CC BY
6
вание и склероз стенок сосудов, лимфоидно-гистиоцнтарная пролиферация. При введении 1,4 ДХБ в дозе 0,01 мг/кг и 3,4-ДХБ в дозе 0,1 мг/кг возникли белковая дистрофия гепатоцитов и пролиферация лимфоцитов и гистиоцитов.
Хроническое введение дихлорбутенов вызвало статистически значимое снижение количества креатинина в крови и моче в первой половине затравочного периода, что указывает на нарушение фильтрационной способности почек. В конце опыта с введением 1,4-ДХБ в дозе 0,1 мг/кг и 3,4-ДХБ в дозе 1 мг/кг возникла анемия (снижение количества эритроцитов и гемоглобина).
При микроскопическом изучении органов обнаружены следующие изменения: в почках — белковая дистрофия и слущивание эпителия извитых канальцев, лимфоидно-гис-тиоцитарная пролиферация, в сердце — мукоидное набухание миоцитов и плазматическое пропитывание оболочек сосудов, в желудке — хронический катаральный гастрит со снижением функций главных и обкладочных клеток (гидропическая и слизистая дистрофия, снижение содержания РНК и нейтральных мукополисахаридов), в слизистой оболочке тонкой кишки — дистрофия и слущивание каемчатого эпителия ворсинок, снижение в них активности щелочной фосфатазы, в семенниках — редко выраженное утолщение и гомогенизация межканальцевых перегородок, некроз и атрофия зародышевого эпителия.
Эмбриотоксическое действие дихлорбутенов изучали на белых крысах-самках, которым в течение всей беременности перорально вводились указанные выше дозы веществ. 1,4-ДХБ в дозе 0,1 мг/кг и 3,4-ДХБ в дозе 1 мг/кг вызывали статистически дсстоверное повышение общей эмбриональной смертности, в основном за счет постимплантаци-онной гибели (1,4-ДХБ —24,5+4,6%, 3,4-ДХБ — 22,3± ±4,2%, при 7,4±2,6 % в контроле; Р<0,05). Кроме того, было увеличено количество резорбированных и отечных плодов. При введении 1,4-ДХБ в дозе 0,01 мг/кг и 3,4-ДХБ в дозе 0,1 мг/мл возрастала эмбриональная смертность, но за счет донмплантационной гибели плодов. В III серии опытов (доза 1,4-ДХБ 0,001 мг/кг, 3,4-ДХБ 0,01 мг/кг) достоверных изменений изученных показателей не выявлено. При морфогистохимическом исследовании плацент и плодов подвергавшихся затравке самок установлены значительные структурные изменения: в плаценте — отек стромы и накопление в ней кислых мукополисахаридов, гомогенизация стенок сосудов, снижение содержания РНК
и гликогена в эпителии, у плодов — кровоизлияния в брюшину, голову, отек и дистрофия печени, головного мозга и почек.
Гонадотоксический эффект дихлорбутенов изучен на крысах-самцах при пероральном введении указанных выше доз в течение 2,5 мес. Под влиянием 1,4-ДХБ в дозе 0,1 мг/кг достоверно снижались индекс сперматогенеза и количество канальцев с 12-й стадией мейоза. В дозе 0,01 мг/кг статистически значимо снижался лишь индекс -сперматогенеза. Доза 0,001 мг/кг оказалась недействую- ' щей. 3,4-ДХБ в дозе 1 мг/кг давал более выраженный гонадотоксический эффект, чем 1,4-ДХБ. При этом уменьшались концентрация сперматозоидов, индекс сперматогенеза, среднее количество сперматогоний, повышались количество канальцев со спущенным эпителием (7,66+1,15, при 2,33+0,49 в контроле; Р<0,05) и число канальцев с 12-й стадией мейоза. При введении 1,4-ДХБ в дозе 0,01 мг/кг и 3,4-ДХБ в дозе 0,1 мг/кг отмечено только увеличение количества канальцев со спущенным эпителием; при действии меньших доз достоверных изменений не выявлено.
Мутагенную активность дихлорбутенов изучали путем метафазного анализа препаратов костного мозга при введении 1,4-ДХБ в дозах 0,01 и 0,001 мг/кг, 3,4-ДХБ в дозах 0,1 и 0,01 мг/кг. Животных забивали через 24 ч, 30, 180 дней и после 45-дневного восстановительного периода. 1,4-ДХБ в обоих испытанных дозах через 30 дней затравки достоверно повышал уровень хромосомных аберраций. Однако в конце опыта у животных, получавших 1,4-ДХБ в дозе 0,001 мг/кг, повышение числа хромосомных аберраций не имело статистически достоверных различий, а после восстановительного периода снижалось до уровня контроля. Полученные данные позволяют дозу 1,4-ДХБ 0,01 мг/кг считать пороговой, а 0,001 мг/кг — недействующей. Для 4 3,4-ДХБ порогом по мутагенному эффекту оказалась доза 0,1 мг/кг, а недействующей — 0,01 мг/кг. При исследовании аллергенных свойств дихлорбутенов методом внутри-кожной сенсибилизации сенсибилизирующего действия не установлено.
