CC BY
6
Q35\r p\ ГЦ
1-я
2-я
3-Я
4-я
Латентный период (в с) свободных ассоциаций курсантов
опытных групп в полуторамесячном плавании. 1. II. Ill — наборы слов-раздражителей; I. 2, 3. группы обследованных: а — показатели п начале плавания; б — показатели в конце плавания; в — различия достоверны при Р<0.05.
удлинился, что достоверно проявилось только у обследованных последней группы, составив 0,13 с (21 %).
Уменьшение ССА курсантов 1-й и 2-й групп на слова III набора, превышающее изменения этого показателя у лиц двух других групп, могут служить аргументом в пользу шумового генеза нарушении ассоциативных реакций моряков за вахту. Изменения ССА на слова II набора показывают, что в конце плавания ассоциативные механизмы курсантов 3-й и 4-й групп характеризовались признаками избирательной тормозной доминанты по отношению к шуму. У курсантов 1-й и 2-й групп увеличение ССА в конце плавания свидетельствовало о повышении возбудимости данных механизмов. При этом величина сдвигов ССА по-
зволяла предполагать влияние на указанный показатель не только шума, но и вибрационной обстановки в жилых помещениях.
Обнаруженное в конце плавания замедление ССА курсантов 3-й и 4-й групп на слова, связанные с шумом, совпадают с результатами, полученными при обследовании проводниц пассажирского речного судна, акустическая обстановка у которых во время плавания характеризовалась уровнями звука, не превышающими 65 дБ А [1]. В то же время возрастание ССА на «шумовые» слова-раздражители за время плавания у курсантов 1-й и 2-й групп вместе с избирательным увеличением ее у членов машинной команды за время вахты показывает, что интенсивное шумовое воздействие (84—94 дБ А) вызывает ускорение исходно замедленных ассоциативных процессов, торможение которых до вахты, можно полагать, было вызвано предшествующим длительным воздействием шума во время работы на судне в течение 3—5 лет с 5—7-суточными периодами отдыха на берегу после 2—3-месячных рейсов.
Полученные данные вместе с результатами применения других клинических, физиологических и биохимических методов в натурных и лабораторных условиях использованы при разработке гигиенического норматива шума и обосновании санитарных требований к акустической обстановке на морских судах (СН 2498—81) [2].
Выводы. 1. Воздействие судового шума эквивалентным уровнем 64 дБ А вызывает избирательное замедление ассоциативных процессов при предъявлении слов, обозначающих действующий фактор.
2. Шумовое воздействие уровнем более 84 дБ А в судовых условиях сопровождается избирательным ускорением ассоциативных реакций на значимые слова-раздражители.
3. Длительное (в течение нескольких лет) воздействие судового шума 94 дБ А способно вызывать избирательное торможение ассоциативных механизмов психической деятельности человека, которое сохраняется после отдыха между рейсами на берегу.
4. ССА на слова-раздражители различных смысловых групп может использоваться как критерий оценки шумового воздействия различных экспозиций в судовых условиях совместно с другими принятыми в судовой гигиене методами.
Литература
1. Волков А. А.. Годин J1. С. — Гиг. и сан., 1978, Лв 9,
с. 114—116.
2. Маркарян С. С.. Волков А. А., Сысоев А. Б. — Вести.
оторинолар., 1983, № 2, с. 8—11.
