CC BY
7
или отрицательная ошибка определения отсутствует, а случайная погрешность не превышает 22%.
Содержание окиси углерода и воздухе рабочих зон, как следует из табл. 2, колебалось от 2.5 до 125 мг/м3. По-видимому, установки каталитических нейтрализаторов на машинах с дизельным приводом, не всегда работали эффективно.
Таким образом, в ходе исследований состояния рудничной атмосферы были усовершенствованы, апробированы и предложены для практического применения методы контроля основных компонентов выхлопных газов при использовании самоходного дизельного оборудования в рудных шахтах. В то же время следует признать, что имеющиеся на данный момент методы по определению наиболее значимых компонентов выхлопа (в том числе и усовершенствованные нами) остаются сложными для широкого практического применения санитарно-эпидемиологической службой и промышленными лабораториями. С увеличением в перспективе использования самоходного оборудования для ведения подземных работ возрастет необходимость разработки для аналитического контроля рудничной атмосферы как экспресс-методов, так и автоматических газоанализаторов, фиксирующих наличие основных компонентов выхлопных газов.
В ы воды. !. Опенка существующих методов контроля содержания основных компонентов отработанных газов дизельных двигателей, их усовершенствование позволили получить наиболее объективные данные о состоянии воздуха рабочих зон основного и вспомогательного персонала на рудниках, широко использующих машины и механизмы с дизельным приводом. Апробация методов на ряде шахт позволила рекомендовать их для санитарного и ведомственного контроля в специфических подземных условиях.
2. На рабочих местах основного и вспомогательного персонала высокомеханизированных шахт необходимо осуществлять контроль воздушной среды на содержание оксидов азота, окиси углерода, альдегидов и 3.4-бснзпирсна. В условиях высокой мобильности дизельного оборудования методы отбора проб воздуха на содержание оксидов азота. 3.4-бснзпирсна, углеводородов. акролеина должны предусматривать концентрирование их на твердых сорбентах.
3. В целях оперативного контроля состояния рудничной атмосферы необходима разработка новых экспрссс-мстодов и портативных газоанализаторов для определения ведущих компонентов выхлопа.
Л и т е р а т у р а
I. Березовский И. Л.. Малое Р. В. Как обезвредить отработанные газы автомобиля. — М. 1968.
2. Борисепкова Р. В.. Логунов С. И., Тюричева А. В. // Труды ЦНИИ профилактики пнев.мокониозов. — 1994. — Вып. 1!. - С. 17-24.
3. Быховская М. С., Гинзбург С. Л., Хализова О. Д. Методы определения предных веществ в воздухе. — М., 1966.
4. Варшавский И. Л., Малое Р. В. Как обезвредить отработанные газы автомобиля. — М., 1968.
5. Горячев Н. С. Газохроматографическос определение летучих углеводородов при гигиенической оценке воздуха рабочей зоны: Авторсф. дис. ... канд. биол. наук. — М.. 1983.
6. Инструкция по безопасному применению самоходного (нсрсльсового) оборудования в подземных рудниках. — М.. 1973.
7. Кючковский С. П.. Носков В. В.. Кирьянов Л. А. и др. // Гиг. и сан. - 1977. - № 10. - С. 55-57.
8. Методические указания на методы определения вредных веществ в воздухе: Методические указания на спектраль-но-люминисцентнос определение 3.4-бснзпирсна и других полиииклических ароматических углеводородов. — М., 1977. - Вып 12. - С. 13-19.
9. Методические указания по определению вредных веществ в воздухе: Методические указания по фотометрическому определению акролеина в воздухе. — М.. 1983. — Вып. 17. - С. 130-133.
10. Методические указания по измерению концентраций вредных веществ в воздухе рабочей зоны: Методические указания по измерению концентраций 3.4-бснзпирена в рудничном воздухе и аэрозолях методом жидкостной хроматографии. — М.. 1988. — Вып. 22. — С. 48-52.
11. Методические указания по измерению концентраций вредных веществ в воздухе рабочей зоны: Методические указания по фотометрическому измерению концентраций окиси и двуокиси азота в воздухе рабочей зоны. — М.. 1989. - Вып. 9. - С. 130-134.
12. ССБТ. Воздух рудничный. Метод определения содержания оксидов азота. № 12-4-053—78. - М.. 1979. - С. I-4.
13. Технические условия на методы определения вредных веществ в воздухе: Технические условия на метод раздельного определения окиси и двуокиси азота в воздухе. — М.. 1974. - Вып. 10. - С. 55-58.
14. Филипосяпц Т. Р., Кратко А. П., Мазнат М. В. // Автомобильные двигатели и топливная аппаратура. — М.. 1979. - С. 3-55.
15. Чеботарев А. Г. // Профилактика профессиональных заболеваний пылевой этиологии. — М.. 1991. — Вып. 44. — С. 114-128.
Поступила 30.07.96
© КОЛЛЕКТИВ АВТОРОВ. 1997 УДК 614.777:543.31-07
О. В. Бухарин, Г. Н. Соловых, Н. В. Немцева, Г. П. Алехина, Л. Г. Фабарисова СИСТЕМА ЛИЗОЦИМ - АНТИЛИЗОЦИМ МИКРООРГАНИЗМОВ КАК ПОКАЗАТЕЛЬ
СОСТОЯНИЯ ВОДНЫХ БИОЦЕНОЗОВ
Оренбургский отдел псрсистенции микроорганизмов Института экологии и генетики микроорганизмов Уральского отделения
РАН: Оренбургская Государственная медицинская академия
Микробиоценозы являются не только структурной единицей экологической системы, но и достаточно информативной диагностической компонентой биоты. способной в силу высокой адаптации и быстрого реагирования на смену экологических условий изменять функциональную активность |5|. Эти способности микроорганизмов и. в частности, их ферментных систем могут использоваться в экологическом мониторинге водной среды (8].
