stringtranslate.com

Диоксины и диоксиноподобные соединения

Диоксины и диоксиноподобные соединения ( ДПС ) представляют собой группу химических соединений , которые являются стойкими органическими загрязнителями (СОЗ) в окружающей среде . Они в основном являются побочными продуктами сжигания или различных промышленных процессов или, в случае диоксиноподобных ПХБ и ПББ , нежелательными второстепенными компонентами преднамеренно производимых смесей. [1] [2]

Некоторые из них очень токсичны, но токсичность среди них варьируется в 30 000 раз. Они сгруппированы вместе, потому что их механизм действия одинаков. Они активируют арильный углеводородный рецептор (рецептор AH), хотя и с очень разной степенью связывания, что приводит к высоким различиям в токсичности и других эффектах. Они включают: [1] [3] [4]

Диоксины имеют различную токсичность в зависимости от количества и положения атомов хлора . Поскольку диоксины относятся к такому широкому классу соединений, которые сильно различаются по токсичности, была разработана концепция коэффициента токсической эквивалентности (TEF) для облегчения оценки риска и нормативного контроля. TEF существуют для семи конгенеров диоксинов, десяти фуранов и двенадцати ПХБ. Референтным конгенером является наиболее токсичный диоксин TCDD, который по определению имеет TEF, равный единице. [5] По сути, умножение количества конкретного конгенера на его TEF дает количество, токсикологически эквивалентное TCDD, и после этого преобразования все диоксиноподобные конгенеры можно суммировать, и полученное эквивалентное количество токсичности (TEQ) дает приближенное значение токсичности смеси, измеренное как TCDD.

Диоксины практически нерастворимы в воде, но имеют относительно высокую растворимость в липидах . Поэтому они имеют тенденцию связываться с органическими веществами, такими как планктон, листья растений и животный жир. Кроме того, они имеют тенденцию адсорбироваться на неорганических частицах, таких как зола и почва. [6]

Диоксины чрезвычайно стабильны и, следовательно, имеют тенденцию накапливаться в пищевой цепи . Они выводятся очень медленно из организма животных, например, период полураспада ТХДД у людей составляет от 7 до 9 лет. [4] [7] [8] Случаи загрязнения ПХБ часто регистрируются как случаи загрязнения диоксином, поскольку они вызывают наибольшую обеспокоенность общественности и регулирующих органов. [9] [1]

Химия

Существует 75 возможных конгенеров полихлорированных дибензо -п- диоксинов, но только 7 из них имеют сродство к арильному углеводородному рецептору (рецептор AH) и токсичны через этот механизм. Решающими структурами являются так называемые боковые хлорины в положениях 2, 3, 7 и 8. Эти 4 хлорина также делают конгенеры устойчивыми, поскольку они предотвращают микробную деградацию. Дополнительные хлорины делают соединения менее мощными, но в основном эффекты остаются теми же, хотя и при более высоких дозах. Существует 135 возможных дибензофуранов и 10, в которых боковые хлорины являются диоксиноподобными. [5]

Критические структуры ПХДД/Ф.

Существует 209 соединений ПХБ. Аналогично ПХДД, для диоксиноподобной активности необходимо по крайней мере два боковых хлора в каждом кольце в положениях 3, 4 и/или 5. Поскольку рецептор AH требует плоской (плоской) структуры, только конгенеры ПХБ, которые могут свободно вращаться вдоль оси C—C между кольцами, могут присоединяться к рецептору. Заместители в орто-положениях 2 и 6 предотвращают вращение и, таким образом, мешают молекуле занять плоское положение. Моно-орто-конгенеры (один Cl в 2, 2', 6 или 6') обладают минимальной активностью. Не было замечено никакой значительной диоксиноподобной активности, если есть два или более о-хлора. [5] Бромированные диоксины и бифенилы обладают схожими свойствами, но они изучены гораздо меньше. [5]

Структуры бифенила и 3,3',4,4',5-пентахлорбифенила

Многие природные соединения имеют очень высокое сродство к рецепторам AH. К ним относятся индолы, флавоны, бензофлавоны, имидазолы и пиридины. [10] [1] Эти соединения быстро метаболизируются, но постоянное поступление с пищей может вызвать активацию рецепторов, аналогичную фоновым уровням диоксинов. [11] Однако они не достигают концентраций, вызывающих типичную диоксиноподобную токсичность.

Механизм действия

Схематическая диаграмма некоторых сигнальных путей AHR. Канонический путь изображен сплошными черными стрелками, альтернативные пути — пунктирными стрелками, а пересечение этих двух — сплошной красной стрелкой. Зеленые столбцы представляют AHR, красные столбцы — ARNT, желтые столбцы — ARA9 (AIP, Xap2), синие столбцы — HSP90 и синие овалы — p23. Связывание диоксина с AHR (1.) приводит к его транслокации в ядро ​​импортином-β, (2.) гетеродимеризации с ARNT и связыванию с ДНК в DRE, (3.) модулированию уровней экспрессии целевых генов (зеленые стрелки). Одним из продуктов гена, повышаемых этим механизмом, является AHRR, репрессорный белок, который образует петлю обратной связи, которая ингибирует действие AHR. AHR в конечном итоге деградирует под действием убиквитин-протеасомной системы (4.). Активация AHR может также быстро увеличить внутриклеточную концентрацию Ca 2+ (5.), что в свою очередь может в конечном итоге привести к усилению экспрессии гена Cox2. Повышение Ca 2+ активирует CaMKs, которые, по-видимому, играют важную роль в транслокации AHR. Другим примером эффектов, опосредованных AHR через неканонические пути, является подавление белков острой фазы (6.), которое не включает связывание ДНК. (упрощенно и модифицировано из Lindén et al.) [12]

Рецептор арильных углеводородов (рецептор AH) является древним рецептором, и его многочисленные функции были обнаружены только недавно. [13] [14] [15] Это белок возрастом более 600 миллионов лет, встречающийся у всех позвоночных, и его гомологи были обнаружены у беспозвоночных и насекомых. Он классифицируется как член основного семейства факторов транскрипции спираль-петля-спираль / Per-Arnt-Sim (bHLH/PAS) , и он действует, изменяя транскрипцию ряда генов (см. рисунок). [12] [16] Активность рецептора AH необходима для нормального развития и многих физиологических функций. Мыши, у которых отсутствует рецептор AH (нокауты), болеют сердечной гипертрофией, фиброзом печени, репродуктивными проблемами и ослабленной иммунологией. [1]

Рецептор AH важен в токсикологии по двум совершенно разным причинам. Во-первых, он индуцирует несколько ферментов, важных для метаболизма чужеродных веществ, так называемых ксенобиотиков . К ним относятся как окислительные ферменты фазы I , так и конъюгативные ферменты фазы II, например, CYP 1A2, CYP1B1, CYP2S1, CYP2A5, ALDH3, GSTA1, UGT1A1, UGT1A6, UGT1A7 и NQO1. [17] По сути, это защитная функция, предотвращающая токсические или канцерогенные эффекты ксенобиотиков, но в некоторых условиях это может также приводить к образованию реактивных метаболитов, которые являются мутагенными и канцерогенными. Эта индукция ферментов может быть инициирована многими природными или синтетическими соединениями, например, канцерогенными полициклическими углеводородами, такими как бензо (а) пирен , [17] несколькими природными соединениями, [10] и диоксинами. [1] Во-вторых, рецепторы AH участвуют в активации или подавлении генов, которые приводят к токсическим эффектам высоких доз диоксинов. [1] Поскольку ТХДД в высоких дозах может влиять на транскрипцию, возможно, сотен генов, гены, имеющие решающее значение для множества токсических эффектов диоксинов, до сих пор не очень хорошо изучены. [18]

Связывание диоксиноподобных соединений с рецептором AH позволило измерить общую диоксиноподобную активность образца с помощью биоанализа CALUX (Chemical Activated LUciferase gene eXpression). Результаты были сопоставимы с уровнями TEQ, измеренными с помощью гораздо более дорогой газовой хроматографии-масс-спектрометрии высокого разрешения в образцах окружающей среды. [19]

Токсичность

Токсичность диоксина основана на ненадлежащей активации физиологически важного рецептора, и поэтому необходимо тщательно учитывать дозозависимый ответ. [1] Ненадлежащая стимуляция многих рецепторов приводит к токсическим результатам, например, передозировка витамина А приводит к ненадлежащей активации ретиноидных рецепторов, что приводит, например, к порокам развития, а передозировка кортикостероидов или половых гормонов приводит к множеству неблагоприятных эффектов. Поэтому важно отделить эффекты низких доз, вызывающих активацию рецептора в физиологическом диапазоне, от эффектов высоких токсичных доз. Это тем более важно из-за больших различий в воздействии даже среди людей. Западное население сегодня подвергается воздействию диоксинов в дозах, приводящих к концентрациям от 5 до 100 пикограммов/г (как ТЭ в жире тела), а самые высокие концентрации при случайных или преднамеренных отравлениях составляли от 10 000 до 144 000 пг/г, что приводило к драматическим, но не смертельным исходам. [1]

Наиболее значимыми токсическими последствиями диоксинов как для людей, так и для животных являются рак и последствия для развития потомства. Оба были задокументированы при высоких дозах, наиболее точно в экспериментах на животных. Что касается последствий для развития, то существует согласие, что нынешние уровни диоксина во многих популяциях не очень далеки от тех, которые вызывают некоторые эффекты, но пока нет консенсуса относительно безопасного уровня. [1] [20] Что касается рака, существуют разногласия относительно того, как экстраполировать риск от высоких токсичных доз на нынешние низкие уровни воздействия. [1]

Хотя сродство диоксинов и связанных с ними промышленных токсикантов к рецептору Ah не может полностью объяснить все их токсические эффекты, включая иммунотоксичность, эндокринные эффекты и стимулирование опухолей , токсические реакции, по-видимому, обычно зависят от дозы в определенных диапазонах концентраций. Также сообщалось о многофазной зависимости доза-реакция , что приводит к неопределенности и спорам об истинной роли диоксинов в показателях заболеваемости раком. [21] Считается, что эндокринная разрушающая активность диоксинов происходит как нисходящая функция активации рецептора AH, при этом статус щитовидной железы, в частности, является чувствительным маркером воздействия. ТХДД, наряду с другими ПХДД, ПХДФ и диоксиноподобными копланарными ПХБ, не являются прямыми агонистами или антагонистами гормонов и не активны в анализах, которые напрямую проверяют эти виды активности, таких как ER-CALUX и AR-CALUX. Также не было показано, что эти соединения обладают какой-либо прямой мутагенной или генотоксической активностью. [22] Их основное действие, вызывающее рак, — это стимулирование рака. Смесь ПХБ, такая как Aroclor, может содержать соединения ПХБ, которые являются известными агонистами эстрогена , но не классифицируются как диоксиноподобные с точки зрения токсичности. Мутагенные эффекты были установлены для некоторых низкохлорированных химикатов, таких как 3-хлордибензофуран, который не является ни стойким, ни агонистом рецептора AH. [23]

Токсичность для животных

Высокие дозы . Симптомы, связанные с токсичностью диоксина в исследованиях на животных, невероятно разнообразны, как по объему затронутых биологических систем, так и по диапазону дозировок, необходимых для их возникновения. [4] [1] [3] Острые эффекты однократного воздействия высокой дозы диоксина включают снижение потребления корма и синдром истощения , а также, как правило, отсроченную смерть животного в течение 1–6 недель. [12] До сих пор большинство исследований токсичности проводились с использованием 2,3,7,8-тетрахлордибензо -п -диоксина .

