2.2.6. Допустимые уровни содержания химических веществ в пищевых продуктах

При обосновании допустимого уровня химических веществ в пищевых продуктах основное внимание уделяется изучению длительного воздействия на организм малых доз ингредиентов. В экспериментах используются интегральные тесты и наблюдаются поведенческие реакции подопытных животных, отражающие общее состояние организма. Учитывается целый ряд факторов, которые связаны с особенностями действия вредных веществ, поступающих в организм с пищей:

1) пищевой рацион, который может в некоторых случаях играть защитную роль;

2) исследование и учет интерметирующего действия, т. е. перерывов в питании или потреблении того или иного продукта, обусловленных сезонностью;

3) наблюдение за влиянием посторонних в продуктах питания веществ, которые могут приводить как к потенцированию (усилению), так и к ингибированию (снижению) отрицательного действия вредных веществ;

4) подбор экспериментальных групп, не одинаковых по действию на них тех или иных факторов.

Допустимые содержания химических веществ определяются по основным группам пищевых продуктов (мясные, молочные, рыбопродукты и т. д.). При переходе от данных, полученных в экспериментах на лабораторных животных, к человеку устанавливается коэффициент запаса, который рассчитывается на основе величины видовой чувствительности:

k₁=.

Здесь ЛД_{50 (max)}, ЛД_{50 (min)}— летальная доза для наименее и для наиболее чувствительного вида соответственно. Полученные подпороговые концентрации вредного вещества делят на коэффициент запаса и таким образом получают допустимый уровень содержания исследуемого вещества в пищевых продуктах.

Санитарные правила и нормы (СанПиН 2.3.2.1078-01. Гигиенические требования к безопасности и пищевой ценности пищевых продуктов), содержащие гигиенические требования к безопасности и пищевой ценности пищевых продуктов, носят комплексный характер. Стандарт отражает требования к содержанию химических веществ, микробиологическим показателям, пищевой ценности продуктов. Из химических веществ оцениваются допустимые уровни содержания свинца, мышьяка, кадмия, ртути (в некоторых случаях добавляется олово, хром, медь и железо), пестицидов, полихлорбифенилов, диоксинов, полиароматических углеводородов, а также антибиотиков и ингибирующих веществ. Из радионуклидов контролируется активность ¹³⁷Csи⁹⁰Sr.

2.2.7. Биоиндикация и биотестирование в экологическом нормировании

Охрана окружающей среды и контроль уровня ее загрязнения требуют привлечения эффективных и недорогих методов изучения природных комплексов. Среди разработанных в настоящее время подходов к оценке состояния природной среды одним из перспективных направлений является биоиндикация загрязнений, которая основана на изучении различных биологических, физиологических, анатомических и других отклонений в развитии организмов, а также их сообществ, возникающих под действием внешних факторов (Опекунова, 2004). Биоиндикация включает ряд относительно дешевых и информативных методов оценки экологического состояния окружающей среды, базирующихся на исследовании реакций организмов в ответ на антропогенное воздействие. Все больше возрастает роль биоиндикационных исследований при решении вопросов охраны природы и рационального природопользования на экосистемном уровне.

В процессе онтогенеза у организмов вырабатываются определенные требования к характеру местообитания: водному и световому обеспечению, минеральному питанию, температурному режиму и т. д. Изменения, происходящие в окружающей среде под влиянием человека, воздействуют на живые организмы, приводя к различным отклонениям в их развитии. Сбросы и выбросы загрязняющих веществ, изменение светового, водного и температурного режимов территорий, шумовое, радиационное загрязнение и другие виды нарушений накладываются друг на друга, приводя к суммарному воздействию, интенсивность которого можно оценить только по реакциям живых существ. Биоиндикаторы дают точную интегральную характеристику качества среды обитания и ее пригодности или непригодности для живого.

Сейчас разработано довольно много приемов оценки состояния окружающей среды по индикаторным видам и различным параметрам структуры и строения биоценозов. К числу наиболее распространенных методов относятся: биогеохимический, спектрофотометрический, микробиологический, фитоиндикационный, зооиндикационный, биоценотический, биотестирование и др.

