Введение

Повышение качества питьевого водоснабжения населения – одна из национальных целей развития Российской Федерации на период до 2030 г. [1]. Важным условием обеспечения качества и безопасности питьевой воды является санитарная надёжность водоисточника, однако большинство поверхностных водоисточников нашей страны подвержено интенсивному антропогенному загрязнению [2]: количество поверхностных источников централизованного питьевого водоснабжения, не соответствующих санитарно-эпидемиологическим требованиям, за период 2014–2023 гг. выросло на 4,76% [3]. При этом 33,4% вышеуказанных водоисточников не соответствуют санитарно-эпидемиологическим требованиям из-за отсутствия организованных зон санитарной охраны, предназначенных для защиты и предупреждения загрязнения мест водозаборов [3].

Хроническая антропогенная нагрузка способствует поступлению в водоём с неочищенными и недостаточно очищенными сточными водами и выделению накопленных в донных отложениях питательных биогенных веществ: минеральных соединений азота, фосфора, кремния, железа и некоторых микроэлементов, служащих источником питания для цианобактерий (ЦБ), или синезелёных водорослей [4]. Поскольку фосфор играет важную роль в стимуляции роста ЦБ, некоторые страны, среди которых государства ЕС, Япония, Новая Зеландия, Южная Корея, Бразилия, установили допустимые значения его содержания в сточных водах [5]. Внедряются новые технологии очистки сточных вод с удалением биогенных элементов (азота и фосфора) и в нашей стране [6].

Впервые с проблемой цветения водоёмов наша страна столкнулась в 60-е годы XX века после реализации программы водохозяйственного гидротехнического строительства каскада водохранилищ на крупных водных артериях, в том числе Днепре и Волге, при этом интенсивность роста и развития ЦБ возрастала от северных водохранилищ к южным. Образование водохранилищ без надлежащей очистки ложа, имеющего значительные земельные площади, находившиеся под антропогенным воздействием, а также резкое изменение гидрологических характеристик речного стока, снижение скорости движения воды, образование обширных мелководных и застойных зон, тепловое загрязнение способствовали усилению процессов эвтрофикации водоёмов [7]. Нарастающая антропогенная нагрузка, благоприятные гидрологические условия способствовали увеличению доли представителей синезелёных водорослей в составе фитопланктона.

Значительное влияние на интенсивность и продолжительность процессов цветения поверхностных водоёмов оказывает климатический фактор. Согласно многолетним наблюдениям Федеральной службы по гидрометеорологии и мониторингу окружающей среды, темпы роста температуры воздуха на территории России с середины 1970-х годов составляют 0,5 °С в 10 лет, то есть в 2,8 раза интенсивнее по сравнению со средней глобальной температурой (0,18 °С за 10 лет), при этом наблюдается тенденция к увеличению темпов роста [8]. В отличие от других видов фитопланктона оптимальной для развития отдельных родов ЦБ считается температура выше плюс 25 °С [9]. Так, Cylindrospermopsis активно развиваются в температурном диапазоне от плюс 20 до плюс 35 °С, при этом максимальный рост происходит при температуре плюс 30 °С [10]. Рост температур поверхностных вод способствует распространению ЦБ в северном направлении, и эти бактерии активно занимают не свойственные им ранее места обитания [11].

Процессы цветения синезелёных водорослей наблюдаются во всех климатических поясах Российской Федерации, в том числе регионах с более холодным климатом: Северо-Западном, Уральском, Сибирском и Дальневосточном федеральных округах, однако наиболее часто массовое развитие ЦБ по-прежнему наблюдается в Южном федеральном округе [12].