LD 50 ТХДД сильно различается между видами и даже штаммами одного и того же вида, при этом наиболее заметное различие наблюдается между, казалось бы, похожими видами хомяка и морской свинки. Оральная LD 50 для морских свинок составляет всего 0,5–2 мкг/кг веса тела, тогда как оральная LD 50 для хомяков может достигать 1–5 мг/кг веса тела. [4] Даже между различными штаммами мышей или крыс могут быть десятикратные или тысячекратные различия в острой токсичности. Многие патологические изменения наблюдаются в печени , тимусе и других органах. Некоторые эффекты, такие как атрофия тимуса, распространены у многих видов, но, например, токсичность для печени типична для кроликов. [4]

Низкие дозы . Очень мало признаков токсичности наблюдается у взрослых животных после низких доз, но эффекты развития могут возникать при низких уровнях диоксина, включая эмбриональные , неонатальные и, возможно, пубертатные стадии. [24] Хорошо известными эффектами развития являются расщелина неба , гидронефроз , нарушения развития зубов и полового развития , а также эндокринные эффекты. [24] Удивительно, но индукция ферментов, несколько эффектов развития и отвращение к новым продуктам питания возникают при схожих уровнях доз у животных, которые по-разному реагируют на острую токсичность высокой дозы. Поэтому было предложено разделить эффекты диоксина на эффекты типа I (индукция ферментов и т. д.) и эффекты типа II (летальность, повреждение печени, анорексия и стимулирование опухолей). [1] Причиной могут быть различные требования к структуре домена трансактивации рецептора AH для разных генов. Некоторые из этих эффектов низких доз на самом деле можно интерпретировать как защитные, а не токсические (индукция ферментов, отвращение к новым продуктам питания). [1]

Токсичность для человека

Высокие дозы. Токсичность диоксинов в высоких дозах была хорошо документирована после аварий, преднамеренных отравлений, случаев загрязнения пищевых продуктов и высоких промышленных воздействий. [1] [25] Три женщины в Вене, Австрия, были отравлены большими дозами ТХДД в 1998 году. Самая высокая концентрация ТХДД в жировой ткани составила 144 000 пг/г, самая высокая, когда-либо зарегистрированная у людей. Главной особенностью было хлоракне , серьезное кожное заболевание. Жертва выжила, а другие симптомы были скромными после начальных желудочно-кишечных симптомов и аменореи . [26] Другим острым инцидентом было преднамеренное отравление Виктора Ющенко , тогдашнего кандидата в президенты Украины, в 2004 году. Концентрация ТХДД в жире составила 108 000 пг/г. Также в этом случае наиболее ярким симптомом было хлоракне после начальной боли в животе, указывающей на гепатит и панкреатит . [27] Эти эпизоды показывают, что человек не так чувствителен, как наиболее чувствительные животные, поскольку дозы должны были достигать 25 мкг/кг.

Два серьезных несчастных случая с загрязнением пищевых продуктов были вызваны маслами ПХБ, используемыми в теплообменниках. [1] Масло ПХБ просочилось в масло из рисовых отрубей, потребляемое тысячами людей в Японии ( болезнь Юшо 1968) и на Тайване ( болезнь Ю-чэн 1979). Токсические эффекты были приписаны диоксиноподобным ПХБ и ПХДФ. Их ежедневное потребление было в 100 000 раз выше среднего потребления в настоящее время. [1] Было много проблем с кожей, хлоракне, отек век и гиперсекреция мейбомиевых желез в глазах. Дети, рожденные от матерей Юшо и Ю-чэн, были меньше нормы, у них была темная пигментация и иногда зубы при рождении и деформации зубов. Случаи гибели плода и выкидыши были обычным явлением. [28]

Возможно, самая известная авария с диоксином произошла в Севезо, Италия, в 1976 году. Из резервуара с хлорфенолами в воздух вылилось его содержимое, включая много килограммов ТХДД, и загрязнилась большая часть города. Самые высокие уровни ТХДД были обнаружены у детей, до 56 000 пг/г жира. Острые эффекты были ограничены хлоракне, хотя многие животные, такие как кролики, погибли после употребления загрязненной травы. [29] Зубные аберрации были обнаружены через 25 лет у лиц, подвергшихся воздействию в детстве, а несколько повышенный риск рака был подтвержден 35 лет спустя. [1]

Согласно исследованиям на животных, эффекты развития могут быть гораздо более важными, чем эффекты у взрослых. Они включают нарушения развития зубов , [30] и полового развития. [31]

Пример различий в ответах наглядно демонстрирует исследование, проведенное после катастрофы в Севезо , которое показало, что количество и подвижность сперматозоидов по-разному влияли на мужчин, подвергшихся воздействию, в зависимости от того, подвергались ли они воздействию до, во время или после полового созревания. [32]

В профессиональных условиях наблюдалось много симптомов, но воздействие всегда было связано с множеством химикатов, включая хлорфенолы , гербициды на основе хлорфеноксикислот и растворители . Поэтому было трудно получить окончательное доказательство диоксинов как причинных факторов. На сегодняшний день наилучшим доказанным эффектом является хлоракне. Предполагаемыми эффектами у взрослых являются повреждение печени и изменения в метаболизме гема , уровнях липидов в сыворотке , функциях щитовидной железы , а также диабет и иммунологические эффекты . [29]

Низкие уровни воздействия. Эффекты после низких уровней воздействия, таких как через пищу, было трудно доказать. Уровни диоксинов у современного населения составляют от 5 до 20 пг/г (TEQ в жире) и от 50 до 100 пг у пожилых людей [33] [34] или по крайней мере в 1000 раз ниже, чем при отравлениях (см. выше). Деформации зубов считались правдоподобными после длительного грудного вскармливания, когда концентрации диоксинов были высокими в 1970-х и 1980-х годах. [35] Когда концентрации снизились в 1990-х и 2000-х годах, эффекты больше не наблюдались. [1] Согласно исследованию, проведенному в России, количество сперматозоидов у 18-19-летних молодых мужчин было ниже, когда уровни диоксинов были выше в возрасте от 8 до 9 лет. [36] Это было в промышленных условиях, вызывающих относительно высокие уровни воздействия как для мальчиков, так и для их матерей. [1] Группа по загрязнению Европейского агентства по безопасности пищевых продуктов (EFSA) рекомендовала снизить допустимые уровни еженедельного потребления (TWI) на основе исследования с участием российских детей. [20] Эту рекомендацию можно оспорить, поскольку она не учитывает должным образом конкурирующие риски, вытекающие из утраченных преимуществ важных и здоровых продуктов питания, таких как определенные виды рыбы. [1] Уровни TWI не применяются при грудном вскармливании, поскольку преимущества грудного молока считаются гораздо более важными, чем отдаленные риски диоксинов. [37] Общий вывод может заключаться в том, что пределы безопасности не очень велики в отношении последствий для развития, но токсические эффекты маловероятны при нынешних уровнях диоксинов среди населения.

Ряд поперечных исследований показали связь между диабетом 2 типа и несколькими соединениями СОЗ, включая диоксины. [38] Такие наблюдательные исследования не могут доказать причинно-следственную связь, т. е. может быть связь, которая не доказывает, что одно является причиной другого. Основная проблема заключается в том, что подобные ассоциации можно найти со многими совершенно разными СОЗ, которые имеют только длительные периоды полураспада и тенденцию накапливаться в липидах. Это говорит о том, что все они могут быть связаны с диетой и ожирением, которые являются наиболее распространенными причинами диабета 2 типа. [1]

На протяжении многих лет высказывались предположения о различных эффектах диоксинов на эндометриоз , половое развитие, функцию печени , уровень гормонов щитовидной железы, уровень лейкоцитов , иммунные функции и даже обучение и интеллект. Хотя некоторые из этих эффектов могут быть возможны после сильного воздействия (как в катастрофе в Севезо), эти утверждения основаны только на потенциальном воздействии на население, не подкрепленном фактическими измерениями концентраций диоксина. [29] Например, поглощение из отбеленных тампонов, которое, как утверждается, связано с эндометриозом [39] , незначительно по сравнению с ежедневным потреблением диоксина из пищи. [33]

Канцерогенность

Диоксины являются общепризнанными канцерогенами в исследованиях на животных, хотя точный механизм не ясен. Диоксины не являются мутагенными или генотоксичными . [1] [22] [40] Агентство по охране окружающей среды США классифицировало диоксин и смесь веществ, связанных с источниками токсичности диоксина, как «вероятный канцероген для человека». [41] Международное агентство по изучению рака классифицировало ТХДД как канцероген для человека (класс 1) на основе явной канцерогенности для животных и ограниченных данных о человеке, [42] а впоследствии также 2,3,4,7,8-ПХДФ и ПХБ 126 как канцерогены класса 1. [43] Предполагается, что механизм в основном заключается в промотировании, т. е. диоксины могут ускорять образование опухолей, вызванных другими факторами, и отрицательно влиять на нормальные механизмы ингибирования роста опухоли. [22] Некоторые исследователи также предположили, что диоксин вызывает прогрессирование рака через совершенно иной митохондриальный путь. [44]