При оценке экологической ситуации принято учитывать токсическую активность не только анализируемых загрязняющих веществ и других химических соединений, но и продуктов их гидролиза, разложения и трансформации. Кроме того, часто за рамками исследований остается эффект комбинированного действия загрязняющих веществ, проявляющегося в аддитивности, потенцировании и ингибировании влияния. В связи с этим в дополнение к обычным методам химико-аналитического контроля, применяемым для обнаружения источников загрязнения, оценки качества состояния окружающей среды или экологического мониторинга, значительный эффект дает биотестирование. Это метод определения степени токсического воздействия физических, химических и биологических факторов среды, потенциально опасных для организмов данной экосистемы. Оно осуществляется экспериментально в лаборатории или в естественных условиях путем регистрации изменения биологически важных показателей исследуемых природных или природно-техногенных объектов с последующей оценкой их состояния в соответствии с выбранными критериями токсичности. Тест-объектами (организмами) могут быть бактерии, дрожжи, простейшие, водоросли, пиявки, моллюски, рыбы и т. д. Кроме того, наравне с целостными организмами в качестве тест-объектов выступают отдельные органы, ткани или клетки. Биотест ставится на определение общей токсичности, на мутагенность и канцерогенность. В первом случае фиксируются показатели гибели организмов, морфологические нарушения, морфофункциональные изменения и отклонения в поведении и двигательной активности тест-объектов. Для изучения мутагенности и канцерогенности проводят кратковременные тесты с фиксацией хромосомных повреждений, генных мутаций и повреждений ДНК.

Воздействие на тест-объект может осуществляться посредством имитации всех возможных путей поступления вредного вещества в организм. Тестируемыми средами являются вода, реже атмосферный воздух. Возможно также изучение опосредованного воздействия на тест-объект твердых компонентов окружающей среды: почв, донных осадков, грунтов или материалов и отходов. В этом случае используют поровые воды перечисленных сред или водные вытяжки из них и отходов. Кроме того, биотесты могут проводиться в фазе взвешенных частиц. Однако основными объектами применения методов биотестирования выступают сточные и природные воды.

Интенсивное развитие методов биотестирования началось в 50-х годах прошлого века. В последние 30–35 лет методы биологического контроля качества вод стали законодательно применяться в ФРГ, широко использоваться государственными органами контроля в области охраны окружающей среды в США, Франции, Англии и Уэльсе. С 1986 г. методы биотестирования для контроля сточных и природных вод внедряются и в нашей стране. К настоящему времени разработано более 50 стандартов.

В основе методики биотестирования лежит сравнение тестируемых образцов с контрольными пробами по истечении определенного времени. При этом могут проводиться экспериментальное биотестирование (до нескольких часов), оценка острого токсического воздействия (в течение 1–3 суток экспозиции), хронического токсического воздействия (7–10 суток), а также прогноз отдаленных последствий (2–3 недели).

Наиболее часто используемый тест-объект — рачок Daphnia manga, для контроля токсичности сточных вод и выявления источников загрязнения. Широкую апробацию получили тесты на поведенческие и физиологические реакции рыб (метод рыбной пробы), в частности на реакцию ухода рыбы из опасной зоны. Выполняют тесты на пиявках — двигательная реакция, моллюсках — реакция закрытия створок, голотуриях — скорость потребления кислорода, и др. В последние годы практикуется проведение биотестирования с несколькими тест-организмами одновременно, например, с аквариумными рыбками гуппи, моллюсками и рачками дафнии. При этом используются следующие критерии. При гибели 50% особей одного тест-объекта вода оценивается как слабо токсичная, в случае 50% гибели особей всех тест-объектов — как сильно токсичная.

Для определения токсичности природных пресных вод и донных отложений, сточных вод и отработанных буровых растворов Министерством природных ресурсов России в 2002 г. рекомендовано применение методик биотестирования по снижению уровня биолюминесценции бактерий Photobacteriumphosphoreum (Cohn)Ford, по динамике снижения прироста инфузорийTetrahymena pyriformis (ehrenberg)Schewiakoff, по угнетению роста пресноводных водорослейScenedesmus quadricauda (Turp)Breb, по гибели ракообразныхDaphnia magna Straus иCeriodaphnia affinis Lilljeborg, по выживаемости и плодовитости ракообразных Ceriodaphnia affinis Lilljeborg, по гибели рыб гуппиPoecillia reticulata Peters. Оценку токсичности морских вод и донных отложений, сточных вод разной степени солености и отработанных буровых растворов, сбрасываемых в морские воды, рекомендуется проводить с помощью методик биотестирования по угнетению роста одноклеточных морских водорослейPhaeodactilumtricomutum Bohlin, по гибели ракообразныхArtemia salina L. и рыбPoecillia reticulata Peters, по снижению уровня биолюминесценции бактерийPhotobacteriumphosphoreum (Cohn)Ford.

