CC BY
5
5. Рослый И. М., Ролин А. Р., Козлов А. В. и др. // Бюл. 7. Сургутанова Т. А. // Экстремальные состояния организ-экспер. биол.— 1987.— № 6.— С. 672—674. ма, скорая и неотложная медицинская помощь.— Ро-
6. Санина О. Л., Бердинских Н. К. // Вопр. мед. химии.— стов-н/Д,— 1986.— С. 74—75.
1986,— № 5.— С. 7—14. Поступила 27.12.91
© В. Д. ЧМИЛЬ. 1993 УДК 614.71 /.73-074:543.544
В. Д. Чмиль
ИСПОЛЬЗОВАНИЕ ХРОМАТОГРАФИЧЕСКИХ ПАРАМЕТРОВ ДЛЯ ПРОГНОЗА ТОКСИЧНОСТИ ВЕЩЕСТВ И ИХ СУДЬБЫ В БИОСФЕРЕ
Украинский НИИ экогигиены и токсикологии химических веществ им. Л. И. Медведя, Киев
Установление связи между строением и свойствами веществ является основополагающим принципом для направленного поиска биологически активных соединений и, в частности, пестицидов. Количественные соотношения между структурой и действием лежат в основе понимания механизмов токсического действия изучаемых соединений [1, 3, 8].
Наибольшее распространение для изучения связи между строением и биологической активностью лекарственных препаратов, пестицидов, канцерогенных и других веществ получили методы, основанные на полуэмпирических линейных соотношениях между свободной энергией процесса и физико-химическими параметрами биологически активного соединения (модель Ханча и соавт.) [17] и на различных квантовомеханических моделях [14].
В основе модели Ханча лежит предположение о наличии корреляционной зависимости между параметрами, определяющими биологическую активность, и физико-химическими параметрами соединений в гомологических рядах; причем фи-зико-химические параметры рассматриваются как независимые переменные. В качестве физико-химических параметров используются величины, характеризующие гидрофобные (логарифм коэффициента распределения соединения между водой и октиловым спиртом — Р), электронные (константы Гаммета) и стерические (константа Тафта) свойства молекул биологически активных соединений [15, 19].
Опубликован ряд работ, в которых в качестве параметра гидрофобности используются другие величины, характеризующие липофильные свойства молекулы, например величина параметра в тонкослойной хроматографии /? п [18, 20], время удерживания соединения в высокоэффективной жидкостной хроматографии [21], логарифмический индекс удерживания в газожидкостной хроматографии [2] и т. п. Однако следует заметить, что хроматографические параметры являются величинами, которые характеризуют межмолекулярные взаимодействия в системах сорбат — сорбент с учетом не только гидрофобных, но и электронных и стерических свойств молекулы сорбата [12, 13]. В связи с этим при изучении связи между строением и биологической активностью соединений хроматографический параметр может рассматриваться как суммарный показатель, характеризующий гидрофобные, электронные и стерические свойства молекулы.
В настоящей статье возможность использова-
ния такого подхода для прогноза токсичности пестицидов и их поведения в окружающей среде прослежена на примерах хлоралканкарбоновых (ХАК) и хлорфеноксиалканкарбоновых (ХФАК) кислот, замещенных фенилмочевин, хлор- и нитро-фенолов, производных симм-триазина, карбамино-вой и тиокарбаминовой кислот. Количество соединений в изучаемых рядах, используемое для получения соответствующих корреляционных уравнений, обусловливалось наличием данных о токсических параметрах веществ и их поведении в биосфере.
Прослеживаются зависимости между величинами, характеризующими биологическую активность ХАК- и ХФАК-кислот, и величинами, характеризующими их взаимодействие с сорбентом в условиях тонкослойной (распределительной — /?[и адсорбционной — Ц^) хроматографии. В гомологических рядах исследуемых соединений наблюдаются симбатные изменения величин и 1дЬ05о для крыс: увеличение электронной плотности на атоме кислорода карбонильной группы приводит к увеличению токсического действия соединения. В результате количественного регрессионно-корреляционного анализа получена следующая зависимость между величинами и для ХФАК-кислот:
1.050=2,541+0,614/?Р (л=6, г=0,922).
