CC BY
16
в то время как при дозе 10 мг/кг частота аберраций была не более 1,38 %.
В связи с тем что фосфатшлак содержит относительно большое количество кальция (около 47 %), нами были изучены процессы окостенения скелета эмбрионов белых крыс. Проведенные исследования не выявили изменений в процессах формирования скелета.
Анализ результатов экспериментов по изучению отдаленных последствий воздействия фосфат-шлака на теплокровных животных позволил установить, что максимальная недействующая доза находится на уровне 10 мг/кг, пороговая— 20 мг/кг.
С целью оценки кожно-раздражающего и аллергического действия фосфатшлака были поставлены опыты на морских свинках. Результаты эксперимента позволили установить, что фосфат-шлак в дозах 50 и 10 мг/кг не обладает кожно-раздражающим и аллергическим действием.
Таким образом, дозу 10 мг/кг можно считать безвредной для теплокровных животных.
Для установления ПДК фосфатшлака в почве были проведены опыты по изучению миграции компонентов фосфатшлака в контактирующие с почвой среды (вода, воздух, растения), влияния на общесанитарный показатель вредности почвы, активности ферментов почвы.
Для изучения воздушно-миграционного показателя были использованы дозы фосфатшлака 375, 500, 625 мг/кг. Результаты исследований показали, что в нормальных условиях компоненты фосфатшлака не переходят из почвы в атмосферный воздух. В экстремальных условиях (50 °С) только при дозе 625 мг/кг в воздухе были обнаружены фосфор и марганец в следовых количествах.
При изучении миграции компонентов фосфатшлака из почвы в растения были поставлены как вегетационные, так и полевые опыты. В вегетационных опытах использовались редис, зеленый лук, картофель. В сельскохозяйственной практике фосфорные удобрения используют в дозах 90, 120 и 150 кг/га (в пересчете Рг05), что для фосфатшлака соответствует дозам 900 кг/га (375 мг/кг), 1200 кг/га (50 мг/кг), 1500 кг/га (625 мг/кг). Нами были изучены именно эти дозы (содержание фосфора 10 %). В золе зеленой массы растений атомно-абсорбционным методом определили содержание фосфора, кальция, магния, железа и марганца. Наибольший уровень накопления фосфора и кальция обнаружен в картофеле при дозе фосфатшлака 625 мг/кг. Это растение было выбрано в качестве фитотеста.
Полевые опыты были поставлены на черноземе при внесении фосфатшлака в дозах 375, 500, 625 и 1000 мг/кг. Химический анализ клубней картофеля показал, что при дозах 375 и 500 мг/кг содержание фосфора, кальция, магния, железа, меди, алюминия не отличалось от контроля, а при дозах 625 и 1000 мг/кг отмечалось достоверное увеличение накопления этих элементов в клубнях.
Недействующая доза по транслокационному показателю составила 500 мг/кг (1200 кг/га).
Для изучения общесанитарного показателя вредности почв проведены санитарно-химические и санитарно-бактериологические исследования, а также изучена ферментативная активность почвы.
При содержании в 1 кг почвы фосфатшлака в количествах 38, 50, 150, 375, 500, 625 и 1000 мг изменения процессов аммонификации и нитрификации не обнаружено.
Результаты исследований показали, что фосфат-шлак в дозе 500 мг/кг и ниже не влияет на микробиологические показатели (число кишечных палочек, Cl. perfringens, грибов и общее количество бактерий), а при дозе 625 и 1000 мг/кг вызывает гибель более 50 % микроорганизмов. Фосфатшлак ни в одной изученной дозе (даже в максимальной — 1000 мг/кг) не влияет на активность ферментов почвы (каталазы, инвертазы).
Изучение общей радиоактивности фосфатшлака показало, что максимальные значения радиоактивности находятся на уровне фона (2,74 • Ю-8 Ки/кг) По степени опасности фосфатшлак можно отнести к 3-му классу опасности (умеренно опасные вещества).
Лимитирующим показателем для фосфатшлака являются транслокационный и общесанитарный. ПДК фосфатшлака КарМК в почве составляет 500 мг/кг (1200 кг/га).
Литература
1. Гончару/с Е. И., Сидоренко Г. И. Гигиеническое нормирование химических веществ в почве.— М., 1986.
