CC BY
4
Рис. 7. Динамика содержания г18Ро, г1*РЬ и 2,4В| на уровне 720 см в зависимости от изменения температуры воздуха.
радона при 1, 11 и 20°С наблюдается в пригрун-товом слое воздуха. Максимум при 20°С и на высоте 0 см и его отсутствие на высоте 720 см свидетельствуют об усиленной эскалации радона из лшчвы и выпадении в теплые месяцы (июнь, ™оль), когда наблюдается процентный максимум постоянного равновесия, которое благоприятствует распространению загрязнений. Процентный максимум постоянного и нейтрального равновесия отмечается в осенне-зимний период, в связи с чем максимумы при 1 и 11°С можно объяснить процентным преимуществом состояний постоянного и нейтрального равновесий. При состоянии нейтрального равновения (у=1°С/Ю0 м) не существуют импульсы, питающие вертикальный обмен воздушных масс, а для постоянного равновесия (у<1 °С/100 м), т. е. изотермии и инверсии температуры, вертикальное движение воздушных масс очень ограничено и имеет небольшую скорость.
*
УДК 614.777:615.285.7.0991-074
Трансформация химических соединений в процессе во-доподготовки одна из сравнительно новых и актуальных проблем гигиены. В литературе имеется много сведений о том, что применение окислителей, особенно хлора, ведет к образованию в водной среде более токсичных веществ, чем исходные [5, 7, 9, 11—131.
Учитывая отрицательные стороны реагентных способов деструкции вредных веществ, присутствующих в обрабатываемой воде, и необходимость упрощения технологического процесса очистки, нами использован метод фотолиза. Метод апробирован на большой группе пестицидов, которые в настоящее время являются наиболее распространенными загрязнителями водоемов.
В зимний период эффектов эскалации радона из почвы и так называемого «сухого опадания» можно не учитывать. Максимум содержания продуктов распада радона, приносимых наплывающими массами загрязненного воздуха, можно объяснить преобладанием постоянного и нейтрального равновесия. Незначительный максимум для высоты 0 см и его отсутствие для 720 см при 20°С объясняется как влиянием эскалации из почвы, так и полным выпадением пыли.
Выводы. 1. С увеличением атмосферного давления снижаются концентрации Ро, РЬ и Bi в воздухе
2. Увеличение эскалации радона из почвы и выпадений наблюдается при температуре воздуха 20 °С.
3. Состояние постоянного и нейтрального равновесия находит отражение в появлении максимумов содержания продуктов распада радона в воздухе для 1 и 11 °С.
4. Наблюдается прямо пропорциональная зависимость увеличения содержания продуктов распада радона при повышении скорости ветра в пределах 0,5—4,5 м/с.
5. Содержание продуктов распада радона в снеге уменьшается в зависимости от продолжительности снегопада и через 30 мин от начала его составляет около 35 % исходного.
ЛИТЕРАТУРА
1. Harley J. Н. — Nucleonics, 1953, v. И, № 7, p. 12—15.
2. Tsivoglou E. С.. Ayer H. £., Holaday D. A. — Ibid., № 9,
p. 40—48.
Поступила 08.02.84
Цель настоящих исследований заключалась в токсикологической оценке продуктов фотолитической деструкции пестицидов. Объектом исследования были пестициды 13 наименований, относящиеся к 4 классам соединений: карбаматы (цинеб, беномил, купрозан, ТМТД, топсии М), хлорорганические соединения — ХОС (кельтан и ГХЦГ), диннтрофенолы — ДНФ (акрекс и каратан) и фосфорорга-ничсские соедииения — ФОС (хлорофос, карбофос, фосфа-мид, актеллик).
