Экологическая судьба

2.2.1 Стойкость

37. Для оценки стойкости ГБЦД были собраны данные по экспериментально измеренному периоду полураспада в различных экологических нишах, данные моделирования о периоде полураспада, а также данные полевых исследованием. Результаты применения модели оценки, BioWIN [v4.10, EPI Suite (v4.0)], с помощью которой оценивается вероятность аэробной биодеградации в присутствии смешанной популяции экологических микроорганизмов, показывают, что ГБЦД нелегко поддается биохимическому разложению; ожидаемое время первичной деградация составляет порядка нескольких недель. Кроме того, при исследовании ранней биодеградации с использованием систем испытания в закрытом флаконе, которое было предпринято в соответствии с руководством ОЭСР 301D, не было обнаружено биодеградации ГБЦД за 28 дней исследования (Wildlife International 1996). Следует отметить, что, хотя исследования проводились на основе признанных руководящих принципов проведения испытаний, проверенные концентрации были примерно на три порядка величины выше, чем растворимость ГБЦД в воде (7,7 мг/л против 66 мкг/л).

38. Японские власти провели 28-дневное исследование биодеградации 1,2,5,6,9,10 ‑гексабромциклододекана на основе руководящих принципов испытаний ОЭСР 301C. Деградация испытуемого вещества, смеси, содержащей различные стереоизомеры, была оценена методом высокоэффективной жидкостной хроматографии. Биодеградация двух изомерных форм ГБЦД (А и B) в процентном выражении была рассчитана соответственно для 5 и 6 процентов (Chemicals Inspection and Testing Institute, 1990).

39. Скорость деградации ГБЦД в присутствии кислорода замедляется. Davis et al. (2005) сообщили о биодеградации технического ГБЦД (t-ГБЦД) в пресноводных донных отложениях и почвах. Используя руководящие принципы испытаний ОЭСР 307 и 308, авторы показали, что скорость потери ГБЦД при 20^оC заметно быстрее в условиях отсутствия кислорода в обеих средах. При биологически стерильном контроле, биотрансформация ГБЦД была быстрее в присутствии микроорганизмов, а значения DT50 колебались в отложениях от 11 до 32 дней (аэробные) и от 1,1 до 1,5 дней (анаэробных). В почве период полураспада в аэробных и анаэробных условиях, составил соответственно 63 и 6,9 дней. Однако в этом исследовании рассматривалась только деградации γ-ГБЦД, поскольку исследуемая концентрация была слишком мала, чтобы обнаружить α-и β-ГБЦД. Кроме того, не удалось обнаружить продукты трансформации.

40. В оценке рисков ЕС полураспад в аэробных отложениях при 20°C составил 113, 68 и 104 дней соответственно для α-, β-и γ-ГБЦД, (European Commission, 2008). По наблюдениям, в отложения технический ГБЦД подвергался первичному разложению с периодом полураспада 66 и 101 день в анаэробных и аэробных отложениях при 20 °C, соответственно. В оценке рисков ЕС отмечено, что исследование проводилось при гораздо более высоких концентрациях ГБЦД (мг/кг), чем у Davis et al. (2005) (мкг/кг), поэтому кинетика деградации может быть ограничена переносом массы химического вещества в микробов. Основным продуктом трансформации стал 1,5,9-циклододекатриен (ЦДТ), который сформировался в результате поэтапного редуктивного дегалогенирования ГБЦД. В ходе исследования не было обнаружено никакого CO₂. Однако в исследовании, проводившемся в соответствии с руководящим принципом ОЭСР 301F (Davis et al. 2006b), было показано, что t, t, t-ЦДТ может быть разложен до CO₂.

