CC BY
5
В условиях острого опыта расчетно-графическим методом установлено среднее время гибели животных (ЕТИ) |3], равное 30,2 ч. В условиях острого опыта наблюдалось поражение ЦНС и паренхиматозных органов.
Степень кумулятивности АНПО оценивали в полостром опыте на белых крысах. Испытаны '/ю. 'До и Чзы> 1-Ьм>, что соответствует 75, 15 и 3 мг/кг. Подопытная и контрольная группы (по 15 животных в каждой) делились на 2 подгруппы. Данные подострого опыта показали, что наиболее выраженные изменения возникали при воздействии АНПО в дозе, равной '/ю ЬО50 (75 иг/кг). Они заключались в изменении массы тела животных, морфологического состава крови, функционального состояния печени, почек, ЦНС, системы гипофиз — кора, надпочечников и нарушении окислительно-восстановительных процессов
Пороговая доза АНПО (15 мг/кг) вызывала нарушение ЦНС. Отношение среднесмертельной дозы к минимально действующей составило 50, т. е. АНПО обладает слабо выраженными кумулятивными свойствами |4).
Для изучения возможных отдаленных последствий влияния АНПО на организм проведены опыты по изучению его мутагенных 1 свойств. Цитогенетическнй анализ клеток костного мозга осуществляли метафазным методом: устанавливали наличие всех групп хромосом, учитывали геномные и хромосомные аберрации. Значительных отклонений от контрольных показателей не выявлено. АНПО в дозах 3 и 60 1мг/л не обладает цитогенетической активностью
В соответствии с методическими указаниями № 1943—78 [6] по формулам 15 и 31 рассчитаны возможные максимально недействующая и пороговая дозы, которые оказались равны соответственно 0,1 мг/кг (2 мг/л) и 1,05 мг/кг (21 мг/л)
Максимально недействующая доза в хроническом эксперименте (см. таблицу) составила 0,1 мг. Следует подчеркнуть, что экспериментально установленные предельно допустимые и максимальные недействующие дозы совпали с полученными расчетным путем.
Согласно методическим указаниям № 1943—78, АНПО можно отнести к IV классу — умеренно опасным веществам.
Кожно-резорбтивное действие АНПО изучали в соответствии с методическими рекомендациями № 2377—81 |7|. Для выявления факта резорбции амина через кожу определяли массу тела животных, суммационно-пороговый показатель (СПП), содержание витамина С в печени и почках, коэффициенты массы внутренних органов. Полученные данные показали, что АНПО не оказывает кожно резорбтивного действия, вследствие чего дальнейшие исследования в этом .направлении не проводились.
1 Исследования проведены при участии Л. В. Мирен-
кой.
При изучении сенсибилизирующих свойств при перораль-ном введении АНПО не выявлено аллергенных свойств у данного соединения.
Изучение эмбриотоксического действия АНПО3 дало следующие результаты. Дозы 0,1 и 1 мг/кг не влияли на воспроизводительную функцию самок; в опытных группах по сравнению с контрольной не выявлено различий и в числе плодов на 1 самку. Амнн в дозе 0,1 мг/кг не оказынал действия на пред-, постимнлантационную и общую гибель. В дозе же 1 мг/кг он вызвал статистически достоверное увеличение предимплантационной гибели эмбрионов и повлнчл на развитие зародышей, значительно увеличив их массу, коэффициент массы печени и уменьшив коэффициент массы сердца. Таким образом, эмбриотокснческое действие АНПО выявлено лишь при введении высокой (1 мг/кг или 20 мг/л) дозы, которая давала выраженный общетоксический эффект, что не позволяет говорить о специфическом действии на плод.
Комплексная оценка полученных данных позволяет рекомендовать в качестве ПДК изученного соединения 0,15 мг/л с лимнтирующим-*>рганолептическнм (привкус) показателем вредности и отнести АНПО к IV классу опасности.
Литература
1. Беленький М. Л. Элементы количественной оценки фармакологического эффекта. Л., 1963.
2. Красовский Г. Н. — В кн.: Вопросы санитарной охраны водоемов и санитарной техники. Пермь, 1973, с. 126— 131.
3. Красовский Г. Н., Егорова Н. А., Жолдакова 3. И. н др. — Гиг. и сан., 1982, № 7, с. 12—14.
4. Красовский Г. //., Королев А. А., Шиган С. А. — Там же, 1970, № 3, с. 83—88.
5. Мазаев В. Т. Гигиенические аспекты охраны водоемов при производстве и применении оловоорганическнх соединений. Автореф. дне. докт. М., 1978.
6. Методические указания по применению расчетных и экспресс-экспериментальных методов при гигиеническом нормировании химических соединений в воде водных объектов. М., 1979.