Поскольку в водоемах и производственных сточных водах одновременно присутствуют многокомпонентные смеси пестицидов разных классов, нами была разработана схема проведения токсикологического эксперимента (табл. 1),
Из практики
В. И. Циприян, Н. И. Марценюк
ТОКСИКОЛОГИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА ПРОДУКТОВ ФОТОЛИТИЧЕСКОЙ ДЕСТРУКЦИИ ПЕСТИЦИДОВ
Киевский медицинский институт
Таблица,
Схема токсикологического эксперимента
Этап
Результат
Вывод
I. Группировка пестицидов в зависимости от химических свойств и строения
II. Выбор условий обработки воды, обеспечивающих полную деструкцию пестицидов
III. Выбор наиболее информативных и адекватных тестов, позволяющих выявить действие пестицидов при суммарной их концентрации в воде на уровне 1/100 LDM
IV. Токсикологические исследования при одновременном присутствии в воде разных пестицидов одного класса и продуктов их фотолитической деструкции
V. Токсикологические исследования идентифицированных продуктов на уровне пороговых и подпороговых концентраций
VI. Токсикологические исследования при одновременном присутствии в воде пестицидов разных классов и продуктов их фотолитической деструкции
Отсутствие,
ослабление Сохранение, усиление
Отсутствие,
ослабление Сохранение усиление Отсутствие,
ослабление Сохранение, усиление
Отсутствие эффекта комбинированного действия, метаболиты нетоксичны
Идентификация продуктов деструкции
ПДК для метаболитов и продуктов-деструкции не устанавливалась Установление ПДК идентифицированных метаболитов Метаболиты нетоксичны, отсутствлЦ эффекта комбинированного дев^ ствия
Изменение технологии процесса обработки или коррекция ПДК идентифицированных компонентов смеси
Таблица 2.
Показатели состояния животных в конце эксперимента (М + т)
Группа СПП, В Время скрытого Потребление Of, Число эритроцитов, Число лейкоцитов, Количество гемогло-
животных рефлекса, мс дм'■ч/кг W/л 10»/л бина, ммоль/л
Карбаматы
1-я
2-я
3-я
4-я
1-я
2-я
3-я
4-я
1-я
2-я
3-я
4-я
1-я
2-я
3-я
4-я
1-я
2-я
3-я
4-я
9,3+0,6 7,3+0,5 7,3+0,3 6,8±0,3
12,1 ±0,8 7,7±0,9 6,1 ±0,5 6,2±0,4
8,2+0,6 6,2±0,2 6,9+0,5 6,3±0,2
12,1+0,3 10,0±0,4 9,4±0,4 10,3±0,3
10,4+0,6 8,0±0,1 7,4+0,4 7,2±0,2
0,08±0,003 0,06±0,003 0,06+0,004 0,06±0,003
0,1+0,008 0,06+0,003 0,06±0,003 0,06±0,006
0,07+0,006 0,04±0,004 0,04±0,004 0,05±0,003
0,17±0,02 0,06±0,006 0,05+0,007 0,05±0,005
0,08+0,007 0,05±0,002 0,05+0,04 0,04+0,003
1,3±0,1 1,5±0,07 1.7+0,07 1.7+0,09
4,9±0,3 7i3±0,4 7,4±0,3 7.1 ±0.4
Хлорорганические соединения
1,7±0,08 6,3±0,4
1,5±0,03 6,9±0,6
1,3±0,03 8,4±0,4
1,3±0,03 6,3±0,4
Динитрофенолы
2,1 ±0.4 6,3±0,4
1,2±0,1 7,8±0,3
1,3±0,2 7,3±0,3
1,2±0,1 7,6±0,3
Фосфорорганические соединения
2,0±0,04 1,5±0,05 1,4±0,06 1,3±0,05
Смесь препаратов
1,8±0,05 6,3±0,6
1.4+0,06 8,3±0,4
1,5±0,05 7,4±0,4
1.5+0,07 7,8±0,8
17,4±1,0 12,8±0,9 13,8+1,8 12,7+; 1,6
22,1+2,0 23,2±2,5 13,4±0,9 12,6+11,1
18,6±1,4 14,1±1,7 13,8±1,7 14,7±2,2
22,1 ±2,7 13,3±1,1 12,1 ±1,4 12,4±1,6
1,5±0,05 1,9±0,11 2,0±0,!4 1,9±0,09
2,0±0,09 2,2^0,2 2,3±0,15 2,5+0,09
1,8±0,05 2,4+0,13 2,4±0,13 2,4±0,1
1,8+0,07' 2,3+0,2 2,3+0,1 2,3+0,1
Примечание. — показатели не определяли.
