CC BY
11
THE EFFECT PRODUCED BY SMALL DOSES OF ULTRAVIOLET RADIATIONS OF VARIOUS SPECTRAL COMPOSITION ON THE HIGHER NERVOUS ACTIVITY
OF ANIMALS
T. S. Stepanova
Experiments performed on rabbits show that repeated general irradiations of animals with shortwave (lamp BUV) and longwave (lamp EUV) ultraviolet rays in small doses caused phase changes in the functioning of higher sections of the central nervous system. During the first phase, there was a temporary inhibition (registered during first 2—3 hours after irradiation) of conditioned reflex activity; during the second phase, the level of the conditioned motor reflexes gradually reached its initial value and in certain cases exceeded it. Shifts in the functioning of the central nervous system could be detected even after a single irradiation of animals with 1/10 biodose. The results obtained prove that the higher sections of the central nervous system are involved in the reaction of the body to the action of small doses of ultraviolet radiations of the spectral compositions investigated.
it it it
К ВОПРОСУ О НЕОБХОДИМОСТИ ОПРЕДЕЛЕНИЯ
РАДИОАКТИВНОСТИ ВОДЫ ПРИ ВЫБОРЕ ПОДЗЕМНЫХ ИСТОЧНИКОВ ПИТЬЕВОГО ВОДОСНАБЖЕНИЯ
Кандидат медицинских наук И. Е. Мухин
Из Украинского научно-исследовательского института коммунальной гигиены
Исследования радиоактивности воды открытых и подземных водоисточников, используемых для ¡питьевого 'водоснабжения, проведенные отечественными и зарубежными авторами, показывают, что активность воды различна и колеблется в довольно широких пределах. Особенно это относится к водам подземных горизонтов. Значительные колебания в содержании радиоактивных веществ отмечаются в воде открытых водоемов ib результате поступления в них сточных ¡вод ¡предприятий атомной промышленности и радиоактивных осадков.
Так, в результате поступления ¡в реку Колумбия сточных вод из предприятий ядерной индустрии радиоактивность речной воды достигала 19—10~6 цс/л, живые организмы содержали до 8—Ю-8 с/г (Palange, Robeck, Hendersonh).
Примером резкого увеличения концентрации радиоактивных веществ в воде открытых водоемов в результате выпадения атмосферных осадков могут служить данные ¡по рекам штата Массачусетс (Thomas, Kleinschmidt, Parker, Bell). Авторами было обнаружено максимальное содержание радиоэлементов около 70 имп/мин/л выше фона. В питьевой воде штата Нью-Йорк в апреле 1953 г. в результате выпадения атмосферных осадков 'радиоактивность повысилась в 100—1000 раз и составляла 1 ■ Ю-9 с/л. При этом вода открытых водоемов проходила полный цикл очистки на водозаборных сооружениях. Аналогичные случаи повышения активности воды источников питьевого водоснабжения отмечались и в штате Невада.
Что касается естественной радиоактивности подземных вод, то она также подвержена резким колебаниям.
Наиболее высокой активностью обладают подземные воды, омывающие граниты, выходящие на земную поверхность, т. е. ¡в местах изломов. Так, по данным О. Г. Бондара, вода 6 ссважин и 2 источников в районе Знаменки содержит радон в количестве от 12,9 до 260,6 эман в 1 л. По данным Stehney, наибольшее содержание радия в подземных водах США, используемых для питьевого водоснабжения Чика-
а
го, составляет 3_8- Ю-12 г!л Иа226 и столько же Иа224. Этим же автором приводятся данные и по другим подземным источникам 'Гольевого водоснабжения. БхаЬо, изучавший радиоактивность некоторых артезианских вод Румынской Народной Республики, используемых для питьевого водоснабжения, установил содержание радия 1—50-Ю-'2 г/л при общей активности 1,138—1,142- Ю-9 с ¡л.
Учитывая широкое использование 'подземных вод для 'питьевого водоснабжения, а также возможное повышенное содержание радиоактивных веществ в них в силу геологических условий местности, мы провели изучение 'содержания радиоэлементов в воде скважин двух областей республики.
