CC BY
6
представляют собой промежуточные продукты. Учитывая высокую гигиеническую значимость альдегидов, контроль за загрязнением летучими органическими соединениями необходимо проводить с учетом не только конечных, но и промежуточных продуктов.
4. Установлено закономерное увеличение степени трансформации групп летучих углеводородов с ростом константы скорости реакции с озоном, которое определяется уравнением регрессионной зависимости в пределах констант от Ю-4 до 102 л/(моль • с).
Литература
1. Дмитриев М. Т., Кулеш Т. А., Растяшшков Е. Г. // Гиг. и сан. - 1987. - № 9. - С. 7-9.
2. Дмитриев М. Т.. Карташова А. В., Карта шов В. С. // Там же. - 1991. - № 5. - С. 8-11.
3. Исидоров В. А. Органическая химия атмосферы. — СПб., 1992.
4. Кондратьев В. И. Константы скорости газофазных реакций: Спраночник. — М.. 1970.
5. Красовицкая М. Л., Дмитриев М. Т., Кулеш Т. А.. Барихин С. Я. // Гиг. и сан. - 1984. - № 9. - С. 9-11.
6. Малышева А. Г, Растяшшков Е. Г. Ц Там же. — 1993. — № 6. - С. 52-55.
7. Малышева А. Г, Растяшшков Е. Г. // Там же. — № 7. — С. 64-68.
8. Малышева А. Г. // Там же. — № 9. — С. 6—8.
9. Малышева А. Г. // Там же. — № 11. — С. 54—57.
10. Малышева А. Г. // Там же. - 1994. — № 6. — С. 42-46.
11. Попов В. А. Тетрагидрофуран как загрязнитель атмосферного воздуха и его роль в фотохимических процессах: Ав-тореф. дис. ... канд. биол. наук. — 1970.
12. Сидоренко Г. И.. Кутепов Е. И., Растяшшков Е. Г. и др. // Гиг. и сан. — 1994. — № 4. — С. 4—8.
13. Griiiihage L., Jäger Н. J. // Umweltplan. Arbeits- u. Umweltschutz. - 1994. - N 179. - S. 19-30.
Поступила 27.09.96
S u m m a ry . There were natural rises in the transformation of a
group of volatile hydrocarbons along with increases in the ozone reaction rate constant, which was determined to be in the constant
range of 10"' to 102 1/mol - sec.
Гигиена воды, санитарная охрана водоемов и почвы
/
О КОЛЛЕКТИВ АВТОРОВ. 1997 УДК 614.7:546.3]-079.3:575
В. Г. Яадеенко, И. Р. Гольдина, О. 3. Дьяченко, Л. В. Пестова СРАВНИТЕЛЬНАЯ ИНФОРМАТИВНОСТЬ ХРОМОСОМНЫХ АБЕРРАЦИЙ И СЕСТРИНСКИХ ХРОМАТИДНЫХ ОБМЕНОВ ПРИ ОЦЕНКЕ МЕТАЛЛОВ В ОКРУЖАЮЩЕЙ СРЕДЕ
Медицинский научный центр профилактики и охраны здоровья рабочих промышленных предприятий, Екатеринбург
Под воздействием металлов индуцируются разные типы хромосомных аберраций (ХА), на что указывается во многих публикациях [2, 3, 5]. Анализ литературы и результатов собственных исследований показал, что выход мутаций при действии рассматриваемой группы химических веществ невелик — максимально не более 15—20% в опытах in vitro и 7—10% — in vivo. При этом у контрольных животных регистрируется от 0,2 до 2% и выше повреждения хромосом. В этих условиях редко удается проследить наличие дозовой зависимости эффекта, что снижает значимость этого теста при санитарно-гигиеническом эксперименте по нормированию металлов в объектах окружающей среды.
В свете существующего представления о возможных метаболических ситуациях, которые могут возникнуть в организме под влиянием металлов, перспективное значение могут приобрести тесты, характеризующие изменения в генетическом аппарате, не заканчивающиеся летальным исходом. В качестве одного из таких показателей можно рассмотреть характер и частоту сестринских хроматидных обменов (СХО). Этот тест еще не нашел широкого применения при санитарно-токсикологических исследованиях.
