Эта статья была обновлена ​​внешним экспертом в рамках модели двойной публикации. Соответствующая рецензируемая статья опубликована в журнале WikiJournal of Medicine. Щелкните для просмотра.
Из Википедии, бесплатной энциклопедии
Перейти к навигации Перейти к поиску

Диоксины и диоксиноподобные соединения ( DLC ) представляют собой группу химических соединений, которые являются стойкими загрязнителями окружающей среды (СОЗ). Некоторые из них очень токсичны, но токсичность среди них различается в 30 000 раз. Они сгруппированы вместе, потому что механизм их действия одинаков. Они активируют арилуглеводородный рецептор ( рецептор AH), хотя и с очень разными аффинностями связывания, что приводит к большим различиям в токсичности и других эффектах. В основном это побочные продукты горения или различных промышленных процессов - или, в случае диоксиноподобных ПХД и ПБД , нежелательные второстепенные компоненты преднамеренно производимых смесей. [1][2] К ним относятся: [1] [3] [4]

Диоксины обладают разной токсичностью в зависимости от количества и положения атомов хлора . Поскольку диоксины относятся к такому широкому классу соединений, которые широко различаются по токсичности, была разработана концепция фактора токсической эквивалентности (TEF) для облегчения оценки риска и регулятивного контроля. TEF существуют для семи конгенеров диоксинов, десяти фуранов и двенадцати ПХД. Эталонный конгенер представляет собой 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 могут быть суммированы, и полученное количество эквивалента токсичности (TEQ) дает приблизительное значение токсичности смесь измеряется как TCDD.

Диоксины практически не растворимы в воде, но обладают относительно высокой растворимостью в липидах . Следовательно, они имеют тенденцию ассоциироваться с органическими веществами, такими как планктон, листья растений и животный жир. Кроме того, они склонны адсорбироваться неорганическими частицами, такими как зола и почва. [6]

Диоксины чрезвычайно стабильны и, следовательно, имеют тенденцию накапливаться в пищевой цепи . Они очень медленно выводятся из организма животных, например, период полураспада TCDD у человека составляет от 7 до 9 лет. [4] [7] [8] Об инцидентах загрязнения ПХД часто сообщают как об инцидентах загрязнения диоксинами, поскольку они вызывают наибольшую озабоченность общественности и регулирующих органов. [9] [1]

Химия [ править ]

Существует 75 возможных конгенеров полихлорированных дибензо- п- диоксинов, но только 7 из них обладают сродством к рецептору AH и являются токсичными по этому механизму. Важнейшими структурами являются так называемые боковые хлорины в положениях 2, 3, 7 и 8. Эти 4 хлора также делают конгенеры устойчивыми, поскольку они предотвращают микробную деградацию. Дополнительный хлор делает соединения менее активными, но в основном эффекты остаются такими же, хотя и при более высоких дозах. Существует 135 возможных дибензофуранов и 10, в которых боковые хлорины подобны диоксину. [5]

Критические структуры ПХДД / Ф.

Всего 209 соединений ПХБ. Аналогично PCDD, по крайней мере, два боковых хлора в каждом кольце в положениях 3, 4 и / или 5 необходимы для диоксиноподобной активности. Поскольку рецептор AH требует плоской структуры, только те конгенеры PCB, 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. Никакой значительной диоксиноподобной активности не замечено, если имеется 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 обладают очень высоким сродством 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 [ править ]

Рецептор AH - это древний рецептор, многие функции которого были обнаружены только недавно. [12] [13] [14] Это белок возрастом более 600 миллионов лет, встречающийся у всех позвоночных, а его гомологи были обнаружены у беспозвоночных и насекомых. Он принадлежит к основным белкам Helix-Loop-Helix -PAS и действует как фактор транскрипции, модифицирующий транскрипцию ряда генов (см. Рисунок). [15] [16] Активность рецептора АГ необходима для нормального развития и многих физиологических функций. Мыши, лишенные рецептора AH (нокауты), болеют гипертрофией сердца, фиброзом печени, репродуктивными проблемами и нарушением иммунологии. [1]

Схематическая диаграмма некоторых сигнальных путей AHR. Канонический путь обозначен 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 ​​за счет импортина-β, (2.) гетеродимеризации с ARNT и связывания с ДНК на DRE, (3.) модуляции уровней экспрессии генов-мишеней (зеленые стрелки) . Одним из продуктов гена, повышенных с помощью этого механизма, является AHRR, белок-репрессор, который образует петлю обратной связи, которая ингибирует действие AHR. AHR окончательно разрушается системой убиквитин-протеасома (4.). Активация AHR также может быстро увеличить внутриклеточный Ca 2+.концентрация (5.), которая, в свою очередь, может в конечном итоге привести к усилению экспрессии гена Cox2. Повышение уровня Ca 2+ активирует CaMK, которые, по-видимому, играют решающую роль в транслокации AHR. Другим примером эффектов, опосредованных AHR неканоническими путями, является подавление белков острой фазы (6.), которое не связано с связыванием ДНК. (упрощено и модифицировано из Линдена и др.) [16]

Рецептор AH важен в токсикологии по двум очень 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 она также может приводить к образованию реактивных метаболитов, которые обладают мутагенным и канцерогенным действием. Эта индукция фермента может быть инициирована многими природными или синтетическими соединениями, например канцерогенными полициклическими углеводородами, такими как бензо (а)пирен , [17] несколько природных соединений [10] и диоксины. [1] Во-вторых, рецепторы AH участвуют в активации или заглушении генов, которые приводят к токсическим эффектам высоких доз диоксинов. [1] Поскольку TCDD в высоких дозах может влиять на транскрипцию, возможно, сотен генов, гены, имеющие решающее значение для множества токсических эффектов диоксинов, все еще не очень хорошо известны. [18]

Связывание диоксиноподобных соединений с рецептором AH позволило измерить общую диоксиноподобную активность образца с помощью биоанализа CALUX (экспрессия гена химической активированной люциферазы). Результаты были сопоставимы с уровнями TEQ, измеренными с помощью гораздо более дорогостоящей газовой хроматографии с масс-спектрометрией высокого разрешения в пробах окружающей среды. [19]

Токсичность [ править ]

Токсичность диоксина основана на неправильной активации физиологически важного рецептора, и поэтому необходимо тщательно учитывать дозозависимую реакцию. [1] Неправильная стимуляция многих рецепторов приводит к токсическим последствиям, например, передозировка витамина А приводит к несоответствующей активации ретиноидных рецепторов, что приводит, например, к порокам развития и передозировке кортикостероидов или половых гормонов.приводят к множеству побочных эффектов. Поэтому важно отделить эффекты низких доз, вызывающих активацию рецептора в физиологическом диапазоне, от эффектов высоких токсических доз. Это тем более важно из-за больших различий в экспозиции даже среди людей. Западное население сегодня подвергается воздействию диоксинов в дозах, ведущих к концентрации от 5 до 100 пикограмм / г (как ТЭ в теле), а самые высокие концентрации при случайных или преднамеренных отравлениях составляют от 10 000 до 144 000 пг / г, что приводит к серьезным, но не смертельным последствиям. результаты. [1]

Наиболее значимыми токсическими последствиями воздействия диоксинов для людей и животных являются рак и влияние на развитие потомства. Оба были зарегистрированы в высоких дозах, наиболее точно в экспериментах на животных. Что касается эффектов развития, существует согласие, что нынешние уровни диоксинов во многих популяциях не очень далеки от тех, которые вызывают некоторые эффекты, но пока нет единого мнения о безопасном уровне. [1] [20] Что касается рака, существуют разногласия по поводу того, как экстраполировать риск от высоких токсичных доз на нынешнее низкое воздействие. [1]

Хотя сродство диоксинов и связанных с ними промышленных токсичных веществ к рецептору Ah не может полностью объяснить все их токсические эффекты, включая иммунотоксичность, эндокринные эффекты и развитие опухоли , токсические реакции обычно зависят от дозы в определенных диапазонах концентраций. Сообщалось также о многофазной зависимости доза-реакция , что приводило к неуверенности и дебатам об истинной роли диоксинов в заболеваемости раком. [21]Считается, что эндокринная разрушающая активность диоксинов возникает как нисходящая функция активации рецепторов АГ, при этом статус щитовидной железы, в частности, является чувствительным маркером воздействия. TCDD, наряду с другими PCDD, PCDF и диоксиноподобными копланарными PCB, не являются прямыми агонистами или антагонистами гормонов и не активны в анализах, которые непосредственно проверяют эти 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 в возникновении рака - развитие рака. Смесь ПХД, такая как Ароклор, может содержать соединения ПХД, которые являются известными агонистами эстрогена.но не классифицируются как диоксиноподобные с точки зрения токсичности. Мутагенные эффекты были установлены для некоторых химикатов с низким содержанием хлора, таких как 3-хлордибензофуран, который не является ни стойким, ни агонистом рецепторов АГ. [23]

Токсичность для животных [ править ]

Высокие дозы . Симптомы, которые, как сообщается, связаны с токсичностью диоксина в исследованиях на животных, невероятно разнообразны как по объему пораженных биологических систем, так и по диапазону доз, необходимых для их появления. [4] [1] [3] Острые эффекты воздействия однократной высокой дозы диоксина включают снижение потребления корма и синдром истощения и, как правило, отсроченную смерть животного через 1-6 недель. [16] До сих пор большинство исследований токсичности были проведены с использованием 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo- р диоксин .