2. Кривовязов Е. Л., Пархуць И. Н. // Химизация сельск. хоз-ва,— 1990,— № 5,— С. 54—55.
3. Методические рекомендации по гигиеническому обоснованию ПДК химических веществ в почве.— М., 1982.
4. Перелыгин В. И.. Павлов В. Н., Плугин В. П. // Гиг. и сан.— 1988,- № I,— С. 13—16.
Поступила 14.08.91
Summary. Phosphate slag MAC in the soil was accepted at the level of 500 mg/kg by the common sanitary and translocation (from the soil to plants) indexes. The phosphate slag had some emryotoxic effects, its threshold dose was at the level of 100 mg/kg. Maximum noneffective doze was 10 mg/kg in experiments on animals.
© т. Л. ЛЕБЕДЕВА. 992 УДК 613.471:814.48
Т. Л. Лебедева
О СПОСОБАХ ДЕЗИНФЕКЦИИ ВОДЫ В ПЛАВАТЕЛЬНЫХ БАССЕЙНАХ
(обзор)
ВНИИ гигиены водного транспорта Минздрава СССР, Одесса
Плавательные бассейны представляют собой ляются обязательными, независимо от назначения, объекты коллективного пользования, поэтому ме- типа бассейна и контингента его посетителей [13]. ры профилактики инфекционных заболеваний яв- Основным источником возможного инфицирова-
3 Гигиена и санитария № 3 —17—
ния посещающих бассейн является вода, которая может быть загрязнена вирусами [6], амебами [19], стафилококками [46], стрептококками [36], синегнойной палочкой [26], энтерококками [3], дерматофитами [39] и др. Поскольку поступающая в бассейн из централизованного водопровода вода должна соответствовать требованиям, предъявляемым к питьевой воде, регистрируемое ухудшение ее санитарно-бактериологиче-ских показателей может быть обусловлено 2 основными причинами: смывом с кожи или слизистых микроорганизмов и реактивацией ослабленных или поврежденных микроорганизмов при наличии легкоусвояемых органических соединений в воде. Обеспечение эпидемической безопасности воды плавательных бассейнов должно достигаться применением адекватных схем водоподготовки и эффективным обеззараживанием.
Цель данной работы — анализ методических документов санитарного законодательства и данных литературы по применению различных способов дезинфекции воды в плавательных бассейнах.
Применяемые способы дезинфекции должны обеспечивать эпидемическую безопасность воды, а используемые вещества — существенно не изменять санитарно-химические показатели ее качества и не оказывать сильного раздражающего действия на кожу и слизистые людей.
Чаще всего для обеззараживания воды плавательных бассейнов применяют газообразный хлор и его производные. Бактерицидный эффект хлорирования зависит от начальной дозы хлора и продолжительности сохранения его некоторой остаточной концентрации [14]. Для обеззараживания воды поверхностных источников применяют дозу хлора 2—3 мг/л, для подземных вод — 0,7—1,0 мг/л, время контакта составляет от 30 мин до 2 ч. Концентрация остаточного хлора в воде плавательных бассейнов должна составлять 0,5—0,7 мг/л [13]. Однако эта концентрация не обеспечивает предотвращения вторичного бактериального загрязнения воды [44]. В связи с этим предлагается применение хлор-препаратов в дозе, обеспечивающей концентрацию остаточного активного хлора в пределах 1,0— 1,7 мг/л [19]. Использование хлорпрепаратов не> всегда позволяет достигать эпидемической безопасности воды, что связано с развитием хлор-резистентной микрофлоры [43]. Изучение резистентности условно патогенной микрофлоры к хлорпрепаратам показало, что по степени снижения устойчивости микроорганизмы можно распределить следующим образом: Citrobacter, Pseudomonas, Proteus, Acinetobacter, Calcoaceticus, Cleb-siela, Enterobacter. В каждой группе микроорганизмов от 1 до 11 % штаммов обладает повышенной резистентностью [18].
Использование хлорпрепаратов для обеззараживания воды плавательных бассейнов может сопровождаться миграцией хлора в зону дыхания [ 1 ], где его уровень порой достигает концентраций 1 — 10 мг/м3 [7]. Применение "хлорпрепаратов, содержащих связанный хлор (хлорамины, дихлорантин), снижают'миграцию хлора в воздух [7, 10].