Как и в случае со многими токсичными конечными точками диоксина, четкую зависимость доза-реакция установить сложно. После случайного или высокого профессионального воздействия имеются данные о канцерогенности для человека. [45] [46] Рост заболеваемости раком был скромным, фактически достижение статистической значимости было сложным даже после высокого случайного или профессионального воздействия, как при отравлениях Юшо и Ючэн, аварии Севесо и комбинированных профессиональных когортах. [1] Поэтому споры о риске рака при низких уровнях популяции диоксинов понятны. [1] [21] [45] [34] Проблема с оценками МАИР [43] заключается в том, что они оценивают только опасность, т. е. канцерогенность при любой дозе. Вполне вероятно, что существует практический безопасный порог для негенотоксичных диоксинов, и нынешние уровни популяции не несут никакого риска рака. Таким образом, существует некоторое согласие в том, что риск рака также учитывается, если установлены пределы ежедневного потребления для защиты от последствий развития. [37] [1] Среди рыбаков с высокой концентрацией диоксина в организме смертность от рака снизилась, а не увеличилась. [47] Все это означает, что в случае важных полезных продуктов питания и грудного вскармливания необходим тщательный анализ пользы/риска перед установлением ограничений, чтобы избежать увеличения других рисков или потери пользы. [48]

Оценка риска

Неопределенность и изменчивость в зависимости доза-реакция диоксинов с точки зрения их токсичности, а также способность диоксинов к биоаккумуляции привели экспертов ВОЗ к рекомендации очень низкого переносимого суточного потребления (TDI) диоксина, 1-4 пг/кг веса тела в день, т. е. от 7x10−11 до 2,8x10−10 г на человека весом 70 кг в день, чтобы учесть эту неопределенность и обеспечить общественную безопасность во всех случаях. [37] Затем власти установили еженедельные или ежемесячные уровни потребления, которые равны TDI около 2 пг/кг. [1] Поскольку диоксины выводятся очень медленно, нагрузка на организм, накопленная в течение всей жизни, высока по сравнению с дневными дозами, и случайные умеренные превышения предельных значений не сильно ее меняют. Поэтому долгосрочное потребление гораздо важнее ежедневного потребления. [1] В частности, TDI оценивалась с целью гарантировать безопасность детей, рожденных от матерей, подвергавшихся ежедневному потреблению диоксинов в течение всей своей жизни до беременности. [37] Вероятно, что TDI для других групп населения может быть выше.

Одной из важных причин различий в различных оценках была канцерогенность. Если зависимость доза-реакция ТХДД при возникновении рака линейна, это может быть реальным риском. Если зависимость доза-реакция имеет пороговый тип или J-образную форму, то при текущих концентрациях риск невелик или отсутствует. Лучшее понимание механизмов токсичности, как надеются, повысит надежность оценки риска. [2] [49] Недавно Группа по загрязнению Европейского агентства по безопасности пищевых продуктов (EFSA) также провела переоценку эффектов развития . Они предлагают снизить допустимую еженедельную дозу (TWI) с 14 пг/кг до 2 пг/кг. [20] Это, вероятно, вызовет еще одну полемику, прежде чем будет принято европейскими странами. [1] Потребление диоксина и его уровни в грудном молоке в 1970-х и 1980-х годах были в 5-10 раз выше, чем в настоящее время, и было обнаружено очень мало эффектов, возможно, легкие эффекты развития зубов. [1]

Эквиваленты токсичности

Все диоксиноподобные соединения имеют общий механизм действия через арильный углеводородный рецептор (AHR), но их активность сильно различается. Это означает, что все они вызывают схожие эффекты, но для некоторых из них требуются гораздо большие дозы, чем для TCDD. Связывание с AHR, а также стойкость в окружающей среде и организме зависят от присутствия так называемых «боковых хлоров», в случае диоксинов и фуранов хлор замещает в позициях 2, 3, 7 и 8. [3] Каждый дополнительный небоковой хлор снижает активность, но качественно эффекты остаются схожими. Поэтому простая сумма различных диоксиновых конгенеров не является значимой мерой токсичности. Чтобы сравнить токсичность различных конгенеров и сделать возможным токсикологически значимую сумму смеси, была создана концепция эквивалентности токсичности (TEQ). [5]

Каждому конгенеру был присвоен коэффициент эквивалентности токсичности (TEF). [5] [50] Это указывает на его относительную токсичность по сравнению с TCDD. Большинство TEF были извлечены из данных токсичности in vivo на животных, но если они отсутствуют (например, в случае некоторых ПХБ), использовались менее надежные данные in vitro . [5] После умножения фактического количества или концентрации конгенера на его TEF, произведение представляет собой виртуальное количество или концентрацию TCDD, оказывающую воздействие той же величины, что и рассматриваемое соединение. Это умножение выполняется для всех соединений в смеси, и эти «эквиваленты TCDD» затем можно просто сложить, что приводит к TEQ, количеству или концентрации TCDD, токсикологически эквивалентной смеси.

Преобразование TEQ позволяет использовать все исследования наиболее изученных ТХДД для оценки токсичности смеси. Это наиболее полезно в нормативной работе, но может также использоваться в научных исследованиях. [51] Это напоминает общую меру всех алкогольных напитков: пиво, вино и виски можно сложить вместе как абсолютный алкоголь, и эта сумма дает токсикологически значимую меру общего воздействия.

TEQ применяется только к диоксиноподобным эффектам, опосредованным AHR. Некоторые токсические эффекты (особенно ПХБ) могут быть независимыми от AHR, и они не учитываются при использовании TEQ.

TEF также являются приближениями с определенным количеством научных суждений, а не научных фактов. Поэтому время от времени они могут переоцениваться. С 1980-х годов существовало несколько версий TEF. Последняя переоценка была проведена экспертной группой Всемирной организации здравоохранения в 2005 году.

Скелетная формула и схема нумерации заместителей исходного соединения дибензо -п -диоксина
(T = тетра, Pe = пента, Hx = гекса, Hp = гепта, O = окта)

Противоречие

Greenpeace и некоторые другие экологические группы призвали к поэтапному отказу от хлорной промышленности. [52] [53] [54] Однако сторонники хлорной промышленности говорят, что «запрет хлора будет означать, что миллионы людей в странах третьего мира умрут от нехватки дезинфицированной воды». [55] Шарон Бедер и другие утверждают, что спор о диоксине был очень политическим и что крупные компании пытались преуменьшить серьезность проблем диоксина. [53] [54] [56] Участвующие компании часто заявляли, что кампания против диоксина основана на «страхе и эмоциях», а не на науке. [57]

Потребление человеком и уровни

Большая часть потребления диоксиноподобных химикатов поступает из пищи животного происхождения: преобладают мясо, молочные продукты или рыба, в зависимости от страны. [1] [58] Ежедневное потребление диоксинов и диоксиноподобных ПХБ в качестве ТЭ составляет порядка 100 пг/день, т. е. 1-2 пг/кг/день. [1] Во многих странах как абсолютная, так и относительная значимость молочных продуктов и мяса снизилась из-за строгого контроля выбросов, что привело к снижению общего потребления. Например, в Соединенном Королевстве общее потребление ПХДД/Ф в 1982 году составило 239 пг/день, а в 2001 году — всего 21 пг/день (WHO-TEQ). [3] Поскольку периоды полураспада очень длительные (например, для ТХДД 7–8 лет), нагрузка на организм будет увеличиваться практически в течение всей жизни. Таким образом, концентрации могут увеличиваться в пять-десять раз в возрасте от 20 до 60 лет. [1] [59] [60] По той же причине кратковременное повышенное потребление, например, после инцидентов с загрязнением пищевых продуктов, не имеет решающего значения, если только оно не чрезвычайно велико или не длится в течение нескольких месяцев или лет. [1]

Снижение концентрации диоксина в грудном молоке в Швеции и Финляндии [1]

Наибольшая нагрузка на организм была обнаружена в Западной Европе в 1970-х и начале 1980-х годов, [1] [61] [62] , и тенденции были схожими в США [63]. Наиболее полезной мерой временных тенденций является концентрация в грудном молоке, измеренная за десятилетия. [33] [61] Во многих странах концентрации снизились примерно до одной десятой от показателей 1970-х годов, а общие концентрации TEQ сейчас составляют порядка 5-30 пг/г жира [1] [61] (обратите внимание на единицы измерения, пг/г - это то же самое, что и нг/кг, или нестандартное выражение ppt, иногда используемое в Соединенных Штатах). [3] Уменьшение обусловлено строгим контролем выбросов, а также контролем концентраций в продуктах питания. [64] [65] В молодой взрослой женской популяции США (возрастная группа 20–39 лет) концентрация составляла 9,7 пг/г липидов в 2001-2002 годах (среднее геометрическое). [60]

Определенные профессии, такие как рыболовство в некоторых районах, подвергаются воздействию исключительно высоких количеств диоксинов и связанных с ними веществ. [66] Это, наряду с высоким уровнем промышленного воздействия, может быть наиболее ценным источником информации о рисках для здоровья, связанных с диоксинами. [47]

Судьба диоксинов в организме человека

Диоксины хорошо усваиваются из пищеварительного тракта, если они растворены в жирах или маслах (например, в рыбе или мясе). [4] С другой стороны, диоксины имеют тенденцию плотно адсорбироваться на частицах почвы, и абсорбция может быть довольно низкой: было поглощено 13,8% данной дозы ТЭ в загрязненной почве. [67]

Те же особенности, которые вызывают стойкость диоксинов в окружающей среде, также вызывают очень медленное выведение у людей и животных. Из-за низкой растворимости в воде почки не могут выводить их с мочой как таковые. Сначала они должны быть метаболизированы в более водорастворимые метаболиты, но этот метаболизм, особенно у людей, чрезвычайно медленный. Это приводит к биологическому периоду полураспада в несколько лет для всех диоксинов. По оценкам, период полураспада ТХДД составляет от 7 до 8 лет, а для других ПХДД/Ф — от 1,4 до 13 лет, ПХДФ в среднем немного короче, чем ПХДД. [1] [3] [68]

У млекопитающих диоксины в основном встречаются в жире. Концентрации в жире, по-видимому, относительно схожи, будь то сывороточный жир, жир жировой ткани или молочный жир. Это позволяет измерять нагрузку диоксином, анализируя грудное молоко. [61] Однако первоначально, по крайней мере у лабораторных животных, после однократной дозы высокие концентрации обнаруживаются в печени, но через несколько дней жировая ткань будет преобладать. В печени крыс, однако, высокие дозы вызывают индукцию фермента CYP1A2, и он связывает диоксины. Таким образом, в зависимости от дозы, соотношение концентраций жира и печеночной ткани может значительно различаться у грызунов. [4]

Использует

Диоксины не имеют общего применения. Они производятся в небольших масштабах для химических и токсикологических исследований, но в основном существуют как побочные продукты промышленных процессов, таких как отбеливание хлором бумажной массы , производство пестицидов и процессы горения, такие как сжигание . Дефолиант Agent Orange содержал следовые количества примесей диоксина и в результате вызывал серьезные проблемы со здоровьем. [70] Консервант для древесины пентахлорфенол часто содержал диоксины и дибензофураны в качестве примесей. [71] Стокгольмская конвенция запретила производство и использование диоксинов в 2001 году.

