблявшего воду с концентрациями бария 2-Ю мг/л (в среднем 7,3 мг/л), и контрольной группой, использовавшей для питья воду со средней концентрацией вещества 0,1 мг/л. Не было обнаружено однозначно вредного эффекта бария на сердечно-сосудистую систему и в краткосрочных исследованиях на 11 добровольцах, последовательно пивших воду с концентрациями бария от 0 до 10 мг/л. [261, 390, 396, 432].
Несмотря на то, что нормативы бария в США и Канаде составляют 2 мг/л и 1 мг/л, было принято решение при гармонизации ПДК ориентироваться на рекомендации ВОЗ как более обоснованные и взвешенные. При нормировании бария специалисты ВОЗ исходили из недействующей концентрации 7,3 мг/л, полученной в натурных условиях. С учетом коэффициента 10 для индивидуальных различий ПДК бария в питьевой воде установлена на уровне 0,7 мг/л. Оправданность выбора этой величины подтверждается и в длительных токсикологических экспериментах на животных, по результатам которых ПДК бария - 0,3 мг/л (при 20% доле его поступления с питьевой водой). [194].
Очевидно, существуют объективные данные, свидетельствующие о возможности повышения ПДК бария в воде до 0,7 мг/л. Класс опасности (2-ой) целесообразно сохранить прежним.
Бериллий. Лишь две страны - Россия и США нормируют бериллий в воде. ВОЗ не дает рекомендаций о безвредном уровне содержания бериллия в питьевой воде из-за отсутствия соответствующих данных по изучению токсического действия металла при его пероральном поступлении в организм. Подчеркивается малая вероятность опасности низких концентраций бериллия, обычно присутствующих в воде. [194]. Сходного мнения в отношении нормирования бериллия придерживается и ЕС. В РФ бериллий имеет низкую ПДК, в 20 раз ниже величины, принятой в США. Известно, однако, что бериллий высоко токсичен при ингаляционном поступлении в организм и отнесен по классификации МАИР к группе 2А вероятно канцерогенных для человека веществ. С учетом этих фактов ПДК металла сохранена на прежнем уровне, 0,0002 мг/л. Очевидно, в настоящее время изменение норматива в сторону повышения было бы преждевременным, принимая во внимание отсутствие новой убедительной информации, доказывающей надежность ПДК бериллия в питьевой воде США.
Кадмий, ртуть, таллий. Эти три металла нормируются в РФ на более низких уровнях, чем за рубежом. Они относятся к высоко токсичным и чрезвычайно кумулятивным для человека веществам. Не являясь канцерогенными, представляют, тем не менее, значительную опасность для здоровья населения, загрязняя питьевую воду. Все три вещества тщательно изучены в длительных экспериментах с использованием расширенного набора функциональных тестов, углубленной оценкой особенностей токсического действия и установлением надежных пороговых и недействующих доз. Исследования проводились в лаборатории токсикологии водных загрязнений НИИ общей и коммунальной гигиены им. А.Н. Сысина АМН СССР под руководством проф. Г.Н. Красовского.
Итогом исследований токсичности кадмия было снижение его норматива с 0,01 до 0,001 мг/л [99]. Эта величина близка к рекомендуемой ВОЗ (лишь в 3 раза ниже его), и в 5 раз ниже безвредного уровня, установленного в ЕС, США и Канаде. ВОЗ же нормирует кадмий по критической концентрации в коре почек 200 мг/кг, вызывающей низкомолекулярную протеинурию у 10% населения. В качестве безопасного специалисты ВОЗ принимают содержание вещества в почках 50 мг/кг, соответствующее ему суммарное ежедневное потребление рассчитывают на уровне 1 мкг/кг массы тела. Исходя из 10% доли поступления в организм с питьевой водой, рекомендуют норматив кадмия 0,003 мг/л.
Оценивая надежность этой величины, следует учитывать следующие факты. Переносимое недельное потребление (7 мкг/кг), по которому рассчитана ПДК кадмия ВОЗ, является величиной временной, установленной почти 10 лет назад. Однако появляются новые данные о воздействии кадмия на человека. Например, как показывают исследования последних лет, для части населения дополнительным источником поступления кадмия в организм могут являться кадмий-содержащие стоматологические материалы: при коррозии в полости рта кадмий выходит из сплавов и припоев [150]. Имеются данные, свидетельствующие о том, что кадмий питьевой воды увеличивает риск заболеваний детей в возрасте до 9 лет острым лейкозом [326]. По классификации МАИР кадмий отнесен к группе 2А. Поэтому, после анализа всего комплекса информации о нормировании и биологическом действии вещества был сохранен приоритет отечественных данных по обоснованию гигиенического норматива кадмия в воде как обладающих наибольшей полнотой и надежностью. ПДК кадмия оставлена без изменений.