41. Были получены также данные о константах скорости разложения ГБЦД в анаэробных условиях в осадках сточных вод (Gerecke et al. 2006). Эксперименты проводились путем добавления отдельных целевых соединений или смесей в недавно собранные ферментированные осадки сточных вод. Осадки сточных вод были модифицированы с помощью дрожжей и крахмала. Эксперименты, проведенные при 37°C с использованием рацемической смеси отдельных диастереомеров показали, что (+/-) -β- ГБЦД и (+/-)- γ-ГБЦД разлагались быстрее, чем (+/-)- α-ГБЦД, с расчетным коэффициентом соответственно 1,6 и 1,8. Исследования Davis et al. (2006a) и Gerecke et al. (2006) показали, что, α-ГБЦД, судя по всему, разлагается медленнее, чем β-и γ-ГБЦД.

42. Надежных эмпирических данных о динамике деградации ГБЦД в воде нет. Гидролиз ГБЦД не был изучен. Однако гидролиз не следует рассматривать как важный путь деградации данного вещества в окружающей среде в связи с низкой растворимостью в воде, высоким уровнем разделения до органического углерода, а также отсутствием поддающихся гидролизу функциональных групп (ОЭСР 2007). Согласно расчетам, в докладе ЕМЕП по ГБЦД, физико-химические свойства технической смеси и γ-ГБЦД стереоизомера обеспечивают период полураспада в воде около 5 лет (EMEP 2009). По данным EBFRIP (2009b) период полураспада для воды и почвы, полученный на основе сопоставления различных типовых оценок варьируется в диапазоне 8,5-850 дней при среднем показателем 85 дней и коэффициентом достоверности (КД) 10. Полураспад в пресноводных и морских отложениях варьируется от 6 до 210 дней при среднем показателе 35 дней и КД 6. EBFRIP (2009b) не проводит никакого различия между пресноводными и морскими отложениями.

43. В нескольких исследованиях с использованием осадочных кернов показано, что конгенеры ГБЦД, осевшие в морских отложениях в Азии и в Европе в начале 70-х/80-х годов все еще присутствуют в значительных количествах (Minh et al. 2007, Tanabe 2008, Kohler et al. 2008, Bogdal et al. 2008), что свидетельствует о более высокой стойкости в отложениях, чем выводится из экспериментальных исследований.

44. Для оценки стойкости может быть использован также трофический перенос химических веществ в наземных или водных пищевых сетях. Концентрация химических веществ, которые медленно разрушаются в результате биологически опосредованных процессов, с повышением трофического уровня увеличится, т.е. произойдет биоусиление. Данные различных полевых обследований показывают, что в некоторых водных пищевых цепях происходит биоусиление ГБЦД. Судя по всему, α-ГБЦД более стойкий из всех изомеров ГБЦД и биоусиливается в большей мере, чем β-ГБЦД и γ-ГБЦД. Результаты наблюдений в Арктике дают дополнительные доказательства того, что ГБЦД может сохраняться в окружающей среде достаточно долго и переносится на большие расстояния (EBFRIP 2009b, NCM 2008).

2.2.2 Биоаккумуляция

45. Ряд исследований в лаборатории, в местных пищевых сетях и местных экосистемах подтверждают способность ГБЦД к биоаккумуляции и биоусилению. Полевые исследования свидетельствуют об общем увеличении концентрации в биоте по мере повышения трофического уровня в водных и пищевых сетях Арктики. Полевых исследований в земной среде не проводилось, но два лабораторных исследования показывают, что ГБЦД способен бионакапливаться в наземных млекопитающих. В ходе 32-дневного испытания в проточной воде Veith et al. (1979) определили, что коэффициент стабильной биоконцентрации (КБК) технического ГБЦД в толстоголовых гольянах (Pimephales promeas) составляет 18 100. Испытанию подвергались тридцать рыб, и пять рыб были отобраны и исследовались на 2-й, 4-й, 8-й, 16-й, 24-й и 32-й день. Средняя концентрация t -ГБЦД при температуре воды 25 ± 0,5° C составила 6,2 мкг/л, что ниже его растворимости в воде.

