CC BY
8
Литература
1. Андреещева Н. Г., Пинигин М. А. // Гигиенические аспекты охраны окружающей среды. — М., 1978.— Вып. 6. — С. 75—76.
2. Мокроусова Э. В. Токсикологическая оценка тетра мети лтиурамдисульфида и гигиеническое нормирование его содержания в воздухе рабочих помещений: Дне.... канд. мед. наук. — Ташкент, 1967.
3. Пинигин М. А. Методические указания по обоснованию
предельно допустимых концентраций вредных веществ в атмосферном воздухе. — М., 1976.
4. Светлый С. С. Токсиколого-гигиеническое исследование комбинированного фунгицида фентиурама: Автореф. дис.... канд. мед. наук. — Киев, 1970.
5. Тарнопольский Л. С. Гигиена труда при протравливании семян хлопчатника и обоснование профилактических мероприятий: Дис. .„ канд. мед. наук.—Ташкент, 1971.
Поступила 12.06.87
УДК 628.381:[628.191:66
Г. Я■ Чегринец, И. Е. Дебривная, Р. Г. Никула, В. Е. Кармазин, М. Д. Безбородько, Р. П. Петрова, И. Я■ Рыбчинская, Г. Ф. Воронова, В. А. Голюга, Д. И. Головань, Е. В. Раецкая, Н. П. Вашкулат
САНИТАРНО-ГИГИЕНИЧЕСКАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА ЖИДКИХ АЗОТНЫХ УДОБРЕНИЙ — ОТХОДОВ ПРОИЗВОДСТВА В БЕССТОЧНОЙ СИСТЕМЕ ВОДОСНАБЖЕНИЯ ХИМИЧЕСКОГО КОМБИНАТА
Киевский НИИ общей и коммунальной гигиены им. А. Н. Марзеева
В настоящем сообщении приводятся данные, полученные в институте в процессе выполнения межотраслевой программы исследований по комплексной оценке возможности использования в качестве удобрений технологических отходов очистки сточных вод химического комбината в условиях бессточной системы водоснабжения.
Технологический цикл очистки сточных вод предприятия включает совместную биологическую очистку промышленных и хозяйственно-бытовых сточных вод химического комбината и поселка, адсорбцию органических веществ на специальной установке с применением активированного угля, удаление избытка катионов и анионов с помощью ионитных установок. После завершения цикла очистки сточные воды возвращаются для повторного использования, а ионитные смолы подвергаются регенерации.
Авторы проекта, оставив без изменений общепринятый принцип регенерации ионитных установок (обработка кати-онной смолы кислотами — серной или соляной, а анионной — щелочью, чаще едким натром), предложили вместо серной или соляной кислоты азотную, а вместо едкого натра — аммиак. В результате изменения состава реагентов образуются новые виды соединений — аммиачная селитра с примесью азотнокислых и аммонийных солей (табл. 1) вместо высокоминералнзованных растворов сернокислых или хлористых солей кальция, натрия, магния и др. Выпуск этих веществ в водоемы недопустим и для их изоляции требуется строительство специальных накопителей.
Содержание общего азота в этом растворе колеблется от 12 до 15 % при приблизительно равном соотношении
Таблица 1
Химический состав регенерационных растворов — ЖАУ (рН 6,4; плотность 1,23 г/см2)
Вещество Содержание. %
Азот общий 13,97
Азот аммиачный 6,54
Азот нитратный 7,43
СаБО., 0,74
Щ (Ы03), 2,16
Са (МО,); 1,07
ЫН4Ы03 34,77
ЫН4С1 0,56
(ын4)ро4 1,51
нитратных и аммиачных форм, что послужило основанием для использования его в качестве удобрения. Взяв за основу полученные таким способом регенерационные раство ры, названные смешанными жидкими азотными удобрениями (ЖАУ), технологи, путем обогащения их фосфорсодержащими компонентами, предложили более кондиционные сложно-смешанные жидкие азотно-фосфорные удобрения (ЖКАУ).
