CC BY
5
Та бл и на 3
Сравнительная токсичность и опасность АЦГ цианидов, ацетона, ротанидов и ферроцнанидов
Параметры АЦГ (по CN-иону) Цианиды [9] Ацетон [7] Роланиды по SCN Феррэцианиды (10]
13 J
ПКорг, мг/л ПК саи, мг/л LDS0, мг/кг ПД' мг/кг МНД1р, мг/кг ПДК.. мг/л Признак вредности
0,09* 0,1* 5,9* 0.007* 0.00175* 0,035* Санитарно-ток-сикологический
0,1 0,1 5,6* 0,005 0.00175* 0.035* Санитарно-ток-сикологичсский
39,6 2,2 7400 7,0 0,7 2,2
Общесанитарный
100,0 10,0
590—720
0,05
0.005
0,1
Санитарно-ток-СИКОЛО! ичсскин
2.5 25
3750 0,625 0.0625 1,25
Санитарно-ток-сикологичсский
Примечание. Звездочка — собственные данные; ПК„р,—пороговая концентрация по органолептическому признаку вредности, ПКсан—то же по общесанитарному признаку; ПДхр— пороговая доза в хроническом эксперименте, МНД„Р — максимальная недействующая доза.
лено, что скорость трансформации возрастает с увеличением рН воды, и при концентрациях до 10 мг/л и рН от 6,9 до 9,0 полный гидролиз АЦГ происходит в течение 5—30 мин, а при более высоких концентрациях — за 2—3 ч. Температура природных водоемов и водная биота не играют существенной роли в трансформации АЦГ.
3. Повышение температуры до точки кипения способствует полному гидролизу АЦГ независимо от исходной концентрации. При этом образуется токсичный цианид, который не разрушается при кипячении, но может удаляться вместе с паром.
JI итература
1. Вредные химические вещества. Азотсодержащие органические соединения / Под ред. Б. А. Курляндского и др.— Л., 1992,—С. 294—296; 353—364.
2. Жолдакова 3. И., Мухамбетова JI. X.. Шехтер О. В.. Синицына О. О. // Гиг. и сан,—1993,—№ 12,—С. 10—12.
3. Костовецкий Я. М., Мелещенко К. Ф., Жолдакова 3. И. и др.//Промышленные загрязнения водоемов.— М.. 1967,— Вып. 8.—С. 170—185.
4. Красовский Г. Н., Королев А. А., Жолдакова 3. И.Ц Гигиеническая оценка вредных веществ в воде: опыт сотрудничества стран —членов СЭВ,—М., 1987—С. 38—48.
5. Лурье Ю. Ю. Аналитическая химия промышленных сточных вод,—M., 1984,—С. 410—412.
6. Методические указания к экспериментальному изучению процессов трансформации химических веществ при их гигиеническом регламентировании в воде/Сост. Красовский Г. Н. и др.—М., 1985.
7. Омельянец Н. И., Миронец Н. В. Разработка предельно допустимых концентраций ацетона и ацетальдегида в питьевой воде, регенерированной из КАВ/№ гос. per. 74004665.— Киев, 1974. (Материалы Секции «Гигиена воды и санитарная охрана водоемов» Проблемной комиссии РАМН).
8. Руководство по контролю качества питьевой воды. Т. 2. Гигиенические критерии и другая релевантная информация—М„ 1987.—С. 99—101.
9. Смирнова Р. Д. Экспериментальные исследования к гигиеническому обоснованию ПДК простых цианидов в воде водоемов: Дис. ... канд. мед. наук.— М., 1956.
10. Смирнова Р. Д., Павленко С. М.. Олейник Е. М. //Промышленные загрязнения водоемов.— М.. 1967.— Вып. 8.— С. 186—194.
11. Broderius S. J. Determination of Molecular Hydrocyanic Acid in Water and Studies on the Chemistry and Toxicity to Fish of Metalcyanide Complexes: Ph. D. Thesis.— Oregon, 1973.
12. Broderius S. J., Smith L. L. Direct Photolysis of Hexa-cyanoferrate Complexes. Proposed Applications to the Aquatic Environment (U. S. Environmental Protection Agency).— Washington. 1980.
13. Cairns J.. Buikema A. L.. Heath A. G.. Parker В. C. Effects of Temperature on Aquatic Organism Sensitivity to Selected Chemicals. (Virginia Water Resources Research Center, Bull. 106).—Blacksburg. Virginia, 1978.