46. Накопление ГБЦД наблюдалось также у радужной форели (Oncorhynchus mykiss), находившейся в системе с проточной водой с заданной концентрацией 0,34 и 3,4 мкг/л в течение 35 дней (Wildlife International 2000). Исследование проводилось по разработанному ОЭСР методу испытаний 305 и включало 35-дневный период депурации после воздействия ГБЦД. Форель, подвергавшаяся воздействию более высокой пробной концентрации, не показывала стабильной концентрации ГБЦД в тканях в течение всего периода испытаний, и расчетные КБК были признаны менее надежными, чем те, что определялись при меньшей пробной концентрации. Для всех рыб, подвергавшихся воздействию технического ГБЦД в более низкой концентрации, постоянное значение КБК составило 13 085. На основании исследований, проведенных Wildlife International 2000 и Veith et al. (1979), в оценке рисков ЕС был выбран общий коэффициент бионакопления для водных организмов 18 100 (European Commission 2008).

47. В Японии было проведено исследование накопления 1,2,5,6,9,10-ГБЦД в карпе в течение 14 недель на основе разработанного ОЭСР руководящего принципа испытаний 305C. Ввиду того, что поставленное для испытания вещество, представляло смесь, его разделили методом высокоэффективной жидкостной хроматографии (ВЭЖХ) на 5 компонентов, которые назвали компонентами A-Е согласно порядку пикового проявления. В данном исследовании были проанализированы три главных компонента B, C и E, у которых не установлены изомеры, однако молекулярная формула у них та же, что у испытуемого вещества. Для компонента B, КБК составили 834-3070 и 3390-16 100 при концентрации соответственно 24 и 2,4 мкг/л. Для компонента C КБК составили 816-1780 и 3350-8950 при концентрации соответственно 20,2 и 2,02 мкг/л. Для компонента E КБК составили 118-418 и 479-2030 при концентрации соответственно 144 и 14,4 мкг/л (Chemicals Inspection and Testing Institute, 1995).

48. В работе Law et al. (2005) сообщается об измерении коэффициентов биоусиления (КБУ) отдельных изомеров в контролируемых условиях лаборатории. Скармливая малькам радужной форели корм, в котором было намеренно увеличено количество каждого изомера, авторам удалось вычислить КБУ 9,2, 4,3 и 7,2 соответственно для α-, β- и γ-изомеров. Авторы также отметили, что в естественных условиях у этого вида рыб может происходить биоизомеризация, то есть превращение одного изомера в другой.

49. Haukås et al. (2009) сообщили о воздействии ГБЦД на мальков радужной форели в процессе питания. Авторы отмечают, что через шесть часов после однократного перорального воздействия был установлен высокий уровень бионакопления ГБЦД, и концентрация ГБЦД достигла максимума через 4-8 дней. Через 48 часов, последовательность относительного распределения изомеров в рыбах была следующая: печень> мышцы>> мозг. Поступление большего количества вещества в печень объясняется более активным кровоснабжением этого органа из желудка и кишечника. Через 21 день относительная концентрация изомеров в печени и головном мозге уменьшилась, но в мышцах никаких существенных изменений концентрации ГБЦД не отмечалось. Было предположено, что задержка в удалении изомеров из мышц вызвана более низкой метаболической активностью и более слабым притоком крови к мышцам.

50. В ходе двух лабораторных исследований было изучено бионакопление ГБЦД у млекопитающих (WIL 2001; Velsicol химических веществ 1980). Благодаря исследованию токсичности на крысах, которым вводили повторные дозы в течение 90 дней (технический ГБЦД, 1000 м/кг веса тела в сутки), WIL (2001) было установлено, что содержание α-изомера, было гораздо выше, чем β- и γ-изомеров в каждый момент времени взятия проб. Относительное процентное содержание изомеров, измеренное у крыс (α: 65-70 процентов; β: 9‑15 процентов и γ: 14-20 процентов), заметно отличалось от пропорций в использованных составах ГБЦД (α: 8,9 процента; β: 6,6 процента и γ: 84,5 процента). Компания Velsicol Chemicals (1980) изучала фармакокинетику ГБЦД меченого радиоактивным изотопом (¹⁴C-ГБЦД, чистота> 98 процентов), который вводился крысам перорально в виде однократной дозы. Авторы показали, что исследуемое вещество распространялось по всему организму, при этом, как показали измерения, наибольшее количество скапливалось в жировой ткани, а затем в печени, почках, легких и половых железах. В крови, мышцах, печени и почках происходил быстрый обмен веществ в полярные соединения, но содержание ГБЦД в жировой ткани оставалось в основном без изменений. В исследовании был сделан вывод, что накапливается в жировых тканях после неоднократного воздействия ГБЦД.

