CC BY
25
держание мышьяковистого водорода в воздухе значительно меньше, чем стибина (мешающее действие мышьяка в воздушной среде электролизных цехов 0,3%, а других элементов еще ниже). Поскольку стибин специфично определяют по сурьме, то все обычные загрязнители воздуха (сернистый газ, окислы азота, сероводород, углеводороды и др.), естественно, совершенно не мешают анализу.
Применение рентгеновской флюоресценции при определении стибина позволяет снизить число производимых операций с 9 до 4, а также практически полностью исключить приготовление шкалы стандартов, что резко снижает ошибку измерения. При апробации разработанного метода по схеме «задано — получено» установлено, что погрешность анализа не превышает 2—3%. Таким образом, флюоресцентный рентгенорадиометрический метод определения стибина обеспечивает высокую чувствительность, точность и специфичность определения. Все металлы, органические и неорганические загрязнители воздуха определению не мешают. Влияние других соединений сурьмы и щелочей устраняется при отборе проб.
ЛИТЕРАТУРА
Деянова Е. В. — В кн.: Новое в области санитарно-химического анализа. М., 1962, с. 188.
Дмитриев М. Т., Григорьева Ф. М. — Гиг. и сан., 1978, № 7, с. 65. Захарченко О. М. — Сборник науч. работ Киргиз, мед. ин-та, 1967, т. 45, с. 79. Кузнецов В. И. — Ж. аналит. химии, 1947, № 3, с. 170.
Перегуд Е. А., Гернет Е. В. Химический анализ воздуха промышленных предприятий. Л., 1973, с. 393. Хухия В. Л., Арешидзе Т. В. — Завод, лабор., 1965, № 7, с. 783. Webster S. H., Fairhall L. T. — J. Industr. Toxicol., 1945, v. 27, p. 183.
Поступила 19/X 1978 r.
Обзоры
УДК 612.6.05.014.46:546.3
Доктор мед. наук Г. Н. Красовский, канд. биол. наук В. В. Соколовский ГЕНЕТИЧЕСКИЕ ЭФФЕКТЫ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ
Институт общей и коммунальной гигиены им. А. Н. Сысина АМН СССР, Москва
Среди химических факторов загрязнения окружающей среды все большее внимание привлекают тяжелые металлы и близкие к ним химические элементы. В ряде промышленно развитых стран концентрация в окружающей среде таких опасных токсикантов, как ртуть, свинец, кадмий достигла критического уровня, на что обращают внимание многие исследователи (Beattie и соавт.; Mega и соавт.; Leland и соавт.), а содержание этих элементов в пищевых продуктах уже сегодня представляет реальную угрозу для здоровья населения. Установлено, что содержание ртути и свинца в пресноводной рыбе (в Центральной Европе) может достигать соответственно 464 и 2640 мкг/кг,*а кадмия в балтийской камбале — до 150 мкг/кг (Gajewska и Nabrzysky). Высокие концентрации тяжелых металлов, селена й мышьяка встречаются в рыбе даже таких относительно «чистых» районов Земли, как воды Австралии (Bebbinston и соавт.). Широко известны и данные о высоком уровне свинца в воздухе крупных городов (Ahlberg и соавт., цит. Fish-bein).
В настоящее время оценка мутагенной активности химических факторов окружающей среды и учет результатов этой оценки при их гигиеническом нормировании становится одной из важных практических задач. Для нормирования химических загрязнений следует в первую очередь принимать во внимание оценку мутагенных свойств веществ, проведенную на млекопитающих: анализ хромосомных аберраций в клетках костного мозга, доминантных летальных мутаций в половых клетках, генных мутаций на микроорганизмах с метаболической активацией in vivo (метод опосредования хозяином) и анализ хромосомных аберраций в лимфоцитах периферической крови человека. Однако ввиду немногочисленности данных, полученных на млекопитающих и тем более на человеке, целесообразно учитывать результаты исследований на других тест-объектах (растениях, дрозофиле и др.), которые в случае наличия положительного эффекта должны рассматриваться как настораживающие.