Поступила 19.03.84
УД К 628.162.82: [ 628.191:615.285.7
В. И. Циприян, Н. И. Марценюк, Л. В. Рак, П. Н. Таран
ГИГИЕНИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА МЕТОДА ОЗОНИРОВАНИЯ, ИСПОЛЬЗУЕМОГО ДЛЯ ОБЕЗВРЕЖИВАНИЯ ВОДНЫХ РАСТВОРОВ ПРОИЗВОДНЫХ МОЧЕВИНЫ
Киевский медицинский институт им. акад. А. А. Богомольца, Институт коллоидной хн мни и химии воды им. А. В. Думанского АН УССР, Киев
Изучена возможность использования озона для разрушения в воде М-акрил-Ы'-М'-диметилмочевин, определяющих структуру и физико-химические свойства таких широко применяемых в сельском хозяйстве гербицидов, как фенурон, диурон и которан. Стойкость к воздействию факторов окружающей среды и способность длительное время сохраняться в почве и воде без изменений [4] определили выбор этих соединений. Предыдущие наши исследования показали, что традиционная технология очистки воды, основанная на коагуляции и фильтровании, не обеспечивает удаление веществ этого класса нз обрабатываемой воды [1]. Кроме того, из-
вестно, что продукты гидролиза и метаболизма арилдеме-тилмочевин более токсичны, чем исходные соединения. Так, если ПДК фенурона и которона 0,2 мг/л, диурона 1,0 мг/л, то основных их метаболитов — ароматических аминов — она находится на уровне 0,05—0,1 мг/л. В процессе деструкции происходит изменение лимитирующего показателя вредности. Если для исходных соединений он является ор-ганолептическим, то для анилина — уже санитарно-токсико-логическим, что свидетельствует о повышении токсичности продуктов деструкции. Все изложенное обусловило необходимость проведения токсиколого-гигиенической оценки ме-
Таблица 1
Эффективность деструкции фенурона, диурона и которана озоном (концентрация веществ 10~4 М)
Время обработки, мин Остаточное количество. %
фенурона при рН Диурона при рН которана при рН
1.5 5,s|8.0 И.2 1.5 6,1 9.2 11.2 1.5 6.1 9,2
10 95 83 40 25 80 63 57 10 70 60 0
20 81 74 20 9,0 76 54 20 0 49 39 0
30 77 65 12 1.5 74 27 3,0 0 36 27 0
40 68 55 8,0 0 72 20 0 0 28 20 0
50 65 53 4,0 _ _ _ — _ _ 17 _
60 62 50 0 15 —
тода озонирования, используемого для очистки воды от производных арилдимстилмочевин.
Программа токсиколого-гигиенических исследований включала определение эффективности метода озонирования в зависимости от рН и времени обработки, а также токсических свойств продуктов деструкции.
Реакцию озонирования изучали в разбавленных растворах фенурона, диурона и которана с исходной концентрацией порядка Ю-4 М. Окисление озоном осуществляли на лабораторной озонаторной установке производительностью 2 г озона в час в реакторной колонке диаметром 70 мм. Концентрация озона в газовой смеси варьировала в пределах 4,5—9 мг/л. Озоновоздушная смесь подавалась со скоростью 1 л/мин. За ходом реакции следили по поглощению озона, определяемого исходя из разности концентраций в газовой смеси на входе н выходе из системы. Количественное определение озона осуществляли йодометрическнм метолом.
Содержание в воде фенурона, диурона и которана измеряли методом хроматографии в тонком слое [6]. Общее количество органических веществ в воде оценивали методом бихроматной окисляемости. В предварительных опытах установлено, что в процессе озонирования рН окисляемых растворов резко уменьшается. Поэтому исследования проводили в присутствии стандартных буферных смесей, обеспечивающих постоянное рН.
Токсикологические исследования были проведены в под-остром эксперименте на животных 7 групп. В опыте использованы белые крысы-самцы в возрасте 3—4 мес. Животные 1-й группы получали в течение 2 мес водопроводную воду, во 2-ю неделю — водный раствор диурона с концентрацией 42 мг/л, в 3-ю — этот же раствор диурона, обработанный озоном, в 4-ю — водный раствор которана с концентрацией 90 мг/л, в 5-ю — этот же раствор, обработанный озоном, в 6-ю—водный раствор фенурона с концентрацией 100 мг/л, в 7-ю — этот же раствор фенурона, обработанный озоном. Выбор указанных концентраций был обусловлен растворимостью препаратов (диурон, которан), а также необходимостью введения с водой '/ioo LD50 (фе-нурон).
У животных определяли активность альлолазы, аланин-аминотрансфсразы (АЛТ) и аспартатаминотрансферазы (ACT) f3], а также активность холинэстеразы сыворотки крови [5]. Использование названных тестов определялось возможным токсическим повреждением паренхимы печени, а также действием производных мочевнны на активность фосфофруктокиназ.
Результаты исследований по окислению М-арил-М'-М'-ди-метнлмочевин озоном в интервале рН 1,5—11,0 при 19 °С представлены в табл. 1.
