Гігієнічне обґрунтування системи медико-біологічної безпеки гирлової зони Українського Придунав’я

На наш погляд, цей аналіз був би неповним без врахування чутливості методів ідентифікації збудників паразитозів і гельмінтозів. Очевидно, що метод їх виявлення, який використано нами та у вищевказаних публікаціях [22, 290-294], не відповідає сучасним вимогам. Наприклад, імунофлюоресцентна детекція [326] дає можливість правильної ідентифікації зображень ооцист в 81 - 97 % зразків; метод клітинних культур [327] показав наявність інфекційних ооцист C. parvum в 40 % дезінфікованих стічних водах, що скидаються (у середньому 7 ооцист/100 л); метод Gelman Envirochek (HV) [328] створив можливість виділення ооцист криптоспорідій із 36 - 75 % зразків малоконтамінованих вод; метод зворотньої транскриптази полімеразної ланцюгової реакції (RT-PCR) дозволив виявити ооцисти криптоспорідій у 100, 66,7 і 50 % зразків очищеної води з різних точок відбору [329].

Встановлене нами масове розмноження ціанобактерій, зокрема Aphanizomenon flos-aquae, Synechocystis salina, Spirulina laxissima, Merismopedia minima, які викликають «цвітіння» води, в озерах Кагул, Ялпуг, Катлабух потребує відповідного коментаря.

Встановлені нами певні рівні чисельності популяцій ціанобактерій у воді придунайських озер свідчать про інтенсивну евтрофікацію і багато в чому узгоджуються з даними інших дослідників. У той же час видовий склад ціанобактерій багато в чому залежить від клімато-географічних, гідрогеологічних і санітарно-гігієнічних факторів.

Так, дослідження ціанобактерій лагуни Lekki (Нігерія) дозволило виявити сто сімдесят дев'ять різновидів, що належать до тридцяти родів [330]. Oscillatoria були представлені двадцятьма трьома різновидами, Phormidium - вісімнадцятьма, Anabaena і Chroococcus - по тринадцять, Gleocapsa, Merismopedia і Microcystis - десять, вісім і дванадцять різновидів відповідно. Ідентифікованими різновидами, що формують цвітіння, були Microcystis aeruginosa, M. flos-aquae, M. wesenbergii і Anabaena flos-aquae.

У Єгипті Synechocystis salina викликала цвітіння водойм із солоністю 112-180 г/л [331].

За даними [332] у планктоні гіпергалиних (понадсолоних) водойм поширені Synechocystis salina Wislouch. Цей же вид викликає «цвітіння» води в різнотипних водоймах Ірану [333].

Видовий склад домінуючих ціанобактерій у мінеральних озерах залежить від ступеня їх мінералізації [334]. Найбільш чисельними видами ціанобактерій в озерах Криму за досліджуваний період (серпень 2004 р. - серпень 2006 р.) виявилися представники родів Oscillatoria і Phormidium. У всіх цих озерах переважали нитчаті ціанобактерії. Їх бурхливий розвиток спостерігався в основному при показниках солоності до 100 ‰. При більш високих її показниках переважали одноклітинні форми (Synechococcus elongatus, S. aeruginosa, Synechocystis salina тощо).

У серпні 2002 р. на фоні розвитку дрібноклітинних форм планктонів у північній частині Тилігульского лиману спостерігався масовий розвиток синьо-зелених водоростей Oscillatoria kisselevi Anissim. і Spirulina laxissima G.S. West, сумарна чисельність яких склала 151,2Ч10⁶ кл/л [335].

При дослідженні таксономічного складу планктоних водоростей ріки Чапаївка (Росія) встановлено наявність фонових видів синьо-зелених водоростей Microcystis aeruginosa, M. pulverea, Aphanizomenon flos-aquae [336].

У характеристиці Cyanoprokaryota, що викликає «цвітіння» водойм північного заходу Росії [337], зазначено, що Aphanizomenon flos-aquae (L.) Ralfs ex Born. et Flah. викликає найбільш інтенсивне «цвітіння» води в озерах Санкт-Петербургу, у мілководних високоевтрофних озерах Ленінградської області, в озерах Псковське, Чудське, у прибережній акваторії східної частини Фінської затоки. Зустрічається в континентальних водоймах різного типу і в опріснених морських акваторіях. Один зі розповсюджених факторів «цвітіння» води. Окремі популяції синтезують нейротоксини, названі афантоксинами, аналогічні токсинам з водоростей «червоних припливів» неосакситоксину і сакситоксину. Ці ціанобактерії здатні також дратувати слизові оболонки і шкіру людину, викликаючи коньюктивит, почервоніння шкіри, пухирці тощо. Токсигенні штами цього виду виявлені у водоймах Карелії на північно-східному узбережжі Ладожського озера.

Автор [337] також відзначає, що за сучасними даними 40-50 % «цвітінь» є токсичними. Токсичні «цвітіння» зареєстровані в багатьох країнах світу, у тому числі в більш ніж 20 Європейських країнах. У водоймах Північного Заходу Росії виявлено 21 токсичний і потенційно токсичний вид. З них 10 видів можуть продукувати гепатотоксини, 6 видів -- нейротоксини; для 5 видів хімічна природа токсинів не встановлена. Число токсичних і потенційно токсичних видів у малих водоймах варіює від 3 до 5-8, у Ладожському озері і ріці Неві налічується по 16 видів.

В експериментах із прісноводними (Microcystis aeruginosa і Chlorella sp.) і морськими (Synechocystis salina і Nannochloropsis sp.) різновидами показана їх потенційну здатність стимулювати ріст інших ціанобактерій і пригнічувати ріст інших представників фітопланктону (альга) як основних гідробіонтів естуарію. Оскільки естуарії - транзитні екосистеми, бентосні і планктонні естуарієві ціанобактерії можуть змінити прісноводні і морські різновиди фітопланктону, що вплине на інтенсивність формування цвітіння цих водойм [338].

В огляді (2007 р.), присвяченому токсинам ціанобактерій [339], акцентується увага, що цих відомостей вкрай недостатньо. Більшість даних про токсичність, як відомо, стосуються мікроцистину-LR, для якого є рекомендований рівень ВООЗ (1 мкг/л). Для нодуляринів доступні дані декількох досліджень на тваринах. Для алкалоїдів обмежені дані про токсичність існують для анатоксину-б, циліндроспермопсину і сакситоксину. Однак, які-небудь дані про гостру токсичність відсутні. Для сакситоксинів у багатьох країнах встановлені рівні толерантності на двостулкових молюсках. Офіційне регулювання для інших ціанотоксинів не встановлено.

