CC BY
4
Химический состав сточной воды при ее ЭГ-обработке
Концентрация химических
веществ в сточной воде
Показатель
до ЭГ-обра- после ЭГ-об-
ботки работка
рН 7,9±0,1 8,2±0,1
Сухой остаток, мг/л 1580+123 510±9
Окисляемость, мг 02/л 45,3±5,4 9,4±1,2
бпк5 110±4,8 3,5±0,7
хпк 367± 14 35±2,1
Железо 0,8±0,1 0,2±0,01
Марганец 0,04±0,01 0,03±0,01
Медь 0,2±0,02 0,15±0,01
Цинк мг/л 0,08±0,01 0,06+0,01
Полифосфаты 4,2±0,9 3,2±0,05
Сульфаты 100±5,7 80±3,9
Хлориды 84±5,4 69±3,4
Нитраты 9,8±1,8 6,5±0,9
В опытах, проведенных на телятах, установлено, что употребление в качестве питья ЭГ-обработанной сточной воды не вызывает нарушений общего состояния животных, прироста массы тела и показателей морфологического и биохимического состава крови. Проведенное у животных подопытных и контрольной групп определение рН, а также количественного и качественного состава инфузорий содержимого рубца свидетельствует о том, что использование для питья ЭГ-обработанной сточной воды не вызывает у телят нарушений в характере рубцового пищеварения.
Полученные результаты позволяют заключить, что ЭГ-обработка сточной воды в режимах 150 и 250 имп/л приводит к ее полному обеззараживанию, улучшению химического состава. При использовании для питья такая вода не оказывает отрицательного влияния на физиологическое состояние животных.
ЭГ-установка проста в изготовлении и монтируется из блоков и приборов, серийно выпускаемых отечественной промышленностью. Расчетный годовой экономический эффект при полной замене хлорирования ЭГ-способом обеззараживания сточных вод на ОСА составляет 260 тыс. руб. *
Литература
1. Гарановский М. Г., Лавров И. С. Электроообработка жидкостей. — Л., 1976.
2. Жук Е. Г. И Журн. микробиол,— 1979,— № 4,—С. 92— 95.
3. Зыкина Л. Н„ Голдаева В. Р. // Электрическая обработка материалов,— 1974. —№ 2. — С. 24—28.
4. Монцевичуте-Эрингене Е. В.// Пат. физиол.— 1964.— № 4, —С. 71—78.
5. Орлов В. А. Озонирование воды.— М., 1984.
6. Соколов В. Ф. Обеззараживание воды ультрафиолетовыми лучами.— М, 1964.
7. Шафиров Р. Р., Бондарева Н. И. // Труды Всесоюз. науч.-исслед. ин-та ВОДЕГО. — М., 1976,— Вып. 12,— С. 12—18.
8. Эльпинер Л. И. // Водоснабжение и сан. техника. — 1960. — № 8. —С. 3—5.
9. Юткин Л. А., Гольцева Л. И. Способ обеззараживания питьевых и сточных вод: А, с. 19632 СССР.
Поступила 21.10.8S
УДК 614.777:634.0.861-07:001.5
Л. Н. Новикова, А. Р. Рудых, Н. А. Кравец, Е. В. Осипова, О. А. Бурлакова, Л. Д. Зубарева
ОЦЕНКА ОКРАШЕННЫХ ВЕЩЕСТВ В ОЧИЩЕННЫХ СТОЧНЫХ ВОДАХ В ОПЫТАХ НА ГИДРОБИОНТАХ
НИИ биологии при Иркутском университете
В последнее время принят ряд решений о закрытии или перепрофилировании сульфатцеллюлозных предприятий в связи с опасностью, возникающей при сбросе их сточных вод в природные водоемы, как в санитарно-токсикологи-ческом, так и в гигиеническом аспекте. Однако уже накопившиеся в водоемах компоненты и продукты их трансформации способны длительное время оказывать негативное воздействие на гидробионты. Одним из приоритетных загрязнителей сточных вод сульфатцеллюлозных производств являются окрашенные вещества (ОВ) — в основном продукты превращения лигнина в процессе варки целлюлозы и очистки сточных вод. Содержание ОВ в сточных водах достигает 15 кг на 1 т воды при выработке небеленой целлюлозы и 25—30 кг/т при получении беленой целлюлозы [1].
