CC BY
3
450 — цитохрома Р-420 — выявило более чем шестикратное его возрастание. Суммарное количество цитохрома Р-450 (с учетом его неактивной формы) при действии газоконденсата возрастает в 2,5 раза, что характеризует синтез микросомаль-ных белков-ферментов ad novo |1J. Значимое увеличение суммарного количества цитохрома Р-450 не приводит к существенным изменениям в активности ферментов метаболизма ксенобиотиков — бенз (L) пиренгидроксилазы и N-деметилазы аминопирина, что свидетельствует о несомненном повреждении монооксигеназной системы микро-сом под воздействием сероводородсодержащего газоконденсата.
Одним из механизмов повреждающего действия может быть активация перекисного окисления лмпидов. При длительном воздействии на организм разнообразных ксенобиотиков увеличивается скорость биотрансформации, повышается активность монооксигеназ микросом и усиливается генерация активных форм кислорода и перекиси водорода. Усиление этого процесса выше определенного предела приводит к срыву антирадикальных и антиперекисных механизмов. Первыми признаками "перегрузки" механизмов, ответственных за поддержание гомеостаза при действии активных форм кислорода, является отмеченное нами увеличение количества первичных (ДК) и вторичных (МДА) продуктов липопероксидации соответственно на 300% и 310% [2].
Исследованная в эксперименте концентрация газоконденсата соответствует ПДК для воздуха рабочей зоны газоперерабатывающих заводов (сероводорода и углеводородов при их совместном действии), а полученный эффект действия газоконденсата соответствует принятым в литературе критериям вредности при воздействии химических веществ (8). Полученные результаты свидетельствуют о том, что при разработке методов
профилактики профессиональных заболеваний необходимо учитывать особенности функционирования детоксицирующей системы организма— монооксигеназной системы печени.
Л итература
1. Колычев В. N // Фармакол. и токсикол. — 1980. — № 2. - С. 373.
2. Голиков С. Н., Саноцкий N. В.. Тиунов Л. А. Общие механизмы токсического действия. — Л., 1986. — С. 2S0.
3. Долииская С. И., Литвинов И. Н. // Гиг. и сан. — 1987. — № II. - С. 53-55.
4. Карузина N. И., Арчаков А. И. // Cot;ременные методы и биохимии / Под ред. В. Н. Орехоиича. — М., 1977. — С. 49-62.
5. Никоноров А. А.. Перепелкин С. В., Смагии Г. II. и др. // Гиг. и сан. — 1991. — № 3. — С. 13—14.
6. Стальная И. Д. // Современные методы в биохимии / Под ред. 13. П. Орехопича. — М.. 1977. — С. 49-62.
7. Строев Е. А.. Макарова В. Г. Практикум по биологической химии. — М.. 1986. — С. 189—191.
8. Тиунов Л. А.. Воронин В. А., Иванов В. А. и др. // Всесоюзная учредительная конф. по токсикологии: Тезисы докладом. - М.. 1950. - С. 76-77.
9. Цырлов N. Б.. Ляхович В. В. //Биохимия. — 1979. — Т. 44. № 7. - С. 1172-11 S3.
10. Lowry О. N.. Rosebrougli N. J.. Farr A. L.. Randall R. I. // J. biol. Cheni. - 1951. - Vol. 193. - P. 265-275.
11. Ohkawa N.. Ohichi N.. Vat-i K. // Anal. Biochcm. — 1979. — Vol. 95. - P. 351-358.
Поступила IS.10.%
S u m m a ry . Chronic action of different xenobiotics which form a part of condcnsated hydrogen sulphidc-containing gas causes substantial changes in the activity of xenobiotic metabolic enzymes, which is suggestive of the damaged hepatic microsomal monooxygc-nase system. As the rate of biotransformation becomes higher, there arc increases in the activity of microsomal nionooxygenases and in the generation of active oxygen forms and hydrogen peroxide, by impairing antiradical and antipcroxide mechanisms. The experimentally used concentration of substances as constituents of condcnsated gas corresponds to the maximum acceptable air concentration of in the working area of gas-refining plants, but the functional features of the body's detoxifying system - tlie hepatic mo-nooxygenasc system should be taken into account while developing preventive measures of occupational diseases.