Сравнительно большая информация накоплена в отношении мутагенного действия кадмия. Скриннинг мутагенной активности этого элемента проведен в широком объеме и включает исследования с бактериями, эукарио-тами (различные виды растений, дрозофила, клетки млекопитающих in vitro, соматические клетки человека), а также тесты на доминантные летали.
» Увеличение уровня мутирования в 2V2—5V2 раз по сравнению со спонтанным под действием солей кадмия установлено на штаммах Salmonella typhimurium в системе in vitro без метаболической активации (Л. И. Лука-шева). Мутагенное действие соединений кадмия доказано как на одноклеточных водорослях (И. Д. Аникеева и соавт.), так и на многоклеточных растениях; в последнем случае количество хромосомных аберраций у Crépis capillaris возрастало под влиянием 0,1—0,001 M растворов нитрата кадмия в 2—3 раза по сравнению с контролем за период экспозиции 1 ч (А. Р. Ру-пошев и К. П. Гарина). Однако положительные выводы о мутагенной активности кадмия, полученные в исследованиях на растительных объектах, не находят однозначного подтверждения в экспериментах на животных, где наблюдается противоречивая картина.
Сульфат кадмия (Ю-4 M раствор) вызывал аберрации хроматидного типа в клетках культуры крови китайского хомячка после воздействия в течение 1 ч (Roehr и Bauchinger), а сульфид кадмия (6,2х10~2 мг/мл)— в культуре лимфоцитов человека (Shiraishi и соавт.). При изучении же связанных с полом рецессивных летальных мутаций у Drosophila (Sorsa и Pfeifer) не удалось обнаружить эффекта при обработке самцов хлористым кадмием в концентрации 50 мг/л.
Противоречивые данные получены при исследовании воздействия соединений кадмия на половые клетки млекопитающих. Так, Shimada и соавт. наблюдали появление хромосомных аномалий в метафазе II деления ооцитов мышей через 12 ч после подкожной инъекции хлорида кадмия. Выявлена дозовая зависимость (при 3 мг/кг 4 аномальные клетки на 150 нормальных, при 6 мг/кг—6 на 126 при 1 на 199 в контроле; Р=0,095). В аналогичном эксперименте с изучением метафаз II ооцитов золотистого хомячка Watanabe и соавт. при воздействии хлорида кадмия из расчета 1,5 и 3,0 мг/кг увеличения числа структурных хромосомных аномалий не отметили, но выявили возрастание частоты гипер- и диплоидных ооцитов. Примечательно, что геномные мутации, индуцированные кадмием, описывают и Doyle и соавт., наблюдавшие гипоплоидию в культуре лейкоцитов баранов. В другой работе (Leonard и соавт.), выполненной на коровах, изучено действие нескольких металлов: свинца, хрома, кадмия, кобальта, цинка, меди и мышьяка, при этом достоверного возрастания числа хромосомных аберраций в 48-часовой культуре лейкоцитов не установлено.
Сравнительно большое число исследований по изучению мутагенной активности кадмия проведено с использованием внутрибрюшннной инъекции хлорида кадмия в дозах от 1,35 до 7 мг/кг, хотя в одной работе отмечена пониженная фертильность самцов (Epstein и соавт.; Galliawod и Leonard;
Suter). Dixon и соавт. не наблюдали доминантных леталей у крыс при однократном оральном введении хлорида кадмия в дозах 6,25, 12,5 и 25 мг/кг. Аналогичные результаты получили Л. К. Рамайя и М. Д. Померанцева при изучении доз CdCI2 1, 2 и 4 мг/кг. Они не обнаружили увеличения частоты доминантных летальных мутаций у мышей под влиянием кадмия, а также его модифицирующего действия на у-излучение в дозе 450 Р, хотя в данной работе применена затравка путем внутрибрюшинной инъекции. Максимальная доза (4 мг/кг) вызывала токсический эффект— снижение массы гонад и стерильность самцов.