Таблица 3
Активность ферментов сыворотки крови (М ± т)
Группа -J животных ACT, ммоль/(ч - л) АЛТ. ммоль/(ч. л) ЩФ, мкмоль/(с- л) ХЭ. НМОЛЬДС • л)
Карбаматы
1-я 2-я 3-я 4-я 2,1+0,1 1,5+0,05 1,5+0,1 1,5+0,08 2,1+0,2 1.3+0,1 1,4+0,2 1,2 + 0,1 0,62+0,08 0,72+0,08 0,69+0,2 0,73+0,2 2382+210 2282+182 2430+213 2350 ±166
Хлорорганические соединения
1-я 2-я 3-я 4-я 1,4+0,07 2,1±0,13 1,7+0,08 1,7±0,07 1,0+0,1 2,2+0,2 1,2+0,2 1,1+0,12 0,71+0,18 1,84+0,27 1,16+0,14 1,05+0,11 2030+126 2284+98 2504+106 2360±191
Динитрофенолы
1-я 2-я 1,8+0,1 1,5+0,1 1,5±0,1 1,5±0,1 1,9+0,2 1,3+0,2 1,3+0,1 1,3+0,1 0,6+0,2 1,7+0,3 1,6+0,4 1,4+0,3 2323+183 2394+59 2363 + 208 2454 ±179
Фосфорорганические соединения
1-я 2-я 3-я 4-я 2,0+0,1 1,7+0,1 1,6+0,1 1,6±0,6 1,9+0,2 1,4+0,2 1,2+0,2 1,2+0,1 1,9+0,2 1,8+0,2 0,6+0,1 0,5+0,1 2084 + 120 2375+36 2494+117 2770±93
Смесь препаратов
1-я 2-я 3-я 4-я 1,9+0,1 1,8+0,1 1,3+0,1 1,4+0,1 2,0+0,1 1,9+0,1 1,2+0,1 1,1+0,1 1,5+0,1 1,3+0,1 0,6+0,1 0,5+0,1 2234 + 164 2271+87 2530+172 2524 + 160
Проведено 5 серий токсикологических исследований по 2—3 мес. В каждой серии было по 4 группы животных: получавшие воду с изучаемыми пестицидами (1-я), ту же воду после фотолиза (2-я), эту же воду после фотолиза в сочетании с электрокоагуляцией (3-я) и дехлорированную водопроводную воду (4-я).
Концентрации пестицидов в исходной воде подбирали таким образом, чтобы многие животные в течение суток получали '/ioo LDso. Выбор суммарной исходной концентрации изучаемых пестицидов на уровне '/ioo LD50 для бе-■Лых крыс был обусловлен необходимостью обеспечения максимально возможной концентрации продуктов деструкции пестицидов и соответствовал пределу растворимости препаратов в воде. Исходя из этого, животные 1-й группы I серии эксперимента потребляли воду, содержащую цинеба 60 мг/л, ТМТД 24 мг/л, купрозана 15 мг/л, беномила 270 мг/л и топсина М 180 мгл. Это обеспечило поступление с суточным количеством воды по 20 % '/ioo LDso каждого препарата. Животные 1-й группы II серии эксперимента пили воду, содержащую ГХЦГ 38 мг/л и кельта-на 55 мг/л, а животные 1-й группы III серии эксперимента— воду, содержащую акрекса 11 мг/л и каратана 75 мг/л, что также соответствовало поступлению с суточным количеством воды по 50 % '/ioo LD50 каждого пестицида. Животные 1-й группы IV серии эксперимента пилн воду, содержащую хлорофоса 19 мг/л, карбофоса 38 мг/л, фосфа-мида 9,4 мг/л и актеллика 75 мг/л, что соответствовало суточному поступлению в организм по 25 % '/юо LD60 каждого препарата. Животные 1-й группы V серии эксперимента пили воду, содержащую хлорофоса 7,5 мг/л, карбофоса 15 мг/л, фосфамида 3,8 мг/л. актеллика 30 мг/л, ГХЦГ 7,5 мг/л, кельтана 11,2 мг/л, акрекса 2,1 мг/л, каратана 12 мг/л, цинеба 30 мг/л, ТМТД 12 мг/л, купрозана 6,2 мг/л, беномила 135 мг/л, топсина М91 мг/л, что соот-
ветствовало поступлению с суточным количеством воды по 7,7 % '/к» LDso каждого пестицида.