Гигиена воды, санитарная охрана водоемов и почвы
© КОЛЛЕКТИВ АВТОРОВ. 1937 УДК 614.777:547.6221-074
3. И. Жолдакова, Е. В. Кустова, Н. В. Харчевникова ГИГИЕНИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА ОПАСНОСТИ ДИФЕНИЛАЛКАНОВ КАК ЗАМЕНИТЕЛЕЙ ПОЛИХЛОРИРОВАННЫХ БИФЕНИЛОВ ПО КРИТЕРИЮ СТАБИЛЬНОСТИ В ВОДЕ
НИИ экологии человека и гигиены окружающей среды им. А. Н. Сысина РАМН, Москва
Одними из распространенных загрязняющих биосферу веществ являются полихлорированные бифенйлы (ПХБ), опасность которых определяется их чрезвычайной стабильностью [6| и способностью накапливаться в окружающей среде и организме человека |7]. Эти свойства во многом обусловили то, что ПХБ отнесены к "ядам номер I", а их ПДК установлены на уровне 0,001 мг/л [51.
В качестве заменителей ПХБ предложены вещества из ряда дифенилалканов — монобензилто-
луол (МБТ), дибензилтолуол (ДБТ), фенилксили-лэтан (ФКЭ), предположительно обладающие меньшей опасностью по ряду критериев, в частности — по стабильности.
Различия в свойствах ПХБ и их заменителей обусловлены особенностями их химического строения. В молекулах дифенилалканов, в отличие от ПХБ, два бензольных кольца соединены мостиком в виде алкильной группы: —СН2 — в монобензилтолуоле и дибензилтолуоле и —СН (СН3) — в молекуле фенилксилилэтана.
Таблица 1
Трансформация МБТ, ДБТ, ФКЭ п воде модельного водоема на свету
Вещество 1 Концсп- 1 грация. мг/л 1 ' 1 Убыль вещества (в 9о) по периодам опыта (с/г)
7-е 10-е 30-е |т1/2
МБТ 10,2 — 28.5 52.9 28
5.4 — 40,5 61.8 18
ДБТ 12.4 — 29.8 59.7 22
5.6 — 44.6 64.3 16
ФКЭ 10,0 10 — 55.0 28
5.0 35 — 65.0 18
0,5 61 — 80.0 < 7
В проведенных ранее исследованиях |2] нами показано, что соединения ряда дифенилалканов менее опасны по сравнению с ПХБ как по функциональной, так и по материальной кумуляции. Предложенные вещества в данной работе оценивались по одному из критериев, определяющих высокую опасность, — по стабильности.
В задачи настоящих исследований входило изучение способности МБТ, ДБТ, ФКЭ к трансформации, оценка сравнительной токсичности исходных соединений и продуктов их трансформации и (в соответствии с полученными данными о способности веществ к трансформации) корректировка класса опасности и нормативов соединений в воде.
Способность веществ к трансформации изучали в водных растворах под действием биохимических, химических и физических факторов, в темноте, на свету, в присутствии водной биоты и растительности, в дистиллированной и водопроводной воде с применением методов, изложенных в методическом документе [3].
Сравнительную оценку способности соединений изученного ряда к трансформации проводили по периоду полуубыли вещества х\/2, который находили графически. Изучали стабильность соединений в водных растворах под влиянием ультрафиолетового облучения (УФО) при длительности воздействия 60 и 120 мин, в кварцевых стаканах объемом 0,75 дм3 при толщине воды 15 см, мощности УФ-лампы 6 кВт.
Степень трансформации веществ оценивали по проценту убыли исходного соединения разработанными нами совместно с А. В. Карташовой аналитическими (хроматомасс-спектрометриче-ским и газохроматографическим) методами, а также косвенным методом — по изменению органо-лептических свойств растворов веществ.
Сравнительную опасность исходных веществ и продуктов их трансформации определяли в острых и подострых опытах на биотестобъектах Daphnia magna straus на примере ФКЭ. Острые эксперименты на биотестобъектах проводили с ежедневной сменой раствора испытуемого вещества. подострые опыты были проведены с растворами разной экспозиции.
На первой стадии изучали динамику биохимического окисления органических веществ в растворах веществ с различными концентрациями. Как показали наши исследования, динамика биохимического потребления кислорода (БПК) может дать первое, ориентировочное представление о стабильности веществ [1].
Влияние на БПК исследовали при содержании вещества в следующих концентрациях: для МБТ - 0,1, 0,5, 2,0 и 8,0 мг/л; для ДБТ - 0,2, 0,6, 2,0 и 8,0 мг/л; для ФКЭ — 0,05, 0,2, 0,8 и 3,0 мг/л. Все вещества вызывали торможение БПК, которое подчинялось зависимости "концентрация— эффект". Торможение БПК свидетельствует, с одной стороны, о бактериостатическом действии на микрофлору, с другой — позволяет предположить отсутствие биохимического окисления и трансформации веществ в темноте за счет микрофлоры, что дает основание считать исследуемые вещества стабильными в отношении биологического фактора.