Из данных табл. 1 видно, что скорость окисления озоном гербицидных мочевин в значительной степени зависит от величины рН. Особенно медленно эти реакции протекают в кислых средах. Так, если при рН 5,5 н времени озонирования 60 мин разрушалось 50% фенурона, то при рН 11,2 уже через 30 мин остаточное содержание препарата состави-
Таблица£<
Активность ферментов сыворотки крови (М ± т)
Группа животных Альдолаза. ммоль/(ч - л) ACT. усл. ед. АЛТ. усл. сд. Холннэстераза, ымоль/(ч л)
1-Я 0,41+0,06 47+2 39 + 1 454 +25
2-я 0,25+0,01 83+1 79+3 424 + 17
3-я 0,37+0,02 43+3 40+2 408+22
4-я 0,31+0,06 83+1 81+3 406+27
5-я 0,42+0,04 52+3 48+3 410+30
6-я 0,32+0,001 85+1 68+2 410+23
7-я 0,36+0,05 49+2 45+2 420+15
ло 1,5 %. Аналогичные зависимости отмечены для диурона и которана. Стабильность исследованных веществ при озонировании в кислой среде связана, вероятно, с протониро-ванием атома азота аминных групп и затруднением вслед-ствии этого первичной атаки молекулы озона. В то же время наблюдаемое в опытах резкое увеличение скорости процесса в щелочной среде обусловлено, по-видимому, формой существования озена при высоких рН. Как было установлено [2], гидроксильные ионы катализируют распад озона с генерацией гидроксильных радикалов, являющихся одними из самых мощных химических окислителей.
Удельный расход озона для полного окисления 1 мг фенурона, которана и диурона в щелочной среде составил в среднем 1,80, 1,85 и 1,3 мг (8,2, 8,9, 6,3 моль 03 на 1 моль вещества). Следует отмстить, что при озонировании фенурона и которана окислитель активно расходовался и после исчезновения этих веществ в растворе, что связано с дальнейшим окислением продуктов их деструкции. В этих условиях количество расходуемого озона возрастало до 18 и 12 моль на 1 моль фенурона и которана соответственно.
В условиях, соответствующих полной деструкции фенурона, которана и диурона, степень очистки по химическому потреблению кислорода составила 67,1, 65,3 и 88,1 % соответственно. В условиях максимального поглощения озона (равенство концентраций озона на входе и выходе из реактора) эффект очистки для фенурона и которана увеличивался до 80,2 и 82,2 % соответственно.
Активность изучаемых ферментов указана в табл. 2.
Результаты исследований, представленные в табл. 2, свидетельствуют о том, что альдолазная активность сыворотки кровн у животных, которые получали воду с диуронои (2-я группа), котораном (4-я группа) и фенуроном (6-я группа), ниже контроля (1-я группа). Наиболее зна-. читсльнос снижение альдолазной активности отмечено у животных 2-й группы (Р<0,05).
Повышение активности ACT у животных 2, 4 и 6-й групп, получавших воду с исходными препаратами, свидетельствует о поражении паренхимы печени. У крыс же. получавших воду, обезвреженную озоном, повышения активности ACT не наблюдалось. Такая же закономерность отмечена и в отношении активности АЛТ: она была повышена у животных 2, 3 и 6-й групп, т. е. получавших исходные препараты.
Активность холинэстеразы сыворотки крови оказалась малочувствительным показателем для выявления влияния исходных веществ к их метаболитов.
Выводы. 1. Производные арилдиметилмочевин окисляются озоном в щелочной среде достаточно быстро. Расход озона на окисление 1 мг фенурона, которана н диурона составляет соответственно 1,80, 1,85 и 1,30 мг (8,2, 8,9 и 6,3 моль Оз на 1 моль вещества). В условиях максимального поглощения озона эффект очистки по химическому потреблению кислорода достигает 80—90 %.
2. Продукты деструкции Ы-арил-Ы'-М'-диметилмочевин, образующиеся в результате обра'ботки озоном, нетоксичны, что позволяет рекомендовать данный метод для обезвреживания соединений этого класса в природных и сточных водах.