LD 50 ТХДДА изменяется дико между видами и даже штаммами одного и тем же видом, с наиболее заметным несоответствием быть между , казалось бы , аналогичными видами хомяка и морских свинок . Оральная LD 50 для морских свинок составляет от 0,5 до 2 мкг / кг веса тела, тогда как оральная LD 50 для хомяков может составлять от 1 до 5 мг / кг веса тела. [4] Даже между разными линиями мышей или крыс могут быть различия в острой токсичности от десяти до тысячи раз. Многие патологические находки обнаруживаются в печени , тимусе.и другие органы. Некоторые эффекты, такие как атрофия тимуса, характерны для многих видов, но, например, токсичность для печени типична для кроликов. [4]

Низкие дозы . У взрослых животных после приема низких доз наблюдается очень мало признаков токсичности, но при низких уровнях диоксина могут наблюдаться эффекты развития, включая стадии плода , новорожденного и, возможно, стадии полового созревания. [24] Хорошо известными последствиями для развития являются расщелина неба , гидронефроз , нарушения в развитии зубов и половом развитии, а также эндокринные эффекты. [24]Удивительно, но индукция ферментов, некоторые эффекты развития и отвращение к новым продуктам питания наблюдаются при одинаковых уровнях доз у животных, которые по-разному реагируют на острую токсичность в высоких дозах. Поэтому было предложено разделить эффекты диоксина на эффекты типа I (индукция ферментов и т. Д.) И эффекты типа II (летальность, повреждение печени, анорексия и продвижение опухоли). [1] Причина может заключаться в разных требованиях 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]

Человеческая токсичность [ править ]

Высокие дозы. Токсичность диоксинов в высоких дозах была хорошо задокументирована после аварий, умышленных отравлений, эпизодов заражения 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, что является самым высоким показателем среди людей. Главной особенностью было хлоракне , серьезное кожное заболевание. Пострадавший выжил, и другие симптомы были умеренными после начальных желудочно-кишечных симптомов и аменореи . [26] Еще одним острым инцидентом стало умышленное отравление Виктора Ющенко., тогдашний кандидат в президенты Украины, в 2004 году. Концентрация ТХДД в жире составляла 108 000 пг / г. Также в этом случае наиболее заметным симптомом было хлоракне после начальной боли в желудке, указывающей на гепатит и панкреатит . [27] Эти эпизоды показывают, что человек не так чувствителен, как наиболее чувствительные животные, поскольку дозы должны составлять до 25 мкг / кг.

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

Возможно, самая известная авария, связанная с диоксином, произошла в Севезо, Италия, в 1976 году. Из емкости с хлорфенолами в воздух вышло его содержимое, включая многие килограммы ТХДД, и заразили большую часть города. Самые высокие уровни TCDD были обнаружены у детей - до 56 000 пг / г жира. Острые эффекты были ограничены хлоракне, хотя многие животные, такие как кролики, умерли после употребления в пищу зараженной травы. [29] Зубные аберрации были обнаружены через 25 лет у лиц, подвергшихся облучению в детстве, а 35 лет спустя был подтвержден незначительный повышенный риск рака. [1]

Согласно исследованиям на животных, влияние на развитие может быть гораздо более важным, чем воздействие на взрослых. К ним относятся нарушения зубов развития, [30] и полового развития. [31]

Пример различия в ответах четко прослеживается в исследовании, проведенном после катастрофы в Севезо, показывающее, что количество и подвижность сперматозоидов у мужчин, подвергшихся воздействию, были затронуты по-разному, в зависимости от того, подвергались ли они воздействию до, во время или после полового созревания. [32]

На рабочем месте наблюдались многие симптомы, но всегда было воздействие множества химических веществ, включая хлорфенолы , гербициды хлорфеноксикислоты и растворители . Поэтому было трудно получить окончательные доказательства того, что диоксины являются причинными факторами. Безусловно, лучший доказанный эффект - хлоракне. Подозреваемые эффекты у взрослых - это повреждение печени и изменения в метаболизме гема , уровни липидов в сыворотке , функции щитовидной железы , а также диабет и иммунологические эффекты . [29]

Низкие выдержки. Эффекты после слабого воздействия, например, от еды, было трудно доказать. Уровни диоксинов в современном населении составляют от 5 до 20 пг / г (ТЭ 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 вероятными после длительного кормления грудью, когда концентрации диоксинов были высокими в 1970-х и 1980-х годах. [35] Когда концентрации снизились в течение 1990-х и 2000-х годов, эффекты больше не наблюдались. [1] Согласно исследованию, проведенному в России, количество сперматозоидов у молодых мужчин 18-19 лет было ниже, когда уровень диоксина был выше в возрасте от 8 до 9 лет. [36]Это произошло в промышленных условиях, в результате чего мальчики и их матери подверглись относительно высокому воздействию. [1] Группа контаминации Европейского агентства по безопасности пищевых продуктов (EFSA) рекомендовала снизить допустимые уровни еженедельного потребления (TWI) на основе исследования детей в России. [20] Эта рекомендация может быть оспорена, поскольку она не учитывает должным образом конкурирующие риски, связанные с утраченной пользой от важных и здоровых продуктов питания, таких как определенная рыба. [1] Уровни TWI не применяются для грудного вскармливания, поскольку считается, что польза от грудного молока намного важнее, чем отдаленные риски диоксинов. [37] Общий вывод может заключаться в том, что пределы безопасности не очень велики в отношении эффектов развития, но токсические эффекты маловероятны при нынешних уровнях диоксинов в популяции.

Ряд перекрестных исследований показали связь между диабетом 2 типа и некоторыми соединениями СОЗ, включая диоксины. [38] Такие наблюдательные исследования не могут доказать причинно-следственную связь, т. Е. Может существовать ассоциация, которая не доказывает, что одно является причиной другого. Основная проблема заключается в том, что аналогичные ассоциации могут быть обнаружены со многими совершенно разными СОЗ, которые имеют только длительный период полураспада и тенденцию к накоплению в общих липидах. Это говорит о том, что все они могут быть связаны с диетой и ожирением, которые на сегодняшний день являются наиболее частыми причинами диабета 2 типа. [1]

На протяжении многих лет высказывались предположения о различных эффектах диоксинов на эндометриоз , половое развитие, функцию печени , уровни гормонов щитовидной железы, уровни лейкоцитов , иммунные функции и даже обучение и интеллект. Хотя некоторые из этих эффектов могут быть возможны после сильного облучения (например, во время катастрофы в Севезо), эти утверждения основаны только на потенциальных воздействиях на население, а не подтверждены фактическими измерениями концентраций диоксинов. [29] Например, абсорбция отбеленных тампонов, связанная с эндометриозом [39] , незначительна по сравнению с ежедневным потреблением диоксина с пищей. [33]

Канцерогенность [ править ]

Диоксины являются хорошо установленными канцерогенами в исследованиях на животных, хотя точный механизм не ясен. Диоксины не являются мутагенными или генотоксичными . [1] [22] [40] Агентство США по охране окружающей среды классифицировал диоксин, и смесь веществ , связанных с источниками токсичности диоксинов как «вероятный человеческий канцероген». [41] Международное агентство по исследованию рака классифицирует ТХДД как человеческий канцероген (класс 1) на основе четких животных канцерогенности и ограниченный человеческие данные, [42] , а затем и 2,3,4,7,8-ПХДФ и ПХБ 126 как канцерогены класса 1. [43]Считается, что этот механизм заключается в основном 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 очень разные митохондриальные пути. [44]

Как и в случае со многими токсическими конечными точками диоксина, трудно установить четкую зависимость доза-реакция. Имеются данные о канцерогенности для человека после случайного или сильного воздействия на рабочем месте. [45] [46] Рост заболеваемости раком был скромным, на самом деле достижение статистической значимости было трудным даже после сильного аварийного или профессионального облучения, такого как отравления Юшо и Ючэн, несчастный случай Севезо и комбинированные профессиональные группы. [1] Следовательно, разногласия по поводу риска рака при низком уровне диоксинов в популяции понятны. [1] [21] [45] [34] Проблема с оценками IARC [43]заключается в том, что они оценивают только опасность, то есть канцерогенность в любой дозе. Вероятно, что существует практический безопасный порог для негенотоксичных диоксинов, и нынешние уровни популяции не имеют никакого риска рака. Таким образом, существует определенное соглашение о том, что риск рака также принимается во внимание, если установлены пределы суточного потребления для защиты от последствий для развития. [37] [1] Среди рыбаков с высокими концентрациями диоксина в организме смертность от рака скорее снизилась, чем 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 [ править ]

Неопределенность и изменчивость зависимости доза-реакция диоксинов с точки зрения их токсичности, а также способности диоксинов к биоаккумуляции привели к тому , что эксперты ВОЗ рекомендовали очень низкое переносимое суточное потребление диоксина (1-4 пг / г). кг массы тела в день, то есть 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 еженедельный или ежемесячный уровень потребления, равный 2 пг / кг TDI. [1] Поскольку диоксины выводятся очень медленно, организмнакопленные в течение всего срока службы высоки по сравнению с дневными дозами, и случайные умеренные превышения предельных значений не сильно его меняют. Поэтому длительный прием намного важнее ежедневного. [1] В частности, была проведена оценка TDI, чтобы гарантировать безопасность детей, рожденных матерями, подвергавшимися такому ежедневному потреблению диоксинов на протяжении всей своей жизни до беременности. [37] Вполне вероятно, что TDI для других групп населения может быть выше.