В настоящей статье приведены результаты сравнительной оценки учета ХА и СХО при сани-тарно-токсикологической оценке металлов. Исследования проводили в 3 этапа: выявление дозо-
эффективной зависимости в опытах in vitro; изучение дозоэффективной зависимости в опытах in vivo; обследование лиц из групп населения, проживающего в зоне техногенного загрязнения окружающей среды, в том числе металлами в повышенных концентрациях.
В опытах in vitro культивирование лимфоцитов проводили микрометодом. Использовали кровь практически здоровых людей. Для стимуляции лимфоцитов применяли фитогемагглютинин. Металлы вводили в культуру лимфоцитов тотчас при постановке опыта, отмывания клеток не проводили. При изучении СХО в культуру лимфоцитов вводили 5-бромдезоксиуридин.
Лимфоциты инкубировали в термостате: для учета ХА — 48 ч, а СХО — 72 ч. Фиксация и окрашивание препаратов проводили по методу [1, 6, 7].
Каждый металл изучали в 3 опытах, на уровне трех, повышающихся на порядок концентраций. Исходной концентрацией был принят уровень металла, обнаруживаемый в крови здорового человека. ХА анализировали в 100 метафазных пластинках, СХО — в 25. При просмотре повреждения хромосом учитывали центрические кольца, парные фрагменты, дицентрики, одиночные и изо-хроматидные фрагменты, хроматидо-хроматид-ные обмены, гипер- и полиплоидные клетки. Пробелы не принимали во внимание. Подсчитывали суммарное наличие обменов, а также изме-
Таблица I
Наличие мутагенного эффекта ряда металлов в опытах in vitro
Элемент, доза, мкг/мл ХА СХО
число проанализированных метафаз число клеток с повреждениями тип нарушения число проанализированных мсгафаз число СХО на клетку по локализациям
хрома-тидные хромосомные гипер- и полиплоидии терминальные околоцентромерные интеркалярные
Никель:
200,0 362 + + + — 96 + + — —
20,0 388 + + — — 120 + + — —
2,0 417 + + — — 143 — + — —
Медь:
12,0 376 + + + — 102 + + — —
1,2 419 + + + — 121 + + — —
0,1 317 + + — — 85 — — — —
Марганец:
10,0 411 + + — — 135 + + — +
1,0 374 + + — — 129 + + — +
0,1 438 — — — — 162 — — — —
Хром6+:
0,5 132 + + + — 51 + + — —
0,05 435 + + — — 91 — + — —
0,005 439 + + — — 81 — — — —
Мышьяк:
2.0 316 + + — — 95 + + + +
0,2 319 + + 2 — 100 + + — —
0,02 346 + + — — 129 + — — +
нение их числа по месту локализации: терминальные, околоцентромерные и интеркалярные.
Результаты исследований были обработаны общепринятыми в генетике способами расчета.
Учет частоты ХА и СХО in vivo осуществляли на клетках костного мозга белых беспородных мышей и крыс, длительно употребляющих питьевую воду, содержащую металлы в концентрациях на уровне токсичных, пороговых и недействующих доз, установленных в санитарно-токсиколо-гических экспериментах ранее [4]. Мутагенное действие вольфрама, никеля, хрома и мышьяка изучали на мышах путем учета ХА и СХО, а бе-
риллия и алюминия — на крысах при учете только ХА. Выбор металлов для эксперимента определялся различием их токсичности, а также тем, что в отношении их была уже известна мутагенная активность хотя бы на одной биологической модели. В каждой экспериментальной группе было не менее 5 животных. Хромосомные аберрации анализировали в опытах на мышах в 200 метафаз-ных пластинках, на крысах — в 100. а СХО — в 25.