14. Call D. J.. Brooke L. Т., Ahmad N.. Richter J. E. Toxicity and Metabolism Studies with EPA Priority Pollutants and Related Chemicals in Freshwater Organisms (U. S. Environmental Protection Agency).— Duluth. Minnesota. 1983.
15. Canadian Water Quality Guidelines (Canadian Council of Resource and Environment Ministers).— Ottawa, 1987.— P. 6-24—6-26.
16. Kirk R. E.. Qthmer D. F. 11 Encyclopedia of Chemical Technology. 2-nd Ed.—New York. 1965.—Vol. 6.—P. 574.
17. Leduc G.. Pierce R. C.. McCracken I. R. The Effects of Cyanides on Aquatic Organisms with Emphasis upon Freshwater Fishes (Associate Committee on Scientific Criteria for Environmental Quality / National Research Council of Canada).—Ottawa. 1982.
18. Stewart T. D.. Fontana B. J.//J. Amcr. Chem. Soc.— 1940.— Vol. 62, № 12,—P. 3281—3286.
19. Towill L. E.. Drury J. S., Whitfield В. C. et al. Reviews of Environmental Effects of Pollutants. Vol. Cyanide. (Oak Ridge National Laboratory).— Oak Ridge, Tennessee, 1978.
Поступила 10.06.94
Summary. The study of acetone cyanohydrin (ACH) showed that it is an unstable substance. Its stability in water depends on pH of water and less so on its initial concentration; water temperature and biota are insignificant. Acetone and cyanid-ion, forming from АСЫ, after 20 days arc transformed into a complex of cyan compounds.
© КОЛЛЕКТИВ АВТОРОВ. 1994 УДК 614.777-074
А. В. Пожаров, Ю. А. Рахманин, С. А. Шелемотов, Р. И. Михайлова ПРИКЛАДНЫЕ АСПЕКТЫ АППАРАТУРНОГО БИОТЕСТИРОВАНИЯ ВОДЫ
Санкт-Петербургский электротехнический университет; НИИ экологии человека и гигиены окружающей среды им. А. Н. Сысина
РАМН. Москва
Реализация рекомендаций Всемирной организации здравоохранения, освоение опыта ведущих стран мирового сообщества в развитии системы нормирования и контроля качества воды обусловливают значительное увеличение нагрузки на
лабораторные службы государственных органов санитарно-эпидемиологического надзора. Особая роль здесь принадлежит их техническому оснащению, в частности контрольно-измерительной аппаратурой, и методическому обеспечению работ,
связанных с получением, обработкой и интерпретацией результатов исследований.
Традиционно оценка качества водных сред проводится по результатам измерения концентрации в воде конкретных веществ, а критерием оценки качества воды является соответствие величин измеренных концентраций нормированных показателей предельно допустимым концентрациям (ПДК). При проведении контрольных мероприятий возникает серьезная проблема, обусловленная тем, что для большинства химических веществ с установленными ПДК отсутствуют достаточно чувствительные и точные методы определения, а сами ПДК также существуют для ограниченного числа химических веществ, в то время как в реальных ситуациях приходится сталкиваться с несравненно большим числом загрязнителей. При этом в результате спонтанных реакций между исходными веществами могут возникать новые комплексные соединения, для которых не только не существует ПДК, но и отсутствуют методики определения. Известно также, что зачастую токсичность вновь образованных комплексных соединений может существенно превышать токсичность исходных веществ. Так, при взаимодействии ионов меди с гумусовыми веществами токсичность вновь образованных комплексных соединений возрастает до 500 раз по сравнению с токсичностью исходных компонентов.
Оценка влияния на организм человека водных сред, основанная на анализе результатов измерений их отдельных характеристик, во многих случаях может дать ложный результат по той причине, что реакция организма на совокупное воздействие факторов не бывает равной простой сумме реакций на каждый из них. Одновременное воздействие нескольких факторов может обострять восприимчивость человека к их отрицательному влиянию и в ряде случаев значительно.
Имеющийся опыт показывает, что традиционные подходы к решению задачи сбора и обработки информации о качестве водных сред, основанные на измерении многочисленных физико-химических показателей, требуют включения в системы контроля качества большого количества разнообразных измерительных приборов, мощных вычислительных средств, разработки сложных программ обработки разнородной информации. Эксплуатация этих систем связана со значительными трудовыми и материальными затратами, но конечный результат их работы не позволяет в принципе сделать однозначный вывод о степени опасности совокупного воздействия загрязняющих веществ различной природы на живые организмы, в том числе и на организм человека.
В связи с этим при оценке качества воды на одно из первых мест выходят проблемы адекватного отображения измерительными средствами результатов совокупного воздействия загрязняющих веществ различной природы в виде обобщенного информационного параметра.
