CC BY
9
для всего человечества и отрицательным образом сказаться на будущих поколениях.
Постановление Верховного Совета СССР от 20/1X 1972 г. об охране природы и рациональном использовании природных ресурсов является примером мудрого и дальновидного подхода к решению жгучей проблемы нашего времени. Реалистически оценивая степень и последствия угрозы загрязнения окружающей среды человечества, постановление Верховного органа страны указывает и пути решения задачи, касающейся взаимоотношений человека и природы. Реализация исторического Постановления Верховного Совета СССР от 20/IX 1972 г. требует активного участия в осуществлении вытекающих из него мероприятий органов здравоохранения вообще и учреждений санитарно-эпидемиологической службы в особенности.
Повышенный интерес человечества к биосфере вызван тем обстоятельством, что местные изменения природной среды в наши дни приняли глобальный характер.
Советские гигиенисты глубоко убеждены в полной возможности избежать двух крайностей — отрицательных последствий научно-технической революции и социально-экономических потерь, вытекающих из негативного отношения к техническому прогрессу. Мы в полной мере учитываем ту бесспорную истину, что последствия многих технологических процессов выходят за пределы географических и политических границ. Отсюда следует, что самый характер экологических связей требует международного и разнопланового подхода. Только таким путем можно решить проблему приспособления человека к изменяющимся условиям окружающей среды и сохранения биосферы от непоправимого ущерба.
Поступила 19/111 1973 г.
УДК 614.777:628.162.82
А. А. Королев, А. А. Абиндер, М. В. Богданов, Т. А. Захарова, Н. К. Хитрое
ГИГИЕНИЧЕСКАЯ И ТОКСИКОЛОГИЧЕСКАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА ПРОДУКТОВ ДЕСТРУКЦИИ ФЕНОЛА ПРИ ОЗОНИРОВАНИИ ВОДЫ
Кафедра коммунальной гигиены I Московского медицинского института им. И. М. Сеченова
Загрязнение водоемов фенолами и практическое отсутствие барьерной функции очистных водопроводных сооружений в отношении этих соединений (С. Н. Черкинский и соавт.) выдвигают необходимость изучения не только способности к окислению в процессе очистки питьевой воды и сточных вод, но также химической природы и биологической активности продуктов деструкции.
Данные о кинетике окисления фенолов озоном (Оэ) и характере продуктов деструкции приведены были одним из авторов настоящей статьи ранее (А. А. Королев). Оценка токсичности продуктов окисления фенолов кислородом показала, что слабоокисленные растворы гидрохинона не отличаются от свежеприготовленных (Ё. А. Можаев и соавт.); токсичность окисленных на 99% растворов орцина снижается в 9 раз (У. Кирсо и И. Велдре). Попыток оценить токсичность продуктов озонирования фенолов не предпринималось. Так как окисление фенолов Оэ протекает в несколько стадий, можно предположить наличие в таких системах не только продуктов глубокой деструкции, но и продуктов начального окисления хиноидной структуры, способных к дальнейшим реакциям с окислителем и обладающих известной биологической активностью. Поэтому нами были проведены эксперименты на теплокровных животных как с неокисленными фенолами, так и с продуктами деструкции фенолов Оа с целью определения степени их токсичности и кумулятивности. Количество неразрушившихся фенолов
Таблица 1
Динамики LDb0 фенолов в зависимости от степени дес!рукции их озоном
Вещество LD,„ до озонирования (в мг/кг) После озонирования
% деструкции LDt. Св мг/кг) % деструкции LD„ (а мг/кг)
Фенол ....... 270 25—28 355 60—63 650
(215-4-310) (319^389) (498-^901)
Гидрохинон ..... 245 40—48 485 82—88 1760
(196 4-293) (344^-625) (1533-4-1980)
Пирогаллол..... 300 75—78 1750 — —
(228-4-371) (1546-4-1954)
/00
определяли спектрофотометрически и колориметрически с 4-аминоантипи-рином.
Результаты нескольких серий острых опытов на белых мышах с озонированными и неозонированными 2—5% растворами фенола, гидрохинона и пирогаллола представлены в табл. 1.