Одной из важных причин различий в различных оценках является канцерогенность. Если доза-реакция ТХДД вызывает рак линейна, это может быть реальным риском. Если доза-реакция порогового типа или J-образной формы, риск при настоящих концентрациях невелик или отсутствует. Надеемся, что лучшее понимание механизмов токсичности повысит надежность оценки риска. [2] [49] Недавно группа по загрязнению Европейского агентства по безопасности пищевых продуктов (EFSA) также повторно оценила влияние на развитие . Они предлагают снизить допустимое недельное потребление (TWI) с 14 пг / кг до 2 пг / кг. [20] Это, вероятно, вызовет еще одно противоречие, 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, умеренное влияние на развитие зубов. [1]

Противоречие [ править ]

Гринпис и некоторые другие экологические группы призвали к прекращению производства хлора. [50] [51] [52] Однако сторонники хлорной промышленности говорят, что «запрет на использование хлора будет означать, что миллионы людей в третьем мире умрут от недостатка дезинфицированной воды». [53] Шэрон Бедер и другие утверждали, что полемика по поводу диоксинов была очень политической, и что крупные компании пытались преуменьшить серьезность проблем, связанных с диоксинами. [51] [52] [54] Участвующие компании часто говорят, что кампания против диоксина основана на «страхе и эмоциях», а не на научных данных. [55]

Потребление человека и уровни [ править ]

Большинство диоксиноподобных химических веществ поступает с пищей животного происхождения: преобладают мясо, молочные продукты или рыба, в зависимости от страны. [1] [56] Ежедневное потребление диоксинов и диоксиноподобных ПХБ в виде TEQ составляет порядка 100 пг / день, то есть 1-2 пг / кг / день. [1] Во многих странах как абсолютное, так и относительное значение молочных продуктов и мяса снизилось из-за строгого контроля выбросов, что привело к снижению общего потребления. Например, в Соединенном Королевстве общее потребление ПХДД / Ф в 1982 г. составляло 239 пг / день, а в 2001 г. - только 21 пг / день (WHO-TEQ). [3]Поскольку периоды полураспада очень велики (например, TCDD 7-8 лет), нагрузка на организм будет увеличиваться почти на протяжении всей жизни. Следовательно, концентрации могут увеличиваться в пять-десять раз с 20 до 60 лет. [1] [57] [58] По той же причине кратковременное более высокое потребление, например, после инцидентов с загрязнением пищевых продуктов, не имеет решающего значения, если оно не является чрезвычайно высоким или длится несколько 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] [59] [60], а в США тенденции были аналогичными [61] . Наиболее полезным показателем временных тенденций является измерение концентрации в грудном молоке. на протяжении десятилетий. [33] [59] Во многих странах концентрации снизились примерно до одной десятой от уровня 1970-х годов, а общие концентрации TEQ сейчас составляют порядка 5-30 пг / г жира [1] [59] (обратите внимание единицы, пг / г такие же, как нг / кг, или нестандартное выражение, иногда используемое в Америке). [3] Снижение связано со строгим контролем выбросов, а также с контролем концентраций в пищевых продуктах. [62][63] В молодом взрослом женском населении США (возрастная группа 20–39 лет) концентрация липидов в 2001–2002 годах составляла 9,7 пг / г (среднее геометрическое). [58]

Некоторые профессии, такие как натуральное рыболовство, в некоторых районах подвергаются воздействию исключительно высоких количеств диоксинов и родственных веществ. [64] Наряду с высоким уровнем промышленного воздействия это может быть наиболее ценным источником информации о рисках для здоровья диоксинов. [47]

Судьба диоксинов в организме человека [ править ]

Диоксины хорошо всасываются 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 абсорбировано 13,8% заданной дозы ТЭ в загрязненной почве. [65]

Те же свойства, которые вызывают стойкость диоксинов в окружающей среде, также вызывают очень медленное выведение из организма человека и животных. Из-за низкой растворимости в воде почки не могут выделять их с мочой как таковые. Они должны метаболизироваться до более водорастворимых метаболитов, но метаболизм, особенно у людей, очень медленный. Это приводит к биологическому периоду полураспада в несколько лет для всех диоксинов. Срок действия ТХДД оценивается в 7-8 лет, а для других ПХДД / Ф от 1,4 до 13 лет, ПХДФ в среднем немного короче, чем ПХДД. [1] [3] [66]

У млекопитающих диоксины содержатся в основном в жире. Концентрации жира кажутся относительно одинаковыми, будь то жир сыворотки, жир жировой ткани или молочный жир. Это позволяет измерять диоксиновую нагрузку, анализируя грудное молоко. [59] Однако вначале, по крайней мере, у лабораторных животных, после однократной дозы высокие концентрации обнаруживаются в печени, но через несколько дней будет преобладать жировая ткань. Однако в печени крысы высокие дозы вызывают индукцию фермента CYP1A2, который связывает диоксины. Таким образом, в зависимости от дозы соотношение концентраций жира и ткани печени у грызунов может значительно различаться. [4]

Использует [ редактировать ]

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 бумажной массы , производство пестицидов и процессы сжигания, такие как сжигание отходов . Дефолиант Agent Orange содержал диоксины. [67] Производство и использование диоксинов было запрещено Стокгольмской конвенцией в 2001 году.

Источники [ править ]

Источники окружающей среды [ править ]

Соединения ПХДД / F никогда не синтезировались для каких-либо целей, за исключением небольших количеств для научных исследований. [16] Небольшие количества ПХДД / Ф образуются всякий раз, когда органические вещества, кислород и хлор доступны при подходящей температуре. [1] Это усиливается металлическими катализаторами, такими как медь. Оптимальный температурный диапазон от 400 ° C до 700 ° C. Это означает, что образование является самым высоким, когда органический материал сжигается в менее чем оптимальных условиях, таких как открытый огонь, пожары в зданиях, домашние камины и плохо эксплуатируемые и / или разработанные печи для сжигания твердых отходов. [3] Исторически сложилось так, что сжигание бытовых и медицинских отходов было самым важным источником ПХДД / Ф.

ПХБ-соединения , 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-за продуктов, содержащих ПХД, на свалках или во время сжигания. Поскольку ПХД в некоторой степени летучие, они также транспортировались на большие расстояния по воздуху, что привело к глобальному распространению, включая Арктику. Лишь небольшая часть ПХБ в смесях подобна диоксину. [1]

Другие источники ПХДД / Ф включают:

  • Неконтролируемое горение, особенно открытое сжигание отходов («горение бочки на заднем дворе»), случайные пожары, лесные пожары. В настоящее время это наиболее важные источники. [1]
  • Выплавка и рафинирование металлов
  • Отбеливание целлюлозы и бумаги хлором - исторически важный источник ПХДД / Ф в водные пути. [68]
  • Побочные продукты синтеза нескольких химических веществ, особенно ПХД, хлорфенолов , гербицидов хлорфеноксикислоты и гексахлорфена . [42]
  • (Исторический) Двигатели, использующие этилированное топливо , которое содержало добавки 1,2-дихлорэтана и 1,2-дибромэтана .

При сжигании отходов

Улучшения и изменения были внесены почти во все промышленные источники для сокращения производства ПХДД / Ф. Что касается сжигания отходов, то широкая огласка и озабоченность по поводу диоксиноподобных соединений в течение 1980–1990-х годов продолжают проникать в общественное сознание, особенно когда предлагаются новые объекты для сжигания и получения энергии из отходов . В результате этих проблем процессы сжигания были улучшены за счет повышения температуры горения (более 1000 ° C), лучшего управления печью и достаточного времени пребывания, выделенного для обеспечения полного окисления органических соединений. В идеале процесс сжигания окисляет весь углерод до CO 2 и превращает весь хлор в HCl.или неорганические хлориды до прохождения газов через температурный интервал 700-400 ° C, где возможно образование ПХДД / Ф. Эти вещества не могут легко образовывать органические соединения, и HCl легко и безопасно нейтрализуется в скруббере, а CO 2 выбрасывается в атмосферу. Неорганические хлориды включаются в золу.