Фотолиз пестицидов проводили в проточной многокамерной кювете с водяным охлаждением. Источником УФ-лучей служила лампа ПРК-4, которую располагали на расстоянии 15 см от поверхности воды в кювете, толщина слоя воды 3,5—4 см. Время облучения подбирали в соответствии с ранее установленными нами закономерностями эффективности фотолиза в зависимости от исходной концентрации препаратов, pH среды и скорости разложения.
При проведении эксперимента у подопытных животных определяли в динамике суммацнонно-подпороговый показатель (СПП) [8], время скрытого рефлекса [2], потребление кислорода (3J, количество лейкоцитов, эритроцитов и гемоглобина [10|. У умерщвленных животных в сыворотке крови измеряли активность ряда ферментов: аспартатамнно-трансфсразы (ACT) [4]. аланинамннотрансферазы (АЛТ) [4], холннэстеразы (ХЭ) [6] и щелочной фосфатазы (ЩФ) оптимализованным методом фирмы "Bio-la-test". Результаты динамических наблюдений за состоянием подопытных животных представлены в табл. 2.
Данные табл. 2 свидетельствуют о том. что у животных
1-й группы всех 5 серий эксперимента наблюдались выраженные изменения изучаемых показателей. У этих животных по сравнению с животными позитивного контроля отмечено повышение СПП (Р<0,01), потребления кислорода (Р<0,001) и числа лейкоцитов (Я<0,05), удлинилось время скрытого рефлекса (Ж0.001) снизилось количество эритроцитов (Р<0,05) и гемоглобина (Р<0,01).
У животных 2-й группы I, III, IV и V серий различия указанных показателей оказались недостоверны (Р<0,05). Это позволяет предположить, что продукты фотолитической деструкции карбаматов, ДНФ, ФОС и смеси препаратов разных классов значительно менее токсичны, чем исходные вещества. Исключение составляли животные 2-й группы II серии, получавшие продукты фотолитической деструкции ГХЦГ и кельтана. У этих животных выявлены достоверные различия по сравнению с позитивным контролем, хотя и менее выраженные, чем у крыс 1-й группы, следующих показателей: повысилось потребление кислорода и число лейкоцитов (Я<0.001), что может свидетельствовать о сохранении токсичности продуктов фотолитической деструкции ХОС.
У животных 3-й группы всех 5 серий существенно значимых различий изученных показателей по сравнению с позитивным контролем не обнаружено (Р>0,05). Это свидетельствует о том, что повышение глубины очистки воды с помощью коагуляции позволяет уменьшить содержание продуктов деструкции и тем самым обеспечить безопасность обрабатываемой воды в отношении токсичности.
Данные динамических наблюдений подтверждаются результатами исследования активности ферментов (табл. 3). Из представленных в табл. 3 данных видно, что у животных 1-й группы I, III, IV и V серий эксперимента по сравнению с контролем была повышена активность транс-фераз (Р<0,05 и <0,01). Активность же ЩФ возросла v животных, получавших смесь пестицидов разных классов (Р<0,001) и ФОС (Я<0,001), а у животных, получавших ДНФ, наоборот, снизилась (Р<с0,05). У коые, затравленных ФОС, отмечено угнетение активности ХЭ (Р<0,001). Полученные результаты подтверждают показатели динамических наблюдений, свидетельствуют о выраженности токсических свойств изучаемых препаратов и соответствуют механизму действия указанных веществ.