На величину биологической активности гербицидов оказывают влияние не только электронные, но и стерические эффекты. Во всех случаях 2,6-за-мещенные ХФАК-кислоты обладают более низкой биологической активностью [7]. Наличие двух заместителей в ортоположениях бензольного кольца молекул ХФАК-кислот, по-видимому, создает затруднения для вращения алкоксикарбонильной группы и приводит к ослаблению взаимодействия соединения с субстратом. Аналогичным образом происходит изменение взаимодействия с сорбентом: 2,6-замещенные ХФАК-кислоты обладают пониженной сорбционной способностью [11].
Такие же зависимости прослеживаются и в ряду ХАК-кислот. а,а-Дихлопропионовая кислота обладает более сильным гербицидным действием, чем трихлоруксусная кислота [7]. В то же время величины к" этих кислот составляют соответственно 0,42 и 0,66, т. е. последняя более слабо взаимодействует с сорбентом.
Сравнение параметров, характеризующих токсическое действие замещенных фенилмочевин, с величинами И* показало, что в том случае, когда рядом с адсорбционным центром в молекуле (кар-
бонильной группой) находится метокси-группа (гомологический ряд Ы-фенил-Ы'-метил^'-меток-симочевин), между величинами /?," и ЬБйо нет определенной зависимости. В случае же гомологического ряда Ы-фенил-Ы',Ы'-диметилмочевин между этими величинами имеется определенное соответствие: более сильное сорбционное взаимодействие приводит и к усилению токсического действия соединения:
Я/=6,498+0,0091,050 (п=6, /-=0,952).
Физиологическая активность фенолов в значительной степени определяется наличием в молекуле пространственно-доступной для различных взаимодействий ОН-группы. Наличие заместителей в ортоположениях бензольного кольца, способных к экранированию ОН-группы, значительно изменяет физиологическую активность соединения. Из изомерных хлорфенолов наименьшей активностью обладает орто-изомер [7]. 2,4,5-три-хлорфенол по физиологической активности превосходит 2,4,6-трихлорфенол. В хорошем соответствии с этим находится и изменение величин /?*: 2,4,5-трихлорфенол — 0,48, 2,4,6-трихлорфенол — 0,64, т. е. более слабо сорбирующееся соединение обладает и меньшей физиологической активностью.
Влияние пространственных эффектов на физиологическую активность хорошо прослеживается на примере нитрофенолов (табл. 1). Экранирование ОН-группы разветвленным алкильным радикалом приводит к уменьшению токсического
Таблица I
Хроматографические н токсикологические параметры нитрофенолов и нитрофенольных соединений
Соелиненне
Структурная формула
ЬР». мг/кг
днок
ОН
30 0,61
Диносеб
Аретит
Акрекс
Каратан
Шг ОСОСНт,
50 0,81
55 0,57
Ж>г
(¡ХХЮСНрН^ 140 0,73
¡(СН^НС^
ОСОСН=СНСНз °гн—{:уг ен3сн(снг) 5 сн3
V
МО,
980 0,82
Таблица 2 Величины К" и сроки инактивации гербицидов в почве
Соединение Сроки инактивации, дни
2,4-Дихлорфеноксиуксусная кислота 0,50 14
2-Метил-4-хлорфеноксиуксусная кислота 0,54 70
2,4,5-Трихлорфеноксиуксусная кислота 0,58 270
действия диносеба по сравнению с денитроорто-крезолом (ДНОК). В то же время экранирование приводит и к ослаблению взаимодействия соединения с сорбентом.
Этерификация нитрофенолов приводит к снижению токсичности в ряду аретит>акрекс>кара-тан. В согласии с этим находится и изменение величин /?*: более сильное взаимодействие с сорбентом — более сильное токсическое действие.
Получена следующая зависимость между величинами СЬ50 хлорфенолов для рыб и У?*:
/?/а=55,4 —3,21дСЬ50 (л=5, /-=0,97). При использовании этого уравнения для прогноза параметров СЬбо хлорфенолов, не вошедших в выборку, получены следующие величины: 4-хлор-фенол — 1,99, 2-метил-4-хлорфенол — 1,86, 2,3,4,6-тетрахлорфенол — 0,95.