Достоверное увеличение хроматидных и хромосомных обменов зарегистрировано в 48-часовой культуре лейкоцитов рабочих, у которых уровень кадмия в 100 мл крови вследствие профессионального контакта с ним доходил до 17,9 мкг (Deknudt и соавт.), однако количество свинца в крови испытуемых при этом также было большим. У рабочих, подвергавшихся воздействию кадмия вне связи со свинцом, хромосомных аномалий в 48-и 72-часовых культурах лейкоцитов не обнаружено (Bui и соавт.).
Резюмируя данные относительно мутагенной активности кадмия, следует отметить их заметную противоречивость. Учитывая это, можно констатировать, что однозначного заключения о способности указанного элемента вызывать генетические эффекты у человека сделать нельзя.
У людей, профессионально контактирующих со свинцом, неоднократно устанавливалось увеличение хромосомных аберраций в клетках крови (Deknudt и соавт.). Триэтил-свинец-хлорид способен вызывать хромосомные повреждения у дрозофилы (Fishbein).
Генетические эффекты обнаружены у метилированной ртути, а также других ее соединений: воздействие на митотическое веретено, приводящее к удваиванию числа хромосом или их неправильному расхождению. Известны факты различных цитогенетических нарушений и аномальное течение митоза в растительных клетках и лейкоцитах человека in vitro, появление поли- и анеуплоидных клеток у людей, потреблявших в пищу рыбу из загрязненных вод (Fishbein). Обнаружена способность метилированной ртути проникать через плаценту, что указывает на способность этого соединения вызывать цитогенетические изменения у эмбрионов и плодов. Кроме наиболее широко изученной метилированной ртути, цитогенетические эффекты на дрозофиле обнаружены и у других ртутьсодержащих веществ, например метилртуть-гидрохлорида, а также химилий, применяющихся в сельском хозяйстве: фенил-ртуть-ацетата и матокси-этил-ртуть-хлорида (Ramel и Magnesson, цит. Fishbein).
К настоящему времени накоплены многочисленные данные о различных формах токсического действия цинка, в частности на рыб (Eaton; Sulbe; Bengtsson). Бесспорных доказательств мутагенной способности этого элемента не получено, но его биологическая активность не вызывает сомнения, что может указывать на потенциальную мутагенность. Так, установлена способность цинка стимулировать периферические лимфоциты человека in vitro; в культуре лимфоцитов с помощью авторадиографии отмечено учащенное возникновение митозов под воздействием ионов цинка (Kirchner и Rühl). Отмечена также способность цинка ингибировать рост хлореллы в опытах (Rachlin и Farran).
Учитывая широкое использование в химической промышленности хрома и мышьяка, следует считать актуальным изучение мутагенных свойств этих элементов. Мутагенная активность хрома продемонстрирована неоднократно (А. Б. Бигалиев и соавт.; Tsuda и Kato). Бихромат калия способен вызывать хромосомные аберрации в культуре крови человека, но в хроническом опыте на крысах структурных аберраций под воздействием хрома не наблюдалось, хотя имелось достоверное увеличение числа клеток с аномальной плоидностью. Следует отметить, что различные химические соединения одного и того же элемента, в частности хрома, различны по мутагенной активности. Например, из соединений хрома наи-
большую мутагенную активность проявляет СЮ3, вызывавший многочисленные хромосомные аберрации в клетках хомячков in vitro (Tsuda и Kato).
Особое значение имеет проблема модифицирующего действия тяжелых металлов при их комбинации с другими мутагенами. Например, установлено, что хлорид кадмия способен увеличивать частоту хромосомных и хро-матидных делеций, индуцированных в эмбриональных клетках крыс некоторыми вирусами (Г. Д. Засухина и соавт.; Zasukhina и соавт.). При совмет стном действии с этиленимином кадмий снижает частоту структурных нарушений хромосом у семян Crépis capillaris. При этом изменяется характер повреждений: появляется тенденция к уменьшению доли обменных перестроек на фоне возрастания числа одиночных и парных фрагментов хромосом (А. Р. Рупошев и К- П. Гарина). Медь и цинк усиливают мутагенное действие этилметансульфоната (Л. И. Гриних; I. Moutschen-Dahmen и М. Moutschen-Dahmen). Описано радиосенсибилизирующее действие висмута, который, по-видимому, снижает репарационную способность хромосомного аппарата (Imreh).