итература
1. Врочинский К. К. и др.— Гиг. и сан., 1978, Лй 5, с. 106—107.
2. Горбенко-Германов Д. С.. Козлова И. В. — Ж. физ. химии, 1974, т. 48, № 8, с. 1998—2002.
3. Инструкция по определению глутамнко-аспарагиновой и глутамнко-аланиновой трансамнназ (аминотрансфераз)
в сыворотке крови человека (СССР. Министерство здравоохранения). М., 1975
4. Мельников Н. Н. Химия и технология пестицидов. М., 1974.
5. Методы определения активности холинэстеразы крови. Киев, 1960.
6. Самосват Г. С. — В кн.- Проблемы аналитической химии. М., 1972, с. 127—130.
Поступила I2.D3.84
УДК 614.71/ .72:5-16.221-07
В. А. Грозовская, В. А. Книжников, Н. К. Новикова, Г. П. Новоселова, Ю. А. Щагин
СПОСОБ ДОЗИРОВАНИЯ ГАЗОВОЗДУШНОЙ СМЕСИ ДВУОКИСИ СЕРЫ В САНИТАРНО-ТОКСИКОЛОГИЧЕСКИХ
ЭКСПЕРИМЕНТАХ
Ранее нами была предложена методика проведения хронической ингаляционной затравки радиоактивным г10Ро, канцерогеном — 3,4-бензпиренам (БП), а также мелкодисперсными частицами золы угля (1). В настоящем сообщении описывается метод, позволяющий изучать сочетан-ное влияние указанных агентов или других пылей и радионуклидов совместно с двуокисью серы.
Исходной целью являлась разработка способа дози-I рования газовоздушной смеси с необходимой концентрацией двуокиси серы. Используемая нами система получения и подачи газовоздушной смеси двуокиси серы представлена на рисунке, состоящем из двух частей. Часть I схемы включает аппаратуру, необходимую для образования и скопления двуокиси серы: аппарат Киппа /, склянку Тищенко 2, стеклянный шприц 3 и электромотор 4. В части II находится аппаратура для образования газовоздушной смеси двуокиси серы и поддержания постоянной концентрации ее в процессе ингаляционной затравки: смесители 5, газометр 6, ротаметры 7, система подачи сжатого воздуха В. Двуокись серы получают в аппарате Киппа путем взаимодействия концентрированной серной кислоты с сульфитом натрия:
Н2304+ N а2503—»■ Ыа2504+Н20+502 | .
Полученная в аппарате Киппа двуокись серы проходит через склянку Тищенко, содержащую раствор концентрированной серной кислоты, что дает возможность
визуально наблюдать за поступлением двуокиси серы в систему и обеспечивает осушение газа. Пройдя через склянку Тищенко, двуокись серы заполняет служащий резеруаром для газа стеклянный шприц вместимостью 100 мл, поршень которого подсоединен к электромотору 4. Из шприца двуокись серы поступает через два последовательно соединенных смесителя, которыми служат дозаторы от камеры Гинльденскиольда, в газометр объемом 5 л. Одновременно с получением и поступлением в систему двуокиси серы осуществляется подача к газометру и смесителям сжатого воздуха, давление которого регулируется ротаметрами и поддерживается на уровне 1—5 л/мин. Наличие двух смесителей при создании газовоздушной смеси обеспечивает тщательное перемешивание и разбавление двуокиси серы воздухом. После заполнения объема шприца концентрированной двуокисью серы и получения газовоздушной смеси в газометре аппарат Киппа отключается от системы с помощью вентиля 8. Для поддержания постоянной концентрации двуокиси серы в ингалируемом воздухе по мере выхода газовоздушной смеси из газометра в затравочную камеру двуокись серы дополнительно поступает в систему из шприца с помощью электромотора. Из газометра газовоздушная смесь подается в дозатор 9, заполненный смесью (мы использовали мелкодисперсную золу угля, обогащенную БП и 210Ро), а оттуда — в ингаляционную камеру.
Концентрацию двуокиси серы в воздухе ингаляционной камеры определяли по общепринятой методике, осно-
В камера
Система дозирования газовоздушной смеси двуокиси серы. Объяснения в тексте.