51. Существует множество докладов, показывающих КБУ> 1 для ГБЦД в водных экосистемах. Например, в пищевой сети озера Онтарио липидно-нормализованные КБУ для α-и γ-изомеров были больше единицы для многих трофических отношений (Tomy et al. 2004a). В некоторых случаях, КБУ у изомеров ГБЦД были выше, чем у других известных стойких органических загрязнителей, например, было отмечено, что КБУ для трофических отношений корюшка:мисис составил 10,8 у α-изомера и был примерно в два раза больше, чем для р, р -DDE и суммы ПХБ. Коэффициент трофического увеличения (КТУ), определяемый как наклон регрессии логарифмической концентрации против трофического уровня, составил 6,3 (р <0,001) и выше, чем у суммы ПХБ (5,7) (Tomy et al. 2004). В озере Виннипег, пресноводном озере в центральной части Канады, обнаружены КБУ выше единицы для всех трех изомеров ГБЦД для многих из установившихся трофических отношений между хищниками и добычей (Law et al. 2007). Расчетные значения КТУ составили 1,4, 1,3 и 2,2, соответственно для α-, β-, и γ- ГБЦД.

52. Аналогичные выводы были сделаны в Норвежской Арктике. В работе Sørmo et al. (2006) проанализированы репрезентативные виды, начиная от различных трофических уровней пищевой цепи полярного медведя, с использованием проб, взятых с 2002 по 2003 годы на Шпицбергене в Норвежской Арктике. Количество ГБЦД было ниже пределов обнаружения (минимум 0,012 нг/г лм) в раке одноногом, Gammarus wilkitzkii. Было установлено значительное биоусиление ГБЦД при передаче от полярной трески (Boreogadus Саида) кольчатой нерпе (КБУ 36,4, исходя концентрации во всем теле при сыром весе), но при передаче от кольчатой нерпы белому медведю (КБУ 0,6) биоусиления не происходило. Более низкие уровни в пробах, взятых у полярного медведя, как полагают, говорят о возможности повышения обмена веществ в медведях. В Восточной Гренландии Letcher et al. провели сравнительный анализ биоаккумуляции, биотрансформации и/или биоусиления ГБЦД и традиционных СОЗ через жир кольчатой нерпы (Pusa hispida) Восточной Гренландии в тканях белого медведя (Ursus maritimus) (жировой ткани, печени и головном мозге) (2009 г.). Было установлено, что α-ГБЦД бионакапливается только в жировой ткани белого медведя. Общая величина КБУ в жировой ткани белого медведя через подкожный жир кольчатой нерпы для (α)‑ГБЦД > 1. Авторы пришли к выводу, что даже если обмен ГБЦД в полярных медведях более активен, чем у других видов, подверженность высокому уровню ГБЦД обеспечивает биоусиление.

53. В работе Morris et al. (2004) сообщается о биоусилении ГБЦД в пищевой сети Северного моря. Хотя отдельные КБУ не указываются, авторы предположили, что поскольку концентрация ГБЦД выше у видов на вершине пищевой цепи, это означает, что происходит биоусиление ГБЦД. Например, концентрация ГБЦД в организме крупных хищников, таких, как обыкновенный тюлень (Phoca vitulina) и морская свинья (Phocoena phocoena) была на несколько порядков больше, чем концентрация в водных макробеспозвоночных, таких, как морские звезды и брюхоногие моллюски. Точно так же, концентрация ГБЦД была высокой в образцах печени баклана – одной из хищных птиц - и в яйцах речной крачки, в то время как более низкие уровни ГБЦД были обнаружены в рыбах, которыми они питаются - треске и желтом угре (Anguilla Anguilla).

