CC BY
6
Достоверность различий степени очистки воды от энтеровирусов и с^агов эшерихий различными методами
Коды пар Энтеровнрусы Ф а г и эшерихин
сравникаем ых t
методов ' 1 Р Р
А—Б 0,11 >0,05 0,45 >0,05
А—В 1,50 >0,05 3,21 <0,01
А—Г 3,20 <0,01 0,47 >0,05
А-Д 3,30 <0,01 0,61 <0,05
А—Е 4,21 <0,001 1,48 >0,05
Б—В 1,63 >0,05 3,12 <0,01
Б—Г 3,21 <0,01 0,92 >0,05
Б-Д 3,52 <0,01 1,10 >0,05
Б—Е 4,23 <0,001 1,04 >0,05
В—Г 1,58 >0,05 4,38 <0,001
в-д 2,02 <0,05 4,60 <0,001
В—Е 2,56 <0,01 1,79 >0,05
г-д 0,45 >0,05 0,12 >0,05
Г—Е 0,96 >0,05 2,15 <0,05
Д-Е 0,47 >0,05 2,16 <0,05
Суммарные усредненные данные об эффективности очистки воды от энтеровирусов и бактериофагов представлены в табл. 1, из которой видно, что наиболее эффективно (в среднем на 87,3—93,2 %) вода очищалась при использовании клиноптилолита и полипропиленовой ткани.
Различия в сорбции клиноптилолитом, полипропиленовой тканью между полиовирусом II типа Сэбина и Коксаки В1 оказались статистически значимыми (табл. 2, А—Г и Б—Д), а между бактериофагами не выявлены (см. табл.
2, А-Г, Б-Д, В-Е).
Эти данные указывают на целесообразность использования бактериофагов в качестве первичной вирусной модели при оценке сорбционной способности сорбентов. При этом следует применять РНК-содержащие бактериофаги, которые по структуре, устойчивости во внешней среде, сорбционной активности на сорбентах приближаются к энтеровирусам.
Эффективность очистки воды от энтеровирусов активированным углем оказалась минимальной по сравнению со всеми другими изученными методами. Можно предполагать, что закрепление микроорганизмов-деструкторов (до 47%)
уменьшает адсорбционный объем пор угля.
Степень очистки воды от непатогенных эшерихий М17 составляла в среднем 90,4—92,2+2,7%.
Нами установлено, что при оценке сорбцион-ных свойств сорбентов необходимо учитывать и штаммовые особенности кишечных бактерий, выделенных от больных, здоровых носителей и из объектов окружающей среды. Степень очистки воды клиноптилолитом от 38 штаммов патогенных эшерихий серогрупп Olli и 0151 варьировала в широких пределах — от 1,3 до 100 % [2].
Таким образом, результаты исследования свидетельствуют, что наиболее перспективными сорбентами являются клиноптилолит и полипропиленовая ткань; они эффективно закрепляют микроорганизмы-деструкторы, обеспечивая тем самым высокую степень очистки, и наряду с основным эффектом хорошо удаляют из очищаемой воды кишечные бактерии и вирусы. Однако при этом на сорбентах образуется сложный микробный ценоз. В дальнейшем предстоит изучить судьбу микроорганизмов-деструкторов с течением времени, характер их взаимодействия с другими микроорганизмами, условия регенерации сорбентов.
Высокая степень очистки вод и удаления из них микроорганизмов сорбентами позволяет использовать очищенную воду для повторного водоснабжения не только на агропромышленных предприятиях, но и на других производствах.
Литература
1. Большее Л. И., Смирнов И. В. Таблицы математической статистики. — М., 1983.
2. Григорьева Л. В., Салата О. В., Колесников В. Г. и др. //Химия и технол. воды.— 1988. — Т. 10, № 5.— С. 458—461.
3. Удод В. М., Подорван И. И., Венгжен Г. С. и др.// Микробиол. журн. — 1983. -- Т52, № 3. — С. 370— 374.
Поступила 16.03.89
Summary. The paper gives a substantiation for the choice of sorbents for fixation of microorganisms-destructors used in industrial sewage purification biotechnologies, and also for the removal of intestinal bacteria and viruses from it.