В целом, вероятно, есть основания предполагать, что тяжелые металлы и некоторые другие элементы могут быть отнесены к тем химическим агентам, которые способны давать совершенно различные эффекты при высоких (острых) и низких (хронических) уровнях воздействия. Необходимо подчеркнуть, что хроническое воздействие малых доз этих элементов, как и других факторов, нуждается в особо тщательном изучении с точки зрения проблемы пороговости. Например, установить безвредный уровень ртути в хроническом эксперименте крайне трудно, поскольку даже малые концентрации этого металла в воде вызывают отклонения от нормы (D'Itri). Учитывая это, а также то, что комбинированный эффект различных соединений металлов можно предполагать суммарным, генетические эффекты тяжелых металлов следует изучать с учетом реального содержания данных веществ в окружающей среде и на основе строгой количественной зависимости доза — эффект.
ЛИТЕРАТУРА
Аникеева И. Д., Ваулина Э. И., Коган И. Г. — Генетика, 1975, № 12, с. 78. Бигалиев А. Б., Елемесова M. LU., Бигалиева Р. К. — Цитол. и генет., 1976, № 3, с. 222.
Бигалиев А. Б., Туребаев M. Н., Елемесова М. LU. — В кн.: Генетические последствия
загрязнения окружающей среды. М., 1977, с. 173. Бигалиев А. Б., Туребаев M. Н., Бигалиева Р. К■ и др. — Генетика, 1977, № 3, с. 545. Гриних Л. И. — В кн.: Теория химического мутагенеза. М.. 1971, с. 48. Засухина Г. Д., Шалипова Н. В., Швецова Т. П. и др. — Докл. АН СССР, Сер. биол., 1975, т. 224, с. 1189.
ЛикашеваЛ. И. — В кн.: Теоретические и практические вопросы общей и молекулярной генетики. М., 1977, с. 60. Рамайя Л. К., Померанцева М. Д. — Генетика, 1977, № 1, с. 59. Рупошев А. Р., Гарина К. П. — Цитол. и генет., 1976, № 5, с. 437. Рупошев А. Р., Гарина К. П. — Генетика, 1977, № 1, с. 32.
Beattie A. D., Moore M. R., Devenay W. T. et al. — Brit. med. J., 1972, v. 2, p. 491. Bebbinston G. N., Mackay N. J., Chvojka R. et al. — Aust. J. Marine Freshwater Res.,
1977, v. 28, p. 277. Bengtsson B. E. — Water Res., 1974, v. 8, p. 829.
Bui T. H., Lihdsten J., Nordberg G. F. — Environ. Res., 1975, v. 9, p. 187. *Deknudt G. H., Leonard A., Ivanov B. — Environ. Phvsiol. Biochem., 1973, v. 3. p. 132. •Dixon R. L., Lee I. P., Sherins R. J. — Environ. Hlth. Perspect. 1976, v. 13, p. 59—67. D'/tri F. M. — Bioassay Techn. and Environ. Chem., 1973, p. 3. •Doyle J. J., Pfander W. H., Grenshaw D. B. et al. — Interface, 1974, v. 31, p. 9.
Eaton I. G. — Water Res., 1973, v. 7, p. 1723. « Epstein S. S., Arnold E., Andrea J. et al. —Toxicol, appl. Pharmacol., 1972, v. 23, p. 288.
Fishbein L. — International Conference on Heavy Metals in the Environment. Abstracts, 1975, B-130.
Gaiewska R., Nabrzysky M. — Rocz. Zak. Hig., 1977, v. 28, p. 215. «Galliavod N., Leonard A. — Toxicology, 1975, v. 5, p. 43. Imreh St. — Radiobiol.-Radiother., 1976. v. 17, p. 607. Kirchner H„ Ruhl H. — Exp. Cell Res., 1970, v. 61, p. 229.
Leland H. V., Copenhaver E. D., Corril L. S. — J. Water Pollut. Control Fed., 1974, v. 46, p. 1452.
Leonard A., Deknudt G. H., Debackere M. — Toxicology, 1974, v. 2, p. 269.