Массовое развитие ЦБ оказывает существенное влияние на санитарно-гигиенические показатели качества и безопасности воды. Продукты метаболизма, выделяемые в водную среду как в процессе жизнедеятельности ЦБ, так и после их отмирания, могут ухудшать органолептические и санитарно-гигиенические показатели воды. Рост и развитие ЦБ являются основной причиной появления у воды различных неприятных и трудноудаляемых привкусов и запахов [13]. Кроме того, в период цветения увеличивается цветность воды [14]. Распад клеток фитопланктона способствует повышению уровня мутности воды [15]. При высокой концентрации ЦБ в воде изменяется её окраска. В частности, при массовом развитии видов Aphanizomenon flos-aquae, Microcystis aeruginosa, Anabaena вода приобретает изумрудно-зелёный цвет, который переходит в синий при разложении водорослей, что связано с выходом из клетки зелёного пигмента хлорофилла-а и синего пигмента фикоцианина [16]. Однако ЦБ могут придавать воде и другие цвета в зависимости от различных комбинаций пигментов, их известно ≈ 30 [17]. Содержание растворённого кислорода в воде при скоплении ЦБ и деструкции органического вещества падает. Дефицит кислорода в воде водоёмов часто является причиной заморов рыбы [18]. В период гибели клеток ЦБ и разложения органического вещества наблюдается значительное увеличение биохимического потребления кислорода (БПК), содержания аммонийного азота в воде [19]. В период интенсивного развития ЦБ pH воды обычно повышается до щелочных уровней [20]. Слабощелочная среда в сочетании с низким содержанием кислорода оптимизирует условия для некоторых возбудителей опасных инфекционных болезней, в том числе холерного вибриона [21]. Цианобактериальные водорослевые скопления в период разложения производят большое количество летучих соединений серы, в том числе сероводород, метилмеркаптан и диметилсульфид [22]. Последние исследования показали, что разложение водорослей стимулировало выработку сероводорода сульфатредуцирующими бактериями [23]. Накопление в воде бутилового спирта, масляной, молочной, уксусной и других кислот, образующихся в результате процессов брожения в массовых скоплениях водорослей, также отрицательно сказывается на качестве воды [24].

Однако наиболее острая проблема массового развития ЦБ в воде – их способность продуцировать токсины, неблагоприятно влияющие на здоровье человека [25]. В настоящее время известно около 40 токсигенных видов ЦБ [26]. Согласно [27], в 70% случаев цветение пресноводных водоёмов является токсичным. В целом число идентифицированных цианотоксинов, продуцируемых синезелёными водорослями, достигает, по данным литературы [28], 95 веществ. Наибольшую обеспокоенность в мире вызывают в связи с возможностью загрязнения питьевой воды микроцистин-LR, анатоксин-а, цилиндроспермопсин, β-N-метиламино-1-аланин (БМАА) и сакситоксин из-за их высокой токсичности и опасности, в том числе канцерогенной [29]. Спектр биологического действия этих веществ достаточно широк, но основными являются нейро-, гепато- и цитотоксические эффекты [28–30].

Таким образом, данные экспериментальных и эпидемиологических исследований отечественных и зарубежных авторов свидетельствуют о токсичности и опасности большинства токсинов ЦБ для человека и животных, что подтверждает актуальность контроля и нормирования ЦБ и продуктов их жизнедеятельности в воде водоисточников и питьевой воде. Вышеизложенное определило цель настоящего исследования.

Цель работы – гигиеническая оценка загрязнения ЦБ и цианотоксинами поверхностных источников хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования Москвы, Челябинска, Ростова-на-Дону и разработка профилактических мероприятий, направленных на снижение риска для здоровья населения.

Материалы и методы

Объектами исследования служили ЦБ (синезелёные водоросли) и продуцируемые ими цианотоксины, которые присутствуют в поверхностных источниках водоснабжения населения, расположенных в основных (I, II и III) климатических поясах Российской Федерации (Москва, Московская, Челябинская, Ростовская области).

Использованы теоретические и эмпирические методы научного системного анализа. Проведены поиск и обобщение данных отечественной и иностранной научной литературы, представленной в базах данных научных публикаций MedLine/PubMed/PubChem, Scopus, eLIBRARY, ретроспективных результатов производственного контроля водоисточников, выполненного водоснабжающими организациями коммунального хозяйства Москвы (2009–2023), Челябинска (2010–2022) и Ростова-на-Дону (2019–2023), собственных химико-аналитических и токсикологических исследований, которые послужили основой для разработки подходов к минимизации рисков для здоровья населения, связанных с загрязнениями питьевой воды токсичными видами ЦБ и цианотоксинов.