Источники

Источники окружающей среды

Соединения PCDD/F никогда не синтезировались для каких-либо целей, за исключением небольших количеств для научных исследований. [12] Небольшие количества PCDD/F образуются всякий раз, когда органика, кислород и хлор доступны при подходящих температурах. [1] Это дополняется металлическими катализаторами, такими как медь. Оптимальный температурный диапазон составляет от 400 °C (752 °F) до 700 °C (1292 °F). Это означает, что образование происходит наиболее интенсивно, когда органический материал сжигается в условиях, далеких от оптимальных, таких как открытый огонь, пожары в зданиях, домашние камины и плохо эксплуатируемые и/или спроектированные мусоросжигательные печи для твердых отходов. [3] Исторически сжигание муниципальных и медицинских отходов было наиболее важным источником PCDD/F.

Соединения ПХБ , всегда содержащие низкие концентрации диоксиноподобных ПХБ и ПХДФ, были синтезированы для различных технических целей (см. Полихлорированные бифенилы ). Они попали в окружающую среду в результате аварий, таких как пожары или утечки из трансформаторов или теплообменников, или из содержащих ПХБ продуктов на свалках или во время сжигания. Поскольку ПХБ являются несколько летучими, они также переносились на большие расстояния по воздуху, что привело к глобальному распространению, включая Арктику. Только незначительная часть ПХБ в смесях являются диоксиноподобными. [1]

Другие источники ПХДД/Ф включают в себя:

При сжигании отходов

Улучшения и изменения были внесены почти во все промышленные источники для сокращения производства ПХДД/Ф. В сжигании отходов большое количество рекламы и беспокойства, окружавших диоксиноподобные соединения в 1980-1990-х годах, продолжает проникать в общественное сознание, особенно когда предлагаются новые мусоросжигательные и мусороперерабатывающие предприятия. В результате этих опасений процессы сжигания были улучшены за счет повышения температуры горения (более 1000 °C (1830 °F)), лучшего управления печью и достаточного времени пребывания, выделенного для обеспечения полного окисления органических соединений. Сжигание или «совместная переработка» муниципальных и твердых промышленных отходов в цементных печах является еще одним доказанным источником соединений ПХДД/Ф, несмотря на экстремально высокие температуры 1400–1500 °C (2550–2730 °F), что представляет риск в странах, где совместная переработка все чаще используется в качестве основной стратегии управления отходами, если не внедрены надлежащие экологический мониторинг и контроль. [72] В идеале процесс сжигания окисляет весь углерод до CO2 и преобразует весь хлор в HCl или неорганические хлориды до того, как газы пройдут через температурное окно 400-700 °C, где возможно образование PCDD/F. Эти вещества не могут легко образовывать органические соединения, а HCl легко и безопасно нейтрализуется в скруббере , в то время как CO2 выбрасывается в атмосферу. Неорганические хлориды включаются в золу.

Системы скруббера и удаления частиц способны улавливать часть PCDD/F, которые образуются даже на сложных мусоросжигательных заводах. Эти PCDD/F, как правило, не уничтожаются, а перемещаются в летучую золу . Были разработаны каталитические системы, которые уничтожают парообразные PCDD/F при относительно низких температурах. Эта технология часто сочетается с рукавным фильтром или системой SCR в хвостовой части мусоросжигательного завода.

Снижение диоксинов в окружающем воздухе в разных регионах (перерисовано из Dopico and Gomez, 2015) [73]

Предел Европейского Союза для концентрации диоксиноподобных соединений в отводимых дымовых газах составляет 0,1 нг/Нм³ ТЭ. [74] [75]

Как в Европе [76] , так и в США [77] выбросы резко сократились с 1980-х годов, даже на 90% (см. рисунок). Это также привело к снижению нагрузки на организм человека, что наглядно продемонстрировано снижением концентрации диоксинов в грудном молоке . [61] С существенным сокращением выбросов от мусоросжигательных заводов, другие потенциально крупные источники диоксиноподобных соединений, например, от лесных и лесных пожаров, увеличились по сравнению с промышленными источниками. [78] Однако они не включены в общий перечень из-за неопределенности в имеющихся данных. [79] Более недавнее исследование воздействия на окружающую среду случайных пожаров, включая лесные пожары , оценило выбросы диоксинов (ПХДД/Ф) как примерно эквивалентные выбросам от дорожного движения и сжигания муниципальных отходов. [80]

Открытое сжигание отходов (сжигание бочек на заднем дворе) не уменьшилось эффективно, и в США это теперь самый важный источник диоксинов. Общие годовые выбросы в США сократились с 14 килограммов (31 фунт) в 1987 году до 1,4 килограмма (3,1 фунта) в 2000 году. Однако сжигание бочек на заднем дворе сократилось лишь скромно с 0,6 килограмма (1,3 фунта) до 0,5 килограмма (1,1 фунта), в результате чего более трети всех диоксинов в 2000 году было получено только от сжигания на заднем дворе. [77]

Другие источники

Низкие концентрации диоксинов были обнаружены в некоторых почвах без какого-либо антропогенного загрязнения. Загадочный случай загрязнения молока был обнаружен в Германии. Было обнаружено, что источником был каолин , добавляемый в корм для животных. Диоксины неоднократно обнаруживались в глинах из Европы и США с 1996 года, при этом загрязнение глины предположительно было результатом древних лесных пожаров или аналогичных природных явлений с концентрацией ПХДД/Ф во время осаждения глины. [81]

Диоксины и биомасса

При выращивании сахарного тростника оставшийся жом после извлечения сахара используется в больших количествах для производства энергии (как технологического тепла , так и электроэнергии для использования как на самом сахарном заводе, так и для других потребителей), и на местном уровне он считается значительным источником диоксинов. [82] Это в основном указывает на то, что сжигание биомассы производит диоксины, и это должно происходить при достаточно высоких температурах, а также должна быть надлежащая фильтрация дымовых газов. Для очистки газов и загрязняющих веществ в сахарной промышленности часто используются мокрые газоочистители, такие как типа Вентури . Кроме того, используются также другие системы очистки - электростатические осадители и рукавные фильтры . [83] Эти методы могут быть недостаточными [82] [83] [84] Неправильно сожженная биомасса, которая подвергается только неполному сгоранию при низкой температуре , является причиной многих негативных последствий для здоровья, связанных с загрязнением воздуха внутри помещений, и представляет собой особую проблему на Глобальном Юге , где биомасса, такая как древесина или коровий навоз, часто является единственным общедоступным топливом для приготовления пищи и отопления домов. Помимо диоксинов, при сжигании биомассы в условиях низкого содержания кислорода выделяются и другие вредные продукты неполного сгорания, такие как оксид углерода . Использование пластика, особенно содержащего хлор пластика, такого как поливинилхлорид , в качестве топлива или поджигателя еще больше увеличивает выбросы диоксинов.

Экологическая стойкость и биоаккумуляция

Все группы диоксиноподобных соединений устойчивы в окружающей среде. Очень немногие почвенные микробы и животные могут расщеплять ПХДД/Ф с помощью боковых хлоринов (позиции 2, 3, 7 и 8). [85] Липофильность (тенденция искать жироподобные среды) и очень плохая растворимость в воде заставляют эти соединения перемещаться из водной среды в живые организмы, имеющие липидные клеточные структуры. Это называется биоаккумуляцией . Увеличение хлорирования увеличивает как стабильность, так и липофильность. Соединения с самыми высокими числами хлора (например, октахлордибензо-п-диоксин), однако, настолько плохо растворимы, что это препятствует их биоаккумуляции. [85] За биоаккумуляцией следует биоусиление . Липидорастворимые соединения сначала накапливаются в микроскопических организмах, таких как фитопланктон (планктон растительного характера, например, водоросли). Фитопланктон потребляется животным планктоном, его беспозвоночными, такими как насекомые, их мелкой рыбой, а затем крупной рыбой и тюленями. На каждой стадии или трофическом уровне концентрация выше, потому что стойкие химикаты не «сжигаются», когда высший организм использует жир организма-жертвы для производства энергии.

Из-за биоаккумуляции и биомагнификации виды на вершине трофической пирамиды наиболее уязвимы к диоксиноподобным соединениям. В Европе орлан-белохвост и некоторые виды тюленей приблизились к вымиранию из-за отравления стойкими органическими загрязнителями. [86] Аналогично, в Америке популяция белоголовых орланов сократилась из-за СОЗ, вызывающих истончение яичной скорлупы и другие репродуктивные проблемы. [87] Обычно неудачу приписывают в основном ДДТ , но диоксины также являются возможной причиной репродуктивных эффектов. И в Америке, и в Европе у многих водоплавающих птиц наблюдаются высокие концентрации диоксинов, но обычно недостаточно высокие, чтобы нарушить их репродуктивный успех. [86] [88] Благодаря дополнительному зимнему кормлению и другим мерам орлан-белохвост восстанавливается (см. Орлан-белохвост ). Также восстанавливаются кольчатые нерпы в Балтийском море.

Люди также находятся на вершине трофической пирамиды, особенно новорожденные. По оценкам, новорожденные, находящиеся исключительно на грудном вскармливании, подвергаются воздействию в общей сложности 800 пг ТЭ/день, что приводит к расчетной дозе на основе веса тела в 242 пг ТЭ/кг/день. [89] Из-за множества источников пищи у взрослых людей воздействие намного меньше, в среднем 1 пг ТЭ/кг-день, [89] а концентрации диоксина у взрослых намного меньше, 10-100 пг/г, по сравнению с 9000-340 000 пг/г (ТЭ в липидах) у орлов [86] или тюленей, питающихся почти исключительно рыбой.