В этих целях наряду с традиционными методами контроля показателей качества воды начинают широко использоваться методы биологического тестирования. Особенность информации, получаемой с помощью методов биотестирова-
ния. состоит в интегральном характере отражения всей совокупности свойств испытуемой среды с позиции восприятия ее живым объектом. Такая прямая обобщенная оценка биологической вредности, получаемая с помощью биологических датчиков, существенно повышает надежность оценок качества водной среды.
Биотестирование подразумевает оценку свойств испытуемой среды по реакции (тест-реак-ции) специально подобранных биологических тест-объектов. Практическая ценность информации, получаемой с помощью биотестирования, оказалась столь значительной, что различные модификации биотестовых методов нашли широкое применение во всех развитых странах, в том числе и в нашей. Биотестовые методы, как необходимое дополнение к химическому анализу, включены в стандарты но контролю качества вод различного назначения [4, 5].
При этом во всем мире не прекращаются работы по созданию новых методик биотестирования, позволяющих удешевить и ускорить процедуры оценки качества водных сред. Соблюдение условий стандартизации приемов поддержания и подготовки тест-объектов, приемов выполнения тестирования и количественного выражения параметров, характеризующих тест-реакции, обеспечивает переход от преимущественно качественного к количественному виду биотестовых оценок. Развитие биотестовых методов в последние годы шло именно по пути их совершенствования до методов измерительного уровня, чему способствовало проведение разработок новых типов специализированных измерительных систем— биотехнических систем, использующих в качестве чувствительных элементов первичных измерительных преобразователей биологические объекты.
Биотестовой измерительной системой является комплекс аппаратно-методических средств, предназначенных для оценки биологической активности и, в частности, токсичности веществ различной природы. Биотестовая система включает в себя следующие элементы: тест-объекг; тест-реакцию— отклик на воздействие испытуемых сред; приборные средства, предназначенные для регистрации информационных признаков, характеризующих реакции тест-объекта; набор методических приемов по культивации тест-объекта, организации тест-реакции, подготовки пробы; набор методических приемов, обеспечивающих достижение соответствующих метрологических характеристик; систему обработки измерений параметров тест-реакции для получения достоверной информации о сравнительной токсичности проб.
Одним из наиболее перспективных направлений в решении поставленной задачи является построение биотестовых информационно-измерительных систем на основе эффектов микроскопического уровня, в частности на реакциях инфузорий.
Исследование «аналитических возможностей» инфузорий (Paramecium caudatum, Tetrachimena pyriformis и др.) показало широкий спектр реагирования этого объекта на химические соединения, причем с высокой степенью чувствительности. В качестве примера можно привести
пороги реагирования парамеций на отдельные металлы (в мкг/л): Zn — 50, Си—10, Hg — 0,5 [4]. Остротоксичны для ийфузорий также фурфурол, формальдегид, пестициды, ряд антибиотиков и другие соединения. Сравнительный анализ биотестов различных трофических уровней показывает, что инфузории, как и дафнии, по чувствительности занимают одно из первых мест и дают хорошую корреляцию с результатами, полученными на многоклеточных организмах. Так, при испытании 22 химических соединений параллельно на мышах и инфузориях Т. pyriformis коэффициент корреляции составил 0,84 [6]. К преимуществам использования этого вида инфузорий относится большее сходство их токсико-биологической реакции с такой же реакцией у высших организмов [1 ], хорошая различимость фазы интенсивного развития, когда они наиболее чувствительны к токсикантам. В последние годы серьезное внимание инфузориям уделяют исследователи США [7, 8].
При разработке биотестовых измерительных систем используют различные реакции биообъектов на действие тестируемых сред. Несмотря на то что с точки зрения жизнедеятельности генеративная функция (рост, размножение) — наиболее показательная, одним из наиболее перспективных для использования в измерительном процессе типов реакций являются поведенческие реакции (хемотаксис), проявляющиеся в первые минуты контакта с токсикантами. Это обусловлено тем, что поведенческие реакции, свойственные большинству видов биологических объектов, относятся к наиболее быстро протекающим. Поведенческие реакции, как правило, являются откликом на воздействие весьма малых (сублетальных) доз вредных веществ, что обеспечивает высокую чувствительность методик, основанных на использовании реакций этого типа.
Подобные ценные свойства поведенческих тест-реакций способствовали тому, что на Международном симпозиуме (Филадельфия, США, 1980 г.), посвященном разработке стандартов ASTM, сделаны рекомендации о включении тестов, использующих поведенческие реакции, в комплекс биотестовых методов оценки качества водных сред.