Системы очистки и удаления твердых частиц способны улавливать часть ПХДД / Ф, которые образуются даже на сложных мусоросжигательных заводах. Эти ПХДД / Ф обычно не разрушаются, а перемещаются с летучей золой . Разработаны каталитические системы, которые разрушают ПХДД / Ф в паровой фазе при относительно низких температурах. Эта технология часто сочетается с рукавным фильтром или системой SCR в хвостовой части мусоросжигательного завода.

Снижение диоксинов в атмосферном воздухе в различных регионах (заимствовано из Dopico and Gomez, 2015) [69]

Пределы Европейского Союза для концентрации диоксиноподобных соединений в отходящих дымовых газах составляют 0,1 нг / Нм³ ТЭ. [70] [71]

Как в Европе [72], так и в США [73] выбросы резко снизились с 1980-х годов, даже на 90% (см. Рисунок). Это также привело к снижению нагрузки на человеческий организм, что наглядно демонстрирует снижение концентрации диоксина в грудном молоке. [59] В связи со значительным сокращением выбросов из установок для сжигания бытовых отходов, другие потенциально крупные источники диоксиноподобных соединений, например, от лесов и лесных пожаров, увеличились по сравнению с промышленными источниками. [74] Однако они не включены в общую инвентаризацию из-за неточностей в имеющихся данных. [75] Более недавнее исследование экологических последствий аварийных пожаров, включая лесные пожары., по оценке, выбросы диоксинов (ПХДД / Ф) примерно эквивалентны выбросам от транспортных средств и сжигания городских отходов. [76]

Открытое сжигание отходов (сжигание бочек на заднем дворе) не уменьшилось эффективно, и теперь в США это самый важный источник диоксинов. Общие годовые выбросы в США снизились с 14 кг в 1987 году до 1,4 кг в 2000 году. Однако сжигание бочек на заднем дворе уменьшилось лишь незначительно с 0,6 кг до 0,5 кг, в результате чего в 2000 году только сжигание на заднем дворе привело к более одной трети всех диоксинов. [73]

Низкие концентрации диоксинов были обнаружены в некоторых почвах без какого-либо антропогенного загрязнения. Загадочный случай заражения молока был обнаружен в Германии. Источником был каолин, добавляемый в корм для животных. Диоксины неоднократно обнаруживались в глинах из Европы и США с 1996 года, причем загрязнение глины, предположительно, было результатом древних лесных пожаров или аналогичных природных явлений с концентрацией ПХДД / Ф во время осаждения глины. [77]

Диоксины и сахарный тростник

При выращивании сахарного тростника оставшийся после экстракции сахара жом в больших количествах используется для производства энергии, и на местном уровне считается, что он является замечательным источником диоксинов. [78] Это в основном указывает на то, что при сжигании органических материалов образуются диоксины, и это должно происходить при достаточно высоких температурах и при надлежащей фильтрации дымовых газов. Для очистки газов и загрязняющих веществ в производстве сахарного тростника часто используются мокрые газоочистители, такие как скрубберы типа Вентури . Кроме того, используются и другие системы очистки: электрофильтры и рукавные фильтры . [79] Этих методов может быть недостаточно [78] [79] [80]

Устойчивость в окружающей среде и биоаккумуляция [ править ]

Все группы диоксиноподобных соединений устойчивы в окружающей среде. [81] Очень немногие почвенные микробы и животные способны эффективно разрушать ПХДД / Ф с помощью бокового хлора (позиции 2, 3, 7 и 8). Это вызывает очень медленное выведение. Однако ученые из Университета Мартина Лютера недавно обнаружили, что разновидность бактерий Dehalococcoides CBDB1 может извлекать хлор из диоксиновых соединений в отсутствие кислорода. [82] [83] Ультрафиолетовый свет может медленно разрушать эти соединения. Липофильность (склонность к образованию жироподобной среды) и очень плохая растворимость в воде заставляют эти соединения перемещаться из водной среды в живые организмы, имеющие структуру липидных клеток. Это называется биоаккумуляцией.. Повышение хлорирования увеличивает как стабильность, так и липофильность. Однако соединения с очень высоким числом хлора (например, октахлородибензо-п-диоксин) настолько плохо растворимы, что это препятствует их биоаккумуляции. [81] За биоаккумуляцией следует биомагнификация . Жирорастворимые соединения сначала накапливаются в микроскопических организмах, таких как фитопланктон (планктон растительного характера, например водоросли). Фитопланктон потребляется животным планктоном, беспозвоночными, такими как насекомые, мелкой рыбой, а также крупной рыбой и тюленями. На каждой стадии или трофическом уровне концентрация выше, потому что стойкие химические вещества не «сжигаются», когда высший организм использует жир организма жертвы для производства энергии.

Из-за биоаккумуляции и биомагнификации виды, находящиеся на вершине трофической пирамиды , наиболее уязвимы для диоксиноподобных соединений. В Европе орлан-белохвост и некоторые виды тюленей приблизились к исчезновению из-за отравления стойкими органическими загрязнителями. [84] Аналогичным образом, в Америке популяция белоголовых орланов сократилась из-за СОЗ, вызывающих истончение яичной скорлупы и других репродуктивных проблем. [85] Обычно причиной отказа в основном является ДДТ , но диоксины также являются возможной причиной репродуктивных эффектов. И в Америке, и в Европе многие водоплавающие птицы имеют высокие концентрации диоксинов, но обычно недостаточно высокие, чтобы помешать их репродуктивному успеху.[84] [86] Благодаря дополнительному зимнему кормлению и другим мерам орлан-белохвост выздоравливает (см. Орлан-белохвост ). Также выздоравливают кольчатые нерпы в Балтийском море.

Люди также находятся на вершине трофической пирамиды, особенно новорожденные. Согласно оценкам, новорожденные, находящиеся на исключительно грудном вскармливании, подвергались воздействию в общей сложности 800 пг ТЭ / день, что привело к расчетной дозе, основанной на массе тела, в 242 пг ТЭ / кг / день. [87] Из-за наличия множества пищевых источников воздействие на взрослых людей намного меньше, в среднем на уровне 1 пг ТЭ / кг в день, [87], а концентрации диоксина у взрослых намного меньше, на уровне 10-100 пг / г, по сравнению с 9000 до 340 000 пг / г (ТЭ в липидах) у орлов [84] или тюленей, питающихся почти исключительно рыбой.

Из-за различных физико-химических свойств не все конгенеры диоксиноподобных соединений одинаково хорошо попадают в организм человека. Доминирующими конгенерами в тканях человека, измеренными как TEQ, 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-ПеХДФ. [3] Это сильно отличается от большинства источников, в которых могут преобладать гепта- и окта-конгенеры. Группа ВОЗ, проводившая переоценку значений TEF в 2005 г., выразила озабоченность по поводу того, что выбросы не следует некритически измерять как TEQ, поскольку не все конгенеры одинаково важны. [5] Они заявили, что «когда оценка риска для человека должна быть сделана на основе абиотических матриц, следует отдельно учитывать такие факторы, как судьба, транспорт и биодоступность каждой матрицы». [5]

Все СОЗ плохо растворяются в воде, особенно диоксины. Таким образом, загрязнение грунтовых вод не представляло проблемы даже в случае серьезного загрязнения основными химическими веществами, такими как хлорфенолы. [88] В поверхностных водах диоксины связаны с органическими и неорганическими частицами.

Источники воздействия на человека [ править ]

Наиболее важным источником воздействия на человека является жирная пища животного происхождения (см. Потребление человека выше) [33] и грудное молоко. [87] В разных странах есть большие различия в наиболее важных пунктах. В США и Центральной Европе молоко, молочные продукты и мясо были наиболее важными источниками. В некоторых странах, особенно в Финляндии и в некоторой степени в Швеции, рыба имеет важное значение из-за загрязненной балтийской рыбы и очень низкого потребления из любых других источников. [3] В большинстве стран произошло значительное снижение потребления диоксинов из-за более строгого контроля за последние 20 лет.

Исторически серьезной проблемой было воздействие диоксинов на рабочем месте. [42] Диоксины образуются как важные токсичные побочные продукты при производстве ПХД , хлорфенолов , гербицидов хлорфеноксикислоты и других хлорированных органических химикатов. Это привело к очень сильному воздействию на рабочих в плохо контролируемых гигиенических условиях. У многих рабочих было хлоракне . В исследовании NIOSH, проведенном в США, средняя концентрация TCDD у лиц, подвергшихся воздействию, составляла 233 нг / кг (в сыворотке липидов), в то время как у рабочих, не подвергавшихся воздействию, она составляла 7 нг / кг, даже несмотря на то, что воздействие было 15–37 лет назад. [42]Это указывает на огромную предыдущую экспозицию. Фактически, точный обратный расчет обсуждается, и концентрации могут быть даже в несколько раз выше, чем первоначально предполагалось. [89]

Обработка и распыление гербицидов хлорфеноксикислоты также может вызывать довольно высокие уровни воздействия, что ясно продемонстрировали пользователи Agent Orange во время чрезвычайной ситуации в Малайзии и во время войны во Вьетнаме . Самые высокие концентрации были обнаружены у нелетающего военнослужащего (например, при заполнении баков самолетов), хотя разница была огромной, от 0 до 618 нг / кг ТХДД (в среднем 23,6 нг / кг). [42] Прочие профессиональные воздействия (работающие на бумажных и целлюлозных заводах, сталелитейных заводах и мусоросжигательных заводах) были значительно ниже. [42]

В некоторых случаях случайное облучение было огромным. Наивысшие концентрации у людей после аварии в Севезо составили 56 000 нг / кг, а самая высокая концентрация, когда-либо зарегистрированная, была обнаружена в Австрии в 1998 году - 144 000 нг / кг (см. TCDD ). [26] Это эквивалентно дозе от 20 до 30 мкг / кг TCDD, доза, которая была бы смертельной для морских свинок и некоторых линий крыс.