Из-за различных физико-химических свойств не все конгенеры диоксиноподобных соединений одинаково хорошо находят свои пути к человеку. Измеряемые как TEQ, доминирующими конгенерами в тканях человека являются 2,3,7,8-TCDD, 1,2,3,7,8-PeCDD, 1,2,3,6,7,8-HxCDD и 2,3,4,7,8-PeCDF. [3] Это сильно отличается от большинства источников, где могут преобладать гепта- и окта-конгенеры. Группа ВОЗ, переоценивавшая значения TEF в 2005 году, выразила обеспокоенность тем, что выбросы не следует некритически измерять как TEQ, поскольку все конгенеры не одинаково важны. [5] Они заявили, что «когда оценка риска для человека должна проводиться из абиотических матриц, такие факторы, как судьба, транспорт и биодоступность из каждой матрицы, должны быть специально рассмотрены». [5]

Все СОЗ плохо растворимы в воде, особенно диоксины. Поэтому загрязнение грунтовых вод не было проблемой, даже в случаях сильного загрязнения из-за основных химикатов, таких как хлорфенолы. [90] В поверхностных водах диоксины связаны с органическими и неорганическими частицами.

Исследования по восстановлению

Давно известно, что ТХДД чувствителен к фотохимическому дехлорированию. При воздействии прямого солнечного света или УФ-излучения он разложится в течение нескольких часов. [91] Фотокатализ и другие методы также были опробованы в попытках удалить диоксины из почв и других сред. [92] [93] Поскольку диоксины плотно адсорбируются на частицах почвы, а микробная деградация (в основном через дегалогенирование, примером является Dehalococcoides CBDB1) [94] [95] диоксинов происходит очень медленно, исследователи активно пытались найти механизмы для увеличения деградации [96] или найти особенно активные виды микроорганизмов для целей биоремедиации. [97] [92] [93] В целом, это не было очень успешным. Кроме того, взаимодействия с микробиомами кишечника животных плохо изучены. [98]

Источники воздействия на человека

Наиболее важным источником воздействия на человека является жирная пища животного происхождения (см. Потребление человеком выше), [33] и грудное молоко. [89] Существуют большие различия между разными странами относительно наиболее важных пунктов. В США и Центральной Европе молоко, молочные продукты и мясо были, безусловно, самыми важными источниками. В некоторых странах, особенно в Финляндии и в некоторой степени в Швеции, рыба важна из-за загрязненной балтийской рыбы и очень низкого потребления из любых других источников. [3] В большинстве стран значительное снижение потребления диоксина произошло из-за более строгого контроля за последние 20 лет.

Исторически сложилось так, что профессиональное воздействие диоксинов было серьезной проблемой. [42] Диоксины образуются как важные токсичные побочные продукты при производстве ПХБ , хлорфенолов , гербицидов хлорфеноксикислот и других хлорированных органических химикатов. Это вызвало очень высокие уровни воздействия на рабочих в плохо контролируемых гигиенических условиях. У многих рабочих было хлоракне . В исследовании NIOSH в США средняя концентрация ТХДД у лиц, подвергшихся воздействию, составила 233 нг/кг (в липидах сыворотки), тогда как у не подвергавшихся воздействию рабочих она составила 7 нг/кг, хотя воздействие имело место 15–37 лет назад. [42] Это указывает на огромное предыдущее воздействие. Фактически, точный обратный расчет является предметом споров, и концентрации могли быть даже в несколько раз выше, чем первоначально предполагалось. [99]

Обработка и распыление гербицидов на основе хлорфеноксикислоты также может вызывать довольно высокие уровни воздействия, как это наглядно продемонстрировали пользователи Agent Orange во время Малайской чрезвычайной ситуации и во время войны во Вьетнаме . Самые высокие концентрации были обнаружены у нелетающего личного состава (например, при заполнении баков самолетов), хотя вариации были огромными, от 0 до 618 нг/кг ТХДД (среднее значение 23,6 нг/кг). [42] Другие профессиональные воздействия (работа на целлюлозно-бумажных комбинатах, сталелитейных заводах и мусоросжигательных заводах) были значительно ниже. [42]

Случайные воздействия были огромными в некоторых случаях. Самые высокие концентрации у людей после аварии в Севезо составили 56 000 нг/кг, а самое высокое воздействие, когда-либо зарегистрированное, было обнаружено в Австрии в 1998 году, 144 000 нг/кг (см. TCDD ). [26] Это эквивалентно дозе от 20 до 30 мкг/кг TCDD, дозе, которая была бы смертельной для морских свинок и некоторых пород крыс.

Воздействие от загрязненной почвы возможно, когда диоксины взрываются в пыли или дети едят землю. Вдыхание было четко продемонстрировано в Миссури в 1970-х годах, когда отработанные масла использовались в качестве пылеподавителя на конных аренах. Многие лошади и другие животные погибли из-за отравления. [100] Диоксины не являются ни летучими, ни водорастворимыми, и поэтому воздействие на людей зависит от прямого употребления в пищу почвы или производства пыли, которая переносит химикат. Загрязнение грунтовых вод или вдыхание паров химиката вряд ли вызовет значительное воздействие. В настоящее время в США насчитывается 126 участков Superfund с завершенным путем воздействия, загрязненных диоксинами.

Кроме того, известно, что ПХБ проходят через очистные сооружения и накапливаются в шламе , который используется на сельскохозяйственных полях в некоторых странах. В 2011 году в Южной Каролине SCDHEC принял экстренные правила по шламу после того, как было обнаружено, что ПХБ были сброшены на очистные сооружения. [101]

Известно также, что ПХБ смываются с промышленных предприятий и земель (т. н. иловых полей), загрязняя рыбу, [102] как это было вверх и вниз по реке Катоба в Северной и Южной Каролине. Власти штата опубликовали рекомендации по потреблению рыбы из-за накопления ПХБ в тканях рыб. [103]

Было несколько случаев загрязнения пищевых продуктов, один из самых известных произошел в Бельгии в 1999 году. [1] Резервуар с переработанными жирами, собранными для производства кормов для животных, был загрязнен маслом ПХБ, содержащим около 1 г диоксинов и 2 г DL-ПХБ. Это вызвало серьезную тревогу в Европейском союзе, но из-за относительно быстрого реагирования и медленного накопления диоксинов в организме человека не было никаких последствий для здоровья. [1] Похожий случай был в Ирландии в 2008 году. В 2008 году Чили пережила свиной кризис , вызванный высокой концентрацией диоксинов в экспортируемой свинине. Было установлено, что загрязнение было вызвано оксидом цинка, используемым в кормах для свинины, и привело к репутационным и финансовым потерям для страны, а также привело к введению новых правил безопасности пищевых продуктов. [104] Эти эпизоды подчеркивают важность контроля за продуктами питания, а раннее обнаружение гарантирует, что очень медленно накапливающиеся диоксины не увеличатся в организме человека до уровней, вызывающих токсические эффекты.