Затем изучали способность веществ трансформироваться под влиянием процессов естественного самоочищения водоемов на свету при свободном доступе кислорода в течение 30 сут. Для опытов использовали прудовую воду, содержащую ил, микрофлору, рачков. В этом эксперименте наблюдали процессы трансформации, тем более интенсивные и быстрые, чем ниже была исходная концентрация вещества. Как видно из табл. 1, и по проценту убыли исходных соединений, и по величине Т]/2 интенсивность и скорость трансформации всех трех веществ различалась незначительно.
Параллельно с аналитическим методом контроля степени трансформации был поставлен опыт с растворами МБТ. ДБТ, ФКЭ, в которых убыль исходного вещества оценивалась косвенным путем — по изменению органолептических свойств воды в присутствии веществ. Качественного изменения характера запаха в процессе трансформации не происходило ни в одном из растворов, интенсивность же запаха менялась — субъективно запах растворов МБТ, ДБТ, ФКЭ заметно снизился к 18, 15 и 12-м суткам соответственно. Таким образом, приблизительно совпали периоды полуубыли веществ и сроки снижения запаха.
На примере ФКЭ изучали роль биологического фактора при сопоставлении процесса трансформации вещества в дистиллированной и прудовой воде, содержащей низшую водную растительность и гидробионтов.
Процессы трансформации наблюдали в обеих сериях (табл. 2), причем разница в степени трансформации при высокой концентрации вещества (10,0 мг/л) несущественна, при концентрации 5,0 мг/л убыль вещества в прудовой воде интенсивнее, при концентрации 0,5 мг/л разница составила 14% к 7-м суткам и 16% — к 30-м суткам экспозиции растворов. Осталось неясным, является ли это результатом биохимического разложе-
ч
Таблица 2
Степень трансформации ФКЭ в прудовой и дистиллированной
воде
Убыль вещества (в %)
Концентра- Г ция. мг/л I
7-е сутки
30-е сутки
I прудовая |дистиллированная I пруловпя дистиллированная
10,0 5.0 0.5
17 48 74
15
39 50
62 74 87
58
70
71
ния вещества, биоаккумуляции в гидробионтах или выявленная тенденция укладывается в пределы ошибки метода. Очевидно, что со снижением концентрации раствора скорость трансформации нарастала.
Сравнивая результаты изучения трансформации по динамике БПК в присутствии биоты и в дистиллированной воде на свету, можно сделать предварительное заключение, что в присутствии кислорода на свету наблюдалась убыль исходного вещества; наличие минеральных солей, макро- и микроэлементов, водной биоты, ила не приводит к существенному отличию в степени трансформации, следовательно, убыль вещества могла происходить преимущественно за счет фотохимических процессов.
Доказательством преобладания фотохимических процессов трансформации над биохимическими послужили также эксперименты по изучению биоразлагаемости на модельных очистных сооружениях в присутствии активного ила. При хроматомасс-спектрометрическом анализе не были обнаружены продукты разложения исследуемых веществ, не уменьшалась и величина ХПК. Вместе с тем и в серии опытов на дистиллированной воде также не было найдено легких продуктов деструкции изучаемых соединений (фенолов, ксилолов и др.). Таким образом, истинного разложения веществ не происходит.
Под влиянием УФО скорость убыли ФКЭ резко возрастала с увеличением длительности воздействия — если за 60 мин убыль составила 13%, то через 120 мин исходное вещество трансформировалось практически полностью — на 99%. Такую же закономерность наблюдали при трансформации МБТ — убыль вещества составила 15 и 39% за 60 и 120 мин соответственно, но степень его трансформации оказалась существенно ниже, чем ФКЭ. В такой же степени наблюдали убыль в растворе ДБТ, но скорость его трансформации со временем замедлялась — за 60 мин УФО убыль составила 25%, за 120 — 33%. Таким образом, в эксперименте получено, что наименее стабильно из изученных соединений — ФКЭ, наиболее — ДБТ.
В целях определения сравнительной токсичности и опасности исходного вещества и продуктов его трансформации был проведен ряд экспериментов на Daphnia magna, которые позволяют дать интегральную оценку свойств химических веществ.