В каждом конкретном случае металлы вводили в питьевую воду в виде водорастворимых соединений, дозу рассчитывали на металл. В ходе всех
Таблица 2
Кратность превышения показателя в контроле по изменению частоты ХА и СХО в клетках костного мозга белых беспородных мышей
ХА СХО
Металл, доза, mi/кг число клеток с повреждением тип повреждения число обменов на клетку локализация
хроматидные хромое qgnibic гипер-п полиплоидии терминальные околоцентромерные интеркалярные
Никель:
0,5 2,0* 1.4 1,7 2.0* 1,2 1,1 1,5* 1.0
0,05 0,8 1,2 0,5 1,3 1,1 1.1 1,0 1,0
0,005 1,3 1.0 0,3 0.1 0.9 1.0 0,9 1,0
Хром:
0,5 2,4* 1.6 3,8 2,1 1,5* 1,2 1,6 2,0*
0,05 1,6* 1,4 3,1 1,3 1,3 0,9 1,3 1,3
0,005 0,9 0,7 2,0 0,8 1.3 1,2 1,6 1,3
Вольфрам:
0.5 2,5* 2,3* 5,5* 2.4* 1.2* 1,1 1,7* 1.0
0,05 1,2 1.1 2,5 0,9 1.1 1.2 1.0 1.0
0,005 1,3 1.4 1,0 1,3 0.9 0.9 1,0 0,9
Мышьяк:
0,25 2,4* 2,9 4,5 1,9 2,0* 1.9* 1,8* 2,0*
0,025 2 2* 2,0* 1,1 2,3* 1.7* 1,6* 1.7* 2,5*
0,0025 1,9* 1,3 2.0 2,4* 1,5* 1,7* 1,3 1.9
Примечание . Звездочка здесь и в табл. 3 — достоверные различия с контролем (р < 0,05).
2
- 11 -
опытов осуществляли ежедневный контроль за объемом выпитой животными воды. Животных взвешивали 2 раза в месяц. При необходимости (по мере увеличения водопотребления и изменения массы) дозу металла корректировали.
Результаты исследований показали, что в опытах in vitro слабое мутагенное действие начинает проявляться в дозах, близких к уровням металлов, обнаруживаемым в крови лиц, не имеющих с ними контакта в бытовых и производственных условиях. По мере увеличения воздействующего уровня металлов (на порядок) наблюдается постепенное нарастание числа мутаций, однако наиболее выраженное действие отмечено при первом повышении доз. По-видимому, это количество металла еще не дает выраженный цитотоксический эффект. Дальнейшее повышение доз металлов обусловливает накопление мутаций, но оно происходит менее интенсивно, чем в первом случае. Такой количественный выход мутаций, вероятно, объясняется практической возможностью установления неблагоприятного действия металлов на генетический аппарат клеток в тесте ХА, а именно отсутствием прямой связи между гено-токсичностыо металла и выявляемостыо повреждений хромосом. Недействующий уровень в тесте ХА in vitro был установлен лишь для марганца. Наиболее характерными для всех изученных элементов были хроматидные повреждения. Хромосомный тип нарушений был выявлен в опытах с воздействием максимальных из изученных концентраций никеля, меди и хрома.
Последовательное нарастание СХО с увеличением воздействующего уровня металлов было слабым и существенно различалось их количество в сравнении с контролем, исключая мышьяк, в опытных образцах с их максимальным содержанием. При этом накопление СХО происходило преимущественно в терминальной части хрома-тид (табл. 1). Как видно из табл. 1, мышьяк в максимальной дозе изменял число СХО по всей длине хроматид, в средней — терминальной ее части, а в минимальной дозе обусловливал ин-теркалярные обмены. Это свидетельствует, что в зависимости от степени воздействия вредного фактора могут иметь место различия по проявлению изменений в генетической структуре клеток, что должно учитываться при анализе экспериментальных данных.