В химико-аналитических исследованиях с применением методов иммуноферментного анализа изучали содержание цианотоксинов микроцистина-LR, анатоксина-а, цилиндроспермопсина, β-N-метиламино-1-аланина (БМАА) и сакситоксина в воде водоисточников и питьевой воде Москвы – Москворецкий водоисточник (р. Москва, 2016 и 2023 гг.), Челябинска (Шершнёвское водохранилище, 2022 г.) и Ростова-на-Дону (р. Дон, 2022 г.). Оценивали эффективность технологий, используемых для очистки воды от цианотоксинов на Рублёвской (2016 г.) и Западной (2023 г.) станциях водоподготовки Москвы.

Токсикологические исследования включали изучение общетоксического, нейротоксического, эмбриотоксического и тератогенного действия анатоксина-а, цилиндроспермопсина и БМАА (бета-метиламино-L-аланин) в субхроническом эксперименте при внутрижелудочном поступлении в организм лабораторных животных.

Результаты

Наиболее распространёнными и хорошо изученными продуктами метаболизма ЦБ, придающими воде неприятный привкус и запах, являются геосмин и 2-метилизобарнеол [31]. Собственные результаты ретроспективного анализа исследований воды поверхностных водоисточников Москвы показали положительную взаимосвязь количества ЦБ с содержанием геосмина в исходной воде (r = 0,31; р < 0,01) [32]. Затхлые неприятные запахи, придаваемые воде одорантами, на фоне запаха хлора часто ассоциируется с запахом дуста. В распределительной сети запах может усиливаться, вызывая обоснованные жалобы населения [33]. Традиционные методы очистки воды (коагулирование с последующим осветлением, обеззараживание с помощью химических реагентов) недостаточно эффективны в отношении вышеуказанных одорантов. Более эффективное решение задачи удаления неприятных запахов и привкусов, вызываемых ЦБ, по-видимому, заключается в сочетании традиционных методов (физико-химических и биологических) с передовыми процессами окисления, такими как окислительно-сорбционная обработка с использованием озона и гранулированного активированного угля. Использование озоносорбции положительно зарекомендовало себя в технологии водоочистки Западной станции водоподготовки Москвы, где в 2011 г., согласно Постановлению Правительства Москвы от 14 марта 2006 г. № 176-ПП «О развитии систем водоснабжения и канализации города Москвы на период до 2020 года», был запущен в эксплуатацию новый озоносорбционный блок с проектной производительностью 250 тыс. м3/сут [34].

В результате ретроспективного анализа многолетних данных гидробиологических исследований воды источников питьевого водоснабжения Москвы, Челябинска и Ростова-на-Дону за периоды наблюдений отмечено существенное увеличение общей численности ЦБ в пиковые месяцы цветения; так, в реке Москве – с 21 500 кл/мл в 2009 г. до 73 080 кл/мл в 2019 г., в реке Дон – с 34 035 кл/мл в 2019 г. до 194 037 кл/мл в 2023 г. Максимальные концентрации цианобактерий в Шершнёвском водохранилище наблюдались в 2010 г. – 462 000 кл/мл.

Также следует отметить удлинение вегетационного периода ЦБ, в особенности выраженное в самом северном из изученных водоисточников – Шершнёвском водохранилище (III климатический пояс). Так, если в 2010 г. в местах водозаборов Челябинска содержание ЦБ более 2500 кл/мл фиксировали в июне – сентябре, то в 2021 г. такие концентрации синезелёных водорослей регистрировали на протяжении 11 месяцев (февраль – декабрь) [35]. Аналогичная тенденция отмечена и в р. Дон (см. рисунок), где продолжительность активного периода вегетации ЦБ увеличилась с трёх месяцев (июль – сентябрь) в 2019 г. до шести (июнь – ноябрь) в 2023 г.