Для гомологического ряда эфиров тиокарбами-новой кислоты зависимость между величинами
и [^Обо для крыс описывается следующим уравнением:
/?1 = 20,059+0,025 Ю5о (я = 6, г=0,70).
Определенная симбатность наблюдается и между величинами и ЬО50 для производных симм-триазинов:
=31,393+0,003 Ь05о (л=П, /-=0,415).
Т^.ким образом, более сильному сорбционному взаимодействию соответствует и усиление биологической активности соединения.
Прослеживается связь также между молекулярной структурой пестицидов, их хроматографиче-скими параметрами и поведением в окружающей :реде.
Найдена корреляционная зависимость (г= =0,952) между хроматографическими параметрами и сроками инактивации гербицидов в почве [9] — табл. 2: более сильному сорбционному взаимодействию гербицида соответствует и более быстрая инактивация его в почве.
В согласии с изменением величин У?* замещенных фенилмочевин находятся величины периода полураспада их в почве [6] — табл. 3: более
Таблица 3
Величины А"и период полураспада замещенных фенилмочевин в почве
Соединение Период полураспада, мес
15 "С 30 "С
Диурон 7,0 5,5 0,41
Монурон 5,0 4.1 0,34
Фенурон 4,5 2,2 0,28
Теноран 3,0 1,0 —
Таблица 4
Величины Щ и подвижность в почве производных симм-триазина
Соединение
^•100
Подвижность в почве, си
Аметрин
Тербутрин
Прометрин
Си мази н
Атразин
Пропазин
43
53
54 32 42 52
7
0—2 3—4 5 10 5
сильное сорбционное взаимодействие способствует более быстрому разложению гербицида в почве.
Установлено, что хлорфенолы с атомами хлора в пара-положении бензольного кольца быстрее разрушаются в почве, чем хлорфенолы, имеющие атомы хлора в орто- и мета-положениях [5]. Это также находится в соответствии с изменением величин хлорфенолов: более сильное сорбционное взаимодействие пара-изомеров обусловливает и ускорение их разложения в почве.
Метокси-симм-триазины сильнее адсорбируются почвой, чем хлор-симм-триазины [6]. В случае адсорбционной тонкослойной хроматографии ме-токси-симм-триазины и сильнее взаимодействуют с адсорбентом, чем хлор-симм-триазины (табл. 4). Атразин обладает большей подвижностью в почве, чем симазин, но и величина Я* атразина больше величины /?/ симазина [6]. Период полураспада аметрина и атразина в почве на 15°С одинаков и составляет 6 мес |6|; одинаковы и величины И? этих соединений.
При использовании хроматографических параметров для прогноза поведения гербицидов в почве необходимо принимать во внимание и способность к гидратации этих соединений (величины растворимости в воде). Например, сорбция замещенных фенилмочевин почвенными коллоидами увеличивается в следующей последовательности [16]: фенурон < монурон ^ монолинурон < < диурон < линурон < хлороксурон. Однако и величины изменяются в таком же порядке (табл. 5). Несоответствие между изменением величин Л* и сорбцией почвой замещенных фенилмочевин, по-видимому, является результатом довольно значительных различий в величинах растворимости этих соединений в воде. Наибольшая подвижность в почве свойственна замещенным фенилмочевинам с наибольшими величинами растворимости в воде.
Таблица 5
Физико-химические и хроматографические параметры замешенных фенилмочевин
Соединение
^•10»
Подвижность в почве, см
1^1, почва
Растворимость в воде, мг/л
Которан
Диурон
Монурон
Фенурон
Дозанекс
Линурон
Монолинурон
Паторан
Малоран
57 39 32 27 22 94
93
94 93
0-3 10 27 11
0—3 9 6
0-2
0,46 0,26 0,44 0,69
0,17
0,31 0,14
90 42 230 3850 678 75 580 330 36
На необходимость учета величин растворимости пестицидов в воде при оценке их поведения в почве указывают и параметры, характеризующие поведение в почве эфиров карбаминовой и тиокарбаминовой кислот. Так, несмотря на то что карбарил обладает меньшей сорбционной способностью (/?'= 0,6) по сравнению с карбофура-ном (/?}'= 0,5), он слабее выносится с поверхностным стоком из почвы [6] вследствие меньшей растворимости в воде. Несмотря на то что эптам характеризуется большой сорбционной способностью (/?"= 0,5) по сравнению с триаллатом (/?;'=0,8), он обладает большей подвижностью в почве [6| вследствие большей растворимости в воде.