Ссылки

  1. ^ abcdefghijklmnopqrstu vwxyz aa ab ac ad ae af ag ah ai aj ak al am an ao ap aq Туомисто, Йоуко (2019). «Диоксины и диоксиноподобные соединения: токсичность для людей и животных, источники и поведение в окружающей среде». WikiJournal of Medicine . 6 (1): 8. doi : 10.15347/wjm/2019.008 . ISSN  2002-4436.
  2. ^ ab «Являются ли диоксины самыми опасными химическими веществами в нашей окружающей среде?». opasnet.org .
  3. ^ abcdefghi Краткий обзор диоксинов и ПХБ
  4. ^ abcdefg Pohjanvirta R, Tuomisto J (декабрь 1994 г.). «Краткосрочная токсичность 2,3,7,8-тетрахлордибензо-п-диоксина у лабораторных животных: эффекты, механизмы и модели животных». Pharmacological Reviews . 46 (4): 483–549. PMID  7899475.
  5. ^ abcdefghijklmn Ван ден Берг М., Бирнбаум Л.С., Денисон М., Де Вито М., Фарланд В., Фили М. и др. (октябрь 2006 г.). «Переоценка Всемирной организацией здравоохранения в 2005 г. факторов эквивалентности токсичности диоксинов и диоксиноподобных соединений для человека и млекопитающих». Toxicological Sciences . 93 (2): 223–241. doi :10.1093/toxsci/kfl055. PMC 2290740 . PMID  16829543. 
  6. ^ Weber R, Gaus C, Tysklind M, Johnston P, Forter M, Hollert H, Heinisch E, Holoubek I, Lloyd-Smith M, Masunaga S, Moccarelli P, Santillo D, Seike N, Symons R, Torres JP, Verta M, Varbelow G, Vijgen J, Watson A, Costner P, Woelz J, Wycisk P, Zennegg M (2008) Места, загрязненные диоксинами и СОЗ, — современная и будущая актуальность и проблемы: обзор предыстории, целей и сферы охвата серии. Environ Sci Pollut Res Int. Июль;15(5):363–393. doi :10.1007/s11356-008-0024-1. Epub 2008 Jul 3.
  7. ^ Агентство по регистрации токсичных веществ и заболеваний (ATSDR) (1998). Заявление общественного здравоохранения о хлорированных дибензо-п-диоксинах (CDD) (PDF) (Отчет). Атланта, Джорджия: Министерство здравоохранения и социальных служб США, Служба общественного здравоохранения . Получено 23.04.2019 .
  8. ^ Xu J, Ye Y, Huang F, Chen H, Wu H, Huang J и др. (ноябрь 2016 г.). "Связь между диоксином и заболеваемостью раком и смертностью: метаанализ". Scientific Reports . 6 : 38012. Bibcode :2016NatSR...638012X. doi :10.1038/srep38012. PMC 5126552 . PMID  27897234. 
  9. ^ Вебер Р., Тайсклинд М., Гаус К. (март 2008 г.). «Диоксин — современные и будущие вызовы исторического наследия. Посвящается профессору доктору Отто Хутцингеру, основателю серии конференций DIOXIN». Environmental Science and Pollution Research International . 15 (2): 96–100. doi : 10.1065/espr2008.01.473 . PMID  18380226.
  10. ^ ab Denison MS, Nagy SR (2003). «Активация рецептора арильных углеводородов структурно разнообразными экзогенными и эндогенными химическими веществами». Annual Review of Pharmacology and Toxicology . 43 : 309–334. doi :10.1146/annurev.pharmtox.43.100901.135828. PMID  12540743.
  11. ^ Connor KT, Harris MA, Edwards MR, Budinsky RA, Clark GC, Chu AC и др. (Июль 2008 г.). «Активность агониста рецептора AH в крови человека, измеренная с помощью клеточного биоанализа: доказательства наличия лигандов рецептора AH в естественных условиях in vivo». Journal of Exposure Science & Environmental Epidemiology . 18 (4): 369–380. doi : 10.1038/sj.jes.7500607 . PMID  17912254.
  12. ^ abcd Lindén J, Lensu S, Tuomisto J, Pohjanvirta R (октябрь 2010 г.). «Диоксины, рецептор арильных углеводородов и центральная регуляция энергетического баланса». Frontiers in Neuroendocrinology . 31 (4): 452–478. doi :10.1016/j.yfrne.2010.07.002. PMID  20624415. S2CID  34036181.
  13. ^ Pohjanvirta, Raimo, ред. (2011). Рецептор AH в биологии и токсикологии . Wiley. doi :10.1002/9781118140574. ISBN 9781118140574.
  14. ^ Хан, Марк Э.; Карчнер, Сибель И. (2011). «Структурная и функциональная диверсификация AHR в ходе эволюции метазоа». Рецептор AH в биологии и токсикологии. John Wiley & Sons, Ltd. стр. 387–403. ISBN 9781118140574 
  15. ^ Бок, К. В. (1 апреля 2017 г.). «Человеческий и грызунский арильный углеводородный рецептор (AHR): от медиатора токсичности диоксина до физиологических функций AHR и терапевтических возможностей». Биологическая химия 398 (4): 455–464. doi :10.1515/hsz-2016-0303
  16. ^ Poellinger L (апрель 2000 г.). «Механистические аспекты – рецептор диоксина (арилуглеводорода)». Пищевые добавки и загрязнители . 17 (4): 261–266. doi :10.1080/026520300283333. PMID  10912240. S2CID  22295283.
  17. ^ ab Okey AB (июль 2007 г.). «Одиссея арильных углеводородных рецепторов к берегам токсикологии: лекция Дайхмана, Международный конгресс токсикологии-XI». Токсикологические науки . 98 (1): 5–38. doi : 10.1093/toxsci/kfm096 . PMID  17569696.
  18. ^ Tijet N, Boutros PC, Moffat ID, Okey AB, Tuomisto J, Pohjanvirta R (январь 2006 г.). «Арильный углеводородный рецептор регулирует отдельные диоксин-зависимые и диоксин-независимые генные батареи». Молекулярная фармакология . 69 (1): 140–153. doi :10.1124/mol.105.018705. PMID  16214954. S2CID  1913812.
  19. ^ Brown DJ, Orelien J, Gordon JD, Chu AC, Chu MD, Nakamura M, Handa H, Kayama F, Denison MS, Clark GC (июнь 2007 г.). «Математическая модель, разработанная для образцов окружающей среды: прогнозирование TEQ диоксина ГХ/МС на основе данных биоанализа XDS-CALUX». Environmental Science & Technology . 41 (12): 4354–4360. Bibcode :2007EnST...41.4354B. doi :10.1021/es062602+. PMC 2877589 . PMID  17626436. 
  20. ^ abc EFSA Panel on Contaminants in the Food Chain (2018). «Риск для здоровья животных и человека, связанный с присутствием диоксинов и диоксиноподобных ПХБ в кормах и продуктах питания». Журнал EFSA . 16 (11): 5333. doi : 10.2903 /j.efsa.2018.5333 . PMC 7009407. PMID  32625737. 
  21. ^ ab Kayajanian GM (январь 2002 г.). "Кривая зависимости реакции от дозы диоксина в форме J". Ecotoxicology and Environmental Safety . 51 (1): 1–4. Bibcode :2002EcoES..51....1K. doi :10.1006/eesa.2001.2115. PMID  11800543. Этот комментарий является ответом на недавнюю статистическую обработку данных о заболеваемости раком у выбранных рабочих, подвергшихся воздействию диоксина, из более раннего исследования химического завода NIOSH. Вопреки новым выводам авторов NIOSH, реакция заболеваемости раком на увеличение воздействия диоксина имеет J-образную форму, как и в двух основных наборах данных, на которые они не смогли сослаться или объяснить. Статистическая обработка NIOSH скрыла значительное снижение заболеваемости раком, которое происходит при низком воздействии диоксина. Несмотря на то, что заболеваемость раком может возрасти при высоком уровне воздействия диоксина, такому росту может предшествовать значительное снижение при более низком уровне воздействия.
  22. ^ abc Dragan YP, Schrenk D (апрель 2000 г.). «Исследования на животных, посвященные канцерогенности ТХДД (или родственных соединений) с акцентом на развитие опухолей». Пищевые добавки и загрязнители . 17 (4): 289–302. doi :10.1080/026520300283360. PMID  10912243. S2CID  24500449.
  23. ^ Мацумото М, Андо М (1991). «Мутагенность 3-хлордибензофурана и его метаболическая активация». Экологический и молекулярный мутагенез . 17 (2): 104–111. Bibcode :1991EnvMM..17..104M. doi :10.1002/em.2850170207. PMID  2009865. S2CID  21462874.
  24. ^ ab Birnbaum LS, Tuomisto J (апрель 2000 г.). «Неканцерогенные эффекты ТХДД у животных». Пищевые добавки и загрязнители . 17 (4): 275–88. doi :10.1080/026520300283351. PMID  10912242. S2CID  45117354.
  25. ^ Информационный бюллетень ВОЗ : Диоксины и их воздействие на здоровье человека, май 2010 г.
  26. ^ ab Geusau A, Abraham K, Geissler K, Sator MO, Stingl G, Tschachler E (август 2001 г.). «Тяжелая интоксикация 2,3,7,8-тетрахлордибензо-p-диоксином (TCDD): клинические и лабораторные эффекты». Environmental Health Perspectives . 109 (8): 865–9. doi :10.1289/ehp.01109865. PMC 1240417 . PMID  11564625. 
  27. ^ Sorg O, Zennegg M, Schmid P, Fedosyuk R, Valikhnovskyi R, Gaide O и др. (октябрь 2009 г.). «Отравление Виктора Ющенко 2,3,7,8-тетрахлордибензо-п-диоксином (TCDD): идентификация и измерение метаболитов TCDD». Lancet . 374 (9696): 1179–85. doi :10.1016/s0140-6736(09)60912-0. PMID  19660807. S2CID  24761553.
  28. ^ Mitoma C, Uchi H, Tsukimori K, Yamada H, Akahane M, Imamura T и др. (сентябрь 2015 г.). «Yusho и его последние результаты — обзор исследований, проведенных группой Yusho». Environment International . 82 : 41–8. Bibcode : 2015EnInt..82...41M. doi : 10.1016/j.envint.2015.05.004. PMID  26010306.
  29. ^ abc Sweeney MH, Mocarelli P (апрель 2000 г.). «Влияние на здоровье человека после воздействия 2,3,7,8-TCDD». Пищевые добавки и загрязнители . 17 (4): 303–16. doi :10.1080/026520300283379. PMID  10912244. S2CID  11814994.
  30. ^ Alaluusua S, Calderara P, Gerthoux PM, Lukinmaa PL, Kovero O, Needham L и др. (сентябрь 2004 г.). «Развитие стоматологических аберраций после аварии с диоксином в Севесо». Environmental Health Perspectives . 112 (13): 1313–8. doi :10.1289/ehp.6920. PMC 1247522. PMID  15345345. 