Задачей наших исследований явилось санитарно-токси-кологическое изучение ОВ с целью обоснования ориентировочно безопасного уровня воздействия (ОБУВ) на гидробионты в водной среде. Поставленная цель достигается путем изучения влияния ОВ на водные биотесты (микроорганизмы, водоросли, элодею и беспозвоночные — дафнии) в острых, подострых и хронических экспериментах, на санитарный режим водоема и процесс самоочищения. Выделены и исследованы продукты трансформации, а также экспериментально подтверждено влияние диоксифено-лов, хинонов и поливалентных металлов на изменение токсичности ОВ.
ОВ, выделенные из биологически очищенных сточных вод Байкальского и Селенгинского целлюлозно-бумажных комбинатов осаждением при рН<3,0 (81—90%) и ульг-рафильтрацией через мембранный фильтр «Рнпор-1» (94— 97%). представляют собой смесь компонентов со средней молекулярной массой 26 000—28 000 Д. по результатам гель-фильтрации на сефадексе 0-75 в 0,03 н. едком натре. В сухом виде ОВ—твердые аморфные вещества, коричневого цвета, имеющие гнилостный запах. При сожжении веществ происходит обугливание с выделением диоксида серы. ОВ нерастворимы в неполярных растворителях: петро-ленном и диэтиловом эфнрах. гексане и т. д. После выделения из сточных вод эти вещества практически нерастворимы в воде, спирте, диоксапе, однако хорошо растворяются в щелочных и апротонных растворителях, что указывает на амфотерный характер соединений с повышенной кислотностью'. В состав ОВ входят олнгомеры, содержащие метоксильные, метиленовые, карбонильные и сульфогруппы и имеющие ароматические и конденсированные структуры, что подтверждено данными функционального анализа и ИК-спектроскопии. Общее содержание минеральных компонентов в ОВ от 3,3 до 14,5 % ■
О стабильности ОВ судили по перманганатной окисляе-мости (1570±24 мг Ог/г) и способности к ферментативному и кислотному гидролизу. Ферментативное окисление ОВ псроксндазой проводили при оптимальном соотношении субстрат — пероксид водорода — пероксидаза (1:2-Ю-4:
:2,2-10-6 по массе) в течение 60 мин при ?Н 7,2—7,8. Ферментативная ак-^вность пероксидазы 0,65 (по определению с о-дианизидином). Константа Михаэлиса—Ментена составила 4-Ю-4—11-Ю-4 моль/л, а начальная скорость окисления — 2,6-10~5—3,5-10~5 с-1 (1 моль равен 180 г.) Образование углеводов как при ферментативном, так и при кислотном гидролизе указывает на то, что процесс протекает в основном по низкоэнергетическим связям.
Роль биофакторов в трансформации ОВ изучали на модельных водоемах с байкальской водой при температурах 20 и 3—8°С. приближенных соответственно к летним и л зимним условиям, используя концентрацию ОВ 400— 500 мг/л. Отбор проб проводили через 30 и 60 сут. Вещества, выпадающие в осадок, имели молекулярную массу от 20 400 до 24 000 Д, а оставшиеся в растворе — от 1030 до 1250 Д. Процесс деструкции ОВ протекал более активно при 20 °С в первые 30 сут, на что указывает уменьшение молекулярной массы на 19%. За следующие 30 сут молекулярная масса уменьшилась всего на 4%. Осадки отличались от исходных веществ, согласно данным ИК-спсктроскопии и функционального анализа, повышенным содержанием конденсированных углеродных структур, большей дегидрированностью и дегидроксилированностью, но меньшей окисленностью. Это указывает на отщепление при биодеструкции группировок, содержащих кислород. При 20°С происходило более быстрое окисление феноль-ных соединений до хиноидных структур, чем при 3—8°С. Через 30 сут окисляемость ОВ, оставшихся в растворе при 20 °С, была в 3 раза (220—50 мг Ог/г), а способность к ферментативному окислению в 7 раз ниже, чем при 3— 8°С. В результате биотрансформацни ОВ в растворе образуется от 1 до 8 % углеводов, что составляет около 30 % от содержания углеводов по данным ферментативного и кислотного гидролиза.