Хроматографические параметры пестицидов полезны не только при прогнозировании их поведения в почве, но и при прогнозировании возможного загрязнения этими соединениями других объектов окружающей среды и, в частности, водоемов. По-видимому, загрязнение воды водоемов будет минимальным при использовании соединений с низкими величинами /?" вследствие их прочной сорбции глинами и илом. В свою очередь инактивация пестицидов в почве протекает быстрее для соединений с низкими величинами что должно привести к уменьшению вероятности вторичного загрязнения.
Таким образом, хроматографические методы являются источником полезной информации, которая может быть использована не только при разработке методик определения остатков пестицидов, но и для прогноза биологической активности этих соединений и их судьбы в биосфере. При этом хроматографические параметры, как и другие физико-химические параметры, пригодны для прогноза только в гомологических рядах близких по структуре соединений [4, 10], что хорошо иллюстрируется примерами нитрофенолов и нитро-фенольных соединений, М'-метил-М'-метокси- и 1Ч',М'-диметилмочевин. Так как величина хрома-тографнческого параметра определяется суммой гидрофобных, электронных и стерических свойств молекулы, то в ряде случаев использование этого параметра облегчает нахождение количественных соотношений между структурой и действием, поскольку для расчетов не требуется полного набора не всегда доступных и гидрофобных, электронных и стерических констант изучаемых соединений.
Литература
1. Баренбоим Г. М.. Маленков А. Г. Биологически активные вещества. Новые принципы поиска,— М., 1986.
2. Есин М. С., Вигдергауз М. С. // Гиг. и сан — 1986.— № 5.-С. 61-62.
3. Жолдакова 3. И. Ц Там же,— 1987,—№ 8.—С. 9—13.
4. Красовский Г. //., Егорова Н. А.. Жолдакова 3. И. // Там же. 1979. №6. С. 7—11.
5. Манорик А. В., Маличенко С. В. Инактивация гербицидов в почве.— Киев, 1975.
6. Мельников Н. Н.. Волков А. М.. Короткова О. Н. Пестициды и окружающая среда. М., 1977.
7. Мельников Н. Н. Пестициды, Химия, технология и применение,— М., 1987.
8. Новиков С. М. // Гиг. и сан,— 1980,— № 10,— С. 16—19.
9. Разложение гербицидов. / Под ред. Г1. Керни, Д. Кауфмана: Пер. с англ.— М., 1971.
10. Румянцев Г. П., Новиков С. М. // Гиг. и сан - 1976. № 11.- С. 3—7.
11. Чмиль В. Д. // Журн. аналит. химии.—1980.—Т. 35, № 7,— С. 1326- 1334.
12. Чмиль В. Д. // Там же,— 1985,—Т. 40, № 3,—С. 500— 504.
13. Чмиль В. Д. // Там же.—№ 6.—С. 1076—1087.
14. Fernandez-Alonso J. I. Organic Molecular Studies by Semi-Empirical Methods. Quantum Mechanics of Molecular Conformations.— New York, 1976.
15. Hammell L. P. Physical Organic Chemistry.— New York, 1940.
16. Hance R. J. // Weed Res.- 1965,—N 5.—P. 98—107.
17. Hansch C„ Fujita T. 11 J. Amer. Chem. Soc.— 1964 — Vol. 86,— P. 1616—1626.
18. Steurbaut W. // J. Chromatogr.—1978,—Vol. 160.— P. 37—47.
19. Taft R. W. Separation of Polar, Steric and Resonance Effects in Reactivity. Steric Effects in Organic Chemistry.— New York, 1956.