Таким чином, зважаючи на обмеженність даних щодо ціанобактерій та ціанотоксинів в Україні, за винятком окремих публікацій [7, 106], визнано перспективним оцінку можливих біологічних ефектів води озер Кагул, Ялпуг, Катлабух на організм лабораторних тварин, яку представлено у розділі 6.

Обговорюючи результати епідеміологічних досліджень захворюваності населення слід зазначити, що існуючі дані літератури, як про це свідчить огляд у розділі 1, не дають змоги робити будь-які певні висновки. Основним недоліком попередніх досліджень є цілковита відсутність підтверджуючих фактів та динаміки захворюваності за роками. Наприклад, у роботі [220] констатується висока смертність місцевого населення, зокрема дітей до 1 року від паразитарних хвороб, які обумовлені незадовільним станом питної води. Ніяк не коментуються осередки інфекційних захворювань, які регулярно виникають у Придунав'ї [221]. Лише зазначено, але не підтверджено, що більшість з них розповсюджуються водним шляхом, а відсутність якісних водоочисних споруд може призвести до масових захворювань не тільки на території регіону, а й за його межами. За даними [223] показники смертності в Придунайському регіоні є гіршими, ніж в цілому по Одеській області, а серед причин смертності в Українському Придунав'ї найпоширенішими є хвороби системи кровообігу, новоутворення, хвороби органів травлення (незрозуміло за який період). У більш докладній роботі [224] представлена характеристика захворюваності, але при порівнянні 2005 та 2013 років, що не може створити цілісне уявлення.

Характеристика захворюваності населення кишковими інфекціями з 1999 по 2013 рр. у співставленні із контамінацією питної води кишковими вірусами за той же період (розділ 4) показую деякі закономірності.

Перше за все встановлено конгрегаційний характер розподілу із статистично достовірними сплесками та спадами захворюваності населення гастроентероколітами встановленої, невстановленої етіології і ВГА, і контамінації питної води АВ, ЕВ, РеВ, ВГА, РВ. Це є непрямим свідченням впливу вірусів на захворюваність кишковими інфекціями в цьому регіоні, що, ймовірно, пояснюється низькою ефективністю очищення поверхневих вод. Підтверджено домінантність АВ у біоценозу вірусів, ідентифікованих у питній воді мм. Ізмаїл, Болград, Кілія, Рені, що свідчить про необхідність відповідних молекулярно-епідеміологічних досліджень води та стільця хворих, особливо гастроентероколітами невстановленої етіології. Наступна закономірність полягала у тому, що максимальне розмаїття біоценозу вірусів спостерігалося у питній воді мм. Болград (1,6994) і Кілія (2,0635), які забезпечуються питною водою із поверхневих водозаборів (оз. Ялпуг і р. Дунай відповідно), які значно більшою мірою забруднюються стічними водами у порівнянні із підземними водами (мм. Ізмаїл, Рені).

Проведено аналіз захворюваності населення цього регіону різними группами інфекційних та неінфекційних захворювань за період 2004-2013 рр., який дозволяє зробити певне узагальнення. Суть його полягає у тому, що захворюванність населення вибіркових районів Українського Придунав'я за основними інфекційними (винятком є ВГА) та деякими неінфекційними групами захворювань статистично вірогідно (² ? 3,841) домінує над захворюванністю по області та районах.

В структурі інфекційної та, деякою мірою, неінфекційної захворюваності населення максимальними цифрами вирізняється м. Ізмаїл. Отримані дані кореспондуються із результатів епідеміологічних досліджень за період 1994 - 2004 рр., коли встановлено позитивну тенденцію для ентеритів із встановленим збудником (8,404) у м. Ізмаїл. Що стосується неінфекційної патології для цього міста встановлено позитивну тенденцію по новотворенням (8,553), хворобам крові і кровотворних органів (0,160) і вродженим аномаліям (0,021), а також по новотворенням (1,533) і хворобам крові та кровотворних органів (0,682) у м. Болград [9].

Що ж стосується смертності загальний висновок полягає у тенденції до її зниження як дітей у віці до року, так і дорослих (загальна та по всіх группах захворювань, які реєструвались).

Слід зазначити, що за даними [340] по Одеській області спостерігається тенденція до росту показників загальної захворюваності від 60 % у 1999 р. до 72,5 % у 2013 р.

Аналіз структури інфекційної захворюваності регіонів Одеської області (Північ, Центр, Південь) в 2000-2008 рр. показав, що питома вага (%%) дизентерії і сальмонельозу для півдня складала 73 та 8 % відповідно [9].

При аналізі спалахів гострих кишкових інфекцій (ГКІ) за період з 1998 по 2004 рік, проведений Центральною СЕС МОЗ України, констатовано спалах дизентерії Зонне водного походження у м. Токмак Запорізької області (захворіло 105 осіб, із них 67 діти) та дизентерії Флекснера у вересні 2005 р. [341].

Констатовано тісну і достовірну кореляцію між рівнем мікробного забруднення питної води і частотою поширення серед населення всіх кишкових інфекцій (r=0,691), а також окремих нозологій: дизентерії (r=0,641), сальмонельозів (r=0,790), вірусного гепатиту А (r=0,847), гастроентероколітів (r=0,671) [342].

Аналіз спалахової захворюваності в Україні показав, що в останні роки збільшилася кількість спалахів, в тому числі і вакцинокерованих інфекцій, наприклад поліоміеліту. В структурі спалахової захворюваності переважають гострі кишкові інфекції, при цьому питома вага постраждалих у 2014 р. дітей становила 48,2% [343].

Вивчена питома вага водного фактора в структурі інфекційної й неінфекційної захворюваності Одеської області, у цілому, і досліджуваних популяцій населення, зокрема. Показано істотне превалювання «невстановлення» збудника (гострі кишкові інфекції) у порівнянні із «встановленням» (ентероколіти) за період з 1990 по 2005 рр. в Одеській області (r = 0,9116), при цьому ентероколіти (0,8566) і гострі кишкові інфекції (0,8113) в Україні корелюють із захворюваністю в Одеській області. Встановлена висока кореляційна залежність між контамінацією води водних об'єктів ВГА і захворюваністю населення ВГА, а також аналогічна залежність для питної води м. Одеси. Висловлено припущення, що «водний» фактор внаслідок неефективності хлорування води впливає на періодичність, циклічність і сезонність водно-обумовлених інфекцій (ротавірусної і вірусного гепатиту А), результатом чого є спорадична і спалахова інфекційна захворюваність населення [9].