Биоконтроль за трансформацией ОВ осуществляли по выживаемости дафний за 48 ч в соответствии с рекомендациями [3, 4]. Отбор проб для токсикометрических анализов проводили ежедневно в течение 10 сут, а затем через 5 сут. При 20 ЭС отмечено максимальное снижение выживаемости дафний — на 90—100 % уже в течение первых суток, а при 3—8 °С только на 3-н сутки выживаемость рачков снижалась на 50%. В первом случае растворы уже через 5 сут были нетоксичны для дафний, а во втором — спустя 9 сут. Затем через 60 сут выявлен резкий рост токсичности растворов. Такое изменение токсичности может быть связано с образованием в процессе биодеструкции ОВ и конденсации компонентов олигомеров, оказывающих разное действие на выживаемость дафнии. Ранее [9] установлено, что олигомеры, содержащие 30—50 % моно- и тетрамерных фенольных структур (расчет на 180 ед.), обладают более низкой токсичностью, чем высоко- и низкомолекулярные соединения. Выявлено также снижение токсичности ОВ в присутствии поливалентных металлов, зависящее от уровня и соотношения концентрации, времени экспозиции и рН среды [11]. Токсическое действие ОВ в процессе трансформации обусловлено образованием как при микробиологической деструкции, так и под действием света свободных радикалов, хинонов, хиноловых перекисей и т. д. [10], а также за счет распада комплексов ОВ с органическими и неорганическими компонентами сточных вод. Так, ОВ в условиях подострого эксперимента проявляют более чем аддитивное действие с металлами (медью, марганцем, хромом) в высшей степени окисления и менее чем аддитивное — с восстановленными формами металлов [11]. Взаимное влияние компонентов сточных вод обусловливает эффект их действия на гидробионты. Биологически очищенные сточные воды с содержанием ОВ 0,167 г/л стимулируют рост элодеи и плодовитость дафний, снижая выживаемость первого поколения, а после удаления ОВ вымораживанием они ингибируют рост элодеи и снижают выживаемость дафний исходного поколения.
Поскольку в результате трансформации ОВ, как и лнг-носульфоновых кислот [2], образуется смесь веществ недостаточно изученного состава, то ОБУВ возможно установить по исходному веществу.
Влияние ОВ на процессы самоочищения изучали по изменению нарастания сапрофитной микрофлоры и фенол-окисляющих бактерий в природной байкальской воде, физиологическому состоянию микроорганизмов, согласно данным гетеротрофной ассимиляции ИС02, при одновременном контроле за изменением БПКг, пермангангтной окислясмо-сти, рН, содержания растворенного кислорода и цветности воды [7, 14].
С повышением концентрации ОВ от 0,1 до 400 мг/л максимум нарастания сапрофитной микрофлоры смещался с 9—10-х суток до 20—30-х суток. При этом наблюдалась пропорциональная зависимость между концентрацией ОВ и численностью микроорганизмов. Максимум нарастания числа фенолокисляющих микроорганизмов был в пределах 10—15 сут. Прирост фенолокисляющих микроорганизмов также зависел от концентрации ОВ, однако строгой пропорциональной зависимости между концентрацией препарата и численностью микроорганизмов не установлено. Результаты усиления роста микроорганизмов и их физиологической активности свидетельствуют о вероятности использования ОВ байкальскими микроорганизмами в качестве стимулирующего рост субстрата.
Бнотрансформацня ОВ в концентрации 1 мг/л сопровождалась позышеннем содержания сапрофитных микроорганизмов в 1,3—4 раза, изменением рН среды от 7,5 до 8.0 (особенно в первые 10 сут), повышением бпк5 на 8— 10-е сутки на 80—90 % и увеличением пермаиганатной окисляемости в 1,5—2 раза. Концентрация ОВ 0,1 мг/л не оказывала существенного влияния на процессы самоочищения и санитарно-гигиенические показатели качества воды.
По результатам острых экспериментов (48 ч) на дафниях по методу В. Б. Прозоровского [13] рассчитаны CLso, составляющие 350—840 мг/л. Токсическое действие характеризуется потерей координации движений, судорожными подергиваниями, снижением наполненности кишечника и бледностью окраски тела особей.