Поведенческие реакции инфузорий были положены в основу биотестовых приборов, разработанных специалистами Санкт-Петербургского государственного электротехнического университе-та [2, 3]. '
В качестве. тест-объекта рекомендуется использование инфузорий вида Paramecium caudatum. Для измерения и регистрации информативного параметра тест-реакции — числа тест-объектов, направленно перемещающихся в зоне анализа под воздействием загрязняющих веществ (реакция хемотаксиса), разработаны приборы серии «Биотестер». Измерительное устройство позволяет использовать для биотестирования многочисленную популяцию (обычно около тысячи организмов), что приводит к существенному повышению достоверности получаемой информации. При этом инфузории, являясь одноклеточными организмами, позволяют исследовать характер воздействия вредных веществ на уровне как клетки, так и организма. Контролируя кон-
центрацию живых подвижных клеток в определенных зонах специальной оптической кюветы, приборы серии «Биотестер» позволяют реализовать и традиционные биотестовые методики, основанные на выживаемости или изменении темпа роста и размножения организмов, а также оригинальные методики, как это сделано специалистами Института ветеринарной санитарии [1].
Возможности практического использования биотестовой аппаратуры обусловлены следующими обстоятельствами:
— оперативность получения биотестовой оценки (для серийной модели «Биотестер-2» время анализа составляет 15—30 мин);
— количественное выражение степени токсичности в виде безразмерного параметра;
— возможности сопоставить биотестовую оценку с токсичностью стандартного раствора с нормированной концентрацией (например, по ПДК);
— наличие аттестованной органами Госстандарта методики метрологической поверки, доступной любой региональной лаборатории. Модель «Биотестер-2» прошла госиспытания и включена в Госреестр измерительных средств;
— возможность широкого модифицирования базовой методики оценки токсичности в зависимости от потребностей пользователя.
Наиболее широкое применение биотестовые методы и соответствующая аппаратура находят при определении степени биологической вредности (токсичности) испытуемых сред. В этом приложении приборы серии «Биотестер» благодаря специально разработанной экспресс-методике позволили получить ряд ранее трудно достижимых результатов. Так, при обнаружении массовой гибели рыбы в р. Томь (Кемерово) протестировано 30 анонимных (без сопроводительной информации) проб воды, отобранных в разных точках. Наложение результатов тестирования на каргу города позволило однозначно выявить источник загрязнения и, кроме того, обнаружить аномальный выход токсичных вод к поселку ниже города и оценить уровень токсичности, что дало возможность санитарным службам объяснить причины наблюдаемых массовых желудочно-ки-шечных расстройств и выработать оперативные рекомендации по использованию воды, не дожидаясь результатов химических анализов.
. В последнее время получили широкое распространение бытовые фильтры для очистки водопроводной воды. Испытание ряда моделей показало их неравноценность, в некоторых из них остаточный уровень токсичности воды был выше паспортного, несмотря на наличие сертификата. В подобных случаях можно предполагать изменение характера токсикантов в результате обменных процессов в фильтре, что трудно предусмотреть при неизвестном составе исходной воды. Здесь оперативный приборный биотестовый контроль позволяет не только подобрать оптимальный по отношению к конкретному источнику воды фильтр, но и, контролируя его ресурс, избежать лишних расходов по неоправданной замене фильтра.
В 1991 г. по заданию экологической комиссии Петроградского райсовета Санкт-Петербурга проводилось обследование р. Карповки с иривле-
чением лучших лабораторий города. Установлено соответствие результатов биотестовых и химико-аналитических исследований при выявлении влияния на воду производств с ограниченным числом загрязняющих веществ.
При сложной картине загрязнений биотестовые методы оказываются значительно надежнее других в выявлении опасных ситуаций. Так, в 1992— 1993 гг. в рамках государственных научно-практических программ проводились исследования загрязненности воды в Неве и Невской губе, водоемах Карельского перешейка, накопления загрязнений в снежном покрове и почвах. Основные методические приемы были выработаны при выполнении совместных работ с Институтом озероведения (Санкт-Петербург). При этом зоны повышенной токсичности выявлены и в тех местах, где химический анализ по ограниченному перечню веществ не показал опасных уровней загрязнения. Это касалось в первую очередь воды Невской губы (в особенности после шторма) и почв в черте города.