Исследованиями было охвачено около 30 источников питьевого водоснабжения. В геологическом отношении места залегания изучаемых подземных вод отличаются друг от друга. Скважины одной области питаются трещиноватыми волами кристаллического массива, располагающимися иа глубине 40—96 м и больше от дневной поверхности. Подземные воды связаны с трещинами докембрийских гранитов, гнейсов, кристаллических сланцев и другими продуктами разрушения кристаллических пород. Трещиноватость обусловлена как тектоническими процессами, так и явлениями глубинного выветривания. Производительность скважин, по данным К. И. Макова, колеблется в весьма широких пределах (от 1—2 до 20—30 м3/час) и находится в тесной связи со степенью и характером трешиноватости кристаллических пород.
Для геологической структуры мест залегания исследованных подземных 'вод другой области характерно разнообразие палеозейских отложений. Воды северной части области, омывая коренные породы перми и триасса, приурочены к аллювиальным отложениям. Толща пермских отложений состоит из конгломератов, песчаников, сланцев. Глубина скважин и голодцев колеблется от 12 до 60 м. Южная часть области находится на границе кристаллического массива и оси анти-клинала. Исследованные источники приурочены к местам разломоз и выхода на дневную поверхность гранитов.
Необходимо отметить, что как вблизи водоисточников, так и на больших расстояниях от них нет объектов, применяющих радиоактивные вещества. В связи с этим можно считать, что обнаруженная радиоактивность воды полностью за1висит от геологического строения района размещения скважин и обусловлена естественными радиоэлементами.
Ввиду того что вода всех изученных источников по физико-химиче-ским свойствам и степени бактериальной загрязненности соответствует требованиям ГОСТ 2761-57, эти источники широко используют для централизованного и децентрализованного питьевого водоснабжения на протяжении многих десятков лет. Исключением является вода трех источников, содержащая минеральные соли до 2~2,5 г/л и обладающая ощутимьгм запахом сероводорода. В связи с этим вода из них используется населением периодически. В воде большинства источников определяли содержание радона, урана, радия, а также общую радиоактивность по р-счету.
Определение радона производили при помощи прибора СГ-2М и ионизационной камеры типа РГ-9. Для исследования отбирали по 0,5 л воды. Перемещение радона из воды в камеру РГ-9 осуществлялось рециркуляционным или вакуумным методом. Ввиду того что второй метод позволял более полно перемещать газообразные радиоактивные вещества в ионизационную камеру, большинство определений было выполнено по указанному методу.
Эталонирование ионизационных камер производилось нри помощи жидких радиевых эталонов активностью 3-Ю-10—4-Ю-11 г Иа. Все измерения как при эталонировании камер, так и при исследовании вод проводились во второй половине шкалы прибора в интервале 9,5—13
больших делений. Регистрировали получасовые, часовые и 3-часовые ионизационные токи. При этом каждый раз проводили 'по 5 замеров, из которых выводили среднюю величину соответствующего тока. Перед эталонированием и заполнением ионизационных камер определяли их натуральное рассеивание, обусловленное естественным у-фоном.
Расчет получаемой активности производился по формуле:
А - Лэ ^ср8-^)
ср-ЛУ
где Лх — активность исследуемой воды; Аэ — активность эталона в эманах или граммах Яа\ N1 — натуральное рассеивание камеры перед эталонированием в делениях за минуту; К1 ср — смещение нити электрометра в делениях за минуту во время эталонирования; К2ср — смещение нити электрометра в делениях за минуту во время исследования;
— натуральное рассеивание камеры перед исследованием в делениях за минуту.
Натуральное рассеивание камеры определялось в течение не менее 10 минут. Содержание радона, опредляемое по 3-часовому замеру ионизационного тока, принималось за истинную величину. Если замер производили раньше, вводили поправку для приведения тока к 3-часовому (см. таблицу). Содержание радия определяли по радону. Для этого 1 л исследуемой воды подкисляли 1—2 мл концентрированной соляной кислоты и упаривали до 50—70 мл. В случае образования осадка его растворяли добавлением концентрированной соляной кислоты. После упаривания пробу переносили в барботер и запаивали в нем на срок до месяца.