В подостром эксперименте оценивали влияние ОВ на рост сценедссмуса [8] и элодеи [15], циклоз пителлы [8], плодовитость, рост и выживаемость дафний [6]. При этом выявлена неоднозначность действия ОВ, выделенных из сточных вод различных предприятий в разнос время года, на циклоз нителлы и прирост побегов элодеи. Эффективность действия ОВ на тест-объекты зависела также от способа их выделения. Общим для различных препаратов являлись стимуляция роста сценедссмуса и элодеи, под действием концентраций 250—500 мг/л, повышение плодовитости дафний в 2—4 раза при концентрации ОВ 10— 200 мг/л. С повышением концентрации ОВ отмечены стимуляция генеративной функции и роста рачков и угнетение половозрелости и снижение выживаемости. В концентрации 10—100 мг/л ОВ угнетали прирост сценедесмуса на Ю—30%- Изменение эффекта действия различных концентраций ОВ на плодовитость дафний, рост элодеи и сценедесмуса имело фазный характер, а динамика роста сценедссмуса представляла собой колебательный процесс, обусловленный как экзогенным влиянием продуктов трансформации, так и эндогенными процесами, происходящими в клетках микроводорослей. Выявлено, что ОВ в концентрации 50—450 мг/л способны снижать фотосинтетическую активность сценедссмуса и байкальского фитопланктона на 60—70 %. а в концентрации 10—25 мг/л — стимулировать ее на 34 %.
В условиях подострого эксперимента установлены недействующие концентрации ОВ на дафнии и нителлу — 0,1 и 1 мг/л соответственно. При концентрации ОВ 1 мг/л выявлено снижение выживаемости дафний на 20 % через 2 сут. У выживших особей отмечено нарушение в сроках развития яиц и появления молоди. Количество появившейся молоди снижено по сравнению с контролем. Нарушения наполненности кишечника и окраски тела постепенно нормализовались, и дафнии прожили весь жизненный цикл. Эти данные, а также результаты применения корреляционно-регрессионных уравнений [5] позволили определить для ОВ пороговую концентрацию в интервале 0,35—1,16 мг/л и максимальную недействующую в интервале 0,05 0,11 мг/л.
Отношение СЬ50 в остром опыте на дафниях к пороговой концентрации в подостром эксперименте составляет 3,5-102—8,4-102 и позволяет отнести ОВ к опасным по кумулятивному признаку. Подтверждением этому служат токсикокннетические эффекты, изученные на 3 поколениях дафний при действии биологически очищенных сточных вод с содержанием ОВ 0,16—0.20 г/л [9, 12].
Таким образом ОБУВ ОВ в воде водоемов санитарно-бытового назначения находятся в пределах 0,05—0,35 мг/л по саннтарно-токсикологическому признаку вредности.
Литература
1. Евилевич М. А.// Бумажная пром-сть. — 1971. — № 1, —С. 16.
2. Коршунова Н. В. Ц Гиг. и сан,— 1987,— № 10. — С. 15—17.
3. Лесников Л. А. Временные методические указания по установлению предельно допустимых концентраций вредных веществ в воде рыбохозяйственных водоемов.— Л., 1975.
4. Методические указания к экспериментальному изучению процессов трансформации химических веществ при их гигиеническом регламентировании в воде.— М., 1985.
5. Методические указания по применению расчетных и экспрессэкспериментальных методов при гигиеническом нормировании химических соединений в воде водных объектов. — М., 1979.
6. Методические указания по разработке и научному об-
основанию предельно-допустимых концентраций вредных веществ в воде водоемов.— М., 1976.
7. Мосевич М. В. Методические указания по микробиологическим исследованиям при изучении влияния загрязняющих веществ на водоемы и при экспериментальном определении течения бактериальных процессов самоочищения в воде.— Л., 1973.
8. Мосиенко Т. К■ Методические указания по проведению токсикологических экспериментов на водорослях. — Л., 1974.
9. Новикова Л. Н„ Лаптева К■ И.. Лаптев А. Б. и др. // Влияние фенольных соединений на гидробионтов. — Mpv кутск, 1981, —С. 121—131.
10. Новикова Л. Н„ Рудых А. Р.. Кравец И. А. и др.// Всесоюзная конф. по химии и использованию лигнина, 7-я: Тезисы докладов, — Рига, 1987.— С. 159—160.
11. Осипова Е. В., Новикова Л. Н. // Биоинднкация и биотестирование природных вод. — Ростов н/Д., 1986.— С. 124—125.