Удобрения положительно оценены специалистами по влиянию на урожайность сельскохозяйственных культур (прирост урожая зерна озимой пшеницы составил 6—7 ц/га, ячменя — 5—8 ц/га, силосной массы кукурузы — 80—120 ц/га, корней свеклы — 60—70 ц/га).
В задачу наших исследований входило изучение химического состава ЖАУ и ЖКАУ, определение класса их токсичности, водно-миграционных свойств, а также влияния этих отходов производства и их ведущих ингредиентов на санитарный режим и биологическую активность почвы, качество сельскохозяйственной продукции.
Методы исследований, использованные в работе, соответствуют современным гигиеническим концепциям оценки санитарно-гигиенического состояния почвы при воздействии химических и биологических факторов антропогенного происхождения [I—9].
Поскольку ЖАУ являются по существу технологическими отходами очистки сточных вод многопрофильного химического производства, предстояло определить параметры их острой токсичности с целью установления класса опасности. При этом за исходную концепцию было принято положение, согласно которому определение показателя острой токсичности должно быть первым этапом исследований и, возможно, последним, если бы, например, ЖАУ оказали выраженное токсическое действие (1—2-й класс опасности). Применение расчетных методов в данном и аналогичном случаях мы считаем неприемлемым, так как специфика дальнейшего использования удобрении неизбежно приводит к контакту с ними значительного количества людей и ошибка в расчетах может обусловить непоправимые отрицательные последствия.
Параметры острой токсичности ЖАУ и ЖКАУ определяли на белых беспородных крысах массой 200—250 г по методу Миллера — Тейнтера (табл. 2).
Как видно из приведенных данных, оба вида удобрений относятся к веществам 4-го класса опасности и по этому критерию нет противопоказаний к их использованию в сельскохозяйственном производстве.
С целью изучения влияния ЖАУ на санитарный режим почвы и пищевую ценность растений на протяжении
Таблица 2
Параметры острой токсичности ЖАУ на основе регенера-цнонных растворов (в мг/кг)
ld50
Вещество ld„ ld», LD50 верхняя rpn-ница нижняя граница
ЖАУ ЖКАУ 9 000 10 500 16 600 14 250 13 600 12 000 15 111,87 12 828,0 12 088,13 11 172,0
1983—1985 гг. были проведены серии лабораторных и полевых опытов. Полевке эксперименты выполнены на мелко-деляночных участках площадью 4 м2. ЖАУ вносили под весеннюю вспашку из расчета (по содержанию общего азота) 90, 300 и 500 кг/га, что в пересчете на минеральные формы составило соответственно 18, 60 и 100 кг/га. ЖКАУ вносили в таких же количествах (90, 300 и 500 кг/га), что эквивалентно 15, 50 и 80 кг N—N03 на 1 га.
Допустимую нагрузку удобрений обоих видов на сельскохозяйственные угодья по общесанитарному показателю вредности изучали в следующих направлениях: анализировали изменения интенсивности биохимических процессов под влиянием различных нагрузок на почву изучаемого вещества и особенно процессов аммонификации, нитрификации, «почвенного дыхания», ферментативной активности, изменение численности микроорганизмов; определяли содержание аммиачного и нитратного азота в почве. Образцы почвы опытных участков отбирали в начале, середине и в конце вегетационного периода с каждого варианта и анализировали по указанным выше показателям.
Результаты лабораторных и полевых опытов свидетельствуют о том, что ЖАУ и ЖКАУ при нагрузках 90, 300 и 500 кг/га не оказывали угнетающего действия на почвенный биоценоз и ферментативную активность почвы. Наоборот, оба вида удобрений стимулировали процессы аммонификации и нитрификации в почве, что обусловило на всем протяжении опыта достоверное повышение содержания нитратного азота в пахотном горизонте, максимум которого наблюдался при нагрузках ЖАУ и ЖКАУ 500 кг/га. Указанная закономерность совпадала с динамикой активности протеолитических ферментов, в частности протеазы, что даст основание отнести содержание этого фермента к группе приоритетных показателей при оценке состояния биоценоза почвы в присутствии неорганических азотсодержащих удобрений.