По истечении месячного срока содержащийся в барботере радон перемещали в ионизационную камеру и замеряли ионизационный ток. Расчет производили по формуле:
ОКа --г—-— ,
(/_е —иЦп)п
где С?!?» —содержание ■ радия в исследуемой воде (в граммах на I л;
Е — цена деления шкалы прибора в-; Jn„— ионизационный
дел. мин. г
ток от пробы в дел. мин.; п — объем пробы исследуемой воды; / — время накопления радона в барботере. Значение 1—е~:берется из таблицы, приведенной в приложении № 8 в книге В. И. Баранова.
Общую активность воды определяли в сухом остатке, который получался путем выпаривания 1 л воды в фарфоровых чашках. Содержимое чашек переносили в заранее подготовленный тигель и прокаливали при 450—500°. После определения общего веса сухого остатка его тщательно растирали и приготовляли образец для измерения весом 100 мг при диаметре 15 мм.
Все измерения по р-счету производили торцовым счетчиком МСТ-17
'Номер источника i Содержание в 1 л Общая активность по . {>- счету (в 10~10с/л)
радона (в эманах) радия (в 10_"г) урана (в мг)
I 12,5 0,8 0,1 0,1*
II 15,7 0,8 0,1 0, 1*
III 18,8 0,95 0,1 0,1*
IV 25,6 0,95 0,1 0,1*
V 37,2 1,05 0,1 0,35
VI 131,3 6,9 0,2 1
VII 160,2 9.2 0,2 1,0
VIII 188,4 9,6 0,3 1,9
IX 192,9 9,8 0,4 3,5*
X 300 15 0,4 4,6*
Примечание. Звездочкой обозначены результаты общей активности проб воды, время обработки которых длилось 4—6 дней. Остальные пробы обрабатывались на протяжении от 6 до 20 дней.
на установке Б-2 со свинцовым домиком. Эффективность установки и расчет общей активности проводили по 'калиевому эталону (навеска эталона равнялась 100 мг, диаметр ее, как и исследуемого образца, был 15 мм). Уран определяли при помощи люминесцентного фотометра (ЛЮФ-52).
Данные >по радиоактивности подземных под различных источников приведены в таблице.
Во избежание повторения в таблице приведены данные по 10 источникам водоснабжения из 30. Эти данные показывают, что содержание радона в большинстве водоисточников составляло от 12,5 до 300 эман. Концентрации радия лишь в 5 источниках составляли от 6,9-Ю-11 до 1,5-Ю-10 г/л. В остальных водоисточниках концентрации не превышали предельно допустимой величины — 5'Ю-11 г/л.
Содержание урана во многих исследуемых водоисточников колебалось от 0,06 до 0,42 мг/л, в остальных достигало предельно допустимой величины 0,05 мг/л.
Воды всех исследованных источников, согласно принятой в радиогидрогеологии классификации, могут быть отнесены к труппам: радоновых и урановых. Воды некоторых источников по характеру содержащихся в них радиоэлементов принадлежат к промежуточному типу ура-но-радоновых.
Таким образом, все источники одной области, питающиеся трещиноватыми водами кристаллического массива, по характеру содержащихся радиоэлементов относятся к группе радоновых. Во второй области одна часть источников содержит урановые воды (район залегания четвертичных отложений), другая, расположенная в районе размещения крупных разломов кристаллического массива, содержит воды промежуточного типа — урано-радиевые.
Что касается общей радиоактивности воды исследованных источников питьевого водоснабжения, то на ней следует остановиться более подробно. Методика приготовления образца связана с выпариванием воды, ввиду чего время с момента отбора пробы воды до измерения ее радиоактивности бывает различным — от 2 до 16 суток (такой интервал возникает из-за экспедиционных условий проведения работы). В результате этого обстоятельства получаемый результат резко отличается от фактической величины. Доказательством могут служить определения урана по люминесцентному методу, выполненные в день отбора проб. Так, при содержани в пробе урана 0,42 мг/л и радия 1,5- Ю-10 г/л общая активность составляла на 4-е сутки всего лишь 4,6-Ю-10, а на 14-е сутки — 1,75- Ю-10 с/л.