54. Haukås et al. (2009) обнаружили соотношение концентраций диастереомеров в ГБЦД в диапазоне от 3:01:10 (α:β:γ) в осадочных породах до 55:1 (α:γ) в видах, относящихся к высшему трофическому уровню, что предполагает бионакопление в организмах конкретных диастереомеров. Исследовалась морская пищевая цепь в загрязненном ГБЦД норвежском фьорде, при этом измерялись уровни загрязнения, как в отложениях и обитающих в отложениях организмах, так и у морских птиц. Это соответствует результатам, полученным Zhang et al. (2009) при исследовании двух загрязненных рек в Китае. Тогда было установлено, что γ-ГБЦД является доминирующим диастереомером в донных отложениях (63 процента от общего количества ГБЦД), а α-ГБЦД избирательно накапливается в биотических пробах, и на него приходится 77 процентов, 63 процента и 63 процента от общего количества ГБЦД, соответственно в береговой улитке (Littorina littorea), карасе (Carassius Carassius) и гольце.

55. Tomy et al. (2008) исследовали накопление конкретного изомера ГБЦД на нескольких трофических уровнях морской пищевой сети в восточной части Канадской Арктики. Обнаружена тесная прямая связь α‑ГБЦД с трофическим уровнем, при КТУ 7,4 (р <0,01), что свидетельствует о биоусилении по всей пищевой цепи, в то время как наблюдается тесная обратная связь между концентрацией γ-ГБЦД и трофическим уровнем (т.е. трофическое разбавление). На α-ГБЦД приходится более 70 процентов общего количества ГБЦД у креветок (Pandalus borealis, Hymenodora glacialis), окуня (Sebastes mentella), сайки (Boreogadus saida), нарвала (Monodon monoceros) и белухи (Delphinapterus leucas), а на γ -ГБЦД приходилось свыше 60 процентов от общего количества ГБЦД у зоопланктона (в массе), моллюсков (Mya truncata, Serripes groenlandica), и моржа (Odobenus rosmarus). Наблюдаемые различия в преобладание диастереомера были частично отнесены на счет разной экологической судьбы и разного поведения изомеров, ввиду того, что наименее растворимый в воде γ‑изомер в большей мере способен пассивно диффундировать из водной толщи в зоопланктон, который имеет пропорционально высокое содержание липидов. Аналогичным образом, как донные фильтраторы двустворчатые моллюски с большей вероятностью будут поглощать более высокую долю γ-изомера из донных отложений. Наличие более высокой доли α-ГБЦД, например, в белухе и нарвале, может указывать на более высокий уровень обмена веществ, о чем свидетельствует биотрансформация стереоизомера, а именно γ‑изомера в α-форму (Zegers et al. 2005, Law et al. 2006d). Это соотносится также с результатами, полученными Tomy at al. (2009), которые установили, что на α‑изомер приходится более 95 процентов от общего количества ГБЦД в белухе, тогда как в сайке, основной пище белуги в морской пищевой сети западной части Канадской Арктики, в структуре ГБЦД преобладает γ-изомер (> 77 процентов). Авторы пришли к выводу, что это еще одно доказательство того, что белуха может биоперерабатывать γ-изомер в α-изомер.

2.2.3 Способность к переносу в окружающей среде на большие расстояния

56. ГБЦД отличается стойкостью в атмосфере, где его период полураспада превышает два дня. Исследование и моделирование экологической судьбы ГБЦД и переноса его в окружающей среде, а также данные полевых наблюдений являются еще одним свидетельством способности ГБЦД к переносу на большие расстояния. Обнаруженные уровни в атмосфере, биоте и окружающей среде Арктики являются убедительным свидетельством способности ГБЦД к переносу на большие расстояния.

