СРАВНИТЕЛЬНАЯ ОЦЕНКА ПРОЦЕССОВ ТРАНСФОРМАЦИИ АЦЕТОНЦИАНГИДРИНА В ВОДЕ МОДЕЛЬНОГО ВОДОЕМА И В ОРГАНИЗМЕ ЛАБОРАТОРНЫХ ЖИВОТНЫХ

1 /з терапевтической дозы для фталазола и '/5 для сульфадиметоксина и бепаска.

В течение подострого эксперимента (на 5, 15 и 25-е сутки) с целью выявления дисбактериоза изучали состояние микрофлоры в отпечатках основания хвоста животных с использованием среды Коростелева [5]. Все 3 препарата во всех изученных дозах вызывали у животных развитие дисбактериоза, наиболее отчетливое при воздействии максимальных доз.

В конце подострого эксперимента были определены коэффициенты относительной массы внутренних органов белых крыс. Установлено, что фталазол во всех испытанных дозах увеличивал относительную массу селезенки, бепаск — почек. Кроме того, в средней и максимальной дозах сульфадиметоксин и бепаск увеличивали относительную массу и объем семенников.

Обобщение полученных результатов позволяет считать дозы фталазола, сульфадиметоксина и бепаска 29, 2,9 и 34 мг/кг пороговыми в условиях подострого опыта.

Аллергоопасность фталазола, сульфадиметоксина и бепаска оценивали в 30-дневных опытах на мышах линии СВА/С57В1 и морских свинках (4], по способности вызывать развитие аллергических реакций немедленного типа (анафилактическая активность) и клеточно-опосредованных аллергических реакций — гиперчувствительность замедленного типа (ГЗТ). Установлено, что бепаск в дозе 'Д суточной терапевтической дозы способствует развитию реакции ГЗТ, т. е. является постенциальным аллергеном. Сульфадиметоксин и фталазол в эквивалентных дозах аллергенной активностью не обладали. Прогнозирование параметров хронической токсичности препаратов по результатам подострых опытов проводили в соответствии с рекомендациями 3. И. Жолдаковой [7]. Поскольку сульфадиметоксин и фталазол являются малотоксичными (по величине ЬГЬо) и относительно хорошо изученными соединениями, не оказывающими при пероральном поступлении в организм аллергенное действие и не дающими другие отдаленные эффекты [6], для расче-

та максимальных недействующих доз (МНД) этих препаратов, исходя из пороговой дозы подострого опыта, следовало взять коэффициент 50, а для бепаска, являющегося потенциальным аллергеном,— коэффициент 100. Соответствующие МНД оказались равны: для фталазола 0,6 мг/кг, сульфадиметоксина — 0,06 мг/кг, бепаска —

0.34.мг/кг, а МНК — 12, 1,0 и 6,8 мг/л соответст-венно. Так как пороговые концентрации по влиянию препаратов на органолептические свойства воды и санитарный режим водоемов установлены на более высоких уровнях, при обосновании гигиенических нормативов следует ориентироваться на расчетные параметры хронического действия и рекомендовать ОДУ фталазола в воде водных объектов 12 мг/л, сульфадиметоксина — 1 мг/л и бепаска — 6.8 мг/л, лимитирующий признак вредности — санитарно-токсикологический.

Л итература

1. Жолдакова 3. И., Хамидулина X. X. // Всесоюзная науч. конф. «Медико-биологические и гигиенические аспекты охраны окружающей среды на предприятиях медицинской промышленности»: Материалы.— М., 1991.— С. 50. ^

2. Машковский М. Д. Лекарственные средства.— Т. 2.— М., 1984.

3. Методические указания к экспериментальному изучению процессов трансформации химических веществ при гигиеническом регламентировании в воде.— М., 1985.

4. Методические указания по изучению эмбриотоксического действия химических веществ при обосновании их ПДК в воде водных объектов.— М., 1984.

5. Хитрова Н. И. Методические подходы к оценке токсичности и опасности антибиотиков в проблеме санитарной охраны водоемоз (на примере пеницилина): Автореф. дис. ... канд. мед. наук,— 1977.

6. Registry of Toxic Effects of Chemical Substances.— 1980.— Vol. 1-2.

7. Sidorenko G. I., Krasowsky G. N.. Zoldakowa S. !. Ц Z. ges. Hyg.— 1989.—Bd 35.— S. 133—136.

Поступила 24.06.93

Summary. Tentative permissible levels (TPL-) of phthala-zole, sulfadimetoxin, and Bepask in the water were substantiated on the basis of study of organoleptic properties, of influence on sanitary status of water bodies and toxicologic characteristics of these substances. TPL of studied chemicals Jf-accordingly are (mg/dm3): 12, I and 6.8.