© КОЛЛЕКТИВ АВТОРОВ, 1090 УДК 614.774:[546.56+546.741-07
А. Ф. Перцовская, В. П. Плугин, Я. Л. Великанов, Е. Л. Паникова
ИЗМЕНЕНИЕ БИОЛОГИЧЕСКОЙ АКТИВНОСТИ ДЕРНОВО-ПОДЗОЛИСТОЙ ПОЧВЫ РАЗЛИЧНОГО МЕХАНИЧЕСКОГО СОСТАВА ПРИ ЗАГРЯЗНЕНИИ ТЯЖЕЛЫМИ МЕТАЛЛАМИ
НИИ общей и коммунальной гигиены им. А. Н. Сысина АМН СССР, Москва
В системе общегосударственных мероприятий по наблюдению и контролю за состоянием объектов окружающей среды, и в частности почв, ¿важное значение имеет оценка возможных по-
следствий загрязнения почв тяжелыми металлами [1, 2, 5, 6, 12]. В настоящее время такие исследования призваны решить следующую после гигиенического нормирования задачу — разра-
Изменение биологических показателей (в % к контролю) в образцах дерново-подзолистой почвы различного механического состава при загрязнении тяжелыми металлами (М4=т)
Доза металла, мг/кг Азотфиксирующая активность Дыхание почвы Активность инвертазы Численность грибов Численность бактерий
1 2 1 2 1 | 2 1 2 1 2
Загрязнение медью
25 35 ±3 68±5 62=1=4 924=6 374=6 714=5 218+33 150=1=22 514=8 974=14
50 254=2 44=1=3 28 ±2 524=4 194=1 534=4 2854=43 168=1=25 474=7 934=14
125 244=2 26 ±2 274=2 46=1=3 64=1 334=2 2824=42 2274=34 374=6 804=12
250 19±1 13=1= 1 7=1=1 274=2 04=0 104=1 3114=47 2754=41 244=4 73=1=11
Загрязнение никелем
10 7 9 ±6 79=1=6 94=1=8 97±8 864=7 93=1=7 1364=23 894=15 654=11 964=16
20 524=4 534=4 45±4 764=6 664=5 58=1=5 1954=33 964=16 214=4 414=7
40 ЗбгЬЗ 37±3 31=1=3 574=2 574:4 504=4 2304=39 1474=25 144=2 254=4
100 32=1=3 26=1=2 13=1=1 30=1=2 51=Ь5 454=4 2754=47 1624=28 13±3 234=4
Примечание. 1—супесчаная, 2 — суглинистая разновидности почвы; 14-е сутки от начала опыта, п = б,
р = 0,95.
ботать методические основы оценки опасности % загрязнения различных почв тяжелыми металлами. В связи с вышеизложенным представлялось целесообразным изучить изменения биологической активности почвы различного, механического состава в результате загрязнения последней сверхнормативными (выше ПДК) количествами тяжелых металлов.
Исследования проведены на примере меди и никеля, являющихся типичными представителями группы тяжелых металлов, характеризующихся различной выраженностью негативного воздействия на биологическую активность почвы [4, II]. Изучены две разновидности дерново-подзолистой среднегумусной пахотной почвы умеренной фации, различающиеся по механиче-ф скому составу, — супесчаная и среднесуглини-стая Различные концентрации металлов в почве создавали путем внесения в нее водных растворов сернокислых солей меди и никеля в интервале доз, превышающих ранее установленные нормативные уровни этих металлов. Оценивали действие следующих доз: для меди 25, 50, 125 и 250 мг на 1 кг почвы и для никеля 10, 20, 40 и 100 мг/кг. В контрольном образце супесчаной незагрязненной почвы содержание меди составляло 7 мг/кг (валовая форма) и 1 мг/кг (подвижная форма), содержание никеля— соответственно 10 и 0,4 мг/кг; в средне-суглинистой почве этот показатель для меди был равен 13 и 1,7 мг/кг, для никеля — 25— 0,8 мг/кг. Подвижные формы металлов экстрагировали ацетатно-аммонийным буфером при соотношении почва — раствор 1 : 10, определение металлов проводили на атомно-адсорбцион-М ном спектрофотометре [1].