Аналогичное решение было принято и в отношении ПДК ртути. Отечественный норматив ртути весьма близок к установленному в ВОЗ, ЕС и Канаде (всего в 2 раза ниже), и в 4 раза ниже нормативной величины, принятой в США. Основанием для нормирования ртути в нашей стране были результаты 18-месячных экспериментов на лабораторных животных с углубленной оценкой токсикодинамического процесса и выявлением выраженного общетоксического и отдаленного действия вещества, включая гонадо-, эмбриотоксический эффекты, атеросклеро-тический эффект и влияние на развитие потомства.
Обоснование методики выбора приоритетных региональных показателей качества воды
Два соединения, бензол и винилхлорид, являются доказанными канцерогенами для человека при ингаляционном поступлении в организм (группа 1 по классификации МАИР). Их скорректированные ПДК составили соответственно 0,01 и 0,005 мг/л.
Пересмотрены нормативы ряда веществ группы 2Б МАИР. В 50 раз снижена ПДК гексахлорбензола, в 20 раз - 1,3-дихлорпропена. Интересно отметить, что нормативы таких канцерогенных веществ как дихлор-метан, 1,2-дибром-З-хлорпропан, стирол были установлены в нашей стране по органолептическому признаку вредности. Для всех трех веществ признак вредности изменен на санитарно-токсикологический, при этом ПДК дихлорметана снижена в 375 раз, 1,2-дибром-З-хлорпропана и стирола - соответственно в 10 и 5 раз. Что касается стирола, то хотя четкого подтверждения канцерогенности для него не получено, его метаболит стирол-7,8-оксид оказался канцерогенным при длительном пероральном введении крысам. Это послужило основанием для ужесточения требований к нормированию стирола в питьевой воде.
В то же время, оказалось возможным, наоборот, повысить ПДК бенз/а/пирена в воде, тем более, что это в прошлом «эталонное» канцерогенное соединение по классификации МАИР отнесено не к 1, а лишь ко 2А группе. В нашей стране был установлен наиболее низкий гигиенический норматив этого соединения в воде. ВОЗ же рекомендует самую высокую ПДК бенз/а/пирена, в 140 раз выше отечественного норматива, в 70 раз выше величины, принятой в странах ЕС и в 3,5- 7 раз выше действующих в стандартах США и Канады. Однако при коррекции норматива канцерогенного вещества в сторону повышения необходима особая осторожность. Поэтому с учетом пожеланий одного из авторов норматива было принято решение повысить ПДК бенз/а/пирена только в 2 раза, установив ее на промежуточном уровне, соответствующем требованиям ЕС - 0,00001 мг/л. Как можно скорее в интересах здоровья населения должны быть внедрены в практику гармонизированные нормативы (0,0001 мг/л вместо 0,01 мг/л) акриламида и эпихлоргидрина - канцерогенных мономеров реагентов (полиэлектролитов на основе акриламидных полимеров и сополимеров) и эпоксидных полимерных покрытий, широко используемых при водоподготовке и в системах водоснабжения. ПДК этих соединений приведены в соответствие с нормативами ЕС. Принятие весьма низких величин ПДК акриламида и эпихлоргидрина продиктовано целями предупреждения неблагоприятного влияния на население веществ, специально вносимых в воду при ее обработке на водопроводных станциях или поступающих в воду при контакте с материалами конструкций водопроводных сооружений. Соблюдение нормативов должно обеспечиваться путем регламентирования содержания мономеров в исходных реагентах и эпоксидных композициях на уровнях, гарантирующих их последующее поступление в питьевую воду в концентрациях, не превышающих ПДК. Такая мера позволит закупать более качественные импортные реагенты, т.к. ужесточит требования к зарубежным фирмам в отношении процентного содержания мономеров в экспортируемой в нашу страну продукции.
Норматив одного вещества, 1,2-дихлорэтана, весьма близкий по величине к рекомендуемому ВОЗ, оставлен без изменения.