57. Период полураспада ГБЦД в атмосфере результате реакции в газовой фазе с гидроксильными радикалами (OH) экспериментально не измерялся, но может быть смоделирован (с помощью программы AopWin v1.91), в результате чего получается расчетный период 76,8 часов (3,2 дня). Такая оценка была получена исходя из предположения, что концентрация составляет 5 × 10⁵ молекул OH.см^-3 и что реакция происходит 24 часа в сутки (это значения, использованные Европейским Союзом в оценке риска). Следует отметить, что модель чувствительна к выбранной концентрации OH (NCM 2008).

58. Bahm and Khalil (2004) получили глобальную среднегодовую концентрацию ОН в сутки 9,2 × 10⁵ молекул·см^-3, в северном полушарии 9,8 × 10⁵ молекул·см^-3 и в южном полушарии 8,5 × 10⁵ молекул см^-3. Эти значения согласуются с данными, полученными Prinn et al. (1995) и Montzka et al. (2000), которые вывели глобальное среднегодовые значения концентрации OH в сутки при измерении количества метилхлороформа в атмосфере соответственно 9,7 (± 0,6) × 10⁵ и 1,1 (± 0,2) × 10⁶ молекул·см^-3. Учитывая неопределенность типовых оценок модели k_ОН, период полураспада для фотохимического разложения ГБЦД колеблется в пределах от 0,4 до 4 дней, и от 0,6 до 5,4 дней, соответственно для северного и южного полушарий (EBFRIP 2009b).

59. В исследовании BSEF (2003) изучена способность ГБЦД к переносу на большие расстояния (ППБР) с использованием четырех моделей оценки ППБР (TaPL3-2.10, ELPOS, Chemrange-2.0 и Globo-POP), и был сделан вывод, что способность ГБЦД достигать отдаленные районы ограничена. Показатели ППБР были выражены как общее характерное расстояние переноса (ХРП) для моделей TaPL3 и ELPOS, как пространственный диапазон для модели Chemrange и как потенциал для загрязнения Арктики через 10 лет постоянных выбросов (ПЗА10) для модели Globo-POP. При помощи моделей TaPL3 и ELPOS было спрогнозировано, что ХРП по воздуху составит соответственно 760 км и 784 км, а с помощью модели Chemrange было определено, что пространственный диапазон ГБЦД в воздухе составляет 11 процентов окружности Земли. С помощью модели Globo-POP удалось рассчитать, что ПЗА10 составляет 2,28 процента. Эти результаты сопоставимы с результатами, полученными в отношении бромдифенилэфирных антипиренов, в частности, через конгенеры пента-декаБДЭ, также обнаруженные в Арктике (Wania и Dugani 2003). В исследовании BSEF (2003) делается вывод, что с учетом свойств ГБЦД, его перенос на большие расстояния, вероятно, будет регулироваться переносом аэрозолей. В целом, было предсказано, что низкая летучесть ГБЦД приведет к сорбции значительной доли частиц в атмосфере с возможностью последующего удаления путем мокрого и сухого осаждения. Было высказано мнение, что способность ГБЦД к переносу зависит от поведения переносимых в атмосфере на большие расстояния частиц, которые его поглощают.