Кроме того, выявлены региональные особенности внутриродовой дифференциации токсичных видов ЦБ (табл. 1).

Так, в воде Москворецкого водоисточника Москвы (II климатический пояс), где в 2023 г. содержание клеток синезелёных водорослей составляло более 2500 кл/мл на протяжении пяти месяцев (с июля по ноябрь), доминирующим видом (до 90% от общей численности) являлся Aphanizomenon flos-aquae (L.) Ralfs, продуцирующий несколько видов токсинов: микроцистин-LR, анатоксин-а, БМАА, цилиндроспермопсин, сакситоксин. На водозаборах Волжского источника Москвы с концентрацией ЦБ от 267 до 3978 кл./мл от 18 до 100% от общей численности ЦБ составляли Microcystis aeruginosa, являющиеся продуцентами преимущественно одного токсина – гепатоканцерогена микроцистина-LR. В воде Шершнёвского водохранилища Челябинска, расположенного в III климатическом поясе, чаще обнаруживались следующие виды синезелёных водорослей: Planktothrix agardhii – до 45,5%; Aphanizomenon flos-aquae (L.) Ralfs и Aphanizomenon issatschenkoi – до 19%; Microcystis aeruginosa, Microcystis pulverea, Microcystis wesenbergii, Microcystis firma – до 11% от общего состава ЦБ [35]. Максимальное количество ЦБ обнаружено на р. Дон – водоисточнике Ростова-на-Дону (I климатический пояс): 291 820 кл./мл (сентябрь 2023 г.) с превалированием родов Synechocystis, Microcystis, Anabaena, Oscillatoria, Aphonizomenon [36].

В составе ЦБ всех четырёх исследованных водоисточников (Москворецкий и Волжский водоисточники Москвы, Шершнёвское водохранилище, р. Дон) чаще других обнаруживали токсичные рода ЦБ Aphanizomenon, Anabaena, Microcystis. Идентификация токсичных родов ЦБ может дать информацию как о наличии процессов цветения, не обнаруживаемых невооружённым глазом, так и о потенциальном присутствии цианотоксинов.

Химико-аналитические исследования воды источников хозяйственно-питьевого водоснабжения и питьевой воды Москвы (Москворецкий водоисточник), Челябинска и Ростова-на-Дону, проведённые в 2023 г., зафиксировали содержание ряда цианотоксинов (микроцистина-LR, анатоксина-а, цилиндроспемопсина, β-N-метиламино-1-аланина и сакситоксина) в концентрациях, превышающих нижний предел количественного определения. Концентрации цианотоксинов, обнаруженные в ходе мониторинга в сезоны цветения водоисточников, представлены в табл. 2.

Сравнение результатов исследования Москворецкого водоисточника Москвы 2023 г. с данными за аналогичный период 2016 г. [37] демонстрирует негативную динамику содержания цианотоксинов. Так, в 2016 г. максимальные уровни микроцистина-LR на водозаборах составляли 0,3 мкг/л, анатоксина-а – 0,3 мкг/л, БМАА – 24,8 мкг/л, а в 2023 г. концентрация микроцистина-LR увеличилась более чем в 16 раз, и в 65% отобранных проб она превышала верхний предел метода измерения. Содержание анатоксина-а возросло в 4 раза, БМАА – в 2 раза. В воде источника появились цилиндроспермопсин и сакситоксин, которые в 2016 г. не обнаруживались (концентрация составляла < 0,05 мкг/л).

Микроцистины считаются наиболее распространёнными цианотоксинами в пресных водах по всему миру [38, 39]. В настоящее время определено более 70 микроцистинов, при этом чаще встречается и является более токсичным микроцистин-LR [40]. Результаты эпидемиологических исследований свидетельствуют о положительной корреляции между концентрацией микроцистина-LR и гепатотоксичностью [41]. Международное агентство по изучению рака в 2010 г. включило микроцистин-LR в группу 2В канцерогенности [42]. В 2018 г. в нашей стране научно обоснована и внедрена в практику предельно допустимая концентрация (ПДК) микроцистина-LR в воде водных объектов хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования и питьевой воде (0,001 мг/л с пометкой «к» (канцероген), 1-й класс опасности¹), утверждён метод определения микроцистина-LR в воде². За основу был взят опыт ВОЗ и 22 стран по нормированию, а также данные мировой литературы о токсическом действии микроцистина-LR на организм человека и лабораторных животных [17].