Вновь рекомендован норматив этилендибромида, канцерогенного соединения группы 2А МАИР. Это широко распространенное вещество, использующееся в качестве активной присадки к этилированному бензину. ВОЗ указывает на необходимость установления его ПДК в воде, но никаких конкретных рекомендаций не дает, ссылаясь на недостаток данных для математической экстраполяции риска. Поэтому для гармонизации был использован норматив этилендибромида, действующий в США, 0,00005 мг/л. На этом уровне установлен ОДУ вещества в РФ. Скорректирован норматив еще одного канцерогенного соединения, 1,1-диметилгидразина. В нашей стране это вещество известно как несимметричный диметилгидразин, его товарное название - гептил. Относится к группе канцерогенных производных гидразина, включающей, кроме того, сам гидразин, гидразин гидрат и изомер 1,2-диметилгидразин. За рубежом 1,1-диметилгидразин в питьевой воде не нормируется. Однако имеется информация о его токсичности при энте-ральном поступлении и канцерогенных свойствах, свидетельствующая о том, что риску развития рака 10"5 соответствует концентрация в воде 0,06 мкг/л.
Для нашей страны гептил имеет особое значение. В связи с сокращением стратегического вооружения и ликвидации части ракетного оружия зачастую практически без всяких мер предосторожности перевозятся десятки тонн этого соединения, являющегося компонентом ракетного топлива. Сохраняется высокая вероятность загрязнения гептилом окружающей среды, в том числе и воды водных объектов [208]. ПДК гептила была установлена на уровне 0,02 мг/л без учета канцерогенного действия [210]. Естественно, она не могла защитить население от наиболее опасного биологического эффекта этого соединения. Поэтому было принято решение скорректировать и снизить норматив гептила до 0,06 мкг/л, приведя в соответствие с зарубежными данными о его канцеро-генности [410].
Определение условий, ограничивающих и допускающих применение биотестов в области гигиены воды
ГСС стабильны и долго сохраняются в воде и других объектах окружающей среды в исходном состоянии, что увеличивает опасность их неблагоприятного воздействия на человека. Ведущий представитель ГСС - хлороформ практически не подвергается гидролизу в водной среде: время !/г жизни при 25С составляет несколько сотен лет. При фотохимической деструкции хлороформ в воде разрушается быстрее -время х/г жизни - около 44 дней. Хлороформ тормозит процессы БПК, что свидетельствует о его слабой биоразлагаемости. В концентрациях выше 1 мг/л он оказывает токсическое действие на микроорганизмы. Анаэробные бактерии в зависимости от исходной концентрации разрушали 78-99% хлороформа за 2-16 недель. Устойчив к окислению и фотолизу четыреххлористый углерод: он почти не гидролизуется, практически не подвергается биоразлагаемости в аэробных условиях, а в анаэробных процессах разрушается только при 16 дневной экспозиции. Хлороформ, четыреххлористый углерод, бромдихлорметан способны к биоаккумуляции и могут накапливаться в рыбе в количествах, в 10-20 раз превышающих их концентрации в воде [291, 292].
В итоге оказывается, что ГСС имеют чрезвычайно широкое, практически повсеместное распространение, могут одновременно обнаруживаться в нескольких объектах окружающей среды - в воде, атмосферном воздухе, пищевых продуктах.