В то же время наблюдавшийся эффект стимуляции в почве азотистого обмена при всех нагрузках ЖАУ и ЖКАУ обусловил необходимость оценки степени возможного риска для здоровья населения в связи с более интенсивным образованием подвижных нитратных форм азота.
Анализ полученных данных показал, что нагрузки ЖАУ и ЖКАУ до 300 кг/га вызывали кратковременное, только в течение первого месяца вегетационного периода, превышение ПДК нитратов в почве (130 мг/кг), не наблюдавшееся в дальнейшем, очевидно, в связи с интенсивным потреблением их сельскохозяйственными культурами. При более высоких нагрузках удобрений (до 500 кг/га), особенно ЖКАУ, вероятность накопления избыточных количеств нитратов в почве резко возрастает, что подтверждается сверхнормативными их количествами, определяемыми в почве опытных участков на всем протяжении опыта (183— 718 мг/кг в опыте против 38—99 мг/кг в контроле).
Следовательно, по общесанитарному показателю опасности максимально допустимой нагрузкой ЖАУ и ЖКАУ на почву сельскохозяйственных угодий является 300 кг/га.
В серии лабораторных опытов были изучены водно-миграционные свойства опытных партий ЖАУ и ЖКАУ с содержанием нитратного азота соответственно 20,3 и 15,4 %. Результаты эксперимента показывают соразмерность обнаруживаемых в. фильтрате концентраций нитратов с их ПДК в воде водоемов в зависимости от нагрузок ми-
неральных удобрений: при 90 кг/га ЖАУ н ЖКАУ максимальные концентрации нитратов в фильтрате были соответственно в 3,3 и 6,6 раза ниже ПДК (45 мг/л). с увеличением нагрузок до 300 кг/га содержание нитратного азота в фильтрате в обоих случаях повысилось и в варианте с ЖАУ на 7-й день после начала опыта достигло максимума и превысило ПДК (46,6 мг/л); в дальнейшем отмечалось постепенное снижение количества нитратов и на 23-й день они перестали обнаруживаться в фильтрате; в варианте с ЖКАУ ни в одном случае количество нитратов в фильтрате не превышало ПДК, а максимум его пришелся на 5-е сутки — 23,3 мг/л.
Следовательно, и в данном случае нагрузка ЖАУ 300 кг/га является максимально допустимой по водно-миграционному показателю опасности. С гигиенической точки зрения предпочтение следует отдавать комплексным азотным удобрениям, поскольку баланс вымываемого нитратного азота в грунтовые воды более низкий, чем после внесения ЖАУ.
Результаты изучения интенсивности транслокации нитратов в сельскохозяйственные культуры (редис, свекла, морковь, ячмень) свидетельствуют о наличии прямой связи между величинами нагрузок ЖАУ и ЖКАУ и содержанием в них нитратов. Например, максимальное содержание нитратного азота в свекле, превышающее ДОК на 80,4 % (ЖАУ) и 31,9% (ЖКАУ), наблюдалось только при максимальной нагрузке удобрений — 500 кг/га.
Более выраженные различия в содержании нитратов между опытными и контрольными образцами наблюдались в ячмене, для которого кратность превышения рекомендуемой [10) безопасной величины (93 мг/кг) при нагрузке ЖАУ 300 и 500 кг/га составляла соответственно 4,5 и 5,9 раза, а при аналогичных нагрузках ЖКАУ — 7,3 и 8,8 раза.
Судя по полученным данным, с точки зрения безопасности применения обоих видов удобрений предпочтительнее выращивание овощных культур. При этом нагрузки ЖАУ и ЖКАУ могут достигать 300 кг/га. При выращивании зерновых культур эти виды удобрении целесообразно использовать в качестве азотной подкормки в количестве, не превышающем 90 кг/га.
Все три испытанные нагрузки обоих видов удобрений не оказывали выраженного влияния на пищевую ценность (содержание аскорбиновой кислоты и крахмала) сельскохозяйственных культур.
Токсикологическая оценка опытных партий зерна, полученных в процессе производственного испытания ЖАУ Харьковским сельскохозяйственным институтом, показала, что включение регенерационных растворов в состав сбалансированного комплексного удобрения (N1, Р, К) в количестве 90 кг/га д. в. иод зерновые культуры не приводит к отрицательным реакциям биологических систем опытных животных.