© КОЛЛЕКТИВ АВТОРОВ, 1993 УДК 614.777:547.491 1-074

3. И. Жолдакова, Л. X. Мухамбетова, О. В. Шехтер, О. О. Синицына

СРАВНИТЕЛЬНАЯ ОЦЕНКА ПРОЦЕССОВ ТРАНСФОРМАЦИИ АЦЕТОНЦИАНГИДРИНА В ВОДЕ МОДЕЛЬНОГО ВОДОЕМА И В ОРГАНИЗМЕ ЛАБОРАТОРНЫХ ЖИВОТНЫХ

НИИ экологии человека и гигиены окружающей среды им. А. Н. Сысина РАМН, Москва

Как известно, в результате трансформации химических веществ в окружающей среде и организме могут образовываться соединения, отличающиеся от исходного вещества степенью токсичности и опасности [1, 4]. Это сложный процесс, представляющий собой совокупность химических и биохимических реакций. Важное значение имеет определение универсальности (специфичности) трансформации для каждого соединения, которая зависит от соотношения воздействующих факторов. В частности, в теоретическом и методическом плане представляет интерес изучение степени совпадения путей превращения химических

веществ в окружающей среде (воде) и организме млекопитающих.

Цель наших исследований заключалась в сопоставлении процессов трансформации ацетон-циангидрина (АЦГ) в воде и организме теплокровных животных. Эти исследования имеют практический интерес, так как существующий норматив на содержание АЦГ в воде разработан без учета низкой стабильности вещества [2, 8].

Известно, что первой стадией превращения АЦГ в организме и воде является гидролиз молекулы до токсичных цианид-ионов и ацетона [2, 9]. Следующая стадия процесса трансформации мо-

Ю

жет протекать путем превращения цианидов в ро-даниды, цианаты, комплексные соединения, содержащие цианид-ион, и т. д. [5]. Детоксикация цианидов в организме осуществляется путем превращения их в роданиды под действием фермента роданезы [9]. Предполагалось, что в окружающей среде (воде) под действием микрофлоры и гид-робионтов могут протекать аналогичные реакции обезвреживания цианидов.

Для решения поставленной задачи в стандартный модельный водоем с водой из естественного водного объекта, содержащей ил, микрофлору, рачков, вносили АЦГ в количестве 10,0 мг/л. Пробы воды отбирали через определенные промежутки времени (5 мин, 3, 24, 72 ч, 10 и 20 сут) и в них определяли количество цианид- и роданид-ионов. Каждую пробу анализировали параллельно 2 методами: с помощью отгонки (метод 1) [7] и в чашках Конвея (метод 2) [3].

Известно, что в воде могут присутствовать как свободные цианид-ионы, так и комплексные соединения, содержание цианогруппы, которые при определенных температурных условиях или при добавлении различных реагентов могут разрушаться с выделением СЫ-ионов [7]. Все эти цианиды определяли в дистиллате методом 1, предусматривающим продолжительное кипячение пробы, а в кубовом остатке определяли роданиды. Анализ проб в чашках Конвея проводили при 50 °С, что позволило избирательно анализировать содержание НСЫ, 'точка кипения которой 24 °С. Таким образом, совмещение 2 методов дало возможность определить общую сумму цианидов, отдельно — содержание НСГ^, образующейся' при гидролизе АЦГ, а также количество роданидов.

Анализ полученных результатов, представленных в таблице, показал, что содержание цианид-ионов в 2 первых пробах составило 0,038— 0,047 мг/л (по методу 2); через 1 сут оно возросло до 2,33 мг/л (77 % от внесенного количества АЦГ), а затем снизилось и к 20-м суткам было обнаружено лишь 0,15 мг/л (5 % в пересчете на внесенный АЦГ). Таким образом, в данном модельном водоеме за 1 сут гидролизовалось с выделением цианидов 77 % АЦГ. Однако определение содержания роданидов в пробах по методу 1 показало, что их количество практически не менялось в течение всего эксперимента. Следовательно, в данном случае не происходило превращение цианидов в роданиды, как это имеет место в организме теплокровных животных [9]. Возможно, что обезвреживание цианидов в водоеме осуществляется путем превращения в комплексные соединения, которые не могут быть определены по методу 2. Подтверждением этого предположения может служить тот факт, что при