7. Методические рекомендации по изучению кожно-резорб-тивного действия химических соединений при гигиеническом регламентировании их содержания в воде. М., 1981.
Поступила 12.03.84
г Исследования проведены при участии В. В. Тороп-кова.
УДК в!4.777:в15.285.7|-07
О. О. Роотс
ИЗУЧЕНИЕ КИНЕТИКИ ТРАНСФОРМАЦИИ И ПРОЦЕССОВ
СОРБЦИИ ХЛОРОРГАНИЧЕСКИХ ПЕСТИЦИДОВ И ПОЛИХЛОРИРОВАННЫХ БИФЕНИЛОВ ПРИ ХРАНЕНИИ ПРОБ МОРСКОЙ ВОДЫ
Институт термофнзики и электрофизики АН Эстонской ССР, Таллин
Начиная с 70-х годов к таким распространенным в окружающей среде веществам, как ДДТ и его метаболиты ДДЕ и ДДД, прибавились полнхлорированные бифеннлы (ПХБ) —соединения с близкими физико-химическими свойствами. ПХБ характеризуются высокой термической и химической устойчивостью. В окружающей среде они более устойчивы, чем пестициды.
Научная информация о проведении и содержании этих соединений в природных водах при их совместном присутствии крайне ограничена и противоречива, что в большей
степени связано с несовершенством методик их определения в водных растворах [1—3,5).
Целью данной работы являлось изучение поведения ПХБ и хлорорганических пестицидов (ХОП) в водных растворах. Были выбраны 4 наиболее распространенных в морской воде вещества: 3 пестицида (п.п'ДДТ; п.п'ДДЕ и п.п'ДДД) и 1 бифеннл (хлофен А-50). Эти хлорорганнче-ские углеводороды добавляли в свежие пробы воды Балтийского моря (отобранные в октябре 1981 г. в южной части моря, соленостью 7,5 %о). Разделение взвеси не проводили.
За начальные концентрации для п.п'ДДЕ приняли 0,45 мкг/л, для п.п'ДДД —0,41 мкг/л, для и.п'ДДТ —0,39 мкг/л. для ПХБ (хлофена А-50)—0,25 мг/л и определяли их количество через 7, 14, 30. 105 и 640 сут после начала опыта (соотношение суммарного ДДТ:ПХБ 1:100—1:200). Пробы воды (500 мл) дважды экстрагировали н-гексаном (100 мл), а экстракт очищали концентрированное! серной кислотой или окисью алюминия.
Анализ выделенных из воды хлорорганнческих углеводородов сопряжен с определенными трудностями, так как ПХБ представляет собой смесь веществ с различной степенью хлорирования. На газовой хроматограмме бнфеннлов обычно имеется большое число пиков, из которых лишь часть совпадает с пиками пестицидов. Поэтому для разложения пестицидов (п.п'ДДД и п.п'ДДТ) пробу обрабатывали сначала 10 % раствором едкого кали в метаноле, а затем для разложения п.п'ДДЕ — раствором бнхромата натрия в уксусной кислоте с добавлением следовых количеств серной кислоты (п.п'ДДЕ разлагается на дихлорбензофенон). ПХБ не разлагается ни в концентрированных кислотах, ни в щелочах. Количественное определение п.п'ДДТ и п.п'ДДД проводили по разности высот пиков до и после дегидрохло-рнровання, а п.п'ДДЕ — до и после окисления с помощью хромовой кислоты [5]. Анализ ХОП и ПХБ осуществляли на хроматографе «Перкнн-Эльмер» модель 3920В с детектором электронного захвата по методике О Роте и Э. Пейкре |3] и A. Talvari и Н. Jankovski |6|. Твердым носителем служил газ — хром Qc неподвижными фазами ДС = 200+ОЕ—1 или QF—1+SF—96. Использовали стеклянную колонку длиной 2 м. Температура в испарителе, детекторе и колонке поддерживалась на уровне 220, 320 и 190"С.
В результате изучения поведения бнфеннлов и пестицидов при хранении проб воды установлено, что уже к концу 2-й недели концентрации их уменьшились на 70—80 %, что, по нашему мнению, связано с их сорбцией на стенках стеклянных сосудов и взвешенных веществах. Снижение концентрации пестицидов и бифенилов в сроки от 1 до 105 сут можно объяснить в основном сорбционными процессами. Для количественной оценки содержания ХОП и ПХБ в природных водах следует экстрагировать пробу сразу после отбора, используя полностью весь объем нефильтрованной пробы.
ПХБ химически весьма стабильны. Сравнение хромато-грамм, полученных в начале опыта и спустя 640 сут, позволило нам говорить о частичных потерях ннзкохлорирован-ных компонентов ПХБ. Некоторое фракционирование ПХБ происходит, по нашему мнению, из-за их испарения, а не разложения.