Исследовали наименее стабильное соединение — ФКЭ в концентрациях 0,2 мг/л, 0,3, 0.4, 0,5, 1,0 и 2,0 мг/л. Свежие растворы вещества в концентрации 0,5, 1,0 и 2,0 мг/л вызывали практически моментальную гибель рачков. При концентрации 0,2 мг/л дафнии не гибли даже при 20-су-точной экспозиции. CL50 через 24 ч определена на уровне 0,25 мг/л, через 96 ч — 0,22 мг/л. Незначительная разница в среднесмертельных концентрациях позволяет сделать вывод о невыраженной способности вещества к кумуляции в течение 4 сут в гидробионтах. Зависимость токсичности растворов ФКЭ от времени изучали на дафниях в концентрациях 0,5, 0,4, 0,3, 0,2, 0,1 мг/л начиная с 1-х суток экспозиции и в концентрациях 0,5, 1,0 и 2,0 мг/л после 30-суточной экспози-
ции. Снижение острой токсичности растворов ФКЭ при увеличении экспозиции отмечали начиная с первых суток. К 7-м суткам эксперимента раствор с исходной концентрацией 0,5 мг/л, а к 30-м суткам даже раствор с концентрацией 2,0 мг/л уже не вызывали гибель дафний. На протяжении 7-суточного эксперимента наблюдали рост стред-несмертельной концентрации вещества для дафний от 0,25 до 0,56 мг/л (в расчете на исходное вещество). Таким образом, в результате трансформации ФКЭ в воде образуются менее токсичные, чем исходное вещество, продукты.
При обсуждении полученных результатов следует подчеркнуть, что по влиянию на процессы БПК в темноте МБТ, ДБТ, ФКЭ можно отнести к стабильным в отношении биологического фактора. Это подтвердилось в опытах при изучении биоразлагаемости на модели очистных сооружений и при сравнительной оценке трансформации в прудовой, водопроводной и дистиллированной воде. При воздействии УФО убыль изученных соединений прямо пропорциональна времени облучения растворов; наибольшей трансформации подвергался ФКЭ, наименьшей — ДБТ. УФО оказалось наиболее интенсивным деструктирующим фактором.
Химические, органолептические исследования и биотестирование показали, что при выраженной убыли вещества, сопровождающейся снижением интенсивности запаха и токсичности для дафний, не образуются более простые фрагменты молекул. Идентифицировать продукты трансформации не представилось возможным.
Как известно [4|, трансформация многих органических соединений на солнечном свету или при ультрафиолетовом облучении при свободном доступе кислорода обусловлена фотосенсибилизиро-ванным окислением, при котором на первом этапе происходит разрыв связи С—Н с образованием радикалов. У изученных заменителей ПХБ — дифенилалканов — наиболее легко разрывается связь С—Н у алкильной группы, соединяющей два бензольных кольца, и водород отщепляется от атома углерода этой группы. Молекулы кислорода чрезвычайно активно реагируют с радикалами, и образуются гидроперекиси с группой —ООН у атома углерода алкильной группы. При дальнейшем окислении образуются соответствующие спирты и кислоты со спиртовой и карбоксильной группами между двумя бензольными кольцами. Таким образом, трансформации подвергается ал-кильная мостиковая группа, а разрыва молекулы дифенилалкана не происходит.
Распада молекул изученных соединений не происходит, по-видимому, из-за того, что разрыв связи между бензольными кольцами затруднен вследствие большой энергии связи углерод—углерод. Это предположение подтверждается в экспериментах по изучению стабильности ДБТ, который трансформируется труднее всех веществ, и молекула которого состоит не из 2, а из 3 бензольных колец, соединенных последовательно.
У ПХБ описанный выше процесс трансформации происходить не может из-за отсутствия в молекуле мостиковой алкильной группы.
Для подтверждения предложенного механизма биодеградации нами проведены квантово-химиче-ские расчеты предположительно образующихся
— s —
радикалов и исходных соединений. Расчеты проведены методом AMI по программе МОРАС.З. В соответствии с изложенным механизмом деградации скорость разложения должна определяться легкостью образования радикалов, которая характеризуется разностью теплот образования радикалов и исходных соединений. Чем меньше эта разность, тем легче образуется радикал. По результатам расчета эта разность наименьшая для ФКЭ (12,5 ккал/моль), что соответствует наибольшей скорости его разложения в эксперименте. Для МБТ разность теплот образования составляет 15,6 ккал/моль, для ДБТ — 16,1 ккал/моль.
Результаты исследований позволили отнести МБТ, ДБТ, ФКЭ к высокостабильным веществам — 2-й класс по классификации Г. Н. Красовско-го 13J. Они проявляют меньшую стабильность, чем полихлорированные бифенилы. Очевидно, это связано с наличием у изученных соединений алканового мостика между бензольными кольцами, который существенно не изменяет основных технологических свойств, но оказывает влияние на способность к трансформации этих соединений.