У животных 1-й группы, получавших ГХЦГ и кельтан, активность ACT была ниже, чем у контрольных (Р<0,05). В то же время у крыс 2-й группы этой серии выявлены достоверные различия активности ACT (Я<0,05), АЛТ (Р<0,001) и ЩФ (Р<0,05), которая была выше, чем в контроле. Такое изменение активности ферментов может свидетельствовать о том, что у животных 1-й группы имелись весьма глубокие и обширные деструктивные поражения паренхиматозных органов, тогда как у животных
2-й группы эти изменения были менее выражены и характерны для начальных периодов воспалительных поражений паренхиматозных органов [1].
Изменения активности ферментов в сыворотке крови у 2-й группы IV и V серий эксперимента были менее выраженными, чем у животных 1-й группы. Все это говорит о том, что продукты фотолнтнческой деструкции пестицидов менее токсичны, чем исходные вещества. В то же время у животных указанных групп I и III серий не выявлено достоверных изменений в сравнении с позитивным контролем, что свидетельствует об их токсической безопасности.
У животных 3-й группы всех 5 серий эксперимента не обнаружено достоверных изменений в сравнении с позитивным контролем, что связано с увеличением глубины очистки.
Выводы. 1. Предложенная схема выявления токсических свойств продуктов деструкции позволяет создать действующие концентрации веществ и их метаболитов, сократить время и число групп экспериментальных животных, изучить возможные комбинированные эффекты, определить ПДК для токсичных метаболитов и может быть рекомендована для использования при проведении токенколого-ги-гиенических исследований.
2. Продукты фотолнтнческой деструкции карбаматов (цинеб, ТМТД, беномил, топсин М, купрозан) и ДНф (акрекс, каратан) нетоксичны. Вместе с тем наблюдается существенное ослабление токсического эффекта продуктов фотолнтнческой деструкции ХОС (кельтана и ГХЦГ), ФОС (хлорофоса, карбофоса, фосфамида, актеллика! и смеси пестицидов разных классов (ХОС, ФОС, ДНФ н карбаматов). Повышение глубины очистки с помощью электрокоагуляции позволяет снизить концентрацию токсических продуктов деструкции до безопасных уровней.
Л ИТЕРАТУРА
1. Буркацкая Е. И.. Лысина Г. Г., Карпенко В. Н. Лайа-раторная диагностика интоксикации пестицидами. W. 1978.
2. Горшков С. И., Куликов К■ И. — В кн.: Вопросы физиологии в гигиене. М., 1959, с. 3—12.
3. Елизарова О. Н. Определение пороговых доз промышленных ядов при плюральном введении. М., 1971.
4. Инструкция по определению активности аспартат-амн-нотрансферазы и аланин-амннотрансферазы в сыворотке крови. (Утв. Минздравом СССР 11.04.72 г., № 290). М„ 1972.
5. Красовский Г Н.. Михайловский Н. Я-, Сутокская И. В. и др. Гнг. окружающей среды. Экспрссс-информ. М., 1981, № 2, с. 1—23.
6. Методы определения активности холинэстеразы крови. Киев, 1960.
7. Очистка питьевых и сточных вод от ядохимикатов/Шевченко М. А., Марченко П. В., Таран П. Н. и др. Киев, 1975.
8. Сперанский С. В.— Фармакол. и токсикол., 1965, № 1, с. 123—124.
9. Сутокская И. В. — Гиг. внешней среды. Экспресс-ин-форм. ВНИИМИ, 1976, № 5, с. 1-22.