Одним из самых нейротоксичных соединений считается цианотоксин анатоксин-а, поскольку скорость ингибирования ацетилхолина у него выше, чем у большинства фосфорорганических инсектицидов [9]. Чаще других продуцентами анатоксина-а являются ЦБ родов Anabaena, Oscillatoria, Plantkothrix, Microcystis, Cylindorspermum, Phormidium и Aphanizomenon [9]. Несмотря на мнение ВОЗ о недостаточности доказательств токсичности анатоксина-а для установления безопасного уровня его содержания в воде [30], многие страны, в том числе некоторые штаты США, Новая Зеландия, установили собственные нормативы на уровне от 1 до 6 мкг/л [43]. В исследованиях, проведённых на белых крысах в ФБУН «ФНЦГ им. Ф.Ф. Эрисмана» Роспотребнадзора, у животных выявлены нарушения белкового и жирового обмена, лейкоцитарного ростка крови, морфофункциональные изменения в семенниках, тимусе, желудке, толстом кишечнике, поджелудочной железе, надпочечниках в результате внутрижелудочного поступления анатоксина-а в дозе 1 мкг/кг в условиях субхронического эксперимента. Эмбрио- и репротоксические, а также нейротоксические эффекты цианотоксина в дозах ≤ 1 мг/кг в опыте не зарегистрированы [44]. На основании результатов собственных исследований и анализа данных научной литературы обоснована ПДК анатоксина-а в воде хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования: 4 мкг/л, санитарно-токсикологический показатель вредности, второй класс опасности. Для контроля содержания анатоксина-а в воде разработан и утверждён метод определения³ с нижним пределом количественного измерения 0,05 мкг/л.

ЦБ родов Cylindrospermopsis, Aphanizomenon, Anabaena, Oscillatoria, Umezakia, Raphidiopsis, Lyngbya продуцируют цианотоксин цилиндроспермопсин [9]. Цилиндроспермопсин ингибирует синтез белка, цито- и генотоксичен, вызывает повреждение внутриклеточных органелл различных тканей и органов, инициирует процессы канцерогенеза [45]. В настоящее время нормативы содержания цилиндроспермопсина в питьевой воде установлены в некоторых странах (Австралия, Бразилия, Новая Зеландия) на уровне от 1 до 15 мкг/л [46]. ВОЗ считает, что доказательств токсичности цилиндроспермопсина для установления безопасного уровня его содержания в воде недостаточно [30]. В собственных экспериментальных исследованиях в условиях субхронического токсикологического эксперимента на лабораторных животных при внутрижелудочном поступлении цилиндроспермопсина в организм в дозе 10 мкг/кг установлено достоверное увеличение содержания аланинаминотрансферазы, аспартатаминотрансферазы, глюкозы, креатинина, триглицеридов при одновременном снижении альбумина, мочевой кислоты, мочевины и общего белка в сыворотке крови. Морфофункциональные нарушения у животных подтверждали преимущественно нарушение нормальной работы печени и почек. Кроме того, выявлены нарушения когнитивных функций у подопытных животных. Эмбриотоксическое и тератогенное действие при введении доз ≤ 10 мкг/кг не зафиксировано. С учётом полученных данных, а также результатов анализа зарубежных материалов по регулированию и контролю содержания цилиндроспермопсина в воде водных объектов и питьевой воде обоснована ПДК в воде хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования: 1 мкг/л, санитарно-токсикологический показатель вредности, первый класс опасности. Для контроля содержания цилиндроспермопсина в воде разработан метод на основе иммуноферментного анализа⁴ с диапазоном количественного измерения 0,05–2 мкг/л.