В России не менее 50% городского населения вынуждено пить и употреблять для личной гигиены и хозяйственных нужд хлорированную водопроводную воду. Поэтому можно заключить, что ежедневному, в течение многих лет, воздействию ГСС подвергаются в РФ десятки миллионов человек. ГСС практически повсеместно обнаруживаются не только в питьевой воде и горячей воде водопроводных систем [105, 406], но и в речной воде и фунтовых водах, особенно в промышленно развитых регионах. Например, в питьевой воде централизованных систем водоснабжения на территории Ленинградской, Вологодской и Пензенской областей постоянно обнаруживаются хлороформ, тригалометаны, четыреххлористый углерод и хлорфенолы [37, 108, 199]. Повышенные уровни зафязнения питьевой воды ГСС регистрируются в Ямало-Ненецком автономном округе, Кузбассе (вода р. Томь), в Архангельской, Свердловской, Пермской, Челябинской, Тверской и Курганской областях, в городах Котласе, Пскове, Архангельске, Астрахани, Зеленофаде (Московская область) [147, 188, 212]. В питьевой воде некоторых городов (Кемерово, Юрга) отмечены весьма значительные превышения ПДК ГСС: до 7-12 раз для хлороформа, до 10-20 раз для четыреххлористого углерода [188]. По нашим данным в воде р. Москвы концентрации хлороформа могут достигать 160 мкг/л. Следует особо отметить, что водопроводная вода может достаточно часто поступать в разводящую сеть с превышениями гигиенических нормативов ГСС, образующихся при хлорировании. В 1998 г. в РФ доля проб воды, не соответствующей гигиеническим нормативам по содержанию ГСС, составила для всех коммунальных водопроводов 3,6%, из поверхностных источников -4,7%, для ведомственных - соответственно 9,3 и 11,3%. В отдельных регионах этот показатель по водопроводам из поверхностных источников оказался значительно выше: в Ямало-Ненецком автономном округе -70%, Тверской области - 31,3%, Свердловской - 16,6% [51]. Причем речь идет о превышении прежних нормативов ГСС, которые в настоящее время снижены в 2 - 20 раз, а для ряда соединений установлены вновь [174]. Безусловно, процент проб питьевой воды, в которых нормативы ГСС превышены, сейчас оказался бы еще большим.
Присутствие ГСС во многих объектах окружающей среды определяет множественность путей их воздействия на человека. Как правило, основное значение придается их поступлению в организм с хлорированной питьевой водой через желудочно-кишечный тракт. Однако не следует забывать, что некоторые ГСС легко переходят из воды в воздух, т.к. являются летучими и имеют низкую температуру кипения, например, хлороформ - 61-62, четыреххлористый углерод - 76,75, бромди-хлорметан - 90, хлоральгидрат - 96,3, хлористый циан - 12,7. Хотя исследования этого процесса немногочисленны, показано, что при концентрациях хлороформа в воде плавательных бассейнов на уровнях 3,04-27,8 мкг/л, его содержание в воздухе варьировало от 7,77 до 191 мкг/м . В крови пловцов при этом обнаруживалось 1,14-5,23 мкг/л хлороформа, т.е. всего в 3-5 раз меньше, чем в воде бассейна [265]. Несмотря на то, что хлороформ в воде присутствовал на уровнях ниже ПДК, он накапливался в воздушном пространстве бассейна в количествах, превышавших максимальную разовую концентрацию для атмосферного воздуха почти в 2 раза. Естественно, что в небольших ванных комнатах концентрации хлороформа в воздухе окажутся еще выше, особенно при его содержании в воде близком к ПДК. Любители посещать бассейн, принимать ванну, гигиенический или лечебный душ, завсегдатаи парных бань и саун вместо оздоровительного эффекта рискуют получить увеличенную дозу хлороформа, тем более что его коэффициент распределения кровь/воздух составляет 7,4-8 и он интенсивно переходит в легких из воздушной среды в кровь [271, 295]. Дополнительным источником поступления в организм хлороформа и других ГСС для населения могут стать обычные бытовые процессы -стирка и кипячение белья, приготовление пищи, мытье полов и т.д. Из ванных комнат и кухонь, воздух которых насыщается ГСС, они распространяются по всему воздушному пространству квартир. В исследованиях, выполненных на Тайване, показано, что во время приготовления пищи ингаляционным путем в организм поступает доза ТГМ, примерно равная поступающей внутрь с питьевой водой [350]. В особенно же неблагоприятные условия попадают работники прачечных, бань, бассейнов, пищеблоков столовых и ресторанов, где воздействие ГСС приобретает характер профессиональной вредности. Небольшие количества продуктов хлорирования могут поступать в организм с пищевыми продуктами (рыбой) и с напитками, для приготовления которых использовалась хлорированная вода.
До последнего времени совершенно не принимался во внимание чре-скожный путь поступления ГСС в организм. Так, хлороформ и четырех-хлористый углерод легко проникают из воды через неповрежденную кожу, что особенно опасно для новорожденных и детей первых лет жизни, ко а которых имеет большую проницаемость, чем у взрослых людей. Оценка кожной проницаемости на взрослых волонтерах методом аппликации позволила установить, что из водных растворов адсорбировалось 8,2% нанесенной на кожу дозы хлороформа [283]. В исследованиях в условиях закрытого плавательного бассейна с хлорированной водой из воздуха поступало 76-78%, а через кожу - 22-24% всего попавшего в организм хлороформа [346].