Выводы. 1. Два вида минеральных удобрепнй, получаемых из регенерационных растворов, — ЖАУ и ЖКАУ — относятся к веществам 4-го класса опасности. ЬО50 для крыс при пероральном введении составляет соответственно 13 600 и 12 000 мг на 1 кг массы тела животного.
2. По лимитирующему транслокационному показателю (накоплению нитратов) гигиенические нагрузки ЖАУ и ЖКАУ не должны превышать 300 кг/га под овощные, технические и кормовые культуры и 90 кг/га — под зерновые.
3. При условии использования технологических отходов в качестве удобрения обязательным требованием является стандартизация физико-химического состава отходов, требований по технике безопасности их применения и методов контроля (межотраслевые технические условия).
4. Использование отходов химического производства в качестве органомннеральных удобрений является примером экономически выгодного и экологически обоснованного способа практического осуществления безотходного производства.
Литература
1. Бобкова А. Б., Титаренко А. Б. // Приклад, биохим.— 1973. — № 3. — С. 462—467.
«у 1
2. Галстян А. Ш. Ферментативная активность почв Армении.— Ереван, 1974.
3. Гопчарук Е. И., Сидоренко Г. И. Гигиеническое нормирование химических веществ в почве.—М., 1986.
4. Звягинцев Д. Г., Асеева И. В., Бабьева И. П., Мирчинк Т. Г. Методы почвенной микробиологии и биохимии. — М„ 1980.
5. Кацнельсон Р. С., Ершов В. В. // Микробиология. — 1958, —Т. 27, вып. 1, —С. 82—88.
6. Методические рекомендации по санитарному контролю за использованием в питании сельскохозяйственных культур, выращиваемых при орошении стоками животноводческих комплексов. — Киев, 1981.
7. Методическое руководство по определению витаминов А. О, Е, В|, В2, Во, РР, С, Р и каротина в витаминных препаратах и пищевых продуктах / Под ред. Б. А. Лаврова.—3-е изд. — М., 1960.
8. Плешков Б. П. Практикум по биохимии растений. — М„ 1985.
9. Теппер Е. 3.. Шильникова В. К.. Переверзева Г. И. Практикум по микробиологии.- -М., 1971.
10. Хазиев Ф. К■ Ферментативная активность ночв. — М., 1976.
Поступила 30.03.87
УДК 614.777:|628.191:66.062.523]-074
Т. С. Дергачева, Г. Н. Красовский, О. И. Потапова, Т. В. Алексеева
ЭКСПЕРИМЕНТАЛЬНОЕ ОБОСНОВАНИЕ ПРЕДЕЛЬНО ДОПУСТИМОЙ КОНЦЕНТРАЦИИ ДПФ-1 ИДПФ-1Н В ВОДЕ ВОДОЕМОВ
НИИ общей и коммунальной гигиены им. А. Н. Сысина АМН СССР, Москва
В последнее время в области гигиены воды много внимания уделяется изучению новых соединений, которые нашли широкое применение в народном хозяйстве. Весьма перспективной в этом отношении является группа комплек-сонов, к которой относятся ДПФ-1 и ДПФ-1 Н. Данные вещества используются в качестве ингибиторов солеотложе-ния в нефте- и газодобывающей промышленности. ДПФ-1 и ДПФ-1 Н — кристаллические порошки белого цвета. Молекулярная масса ДПФ-1 — 466,2, ДПФ-1 Н — 554. Растворимость в воде безгранична. Изученные вещества относятся к группе стабильных соединений [6]. При оценке действия ингибиторов на органолептические свойства воды установлено, что они не придают воде окраски, не образуют пены, мути, пленки, не сообщают воде запаха, однако влияют на ее привкус.
Пороговые концентрации (ПК) но этому показателю вредности совпали для обоих веществ и составили 4,0± ±0,5 мг/л.