Недостатком хлорирования, помимо вышеизложенного, является способность хлора взаимодействовать с органическими веществами, присутст-
вующими в воде [5]. При этом токсичность образующихся хлорпроизводных может значительно превышать токсичность исходных веществ [5, 20, 51]. Наличие галогенсодержащих соединений (ГСС) в воде и воздухе плавательных бассейнов может создавать определенную угрозу здоровью [30, 32]. Различия концентраций и преобладающих форм ГСС, обнаруживаемых в воде плавательных бассейнов [16, 34, 47], обусловлены спецификой обработки воды и качеством воды в разных населенных пунктах. Показано, что интенсивность образования ГСС зависит от используемого хлорпрепарата [33, 51], рН, температуры, содержания гуминовых и фульвокислот [4, .5]. Медь, используемая для предотвращения «цветения» воды [19], катализирует образование ГСС. В зависимости от формы меди концентрация хлороформа в воде бассейна изменяется в 6—8 раз. Процесс образования ГСС интенсифицируется на поверхности гранулированного активного угля [28].
Хлорпрепараты, помимо влияния на остаточные количества органических загрязнителей воды, могут увеличивать в воде концентрацию некоторых ионов. Применение гипохлорита натрия, получаемого электролизом поваренной соли, ведет к увеличению концентрации хлоридов с 13—25 до 350—1100 мг/л [1]. Применение гипохлорита кальция может приводить к увеличению концентрации кальция в воде плавательных бассейнов, вызывая повышение жесткости воды и снижение обеззараживающего действия хлора [5].
Помимо хлорирования, для обеззараживания воды плавательных бассейнов в нашей стране разрешено использование препаратов брома [8, 13]. Поскольку окислительная и дезинфицирующая активность брома ниже, чем у хлора [5], необходима его более высокая остаточная концентрация в обеззараживаемой воде. Бромирова-ние эффективнее хлорирования воздействует на энтеровирусы [35]. Показано, что на дибромантин, рекомендуемый для обеззараживания воды в бассейнах [8, 13], оказывает влияние окисляемость воды. Поэтому имеет смысл чередовать бромиро-вание с хлорированием, т. е. через 4—5 дней применения дибромантина обеззараживать воду в течение 1—2 дней хлорпрепаратами. Невыполнение этого условия может привести к резкому ухудшению санитарно-бактериологических показателей качества воды плавательных бассейнов [7].
"По поводу раздражающего действия бром-препаратов на кожу и слизистые данные литературы противоречивы: одни исследователи считают, что бром в воздухе не мигрирует и практически не оказывает раздражающего действия [7], другие — что он вызывает не меньшее раздражающее действие, чем хлор [19].
Бром, как и хлор, способен образовывать с органическими веществами ГСС; при совместном присутствии этих дезинфектантов галогенирова-ние происходит предпочтительнее с бромом [21, 22, 31], концентрация бромоформа в воде плавательных бассейнов может достигать 1287 мкг/л [24].
Нормативно-законодательные документы, регламентирующие применение озона для обеззараживания воды плавательных бассейнов, в нашей стране отсутствуют. Однако в некоторых странах
он применяется для этих целей. Озон является самым сильным окислителем и обладает выраженным споро-, бактерио- и вирулицидным действием [37]. В литературе отсутствуют данные о существовании озонустойчивых микроорганизмов. Показана высокая эффективность озона в отношении синегнойной палочки [9], на которую не оказывают влияния даже очень большие дозы хлора — до 75—100 мг/л [12].
Недостатком озона является отсутствие эффекта последействия, поэтому озонирование рекомендуется сочетать с применением небольших доз других дезинфектантов [49].
Концентрация озона в воздухе, согласно принятым в нашей стране нормативам, должна быть не выше 100 мкг/м3. Показано, что при добавлении озона к воздуху помещений физическая нагрузка выполняется с меньшим напряжением фи-зиологиче^их функций, а восстановительный процесс активизируется, поэтому рекомендуется искусственное озонирование воздуха в концентрации не более 55 мкг/м3 [2]. Концентрация озона в воздухе выше 200 мкг/м3 вызывает раздражение слизистых, концентрация 120 мкг/м (средняя за 30 мин) не оказывает неблагоприятного действия на здоровье [41]. Озонирование воды бассейна, оборудованного в соответствии с [17], сопровождалось, как показали наши исследования, повышением концентрации озона в воздухе до 16 мкг/м3.