Приведенные данные позволяют заключить, что при нормировании 1,4-ДХБ и 3,4-ДХБ в воде водоемов лимитирующим является санитарно-токсикологическин признак вредности. Учитывая изложенное, ПДК 1,4-ДХБ и 3,4-ДХБ в воде водоемов рекомендованы на уровне 0,02 и 0,2 мг/л соответственно.
Поступила 30.10.85
УДК 614.777:546.39481-074
Д. А. Чура
ГИГИЕНИЧЕСКОЕ РЕГЛАМЕНТИРОВАНИЕ О.О-ДИИЗОПРОПИЛФОСФИТА И ДИИЗОПРОПИЛТИОФОСФАТА АММОНИЯ В ВОДЕ ВОДОЕМОВ
Львовский медицинский институт
В данной работе представлены материалы гигиенических и токсикологических исследований 0,0-диизопропилфосфита и диизопропилтиофосфата аммония с целью их регламентирования в водной среде. Изучаемые препараты являются продуктами производства перспективного отечественного фунгицида — рнцида II.
0,0-диизопропилфосфит (ДИПФ) — бесцветная жидкость. Молекулярная масса 190, плотность 0,9963 г/см3, температура кипения 75—78 "С. Хорошо растворяется в спиртах и других органических растворителях, плохо растворяется в воде (0,6 %).
Диизопропилтнофосфат аммония (ДИПТФА) — аморфная соль белого цвета. Молекулярная масса 199,22, темпе-: ратура плавления 157°С, хорошо растворяется в воде.
При изучении влияния ДИПФ на органолептические свойства воды установлено, что пороговая концентрация по запаху находится на уровне 0,0198 мг/дм3. Повышение температуры воды до 60 °С и ее хлорирование не приво-
дят к усилению интенсивности и появлению дополнительного запаха. Вещество нестабильно, время полураспада 1,5 су т.
Пороговая концентрация ДИПТФА 31,7 мг/дм3, он придает воде резкий запах аммиака, вкуса воды не изменяет. При хлорировании и нагревании воды до 60 °С запах не усиливается. ДИПФА — вещество стабильное [3]. Время полураспада более 2 сут.
Опыты по изучению влияния ДИПФ на общий санитарный режим водоемов проводили с исходными концентрациями 0,002, 0,02, 0,2 и 2 мг/дм3. Препарат в концентрациях 0,002 и 0,02 ыг/дм3 не оказывает заметного влияния на интенсивность биологического потребления кислорода, тогда как увеличение концентрации до 0,2 и 2 мг/дм3 приводило к угнетению- потребления кислорода с 10-х суток опыта. Полученные результаты коррелируют с данными о динамике роста и отмирания микрофлоры: ДИПФ с 10-х
суток эксперимента резко угнетает рост колонии, а с 15-х — тормозит образование азота аммиака.
Таким образом, пороговая концентрация ДИПФ по влиянию на санитарный режим водоемов составляет 0,2 мг/дм3, недействующая — 0,02 мг/дм3.
ДИПТФА стимулирует динамику биологического потребления кислорода. Константа скорости потребления кислорода равна 0,03, время окончания процессов окисления t 66,6 сут. Данное вещество способно снижать содержание растворенного кислорода, изменять динамику роста и отмирания микрофлоры. ДИПТФА с 5-х суток эксперимента вызывает резкое торможение роста колоний. При концентрации 0,31 мг/дм3 с 1-х суток опыта отмечается торможение процессов аммонификации. В концентрациях 3,17 и 31,7 мг/дм3 ДИПТФА стимулирует процессы нитрификации в первые 8 сут опыта с последующим торможением, а с 4-х суток опыта отмечается резкое увеличение содержания нитратов. Концентрацию 3,17 мг/дм3 можно считать пороговой по влиянию на санитарный режим водоемов, а 0,31 мг/дм3 — недействующей.
Острая токсичность веществ изучена на белых мышах, белых крысах и морских свинках. LD50 ДИПФ для мышей составила 1590 (1268,1 — 1473,8) мг/кг, для крыс — 1700 (1584—1824) мг/кг, для морских свинок — 1500 (1396,7— 1603) мг/кг. Среднесмертельные дозы ДИПТФА для указанных видов животных соответственно равны 16 500 (14 227—18 772), 20 250 (1800—22 499) и 15 000 (12 697— 17 302) мг/кг.