Воздействие загрязненной почвы возможно, когда диоксины выбрасываются в пыль или дети поедают грязь. Вдыхание было ясно продемонстрировано в Миссури в 1970-х годах, когда отработанные масла использовались в качестве средства подавления пыли на конных аренах. Многие лошади и другие животные погибли из-за отравления. [90] Диоксины не являются ни летучими, ни водорастворимыми, поэтому воздействие на человека зависит от непосредственного поедания почвы или образования пыли, которая несет это химическое вещество. Загрязнение грунтовых вод или вдыхаемых паров химического вещества вряд ли вызовет значительное воздействие. В настоящее время в США имеется 126 участков Суперфонда с завершенным путем заражения диоксинами.

Кроме того, известно, что ПХД проходят через очистные сооружения и накапливаются в иле, который используется на сельскохозяйственных полях в некоторых странах. В 2011 году в Южной Каролине SCDHEC ввел в действие правила по удалению ила после того, как было обнаружено, что ПХД сбрасываются на очистные сооружения. [91]

Также известно, что ПХБ вымываются из промышленности и с земель (иначе говоря, отстойных полей), чтобы загрязнить рыбу, [92] как они попадают вверх и вниз по реке Катоба в Северной и Южной Каролине. Государственные органы опубликовали рекомендации по потреблению рыбы из-за накопления ПХБ в тканях рыбы. [93]

Было несколько эпизодов заражения пищевых продуктов, один из самых известных произошел в Бельгии в 1999 году. [1] Резервуар переработанных жиров, собранных для производства кормов для животных, был загрязнен маслом ПХД, содержащим около 1 г диоксинов и 2 г DL-ПХБ. . Это вызвало серьезную тревогу в Европейском Союзе, но из-за относительно быстрой реакции и медленного накопления диоксинов в организме людей не было никакого воздействия на здоровье. [1] В 2008 году была аналогичная заболеваемость в Ирландии. В 2008 году Чили пережила кризис со свининой.вызвано высокими концентрациями диоксинов в их экспорте свинины. Было установлено, что загрязнение вызвано оксидом цинка, используемым в кормах для свинины, и вызвало репутационные и финансовые потери страны, а также привело к введению новых правил безопасности пищевых продуктов. [94] Эти эпизоды подчеркивают важность контроля пищевых продуктов, а раннее обнаружение гарантирует, что очень медленно накапливающиеся диоксины не увеличиваются у людей до уровней, вызывающих токсические эффекты.

Значения TEF и эквиваленты токсичности [ править ]

Все диоксиноподобные соединения имеют общий механизм действия через рецептор арилуглеводородов (AHR), но их эффективность сильно различается. Это означает, что все они вызывают схожие эффекты, но требуются гораздо большие дозы некоторых из них, чем TCDD. Связывание с AHR, а также стойкость в окружающей среде и в организме зависит от присутствия так называемых «боковых хлоринов», в случае диоксинов и фуранов, заместителей хлора в положениях 2, 3 , 7 и 8. [3 ]Каждый дополнительный нелатеральный хлор снижает эффективность, но качественно эффекты остаются аналогичными. Следовательно, простая сумма различных конгенеров диоксинов не является значимым показателем токсичности. Чтобы сравнить токсичность различных конгенеров и сделать возможным получение токсикологически значимой суммы смеси, была создана концепция эквивалентности токсичности (TEQ). [5]

Каждому конгенеру был присвоен коэффициент эквивалентности токсичности (TEF). [5] [68] Это указывает на его относительную токсичность по сравнению с TCDD. Большинство TEF было извлечено из данных о 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 родственного соединения на его TEF, продукт представляет собой виртуальное количество или концентрацию TCDD, оказывающую воздействие той же силы, что и рассматриваемое соединение. Это умножение выполняется для всех соединений в смеси, и эти «эквиваленты TCDD» затем могут быть просто добавлены, что дает TEQ, количество или концентрацию TCDD, токсикологически эквивалентную смеси.

Преобразование TEQ позволяет использовать все исследования наиболее изученного TCDD для оценки токсичности смеси. Это наиболее полезно в нормативной работе, но может также использоваться в научных исследованиях. [95] Это похоже на обычную меру для 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 ПХД) могут не зависеть от AHR, и они не принимаются во внимание при использовании TEQ.

TEF также являются приближениями с определенным количеством научных суждений, а не научных фактов. Следовательно, они могут время от времени пересматриваться. С 1980-х годов было выпущено несколько версий TEF. Самая последняя переоценка была проведена группой экспертов Всемирной организации здравоохранения в 2005 г.

Скелетная формула и заместитель схема нумерации исходного соединения дибензо р диоксин
Факторы токсической эквивалентности ВОЗ (ВОЗ-TEF) для вызывающих озабоченность диоксиноподобных конгенеров [5]
Учебный классКонгенерФактор токсической эквивалентности [5]
Полихлорированные диоксины2,3,7,8-TCDD1
1,2,3,7,8-PeCDD1
1,2,3,4,7,8-HxCDD0,1
1,2,3,6,7,8-HxCDD0,1
1,2,3,7,8,9-HxCDD0,1
1,2,3,4,6,7,8-HpCDD0,01
OCDD0,0003
Полихлорированные дибензофураны2,3,7,8-ТХДФ0,1
1,2,3,7,8-ПеХДФ0,03
2,3,4,7,8-ПеХДФ0,3
1,2,3,4,7,8-HxCDF0,1
1,2,3,6,7,8-HxCDF0,1
1,2,3,7,8,9-HxCDF0,1
2,3,4,6,7,8-HxCDF0,1
1,2,3,4,6,7,8-HpCDF0,01
1,2,3,4,7,8,9-HpCDF0,01
OCDF0,0003
Неортозамещенные печатные платы3,3 ', 4,4'-TCB (77)0,0001
3,4,4 ', 5-TCB (81)0,0003
3,3 ', 4,4', 5-ПеХБ (126)0,1
3,3 ', 4,4', 5,5'-HxCB (169)0,03
Моно-орто-замещенные печатные платы2,3,3 ', 4,4'-ПеХБ (105)0,00003
2,3,4,4 ', 5-ПеХБ (114)0,00003
2,3 ', 4,4', 5-ПеХБ (118)0,00003
2 ', 3,4,4', 5-ПеХБ (123)0,00003
2,3,3 ', 4,4', 5-HxCB (156)0,00003
2,3,3 ', 4,4', 5'-HxCB (157)0,00003
2,3 ', 4,4', 5,5'-HxCB (167)0,00003
2,3,3 ', 4,4', 5,5'-HpCB (189)0,00003
(T = тетра, Pe = пента, Hx = гекса, Hp = гепта, O = окта)

  • 2,3,7,8-замещенные ПХДД [5]

  • 2,3,7,8-замещенные ПХДФ [5]

  • ПХБ, подобные диоксину [5]

Ссылки [ править ]

  • Некоторое содержание этой статьи было извлечено из диоксинов и диоксиноподобных соединений: токсичность для людей и животных, источники и поведение в окружающей среде в Викиверситете, который находится под лицензией Creative Commons Attribution-Share Alike 3.0 (Unported) (CC- BY-SA 3.0) .