В литературе рассматривается возможность использования для обеззараживания воды плавательных бассейнов перекиси водорода и УФ-из-лучения. Данные по обеззараживанию воды этими методами противоречивы. Отмечается, что перок-сид обладает широким спектром действия (бактерицидным, фунгнцидным, овоцидным, спороцид-ным, вирулицидным) и высказывается мнение о необходимости замены им препаратов хлора [23]. В то же время другие авторы [29] считают перекись водорода непригодной для дезинфекции воды в плавательных бассейнах, так как эффект снижения содержания Е. coli на 99,9 % достигается только через 2 ч. Рекомендуется использование перекиси водорода для обработки питьевой воды [11 ]. В то же время другие авторы [27, 30] считают возможным применение этого метода только после проведения широких исследований влияния обработанной таким образом воды на организм, в том числе — изучения резорбции перекиси водорода через кожу и слизистые, ее мутагенных и канцерогенных свойств.
Использование УФ-излучения для обеззараживания воды плавательных бассейнов лимитируется повышенными требованиями к мутности и цветности обрабатываемой воды. Взвешенные и коллоидные вещества воды, рассеивая УФ-лучи, снижают эффективность ее обеззараживания [5]. При использовании УФ-излучения с длиной волны 253,7 нм наблюдается максимальный бактерицидный эффект, зависящий от интенсивности потока и видового состава микроорганизмов [42[. Доза 25 мВт-с/см2 освобождает воду от Entero-coccus faecium Е. coli, Ps. aeruginosa, Gitrobac-ter freundii, Klibsiella pneumoniae, для инактивации Enterobacter cloacae необходимо увеличение дозы до 33 мВт"С/см2 [40, 50]. За минимальную для обеззараживания воды, принята доза
УФ-радиации 16 000 мВт-с/см2. При таком потоке энергии не инактивируются только споры Bacillus subtil is, сахаромицеты и Sarcina lutes [42]. При УФ-обработке воды в соответствии с действующими в нашей стране требованиями достигнуто снижение содержания вируса полиомиелита на 90,9 %, при облучении 150-кратной дозой — 100 % [15].
Поскольку большинство дезинфектантов оказывает избирательное действие на различные микроорганизмы, ставится вопрос о необходимости сочетания различных дезинфектантов, так как при этом значительно расширяется спектр их действия [38]. Так, совместная обработка УФ-излуче-нием и перекисью водорода превышает по эффективности хлорирование [25]. Сочетание озонирования с галогенированием обеспечивает повышение эффективности обеззараживания, ибо после разрушения озона наблюдается эффект последействия [45, 48].
Таким образом, для обеспечения эпидемической безопасности воды плавательных бассейнов и сохранения здоровья посетителей бассейна необходима гигиеническая апробация нетрадиционных способов обработки. Основное внимание при этом должно уделяться сочетанию различных способов обеззараживания.
Литература
1. Головань Д. И., Толстопятова Г. В.. Сухненко Л. И. и др. // Гигиена населенных мест.— М., 1990.— Вып. 29.— С. 61—64.
2. Дмитриев М. Т.. Спиридонов Ю. Л.. М у раков А. П.. За-харченко М. П. // Гиг. и сан.— 1985.- № 2,— С. 12 14.
3. Инструктивно-методические указания по устройству, эксплуатации и санитарному контролю плавательных бассейнов с морской водой № 1437 — 76.— М., 1976.
4. Кульский Л. А., Строкач П. П. Технология очистки природных вод,— Киев, 1986.
5. Кульский Л. А., Гребенюк В. Д.. Савлук О. С. Электрохимия в процессах очистки воды.— Киев, 1987.
6. Леесмент Л. К.. Суби К. X.. Рауд Р. А. // Актуальные проблемы медицинской вирусологии.— М., 1985,— С. 108-109.
7. Методические указания к применению дибромантнна для обеззараживания воды плавательных бассейнов.— Киев, 1970.
8. Методические указания по применению дибромантнна для обеззараживания воды плавательных бассейнов.— М., 1979.
9. Методические рекомендации по дезинфекции озоном инфицированных синегнойной палочкой систем водоснабжения на судах.— Одесса, 1988.