За даними [8] в м. Одесі протягом 1970-2004 рр. провідна роль в етіології ВГА належала водному фактору. Встановлено прямий кореляційний зв'язок між частотою виявлення антигену ВГА у водопровідній воді і зареєстрованою захворюваністю населення ВГА в м. Одесі. Значна контамінація питної води в 1994 р. збігалася з епідемічним підйомом захворюваності ВГА, а значне зниження виявлення антигену ВГА в пробах води супроводжувалося достовірним зниженням показників захворюваності ВГА.

Згідно [344] питома вага спалахової і групової захворюваності гепатитом А в Ростовській області за період з 1992 р. по 2003 р. залишалася стабільною і становила 2,5-5,0 % від загального числа зареєстрованих випадків. При цьому провідна роль у погіршенні епідемічної ситуації і виникненні спалахів серед населення належала водному шляху передачі вірусу гепатиту А. Із загального числа офіційно зареєстрованих спалахів гепатиту А 61,4 % були водними.

Прийнята останнім часом низка законодавчих та нормативних документів докорінно змінила, обмежила або й повністю зруйнувала систему державного санітарно-епідеміологічного нагляду за дотриманням вимог санітарного законодавства з боку органів місцевої влади, підприємств, установ, організацій, фізичних осіб. Це не могло не позначитися на показниках здоров'я населення, особливо інфекційної захворюванності. Достатньо навести приклади масових спалахів гострих кишкових інфекцій - у 2012 році їх в Україні було зареєстровано 26, у 2013 - 48, а станом на жовтень 2014 року - вже 55 [345].

Це підтверджують результати епіднагляду за гострими кишковими інфекціями у Рівненській області. Перш за все автори зазначають зміну структури ГКІ: при суттєвому зниженні захворюванності на шигельоз зросла захворюванність на ротавірусний ентерит. Все ще залишається велика кількість ГКІ з невизначеною етіологією, що пояснюється, насамперед, недостатнім рівнем лабораторного забезпечення інфекційних стаціонарів та лабораторій санепідслужби або відсутністю тест - систем, діагностикумів, розхідних матеріалів. Саме тому не діагностуються спорадичні випадки кампілобактеріальної, астровірусної, норовірусної інфекцій, а також ряду інших хвороб бактерійної та вірусної етіології. Іноді інфекціоністи на основі висіювання умовно-патогенних збудників, навіть при неперевищенні або назначному перевищенні нормативів їх кількості, виставляють діагноз ГКІ із встановленим збудником. Цілком зрозуміло, що скоріше всього, у таких випадках має місце вірусна або не діагностована бактерійна інфекція. До цього слід додати, що на загальну думку епідеміологів, навіть у випадках ГКІ хворі не звертається за медичною допомогою, що значно зменшує вірогідність об'єктивної оцінки захворюваності населення [346].

Характерною ознакою епідемічного процесу в сучасних умовах є принципова зміна взаємодії патогенів з організмом хазяїна, оскільки переважними збудниками є умовно-патогенні, убіквітарні (всюдисущні) мікроорганізми. Особливість цієї мікробіоти полягає в опортунізмі і тривалій персистенції в організмі хазяїна і в об'єктах навколишнього середовища. Результуючої цих метаморфоз є поява стертих, атипових, повільно протікаючих, хронічних патологічних процесів або безсимптомних форм захворювань, частота яких незмірно вище, чим гострих інфекцій. Домінантою стає спорадична (яка не реєструється), а не спалахова захворюваність, яка традиційно фіксується [347]. До цього слід додати, що саме дискретність виділення збудників кишкових захворювань, вірогідно, є небезпечним фактором ризику спорадичних захворювань.

Останні дослідження [348] свідчать, що не слід використовувати поняття «загибель» або «розкладання» для опису змін ступеню контамінації бактеріями в часі. Видиме зниження кількості мікроорганізмів, які виділяються з морської або прісної води, є не тільки результатом дійсної загибелі клітин, тобто втрати ними життєздатності, але й функцією фізіологічної адаптації до несприятливих умов навколишнього середовища і складної взаємодії фізичних, біологічних і хімічних процесів.

З погляду гормезису (hormesis) [308] як інвертованої реакції дози (двофазова дія хімічних речовин), при якій малі дози викликають стимуляцію, а більші інгібування біологічних показників, хлор і його препарати, як превалюючі засоби знезаражування води в усьому світі, не тільки вносять свою неминучу лепту в стійкість патогенної водної мікробіоти, але й стимулюють її розвиток у регламентованих санітарним законодавством залишкових концентраціях (? 0,5 мг/дм³ /107/) [31]. Підтвердженням нашої гіпотези є, зокрема, результати досліджень C. Bodet із співавт. (2012) [32]: хлор у сублетальных дозах при впливі на Legionella pneumophila викликає експресію синтезу білків, залучених у клітинні механізми захисту проти окисного стресу, у результаті чого формується адаптація або резистентність до хлору. Аналогічне явище виявлене S. Wang із співавт., (2009, 2010) [33, 34], які досліджували транскриптомні відповіді на вплив хлору у E. coli O157:H7 і S. enterica. Було показано, що гени, залучені у формування кластеру Fe-S і біосинтез цистеїну, викликали значно більш позитивну регуляцію під впливом хлору. Така ж особливість була характерна для генів, пов'язаних з відповіддю на стрес, формуванням біоплівок, енергетичним обміном і формуванням рибосоми у S. еnterica; з окисним стресом і резистентністю до антибіотику у E. coli O157:H7.

Розділ 6 присвячений оцінці впливу води озер Кагул, Ялпуг, Катлабух на здорових щурів у лабораторному експерименті. Необхідність цього фрагменту роботи продиктованна декількома обставинами. Головна із них - це обмеженість вітчизняних досліджень щодо ціанобактерій та оцінки потенційної значимості продукуємих ними цанотоксинів із токсиколого-гігієнічних позицій, за винятком вже згаданих публікацій [6, 106]. По-друге - це відсутність в Україні як атестованих, так і будь-яких інших методик визначення ціанотоксинів у воді. Нарешті, це відносно невелика кількість даних літератури щодо впливу ціанотоксинів на стан телокровних тварин і людини, про що свідчить огляд літератури [339] та деякі інші публікації [349-354].

