CC BY
43
ПРИКЛАДНАЯ ХИМИЯ И ХИМИЧЕСКАЯ ТЕХНОЛОГИЯ
УДК 543.257.063
М. И. Евгеньев, И. И. Евгеньева, П. Е. Белов ПЕРСОНАЛЬНЫЕ ПАССИВНЫЕ ХИМИЧЕСКИЕ ДОЗИМЕТРЫ ДЛЯ ОПРЕДЕЛЕНИЯ ЭКСПОЗИЦИИ ТОКСИЧНЫХ АМИНОСОЕДИНЕНИЙ В ВОЗДУХЕ
Разработаны персональные пассивные химические дозиметры для определения ароматических аминов и гидразинов в воздухе, основанные на хемосорбционном концентрировании веществ. Предел обнаружения токсикантов составляет 3-10 мкг/м3.
Существующие системы мониторинга загрязнителей окружающей среды обычно предназначены для определения токсичных веществ в фиксированных местах, в конкретное время проведения анализа, не позволяют оценивать интегрированное воздействие токсиканта на человека и биотическую составляющую, они дорогостоящи и требуют больших затрат времени [1,2].
В последнее десятилетие для мониторинга органических и неорганических загрязнителей воздушной среды (жилых и служебных помещений, атмосферного воздуха), начал использоваться новый подход, известный как пассивная дозиметрия [3].
При пассивной дозиметрии измеряется средневзвешенная концентрация токсикантов за период применения пассивного дозиметра (ПД), который может непрерывно функционировать в течение нескольких часов и даже нескольких месяцев. В результате требуется ограниченное число анализов и уменьшается стоимость аналитических процедур, снижается вероятность распада определяемого вещества в процессе отбора и транспортировки анализируемых образцов. Можно отметить простоту конструкции и использования ПД, отсутствие потребности в электричестве. Поэтому ПД удобны для использования при региональной оценке качества воздуха или вод, выявлении зависимостей «экспозиция-доза-эффект». С учетом объема вдыхаемого воздуха и коэффициентов абсорбции токсиканта с их помощью можно оценить дозу и соответственно риск токсикации и канцерогенеза. В случае ариламинов результаты дозиметрии эквивалентны содержанию в организме таких биомаркеров, как аддукты аминосоединений с гемоглобином (мера токсикации организма человека) [4-6].
Пассивные химические дозиметры функционируют за счет селективного сорбционного накопления следовых количеств определяемых веществ на сорбенте в течение длительного времени (рис. 1). Сконцентрированые на сорбенте токсиканты или их производные (в случае хемосорбции) определяют после их термодесорбции и десорбции растворителем различными вариантами хроматографии или спектроскопически. При известных операционных характеристиках ПД и времени его экспозиции в анализируемой среде рассчитывается средняя концентрация токсиканта и ее доза. Движущей силой процесса сорбционного концентрирования является градиент концентрации определяемого вещества (веществ) в окружающем воздухе и на поверхности сорбента. Перенос определяемого вещества к сорбенту происходит благодаря свободной диффузии в соответствии с законом
Фика.
В настоящее время известны ПД для определения ароматических углеводородов, галогенуглеводородов, озона, радона и окислов азота и серы в воздухе [3]. Из-за сложностей подбора селективных сорбентов и реагентов ПД для определения ароматических аминов и гидразинов не предложены. В то же время разработка устройств для определения их экспозиции чрезвычайно актуальна,
поскольку уже при
концентрациях более низких, чем ПДК, абсорбируясь в организме, они активируются до Ы-гидроксил-аминовых интермедиатов, которые в печени генерируют электрофильные арилнитрениевые ионы. Последние связываются с ДНК, провоцируя канцерогенез [5,6].
Концентрирование ароматических аминов и гидразинов за счет физической адсорбции неэффективно из-за склонности соединений к окислительным превращениям на поверхности сорбентов различной природы, в связи с этим выбран вариант хемосорбционного поглощения. Выбор реагентов для хемосорбционного концентрирования токсикантов из воздушной среды проведен на основании полученных ранее результатов по реакциям аминосоединений с электрофильными соединениями различных классов [7-10]. При этом учитывались реакционная способность использованных реагентов, селективность взаимодействия их с аминами и способность к редокс взаимодействиям, хромофорные свойства продуктов хемосорбции.