Из табл. 1 видно, что растворы фенолов до обработки 03 обладали высокой токсичностью, однако по мере увеличения глубины окисления и накопления продуктов деструкции токсичность озонированных растворов прогрессивно снижалась. Клиническая картина острых отравлений животных озонированными растворами не зависела от степени деструкции фенолов и соответствовала симптомам отравления исходными веществами. Это свидетельствовало о том, что гибель животных при введении окисленных растворов вызывали остаточные количества фенолов, а сами продукты деструкции в изучавшихся дозах практически нетоксичны. Это подтвердили результаты опыта с введением белым мышам разрушенного на 99% раствора фенола в дозах 5000 мг/кг (в пересчете
на исходное количество продук- * ' ' ......~л . . .
та), при этом не наблюдалось гибели ни одного животного.
Принимая во внимание высокую чувствительность земноводных к фенолам, мы провели 2 серии опытов на лягушках с целью изучения токсического действия фенола и продуктов деструкции его Оэ. Лягушек обездвиживали разрушением спинного мозга, после вскрытия грудо-брюшной стенки в полость желудочка сердца вводили стеклянную канюлю, заполненную физиологическим раствором, которую присоединяли к головке индукционного электроманометра. После установления стационарного режима в левое предсердие вводили 0,2 мл физиологического раствора, содержащего фенол в концентрации 100 мг/л, и аналогичный раствор фенола, разрушенного 03 на 63—68%. Эффект действия регистрировали с помощью многоканального по-
IOTB
тотв
ЯММ!!11
fTiTxTiiHИлии! ш!It
tob
Рис. 1. Влияние фенола и продуктов деструкции его озоном на сократительную деятельность и электрическую активность желудочка сердца лягушки. Сверху вииз: отметка пременн (в сек.), давление в желудочке (в мм рт. ст.), ЭКГ в I и III стандартных отведениях. Стрелками показан момент введения.
J — эффект введения 0,2 мл раствора фенола в концентрации 100 мг/л: 2 — эффект введения 0.2 мл раствора фенола в тол же концентрации, но предварительно разрушенного озоном на 65%.
лиграфа фирмы «ЫкИеп — К1ю(1еп» и оценивали по степени уменьшения силы сердечных сокращений, характеру изменения конфигурации желудочковых комплексов ЭКГ и варьированию частоты сердечных сокращений (рис. 1).
При внутрипредсердном введении фенола в концентрации 100 мг/л наблюдалось резкое снижение амплитуды внутрижелудочкового давления на фоне нормальной частоты сердечных сокращений и отсутствия изменений ЭКГ. При введении раствора фенола, окисленного на 63—68%, отмечались аналогичные по характеру, но значительно менее выраженные по глубине нарушения сердечной деятельности. Эти данные свидетельствуют о том, что изменения обусловлены остаточными количествами неразрушившегося фенола, а сами продукты деструкции фенола Оэ биологически неактивны.
В экспериментах на кроликах установлено, что растворы гидрохинона в концентрациях 50—100 мг/л при введении их в количестве 3 мл в краевую вену уха кролика вызывают повышение артериального давления на 40— 60 мм, урежение сердечного ритма на 15—28% и появление одиночных экстрасистол, но не влияют на сократимость миокарда левого желудочка. При разрушении гидрохинона 03 в таких растворах на 83—90% описанный выше эффект полностью исчезал. Следовательно, продукты окисления гидрохинона 03 также нетоксичны и биологически не активны, как и продукты окисления фенола.
Для выявления кумулятивных свойств фенолов и продуктов деструкции их 03 проведены 2 серии опытов на белых крысах, получавших в течение 3 недель фенол в дозах 5 и 50 мг/кг и гидрохинон в дозах 20 и 100 мг/кг. Продукты окисленных на 90—92% растворов фенола и гидрохинона вводили в тех же дозах в пересчете на исходные соединения. В каждой серии опытов использовали 30 животных, распределенных на 5 групп, из которых 1-я группа служила контролем, а 4 другие получали различные дозы фенола, гидрохинона и продуктов их озонирования.
