CC BY
3
Анализируя результаты исследований рабочих, можно отметить, что более выраженные сдвиги в содержании иммуноглобулинов имелись у лиц с малым стажем работы (до 2 лет). Это позволяет предположить, что нарушение иммунологической реактивности происходит у лиц, неадаптированных к производству и нередко нарушающих правила техники безопасности. Не исключена возможность, что у длительно работающих с акрилатами и роданистым натрием наступает своеобразная компенсаторная реакция, способствующая нормализации уровня иммуноглобулинов. Вместе с тем при возникновении очагов поражения кожи, особенно при аллергических дерматозах, увеличивается синтез IgG.
ЛИТЕРАТУРА. Бутов Ю. С. Аллергическая реактивность у больных нейродермитом. Автореф. канд. дис. М., 1969. — СкрипкинЮ. К., Сомов Б. А., Бутов Ю. С. — В кн.: Вопросы нейро-эндокринных дисфункций и аллергологии. М., 1971, с. 32—34. — X р и с т ю к В. М. — Там же, с. 82—85. — ManciniG., Carbonare А. О., Haremansi. F. — «Immunochemistry», 1965, v. 2, р. 235—238.
Поступила 27/VI 11 1975 г.'
УДК 614.777:576.858.231-078
В. И. Зотова Л. А. Мьииляева
К ВОПРОСУ О КОЛИЧЕСТВЕННОМ ОПРЕДЕЛЕНИИ ЭНТЕРОВИРУСОВ ИЗ ВОД РАЗНОЙ СТЕПЕНИ ЗАГРЯЗНЕНИЯ
Институт общей и коммунальной гигиены им. А. Н. Сысина АМН СССР, Москва
Важным этапом методов индикации кишечных вирусов в воде различной степени загрязнения является концентрирование вирусов в минимальном объеме пробы. Концентрирование вирусов в пробах воды различные авторы производят с использованием химических, физических и биологических методов.
Физические методы концентрирования (ультрацентрифугирование, фильтрация через мембранные фильтры, замораживание и др.) достаточно эффективны, но не всегда доступны для практического использования из-за необходимости специального оборудования. Биологические методы концентрирования вирусов (на белках сыворотки крови животных, эритроцитах, дрожжевых клетках и т. д.) также пока не нашли широкого применения. Наиболее доступны и широко используются химические методы и, в частности, концентрирование вирусов на ионообменных смолах.
Известно, что степень адсорбции вирусов на ионите зависит от ряда факторов, таких, как адсорбционная емкость смолы, степень загрязнения исследуемой воды органическими веществами, исходная концентрация вирусов в ней и др. Использование этого метода для количественного определения вирусов в воде затруднено в связи с тем, что они не полностью сорбируются на смоле и получаемые расчетным путем данные не всегда соответствуют истинному количественному содержанию их в пробе.
Целью настоящей работы являлась оценка адсорбционной способности смолы АВ-17 в отношении вирусов для вод разной степени загрязнения и выяснение возможности использования этого метода для количественного учета вирусов.
Концентрирование вирусов на ионите проводили по общепринятой методике, разработанной Е. Л. Ловцевич для водопроводной воды. В качестве модельного микроорганизма был использован вакцинный штамм вируса полиомиелита LSC ав I типа. Автоклавированную речную и водопроводную воду заражали вирусом полиомиелита в концентрациях 101— 104 БОЕ/л, сточную воду — в концентрациях 103—104 БОЕ/л. После инфицирования pH пробы доводили до 5 и в объеме 1 л пропускали через колонки со смолой AB-17-8. Скорость протекания воды через колонки с анио-нитом составляла 50—60 капель в минуту.
Зависимость адсорбционной способности смолы АВ-17-8 от степени загрязнения воды и инициального вирусного заражения
Процент адсорбции вирусов и пересчетныП коэффициент К Для воды разной степени загрязнения
Титр вируса до концентрирования (в БОЕ/л) сточная речная водопроводная
неочищенная после очистки % К % К
% К % К
10« 12 8,3 20 6,3 24 4,3 36 3,05
103 13 7.0 22 4,6 31,5 3,2 38 2,6
10s _ _ 45 2,2 44 1,8
Средние 12,5 7,6 21 5,4 33,5 3,2 39,3 2,4
После протекания всего объема воды через колонки проводили элюцию оируса 10 мл 0,5 фосфатного буфера с pH 8,2 в течение 1,5 ч при комнатной температуре. Элюаты обрабатывали хлороформом (в течение 30 мин) и антибиотиками для подавления сопутствующей микрофлоры. Контролем служила исходная инфицированная вода. Обработанными указанным выше методом пробами по 0,5 мл заражали 60-миллилитровые флаконы с первичной культурой клеток почек обезьян, время контакта пробы с монослоем культуры ткани составляло 1 ч при 37°. Выделение бляшек проводили по общепринятой методике Dulbecco и Vogt.
Количество вирусных бляшек определяли в 1 мл элюата и пересчитывали на объем исследуемой воды. Адсорбционную способность смолы определяли, исходя из следующей пропорции: А — 100%, В — Х%, где А — исходная концентрация вируса в 1 л исследуемой пробы; В — титр вируса в 10 мл элюата; X — процент адсорбции данной смолы.
Полученные данные показали, что при концентрировании на ионите
происходит неполная адсорбция вируса. Мы попытались выразить это вы-
д
числением коэффициента K=-ß-
Опыты проводили в 4 повторностях, средние значения полученных данных представлены в таблице.