Концентрирование определяемых веществ на сорбенте происходит за счет химической реакции (пример гидразина):
N ^° ''Ы N ^° "Ы
О 2 N —^ ЫН —ЫН —^ ^—N° 2
N° 2 О 2 N
Изучены важнейшие операционные характеристики ПД, влияющие на возможность их использования в аналитических определениях: роль полупроницаемых
органосилоксановых мембран, эффективность хемосорбционного концентрирования токсикантов и десорбции производных определяемых веществ с сорбента для последующего ВЭЖХ определения, эффективная скорость хемосорбционного концентрирования, хемосорбционная емкость сорбента, влияющая на время экспозиции ПД и линейность отклика ПД на изменение концентрации токсикантов в воздухе. Кроме того, установлены цветометрические характеристики сорбентов, пределы обнаружения отдельных токсикантов и выявлена возможность интерференции других классов
Рис. 1 - Схема пассивного химического дозиметра для определения экспозиции токсичных веществ в воздухе: 1 - крышка; 2 - мембрана; 3 - диффузор; 4 -
сорбционный фильтр (сорбент); 5 - корпус
органических и органических веществ.
Эффективность хемосорбционного концентрирования Кс, как оказалось, зависит от основности аминосоединений и наличия заместителей в ароматическом кольце определяемых веществ, создающих стерические затруднения для гетерофазной реакции с реагентом на сорбенте. Величина Кс составляет 98% для анилина, 75% для 3,4-дихлоранилина, 95% для гидразина и 1,1-диметилгидразина, 85% для фенилгидразина. Эффективность десорбции производных Кр с сорбционного фильтра близка к количественной для всех соединений, степень их извлечения составляла 97 ± 3%.
Взаимная интерференция при определениях смеси ароматических аминов, а также влияние других классов органических веществ, типичных для воздушных сред, не обнаружены. Потенциальное влияние таких соединений, как алкиламины или аммиак, исключается за счет использования хроматографического разделения.
О и=---------------------.----------.---------------------.
О 5 10 15 20 25
С одержание N -метипанипина б е оздухе, мг/м
Рис. 2 - Влияние массы хемосорбированного ГМ-метиланилина от концентрации токсиканта в воздухе. Время экспозиции: 1 - 120 мин; 2 - 60 мин; 3 - 30 мин
Выявлена зависимость массы хемосорбированного на сорбционном фильтре ПД токсиканта от концентрации токсичных веществ в воздухе для широкого интервала концентраций (рис. 2). Для всех соединений наблюдается зависимость массы
хемосорбированного на сорбционном фильтре токсиканта от времени экспозиции ПД в
атмосфере, содержащей ароматические амины (рис. 3).
Изучено влияние полупроницаемых органосилоксановых мембран на эффективность хемосорбционного извлечения токсичных аминосоединений из воздушных сред.
о н-----------1---------1--------1---------1--------1---------1
О 1.0 2.0 3.0
Время, час
Рис. 3 - Влияние времени экспозиции ПД в воздухе на количество производного дифениламина, обнаруженного методом ВЭЖХ на сорбенте. Элюент - ацетонитрил:вода (75:25), X™ = 590 нм
Роль мембран в ПД заключается в избирательном (селективном) транспорте к сорбенту определяемых веществ. При этом мембрана должна препятствовать переносу к слою сорбента веществ, которые могут повлиять на хемосорбционное накопление аминосоединений, в первую очередь реакции гидролитической инактивации реагента парами воды по схеме КС1 + Н2О ® КОН [7]. Эта реакция может приводить к потере хемосорбционной активности слоя сорбента при длительной экспозиции ПД во влажной атмосфере. Уменьшить негативную роль гидролитической реакции можно за счет повышения концентрации реагента в слое сорбента или использования газопроницаемых мембран, обладающих гидрофобными свойствами и обеспечивающих хороший доступ всех определяемых соединений к слою сорбента.
Результаты исследования полупроницаемых мембран показали, что они уменьшают эффективную скорость хемосорбционного концентрирования веществ (ЦК.) на сорбционном слое в 5-10 раз. Лучшие результаты по селективности и скорости переноса определяемых веществ к сорбционному слою достигаются при использовании полупроницаемых мембран из сшитого поликарбонат-полидиметилметилвинилсилоксана с концевыми аллилфенольными группами и метакрилоксипропильными группами в силоксановой цепи и из несшитого поликарбонат-полидиметилсилоксана. В условиях,
когда величина ЦК. не превышает 14 мл/мин для относительно летучих соединений, применение полупроницаемых мембран приводит к понижению чувствительности отклика ПД на присутствие токсикантов в воздухе. В то же время существенного влияния влажности воздуха помещений на эффективность хемосорбционного накопления не зафиксировано. В связи с этим основная часть исследований выполнена с использованием диффузионного варианта ПД без полупроницаемой мембраны.