В целом при оценке уровня токсичности среды биотестирование в качестве метода, дополняющего химико-аналитический комплекс, обладает рядом несомненных достоинств:

1) тест-объект, как правило, реагирует на относительно слабые антропогенные нагрузки вследствие эффекта кумуляции доз вредного воздействия;

2) в тесте суммируется действие всех без исключения биологически вредных антропогенных факторов, включая физические и химические воздействия;

3) по результатам тестов достаточно надежно вскрываются тенденции изменения ситуации в окружающей среде.

Однако в процессе исследований и выполнения экспериментов выявлен и целый ряд недостатков обсуждаемого метода. Существенной проблемой использования простейших организмов является их несопоставимость с многоклеточными, реакция которых на те же изменения в водной среде может быть другой. Так, например, инфузории реагируют на тяжелые металлы при их содержании в воде на несколько порядков ниже ПДК. В отношении биогенных соединений, наоборот, реакция наступает при концентрациях, на несколько порядков превышающих ПДК. Очень значительны не только межвидовые, но и внутривидовые колебания пороговых концентраций загрязняющих веществ. Так, смертельные концентрации некоторых поллютантов для Daphnia mangaзачастую на несколько порядков ниже пороговых концентраций для рыб (табл. 6). Среди других недостатков метода можно выделить низкую надежность, сложность трактовки результатов и их переноса с одного вида на другой, отсутствие разработанных оценочных шкал.

С целью преодоления хотя бы части перечисленных проблем в последние годы специалистами предлагаются новые подходы к выбору тест-организмов на основе эволюционных, физиологических, психо-поведенческих и других характеристик. Суть этих предложений заключается в учете основных особенностей адаптационных процессов и данных о чувствительности и резистентности тест-организмов, во введении в практику биотестирования элементов этологического анализа (этология – наука об инстинктах), а также правильность определения сроков тестирования. По перечисленным критериям наиболее подходящими являются беспозвоночные гидробионты (ракообразные и брюхоногие моллюски) достаточно высокого уровня организации. Для тестирования донных осадков в качестве тест-объектов рекомендуются донные беспозвоночные. Обосновывается целесообразность одновременного проведения общей оценки токсичности вод и тестов на загрязняющие вещества. В этом случае может быть использовано свойство некоторых организмов реагировать на конкретные поллютанты. Необходимое внимание уделяется разработке единых шкал биологической оценки токсичности сред.

Таблица 6. Предельно допустимые, пороговые и токсические концентрации загрязняющих веществ для гидробионтов

Загрязняющие	ПДК в воде, мг/л		Пороговые концентрации, мг/л			ЛД50, мг/л
вещества	хозяйственно-питьевые	рыбохозяйст-венные	для рыб	для гидробионтов	для Daphnia manga
Алюминий	0,5	0,04	50-280	200	135
Бериллий	0,002	0,003	1–28	28	Не опр.
Барий	0,1	0,74	1100–8300	83	19,1
ДДТ	0,1	Нет	0,02–0,1	300–1000	0,0032
Железо	0,3	0,01 0,05*	0,9–2,0	Не опр.	16,7
Кадмий	0,001	0,005	3–20	0,03–200	0,0016
Кобальт	0,1	0,01 0,005*	30–100	1–1000	1,41
Линдан	0,004	Нет	0,03–0,2	0,025–1,0	Не опр.
Литий	0,03	0,0007	2000–3500	Не опр.	>>
Марганец	0,1	0,01 0,05*	75–200	15–100	21,8
Медь	1,0	0,001 0,005*	0,08–0,8	0,08–10	0,013
Мышьяк	0,05	0,05 0,01*	15–23	2–11	31,0
Нефтепродукты	0,1	0,05	50	1,4	0,1
Никель	0,1	0,01	25-55	22–1000	0,032
Нитриты	3,3	0,08	5,0–10	20–40	Не опр.
Ртуть	0,0005	Нет 0,0001*	0,1–0,9	0,03–0,5	0,004
Свинец	0,03	0,1 0,01*	0,2–10	0,1–10	0,09
Серебро	0,05	Нет	0,02	0,01–0,1	0,01
Фосфор элементарный	0,0001	>>	40	0,025	0,25
Хлор активный	Нет	>>	0,05–0,4	0,05–5,0	Не опр.
Хром	0,05	0,02	15–80	Не опр.	0,42
Цинк	1,0	0,01 0,05*	0,1–2,0	>>	0,007

П р и м е ч а н и е. В таблице использованы материалы: Врочинский и др., 1980; Загребин, 1995ф; Метелев и др., 1971; Liebman, 1960; звездочкой отмечены значения ПДК для морских (соленых) вод