  31. ^ Мокарелли П., Герту П.М., Феррари Э., Паттерсон Д.Г., Киешак С.М., Брамбилла П., Винколи Н., Синьорини С., Трамасере П., Каррери В., Сэмпсон Э.Дж., Тернер В.Е., Нидхэм Л.Л. (май 2000 г.). «Отцовская концентрация диоксина и соотношение полов потомства». Ланцет . 355 (9218): 1858–63. doi : 10.1016/S0140-6736(00)02290-X. hdl : 10281/16136 . PMID  10866441. S2CID  6353869.
  32. ^ Mocarelli P, Gerthoux PM, Patterson DG, Milani S, Limonta G, Bertona M, Signorini S, Tramacere P, Colombo L, Crespi C, Brambilla P, Sarto C, Carreri V, Sampson EJ, Turner WE, Needham LL (январь 2008 г.). «Воздействие диоксина с младенчества до полового созревания приводит к нарушению эндокринной системы и влияет на качество человеческой спермы». Environmental Health Perspectives . 116 (1): 70–7. doi :10.1289/ehp.10399. PMC 2199303 . PMID  18197302. 
  33. ^ abcd Liem AK, Fürst P, Rappe C (апрель 2000 г.). «Воздействие диоксинов и родственных соединений на население». Пищевые добавки и загрязнители . 17 (4): 241–59. doi :10.1080/026520300283324. PMID  10912239. S2CID  24861588.
  34. ^ ab Туомисто Дж. Т., Пекканен Дж., Кивиранта Х., Тукиайнен Э., Вартиайнен Т., Туомисто Дж. (март 2004 г.). «Саркома мягких тканей и диоксин: исследование случай-контроль». Международный журнал рака . 108 (6): 893–900. дои : 10.1002/ijc.11635 . ПМИД  14712494.
  35. ^ Alaluusua S, Lukinmaa PL, Vartiainen T, Partanen M, Torppa J, Tuomisto J (май 1996 г.). «Полихлорированные дибензо-п-диоксины и дибензофураны через материнское молоко могут вызывать дефекты развития зубов у ребенка». Environmental Toxicology and Pharmacology . 1 (3): 193–7. Bibcode : 1996EnvTP...1..193A. doi : 10.1016/1382-6689(96)00007-5. PMID  21781681.
  36. ^ Mínguez-Alarcón L, Sergeyev O, Burns JS, Williams PL, Lee MM, Korrick SA и др. (март 2017 г.). «Продольное исследование концентрации хлорорганических соединений в перипубертальной сыворотке и параметров спермы у молодых мужчин: исследование российских детей». Перспективы охраны окружающей среды и здоровья . 125 (3): 460–466. doi :10.1289/EHP25. PMC 5332179. PMID  27713107 . 
  37. ^ abcd "Консультация по оценке риска для здоровья от диоксинов; переоценка допустимого суточного потребления (TDI): резюме". Пищевые добавки и загрязнители . 17 (4): 223–40. Апрель 2000 г. doi :10.1080/713810655. PMID  10912238. S2CID  216644694.
  38. ^ Magliano DJ, Loh VH, Harding JL, Botton J, Shaw JE (февраль 2014 г.). «Стойкие органические загрязнители и диабет: обзор эпидемиологических данных». Диабет и метаболизм . 40 (1): 1–14. doi :10.1016/j.diabet.2013.09.006. PMID  24262435.
  39. ^ "ERC Responds to Recent Endometriosis Study". Endometriosis Research Center . Архивировано из оригинала 2016-02-02 . Получено 2016-01-10 .
  40. ^ Schrenk D, Chopra M (20 декабря 2011 г.). "Диоксин активировал AHR и рак у лабораторных животных". В Pohjanvirta R (ред.). Рецептор AH в биологии и токсикологии . Wiley. ISBN 9780470601822.
  41. ^ "Методы оценки канцерогенных рисков для здоровья от диоксиноподобных соединений" (PDF) . Департамент здравоохранения Миннесоты . Июнь 2009 г. Получено 13 сентября 2021 г.
  42. ^ abcdef Монографии МАИР по оценке канцерогенных рисков для человека, том 69, Лион, 1997 г.
  43. ^ ab IARC Working Group on the Evaluation of Cancerogenic Risk to Humans (2012). 2,3,7,8-тетрахлордибензопара-диоксин, 2,3,4,7,8-пентахлордибензофуран и 3,3',4,4',5-пентахлорбифенил. Том 100F. Международное агентство по изучению рака. С. 339–378.
  44. ^ FN ISI Формат экспорта VR 1.0 PT J TI Рак и TCDD: митохондриальная связь AU Мид, MN SO ПЕРСПЕКТИВЫ ЗДОРОВЬЯ ОКРУЖАЮЩЕЙ СРЕДЫ VL 116 IS 3 BP A112 EP A112 PY 2008 TC 0 UT WOS:000253670600010 SN 0091-6765 ER EF
  45. ^ ab Kogevinas M (апрель 2000 г.). «Исследования рака у людей». Пищевые добавки и загрязнители . 17 (4): 317–24. doi :10.1080/026520300283388. PMID  10912245. S2CID  13086747.
  46. ^ Песатори AC, Консонни D, Рубаготти M, Грилло P, Бертацци PA (сентябрь 2009 г.). «Заболеваемость раком среди населения, подвергшегося воздействию диоксина после «аварии в Севезо»: двадцать лет наблюдения». Environmental Health . 8 (1): 39. Bibcode :2009EnvHe...8...39P. doi : 10.1186/1476-069X-8-39 . PMC 2754980 . PMID  19754930. 
  47. ^ аб Турунен А.В., Веркасало П.К., Кивиранта Х., Пуккала Э., Юла А., Мяннистё С. и др. (октябрь 2008 г.). «Смертность в когорте с высоким потреблением рыбы». Международный журнал эпидемиологии . 37 (5): 1008–17. дои : 10.1093/ije/dyn117 . ПМИД  18579573.
  48. ^ Tuomisto JT, Asikainen A, Meriläinen P, Haapasaari P (январь 2020 г.). «Влияние питательных веществ и загрязнителей окружающей среды на здоровье балтийской сельди и лосося: количественная оценка пользы и риска». BMC Public Health . 20 (1): 64. doi : 10.1186/s12889-019-8094-1 . PMC 6964011 . PMID  31941472. 
  49. ^ Tuomisto J (сентябрь 2005 г.). «Помогает ли механистическое понимание в оценке риска — пример диоксинов». Токсикология и прикладная фармакология . 207 (2 Suppl): 2–10. Bibcode : 2005ToxAP.207....2T. doi : 10.1016/j.taap.2005.01.053. PMID  15996698.
  50. ^ ab Hoffman E, Alimohammadi M, Lyons J, Davis E, Walker TR, Lake CB (август 2019 г.). «Характеристика и пространственное распределение органических загрязненных осадков, полученных из исторических промышленных стоков». Экологический мониторинг и оценка . 191 (9): 590. Bibcode : 2019EMnAs.191..590H. doi : 10.1007/s10661-019-7763-y. PMID  31444645. S2CID  201283047.
  51. ^ Туомисто, Йоуко (2011). «Принцип токсической эквивалентности и его применение в оценке риска диоксина». Рецептор AH в биологии и токсикологии . John Wiley & Sons, Ltd. стр. 317–330. doi :10.1002/9781118140574.ch23. ISBN 9781118140574.
  52. ^ «Диоксиновая полемика — что такое диоксины?». herinst.org .
  53. ^ ab Шарон Бедер. «Диоксиновый спор: проникновение в школы», Australian Science Teachers' Journal , ноябрь 1998 г., стр. 28–34.
  54. ^ ab Шарон Бедер (2000). Глобальный спин: корпоративное нападение на энвайронментализм , Scribe Publications, главы 9 и 13.
  55. ^ Шарон Бедер (2000) Глобальный спин: корпоративное нападение на энвайронментализм , Scribe Publications, стр. 153.
  56. ^ Рональд Кристальди. Обзор книги: «Умирание от диоксина» Лоис Мари Гиббс. Архивировано 29 октября 2013 г. в журнале Wayback Machine Journal of Land Use and Environmental Law , 1996 г.
  57. ^ Бедер С. (март 2002 г.). Глобальный спин: Корпоративное нападение на экологию . Девон: Green Books. стр. 154.
  58. ^ Диоксины и диоксиноподобные соединения в продуктах питания: стратегии снижения воздействия. Совет по продовольствию и питанию (FNB), Институт медицины
  59. ^ Кивиранта Х, Туомисто Дж. Т., Туомисто Дж., Тукиайнен Э., Вартиайнен Т. (август 2005 г.). «Полихлорированные дибензо-п-диоксины, дибензофураны и бифенилы у населения Финляндии». Хемосфера . 60 (7): 854–69. Бибкод : 2005Chmsp..60..854K. doi :10.1016/j.chemSphere.2005.01.064. ПМИД  15992592.
  60. ^ ab Patterson DG, Turner WE, Caudill SP, Needham LL (август 2008 г.). "Общий референтный диапазон TEQ (PCDDs, PCDFs, cPCBs, mono-PCBs) для населения США в 2001-2002 гг.". Chemosphere . 73 (1 Suppl): S261-77. Bibcode :2008Chmsp..73S.261P. doi :10.1016/j.chemosphere.2007.08.074. PMID  18511103.
  61. ^ abcde "Информационный бюллетень ВОЗ по СОЗ" (PDF) . who.int . Архивировано из оригинала (PDF) 2011-02-08 . Получено 2011-01-31 .
  62. ^ Norén K, Meironyté D (2000). «Определенные хлорорганические и броморганические загрязнители в шведском человеческом молоке в перспективе последних 20-30 лет». Chemosphere . 40 (9–11): 1111–23. Bibcode : 2000Chmsp..40.1111N. doi : 10.1016/s0045-6535(99)00360-4. PMID  10739053.
  63. ^ Schecter A, Päpke O, Tung KC, Joseph J, Harris TR, Dahlgren J (март 2005 г.). «Антипирены на основе полибромированного дифенилового эфира среди населения США: текущие уровни, временные тенденции и сравнение с диоксинами, дибензофуранами и полихлорированными бифенилами». Журнал профессиональной и экологической медицины . 47 (3): 199–211. doi :10.1097/01.jom.0000158704.27536.d2. PMID  15761315. S2CID  19770081.
  64. ^ Fürst P (октябрь 2006 г.). «Диоксины, полихлорированные бифенилы и другие органогалогеновые соединения в человеческом молоке. Уровни, корреляции, тенденции и воздействие через грудное вскармливание». Molecular Nutrition & Food Research . 50 (10): 922–33. doi :10.1002/mnfr.200600008. PMID  17009213.
  65. ^ Lignell S, Aune M, Darnerud PO, Cnattingius S, Glynn A (август 2009). «Стойкие хлорорганические и броморганические соединения в молоке матери из Швеции 1996-2006: временные тенденции, зависящие от соединений». Environmental Research . 109 (6): 760–7. Bibcode : 2009ER....109..760L. doi : 10.1016/j.envres.2009.04.011. PMID  19477439.
  66. ^ Кивиранта Х, Вартиайнен Т, Туомисто Дж (апрель 2002 г.). «Полихлорированные дибензо-п-диоксины, дибензофураны и бифенилы у рыбаков в Финляндии». Перспективы гигиены окружающей среды . 110 (4): 355–61. дои : 10.1289/ehp.02110355. ПМЦ 1240798 . ПМИД  11940453. 