Биотестовый контроль при высокой чувствительности к токсикантам не дает, как правило, ложных оценок. Например, все пробы снега с Карельского перешейка в апреле 1993 г. оказались нетоксичными, что подтвердил последующий химический анализ, проведенный Санкт-Петербург-скими лабораториями и лабораторией Лаппеен-рантского университета, выполнявших работу по российско-финской программе. Нетоксичными были все пробы из водоемов системы р. Вуоксы в сентябре 1993 г., и (за единственным исключением) пробы воды на водозаборах Санкт-Петербургского водопровода (1988—1989 гг.).
Исследование процессов аккумулирования загрязнений в снежном покрове, проведенное Башкирским государственным университетом в 1988—1989 гг. в Уфе, Стерлигамаке, Салавате, показало прямую зависимость уровня загрязненности кернов снега, отобранных на удалении до 20 км от источников загрязнения, от розы ветров, рельефа местности и высоты груб конкретных предприятий. Типичное распределение токсичности имело следующую картину: относительно высокий уровень в городах, снижение до минимума в радиусе 1—5 км от города, вторичный максимум на расстоянии 5—15 км и снижение по мере дальнейшего удаления от города.
Установлена возможность оценки эффективности кондиционирования воды. На примере искусственно приготовляемых вод (г. Актау, Казахстан) при участии Л. Г. Донерьян показано, что индекс токсичности исходной воды до прохождения стадии кондиционирования был более высоким (0,48) по сравнению с индексом токсичности после водоподготовки (0,22).
В настоящее время в Российской Федерации и в странах СНГ эксплуатируется несколько сотен биотестовых приборов различных моделей, позволяющих успешно решать как научно-исследовательские, так и практические задачи, связанные с контролем качества водных сред.
Практический опыт использования биотестовой аппаратуры, накопленный к настоящему времени. позволяет утверждать, что включение ускоренного биотестирования в комплекс методов контроля качества воды способно повысить эффективность контрольных мероприятий и в конечном итоге должно способствовать улучшению качества воды.
JI итсрату ра
1. Долгов В. А. Методические аспекты и практическое применение ускоренной биологической оценки кормов, продуктов животноводства и других объектов ветеринарно-сани-тарного и экологического контроля: Автореф. дис. ... д-ра наук,— М.. 1992.
2. Пожаров А. В. и др.//Методы биотестирования сточных вод.— Черноголовка, 1988.
3. Пожаров А. В., Захаров И. С.. Папутская Н. И.Ц Рациональное использование природных ресурсов и охрана окружающей среды—Л., 1989,—С. 15—19.
4. Туманов А. А. //Журн. аналит. химии.— 1988.— Т. 43, № 1.—С. 20—36.
5. Фомин Г. С., Ческис А. Б. Вода. Контроль химической бактериальной и радиационной безопасности по международным стандартам: Справочник.— М.. 1992.
6. Этлин С. Н.. Лахоншш Г. М., Ирлина И. С.//Научно-практическая конф.: «Актуальные проблемы медицинской токсикологии ЭССР»: Материалы.—Таллинн, 1989.— С. 16—18.
7. Berk S. G. et al. //Bull, environ. Contram. Toxicol — 1980.— Vol. 44,—P. 181.
8. Svensmark В., Larsen У.//Talanta.— 1988.— Vol. 35.—P. 953.
Поступила 29.06.94
Summary. The problem of improving the efficacy of water quality control by biotesting is considered. Results of research with apparatus «Biotest» are presented.
© КОЛЛЕКТИВ АВТОРОВ. 1994 УДК 613.155.3:693.541-074
Н. Ф. Копейкин, Г. М. Басова, Н. Н. Виноградов, С. М. Кленчищева, А. А. Милованов, Л. С. Карпу-
шина, Ю. П. Ситников
К ГИГИЕНИЧЕСКОЙ ОЦЕНКЕ БЕТОНОВ С ДОБАВКАМИ ОТХОДОВ ЭЛЕКТРОННОЙ
ПРОМЫШЛЕННОСТИ
Центр санэпиднадзора ЮВжд, Воронеж; Областной центр Госсанэпиднадзора, Воронеж; АО «Воронсжэлектронпроект», Воронеж
Проблема утилизации отходов электронной промышленности приобретает весьма актуальное значение в связи со сложностью их химического состава и необходимостью захоронения. Экономические и экологические требования, отсутствие на большинстве территорий страны специализированных полигонов по захоронению токсичных
промышленных отходов требуют разработки других технологических регламентов по переработке и утилизации.
В этом плане важное значение приобретает использование отходов как вторичного сырья для производства строительных материалов [1, •3, 4,7].
Ч-Ю&8
— 21 —