Изученные соединения не влияют на санитарный режим водоемов и лишь в незначительной степени тормозят процессы нитрификации. ПК по общесаннтарному признаку вредности для ДПФ-1 и ДПФ-1 Н равны 4,0 мг/л.
Острую токсичность ингибиторов определяли в экспериментах на белых крысах-самцах. ГО50 ДПФ-1 составила 10 500±150 мг/кг, ДПФ-1 Н — 10 000 мг/кг. Клиническая картина отравления была сходной для обоих препаратов и характеризовалась вялостью, заторможенностью, нарушением координации и скованностью движений. У животных отмечался мелкий тремор конечностей, редкое, отрывистое дыхание. В дальнейшем — боковое положение, судороги всего тела, смерть.
При проведении острых опытов регистрировалось среднее время гибели животных — ЕТ50 [2], которое для ДПФ-1 и ДПФ-1 Н соответственно равно 35 и 17 ч. Это позволило ориентировочно отнести изученные ингибиторы к мало- и среднекумулятнвным соединениям [3].
На основании результатов острых опытов для обоих ингибиторов были рассчитаны пороговые (ПД) и максимальные недействующие дозы (МНД) с использованием корреляционно-регрессионных уравнений [5]:
ПД=0,99 1^50—2,83 (1) ПД = 0,74 ПДКр.л—0,37 (2) 1г МНД=0,88ТйЬОбо—3,54 (3) 18 М НД = — 1,936 ЕТ50 + 1,074 1д ЬО50— 1,901
(4).
Однако принимая во внимание, что при расчете параметров хронической токсичности ингибиторов не получено однозначного ответа, а также то, что приоритет формул, основанных на ЕТ50 и ПДК р.э, больше, чем ЬВ50, решено в дальнейшем пользоваться величинами, установленными по уравнениям 2 и 4 (табл. 1).
Анализ полученных данных позволил отнести ДПФ-1 и ДГ1Ф-1Н к соединениям 3-го класса опасности.
Для изучения токсикодинамики, уточнения класса опасности, экспресс-экспериментального прогнозирования МНД был проведен подострый эксперимент. Вещества вводили белым крысам-самцам перорально в дозах, равных 1/5, 1/15 и 1/50 ЬО50, что для ДПФ-1 составило 2100, 7С0, 210 мг/кг, а для ДПФ-1 Н — 2000, 668 и 200 мг/кг. Гибели животных в течение подострых опытов не отмечалось. Изменения функционального состояния животных свидетельствовали о полиморфизме токсического действия ингибиторов. Кроме того, у животных, получавших 2100, 700 мг/кг ДПФ-1 и 2000, 668 мг/кг ДПФ-1 Н, выявлен гонадотокси-ческнн эффект (достоверное снижение количества, характера движения, времени подвижности, кислотной и осмотической резистентности сперматозоидов). Ингибиторы в наименьших дозах не оказывали гонадотоксического действия. По нашим данным, ДПФ-1 и ДПФ-1 Н не оказывали эм-бриотоксического действия. Изученные вещества также не вызывают ни аллергенного, ни мутагенного эффектов [I].
Таким образом, дозы ДПФ-1 и ДГ1Ф-1Н, равные соответственно 2100 и 2000 мг/кг, можно считать действующими, а 210 и 200 мг/кг — недействующими в условиях по-дострого опыта. В подостром эксперименте ПД для ДПФ-1 и ДПФ-1 Н соответственно равны 700 и 668 мг/кг.
Исходя из данных литературы [4|, прогностические значения ПД и МНД были приняты для ДПФ-1 на уров-
Таблица 1
Расчетные параметры хронической токсичноеги и показатели степени опасности ДПФ-1 и ДПФ-1Н
Класс опасности веществ определяли путем последовательной оценки количественных характеристик: масималь-иой недействующей концентрации (МНК), ее отношения к .[л ПКорг, отношения ЕО50 к МНД.
о
Вещество ПД. мг/кг МНД. мг/кг МНК. мг/л П X X И ЬО„,'МНД
ДПФ-1 ДПФ-1 Н 0,18 0,18 0,28 1,0 5,6 20 1,4 5,0 37 500 10 000