Данные, представленные в таблице, показывают, что адсорбционная способность смолы увеличивается с уменьшением степени загрязнения воды: процент адсорбции для неочищенной сточной воды составляет 12,5, для воды, прошедшей механическую и биологическую очистку, — 21, для речной — 33,5, для водопроводной — 39,3. Поэтому представляется, что для правильного учета истинного количества цитопатических агентов в исследуемых пробах при концентрировании на смоле АВ-17-8 необходимо полученные данные умножать на пересчетный коэффициент К. Анализ полученных данных показывает также, что адсорбционная емкость смолы находится в обратной зависимости от инициального вирусного загрязнения, в речной воде для концентрации вируса — 10* БОЕ/л процент адсорбции составляет 24,- для концентрации 103 БОЕ/л он равен 31,5, а для концентрации 102 достигает 45. Метод концентрирования вирусов на смоле АВ-17-8 позволяет повысить их титр на 1—1,5 логарифма в зависимости от степени загрязнения исследуемой воды. Как выявлено, метод чувствителен при концентрациях вируса в исходной воде от 101 до 105 БОЕ/л, что связано с ограниченной емкостью смолы.
Описанный выше метод концентрирования вирусов на смоле АВ-17 был использован нами в санитарно-вирусологических исследованиях 67 проб воды открытых водоемов и 80 проб сточной воды на этапах очистки. Содержание ЦПА в речной воде составляло 15—30 вирусных частиц в 1 л, что, по данным Чанга, соответствует среднему вирусному загрязнению воды открытых водоемов. Содержание вирусов в неочищенной сточной воде составляло 980—2320 БОЕ/л, после механической и биологической очистки
количество ЦПА снижалось до 660—1200 БОЕ/л, а после хлорирования снизилось до 100—350 БОЕ/л.
Таким образом, использование пересчетных коэффициентов при использовании смолы АВ-17 для концентрирования вирусов в воде разной степени загрязнения может оказаться полезным с целью более точного количественного определения последних, однако величины коэффициентов требуют дальнейшего уточнения.
ЛИТЕРАТУРА. Ловцевич Е. Л. — В кн.: Материалы'6-й Всесоюзной конференции по вопросам санитарной микробиологии. М., 1966, с. 72—73. — Ч а н г Щ. — сБюлл. ВОЗ». Т. 38, 1968, с. 398. — DulbeccoR., VogtM. — tj. exp. Med.», 1956, v. 99, р. 167—182.
Поступила 14/IV 1975 г.
УДК в 14.715-074:543.544.21
Е. Е. Сотников, Ю. Т. Калинин, М. А. Степанова (Москва)
ГАЗОХРОМАТОГРАФИЧЕСКОЕ ОПРЕДЕЛЕНИЕ НЕКОТОРЫХ КОМПОНЕНТОВ ЗАПЫЛЕННОСТИ ВОЗДУШНОЙ СРЕДЫ
Для определения состава газовой среды широко применяют газовую хроматографию. Отбор и обогащение газообразных веществ из воздуха при этом производят различными способами (В. Г. Березкин и В. С. Татарин-ский). Однако метод не нашел достаточного распространения для оценки запыленности воздушной среды из-за отсутствия газохроматографических методик анализа и отбора аэрозолей. Нами предложена высокочувствительная методика оценки запыленности воздушной среды, основанная на использовании метода реакционной газовой хроматографии (В. Г. Березкин).
Использовался модернизированный хроматограф марки «Цвет-. 104» с 2 последовательно соединенными детекторами — детектором по теплопроводности (ДТП) и пламенно-ионизационным (ДИП). Принципиальная газовая схема прибора представлена на рис. 1. Газ-носитель (гелий) 2 потоками направляется на прибор. Первый поток через сравнительную камеру ДТП 2, кран-дозатор 6, четырехходовой кран 5, хроматографическую колонку 7 и кран 3 поступает в измерительную камеру ДТП и затем в ДИП 1. Второй поток поступает во вторую половину крана 5, хроматографическую колонку 4 и через четырехходовой кран 3 сбрасывается в атмосферу. На выходе второго потока при идентификации выходящих ком-, понентов устанавливается колориметрическая индикаторная трубка 10. К крану-дозатору 6 подсоединяется съемная обогатительная колонка 9 (внутренний диаметр 5 мм, длина 250 мм). Выходной конец колонки при анализе продуктов деструкции может соединяться с индикаторной колориметрической трубкой 8. Нижняя часть обогатительной U-образной кварцевой колонки заполнена 1 г дробленного, прокаленного на воздухе при 800° кварца (фракция 0,2ч-0,3 мм). На нижнюю часть кварцевой колонки с внешней стороны намотана нагревательная спираль. У выходного конца трубки расположена сетка, предохраняющая унос кварцевого песка.
Анализ осуществляется следующим образом. Через обогатительную колонку насосом прокачивают 10—20 л воздуха со скоростью 10 л/мин, аэрозоль при этом оседает на поверхности кварцевого фильтра. Затем обогатительную колонку подсоединяют к крану-дозатору и продувают в течение 1—2 мин газом-носителем, выдувая воздух и газообразные микро-примеси. После продувки колонку отсоединяют краном от потока газа-но-сителя, включают нагревательную спираль, подвергая собранные аэрозоли термодеструкции при 550—600° в течение 3 мин. При этом в газовое пространство обогатительной колонки выделяются газообразные компоненты, принадлежащие различным классам соединений. После охлаждения колонки
3 Гигиена и санитария Лк 3
65