Итак, как показали исследования, информативное значение обоих тестов для установления дозоэффективной зависимости мутагенного действия металлов примерно одинаково. Однако в одних случаях выявляется недействующий уровень металла при учете ХА, а в других — СХО. Это может быть объяснено не только особенностями проявления неблагоприятного действия того или иного элемента на организм (клетку), но и возможной неточностью установления порога его действия по общей токсичности. При высокой токсичности не исключается реализация повреждений, отсеивающих клетки из репродуктивного процесса, что снижает "диагностическую" роль использованных тестов. Опыты in vitro ограничивают возможность получения фактических данных, подтверждающих это предположение. Разная степень компенсаторно-защитных возможностей целого организма и изолированной клетки может
обусловить неоднозначный эффект металлов в опытах in vivo и in vitro, что нашло подтверждение в дальнейших исследованиях. Проявление мутагенного действия в опытах in vivo было значительно слабее, чем в опытах in vitro. Статистически достоверное различие с контролем по обоим испытанным тестам наблюдалось лишь у животных, получавших с питьевой, водой металлы в токсичных дозах. Однако при действии мышьяка мутагенный эффект проявился под влиянием всех испытанных в опыте доз элемента. При наличии дозоэффективной зависимости существенное увеличение числа клеток с повреждениями наблюдали при воздействии мышьяка в дозе, на уровне принятой в настоящее время ПДК в питьевой воде. При учете СХО дозоэффективного проявления мутагенного действия изученных металлов (никеля, хрома и вольфрама) не отмечали. Изменения были обнаружены по общему числу СХО, а также распределению их по локализациям в хромосомах клеток костного мозга животных, получавших никель, хром и вольфрам в токсичных дозах. По степени эффекта изученные элементы распределились с следующем порядке: мышьяк — хром — никель — вольфрам. Кратность превышения показателя в контроле была наиболее высокой при воздействии мышьяка и никеля (табл. 2).
Генотоксичность металлов была показана нами ранее на клетках костного мозга белых беспородных крыс в тесте ХА. И в этом случае степень проявления мутагенного действия металлов не одинакова. Для сравнения можно привести данные в отношении эффекта двух металлов, резко различающихся по степени проявления токсичности (бериллий и алюминий), также поступающих в организм животных с питьевой водой. Бериллий в максимальной из изученных доз вызывал резкое увеличение числа поврежденных клеток и не давал какого-либо эффекта в дозах, на 1 и 2 порядка меньших. Повреждения в клетках были преимущественно хромосомного типа. В то же время менее токсичный металл алюминий оказался мутагенноактивным в широком диапазоне доз (0,25—5,0 мг/кг). При этом в зависимости от доз менялся тип повреждений: максимальная доза индуцировала повреждения хромосомного и хро-матидного типа, а также увеличивала число полиплоидии, а минимальная — хроматидного типа и меньшего числа гипер- и полиплоидных клеток. На порядок меньшая от первой доза несколько повышала число поврежденных клеток, но различия с контролем не были статистически достоверными (табл. 3).
Следовательно, мутагенное действие одних металлов проявляется по превалирующему воздействию на генетические структуры, а других — по нарушению метаболической ситуации в клетках, ответственных за их репродуктивный процесс. Сравнительно низкий выход мутаций под воздействием металлов независимо от их токсичности, по-видимому, зависит от состояния внутриклеточных и организменных компенсаторно-защитных возможностей. Этот вопрос еще практически не изучен.
Одновременное использование в эксперименте 2 тестов показало, что действие металлов на один и тот же субъект может дать мутагенный эф-
фект, завершающийся летальным исходом и изменениями, не носящими элиминационного характера. Этот эффект при действии ряда элементов может обусловливаться одним уровнем доз металлов. Следовательно, повышенное поступление в организм из окружающей среды, в которой они широко распространены, биологически активных веществ этой группы может сопровождаться накоплением в популяции населения неблагоприятного генетического груза.
Апробированные в эксперименте тесты были использованы при обследовании практически здоровых лиц из групп риска по заболеваемости, связанной с неблагоприятным экологическим фактором. Нарушение экологической ситуации в районе проживания обследуемых обусловливается интенсивным техногенным загрязнением атмосферного воздуха, воды и почвы комплексом промышленных предприятий, превалирующее значение среди которых имеют алюминиевый завод и ТЭЦ. Загрязнение среды носит многокомпонентный характер, который в существенной степени определяется широким кругом металлов, в том числе алюминием, никелем, хромом и др.
Результаты исследований показали, что у лиц, проживающих в районах с максимальной экологической нагрузкой как в количественном, так и качественном отношении, изменения в хромосомах соматических клеток такие же, как и у работающих в электролизном цехе алюминиевого завода. В то же время у лиц, проживающих на территории менее загрязненного района, наблюдается тенденция к снижению хромосомных и повышению хроматидных повреждений в генетической структуре клеток. Изменения по числу клеток с повреждениями статистически значимы в сравнении с контролем. Аналогичная зависимость прослежена и по тесту СХО. Средняя величина СХО на клетку у рабочих, населения, проживающего на максимально и минимально экологически загрязненных территориях, составила соответственно 4,6, 4,4 и 3,8.