1 Супесчаная — физической глины (до 0,01 мм) 14,3%, среднесуглинистая — физической глины 35,6 %.
В работе использованы биологические показатели, выявленные ранее как достаточно информативные для оценки негативного действия тяжелых металлов: численность почвенных грибов и бактерий, азотфиксирующая активность почвы, дыхание почвы (по С02), инвертазная активность почвы [3,4, 10, 11]. Азотфиксирующая активность определяли ацетиленовым методом [12, 13], дыхание почвы — по выделению С02 методом газовой хроматографии [9], активность инвертазы — по методу Т. А. Щербаковой [7], численность бактерий и почвенных грибов — стандартными методами посевов десятичных разведений почвенной суспензии на соответствующие плотные питательные среды [8, 9]. Отбор проб проводили на 1, 7, 14, 21, 30 и 60-е сутки с момента внесения металлов в почву. Результаты обрабатывали статистически.
Полученные данные указывают на то, что одни и те же дозы изучаемых металлов, внесенные в различные по механическому составу разновидности дерново-подзолистой почвы, приводят к однотипным изменениям биологических показателей. Так, при загрязнении супесчаной и суглинистой разновидностей почвы как медью, так и никелем в них обеих отмечено снижение по сравнению с контролем азотфиксирующей активности, активности инвертазы, дыхания и численности бактерий на фоне увеличения численности почвенных грибов (табл. 1).
Однако в супесчаной разновидности по сравнению с суглинистой выраженность этих изменений по ряду показателей и доз была больше. Так, доза меди 25 мг/кг в супесчаной разновидности оказала более сильное (на 33 %) угнетающее действие на азотфиксирующую активность по сравнению с действием этой дозы в суглинистой разновидности, при этом разница в угнетении дыхания почвы составила 30%, снижении
Различия в содержании подвижных форм металлов (в мг/кг) в супесчаной и суглинистой разновидностях дерново-подзолистой почвы (Л4=Ьт)
Доза, мг/кг Супесчаная разновидность Суглинистая разновидность Разность
Контроль 1,0±0,2 Медь 1,7=4=0,2 0,7=1=0,3
25 50 125 250 7,0±0,6 13,0=Ы ,6 38,8±1,5 78,0±2,3 3,5-+-0,4 8,3-4-0,7 30,0=4=1,2 72,0=4=2,1 3,5=1=0,6 4,7±1,7 8,8=4=1,9 6,0=ЬЗ,1
Контроль 1,0=1=0,2 • Никель 0,7+0,1 0,3=4=0,1
10 20 40 100 4,0=1=0,4 8,8±0,7 18,0=Ы,3 4б,0±1,6 2,8=4=0,4 6,8-4-0,6 12,4ч=1,6 30,0±1,2 1,2=1=0,6 2,0=1=0,9 5,6=1=2,0 16,0=4=2,0
активности инвертазы — 34%, изменении численности грибов — 69 % и численности бактерий — 46 %.
Аналогичные изменения установлены и при загрязнении почвы никелем (см. табл. 1). В супесчаной разновидности дерново-подзолистой почвы при загрязнении никелем в дозе 20 мг/кг почвы уровень дыхания снижен на 55%, а в суглинистой— всего на 24%. Численность бактерий в почве более легкого механического состава при этой дозе уменьшилась на 80 %, а в почве более тяжелого механического, состава — на 60%. Значительно сильнее (в 1,5—2 раза) в этой почве проявляется и влияние указанной дозы никеля на численность почвенных грибов.