Аналогичное несоответствие в отношении содержания урана, радия с общей радиоактивностью воды отмечалось и в остальных пробах. Причина такого несоответствия, по-видимому, кроется в том, что при люминесцентном определении урана обнаруживается не только и238 с периодом полураспада 4,49 • 109 лет, но и и234 (период полураспада 24,1 дня), и.х2 (период полураспада 1,17 минуты), \]2234 (период полураспада 6,7 часа). В зависимости от расстояния между источником и депо, содержащим и238, их234, их2234, а также от времени обработки пробы общая радиоактивность, определяемая по а- или р-счету, будет различна.
Кроме того, в зависимости от соотношения активной и неактивной частей сухого остатка получаемый результат будет различным. При этом следует учесть, что в эталоне указанное соотношение постоянное, а в исследуемом образце резко колеблющееся. Погрешность проводимых определений методом сравнения, а не абсолютного счета будет тем больше, чем значительней отклонения указанных выше отношений эта лона и измеряемого образца при сохранении всех остальных условий измерений.
В связи с этим существующие методы радиохимического анализа ■с выделением урана, радия, тория, калия и других элементов в сравнительно чистом виде должны найти широкое применение при санитарных исследованиях воды и определении ее радиоактивности. Тем более, что некоторые из них позволяют концентрировать указанные радиоэлементы из больших объемов воды. Это дает возможность вести измерения активности ее не на грани чувствительности радиометрической аппаратуры, что имеет место при определениях с применением метода сухих остатков.
Таким образом, данные литературы и результаты собственных исследований радиоактивности воды показывают, что в настоящее время при выборе подземного источника питьевого водоснабжения определение активности его воды, по-видимому, должно являться обязательным.
В первую очередь исследованиями должны быть охвачены районы, где геологические данные о местах залегания вод отсутствуют или недостаточно изучены. Получаемые данные следует увязывать как с санитарной и гидрогеологической характеристикой источников, так и с геологическими условиями районов их размещения.
Это позволит в дальнейшем осуществить районирование вод по ее радиоактивности и облегчит деятельность санитарных органов при решении вопроса выбора источников для питьевого водоснабжения населенных мест.
В тех местах, где воды с повышенным содержанием радиоактивных веществ длительно попользовались для питьевых целей, следует проводить изучение здоровья населения.
В ы в о д ы
1. Вода исследованных источников содержит радиоактивные ве щества в количествах, превышающих предельно допустимые концент рации.
2. При выборе подземного источника питьевого водоснабжения, помимо установления физико-химических свойств и бактериальной загрязненности, необходимо обязательно проводить определение радиоактивности воды.
ЛИТЕРАТУРА v -
БабинецА. Е. Докл. АН СССР, 1957, т. 114, № 2, стр. 404. — Баранов В. И. Радиометрия. М., 1956. — Бондар О. Г. Геолопчн. журн., 1957, т. 17, № 2, стр. 75.— ГОСТ 2761-57.—Инструкции по радиометрическим лабораторным работам. М., 1958.— Меры защиты работающих с радиоактивными веществами. М., 1958. — D е j о n g h е Р., D'Hont M., Energie nucí., 1957, v. 1, N. 1, p. 27—33. — D o w n i n g A. L., Wheatland A. В., Eden G. E. J. Inst. Water Eng., 1953, v 7, p. 555.— Gruner J. W. Econ. Geol., 1956, v. 51, p. 495. — P a 1 a n g e R. C., Robeck G., Henderson С. Indust. a. Eng. Chein., 1956, v. 48, p 1847. — S t e h n e y A. F. Acta radiol., 1955, v. 43, p. 43.— Thomas H. A., К 1 e i n s с h m i d t R. S., Parker F. L. a. oth. J. Am. Water Works Ass., 1953, v. 45, p. 562.
Поступила 12/111 1959 г.