  67. ^ Wittsiepe J, Erlenkämper B, Welge P, Hack A, Wilhelm M (апрель 2007 г.). "Биодоступность PCDD/F из загрязненной почвы у молодых мини-свиней из Геттингена". Chemosphere . 67 (9): S355-64. Bibcode :2007Chmsp..67S.355W. doi :10.1016/j.chemosphere.2006.05.129. PMID  17223170.
  68. ^ Milbrath MO, Wenger Y, Chang CW, Emond C, Garabrant D, Gillespie BW, Jolliet O (март 2009 г.). «Видимые периоды полураспада диоксинов, фуранов и полихлорированных бифенилов в зависимости от возраста, жировой прослойки, курения и кормления грудью». Environmental Health Perspectives . 117 (3): 417–25. doi :10.1289/ehp.11781. PMC 2661912. PMID  19337517 . 
  69. ^ Milbrath, MO; Wenger, Y; Chang, CW; Emond, C; Garabrant, D; Gillespie, BW; Jolliet, O (март 2009 г.). «Видимые периоды полураспада диоксинов, фуранов и полихлорированных бифенилов в зависимости от возраста, жировой прослойки, курения и кормления грудью». Environmental Health Perspectives . 117 (3): 417–25. doi :10.1289/ehp.11781. PMC 2661912. PMID 19337517.  S2CID 15673575  . 
  70. ^ Диоксины – ToxFAQs: Информационные листы по химическим веществам (CABS)
  71. ^ "15-й отчет о канцерогенах". Национальная токсикологическая программа.
  72. ^ Ян, Лили; Чжэн, Минхуэй; Чжао, Юян; Ян, Юаньпин; Ли, Цуй; Лю, Гуоруй (30 октября 2019 г.). «Непреднамеренные стойкие органические загрязнители в цементных печах по совместной переработке твердых отходов». Экотоксикология и экологическая безопасность . 182 : 109373. doi : 10.1016/j.ecoenv.2019.109373. ISSN  0147-6513.
  73. ^ Dopico, M; Gómez, A (сентябрь 2015 г.). «Обзор текущего состояния и основных источников диоксинов во всем мире». Журнал Ассоциации по управлению воздухом и отходами (1995 г.) . 65 (9): 1033–49. Bibcode : 2015JAWMA..65.1033D. doi : 10.1080/10962247.2015.1058869 . PMID  26068294.
  74. ^ Сводный текст (11-12-2008): Директива 2000/76/EC Европейского парламента и Совета от 4 декабря 2000 года о сжигании отходов
  75. ^ Исполнительное решение Комиссии (ЕС) 2019/2010 от 12 ноября 2019 г., устанавливающее выводы по наилучшим доступным технологиям (НДТ) в соответствии с Директивой 2010/75/ЕС Европейского парламента и Совета для сжигания отходов (уведомление в соответствии с документом C(2019) 7987)
  76. ^ Quass U, Fermann M, Bröker G (март 2004 г.). «Европейский проект инвентаризации выбросов диоксинов в атмосферу — окончательные результаты». Chemosphere . 54 (9): 1319–27. Bibcode :2004Chmsp..54.1319Q. doi :10.1016/S0045-6535(03)00251-0. PMID  14659425.
  77. ^ ab "Инвентаризация источников и выбросов в окружающую среду диоксиноподобных соединений в США за 1987, 1995 и 2000 годы (окончательная версия, ноябрь 2006 г.)". epa.gov .
  78. ^ "Лесные пожары: основной источник диоксинов". DioxinFacts.org . Получено 3 сентября 2017 г. .
  79. ^ «Инвентаризация источников диоксинов и выбросов в окружающую среду». EPA . 24 ноября 2014 г. Получено 3 сентября 2017 г.
  80. ^ Мартин, Д., Томида, М. и Мичем, Б. (2016) «Воздействие пожара на окружающую среду». Fire Sci Rev 5 , 5. Получено 14 сентября 2020 г.
  81. ^ Шмитц М., Шидер Г., Бернау С., Дорманн Р., Германн К. и др. (январь 2011 г.). «Диоксины в первичном каолине и вторичных каолинитовых глинах». Экологические науки и технологии . 45 (2): 461–7. Бибкод : 2011EnST...45..461S. дои : 10.1021/es103000v. ПМИД  21126071.
  82. ^ ab Choong Kwet Yive NS, Tiroumalechetty M (июнь 2008 г.). «Уровни диоксина в летучей золе, образующейся при сжигании багассы». Журнал опасных материалов . 155 (1–2): 179–82. Bibcode : 2008JHzM..155..179C. doi : 10.1016/j.jhazmat.2007.11.045. PMID  18166264.
  83. ^ ab Lee WS, Chang-Chien GP, ​​Chen SJ, Wang LC, Lee WJ, Wang YH (2004). «Удаление полихлорированных дибензо–p–диоксинов и дибензофуранов из дымовых газов с помощью скруббера Вентури и рукавного фильтра». Aerosol and Air Quality Research . 4 : 27–37. doi : 10.4209/aaqr.2004.07.0003 .
  84. ^ Ким SC, Чон SH, Чон IR, Ким KH, Квон MH, Ким JH и др. (2001). «Эффективность удаления ПХДД/ПХДФ с помощью устройств контроля загрязнения воздуха в мусоросжигательных печах для муниципальных твердых отходов». Chemosphere . 43 (4–7): 773–6. Bibcode : 2001Chmsp..43..773S. doi : 10.1016/S0045-6535(00)00432-X. PMID  11372864.
  85. ^ ab Клас Бернес: Стойкие органические загрязнители. Шведское агентство по охране окружающей среды, Стокгольм 1998. ISBN 91-620-1189-8 . 
  86. ^ abc Koistinen J, Koivusaari J, Nuuja I, Paasivirta J (1995). "PCDE, PCB, PCDD и PCDF у чистиков и орланов-белохвостов из Балтийского моря". Chemosphere . 30 (9): 1671–1684. Bibcode : 1995Chmsp..30.1671K. doi : 10.1016/0045-6535(95)00053-B. ISSN  0045-6535.
  87. ^ Булл Дж., Фарранд, Дж. Дж. (1987). Полевой справочник Общества Одюбона по птицам Северной Америки: Восточный регион. Нью-Йорк: Альфред А. Кнопф. С. 468–9. ISBN 0-394-41405-5 
  88. ^ "Данные о воздействии диоксина на здоровье в ЕС, 1999 г." (PDF) . europa.eu .
  89. ^ abc Lorber M, Phillips L (июнь 2002 г.). «Воздействие на младенцев диоксин-подобных соединений в грудном молоке». Environmental Health Perspectives . 110 (6): A325-32. doi :10.1289/ehp.021100325. PMC 1240886. PMID 12055063.  Архивировано из оригинала 27 мая 2010 г. 
  90. ^ Vartiainen T, Lampi P, Tolonen K, Tuomisto J (1995). «Концентрации полихлордибензо-p-диоксина и полихлордибензофурана в озерных отложениях и рыбе после загрязнения грунтовых вод хлорфенолами». Chemosphere . 30 (8): 1439–1451. Bibcode : 1995Chmsp..30.1439V. doi : 10.1016/0045-6535(95)00037-9. ISSN  0045-6535.
  91. ^ Кросби, Д.; Вонг, А. (1977-03-25). «Экологическая деградация 2,3,7,8-тетрахлордибензо-п-диоксина (ТХДД)». Science . 195 (4284): 1337–1338. Bibcode :1977Sci...195.1337C. doi :10.1126/science.841331. ISSN  0036-8075. PMID  841331. S2CID  12913438.
  92. ^ ab Kanan, Sofian; Samara, Fatin (январь 2018 г.). «Диоксины и фураны: обзор с химической и экологической точек зрения». Тенденции в аналитической химии окружающей среды . 17 : 1–13. Bibcode :2018TEAC...17....1K. doi :10.1016/j.teac.2017.12.001.
  93. ^ Аб Ратна, Р; Варджани, С; Наккиран, Э. (1 октября 2018 г.). «Последние разработки и перспективы устранения диоксинов и фуранов». Журнал экологического менеджмента . 223 : 797–806. Бибкод : 2018JEnvM.223..797R. дои : 10.1016/j.jenvman.2018.06.095. PMID  29986327. S2CID  51618638.
  94. ^ «Ученые обнаружили бактерии, поедающие диоксин».
  95. ^ Bunge M, Adrian L, Kraus A, Opel M, Lorenz WG, Andreesen JR и др. (январь 2003 г.). «Восстановительное дегалогенирование хлорированных диоксинов анаэробной бактерией». Nature . 421 (6921): 357–60. Bibcode :2003Natur.421..357B. doi :10.1038/nature01237. PMID  12540897. S2CID  4381322.
  96. ^ Исосаари, Пирджо; Тухканен, Туула; Вартиайнен, Тертту (май 2004 г.). «Фотодеградация полихлорированных дибензо-п-диоксинов и дибензофуранов в почве с растительным маслом». Наука об окружающей среде и исследования загрязнения . 11 (3): 181–185. Бибкод : 2004ESPR...11..181I. дои : 10.1007/bf02979673. ISSN  0944-1344. PMID  15259701. S2CID  25641942.
  97. ^ Смидт, Х.; де Вос, В. М. (2004). «Анаэробное микробное дегалогенирование». Annual Review of Microbiology . 58 : 43–73. doi : 10.1146/annurev.micro.58.030603.123600. PMID  15487929.
  98. ^ Atashgahi, S; Shetty, SA; Smidt, H; de Vos, WM (2018). «Поток, воздействие и судьба галогенированных ксенобиотических соединений в кишечнике». Frontiers in Physiology . 9 : 888. doi : 10.3389/fphys.2018.00888 . PMC 6048469. PMID  30042695 . 
  99. ^ Aylward LL, Brunet RC, Starr TB, Carrier G, Delzell E, Cheng H, Beall C (август 2005 г.). «Реконструкция экспозиции для группы NIOSH, подвергшейся воздействию ТХДД, с использованием модели элиминации, зависящей от концентрации и возраста». Анализ риска . 25 (4): 945–56. Bibcode : 2005RiskA..25..945A. doi : 10.1111/j.1539-6924.2005.00645.x. PMID  16268942. S2CID  31104623.
  100. ^ Kimbrough RD, Carter CD, Liddle JA, Cline RE (1977). «Эпидемиология и патология эпизода отравления тетрахлордибензодиоксином». Архивы охраны окружающей среды . 32 (2): 77–86. doi :10.1080/00039896.1977.10667259. PMID  557961.
  101. ^ "На оборудовании компании по переработке отходов в Апстейт обнаружено загрязнение ПХД". thestate .
  102. ^ "ПОТЕНЦИАЛ ВОЗДЕЙСТВИЯ НА ЧЕЛОВЕКА" (PDF) . Получено 2018-11-14 .
  103. ^ «РЕКОМЕНДАЦИИ ПО ПОТРЕБЛЕНИЮ РЫБЫ В РЕКЕ КАТОБА ЗНАЧИТЕЛЬНО РАСШИРИЛИСЬ». catawbariverkeeper.org .
  104. ^ Ким М, Ким ДГ, Чой СВ, Герреро П, Норамбуена Дж, Чунг ГС (февраль 2011 г.). «Образование полихлорированных дибензо-п-диоксинов/дибензофуранов (ПХДД/Ф) в процессе переработки оксида цинка, используемого в кормовых добавках: источник загрязнения диоксинами чилийской свинины». Chemosphere . 82 (9): 1225–9. Bibcode :2011Chmsp..82.1225K. doi :10.1016/j.chemosphere.2010.12.040. PMID  21216436.

Внешние ссылки