10. Удинцев Г. Н., Бланк В. Б.. Тимесков И. С. Справом-ник по лабораторным методам исследований. Л., 1
11. Циприян В. И.— В кн.: Съезд гигиенистов и санитарных врачей Азербайджана. 3-й. Материалы. Баку, 1975, с. 397—398.
12. Штанников Е. В., Елисеев Ю. Ю. — Гиг. и сан., 1980, № 12, с. 6—9.
13. Kuhn W.. Sonthenmeimer N.. Steiglitz L et al.— J. Arn. Water Works Ass., 1978, v. 70, p. 326—331.
Поступила 12.03.84
УДК 613.298:663.954.5
Т. А. Чудинская, Н. Г. Шубенкин, М. Е. Котомина, Н. К. Басова. В. В. Жукова
ГИГИЕНИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА БУМАГИ ДЛЯ ПАКЕТОВ РАЗОВОЙ
ЗАВАРКИ ЧАЯ
ВНИИ синтетических волокон, г. Калинин
В Продовольственной программе СССР на период до 1990 г. важное место отводится обеспечению пищевых отраслей производства тарой, упаковочными средствами и использованию для этих целей полимерных и других прогрессивных материалов. Это позволяет в свою очередь резко расширить выпуск продовольственных товаров в расфасованном виде, сохранив их вкусовые и гигиенические качества в течение продолжительного времени.
Так, в чаеразвесочном производстве широко применяются пакеты разовой заварки чая. В настоящее время для этих пакетов используется бумага фирм «Беллоре» (Франция), «Кромптон» (Англия), «Шиллер и Гош» (ФРГ). Организация выпуска бумаги отечественного производства предусматривается на Ингурском целлюлозно-бумажном комбинате (ЦБК) Грузинской ССР. В состав бумаги для указанных пакетов входит термоплавкое волокно термолен на основе сополимера виннлхлорида (ВХ) и винилацетата (ВА-15), производимого в СССР по ГОСТУ 12099—75. Волокно термолен смешивается с вискозным волокном и размолотой целлюлозой (целлюлоза сульфатная беленая из хвойной древесины марки АС-2, ГОСТ 9571—79Е). Из полученной смеси, содержащей 0,01 % твердого вещества, отличается бумага на бумагоделательной машине фирмы «Брудерхауз». Опытные партии бумаги получены на Красногорском ЦБК под Ленинградом.
В последние годы поливииилхлорид (ПВХ) стал широко применяться в качестве тары и упаковочного материала благодаря его аналитическим данным, указывающим на отсутствие миграции ВХ в пищу вследствие его газообраз-
ного состояния. Однако в литературе имеются сведения и о миграции ВХ в содержащие растительные масла продукты, в алкоголь, уксус. Многочисленными исследованиями установлено токсическое действие ВХ на нервную систему, печень, легкие [4, 10). Доказан его канцерогенный эффеУЬ Однако все данные получены в производственных уело" ях. Вопрос о применении ПВХ в качестве пищевых упаковок пока является спорным [2]. В отличие от производственных условий, при которых постоянное присутствие ВХ во вдыхаемом воздухе обусловливает возможность накопления его в крови и образование метаболитов, опасных в канцерогенном и мутагенном отношении, — при эпизодическом попадании в организм ВХ в следовых количествах с водой или пищей такое накопление, по-видимому, происходить не может [8, 9].
С целью решения вопроса о возможности внедрения неразмокаемой тсрмосвариваемой бумаги для чайных пакетов разовой заварки чая в народное хозяйство проведено изучение санитарно-токсикологических свойств опытной партии бумаги на основе сополимера ВХ и ВА.
В соответствии с «Инструкцией по саннтарно-химиче-скому исследованию изделий, изготовленных из полимерных и других синтетических материалов, предназначенных для контакта с пищевыми продуктами» (1972), гигиеническая оценка опытной партии бумаги включала определение качественной и количественной характеристик веществ, мигрирующих в воздух и водную среду, а также опасности вредного действия на организм человека исследуемой буг