Для оценки функционального состояния организма подопытных животных проводили наблюдения за динамикой веса, состоянием периферической крови, активностью холинэстеразы и пероксидазы крови, аспартатамнно-феразы мочи, содержанием БН-групп в крови. Посмертно определяли мито-тическую активность клеток костного мозга, активность холинэстеразы печени и весовые коэффициенты внутренних органов. Показано, что только при интоксикации неозонированными фенолом и гидрохиноном в дозах соответственно 50 и 100 мг/кг увеличивалось число эритроцитов и количество гемоглобина, снижались БН-группы, увеличивалась активность аспар-татаминоферазы в моче, холинэстеразы и пероксидазы в крови, холинэстеразы в гомогенатах печени. Весовые коэффициенты внутренних органов и митотическая активность клеток костного мозга практически не изменялись. Введение продуктов деструкции Оэ фенола и гидрохинона во всех испытанных дозах не оказало влияния ни на один из перечисленных выше
Табл и ца 2
Динамика разрушения фенола, изменения запаха и показателей бихроматной окисляемости в процессе озонирования
Дозы озона
Показатели X Ж Ъмг/л 1 0 мг/л
о се 5 10 15 5 10 15
мин. мин. мин. мин. мин. мин.
50,0 17,5 5,4 3,8 6,0 2,0 0,0
Концентрация фенола (в мг/л) 100,0 93,5 25,0 11.0 30,0 9,3 5,4
Разведение, при котором исчезает 1:50 1:10 1:5 1:2 1:5 1:2 0
запах .............. 1:100 1:80 1:20 1:10 1:20 1:10 1:5
Бихроматная окисляемость 85,0 54,5 39,5 25,0 42,0 23,5 9,0
175,0 100,0 87,5 60,0 91,5 68,5 41,5
показателей. Следовательно, }00 продукты озонирования фенола и гидрохинона не только нетоксичны, но и практически некумулятивны.
Перед окончанием эксперимента у животных, получавших различные дозы фенола и продуктов его озонирования, собирали суточные пробы мочи и проводили оценку интенсивности ее окрашивания. Установлено, что только у животных, получавших неозонированное вещество в дозе 50 мг/кг, моча была окрашена в коричневый цвет за счет присутствия в ней значительных количеств свободного фенола. Отсутствие окраски мочи у животных, которым вводили озонированный фенол в той же дозе, можно объяснить тем, что предварительное окисление фенола 08 in vitro как бы заменило собой определенную фазу метаболизма этого вещества in vivo и тем самым способствовало более глубокой и быстрой де-токсикации яда и выведению его с мочой в виде конечных, уже неокрашенных продуктов. Этот механизм, по всей вероятности, и лежит в основе значительного уменьшения токсичности фенола после озонирования.
Известно о способности фенолов и особенно их хлорпроизводных изменять органолептические свойства воды даже в незначительных концентрациях (М. Н. Светлакова). Поэтому мы уделяли большое внимание изменению в процессе озонирования органолептических свойств воды, загрязненной фенолами. Часть материала представлена в табл. 2. Из табл. 2 видно, что параллельно с увеличением степени деструкции фенола значительно ослабевает запах и снижается бихроматная окисляемость растворов. Полное разрушение фенола и исчезновение запаха в условиях нашего опыта наблюдались при соотношении 3—3,5 мг 03 к 1 мг фенола, что хорошо согласуется с данными Bauch и соавт.
Озонирование растворов 2,4-дихлорфенола и 2,4,6-трихлорфенола также показало высокую эффективность этого метода. Если для исчезновения запаха исходных растворов в концентрации 10 мг/л требовалось разведение в 2500—10 000 раз, то после обработки дозой Ó3 7 мг/л в течение 10 мин. запах исчезал при разведении уже в 20—50 раз.
Спектрофотометр и я водных растворов фенолов с использованием прибора фирмы «Hitachi» показала, что после озонирования полностью исчезают характерные для фенола, гидрохинона, пирогаллола, 2,4,6-трихлор-фенола, пирогаллола А, а и Р-нафтолов «пики» в УФ-части спектра и появляются однотипные для всех этих веществ пологие линии, степень выраженности которых зависела как от дозы 03, так и от времени контакта (рис. 2). Появление подобных линий служит косвенным показателем того, что продукты деструкции 03 изучавшихся фенолов по химической природе близки. Следовательно, возникает обоснованная возможность отказаться от проведения токсикологических исследований с продуктами озонирования каждого отдельно взятого фенола. Для этого достаточно оценить степень токсичности и кумулятивное™ продуктов окисления какого-либо одного фенола, а полученные данные экстраполировать на другие соединения того же класса.