10. Методические указания по обеззараживанию воды в плавательных бассейнах хлорированием в присутствии 5,5-ди-метилгидантоина.— М., 1988.
11. Миронец Н. В-, Савина Р. В.. Власова Л. П., Мартыщен-ко Н. В. // Гиг. и сан,— 1984,— № 3.— С. 86—87.
12. Рахманин Ю. А.. Стрикаленко Т. В.. Мокиенко А. В. и др. // Там же,— 1990.-- № 11.— С. 32—33.
13. Рекомендации по обеззараживанию воды, дезинфекции подсобных помещений и санитарному режиму эксплуатации купально-плавательных бассейнов.— М., 1975.
14. Рекомендации по санитарно-технической эксплуатации искусственных плавательных бассейнов.— М., 1972.
15. Русанова Н. А., Рябченко В. А. Ц Актуальные проблемы медицинской вирусологии,—М., 1985.
16. Рыжова И. Н., Филиппова А. В.. Михайловский Н. Я. и др. // Гигиенические аспекты опреснения воды.— Шевченко, 1988,—С. 181 — 183.
17. Станция кондиционирования воды в плавательном бассейне. Техническое описание и инструкция по эксплуатации. ТО 4906-075—001,—Одесса, 1991.
18. Трухина Г. М„ Соколова Н. Ф.. Иойриш А. Н., Смирнова М. Н. Ц Гиг. и сан,— 1985,— № 5,— С. 82—84.
19. Технические записки по проблемам воды / Бараке К., Бе-
3
— 19
бен Ж., Бернар Ж. и др.: Пер. с англ.— М., 1983,— Т. 2,- С. 688—699.
20. Штанников Е. В.. Луцевич И. Н. // Гиг. и сан,— 1982.— № 4,— С. 20-23.
21. Ali Mahmood. Riley J. P. 11 Water Res.— 1989,— Vol. 23, N 9.— P. 1099 - 1106.
22. Aulicino F. A.. Zirolamo J., Maneini L. // Boll. Soc. ital. Biol, sper.— 1990,— Vol. 66, N 6.— P. 575—580.
23. Baldry M. Z.C.. Fräser J. L. 11 Ind. Biocides.— Chichester, 1988,— P. 91 — 116.
24. Beech J. A., Draz R., Ordaz C.. Palomegne В // Amer. J. publ. Hlth. 1980,—Vol. 70, N I.— P. 79—82.
25. Crandall R. A. // J. environm. Hlth.— 1986,— Vol. 49, N 1,—P. 16—23.
26. Daudner L. К // Csl. Hyg.— 1989,— Vol. 34, N 6,— P. 331—337.
27. Dieter von Hermann H. // Z. Wasser- u. Abwasser-Forsch.— 1988,— Bd 21, N 4,— S. 140—144.
28. Jackson D. E., Larson R. A., Snoeying V. L. // Water Res.— 1987,— Vol. 21. N 7,— P. 849—857.
29. Jessen H.-J. // Z ges. Hyg.- 1984,— Bd 30, N 2,— S. 111 — 114.
30. Dowdy В.. Carlisle D.. Laseler J. Z. 11 Science.— 1975.— Vol. 187,— P. 75-77.
31. Heiz G. R„ Hgu B. Y. 11 Limnol. Oceanogr.— 1978.— Vol. 23. N 5.— P. 858—869.
32. Kanazawa S„ Filip Z. Ц Higiene.— 1987,— Vol. 184, N I.— P. 24—33.
33. Kamei Jasuku, Jambo Norihito, Kaneko Atsushi // J. Jap. Water Works Ass.—1989,—Vol. 58, N 2 — P. 21—29.
34. Kaminski L. V., Low E. // Forum Städte Hyg.— 1984.— Vol. 35, N 1,— P. 19—21.
35. Keswick В. H., Fujvoka R. S„ Loh P. C., Burbank N. C. // J. Water Pollut. Control Fed.— 1980,— Vol. 52, N 10.-P. 2581—2588.