Встановлено, що вживання води озер викликає комплекс функціональних змін системного характеру у вигляді певних аутоімунних та метаболічних зрушень як основи виявлених дистрофічних процесів у внутрішніх органах піддослідних щурів. Тут, насамперед, необхідно звернути увагу на факт, який, на перший погляд, є дещо дивним, а саме збіг посилення детоксикаційної функції печінки із наявністю у ній дистрофічних змін, які сильніше всього проявлялися в групі щурів, що одержували воду оз. Катлабух. Висловлено думку щодо можливої тривалої дією певних ксенобіотиків, але такою, що не викликає швидкого виснаження адаптаційних механізмів. Додаткова наявність у селезінці ознак дистрофії, викликаних функціональним виснаженням компенсаторної активності, обумовленої тривалою, не грубою, але виснажливою дією зовнішніх факторів; дистрофічних змін гіпоксичного характеру у головному мозку, знову ж таки особливо виражені при дії води оз. Катлабух, дають певні підстави судити про деякі закономірності та особливості виявленої токсикодинаміки.

Перш за все зазначимо: зважаючи на відсутність гігієнічно значимих концентрацій антропогенних забруднювачів, можна з певною долею вірогідності вважати, що виявлені біологічні ефекти є наслідком дії ціанотоксинів, які продукується виявленими ціанобактеріями. Зокрема, відома гепато- та нейротропність ціанотоксинів [339]. У випадку перевищення мінералізації та концентрацій основних катіонів та анінів води (як це має місце у воді оз. Каталабух), наявність високих рівнів загального органічного вуглецю та органічна природа ціанотоксинів (олігопептиди, алкалоїди, ліпополісахариди), вірогідно, є підгрунтям для формування токсичних органомінеральних комплексів, дія яких досі не досліджувалась. Утворення таких комплексів є цілком ймовірним, якщо мати на увазі, наприклад, залежне від молекулярної ваги утворення лігандів з міддю, цинком, свинцем і кадмієм фракцій розчиненого органічного вуглецю, продуцентом якого є ціанобактерія Cylindrospermopsis raciborskii [84]. У цьому переліку відсутній ванадій, рівні якого у воді всіх досліджених поверхневих водойм, у тому числі озер Кагул, Ялпуг, Катлабух, відповідали 4 класу якості [265], однак ймовірність утворення таких лігандів не виключається. Самостійне токсикологічне значення ванадію при впливі води озер на організм щурів мінімальне, оскільки токсичною дозою цього елементу для людини є 0,25 мг/дм³, тоді як визначені нами концентрації ванадію у воді озер складали 0,0662; 0,0362; 0,0428 мг/дм³ відповідно (розділ 4).

Висловлене раніше обгрунтування токсикологічного значення гормезису як універсальної біомедицинської парадигми [308] свідчить, що можлива дія ціатоксинів полягає у горметичній стимуляції детоксикаційної функції печінки. Однак, тут слід мати на увазі, що у природних водоймах навряд чи можуть створюватись умови для суто і тільки горметичних впливів. Встановлена раніше стимуляція сперматогенезу у здорових щурів під впливом діоксиду хлору у питній бутильованій воді [9], зрозуміло, не може бути порівняна із впливом озерної води. Тобто, існування гормезису у чистому вигляді в природних екосистемах, особливо тих, що підлягають персистувальному антропогенному впливу, є сумнівним. Тому, у даному випадку, з нашої точки зору, має місце конвергенція (зближення) горметичних та «дозо-ефектних» (класичних) токсикологічних впливів, результуючою чого є спочатку функціональні зміни на рівні ЦНС та певних метаболічних зсувів, а потім внаслідок тривалої, не грубої, але інтермітуючої виснажливої дії зовнішніх факторів - дистрофічні зміни в клітинах, в нашому випадку, печінки, селезінки, головного мозку. Можливо, це певною мірою пояснює кардинальні зміни динаміки патологічних процесів (інфекційних та неінфекційних) в останні десятиліття, які полягають у поступовій зміні гострих процесів (наприклад, із галопуючої лихоманкою) до хронізації захворювань з тенденцією до розвитку аутоімунних та генетично детермінованих (орфанних) патологій. Не виключено, що саме тривала виснажлива, а не летальна, дія зовнішніх чинників на організм є фактором поступового зменшення смертності одночасно з ростом інфекційної та неінфекційної захворюваності населення у даному регіоні, що вірогідно, можна узагальнити як загальну тенденцію. Наскільки це можливо розповсюдити на біоту всіх рівнів організації, питання відкрите, але звертає на себе увагу той факт, що за результатами біотестування на коротко-циклічних гідробіонтах, які буде обговорено нижче, найменша плодючість у порівнянні з контрольними самками церіодафній виявлена при аналізі зразка, який не мав гострої летальної токсичності.

Коментуючи результати біотестування зразків води поверхневих водойм Українського Придунав'я на модельній бактеріальній системі Salmonella typhimurium ТА 98 (розділ 7), слід зазначити наступне: низький (6,6 %) відсоток нетоксичних зразків води, що свідчить про різноманіття забруднювачів, які знаходяться у воді; врахування більшої чутливості тест-системи Salmonella typhimurium ТА 98 до забруднювачів органічного походження, тому с високою вірогідністю можна говорити про наявність у зразках води деяких органічних сполук із великим негативним біологічним потенціалом; високий відсоток (39,9 %) зразків води, які викликали перевищення спонтанного рівню мутагенезу (контрольні показники) більш ніж у 100 - 50 разів, що свідчить про забруднення водойм потужними мутагенами.

Обмеженість даних вітчизняної літератури із цього питання дозволяє посилання тільки на одне джерело [297]: вода інших поверхневих водних об'єктів, які є джерелами водопостачання населенних пунктів, а саме р. Інгулець (м. Жовті води), Кременчуцького водосховища (м. Кременчук), р. Чорна (м. Севастополь), не тільки характеризується відсутністю токсичності, а навпаки стимулює розмноження тест-об'єкту. Окрім того, показано, що вода цих поверхневих джерел або не має мутагенної активності (р. Інгулець, Кременчуцьке водосховище), або проявляє її у помірній формі (р. Чорна).