  1. ^ a b c d e f g h i j k l m n o p q r s t u v w x y z aa ab ac ad ae af ag ah ai aj ak al am an ao ap aq Туомисто, Джоуко (2019) Диоксины и диоксиноподобные соединения: токсичность для людей и животных, источники и поведение в окружающей среде. WikiJournal of Medicine 6 (1): 8 |https://doi.org/10.15347/wjm/2019.008
  2. ^ a b "Являются ли диоксины наиболее опасными химическими веществами в нашей окружающей среде?" . opasnet.org .
  3. ^ a b c d e f g h i Обзор диоксинов и ПХД
  4. ^ a b c d e f g Похьянвирта Р., Туомисто Дж. (декабрь 1994 г.). «Краткосрочная токсичность 2,3,7,8-тетрахлордибензо-п-диоксина у лабораторных животных: эффекты, механизмы и модели на животных». Фармакологические обзоры . 46 (4): 483–549. PMID 7899475 . 
  5. ^ Б с д е е г ч я J к л м н ван ден Берг М, Бирнбаум LS, Denison M, De Vito M, W, Фарленд Feeley М., и др. (Октябрь 2006 г.). «Переоценка Всемирной организацией здравоохранения 2005 г. факторов токсической эквивалентности диоксинов и диоксиноподобных соединений для человека и млекопитающих» . Токсикологические науки . 93 (2): 223–241. DOI : 10.1093 / toxsci / kfl055 . PMC 2290740 . PMID 16829543 .  
  6. ^ Вебер 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) Сайты, загрязненные диоксинами и СОЗ - актуальность и проблемы современности и будущего: обзор предыстории, целей и масштабов серии . Environ Sci Pollut Res Int. Июл; 15 (5): 363-393. DOI: 10.1007 / s11356-008-0024-1. Epub 2008 3 июля.
  7. ^ Агентство токсичных веществ и регистрации заболеваний (ATSDR) (1998). Заявление об охране здоровья хлорированных дибензо-п-диоксинов (ХДД) (Отчет). Атланта, Джорджия: Министерство здравоохранения и социальных служб США, Служба общественного здравоохранения . Проверено 23 апреля 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» . Научные отчеты . 6 : 38012. Bibcode : 2016NatSR ... 638012X . DOI : 10.1038 / srep38012 . PMC 5126552 . PMID 27897234 .  
  9. ^ Weber R, Tysklind M, Гаус C (март 2008). «Диоксин - современные и будущие вызовы исторического наследия. Посвящается профессору доктору Отто Хутцингеру, основателю серии конференций DIOXIN» . Международная ассоциация экологических наук и исследований загрязнения . 15 (2): 96–100. DOI : 10.1065 / espr2008.01.473 . PMID 18380226 . 
  10. ^ а б Денисон М.С., Надь С.Р. (2003). «Активация рецептора арилуглеводородов структурно разнообразными экзогенными и эндогенными химическими веществами». Ежегодный обзор фармакологии и токсикологии . 43 : 309–334. DOI : 10.1146 / annurev.pharmtox.43.100901.135828 . PMID 12540743 . 
  11. ^ Коннор К.Т., Харрис М.А., Эдвардс М.Р., Будинский Р.А., Кларк Г.К., Чу А.С. и др. (Июль 2008 г.). «Активность агониста рецептора AH в крови человека, измеренная с помощью клеточного биоанализа: данные о встречающихся в природе лигандах рецептора AH in vivo» . Журнал экспозиционной науки и экологической эпидемиологии . 18 (4): 369–380. DOI : 10.1038 / sj.jes.7500607 . PMID 17912254 . 
  12. ^ Похьянвирта, Раймо, изд. (2011). Рецептор AH в биологии и токсикологии . Вайли. DOI : 10.1002 / 9781118140574 . ISBN 9781118140574.
  13. ^ Хан, Марк Е .; Кархнер, Сибель И. (2011). «Структурная и функциональная диверсификация AHR во время эволюции многократных животных». Рецептор AH в биологии и токсикологии. John Wiley & Sons, Ltd., стр. 387–403. ISBN 9781118140574 
  14. ↑ Bock, KW (1 апреля 2017 г.). «Арилуглеводородный рецептор человека и грызунов (AHR): от медиатора токсичности диоксина до физиологических функций AHR и терапевтических возможностей». Биологическая химия 398 (4): 455-464. DOI: 10.1515 / hsz-2016-0303
  15. ^ Poellinger L (апрель 2000). «Механистические аспекты - рецептор диоксина (арилуглеводорода)». Пищевые добавки и загрязнители . 17 (4): 261–266. DOI : 10.1080 / 026520300283333 . PMID 10912240 . 
  16. ^ a b c d Линден Дж., Ленсу С., Туомисто Дж., Похьянвирта Р. (октябрь 2010 г.). «Диоксины, рецепторы арилуглеводородов и центральная регуляция энергетического баланса». Границы нейроэндокринологии . 31 (4): 452–478. DOI : 10.1016 / j.yfrne.2010.07.002 . PMID 20624415 . 
  17. ^ a b Okey AB (июль 2007 г.). "Одиссея рецепторов арилуглеводородов 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, Бутрос ПК, Моффат ID, Окей А.Б., Туомисто Дж, Pohjanvirta R (январь 2006 г.). «Арилуглеводородный рецептор регулирует отдельные диоксин-зависимые и диоксиннезависимые генные батареи». Молекулярная фармакология . 69 (1): 140–153. DOI : 10,1124 / mol.105.018705 . PMID 16214954 . 
  19. ↑ Brown DJ, Orelien J, Gordon JD, Chu AC, Chu MD, Nakamura M, Handa H, Kayama F, Denison MS, Clark GC (июнь 2007). «Математическая модель, разработанная для образцов окружающей среды: предсказание TEQ диоксина ГХ / МС на основе данных биотестирования XDS-CALUX» . Наука об окружающей среде и технологии . 41 (12): 4354–4360. Bibcode : 2007EnST ... 41.4354B . DOI : 10.1021 / es062602 + . PMC 2877589 . PMID 17626436 .  
  20. ^ a b c Панель EFSA по загрязняющим веществам в пищевой цепочке (2018). «Риск для здоровья животных и человека, связанный с присутствием диоксинов и диоксиноподобных ПХБ в кормах и пищевых продуктах» . Журнал EFSA . 16 (11): 5333. DOI : 10,2903 / j.efsa.2018.5333 .
  21. ^ a b Каяджанян GM (январь 2002 г.). «J-образная кривая зависимости реакции от дозы диоксина». Экотоксикология и экологическая безопасность . 51 (1): 1–4. DOI : 10,1006 / eesa.2001.2115 . PMID 11800543 . Этот комментарий является ответом на недавнюю статистическую обработку данных о заболеваемости раком у отдельных рабочих, подвергшихся воздействию диоксина, из более раннего исследования химического завода NIOSH. Вопреки новым открытиям 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 уровне воздействия диоксина. Несмотря на то, что заболеваемость раком может увеличиваться при высоком воздействии диоксинов, такому увеличению при более низком воздействии может предшествовать значительное снижение.
  22. ^ a b c Драган Ю.П., Шренк Д. (апрель 2000 г.). «Исследования на животных, направленные на канцерогенность TCDD (или родственных соединений) с упором на развитие опухоли». Пищевые добавки и загрязнители . 17 (4): 289–302. DOI : 10.1080 / 026520300283360 . PMID 10912243 . 
  23. Перейти ↑ Matsumoto M, Ando M (1991). «Мутагенность 3-хлордибензофурана и его метаболическая активация». Экологический и молекулярный мутагенез . 17 (2): 104–111. DOI : 10.1002 / em.2850170207 . PMID 2009865 . 
  24. ^ a b Бирнбаум LS, Туомисто Дж. (апрель 2000 г.). «Неканцерогенные эффекты TCDD у животных». Пищевые добавки и загрязнители . 17 (4): 275–88. DOI : 10.1080 / 026520300283351 . PMID 10912242 . 
  25. ^ ВОЗ бюллетень: Диоксины и их воздействие на здоровье человека , май 2010
  26. ^ Б Geusau А, Авраам К, Geissler К, Sator MO, Stingl G, Tschachler E (август 2001). «Тяжелая интоксикация 2,3,7,8-тетрахлордибензо-п-диоксином (TCDD): клинические и лабораторные эффекты» . Перспективы гигиены окружающей среды . 109 (8): 865–9. DOI : 10.1289 / ehp.01109865 . PMC 1240417 . PMID 11564625 .  
  27. ^ Сорг О., Зеннегг М., Шмид П., Федосюк Р., Валихновский Р., Гайде О. и др. (Октябрь 2009 г.). «Отравление 2,3,7,8-тетрахлордибензо-п-диоксином (ТХДД) у Виктора Ющенко: идентификация и измерение метаболитов ТХДД». Ланцет . 374 (9696): 1179–85. DOI : 10.1016 / s0140-6736 (09) 60912-0 . PMID 19660807 . 