Проведенные нами эксперименты на животных полностью подтвердили с токсикологической точки зрения справедливость предположения относи-
г/0220 240 260 280 300 320
310 т/ч
Рис. 2. Спектральная характеристика растворов фенолов и продуктов озонирования их. пунктирные линии — продукты деструкции фенолов озоном: сплошные — те же фенолы до озонирования: I — а-нафтол; 2 — фенол (оксибензол): 3 — гидрохинон; 4—2.4,6-трихлорфенол.
тельно общности свойств продуктов деструкции простых фенолов 03.
Выводы
1. Все изучавшиеся фенолы легко окисляются озоном, в результате чего значительно улучшаются органолептические свойства воды, загрязненной этими веществами.
2. Продукты глубокого окисления фенолов озоном практически нетоксичны и некумулятивны.
3. Метод озонирования можно рекомендовать для широкого внедрения с целью очистки питьевой воды и сточных вод, загрязненных фенолами.
ЛИТЕРАТУРА. Кирсо У., Велдре И. Изв. АН Эстонск. ССР. Серия Химия. Геология, 1971, № I.e. 26.— Королев А. А. Гиг. и сан., 1972, № 12, с. 78.— М о ж а е в Е. А., Осинцева В. П., Арзамасцев Е. В. Фармакол. и ток-сикол., 1966, № 2, с. 236.— Светланова М. Н. Влияние различных фенолов на органолептические свойства воды. Гиг. и сан., 1955, № 2, с. 11.— Ч е р к и н с к и й С. Н., Га брилевская Л. Н., Л а с к и н а В. П. и др. Там же, 1972, № 5, с. 12.— Bauch Н., Barchard Н., Arsovis Н. М., Gesundheits — ingenieur, 1970, Bd 91, S. 258.
Поступила 27/II 1973 г.
HYGIENIC AND TOXICOLOGIC FEATURES OF PRODUCTS OF PHENOL DESTRUCTION IN OZONE TREATMENT OF WATER
A.A. Korolev, A.A. A binder, M. V. Bogdanov, T. A. Zakharova, N. K. Khitrov
Ozone was found to cause intensive destruction of phenol, as a result of which the organoleptic properties of water were improved considerably and the products of deep oxidation of phenol with ozone were practically nontoxic and noncumulative.
УДК 614.777:978.7.048.4
Доц. В. Т. Мазаев, Т. Г. Шлепнина
ЭКСПЕРИМЕНТАЛЬНЫЕ ДАННЫЕ К ГИГИЕНИЧЕСКОМУ НОРМИРОВАНИЮ СУЛЬФИДА ДИБУТИЛОЛОВА В ВОДЕ ВОДОЕМОВ
I Московский медицинский институт им. И. М. Сеченова
Сульфид дибутилолова (СДБО) представляет собой жидкость желтоватого цвета, дурнопахнущую, маслянистой консистенции. Ее удельный вес 1,402 при 20°. СДБО хорошо растворим в бензоле, толуоле и ацетоне. Известно, что он может содержаться в сточных водах, образующихся в ходе синтеза (реакционная вода) и при промывке готового продукта. СДБО в водных растворах обладает довольно низким порогом ощущения запаха, который в соответствующих опытах установлен на уровне 0,12 мг/'л. Надежность установленного порога ощущения проверена в условиях закрытого опыта. На уровне порога запах СДБО не сообщает воде постороннего привкуса. Развернутые опыты по установлению порога привкуса не проводились ввиду высокой токсичности вещества.
Отмечено некоторое снижение БПК при концентрации СДБО 20 мг/л\ оно не превышало 15% по отношению к контролю. В параллельно проводившихся опытах с целью установления влияния СДБО на развитие и отмирание сапрофитной микрофлоры выявлено уменьшение пика развития на 3-й сутки инкубации в одном опыте на 50%, в другом — на 20% при концентрации 20 мг/л. В обоих опытах к 5-м суткам количество микробов возвращалось к тому, которое было в контроле. Обнаруженные изменения нельзя расценить как четко выраженное влияние СДБ0 на БПК и сапрофитную микрофлору. Однако отсутствие подобных отклонений при воздействии других концентраций позволяет расценить концентрацию СДБО, равную 20 мг/л, как близкую к пороговой.