В промежуток времени от 105 до 640 сут обнаружены существенные изменения на хроматограмме пестицидов при температуре воды 20—22 °С. Наличие в пробах поды ди-хлорбензофенона или простейших бифенилов свидетельствовало о разложении п.п'ДДТ и п.п'ДДЕ [4]. Уменьшение концентрации пестицидов в период от 105 до 640 сут — ре-
зультат их разложения. После 640 сут подверглось разру- ^ шению 8—9,4% п.п'ДДЕ, 14—17% п.п'ДДТ и 18—21,6% п.пДДД от начлыюй концентрации (температура воды 20— 22 °С).
При сравнении хроматограмм, полученных при хранении проб пестицидов, бнфеннлов и бифенилов вместе с пестицидами после 640 сут хранения проб при температуре воды 20—22 °С существенных различий между двумя последними не обнаружено. Не определялись простейшие бнфеннлы, которые являются продуктами их разложения, кроме следовых количеств 4,4'-ПХБ Представляется вероятным, что при совместном присутствии в пробах воды бифенилов и пестицидов при изученных соотношениях бифенилы замедляют разложение и выделение пестицидов. Об этом свидетельствует то, что продуктов разложения пестицидов на хроматограмме не обнаружено. Присутствие пестицидов подтверждает хроматограмма, полученная после обработки пробы бифенилов и пестицидов раствором едкого кали в метаноле для разложения последних.
Выводы. 1. В морской воде пестициды типов п.п'ДДТ, п.п'ДДЕ и п.п'ДДД тесно связаны с высокохлорированны-мн бнфенилами (которые более стабильны и не подлежат разрушению в водной среде); последние замедляют разложение и выделение пестицидов при суммарном соотношении ДДТ:ПХБ 1:100—1:200. По-видимому, этим можно объяснить распространение пестицидов (ДДТ, ДДЕ, ДДД) »A природных водах Балтийского моря до сих пор, хотя нс-^ пользование ДДТ запрещено прибалтийскими странами с 1970 г.
2. Исчезновение пиков ПХБ с «коротким» временем задержки (после 640 сут) связано с их выделением (испарением), а не с разложением. Изменения в соотношениях между высотами 14 основных пиков ПХБ дают информацию о постоянстве процесса циркуляции их в морской воде. Полученные результаты носят предварительный характер и требуют дальнейшего многостороннего изучения.
Литература
1. Гигиенические критерии состояния окружающей среды. М.. 1980, т. 2.
2. Роотс О. О. — Гиг. и сан., 1982, № 10, с. 67—68.
3. Роотс О. О., Пейкре Э. — Изв. АН ЭССР. Химия, 1978, т. 27, № 3, с. 193—196.
4. Moilanen К■ W., Orosby D. G., Soderquist С. J. et al.— In: Environmental Dynamics of Pesticides. New York, 1975, p. 45—60.
5. Roots О.. Peikre E. — In: Conference of the Baltic Ocea,^ nographers. 13-th. Proceedings. Helsinki. 1982, v. "¿Г p. 604—616.
6. Talvari A.. Jankovski II. — In: Conference of the Baltic Oceanographers. 11-th. Proceedings. Rostock, 1978, v. 2, p. 543—549.
Поступила 20.02.84
УДК 614.777:(628.312:546.19] :574.635:574.64
С. А. Абдрашитова, Г. Г. Абдуллина
ТОКСИЧНОСТЬ ВЕЩЕСТВ, ОБРАЗУЮЩИХСЯ ПОСЛЕ ОКИСЛЕНИЯ МЫШЬЯКА МИКРООРГАНИЗМАМИ
Институт микробиологии и вирусологии АН Казахской ССР, Алма-Ата
Мышьяк (As) является ядом кумулятивного действия, и механизм его воздействия заключается в ингибировании процессов субстратного и окислительного фосфорнлирова-ния, а также блокировании SH-групп белков. В промышленных сточных водах концентрация его может достигать 1—2 г/л, хотя ПДК его в водоемах 0,005 мг/л. Наиболее токсичны соединения трехвалентного As (арсениты), но в природных субстратах встречаются микроорганизмы, способные развиваться в растворе, содержащем 1 г/л арсени-
тов, и в процессе метаболизма окислять арсениты в пятивалентную форму (арсенаты) [1].
Считается, что окисление микроорганизмами арсенитов в арсенаты может служить способом детоксикации клеткой более ядовитого трехвалентного As. A. Benson и соавт. [3] предполагают, что продукты, образующиеся в процессе бактериального окисления арсенитов, должны быть безвредными. Сведений о специальных исследованиях, посвященных этому вопросу, в литературе мы не встретили. ж