60. Физико-химические свойства ГБЦД показывают, что он может участвовать в активном обмене между поверхностью и атмосферой в результате сезонных и суточных колебаний температур. Впоследствии это может создать возможность для переноса ГБЦД на большие расстояния вследствие ряда скачков осаждения/испарения, иначе известных как ''эффект кузнечика", описанный в работе Gouin and Harner (2003). Это предположение подтверждается экологическими данными. Концентрация ГБЦД в совокупных пробах, собранных в городах и на удаленных объектах в Швеции и Финляндии, имела четкие сезонные и суточные колебания скорости потока, причем более высокая концентрация наблюдалась зимой, а более низкая - летом и осенью. (Remberger et al. 2004). Пробы осадков, взятые в бассейне Великих озер, содержали до 35 нг ГБЦД на литр, при этом самые высокие уровни наблюдались в зимние месяцы (Backus et al. 2005). Исследователи предположили, что наблюдаемые пики зимой обусловлены более высокой способностью снега к очищению воздуха, по сравнению с дождем, а также более высокой концентрацией в фазе частиц в зимний период. В исследовании Yu et al. (2008), проведенном в Южном Китае, в фазе частиц была обнаружена большая переменная доля ГБЦД (69,1-97,3 процентов), что позволяет предположить, что перенос ГБЦД на большие расстояния определяется условиями окружающей среды.

61. Оценки с помощью моделей, показывают, что ГБЦД, судя по всему, обладает способностью к переносу на большие расстояния, которая колеблется от "низкой" до "умеренно низкой". Использование метода эталонных измерений показывает, что потенциал ГБЦД для переноса на большие расстояния находится в пределах потенциала традиционных СОЗ (EBFRIP 2009b). Поддающиеся обнаружению уровни концентрации в отдаленных районах свидетельствуют о том, что перенос на большие расстояния происходит в более широких масштабах, чем предсказывают модели. Модели не включают весь потенциал переноса за счет "эффекта кузнечика", а также некоторые экологические условия, характерные для ветровых систем Арктики, например, образование Арктической дымки.

62. Согласно докладу AMAP 2009, перенос менее летучих бромированных антипиренов (БРА) действительно имеет место, когда в воздухе Арктики присутствует большое количество частиц во время Арктической дымки. Таким образом, периоды сильных ветров и отсутствия осадков могут способствовать переносу БРА на более длинные расстояния, чем предсказывают модели (AMAP 2009). Brown и Wania (2008) определили ГБЦД в качестве потенциального загрязнителя Арктики на основе периода полураспада в процессе атмосферного окисления продолжительностью более двух дней и структурного сходства с известными загрязнителями Арктики, переносимыми на большие расстояния. Авторы объясняют несоответствие между результатами моделирования и переносом ГБЦД на большие расстояния вероятностью того, что перенос в атмосфере с помощью частиц и доставка загрязнителей в Арктику могут быть более эффективными, чем показывают современные расчеты глобального переноса. Одной из причин может быть тот факт, что в моделях не учитывается эффект кратковременных дождей. Такой же вывод был сделан при использовании модели ЕМЕП (EMEP 2009). Этот вывод подтверждают также полевые исследования и мониторинг окружающей среды. При выполнении норвежской программы мониторинга загрязнения было установлено, что концентрация ГБЦД в атмосфере над Норвежской Арктикой повышается (Birkenes 30.8 пг/м3 и Zeppelin 26,39 пг/м3), когда перенос по воздуху происходил из загрязненных районов на континентах, и снижается (Birkenes 1,03 пг/м3 и Zeppelin 0,26 пг/м3), когда перенос по воздуху происходил с Северного полюса и из Скандинавии (Climate and Pollution Agency, Norway (KLIF 2008)). Данные мониторинга также показали, что воздух из загрязненных районов может достичь отдаленных районов за короткое время. (Mano et al. 2008). В недавнем обзоре указывалось, что ГБЦД, как оказалось, присутствует в Арктике и Западной Европе повсеместно, а восточные части Северной Америки были признаны крупными регионами-источниками, ввиду переноса на большие расстояния (de Wit et al. 2009). Впервые мониторинг ГБЦД производился в атмосфере Европейской Арктики в 1990 году (5-6 пг/м3; Bergander et al.1995), а в Канадской и Российской Арктике - в 1993 году (1,8 пг/м3 PWGSC-INAC-NCP 2003 и 1-2 пг/м3 (2006 и 2007); Xiao et al. 2010). Суммарная концентрация ГБЦД в воздухе Канадской Арктики аналогична концентрации в воздухе БДЭ-99 (Xiao et al. 2010).