С повышением уровня загрязнения (медью более 50 мг/кг и никелем более 4.0 мг/кг) действие металлов на биологические показатели начинает проявляться достаточно заметно в обоих разновидностях дерново-подзолистой почвы. Например, при максимальном уровне загрязнения медью (250 мг/кг) в обеих разновидностях по сравнению с контролем азотфиксация снижена
на 81—87 %, дыхание — на 74—93 %, уровень
инвертазной активности — на 90—99 %, численность бактерий — на 77%, одновременно отмечено увеличение численности грибов на.175— 211%. При максимальной дозе никеля (100 мг/кг) также в обеих разновидностях почвы обнаружено значительное снижение азотфик-сирующей активности — на 69 и 74 % соответственно, дыхания почвы — на 71 и 87%, активности инвертазы — на 49 и 55%, численности бактерий — на 87 и 77 %•
Таким образом, полученные нами данные указывают на то, что одни и те же дозы тяжелых металлов, внесенные в различные по механическому составу разновидности дерново-подзолистой почвы, оказывают разное по степени выраженности действие на биологическую активность почвы. При этом различия в степени выраженности вызванных изменений значительнее 4 при более низких дозах (20 и 25 мг на 1 кг почвы), чем при более высоких (100 и 250 мг/кг).
Поскольку негативное действие тяжелых металлов, загрязняющих почву, на биологические объекты в значительной степени определяется их подвижными формами, нами проанализирована взаимосвявзь между различиями в степени выраженности негативных изменений биологической активности почвы с различиями в содержании подвижных форм металлов (табл. 2). Из полученных данных следует, что в соответствии с традиционными статистическими подходами имеются значительные различия в содержании подвижных форм в супесчаной и суглинистой разновидностях дерново-подзолистой почвы. ^ Расчет коэффициентов корреляции показал, что связь между содержанием подвижных форм и биологическими эффектами существенна при 95 % уровне вероятности. Наряду с традиционной обработкой данных для большей наглядности нами были использованы коэффициент различий в содержании подвижных форм (Ых) и коэффициент биологического действия (Ко): ЫХ = С] : С2, где С| и С2 — содержание подвижных форм в супесчаной и суглинистой разновидностях;
/ * Д - I . . * ' ш ¿V • | ^ • ' » * ,
.1 у / 100-РЛ ■
п 100 — Рг)'
« •
% % •
где Р1 и Р2 — биологические показатели в су- ^ песчаной и суглинистой разновидностях почвы при загрязнении их тяжелыми металлами.
Используя приведенные выше выражения и данные табл. 1 и 2, в качестве примера мы произвели расчет Кб и Их по 3 основным биологическим показателям, наиболее четко отражающим действие меди: азотфиксирующей активности почвы, активности инвертазы и численности почвенных грибов.
Для дозы 25 мг/кг: М25=7:. 3,5=2,00; Ко =
= 7з (65/32+62/28+118/49) = 7-з (2,0+2,2+
+2,4) =2,2. Для дозы 50 мг/кг: #60= 1,55; Ко= = 7з (75/56+81/46+184/68) = 1,9 и т.. д.
Полученные результаты показывают, что расчет коэффициентов ;-Кб и позволяет более наглядно, объяснить различия в степени выраженности негативных изменений биологической активности в супесчаной и суглиц.истрй разновидностях дерново-подзолистой почвы при одних и тех же внесенных дозах тяжелых металлов. Так, при максимальной разнице в содержании подвижных форм меди в обеих разновидностях, рав-
ной 2, разница в ответной реакции биологических показателей также максимальна и равна в среднем 2,2. При минимальной разнице в концентрации подвижных форм, равной 1,1, минимальна и разница в ответной реакции биологических показателей супесчаной и суглинистой разновидностей дерново-подзолистой почвы.