Аналіз результатів обговорення у розділі 8, який присвячено еколого-гігієнічній оцінці біотестування води вивчених поверхневих водойм на коротко-циклічних гідробіонтах, був би неповним, якщо не врахувати ряд важливих аспектів. По-перше, одноразове дослідження при всій повноті та комплексності створює одномоментний погляд на проблему, яка неймовірно ширше, навіть з точки зору тривалого моніторингу. Відповідність досліджених проб вимогам ВРД для класів «добре» та «відмінно» навіть для одного джерела не спрацьовує: наприклад вода одного і того ж о. Китай віднесена до екологічних класів «відмінно» (зразок 10) і «погано» (зразок 11). По-друге, наявність хронічної токсичності у третині зразків води підтверджує проаналізовані нами результати біотестування води р. Дунай на тому ж таки тест-об'єкті C. аffinis, які проведено у ДБЗ впродовж 1997-2006 рр.: при загальній кількості зразків 467 майже третина (32,5 %) мали токсичну дію на тест-об'єкт. По-третє, відсутність гострої токсичності води не спростовує високу вірогідність для будь-якого поверхневого водного об'єкту отримати залпове забруднення, як це було відзначено більш ніж в 50 % відібраних зразків, що дозволило оцінити токсикологічну ситуацію на р. Дунай як критичну. В-четверте, це все стосується р. Дунай, як проточної системи, а не евтрофованих придунайських озер, де наслідки скидів набагато критичніші. У п'яте: слід погодится із думкою авторів роботи [298], які вважають, що біометричний підхід, використаний для виявлення характеру і сили впливу забруднюючих речовин в пробах води, свідчить про відсутність переважного впливу жодного з окремих факторів на відгук тест-об'єктів. При цьому, отриманий в експерименті негативний відгук тест-об'єктів на проби води і донних відкладень можна пояснити багатокомпонентним синергічним впливом усієї сукупності присутніх у річковій воді забруднюючих речовин, що дозволяє охарактеризувати таке середовище як несприятливе для живих організмів. І нарешті, останнє: посилання на відсутність гострої летальної токсичності як ропи, так і водних екстрактів донних відкладень в екотоксикологічних дослідженнях Шаболатського (Будакського) лиману з використанням ранніх наупліальних стадій Artemia salina [150] не враховує попередніх доклінічних досліджень на експериментальних тваринах (білі щури). За цими даними, при проведенні процедур із ропою Будакського лиману (точка 2) щури поводилися агресивно, хвости тварин набули синюшного кольору, тому дослідження було припинено, а внаслідок аплікаційного впливу пелоїдів точки 1 (Шаболатський лиман) у тварин збільшується тривалість медикаментозного сну, що пов'язано із пригніченням метаболічних процесів у печінці і свідчить про зниження її антитоксичної функції [355, 356].

Гігієнічна інтерпретація співставлення отриманих результатів біотестування із даними літератури була б неповною без посилання на думку відомого фахівця в галузі гігієнічного регламентування якості водних ресурсів Г. М. Красовського (1992, 2000), думка якого полягає у наступному: констатація загальної закономірності токсичних впливів при відмінностях конкретних величин ГДК (високотоксичні для людини речовини токсичні і для тварин, і для рослин, і для гідробіонтів) [357], не скасовує, а припускає наступне: не може бути єдиної системи еколого-гігієнічних ГДК, оскільки біологічна основа екологічних і гігієнічних нормативів суттєво різна; чутливість людини і гідробіонтів до багатьох хімічних речовин неоднакова; соціально-економічна роль екологічних і гігієнічних нормативів незрівнянна [358].

Санітарно-епідеміологічні критерії оцінки ефективності і безпеки засобів знезараження води полягають у наступному: інтенсивність по ефективності і терміну впливу; ступінь універсальності дії стосовно мікроорганізмів; післядія; відсутність підвищення толерантності у мікроорганізмів; можливість дотримання гранично допустимих концентрацій (ГДК) після знезараження; вплив на органолептичні властивості води; імовірність утворення у воді небезпечних продуктів трансформації; наявність доступного і селективного методу визначення у воді; можливість нейтралізації; безпека при застосуванні, транспортуванні, зберіганні [359].

Результати, приведені у розділі 9, служать додатковим обгрунтуванням необхідності впровадження сучасних технологій очистки та знезараження води, зокрема, у цьому регіоні.

У роботі [360] порушені екологічні проблеми, що виникли на Українській ділянці Придунайського регіону в результаті будівництва гідрологічних споруд на території Румунії. Однієї з таких проблем є критичні зміни вмісту солей та рівня води у Придунайських озерах, що згубно впливає на гідробіонти та рослинність, а також викликає засолювання прилягаючих земельних угідь. Основною причиною перерахованих проблем є штучно створене зниження водостоку в Кілійському гирлі на користь Тульчинского гирла.

Кризові явища вітчизняних систем централізованого водопостачання ілюструються даними по Рівненській області, де за останні 15 років припинили експлуатацію кожна 5 артсвердловина та кожен 7 водопровід. Питома вага невідповідності водопровідної води за мікробіологічними показниками зросла від 3,5 % у 2012 році до 16,2 % у 2013 році [361].

Результати анкетування сільських мешканців свідчать про першочергову потребу поліпшення якості води в сільских районах, які найменше охоплені централізованим водопостачанням (від 5,8 до 39% мешканців), впровадження сучасних методів доочищення водопровідної питної води та підвищення рівня інформанності серед сільського населення у сфері питного водопостачання [362].

Світова тенденція у водопостачанні щодо доочищення питної води безпосередньо в місцях її використання робить цей напрямок актуальним і для нашої країни, враховуючи незадовільну якість питної води в багатьох населенних пунктах [363]. Це особливо актуально з точку зору знайдених автором [364] статистично значущих кореляційних залежностей середньої сили між окремими компонентами мінерального складу питної води (жорсткість, сухий залишок, загальна мінералізація) та розповсюдженістю хвороб системи кровообігу, ішемічної хвороби серця та гіпертонічної хвороби.

Слід зазначити, що утворення галогенвмісних сполук при хлоруванні води продовжує інтенсивно вивчатися, про що свідчать дані літератури, які наведено у розділі 1. Для України це має неабияке значення, перш за все тому, що за сучасними нормативними вимогами із 01.01.2015 р. ТГМ нормуються у воді із систем централізованого господарсько-питного водопостачання [107]. Наприклад, ГДК хлороформу (ХФ), який складає 90 % від загального вмісту ТГМ [124], складає 0,06 мг/дм³. За даними [365] у Дніпропетровській області впродовж 2002-2014 рр. на існуючих групових водопроводах із поверхневих джерел постійно виявляється підвищений вміст ХФ на рівні 96,19±3,9 мкг/дм³. Напроти, заміна хлор-газу на хлорування з преамонізацією дозволила суттєво знизити рівні ХФ, моно- та трихлороцтових кислот до вітчизняних та закордонних нормативів [366, 367].