К сильнодействующим токсинам цианобактерий относится также небелковая кислота β-N-метиламино-1-аланин (БМАА), которую продуцируют такие виды ЦБ, как Chroococcus, Merismopedia, Mycrocystis, Synechocysti, Myxosarcina, Leptolyngbya, Lyngbya, Oscillatoria, Anabaena, Nostoc [47]. Нейротоксин БМАА считается причиной нейродегенеративных болезней, в том числе бокового амиотрофического склероза, паркинсонизма, деменции, развивающихся в отдалённые сроки жизни [47]. На основании анализа отечественных и зарубежных источников литературы и результатов собственных исследований влияния БММА на органолептические свойства воды (пороговая концентрация – 10 мг/л по изменению запаха воды), процессы самоочищения водных объектов (пороговая концентрация – 3 мг/л по изменению БПК) и организм теплокровных животных (максимальная недействующая доза 0,05 мг/кг) обоснована ПДК БМАА в воде хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования: 1 мг/л, санитарно-токсикологический показатель вредности, третий класс опасности. Для проведения контроля разработан проект методических указаний по определению содержания БМАА в питьевой и природной воде методом иммуноферментного анализа с нижним пределом количественного измерения 0,005 мг/л.

Поскольку основной путь попадания цианотоксинов в организм человека – использование воды, содержащей ЦБ и цианотоксины, для питьевых целей [48], большое значение для обеспечения нормативного качества питьевой воды имеют применяемые технологии водоочистки. Высокие концентрации водорослей осложняют процесс водоподготовки. Синезелёные водоросли характеризуются относительно малыми размерами и плохо удаляются при коагулировании, проходят через загрузку песчаных фильтров, поэтому станции водоподготовки вынуждены применять высокие дозы коагулянта, дополнительно вводить флокулянт, сокращать время фильтроцикла, увеличивать интенсивность промывки фильтрующей загрузки [33]. Применяемые меры позволяют повысить эффективность очистки исходной воды от клеток ЦБ до 99,8%, при этом максимальное количество клеток ЦБ удаляется с основной массой взвешенных веществ в отстойниках и на песчаных фильтрах [49].

Проведённые в 2016 г. сравнительные исследования содержания цианотоксинов в воде водоисточника и питьевой воде Рублёвской станции водоподготовки Москвы, где очистка воды проходила по традиционной двухступенчатой схеме с последующим озонированием и фильтрацией через фильтры с активированным гранулированным углём и песчаные фильтры с кварцевым песком, показали снижение концентрации БМАА на 45%, микроцистина-LR – на 100%. В отношении анатоксина-а существовавшая схема водоподготовки оказалась неэффективной. При содержании токсина в исходной воде меньше нижнего предела обнаружения (0,05 мкг/л) его концентрация в питьевой воде возрастала в 3,5 раза, что, вероятно, связано с поступлением токсина в воду при разрушении клеток ЦБ в процессе водоподготовки [49].

Несколько иная эффективность очистки воды от цианотоксинов зафиксирована в 2023 г. при обследовании Западной станции водоподготовки Москвы, где наряду с классическими технологиями водоочистки и озоносорбции применяется ультрафильтрация (табл. 3). Содержание микроцистина-LR снижалось в среднем на 58% от исходного уровня загрязнения, с уменьшением концентрации эффективность очистки возрастала до 78%. В отношении БМАА наибольшую эффективность показал этап двухступенчатого озонирования и многослойной фильтрации – 39,1%. Тем не менее содержание БМАА в питьевой воде после прохождения технологической линии очистки превысило его содержание в исходной воде в 1,3 раза. В питьевой воде концентрации анатоксина-а и сакситоксина возрастали на 13 и 93% соответственно. Эффективность вышеназванной схемы для очистки от цилиндроспермопсина составила от 11 до 18%.