Для оценки степени кумулятивности, характера и особенностей токсического действия веществ проведены 2-ме-сячные подострые опыты на белых крысах. Изучаемые ве-щ щесгва вводили в дозах, равных Vio. '/so и V250 LD50. Функ-у цнональное состояние организма животных оценивали по следующим показателям: динамике массы тела, количеству эритроцитов, лейкоцитов и гемоглобина в крови, активности трансаминаз, холинэстеразы, щелочной фосфатазы, содержанию SH-групп и мочевины в сыворотке крови. Полученные результаты показали, что оба соединения в дозе, соответствующей '/so ■ I-D50, вызывают статистически достоверные изменения некоторых показателей периферической крови (повышение количества лейкоцитов, эритроцитов и гемоглобина), активности холинэстеразы, трансаминаз и щелочной фосфатазы в сыворотке крови. Доза, равная V250 LDso. оказалась недействующей. Полученные результаты позволяют отнести изученные препараты к группе малокумулятивных веществ [1|.
На основании данных острого и подострого экспериментов, а также результатов, полученных расчетным методом, в хроническом опыте изучены дозы 34, 6,8, 1,36 мг/кг. Состояние подопытных крыс оценивали с использованием показателен, примененных в подостром опыте. По общему состоянию и внешнему виду подопытные животные отличались от контрольных. В разные сроки от начала затравки в дозах 34 и 6,8 мг/кг у крыс наблюдалось снижение двигательной активности, ухудшение аппетита, снижение массы тела. На 120-е сутки опыта статистически достоверно увеличилось количество гемоглобина, эритроцитов и лейкоцитов в крови. На 20-е сутки выявлено снижение активности холинэстеразы в цельной крови и сыворотке, эритроцитах, тканях печени. Повышение активности трансаминаз наблюдалось на 20, 30 и 120-е сутки опыта, что свидетельствовало об изменении функционального состояния печени.
Таким образом, дозу 6,8 мг/кг можно считать пороговой по токсикологическому признаку. При введении дозы 1,36 мг/кг (27,2 мг/дм3) существенных изменений изученных показателей не обнаружено, что позволяет считать ее максимальной недействующей.
ДИПТФА относится к 4-му классу опасности [2]. Это дало нам возможность отказаться от проведения хронического опыта и, опираясь на показатели токсикометрии, рассчитать максимальную недействующую дозу данного вещества. Полученная величина составила 1012,5 мг/кг (20 250 мг/дм3).
Комплексная оценка результатов исследований и сравнение пороговых койцентрацнй по всем изученным признакам вредности позволяют рекомендовать в качестве ПДК ДИПФ 0,02 мг/дм3, лимитирующий показатель вредности — органолептический. ПДК для ДИПФА 3 мг/дм3, лимитирующий показатель — общесаннтарный.
Литература
1. Красовский Г. Н. и др.//Гиг. и сан. — 1970. — № 3.— С. 83-84.
2. Красовский Г. И. // Вопросы охраны окружающей среды. — Пермь, 1977. — С. 19—20.
3. Мазаев В. Т. // Гигиенические аспекты охраны водоемов при производстве и применении оловоорганических соединений: Автореф. дис. докт. мед. наук. — М., 1978.
Поступила 02.12.85
УДК 614.777:665.441(260)
И. А. Велдре
К ВОПРОСУ О НОРМИРОВАНИИ БЕНЗ(А)ПИРЕНА В МОРСКОЙ ВОДЕ
Институт экспериментальной и клинической медицины Минздрава Эстонской ССР
Вопрос о нормировании уровня бенз(а)пирена (БП) в морской воде поднимался учеными и практиками неоднократно: на пленумах секции гигиены воды, на совместном совещании этой секции с рабочей группой проекта № 10 программы ЮНЕСКО «Человек и биосфера» (Таллин, 1982) и т. д., поскольку установленная ПДК его для пресноводных водоемов (0,005 мкг/л) не считалась реальной для морской воды.
Проведенные в течение более 10 лет Институтом экспериментальной и клинической медицины Минздрава Эстонской ССР совместно с Институтом химии АН Эстонской ССР исследования канцерогенной загрязненности водоемов Эстонии показали, что в морской воде содержание БП, как правило, выше, чем во внутренних водоемах. Так, в отдельных створах Пярнуского залива в фарватере максималь-' ное содержание его в 1976 и 1981 гг. достигало в отдельные моменты 0,026, 0,024 и 0,062 мкг/л, в Пирита — 0,025 мкг/л, в Лахепере — 0,031 мкг/л и т. д. Повышение
уровня БП было связано в основном с загрязнением воды судами и моторными лодками, а также с авариями больших танкеров в Балтийском море. После 1982 г. загрязненность морской воды уменьшилась. Концентрация БГ1 в воде прибрежных участков морских курортов, как правило, ниже 0,005 мкг/л. Из этого можно заключить, что купание в морской воде происходит при содержании БП ниже ПДК для питьевой воды и, таким образом, опасности для здоровья не представляет.
Учитывая, что контакт человека с морской водой при купании сравнительно кратковременный, можно предположить, что наибольшую опасность для человека представляют те элементы морской экологической системы, которые входят в пищевую цепь человека (например, рыба и водоросли). С точки зрения канцерогенной опасности влиять на здоровье человека в определенной степени могут также донные отложения, используемые для получения лечебных грязей. Содержание БП в эстонских лечебных грязях не-