  28. ^ Mitoma C, Uchi H, Tsukimori K, Yamada H, Akahane M, Imamura T и др. (Сентябрь 2015 г.). «Юшо и его последние результаты - обзор исследований, проведенных группой Юшо». Environment International . 82 : 41–8. DOI : 10.1016 / j.envint.2015.05.004 . PMID 26010306 . 
  29. ^ a b c Суини MH, Mocarelli P (апрель 2000 г.). «Влияние на здоровье человека после воздействия 2,3,7,8-ТХДД». Пищевые добавки и загрязнители . 17 (4): 303–16. DOI : 10.1080 / 026520300283379 . PMID 10912244 . 
  30. ^ Alaluusua S, Calderara P, Gerthoux PM, Lukinmaa PL, Kovero O, Needham L, et al. (Сентябрь 2004 г.). «Аберрации развития зубов после аварии с диоксином в Севезо» . Перспективы гигиены окружающей среды . 112 (13): 1313–8. DOI : 10.1289 / ehp.6920 . PMC 1247522 . PMID 15345345 .  
  31. ^ Mocarelli Р, Gerthoux П.М., Ferrari Е, Паттерсон Д.Г., Kieszak С.М., Брэмбилла Р, Винколите N, S Синьорини, Tramacere Р, Carreri В, Сэмпсон Е.Ю., Тернер Мы, Нидхи LL (май 2000 г.). «Отцовские концентрации диоксина и соотношение полов в потомстве». Ланцет . 355 (9218): 1858–63. DOI : 10.1016 / S0140-6736 (00) 02290-X . ЛВП : 10281/16136 . PMID 10866441 . 
  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 диоксинов с младенчества до полового созревания вызывает эндокринные нарушения и влияет на качество спермы человека» . Перспективы гигиены окружающей среды . 116 (1): 70–7. DOI : 10.1289 / ehp.10399 . PMC 2199303 . PMID 18197302 .  
  33. ^ a b c d 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 . 
  34. ^ a b Tuomisto JT, Pekkanen J, Kiviranta H, Tukiainen E, Vartiainen T, Tuomisto J (март 2004 г.). «Саркома мягких тканей и диоксин: исследование случай-контроль» . Международный журнал рака . 108 (6): 893–900. DOI : 10.1002 / ijc.11635 . PMID 14712494 . 
  35. ^ Алалуусуа S, Lukinmaa PL, Вартиайнен Т, Partanen М, Torppa J, J Туомисто (май 1996 г.). «Полихлорированные дибензо-п-диоксины и дибензофураны, поступающие с материнским молоком, могут вызывать дефекты развития зубов у ребенка». Экологическая токсикология и фармакология . 1 (3): 193–7. DOI : 10.1016 / 1382-6689 (96) 00007-5 . PMID 21781681 . 
  36. ^ Мингес-Аларкон Л., Сергеев О., Бернс Дж. С., Уильямс П.Л., Ли М.М., Коррик С.А. и др. (Март 2017 г.). "Продольное исследование перипубертатных концентраций хлорорганических соединений в сыворотке и параметров спермы у молодых мужчин: российское исследование детей" . Перспективы гигиены окружающей среды . 125 (3): 460–466. DOI : 10.1289 / EHP25 . PMC 5332179 . PMID 27713107 .  
  37. ^ a b c d «Консультации по оценке риска для здоровья диоксинов; переоценка допустимой суточной дозы (TDI): краткое изложение». Пищевые добавки и загрязнители . 17 (4): 223–40. Апрель 2000 DOI : 10,1080 / 713810655 . PMID 10912238 . 
  38. ↑ Magliano DJ, Loh VH, Harding JL, Botton J, Shaw JE (февраль 2014 г.). «Стойкие органические загрязнители и диабет: обзор эпидемиологических данных». Диабет и обмен веществ . 40 (1): 1–14. DOI : 10.1016 / j.diabet.2013.09.006 . PMID 24262435 . 
  39. ^ «ERC отвечает на недавнее исследование эндометриоза» . Центр исследования эндометриоза . Архивировано из оригинала на 2016-02-02 . Проверено 10 января 2016 .
  40. ^ Шренк Д., Чопра М. «Диоксин активировал AHR и рак у лабораторных животных». В Pohjanvirta R (ред.). Рецептор АГ в биологии и токсикологии . Вайли. ISBN 9780470601822.
  41. ^ "Методы оценки канцерогенных рисков для здоровья от диоксиноподобных соединений" . Министерство здравоохранения Миннесоты . Октябрь 2006 Архивировано из оригинала на 2010-07-08 . Проверено 8 сентября 2010 .
  42. ^ a b c d e f Монографии МАИР по оценке канцерогенных рисков для людей, том 69, Лион, 1997 г.
  43. ^ a b Рабочая группа МАИР по оценке канцерогенного риска для человека (2012 г.). 2,3,7,8-тетрахлордибензопарадиоксин, 2,3,4,7,8-пентахлордибензофуран и 3,3 ', 4,4', 5-пентахлорбифенил . 100F . Международное агентство по изучению рака. С. 339–378.
  44. ^ FN ISI Export Format VR 1.0 PT J TI Рак и TCDD: митохондриальная связь AU Mead, 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. ^ a b Кожевинас М (апрель 2000 г.). «Исследования рака у человека». Пищевые добавки и загрязнители . 17 (4): 317–24. DOI : 10.1080 / 026520300283388 . PMID 10912245 . 
  46. ^ Pesatori AC, Consonni D, Rubagotti M, P Грилло, Bertazzi PA (сентябрь 2009). «Заболеваемость раком среди населения, подвергшегося воздействию диоксина после« аварии Севезо »: двадцать лет наблюдения» . Здоровье окружающей среды . 8 : 39. DOI : 10,1186 / 1476-069X-8-39 . PMC 2754980 . PMID 19754930 .  
  47. ^ а б Турунен А.В., Веркасало П.К., Кивиранта Х., Пуккала Е., Юла А., Мяннистё С. и др. (Октябрь 2008 г.). «Смертность в когорте с высоким потреблением рыбы» . Международный журнал эпидемиологии . 37 (5): 1008–17. DOI : 10.1093 / ije / dyn117 . PMID 18579573 . 
  48. ^ Туомисто JT, Asikainen A, Meriläinen P, Хаапасаари P (январь 2020). «Воздействие на здоровье питательных веществ и загрязнителей окружающей среды 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. ^ Туомисто J (сентябрь 2005). «Помогает ли механистическое понимание в оценке риска - на примере диоксинов». Токсикология и прикладная фармакология . 207 (2 Suppl): 2–10. DOI : 10.1016 / j.taap.2005.01.053 . PMID 15996698 . 
  50. ^ "Споры о диоксинах - что такое диоксины?" . uow.edu.au .
  51. ^ а б Шэрон Бедер. «Споры о диоксинах: распространились на школы» , Австралийский журнал учителей естественных наук , ноябрь 1998 г., стр. 28-34.
  52. ^ а б Шэрон Бедер (2000). Global Spin: корпоративное нападение на экологию , Scribe Publications, главы 9 и 13.
  53. ^ Шэрон Бедер (2000) Global Spin: Корпоративное нападение на защиту окружающей среды , Scribe Publications, стр. 153.
  54. ^ Рональд Кристальди. Рецензия на книгу Лоис Мари Гиббс: «Умирание от диоксина». Архивировано 29 октября 2013 г. в журнале Wayback Machine Journal of Land Use and Environmental Law , 1996.
  55. ^ Beder S (март 2002). Глобальный подход: корпоративная атака на защиту окружающей среды . Девон: Зеленые книги. п. 154.
  56. ^ Диоксины и диоксиноподобные соединения в пищевых продуктах: стратегии снижения воздействия Совет по пищевым продуктам и питанию (FNB), Институт медицины
  57. ^ Kiviranta Н, Туомисто JT, Туомисто Дж, Тукиайнен Е, Вартиайнен Т (август 2005 г.). «Полихлорированные дибензо-п-диоксины, дибензофураны и бифенилы среди населения Финляндии в целом». Chemosphere . 60 (7): 854–69. Bibcode : 2005Chmsp..60..854K . DOI : 10.1016 / j.chemosphere.2005.01.064 . PMID 15992592 . 
  58. ^ a b Паттерсон Д.Г., Тернер В.Е., Кодилл С.П., Нидхэм Л.Л. (август 2008 г.). «Общий референсный диапазон ТЭ (ПХДД, ПХДФ, cPCB, моно-ПХБ) для населения США в 2001-2002 гг.». Chemosphere . 73 (1 приложение): S261-77. Bibcode : 2008Chmsp..73S.261P . DOI : 10.1016 / j.chemosphere.2007.08.074 . PMID 18511103 . 
  59. ^ a b c d e "Информационный бюллетень ВОЗ по СОЗ" (PDF) . who.int . Архивировано из оригинального (PDF) 08 февраля 2011 года . Проверено 31 января 2011 .
  60. ^ Norén K, Meironyté D (2000). «Некоторые хлорорганические и броморганические загрязнители в шведском грудном 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 . 
  61. ^ Schecter A, Папка O, Tung KC, Джозеф J, Harris TR, Дальгрен J (март 2005). «Антипирены на основе полибромированных дифениловых эфиров в населении 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 . 