Динамика изменения содержания цианидов и роданидов в модельном водоеме с исходной концентрацией АЦГ 10 мг/л

Экспозиция Содержанке цианидов Содержание роданидов

метод 1 метод 2

Контроль 0,01 0,007 0,055

5 мин 2.6 0,038 0,073

3 ч 2,59 0,047 0,073

24 ч 2,27 2,33 0,060

72 ч 2,47 0,92 0,040

10 сут 2,63 0,87 —

20 сут 1,60 0,15 0,050

определении цианидов по методу 1 совпадение количества цианид-ионов с результатами, полученными по методу 2, наблюдались лишь в одном случае, а именно в пробах, взятых через 1 сут. В последующих пробах содержание цианидов было значительно выше по сравнению с данными, полученными по методу 2. Очевидно, в условиях продолжительного кипячения происходило освобождение цианид-ионов из вновь образующихся соединений, которые и определялись по методу 1 на 3-й и 10-е сутки. На 20-е сутки содержание цианидов существенно понижалось, что может быть связано с образованием более устойчивых комплексных соединений, не разлагающихся в условиях данного эксперимента.

Высокое содержание цианид-ионов в первых 2 пробах (2,59—2,60 мг/л, метод 1) свидетельствует, что АЦГ не устойчив при кипячении и легко гндролизуется до цианид-ионов.

При сопоставлении полученных данных с результатами ранее проведенных нами токсикоки-нетических исследований [6] обращает на себя внимание 2 обстоятельства. Во-первых, чисто химический процесс — гидролиз АЦГ до ацетона и цианид-иона — совпадал и в организме, и в воде, и фактически токсичность и опасность АЦГ определялась скоростью образования (накопления) цианид-ионов в воде и крови соответственно. Вторая стадия трансформации АЦГ в значительной мере зависела от биохимических особенностей среды. В организме при наличии роданезы образовывались роданиды, а в изученном модельном водоеме сохранялся преимущественно химический характер реакций трансформации. Во-вто-рых, наблюдалась существенная разница в скорости трансформации АЦГ. Если в организме детоксикация цианидов происходила в течение 1 мин, то в воде процесс образования менее токсичных соединений завершался лишь к 20-м суткам.

Выводы. 1. Первая стадия трансформации АЦГ в воде совпадает с I стадией метаболизма в организме и заключается в образовании цианид-иона. В то же время II стадия превращения АЦГ протекает по-разному: в организме под влиянием роданезы образуются роданиды, а в воде происходит образование стабильных комплексных соединений, содержащих цианогруппу.

2. Новый методических подход — параллельное проведение анализа по 2 методикам позволяет получать более достоверную информацию о процессах трансформации АЦГ.

Литература

1. Королев А. А. Гигиенические основы изучения трансформации химических веществ в волной среде: Автореф. дне. ... д-ра мед. наук.— М., 1981.

2. Лурье Ю. Ю. Аналитическая химия промышленных сточных вод,—М„ 1984,—С. 410—412.

3. Методические указания об определении синильной кислоты при судебно-химическом исследовании биологического материала / Сост. Герасимов И. В.— М., 1980.

4. Парк Д. В. Биохимия чужеродных соединений: Пер. с англ.— М., 1973.

5. Руководство по контролю качества питьевой воды. Т. 2. Гигиенические критерии и другая релевантная информация,— М„ 1987,— С. 99—101.

6. Синицына О. О. Ц Гиг. и сан,— 1993. № |._С. 28—30.

7. Унифицированные методы анализа вод / Под ред. Ю. Ю. Лурье,—М„ 1971,—С. 214—222.

8. Шкодич П. Е. // Гиг. и сан,— 1966,—№ 6,—С. 8—12.

9. Bioactivation of Foreign Compounds / Ed. M. W. Anders.— New York, 1985,— P. 486—494.

Поступила 24.06.93

Summary. Transformation processes of acetone cyanhydrin in water of model reservoir (10 mg/l) and in body of laboratory animals were studied. Differences of this substance transfor mation in both cases are compared.

© КОЛЛЕКТИВ АВТОРОВ. 1993 УДК 613.31:546.131-074:543.544

А. Ф. Троянская, Д. П. Мосеева, В. П. Минина, Н. А. Шулепина, Г. В. Бирюкова,

И. А. Никитина, Р. Б. Ивахнова

ИСПОЛЬЗОВАНИЕ СУММАРНЫХ ПОКАЗАТЕЛЕЙ ДЛЯ ОЦЕНКИ ХЛОРОРГАНИЧЕСКИХ

СОЕДИНЕНИЙ В ПИТЬЕВОЙ ВОДЕ

Институт экологических проблем Севера Уральского отделения РАН, Архангельск

Хлорсодержащие органические соединения (ХОС) вносят значительный вклад в загрязнение окружающей среды, многие из них биологически активны, очень устойчивы, способны передаваться по трофической цепи и чрезвычайно опасны для здоровья человека.