Эффективная скорость хемосорбции ЦВ. определяемых веществ установлена по методике, описанной в работе [7]. Она зависит от наличия заместителей в ароматическом кольце ароматического амина, летучести определяемых веществ. Величина ЦК. меняется от 14 мл/мин для 1,1-диметилгидразина до 6 мл/мин для толуидина (табл. 1). Значения ЦВ. использованы для расчета концентрации токсикантов в воздухе.
Таблица 1 - Операционные характеристики пассивных химических дозиметров для определения ароматических аминов и гидразинов в воздухе
Определяемое вещество Коэффициент диффузии, D10-2, см2/с Эффективная скорость хемосорбции, мл/мин ПрО, мкг/м3
Анилин 7,59 9,3 3
п-Хлоранилин 6,92 8,8 3
3,4-Дихлоранилин 6,44 8 3
Толуидин 6,97 5,9 5
М-Метиланилин 6,98 8,8 3
М,М-Диметиланилин 6,49 7,0 10
Дифениламин 5,39 7,6 10
Г идразин 18,26 10,8 3
1,1-Диметилгидразин 10,67 14,1 3
3
Определение токсикантов в воздухе при их содержанияи 0,05 - 30 мг/м возможно в результате сканирования цветометрических свойств слоя сорбента (интегральных интенсивностей красного, зеленого и синего цветов, рис. 4). При определении 1,1-диметилгидразина, например, обратная величина зависимости интегральной
интенсивности указанных цветов (1/ЯОБ) от концентрации токсиканта в воздухе выражается уравнением регрессии У = 1,311Х (мг/м3) + 0,042 (г = 0,995 при П = 12).
С использованием разработанного ПД определены содержания канцерогенных анилина, 4-хлоранилина и 3,4-дихлоранилина в атмосфере лаборатории и в комнате для курения без активной вентиляции (рис. 5). Присутствие анилина, 4-хлоранилина и 2,5-дихлоранилина в анализируемом воздухе подтверждено хроматографическим анализом их стандартной смеси (рис. 5, А) и методом добавок. С учетом эффективной скорости хемосорбции токсикантов проведена оценка средневзвешенной концентрации ароматических аминов в воздухе. Для исследуемых веществ она составила 9-30 мкг/м .
Ароматические амины образуются при курении за счет пиролиза аминокислот, содержащихся в табаке [11-12]. Определение анилина проведено после десорбции производных определяемых веществ хроматографическим методом (рис. 5, Б).
Средневзвешенная концентрация токсиканта в результате 6-часовой экспозиции ПД составила 15 мкг/м3. В проветриваемых помещениях (например, в атмосфере дискотек) концентрация ароматических аминов обычно достигает 10 мкг/м [13].
Рис. 4 - Зависимость интегральной интенсивности красного, зеленого и синего цветов слоя сорбента от концентрации дифениламина в воздухе
DAD1 A, Sig= 480,8 Ref = 700,50(FDOZ02S6.D)
Рис. 5 - Хроматограммы сорбатов, полученных после экспозиции пассивных химических дозиметров в атмосфере химической лаборатории (А) и табачном дыме (Б)
Экспериментальная часть
В работе использована система ВЭЖХ НР 1100 (Hewlett-Packard, FRG), включающая четырехканальный градиентный насос HPG1311A с дегазатором HPG1322A, инжектор Reodyne 5525 HPG1328A, термостат колонки G1316A, диодно-матричный HPG1315A и флуоресцентный HPG1321A детекторы с необходимым интерфейсом, 3D систему обработки результатов анализа ChemStation с программным обеспечением G2170AA. Разделение проводили на колонке Hypersil
ODS 4П250 с использованием предколонки Hypersil ODS 4*50 мм. Объем инжектируемой пробы составлял 20 мкл. Количественную обработку результатов хроматографических определений с различными вариантами детектирования осуществляли с использованием химической станции по площадям хроматографических пиков. Для оптимизации условий разделения использовано 3D представление хроматограмм в координатах «время - интенсивность сигнала - длина волны».