© С. E. ДЕП УДК 615.917:1
В последнее время при гигиеническом нормировании промышленных ядов большое значение придается исследованиям их токсикодинамики, процессов распределения токсических веществ в организме и механизма действия, являющихся надежной основой для установления безопасного уровня воздействия [11]. Вместе с тем особенности токсикодинамики целого ряда веществ, нашедших широкое применение в народном хозяйстве, остаются малоизученными. До конца не выясненными остаются детали механизмов токсического действия органических соединений металлов. Характер последнего определяется разнообразными факторами, в число которых входят физико-химические свойства указанных соединений и их компонентов, биологическая значимость катионов и степень вовлеченности анионного компонента в метаболические процессы, особенности кинетики и механизмов их прохождения через организм (в немалой степени определяющие точки приложения — мишени повреждающего действия).
В настоящее время получает распространение
36. Larbrigi L. // Rrv. Sei. cand.— 1989,— Vol. 2, N 2,— Р. 295—306.
37. Lawrence У., Capelli F. P. // Sei. Total Environ.— 1977.— Vol. 7, N 2,- P. 99-108.
38. Lehmann R. H. // Ind. Biocides.— Chichester, 1988.— P. 68-90.
39. Macaigne F., Couprie В., Ripert C. // Bull, franc. Mycol. med.— 1990,— Vol. 19, N 2,— P. 225—228.
40. Martiny H„ Brust H, Rüden H // Z. Hyg.— 1990,— Bd 190, N 1—2.— S. 39—50.
41. Mücke W. // Ann. Inst, super, sanita.— 1990.—Vol. 25, N 2,— P. 197—201.
42. Ohren J. A., Wik J. // Water Supply.— 1986,— Vol. 4, N 3,— P. 69—79.
43. Ridway J. W. // Revival Injures Microbes.— London, 1984,— P. 373.
44. Rocheleau S., Desjardins R., Lafrance F., Briire F. // Sei. Techn. Hau.—1986.—Vol. 19, N 2.—P. 117—128.
45. Rook J. ].. Grass А. A., Van der Heijden B. G. Ц J. environm. Sei.— 1978,—Vol. А13, N 2,- Р. 91 — 116.
46. Salamah А. А. // Microbiologica.— 1990.—Vol. 13, N 3.— Р. 263—266.
47. Sceholer H. F.. Schopp D. // Forum Städte Hyg.— 1984,— Vol. 35, N 3,— P. 109—111.
48. Staheli T. // Gesundheitstechnik.— 1973.— Bd 7, N 10.— g 201-_208
49. Von Dneszelu // Water Res.—1981.—Vol. 15, N 7,— P. 803-804.
50. Zemke V., Podgorsek L., Schoenen D. // Zdl. Hyg. Umwelt-med.— 1990.- Bd 190, N 1-2,- S. 51—61.
51. Zierler S.. Feingold L., Danley R. A., Craun G. // Arch. . environm. Hlth.— 1988,— Vol. 43, N 2.— P. 195—200.
Поступила 16.08.91
представление о клеточных мембранах как уникальном месте проявлений токсических эффектов металлов [2]. Наши исследования токсикодинамики широко применяемых в различных областях народного хозяйства стеариновокислых солей бария, кальция, свинца и цинка были направлены в первую очередь на изучение их мембранотокси-ческого эффекта, как вероятного звена в механизме действия указанных веществ.
Исследования проведены на 320 беспородных самцах белых крыс массой 180—200 г, подвергавшихся однократной 4-часовой ингаляционной затравке стеаратами: бария в концентрациях 15,6; 40,5 и 79 мг/м3 (или соответственно 3,1; 8,1; 15,8 мг/м3 в пересчете на барий); кальция — 50, 75, 100 мг/м3 (или 3,2; 4,7; 6,3 мг/м3 в пересчете на кальций); свинца — 2,7; 15; 70 мг/м3 (или 1,38; 7,65; 35,7 мг/м3 в пересчете на свинец), цинка — 19,3; 55; 113,7 мг/м^ (или 1,9; 5,5; 11,4 мг/м3 в пересчете на цинк). Мембранотоксическое действие оценивалось по содержанию N-ацетилнейра-миновой кислоты [10], активности аланинамино-трансферазы (АЛТ), аспартатаминотрансферазы
Гигиена труда
IHEKA. К Н ХЛУС. 1992 S47.I3.0IS.07
С. Е. Дейнека, К. Н. Хлус СТЕАРАТЫ МЕТАЛЛОВ — НЕКОТОРЫЕ АСПЕКТЫ ТОКСИКОДИНАМИКИ
НИИ медико-экологических проблем Минздрава СССР, Черновцы