Выводы. 1. Доказана способность дифени-лалканов трансформироваться в водных растворах с образованием менее опасных по сравнению с исходным веществом соединений, что подтверждено снижением острой токсичности продуктов трансформации для дафний и интенсивности запаха растворов веществ.
2. В трансформации дифенилалканов преобладают фотохимические процессы без их истинного разложения на простые составляющие.
3. Трансформация изученных веществ не может быть оценена с гигиенических позиций как безусловно благоприятная, поскольку сохраняются производные с относительно большой молекулярной массой.
4. Учитывая тот факт, что соединения изученного ряда обладают достаточно высокими кумулятивными свойствами, являются высокостабильными, при установлении величин ПДК, на наш взгляд, необходимо ввести дополнительный коэффициент запаса, равный 5. С учетом этого коэффициента рекомендованы ПДК для МБТ, ДБТ, ФКЭ на уровне 0,08, 0,1 и 0,02 мг/л соответственно; лимитирующий признак вредности для всех веществ — органолептический. МВТ и ДБТ отнесены к 3-му классу, ФКЭ — ко 2-му классу опасности.
Литература
1. Жолдакова 3. И., Зайцева Н. В. // Гиг. и сан. — 1987. — № 1. - С. 64-66.
2. Жплйакова 3. /</.. Кустова Е. В. // Там же. - 1996. - № 2. - С. 31-34.
3. Методические указания к экспериментальному изучению процессоп трансформации химических вешеств при их гигиеническом регламентировании в поде. № 2966-84. — М„ 1985.
4. Сайке П. Механизмы реакций в органической химии: Пер. с англ. — М., 1977.
5. Толстопятпва Г. В.. Жолдакова 3. /-/., Бараляк И. Р. // Гиг. и сан. - 198S. - № 5. - С. 6-9.
6. Environmental Health Criteria. 2. Polychlorinated Biphenyls and Tcrphcnyls. WHO. — Gcneva, 1976.
7. Toxicological Profile for Polychlorinated Biphenyls (PCBs) (US Department of Health and Human Serviccs). — Bcthesda. 1995.
Поступила 27.12.96
Ф И. В. МУДРЫЙ. 1947 УДК 614.77:631.61-074
И. В. Мудрый
ГИГИЕНИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА ХИМИЧЕСКОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОЧВЫ И КАЧЕСТВА СЕЛЬСКОХОЗЯЙСТВЕННЫХ КУЛЬТУР В УСЛОВИЯХ ОРОШЕНИЯ СТОЧНЫМИ ВОДАМИ
Украинский научный гигиенический центр Минздрава Украины. Киев
Границы применения орошения в условиях умеренного климата расширились в последние 20—30 лет: из аридных районов оно продвигается в зоны достаточного и даже избыточного увлажнения. Об этом свидетельствует опыт развития орошения в ряде стран Центральной и Северной Европы (ФРГ. Чехия, Словакия, Великобритания и др.), а также в восточных штатах США.
Ирригация в условиях умеренного климата рассматривается как одно из дополнительных средств интенсификации земледелия, обеспечивающее гарантированное и стабильное производство сельскохозяйственной продукции независимо от погодных условий [2, 5|. При орошении полей сточными водами решается одновременно несколько задач: происходит почвенная очистка сточных вод, предотвращается сброс сточных вод в поверхностные водоемы, увлажняется почва и утилизируются питательные элементы сточных вод, что повышает урожайность сельскохозяйственных культур.
На территории Украины одной из крупных оросительных систем является Бортническая, которая расположена в основном в Бориспольском районе Киевской области. Для орошения земледельческих угодий предусмотрено использование очищенных сточных вод Киева, вод рек Днепр и Трубеж, подземных вод Бучакского водоносного горизонта. Сточными водами орошается более 22 тыс. га. Содержание большинства элементов, находящихся в сточных водах, соответствует следующим величинам: РЬ — 0,04—0,125 мг/л, Си — 0,005-0,026 мг/л, Ъ\л — 0,03-0,05 мг/л, Сг -0,01-0,229 мг/л, Со - 0,01-0,02 мг/л, Щ -0,0002—0,0008 мг/л, анионные поверхностно-активные вещества (ПАВ) — 0,30—0,70 мг/л.
Использование сточных вод для орошения представляет потенциальную опасность химического загрязнения почвы на территории земледельческих полей орошения (ЗПО). Так, за 10 лет (1975—1985 гг.) в городских сточных водах Украины содержание свинца возросло в 10,8 раза, Си — в 5,2, № — в 4,8, Бп — в 4,1, Ъ\\ — в 3,7 раза [4].
г- 905"