Полноту превращения аминов в производные, степень извлечения производных при экстракционном концентрировании определяли по результатам хроматографического анализа. Для этого использовали синтетически выделенные производные этих соединений.
Спектры поглощения соединений регистрировали на спектрофотометре СФ-26, кислотность растворов контролировали рН-милливольтметром MV-87S. Использовали устройство для фильтрования проб НФ-25 с тефлоновыми мембранами. В качестве побудителя расхода воздуха применяли электроаспиратор ЭА-30.
Использованы хроматографически чистые ацетонитрил и метанол (Криохром, Санкт-Петербург). Вода хроматографической чистоты получена на установке Simplicity 185. 4-Хлор-5,7-динитробензофуразан представлен доц. Ф.С. Левинсоном В качестве пористого носителя использованы активированные пластинки Silufol на основе силикагеля, иммобилизация БФЗ на нем
проводилась пропиткой носителя рассчитанным объемом ацетонитрильного раствора реагента.
Для создания паровоздушных смесей аминов использован герметичный бокс, в котором осуществляли испарение ацетонитрильного или метанольного растворов определяемых веществ с рассчитанным содержанием аминов. Однородность концентрации веществ в воздушной среде создавалась вентиляционной установкой. Градуировки концентрации определяемых веществ в боксе проводили хроматографическим методом с использованием поглотительных сосудов Рыхтера. Полноту хемосорбции определяли методом ВЭЖХ после десорбции производных метанолом и ацетонитрилом.
Работа выполнена при поддержке Международного научно-технического центра (ISTC project # 1891).
Литература
1. World Health Organisation. Updating and revision of the air quality guidelines for Europe. WHO Meeting Report 11-13 January 1993.
2. US EPA 1989. Risk Assessment guidance for pollutants, vol. 1. Human Health evaluation manual (pt A). Office of Emergency and Remedial Response. Washington, DC 20450. EPA/540/1-89/002.
3. Krupa S.V., Legge A.H. Passive sampling of ambient, gaseous air pollutants: an assessment from an ecological perspective. Environmental Pollution. 2000. V.107. P. 31-45.
4. ЕвгеньевМ.И., Дегтерев Е.В. // Хим-фарм. журн. 2003. Т.37. № 4. С. 3-8.
5. Kadlubar F. Carcirogenic aromatic amine metabolism and DNA adducts detection in humans. Int.
Symp. Princess Takamatsu Cancer Res. Fund. 1990. V. 21. P. 329-338.
6. Del Santo P., Moneti G., Salvadori M., Delle Rose A., Dolara P. Levels of the adducts of 4-ABP to hemoglobin in control subjects and bladder carcinoma patients. Cancer Lett. 1991. V. 60. P. 245-251.
7. Евгеньев М.И., Гармонов С.Ю., Евгеньева И.И., Горюнова С.М., Николаева Н.Г., Левинсон Ф.С. // Журн. аналит. химии. 1998. Т.53. № 2. С. 175-186.
8. Evgen'evM.I., Evgen'eva I.I., Levinson F.S. // J. Planar Chromatogr. Modern TLC. 2000. V.13. № 3. P.199-204.
9. ЕвгеньевМ.И., ЕвгеньеваИ.И. // Вестник ТО РЭА. 2001. № 3-4. C.80-88.
10. ЕвгеньевМ.И, Евгеньева И.И., Гармонов С.Ю., Исмаилова Р.Н. // Журн. аналит. химии. 2003. Т.
58. № 6. С. 804-810.
11. Pieraccini G., Lucery F., Moneti G. A new gas chromatographic-mass spectrometric method for the analysis of primary aromatic amines in main and side-stream cigarette smoke. Rapid Comm. Mass Spectrom. 1992. V. 6. P. 406-409.
12. Ronco G., Vineis P. hemoglobin adducts formed by aromatic amines in smokers: sources of interindividual variability. British J. Cancer. 1990. V. 61. № 4. P. 534-537.
13. Palmiotto G., Pieraccini G., Dolara P., Moneti G. Determination of the levels of aromatic amines in indoor and outdoor air in Italy. Chemosphere. 2001. V. 43. № 3. P. 355-361.
© М. И. Евгеньев - д-р хим. наук, проф. каф. аналитической химии, сертификации и менеджмента качества КГТУ; И. И. Евгеньева - канд. хим. наук, доц. той же кафедры; П. Е. Белов - аспир. той же кафедры.