Експериментальна оцінка впливу хлороформу на рівні 10 ГДК при надходженні з питною водою показала однакову направленість зрушень - гранулоцитоз, еозинофілія та лімфоцитопенія, встановлені зміни процесів репродукції та диференціації гемопоетичних клітин. Паралельне зменшення кількості імунокомпетентних клітин (еозинофілів, плазмоцитів) відображає можливе зниження імунної опірності організму. Кількісні зміни клітинних популяцій вказують на їх адаптивний характер [368].

Отримані нами високі рівні ХФ при хлоруванні води є цілком прогнозованими, про що свідчать розрахунки, приведені у розділі 4. Пояснюється це, у тому числі застарілими технологіями очистки, тим більше, що як з'ясовано у роботах [369, 370], будь-які переваги у одних хлорреагентів перед іншими відсутні. Більше того, при застосуванні гіпохлориту натрію, який широко впроваджується на водоканалах України, утворення ТГМ максимальне [371]. Але головним чинником у данному випадку є високий загальний органічний вуглець, який за даними [372], ранжується на аутохтонний (гумінові і фульвокислоти) и алохтонний, який утворюється в результаті фотосинтетичної діяльності мікроводоростей і ціанобактерій; і може бути видалений коагуляцією, адсорбцією, окисленням, мембраними, біологічними процессами та комбінацією різних методів [373].

Встановлено, що при обробці води озер діоксидом хлору утворення ХФ мінімізується, що підтверджує попередній аналіз [297] та відповідає даним досліджень впливу різних дезінфектантів, за якими показано та обґрунтовано, що в діапазоні концентрацій діоксиду хлору від 0,1 - 5 мг/дм³ ТГМ не утворюються [374].

Інші дані отримані у роботі [375] з вивчення впливу діоксиду хлору на окиснення Microcystis aeruginosa, розпад токсину і формуванні побічних продуктів дезінфекції. Модельована суспензія містила 1,0 Ч 10⁶ клітин/мл. Результати показали, що Clo₂ у дозі 1,0 мг/л може сповільнювати фотосинтетичну здатність клітин M. aeruginosa аж до її повної деструкції. Повний розпад токсину спостерігається при зростанні дози Clo₂ від 0,1 до 1,0 мг/л. Разом з тим, встановлено формування тригалометанів і галооцтових кислот, що вимагає ретельного вивчення.

Стосовно води досліджених нами озер Кагул, Ялпуг, Катлабух це має безпосереднє відношення з огляду на високі рівні ціанобактерій у воді (розділ 4). Окрім цього виявлений нами факт зменшення концентрації ХФ з ростом дози діоксиду хлору потребує врахування факту можливої окислювальною деструкції ХФ діоксидом хлору на основі вільнорадикального механізму та перетворенням ХФ у тетрахлорвуглець [297], який нормується набагато жорсткіше, чим ХФ (2 та 60 мкг/дм³ відповідно).

Проблема трансформації хімічних забруднювачів та ППД при знезараженні води не обмежується вищесказаним.

При знезараженні забрудненої води сильними окиснювачами може утворюватися значна кількість побічних продуктів дезінфекції. Наприклад, при використанні в цих цілях хлорування води, що містить циклогексан, анілін, метилнафталін, фенилоксилілетан, утворюється від 10 до 13 побічних сполук, половина з яких відомі як мутагени і канцерогени, а при використанні озонування води, що містить толуол і стірол, утворюється до 11 побічних продуктів трансформації, з яких 5 і 3 є канцерогенами і мутагенами відповідно [376].

Очевидно, що забруднення, особливо мікробіологічне, цілком і повністю визначається скидами неочищених стічних вод. Тому для цього регіону слід враховувати попередній світовий та вітчизняний досвід. Розглянемо це на прикладі оз. Катлабух: при загальному високому відсоткі (60 %) контамінації води поверхневих водойм Українського Придунав'я ооцистами Cryptosporidium spp. у двох точках відбору (8, 9) цього озера виявлені максимальні рівні цих патогенних найпростіших (до 50 та 80 відповідно). Як показано у роботі [377], звичайні процеси обробки стічних вод показується обмежену ефективність у видаленні ооцист і тільки третинна обробка (із знезараженням) видаляє їх майже повністю [378].

Тут може бути корисним вітчизняний досвід впровадження передових сучасних ефективних технологій біологічного очищення стічних вод на носіях мікроорганізмів та фосфатакумулюючого активного мулу [379] або фітотехнології, яка впроваджена в с. Лиман Татарбунарського району Одеської області (тобто в обстеженому регіоні) [380].

Слід зазначити, що сусідня Румунія теж має певний досвід дослідження Дунаю.

Це стосується, зокрема сумісного проекту Румунії і Норвегії щодо контролю якості річкової і питної води (від технології виробництва до розподілу) для двох румунських водних компаній. Була досліджена мікробіологічна якість води, рівні органічної речовини, вільний хлор і тригалометани. Вихідна вода в Дунаї показала значне забруднення потенційними патогенними мікроорганізмами фекального походження: Salmonella sp., Escherichia coli, Enterobacter sp., Klebsiella pneumoniae, Proteus mirabilis, Citrobacter braakii, Providencia stuartii і Enterococcus sp. (Слід зазначити, що це майже повністю відповідає переліку виявленої нами умовно-патогенної мікрофлори). Під час паводка ідентифіковані також інші бактерії, такі як Pseudomonas aeruginosa, Acinetobacter. Мікробна контамінація в значній мірі зменшувалась після дезінфекції. Однак, і в цьому випадку ЗМЧ при 22 або 37 °C було постійне вище нормативу, виділялися Clostridium perfringens. У водопровідній воді періодично виявляли Enterococcus sp., P. aeruginosa і E. coli на фоні високого ЗМЧ через порушення водорозподільної мережі [381].

Вивчена наявність залишків 67 фармацевтичних і протигрибковых препаратів у р. Дунай на румунській території. Двадцять зразків води Дунаю і три з головних притоків були відібрані в травні, липні, серпні і жовтні 2014 р. Аналіз показав наявність 23 сполук, таких як діклофенак, карбамазепін, сульфаметоксазол, тілозін, метіндол, кетопрофен, піроксікам з фунгіцидами тіабендазолом і карбендазімом. Карбамазепін виявлено у 17 зразках, максимальна концентрація склала 40 нг/л. Найвища концентрація склала 166 нг/л для діклофенаку [382].

Останнє повідомлення слід розглядати як привід замислитися щодо таких досліджень в Україні, зокрема у регіоні Українського Придунав'я. Наприклад, у Нідерландах вже впроваджені цільові рівні для ендокринних стероїдів (0,01 мкг/дм³) [383].