Обсуждение

Таким образом, полученные результаты мониторинга количественного и качественного состава ЦБ и наиболее опасных цианотоксинов (микроцистина-LR, анатоксина-а, цилиндроспермопсина, БМАА и сакситоксина) в поверхностных источниках водоснабжения, расположенных в основных (I, II и III) климатических поясах Российской Федерации, свидетельствуют об актуальности для нашей страны проблемы цветения воды. Наличие цианотоксинов и недостаточная технологическая эффективность водоочистки представляют риски для здоровья населения. Выявленные незначительные отличия в эффективности очистки питьевой воды на станциях водоподготовки со схожими технологическими схемами, но отличающимися методом заключительной фильтрации (песчаные фильтры или ультрафильтрация), позволяют предположить, что степень удаления цианотоксинов определяется не только применяемыми технологиями, но и различиями в интенсивности загрязнения фильтрующих загрузок, а также концентрациями цианотоксинов в исходной воде.

С целью минимизации рисков для здоровья, связанных с присутствием токсичных ЦБ в воде, используемой для питьевых целей, а также для рекреационных водных мероприятий, необходимы профилактические меры.

Прежде всего с целью минимизации процессов цветения водоисточников необходима оценка факторов, способствующих массовому росту и развитию ЦБ. Такой анализ может быть сделан на основании следующей информации:

Необходимо анализировать ретроспективные данные о количестве и видах клеток ЦБ или оценивать их биообъём в исходной воде, учитывать информацию о токсинах, что может способствовать лучшему пониманию требований к очистке, потенциальных потребностей в оптимизации работы очистных сооружений и эффективности удаления цианотоксинов.

Признаками цветения вод, выявляемыми при визуальном осмотре мест водозаборов и зон рекреации, являются:

Кроме того, целесообразно принимать во внимание сезонные изменения технологии очистки (сокращение времени работы фильтрующих загрузок, увеличение расхода химических регентов), а также наличие сходных по характеру жалоб на качество воды, в том числе на неприятные запахи.

Для объективной оценки рисков, связанных с загрязнением ЦБ и цианотоксинами, необходим текущий мониторинг воды водоисточника, воды водоёмов, используемых для рекреации населения, воды на различных этапах водоподготовки, питьевой воды систем централизованного холодного водоснабжения.

Профилактические мероприятия должны включать оптимизацию существующей технологии очистки в отношении ЦБ и в первую очередь наиболее опасных цианотоксинов микроцистина-LR, анатоксина-а, цилиндроспермопсина, БМАА, сакситоксина. Для этого необходимы:

При этом любые изменения в методах очистки, направленные на снижение концентрации токсинов, должны быть адаптированы к роду (родам) присутствующих ЦБ и качеству воды на конкретном участке (например, pH, температура, мутность, наличие природных органических веществ).

Алгоритм текущего мониторинга загрязнения воды ЦБ и цианотоксинами с оценкой опасности для здоровья человека и корректирующими действиями представлен в табл. 4.

Заключение

Поверхностные водоисточники в Российской Федерации подвержены массовому росту и развитию ЦБ, генерирующих опасные для жизни и здоровья человека цианотоксины. Это определяет необходимость постоянного мониторинга процессов цветения, проведения профилактических мероприятий, в том числе направленных на защиту водоисточника от загрязнения биогенными элементами, совершенствования технологических процессов водоподготовки.

С целью минимизации риска для здоровья, связанного с массовым развитием ЦБ в водных объектах, используемых для питьевых целей и рекреационных мероприятий, а также обеспечения единого подхода при мониторинге необходима разработка методических рекомендаций по контролю загрязнения токсичными видами ЦБ и цианотоксинами воды водоисточников хозяйственно-питьевого, культурно-бытового водопользования и питьевой воды.

¹ СанПиН 1.2.3685–21 «Гигиенические нормативы и требования к обеспечению безопасности и (или) безвредности для человека факторов среды обитания».

² МУК 4.1.3552–19 «Определение микроцистина-LR в воде водных объектов хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования и питьевой воде методом иммуноферментного анализа».

³ МУК 4.1.4055–24 «Количественное определение анатоксина-а в питьевой и природной воде методом иммуноферментного анализа».

⁴ МУК 4.1.4112–25 «Определение цилиндроспермопсина в питьевой и природной воде методом иммуноферментного анализа».