Таким образом, одновременное использование учета ХА и СХО расширяет характеристику генетических повреждений при санитарно-токсиколо-гической оценке металлов в эксперименте и натурных условиях. Однако при этом не обнаруживается однозначность дозоэффективной зависи-
Табл и ца 3
Кратность превышения показателя в контроле по изменению частоты ХА в клетках костного мозга белых беспородных крыс
ХА
Дозы металлов, мг на 1 кг массы число пов- тип повреждения
животного режденных клеток хрома-тидные хромосомные гипер-и полиплоидии
Алюминий:
5,0 4,1* 2,6* 2.3* 3,1*
0,25 3,4* 4.0* 0,8 2,0*
0,025 1.6 1,8 0,4 1,3
Бериллий:
0,005 10,6* — 5,8* 0,7
0,0005 2,0 — 2,0 —
0,00005 2,0 — 2,0 —
Примечание. — данные отсутствуют.
мости для каждого из изучаемых элементов. Необходим дальнейший целенаправленный поиск методик, позволяющих выявить генотоксический эффект на уровне нарушения метаболического равновесия в клетках организма в пределах напряжения компенсаторно-защитных механизмов.
Литература
1. Ажаев С. А. // Всесоюзный съезд медицинских генетиков, 1-й: Тезисы докладов. — М., 1983. — С. 7.
2. Брык М. В. Ц Гигиенические аспекты охраны окружающей среды. — М.. 1977. — Вып. 5. — С. 60—62.
3. КрасовскшI Г. Н.. Соколовский В. В. // Гиг. и сан. — 1979. - № 9. - С. 56-59.
4. Красовскш> Г. Н.. Надеенко В. Г., Кенисариев У. И. Токсичность металлов в питьевой воде. — Алма-Ата, 1992.
5. Кулешов Н. П., Шрам Р. Я. Генетический мониторинг популяций человека, в связи с загрязнением окружающей среды. - М., 1982. - С. 123—161.
6. Учет сестринских хроматидных обменов в хромосомах человека с помощью дифференциальной окраски: Метод, рекомендации. — Обнинск, 1978.
7. Чеботарев А. Н.. Селезнева Т. Г., Платонова В. И. // Бюлл. экспер. биол. и мед. — 1988. — № 2. — С. 242.
Поступила 24.06.96
S ц m in а г у. Simultaneous recording of the frequency of chromosomal aberrations and sister chromatid exchanges supplements data on the nature of genetic disorders in the sanitary and toxicological assessment of metals polluting the environment. A obvious threshold of genetic effbets of metals was not revealed in the context of chromosomal aberrations and sister chromatid exchanges. Methods for detecting the genotoxicity of metals await further search.
© КОЛЛЕКТИВ АВТОРОВ. 1997 УДК 614.777:628.11-07
С. И. Плитман, /О. В. Новиков, Г. В. Цыплакова, Р. С. Ехина, И. С. Тюленева, Г. П. Амплеева,
О. Г. Семенова, Л. Ф. Балабанова
КОМПЛЕКСНОЕ ГИГИЕНИЧЕСКОЕ ОБСЛЕДОВАНИЕ ВОДОСБОРНЫХ ТЕРРИТОРИЙ, ВОДОПРОВОДНЫХ СООРУЖЕНИЙ И ПИТЬЕВОЙ ВОДЫ
Московский НИИ гигиены им. Ф. Ф. Эрисмана
Анализ санитарно-эпидемиологической обстановки в Российской Федерации свидетельствует о серьезных проблемах в области безвредного и безопасного хозяйственно-питьевого водопользования.
С одной стороны, это связано с несоблюдением на ряде территорий нормативно-регулирующих
требований, основанных на положениях законодательных актов. В то же время действующие в настоящее время нормативно-методические документы, регламентирующие санитарный контроль за объектами хозяйственно-питьевого водоснабжения, не всегда обеспечивают эффективный текущий и предупредительный надзор и как следст-