Забруднення озер є небезпечним з точку зору ще однієї проблеми: інтрузії забруднювачів із водойми в грунтові води, тобто колодязі, якими широко користується населення регіону. У роботі [384] продемонстровано підхід секвенування наступного покоління (next generation sequencing /NGS/) як спосіб контролю якості ґрунтової води і виявлення інтрузії морської води. Ідентифіковано 48 сумісних таксономічних одиниць (operational taxonomic units /Otus/) ґрунтової води з морською водою.

Слід також обов'язково враховувати сезонність змін якості води поверхневих джерел. Оскільки, аналіз 22 досліджень у країнах, що розвиваються, показав більше фекальне забруднення джерел питної води під час вологого сезону (p <0,001). Ця тенденція послідовно спостерігалася по рівнях фекальних бактерій, п'яти типах джерел, дванадцятьом кліматичним зонам, у сільських і міських регіонах [385].

Оскільки грунтові води у колодязях в значній мірі піддаються бактеріальному забрудненню, їх зберігання у тарі при кімнатній температурі може завдати шкоди здоров'ю споживачів, а повторне використання тих же ємностей приводить до утворення біоплівок як джерела метаболічно активних бактерій [386].

Розповсюджена практика зберігання води у резервуарах у цьому регіоні теж свідчить про серйозні ризики для здоров'я населення. Як показано у роботі [387], в резервуарах для дощової води в Бразилії в процесі щомісячного 4-річного моніторингу коліформи знайдено у 100 % зразків, E. coli - в 73,8 %. Для знезараження води у цих випадках, а також в каптажах джерел та колодязях можна рекомендувати тверді препарати діоксиду хлору: однією пігулкою масою 1 г можна знезаразити 500 дм³ питної води (дозою діоксиду хлору 0,2 мг/дм³) або 200 дм³ (дозою 0,5 мг/дм³) [388, 389]. Зважаючи на потужний біоцидний ефект діоксиду хлору по відношенню до бактерій, вірусів, найпростіших [40], рекомендовано застосування твердих препаратів цього реагенту для знезараження стічних вод [263].

На думку авторів огляду [390] щодо ендемічних гострих шлунково-кишкових хвороб (AGI), пов'язаних з питною водою, для поліпшення майбутніх оцінок необхідні сучасні епідеміологічні дослідження, які визначають кількість ризиків здоров'я, пов'язаних з малими водними системами, системами ґрунтової води і впливом водорозподільної системи. Необхідний кількісний аналіз локалізації кишкових патогенів у системах водопостачання, особливо для ґрунтової води. Крім того, нез'ясовані питання щодо сприйнятливості вразливих субпопуляцій до цих патогенів і впливу надзвичайних погодних подій (опадів) на AGI-зв'язані ризики здоров'ю. Необхідні національні централізовані дані, що узагальнюють кількість співвідношень популяції від різних вододжерел, рівні обробки, вихідну якість води і умови інфраструктури розподільної системи.

У роботі [391] представлена перша спроба оцінки величини GBD (global burden of disease) інфекційних хвороб, пов'язаних із плаванням/купанням у прибережних водах, забруднених стічними водами, і харчовими продуктами з молюсків і інших гідробіонтів, зібраних у таких водах. Автор запропонував такі хвороби називати таласогеними, тобто викликаними морем. Донедавна ці захворювання розглядалися як місцеві феномени і не включалися у світову практику фіксації проблем забруднення морського середовища. Загальний масштаб проблеми значний, якщо врахувати, що істотна частина населення (а це за різними оцінками 50-60 %) проживає в прибережній зоні, куди найчастіше скидаються недостатньо очищені або взагалі неочищені стічні води. Кожний кубічний метр необроблених побутових стічних вод, скинутих у море, може нести мільйони інфекційних доз патогенних мікроорганізмів. Згідно глобальних оцінок, іноземні і місцеві туристи витрачають близько 2 мільярдів людино-днів щорічно в прибережних рекреаційних курортах і найчастіше контактують тим або іншим способом із прибережними водами, забрудненими стічною водою. Щорічно споживається приблизно 800 мільйонів тонн харчових продуктів, приготовлених із сирих або злегка стерилізованих потенційно забруднених молюсків, зібраних у забруднених водах. Безліч наукових досліджень показала істотний ризик для плавців і купальників забрудненої інфекційними агентами морської води, яка може служити фактором шлунково-кишкових і респіраторних захворювань при випадковому проковтуванні морської води. Інтегральні дослідження ризику за даними ВООЗ і академічних джерел досліджень дозволили встановити глобальний щорічний рівень захворюваності в контексті вищевикладеного: понад 120 мільйонів випадків шлунково-кишкових хвороб і понад 50 мільйонів випадків більш важких респіраторних захворювань виникають при плаванні та купанні в забруднених стічною водою прибережних водах. Споживання з їжею контамінованих молюсків щорічно викликає близько 4 мільйонів випадків інфекційного гепатиту A і E з 40 тисячами летальних випадків і 40 тисяч випадків довгочасної втрати працездатності. Повний загальний вплив на здоров'я таласогених інфекційних хвороб, пов'язаних з наявністю патогенних мікроорганізмів у прибережних водах, оцінюють в 3 мільйони людино-днів/рік, з передбачуваними економічними втратами близько 12 мільярдів доларів щорічно. Автор припускає, що всі вищезгадані оцінки орієнтовні і справжні числа можуть бути вище або нижче на 50 %. Однак, це не змінює його переконання, що забруднення стічною водою прибережних вод є багатомільярдним щорічним тягарем здоров'ю, тому запобігання такого забруднення є гідним включення в загальний порядок денний профілактики і контролю забруднення морського середовища.

Оцінка біологічної контамінації морських прибережних вод Одеського регіону та Одеської області [9, 392], зокрема стосовно ролі водного транспорту у забрудненні рекреаційних зон, показала наступне.

Проведені в останні роки комплексні дослідження Азово-Чорноморського басейну показали значне забруднення Чорного моря. Результати досліджень стали загальновизнаним фактом. Вони показали, що морська вода і донні відкладення містять у різних концентраціях практично всі забруднюючі речовини, які найчастіше перевищують гранично-допустимі і зустрічаються найчастіше в районах великих міст і, особливо, в гирлах великих рік. Аналіз показує недостатність висвітлення в літературі питань біологічної контамінації морської води прибережних зон.

Проведена оцінка якості очищення міських змішаних (промислово-побутових) стічних вод СБО «Південна» м. Одеси [9] показала, що в результаті біологічного очищення здійснюється ефективне зниження основних фізико-хімічних показників, проте незначне зниження щільного залишку, ЗМЧ і колі-індексу.