Mega Т., Toni S., Arachi H. — J. Nara med. Ass., 1972, v. 23, p. 201.
Moutschen-Dahmen /., Moutschen-Dahmen M. — Experientia (Basel), 1963, v. 19, p. 144.
Rachlin /., Farran M. — Water. Res., 1974, v. 8, p. 575.
Roehr G., Bauchinger M. — Mutat. Res., 1976, v. 40, p. 124.
Shimada Т., Watanabe Т., Endo A. — Ibid., p. 389.
•Shiraishi Y., Kurahashi H., Yosida Т. H. — Proc. Jap. Acad., 1972, v. 48, p. 133. *Sorsa M., Pfeiler S. — Hereditas, 1973, v. 75, p. 273.
Sulbe I. — Water Res., 1974, v. 8, p. 389. • Suter К. E. — Mutat. Res., 1975, v. 30, p. 365. Tsuda #.. Kato K. — Ibid., 1977, v. 46, p. 87.
Watanabe Т., Shimada Т., Endo A. — Teratology, 1976, v. 14, p. 259. ZasukhinaG. £>., Sinelschikova T. A., Lvova G. N. et al. — Mutat. Res., 1977, v. 45, p. 169
Поступила 19/X 1978 r.
УДК 615.916' 149.085.S74.2.039.71
О. А. Шовкопляс, В. Г. Евграфов
ПРОФИЛАКТИЧЕСКОЕ ДЕЙСТВИЕ ОТДЕЛЬНЫХ ПИЩЕВЫХ ВЕЩЕСТВ ПРИ ПОСТУПЛЕНИИ РТУТИ В ОРГАНИЗМ
Научно-исследовательский институт гигиены водного транспорта, Москва
В связи с имевшимися эпидемиями отравления населения, питавшегося рыбой и морскими продуктами, загрязненными ртутью и ее токсическими дериватами в результате неконтролируемого сброса промышленных отходов в водную среду («болезнь Минамата»), было проведено изучение содержащихся в рыбе токсичных форм ртути (Kutsuna; Magos). Выполненные в ряде стран работы позволили установить ПДК ртути в пищевых продуктах, в том числе до 0,5 и 1,0 мг/кг в рыбе и рыбной продукции. Несмотря на разную степень токсичности общей ртути и ее органических соединений, не во всех случаях приводятся дифференцированные ПДК на ртуть. Допускается, что около 65—80% от общей ртути, в частности в рыбе, составляет метилртуть. Исходя из этого, некоторые авторы считают, что показателем загрязненности рыбной продукции ртутью служит содержание в ней общей ртути (Magos). Комитет ФАО/ВОЗ рекомендовал временно допустимую недельную дозу на человека общей ртути, поступающей с пищей, которая равна 0,3 мг, причем метилртуть должна составлять не более 0,2 мг общего количества в расчете на ртуть (доклад Комитета экспертов ВОЗ, № 582, 1975).
В настоящее время нельзя не считаться с фактом повсеместного распространения ртути во внешней среде, особенно в водной, как результат технологической деятельности человека и связанного с этим загрязнения пищевых продуктов, в частности рыбы. С целью обоснования профилактических мероприятий в ряде работ исследованы корреляции между уровнем ртути в воде водоемов и содержанием ее в рыбе и других гидробионтах (Matsunaga; Matsunaga и соавт.; Gardner , и др.). Определение фактора накопления ртути у некоторых пресноводных рыб "позволило рассчитать ее допустимый уровень в реках в пределах 0,016—0,04 части на 1 млрд. (Matsunaga). В связи с планируемым увеличением потребления рыбы в нашей стране, которое к концу пятилетки будет составлять 20—22 кг на человека в год (А. А. Ишков), эта оценка количества поступающей с пищей ртути наиболее актуальная для тех контингентов, в пищевом рационе которых значительное место занимают рыба и морские продукты. Это моряки, жители прибрежных районов и особенно рыбаки, которые в силу своей профессии находятся длительное время на промысле. Подобная оценка тем более необходима для таких ценных продуктов питания, какими являются рыба и морские продукты.