EXAMINATION OF WATER FOR RADIOACTIVITY IN SELECTING UNDERGROUND SOURCES FOR DRINKING WATER SUPPLY
I. E. Muchin
The article contains data on the concentration of radon, radium and uranium in the water of several underground sources of two regions and also its total radioactivity according to P-count. On the basis of the water radioactivity investigation the author raises the question as to the obligatory examination of the water for the presence of isotops in
the choice and hygienic evaluation of water sources to be used as drinking water supply. Examinations of underground water radioactivity should be performed more widely and the results obtained added to the sanitary and gydrogeological specifications of the water sources. In future it should be possible to delineate definite regions containing water of diverse radioactivity.
ft -k -b
ЗАГРЯЗНЕНИЕ ПОЧВЫ ГЕКСАХЛОРАНОМ ПРИ ЕГО ПРИМЕНЕНИИ В СЕЛЬСКОМ ХОЗЯЙСТВЕ
А. П. Лебедева, О. Н. Толстошей Из Украинского научно-маслёдовательского института .коммунальной гигиены
Количественная оценка загрязнения почвы гексахлораном при его применении в сельском хозяйстве в литературе отсутствует. Между тем внесение гексахлорана в почву может повлечь за собой накопление его в сельскохозяйственных растениях в количествах, превышающих предельно допустимые 'концентрации, или ухудшение их органолептических свойств, загрязнение воды местных источников водоснабжения. Установлено, что при поедании животными растений, выращенных на почве, загрязненной гексахлораном, последний накапливается в их организме и затем выделяется с экскрементами и, что особенно важно, с молоком (Н. М. Русин и Г. П. Андронова, 1953; И. Н. Гладевко, 1954; А. П.Волкова, 1957 г., и др.). Таким образам, при бесконтрольном внесении гексахлорана в почву она может стать источником отравления людей через растения, молоко (иногда мясо) крупного рогатого скота, питьевую воду. Поэтому необходим контроль со стороны санитарных органов за применением гексахлорана для обработки почвы.
Методы определения гексахлорана >в почве до сих пор отсутствовали. В связи с этим первой нашей задачей являлось изыскание метода определения этого инсектицида в почве. Предложенные нами методы — химический (по органическому хлору) и биологический (по токсичности для мух) —изданы в виде отдельных методических указаний и направлены в санитарно-эпидемиологические станции республики для использования их в ¡практической работе.
Для химический исследований почвы использованы методики определения хлор-органических инсектицидов в воздухе (В. П. Вендт, Т. А. Лебедева, 19о4), в продуктах питания (А. А. Троцеико, 1959) и в растительных экстрактах (.метод хроматографиро-вания) (Jhe Analyst, 1957, v. 82, № 975).
Гексахлоран определяли в почве по общему хлору. Для извлечения инсектицида из почвы применяли экстракцию бензолом. Растворитель после хромагографического отделения веществ, мешающих определению, выпаривали, и выпаренный остаток сжигали серной кислотой с бихроматом калия ib присутствии кислорода воздуха. Образовавшийся в процессе сожжения свободный хлор поглощал раствор йодистого кадмия. Выделившееся эквивалентное количество йода определяли методом титрования. Чувствительность метода 10 у ib титруемой пробе. Ошибка метода 10%.
Биологический метод основан на отравлении и гибели определенного количества подопытных насекомых (Musca domestica L.) от соответствующих доз гексахлорана Предлагая этот метод, мы использовали принцип методики некоторых отечественных авторов, работавших с другими биологическими тестами и исследовавших другие объекты (С. Г. Серебряная, В. С. Ситняковская, 3. В. Иванова), а также указания зарубежной литературы. В овязи с широким распространением гексахлорана в быту и выработкой устойчивости к нему у мух в опытах попользовали мух, выведенных в лабораторных условиях, причем не моложе 4—5-<го поколения. Метод применим для определения гексахлорана в количестве до 70 у. Минимальное определяемое количеств» гексахлорана 1 у в исследуемой навеске.
В задачу настоящей работы входило выяснение степени затрязне- -ния почвы гексахлораном, возможности длительного сохранения этого загрязнения, а также проникновения гексахлорана в глубжележащие горизонты. Опыты закладывали на трех почвенных разностях с вне сением разных доз гексахлорана.