Аналогичные результаты получены и при оценке действия различных доз никеля. Показано также, что Кб можно рассчитывать как по наиболее информативному, так и по среднему показателю из ряда чувствительных. Как видно из табл. 2 и приведенного выше расчета, условные коэффициенты удобны, информативны, с определенной дозой условности их можно использовать при сравнительной оценке и прогнозе биологических эффектов в исследованиях по экспериментальному обоснованию ПДК тяжелых металлов в почве, которые до настоящего времени рекомендуется проводить только на дерново-подзолистой почве легкого механического состава — супесчаной ее разновидности. Такой под-
ход при нормировании тяжелых металлов может значительно ужесточить нормативы при лимитирующем общесанитарном показателе вредности, поскольку приведенные в работе данные указывают на то, что негативное действие тяжелых металлов проявляется в суглинистой разновидности почвы в 2 раза слабее, чем в супесчаной. Поскольку постановка экспериментов по нормированию металлов на различных разновидностях почв технически трудноосуществима, то представляется целесообразным применение предлагаемых условных коэффициентов пересчета для прогнозирования степени выраженности негативных изменений биологической активности почв при внесении в них различных доз тяжелых металлов с целью обоснования и корректировки их ПДК в почве.
Следует отметить, что использование коэффициентов Ых и Кб может быть рекомендовано только в узких границах — там, где они существенно связаны в определенных интервалах концентраций, например при экспериментальном обосновании ПДК тяжелых металлов для почв различного механического состава при сравнении негативного действия одних и тех же доз нормируемых металлов на потенциальную биологическую активность почвы, включая и почвенные микроорганизмы. Коэффициенты целесообразно применять при экспериментальном обосновании ПДК любого не имеющего норматива тяжелого
металла в почве (селен, стронций и т. д.) или для корректировки ПДК, ранее обоснованных по общесанитарному показателю вредности (мышьяк, свинец и т. д.). Не рекомендуется использовать эти коэффициенты при проведении натурных исследований, поскольку взаимосвязь между негативными изменениями показателей биологи-
ческои активности почв и различиями в содержании подвижных форм в этих условиях зависит от целого ряда факторов и требует всестороннего тщательного многофакторного анализа.
Литература
1. Временные методические рекомендации по контролю загрязнения почв. Ч. 1 / Под ред. Н. Г. Зырина, С. Г. Малахова. — М., 1983.
2. Гончарук Е. И., Сидоренко Г. И. Гигиеническое нормирование химических веществ в почве. — М., 1985. — С. 5—11.
3. Григорьева Т. И., Перцовская А. Ф. // Гигиенические аспекты охраны окружающей среды / Под ред. Б. Тот. — Будапешт, 1982. — С. 25—34.
4. Григорьева Т. И., Перцовская А. Ф., Перелыгин В. М. и др.//Материалы к обоснованию гигиенических мероприятий по оздоровлению объектов окружающей среды. — M., 1983. — С. 78—85.
5. Добровольский В. В. География микроэлементов: Глобальное рассеяние. — М., 1983. — С. 233—252.
6. Израэль Ю. А. Экология и контроль состояния природной среды. — Л., 1979.
7. Купревич Г. Ф., Щербакова Т. А. Почвенная энзимо-логия. — Минск, 1966.
8. Методические указания по санитарно-микробиологи-ческому исследованию почвы. — М., 1977.
9. Методы почвенной микробиологии и биохимии/Под ред. Д. Г. Звягинцева. — М., 1980.
10. Перцовская А. Ф., Паникова Е. Л., Тонкопий И. И. и др.//Химия в сельск. хоз-ве. — 1982. — № 3. — С. 12—14.
11. Тонкопий Н. И., Перелыгин В. М., Перцовская А. Ф. и др. // Научное обоснование гигиенических мероприя-ний по оздоровлению объектов окружающей среды. — М., 1983. —С. 75—78.
12. Умаров M. М., Перцовская А. Ф., Перелыгин В. Ai.// Гиг. и сан. — 1981. — № 2. — С. 53—54.
13. Умаров M. M. // Почвоведение. — 1986. — № 11.— С. 119—123.
Поступила 06.12.88
Summary. It has been shown that soil pollution with heavy metals (copper, nickel) lead to negative changes in parameters characterizing potential biological activity of soil (nitrogenfixation, breath, invertase activity, bacteria and fungi count). More profound changes were observed in sandy soil compared to loamy soil. A direct relationship of these effects with the content of mobile forms of heavy metals in soil has been established. For the comparative and prognostic investigation of the danger of soil pollution with heavy metals it has been suggested to use a coefficient of différencies in the content of mobile forms and a coefficient of biological effect.