Источником ХОС являются производства пестицидов, пластмасс, растворителей и др. В качестве побочных продуктов они образуются при отбелке целлюлозы хлором и его соединениями, причем состав ХОС в стоках отбельных цехов целлюлозно-бумажного комбината (ЦБК) чрезвычайно сложный — до 300 компонентов, принадлежащих к различным классам соединений: хлорированным фенолам, смоляным и жирным кислотам, альдегидам, кетонам, алифатическим, циклическим и ароматическим углеводородам [8, 11].

При обеззараживании питьевой воды хлором также образуются хлорорганические соединения, количество и состав которых зависят от рН воды, температуры и времени обработки хлором, количества задаваемого хлора и, что особенно важно, от состава органических соединений в исходной воде. Наиболее детально изучены хлорорганические соединения, образующиеся при обработке хлором гуминовых веществ и фульвокислот [12, 13]. Многие из образующихся при этом ХОС чрезвычайно токсичны и мутагенны (хлорфенолы, ацетоны различной степени хлорирования и другие хлорированные карбонильные соединения). Наиболее ценную информацию о составе и степени опасности ХОС питьевой воды и других объектов окружающей среды, загрязненных ХОС, может дать хромато-масс-спектрометрия. Однако анализ довольно длителен, требует сложного и дорогостоящего оборудования. Поэтому для первичной оценки степени загрязнения различных водных объектов хлорорганикой предложен суммарный параметр — адсорбируемый органический галоген (АОХ). Первый стандарт на определение АОХ был разработан в 1985 г. в ФРГ [7], затем появились стандарты США и скандинавских стран [ 14]. В нашей стране такой стандарт отсутствует. Работы по определению АОХ в основном посвящены анализу сточных вод производства беленой целлюлозы |1].

Согласно вышеуказанным стандартам, определение АОХ включает следующие этапы: адсорбцию хлорорганики на активированном угле, вымывание из угля неорганических хлоридов раствором нитрата натрия, сжигание угля вместе с адсорбированной хлорорганикой в кварцевой трубке

в токе кислорода при 800—1000 °С, мнкрокуло-нометрическое детектирование образовавшегося хлористого водорода. Предел обнаружения 10 мкг С! на 1 л. Стандарты допускают равноценные способы детектирования.

Мы для обнаружения микроколичеств хлор-идионов использовали метод ионной высокоэффективной жидкостной хроматографии (ультрафиолетовый детектор с рабочей длиной волны 250 нм). Предел обнаружения 10 мкг С1 на 1 л.

В табл. 1 приведены результаты определения АОХ в питьевой воде крупных населенных пунктов Архангельской обл. с различными системами водоснабжения. Данные, представленные в табл. 1, охватывают период с мая по ноябрь 1992 г. и свидетельствуют, что речная вода (р. Северная Двина и ее притоки) всегда содержала те или иные количества хлорорганики, причем интервал концентраций АОХ очень широк: 10—350 мкг С1 на 1 л (р. Северная Двина, 30 км ниже Архангельского ЦБК) и 18—470 мкг С1 на 1 л (р. Лимен-да). Сам по себе факт обнаружения АОХ в речной воде не является неожиданностью, поскольку в зарубежных источниках неоднократно упоминалось об определении АОХ в поверхностных и озерных водах даже там, где отсутствует непосредственный источник антропогенной хлорорганики. Дополнительные исследования показали, что эта хлорорганика ассоциируется с высокомолекулярными гуминовыми веществами и, по-видимому, имеет природное происхождение [16]. Возможность образования хлорорганики в естественных

Таблица

Результаты определения АОХ (в мкг/л) в системах водоснабжения

Архангельск

Котлас

речная вода (водозабор) вода после обработки питьевая вода речная вода (водозабор) . р. Лименда вода после обработки питьевая вода

75 165 10

205 120 110 40 315 215

10 60 25 180 230 150

50 80 185 120 150 260

190 210 300 470 750 1180

350 22 •34 128 750 230

н/о 40 116 18 144 57

Примечание. Здесь и в табл. 2: н/о — не обнаружено, — исследования не проводили.