Результати моніторингу (1999-2008 рр.) якості морської води в місці скидання цих стічних вод за даними виробничої лабораторії ТОВ «Інфокс» філії ТОВ «Інфоксводоканал» свідчать, що середні рівні забруднення морської води ЛКП становлять 10⁵ КУО/дм³.

Директива ЄЕС № 76/169 регламентує наступний норматив бактеріального забруднення стічних вод перед скиданням: загальні колі-форми - 2000 КУО/100 дм³, фекальні колі-форми - 1000 КУО/100 дм³. Відповідно діючому в Україні нормативному документу [393] індекс ЛКП у морській воді в районах водокористування населення повинен становити не більш 5000 КУО/дм³. При цьому, «у зоні санітарної охорони регламентується стосовно до умов відведення стічних вод, ступінь очищення і знезаражування яких повинна забезпечувати колі-індекс не більше 1000 КУО/дм³ і індекс колі-фагу не більше 1000 БУО/дм³». Враховуючи, що скидання стічних вод здійснюється в рекреаційну зону, можна зробити висновок, що забруднення морської води перевищує нормативне в середньому в 100 раз [9].

У науковому плані методологічною основою забезпечення хімічної та біологічної безпеки населення є дослідження з гігієнічного нормування цих факторів із установленням їх рівнів, безпечних для живих організмів і насамперед для людини, у тому числі, і насамперед, на основі епідеміологічного моделювання і репрезентативних по вибірці епідеміологічних досліджень із використанням методології аналізу ризиків, оцінки можливих економічних збитків здоров'ю населення і стану навколишнього середовища. У свою чергу, складовою частиною епідеміологічних робіт є біомоніторинг, який грунтується на системному дослідженні біомаркерів, що представляють у широкому розумінні, різні показники впливу, чутливості і ефекту та характеризують взаємодію досліджуваної біологічної структури з факторами фізичної, хімічної і біологічної природи.

Основними ризиками, що представляють загрозу здоров'ю населення і визначають пріоритетність відповідних науково-практичних досліджень, є соціальні ризики, пов'язані з рівнем і способом життя, впливом генетичних і біологічних факторів, станом системи охорони здоров'я; факторні ризики проживання (хімічні, мікробіологічні, фізичні, виробничі); ризики аварійних викидів і скидань небезпечних хімічних і радіоактивних речовин, небезпечних відходів; ризики, пов'язані з опосередкованим впливом шкідливих факторів через екологічні системи.

У методологічному аспекті оцінка впливу несприятливих факторів навколишнього середовища включає три основних вектори: соціально-гігієнічний і екологічний моніторинг; епідеміологічні дослідження; оцінка ризику здоров'ю населення і навколишньому середовищу [108].

Оцінка ризику водного фактору для здоров'я населення (розділ 10) супроводжувалася певними труднощами, а саме обмеженістю вітчизняних досліджень з цієї проблеми та односпрямованістю підходів до формулювання таких ризиків, яка сформувалася за даними різних джерел літератури. Фактично, тільки в огляді літератури T. E. Ford [10, розділ 1] є натяк на необхідність врахування взаємодії біологічного та хімічного забруднення води як самостійного (та, вірогідно, головного) фактору ризику для здоров'я населення. Окремою перешкодою була недостатність даних щодо забруднення конкретних водойм. Тому, нами вибрано окремий водний об'єкт (оз. Катлабух), який докладно проаналізовано за всіма визначеними параметрами. Ступінь невизначеності окремих компонентів запропонованої моделі потребує окремого обговорення. Це відсутність результатів моніторингу за всіма показниками; орієнтовність отриманих даних, оскільки для умовно-патогенної, патогенної мікрофлори та кишкових вірусів це якісні реакції (наявність, відсутність), а не число КУО або генних копій в об'ємі води; методична недосконалість, наприклад, для ооцист криптоспорідій, які виявлені у даному об'єкті в максимальній кількості, однак при застосуванні більш чутливих методів ці цифри були б вищі; поєднання в одній моделі різних за значимістю критеріїв. Однак, розроблене ранжування цих критеріїв за ступенем впливу на фактор ризику дозволило певною мірої нівелювати розбіжності та можливі похибки, тому така модель може розглядатися як перший крок у розробці комплексних та адекватних методологічних підходів до оцінки води як фактору ризику для здоров'я населення.

В обговоренні опису запропонованої моделі і розгляду прикладу оцінки якості води доцільно також висловити наступні міркування. Дана векторна оцінююча модель є значною мірою універсальною і досить простою. Цей інструмент може бути використано для оцінки якості води поверхневих водойм на різних територіях (для цього, зокрема, і були використані групи СОЗ, важких металів і показників радіаційної безпеки, які можуть виявитися досить актуальними в інших районах). Модель уміє працювати із залежними ознаками, використовуючи напрямні косинуси при побудові простору показників; у побудові узагальненої оцінки беруть участь (зі своїми вагами) усі показники тощо. Дуже важливо, що при необхідності може бути ефективно проведений внутрішній аналіз - за рахунок якого показника або їх груп відбулося погіршення або поліпшення. Може бути виконаний прогноз і класифікація об'єктів і оцінок. Але найбільш важливо, що для оцінки використані не узагальнені характеристики факторів, а безпосереднє рівняння стану системи, написане мовою її прямих характеристик.

Аналіз та узагальнення результатів досліджень викладено у наступних публікаціях:

1. Ковальчук Л.Й. Характеристика впливу води поверхневих водойм Українського Придунав'я на здоров'я населення / Л.Й. Ковальчук // Вода: гигиена и экология. - 2015. - № 1- 2. - С.95 - 107.

2. Ковальчук Л.Й. Вода як фактор ризику для здоров'я населення Українського Придунав'я / Л.Й. Ковальчук // Зб. тез. доп. наук.-практ. конф. «Актуальні питання гігієни та екологічної безпеки України», Одинадцяті Марзєєвські читання. - 8-9 жовтня 2015 р. м. Київ. - С. 159 - 160.

3. Ковальчук Л.Й. Алгоритм впливу води поверхневих водойм як фактора ризику для здоров'я населення / Л.Й. Ковальчук // Зб. тез. доп. Міжн. наук.-техн. конф. «Стан і перспективи харчової науки та промисловості» присвяченої 20-річчю заснування кафедри харчової біотехнології і хімії ТНТУ імені Івана Пулюя, м. Тернопіль, 8 - 9 жовтня 2015 року. - С. 174 - 175.