20. Tombinson E. // J. Chromatogr.— 1975.—Vol. 113 — P. 1—45.
21. Valkr K. II J. Liquid Chromatogr.—1987,—N 8—9.— P. 1663—1686.
Поступила 1004.92
© КОЛЛЕКТИВ АВТОРОМ, 1993 УДК 614.76:669.2/.8| -07
А. Н. Бессмертный, Н. В. Гринь, А. М. Дуди/с
ЭКОЛОГО-ГИГИЕНИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА ПРОМЫШЛЕННЫХ ВЫБРОСОВ ЗАВОДА ЦВЕТНЫХ
СПЛАВОВ
Донецкий медицинский институт им. М. Горького
Предприятия по выпуску и переработке цветных сплавов при современной организации технологических процессов и методов улавливания вредных выбросов представляют серьезную угрозу для окружающей среды и здоровья населения. Исследования с целью эколого-гигиенической оценки выбросов завода цветных сплавов, расположенного в Донецке, включали несколько этапов: оценка зоны загрязнения атмосферного воздуха вокруг предприятия; геохимическое картирование территории; оценка показателей состояния здоровья детей, проживающих в зоне влияния атмосферных выбросов.
На предприятии имеются два основных производства: бронзово-латунное и фосфористой меди. В качестве сырья используется лом цветных металлов, первичные металлы в виде чушек и флюсы (криолит, флюорит, кварцит, ферросицилий).
Изучение загрязнения атмосферного воздуха Донецким заводом цветных сплавов проводили методом подфакельных наблюдений и исследованием снеговых проб. При изучении атмосферного воздуха под факелом выброса в течение 2 лет выявлено превышение ПДК на разных расстояниях от завода по всем изучаемым ингредиентам (табл. 1).
Рассчитан комплексный показатель загрязнения атмосферного воздуха (Р). В 1-й зоне (до 300 м) он равен 8,05, во 2-й (до 500 м) — 8,1, в 3-й (до 1000 м) —6,7, в контрольной зоне, расположенной в том же населенном пункте,— 5,8.
С целью характеристики загрязнения атмосферного воздуха соединениями металлов были изучены снеговые пробы на содержание 12 микроэлементов. Контролем служил снежный покров почвы сельской местности на расстоянии 100 км от про-
мышленных центров. Определение металлов в пробах проводили спектральным методом. Рассчитан коэффициент концентрации, который определяется отношением реального содержания химических
элементов в снеге (С) к фоновому (Сф): К= —.
Сф
Установлено повышенное содержание в атмосферной пыли крупного промышленного центра всех изученных микроэлементов. На значительное содержание в выбросах завода цветных сплавов свинца, меди, олова, цинка указывало снижение содержания этих металлов в пробах по мере удаления от завода (табл. 2).
В результате изучения химического состава пыли, выбрасываемой в атмосферный воздух заводом по производству цветных сплавов и геохимического картирования территории, установлено, что исследуемые элементы по степени воздействия на окружающую среду четко разделяются на 3 группы.
1. Элементы-загрязнители окружающей среды: кадмий, олово, ртуть, свинец, цинк, индий, медь, сурьма, бериллий, молибден, серебро, висмут, вольфрам, бор, мышьяк, марганец, таллий, фтор. Развитие технологических процессов в районе воздействия на природную среду названного предприятия ведет к непрерывному накоплению в почвах перечисленных химических элементов.
2. Химические элементы, не оказывающие вредного воздействия на окружающую среду, так как они содержатся в концентрациях, близких или одинаковых с уровнями их природного фона. К этой группе относятся ванадий, лантан, никель, германий, кальций, алюминий, цезий, фосфор, литий.
3. Химические элементы, оказывающие обрат-
Таблица 1
Кратность превышения ПДК в зоне влияния атмосферных выбросов завода цветных сплавов
Расстояние, Пыль Окись Сернистый Двуокись Сероводород Фтористый Хлористый Свинец
м углерода ангидрид азота водород водород
300 1,56 3,1
500 1,38 3,3
1000 1,14 3,3
2000 1,39 2,8
4,4 0,95 8,4
3,2 1,1 6,4
1,6 1,1 6,1
3,2 0.7 8,3
8.6 18,7 4,0
7,2 13,3 6,7
4,8 13,2 2,7
2,6 8,0 1,0