12. Павленко В. В., Денисова Т. П., Галенпольская Е. С. // Проблемы экологии Прибайкалья.— Иркутск, 1982.— Вып. 5. —С. 21—22.
13. Прозоровский В. Б. II Фармакол. и токсикол.— 1962.— № 1. —С. 115—119.
14. Романенко В. И., Джексон Т., Микряков Р P. II Ин-форм. бюл. ин-та биол. внутр. вод. — Л., 1979. — С. 80—85.
15. Строганов Н. С. // Методика биологических исследований по водной токсикологии.— М.,1971. — С. 219.
Поступила 05.08.88
УДК 614.78(479.22)
В. В. Разнощик, А. М. Шахбеков
РЕГИОНАЛЬНЫЕ СИСТЕМЫ САНИТАРНОЙ ОЧИСТКИ
ГОРОДОВ 1
Академия коммунального хозяйства им. К. Д. Памфилова, Москва; Республиканская специализированная проектная контора «Грузжилремпроект», Тбилиси
Коммунальные системы очистки обеспечивают сбор, удаление, обезвреживание и использование опасных в санитарном отношении твердых бытовых отходов (ТБО) городов и поселков городского типа. Накопление ТБО в этой системе в Грузинской ССР за 1987 г. составило 1,1 млн т [в среднем с учетом общественных и торговых организаций удельная норма 310 кг/(чел-год)]. На 2010 г. прогнозируется накопление ТБО 1,4 млн т [330 кг/(чел-год)], темп прироста по массе принимается равным 1,2—1,5% в год (0,9—1,2 % за счет увеличения численности обслуживаемого населения и 0,2—0,3 % за счет роста удельной нормы).
Определен морфологический состав ТБО. В городах с числом жителей свыше 150 тыс. человек ТБО содержат в среднем (в процентах по массе) бумагу, картон — 31, пищевые отходы — 41, дерево, листья — 2, текстиль — 4, кости— 1,5, кожу, резину — 1,5, полимерные материалы — 3,5, черные и цветные металлы—1,5, стекло — 2,5, камни, керамику—1, уголь, шлак — 2,5, отсев менее 16 мм — 8. В малых городах и поселках городского типа ТБО отличаются меньшим содержанием бумаги, картона, полимерных материалов и большим — угля, шлака, отсева.
ТБО представляют большую опасность в санитарном отношении, поскольку являются благоприятной средой для развития болезнетворных микроорганизмов, вызывающих кишечные и другие инфекционные заболевания, а также переносчиков инфекций — насекомых, птиц, грызунов.
В Грузинской ССР (Тбилиси) для обезвреживания и использования ТБО построено два завода —один по переработке в компост и один по сжиганию (без утилизации
1 На примере Грузинской ССР.
тепла). Однако основная масса ТБО городов вывозится на свалкн, имеющиеся практически при каждом населенном пункте. Общее число мест захоронения ТБО превышает 80. Их общая площадь составляет 270 га, обслуживающий персонал насчитывает 90 человек (по нормам требуется 700), общая численность используемой на них техники 50 ед. (необходимо для обеспечения охраны окружающей среды 265 ед.). Санитарно-защитная зона вокруг этих свалок составляет 8000 га.
Следствием большой численности маломощных свалок является использование на них неквалифицированного персонала. На мелких сооружениях неэффективно применять специализированную технику. Не выполняется основная технологическая операция — регулярная изоляция (пересыпка) грунтом. Все это особенно опасно в условиях III— IV климатических районов, в которых расположена Грузия.
Имеющиеся свалки необходимо закрывать или переоборудовать в полигоны, отвечающие требованиям охраны окружающей среды. Необходим отвод земельных участков под строительство новых полигонов, более удаленных от населенных мест. Однако в условиях дефицита свободных равнинных площадей на Кавказе (не занятых сельскохозяйственными культурами) подбор такого количества новых площадок превращается в неразрешимую проблему.
По заданию Министерства жилищно-коммунального хозяйства Грузинской ССР «Грузжилремпроект» совместно с Академией коммунального хозяйства (АКХ) разработал проект оптимального деления на региональные централизованные системы санитарной очистки, охватывающие всю республику. В каждую региональную систему с централизованными сооружениями по обезвреживанию и утилиза-