  62. ↑ Fürst P (октябрь 2006 г.). «Диоксины, полихлорированные бифенилы и другие галогенорганические соединения в материнском молоке. Уровни, корреляции, тенденции и воздействие при грудном вскармливании». Молекулярное питание и пищевые исследования . 50 (10): 922–33. DOI : 10.1002 / mnfr.200600008 . PMID 17009213 . 
  63. ^ Lignell S, M Aune, Darnerud PO, Cnattingius S, Глинн A (август 2009). "Стойкие хлорорганические и броморганические соединения в материнском молоке из Швеции 1996-2006 гг .: временные тенденции для конкретных соединений". Экологические исследования . 109 (6): 760–7. Bibcode : 2009ER .... 109..760L . DOI : 10.1016 / j.envres.2009.04.011 . PMID 19477439 . 
  64. ^ Kiviranta Н, Вартиайнен Т, J Туомисто (апрель 2002 г.). «Полихлорированные дибензо-п-диоксины, дибензофураны и бифенилы у рыбаков Финляндии» . Перспективы гигиены окружающей среды . 110 (4): 355–61. DOI : 10.1289 / ehp.02110355 . PMC 1240798 . PMID 11940453 .  
  65. ^ Wittsiepe Дж, Erlenkämper В, Welge Р, Hack А, М Вильгельма (апрель 2007 г.). «Биодоступность ПХДД / Ф из загрязненной почвы у молодых мини-свиней Геттингена». Chemosphere . 67 (9): S355-64. Bibcode : 2007Chmsp..67S.355W . DOI : 10.1016 / j.chemosphere.2006.05.129 . PMID 17223170 . 
  66. ^ Milbrath MO, Wenger Y, Chang CW, Emond C, D Garabrant, Gillespie BW, Jolliet O (март 2009). «Видимые периоды полураспада диоксинов, фуранов и полихлорированных бифенилов в зависимости от возраста, жира в организме, статуса курения и кормления грудью» . Перспективы гигиены окружающей среды . 117 (3): 417–25. DOI : 10.1289 / ehp.11781 . PMC 2661912 . PMID 19337517 .  
  67. ^ Диоксины - ToxFAQ: Информационные бюллетени по химическим агентам (CABS)
  68. ^ a b Hoffman E, Алимохаммади M, Lyons J, Davis E, Walker TR, Lake CB (август 2019). «Характеристика и пространственное распределение загрязненных органическими веществами отложений, образовавшихся в результате прошлых промышленных стоков». Экологический мониторинг и оценка . 191 (9): 590. DOI : 10.1007 / s10661-019-7763-у . PMID 31444645 . 
  69. ^ Допико, М; Гомес, А. (сентябрь 2015 г.). «Обзор текущего состояния и основных источников диоксинов в мире» . Журнал Ассоциации управления воздухом и отходами (1995) . 65 (9): 1033–49. DOI : 10.1080 / 10962247.2015.1058869 . PMID 26068294 . 
  70. ^ "Предельное значение ЕС" . europa.eu .
  71. ^ РЕШЕНИЕ ОБ ИСПОЛНЕНИИ КОМИССИИ (ЕС) 2019/2010 от 12 ноября 2019 г., устанавливающее заключения о наилучших доступных методах (НДТ) в соответствии с Директивой 2010/75 / ЕС Европейского парламента и Совета по сжиганию отходов (2019). Европейский Союз L 312/55 https://eur-lex.europa.eu/legal-content/EN/TXT/PDF/?uri=CELEX:32019D2010&from=EN%7CEU Наилучшие доступные методы
  72. ^ Квас U, Fermann M, Bröker G (март 2004). «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 . 
  73. ^ a b «Перечень источников и выбросов в окружающую среду диоксиноподобных соединений в США за 1987, 1995 и 2000 годы (Final, Nov 2006)» . epa.gov .
  74. ^ «Лесные пожары: основной источник диоксинов» . DioxinFacts.org . Проверено 3 сентября 2017 года .
  75. ^ «Инвентаризация источников диоксина и выбросов в окружающую среду» . EPA . 24 ноября 2014 . Проверено 3 сентября 2017 года .
  76. ^ Мартин Д., Томида М. и Мичем Б. (2016) «Воздействие пожара на окружающую среду». Пожарная наука Ред. 5 , 5. Проверено 14 сентября 2020 года.
  77. ^ Schmitz M, Scheeder G, Bernau S, Dohrmann R, Germann K и др. (Январь 2011 г.). «Диоксины в первичном каолине и вторичных каолинитовых глинах». Наука об окружающей среде и технологии . 45 (2): 461–7. Bibcode : 2011EnST ... 45..461S . DOI : 10.1021 / es103000v . PMID 21126071 . 
  78. ^ a b Choong Kwet Yive NS, Tiroumalechetty M (июнь 2008 г.). «Уровни диоксина в летучей золе от сжигания жома». Журнал опасных материалов . 155 (1-2): 179–82. DOI : 10.1016 / j.jhazmat.2007.11.045 . PMID 18166264 . 
  79. ^ а б Ли В.С., Чанг-Чиен Г.П., Чен С.Дж., Ван LC, Ли В.Дж., Ван Й.Х. (2004). «Удаление полихлорированных дибензо-пара-диоксинов и дибензофуранов из дымовых газов скруббером Вентури и рукавным фильтром» . Исследование аэрозолей и качества воздуха . 4 : 27–37. DOI : 10.4209 / aaqr.2004.07.0003 .
  80. ^ Kim SC, Jeon SH, Jung IR, Kim KH, Kwon MH, Kim JH и др. (2001). «Эффективность удаления ПХДД / ПХДФ с помощью устройств контроля загрязнения воздуха в установках для сжигания твердых бытовых отходов». Chemosphere . 43 (4–7): 773–6. Bibcode : 2001Chmsp..43..773S . DOI : 10.1016 / S0045-6535 (00) 00432-X . PMID 11372864 . 
  81. ^ a b Клас Бернес: Стойкие органические загрязнители. Шведское агентство по охране окружающей среды, Стокгольм, 1998. ISBN 91-620-1189-8 . 
  82. ^ "Ученые обнаружили бактерии, поедающие диоксины" .
  83. ↑ Bunge M, Adrian L, Kraus A, Opel M, Lorenz WG, Andreesen JR и др. (Январь 2003 г.). «Восстановительное дегалогенирование хлорированных диоксинов анаэробной бактерией». Природа . 421 (6921): 357–60. Bibcode : 2003Natur.421..357B . DOI : 10,1038 / природа01237 . PMID 12540897 . 
  84. ^ a b c Koistinen J, Koivusaari J, Nuuja I, Paasivirta J (1995). «ПХДЭ, ПХД, ПХДД И ПХДФ в черных кайрах и орланах-белохвостах из Балтийского моря». Chemosphere . 30 (9): 1671–1684. Bibcode : 1995Chmsp..30.1671K . DOI : 10.1016 / 0045-6535 (95) 00053-B . ISSN 0045-6535 . 
  85. Перейти ↑ Bull J, Farrand J Jr (1987). Полевое руководство Общества Одюбона по птицам Северной Америки: Восточный регион. Нью-Йорк: Альфред А. Кнопф. С. 468–9. ISBN 0-394-41405-5 
  86. ^ "Воздействие диоксинов в ЕС и данные о здоровье 1999" (PDF) . europa.eu .
  87. ^ a b c Лорбер М., Филлипс Л. (июнь 2002 г.). «Воздействие диоксиноподобных соединений в грудном молоке на младенцев» . Перспективы гигиены окружающей среды . 110 (6): А325-32. DOI : 10.1289 / ehp.021100325 . PMC 1240886 . PMID 12055063 . Архивировано из оригинального 27 мая 2010 года.  
  88. ^ Вартиайнен Т, Р Лампи, Толонен К, Туомисто J (1995). «Концентрации полихлордибензо-п-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 . 
  89. ^ Aylward LL, Брюне RC, Starr TB, Carrier G, E Delzell, Cheng H, Beall C (август 2005). «Реконструкция экспозиции для когорты NIOSH, подвергшейся воздействию TCDD, с использованием модели элиминации, зависящей от концентрации и возраста». Анализ рисков . 25 (4): 945–56. DOI : 10.1111 / j.1539-6924.2005.00645.x . PMID 16268942 . 
  90. ^ Kimbrough RD, Картер CD, Liddle JA, Cline RE (1977). «Эпидемиология и патология эпизода отравления тетрахлордибензодиоксином». Архивы гигиены окружающей среды . 32 (2): 77–86. DOI : 10.1080 / 00039896.1977.10667259 . PMID 557961 . 
  91. ^ "Загрязнение ПХД обнаружено на оборудовании компании по переработке отходов в северных районах штата" . государство .
  92. ^ «ВОЗМОЖНОСТЬ ВОЗДЕЙСТВИЯ НА ЧЕЛОВЕКА» (PDF) . Проверено 14 ноября 2018 .
  93. ^ "РЕЧНЫЕ КОНСУЛЬТАЦИИ ПО ПОТРЕБЛЕНИЮ РЫБЫ CATAWBA БЫСТРО РАСШИРЕНЫ" . catawbariverkeeper.org .
  94. Перейти ↑ Kim M, Kim DG, Choi SW, Guerrero P, Norambuena J, Chung GS (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 . 
  95. ^ Туомисто, Юко (2011). «Принцип токсической эквивалентности и его применение в оценке риска диоксинов». Рецептор AH в биологии и токсикологии . John Wiley & Sons, Ltd., стр. 317–330. DOI : 10.1002 / 9781118140574.ch23 . ISBN 9781118140574.

Внешние ссылки [ править ]

  • Информационный бюллетень ВОЗ
  • Диоксины и фураны: самые токсичные химические вещества, известные науке
  • Сводка по диоксинам и ПХБ