Широкое распространение лизоцимного фактора среди растений, животных и микроорганизмов (2]. его важная роль в формировании микробиоценозов [1] и влияние на селекцию антилизоцимных форм водных микроорганизмов [12] определили направление нашей работы.
Цель исследования — изучение биоцснотичсских отношений гидробионтов в искусственных и естественных водных сообществах в рамках функциональной системы лизоцим — ан-тилизоцим и использование этих данных для качественной характеристики воды.
Материалом исследования в течение 2 лет служила вода рек Уральского бассейна и Ириклинского водохранилища. В отобранных из водоемов по 27 створам пробах воды определя-
ли индекс сапробности, индекс самоочищения и класс качества воды [9]. Гидрохимические и микробиологические исследования проводили по общепринятым методам [7. 10]. Динамику лизоцимной и антилизоцимной активности у исследуемых микроорганизмов оценивали по описанной методике [2] в собственной модификации [II]. заключающейся в том, что мембранные фильтры фирмы "Сынпор" с диаметром пор 0,19 мкм с осажденными в результате фильтрации через фильтр Зейца бактериями помещали на застывшую в чашках Петри поверхность 1,5% питательного агара, содержащего лизоцим в концентрациях 0.2- Ю-4—0,4- 10"ц мг/мл и 0,5- 109 КОЕ/'мл тест-культуры Micrococcus lysodcikticus. Учет результатов производили после 24-часовой инкубации при 25—30°С по проецирующимся под фильтрами, с выросшими на них колониями бактерий, зонам стимуляции роста микрококка. Антилизо-цимную активность выражали в микрограммах на I мл. Лизо-цимную активность бактерий определяли с использованием принципа отсроченного антагонизма в отношении тест-культуры М. lysodcikticus и выражали в мкг/кол. Бактерии, проявившие лизоцимную или антилизоцимную активность отсс-
/ г 4 9 13 14 17 18 19 20 21 24 26 27 28 31 □ / Ш 2
Рис. 1. Функциональная система лизоцим — антилизоцим аквариума.
Злесь и на рпс. 2: но осп абсцисс — сутки; по осп орлпнат — КОЕ/мл. / — ЛА-бак-терпн. 2 — ЛЛЛ-бактсрпи
вали с поверхности фильтров и идентифицировали по морфологическим и культуральным свойствам.
Для модельных экспериментов использовали лабораторные аквариумы вместимостью 5 дм3 (14]. Регистрацию изменения состояния микрофлоры в исследуемых микрокосмах производили каждые сутки в течение 3 нсд. Известно, что при поступлении различных токсикантов и ксенобиотиков в водоеме прежде всего изменяется водородный показатель рН воды. Поэтому в целях моделирования антропогенного воздействия в лабораторных водоемах изменяли рН воды до 5,0—5.5 добавлением 0,1 н. соляной кислоты либо температуру в диапазоне от 4 до 37"С путем охлаждения воды в рефрижераторе или нагреванием в термостате. Контролем служила вода аквариума, не подвергавшегося описанным воздействиям.
Динамика микрофлоры в микрокосме контрольного аквариума зависела от последовательного чередования пиков возрастания количества лизоцимактивных (J1A) и антилизоцимак-тивных (АЛА) форм микроорганизмов (рис. 1).
После закисления воды в течение 1-х суток бактерии с J1A-признаком исчезли из биоценоза, а количество АЛА микроорганизмов возросло до 150 КОЕ/мл (рис. 2). В течение последующих 10 сут рН водь; поддерживался на заданном уровне. Количество ЛА-форм микроорганизмов продолжало сохраняться на нижней границе и не превышало 5—6 КОЕ/мл. При этом в биоценозе преобладали микроорганизмы, обладающие антилизоцимной активностью. На 10-е сутки после
□ > Я 2
Рис. 2. Влияние рН воды на микрофлору водного микрокосма.
/ — ЛА-мнкроорганшмы, 2 — АЛА-микроорг.шнзмы
Рис. 3. Схема микробиологического мониторинга воды открытых водоемов Уральского бассейна.
1—П — Мрпклннское водохранилище, 12— р. Черная, пос. Черноречье, 13 — р. Каргалка. нос. Каргала. N — р. Каргалка. пос. М. Павловка, 15 — р. Каргалка. пос. Горный. 1(1— р. Каргалка. пос. Сергневка, /7— р. Урал, правый берег, пос. Дубки. /Л' — р. Урал, левый берег, пос. Дубки, 19 — водозабор, левый берег, 20— во-лоюбор. правый берег, 21 — р. Урал, ж/л мост, 22 — р. Урал, летай берег, сброс.
23 — р. Урал, правый берег, сброс. 24 — слияние рек Урал и Сакмара, левый берег, 25— слияние рек Урал н Сакмара. правый берег. 26— р. Илек (нюнь). 27 — р. Илек (август), а — количество ЛЛ-форм микроорганизмов, о — количество АЛА-форм микроорганизмов, о — отсутствие флоры.
прекращения добавления кислоты рН воды в течение 5 сут восстанавливался до значений 6,0—6,2. Микробиологический анализ воды продолжали осуществлять еще в течение 2 нед. Число АЛА-форм микроорганизмов резко снизилось на фоне уже имеющегося низкого содержания ЛА-форм бактерий. Однако восстановления закономерной периодичности смены одних форм другими за исследуемый период не отмечалось.
Таким образом, нарушение экологического равновесия в лабораторном микрокосме за счет изменения рН воды приводило к необратимым глубоким изменениям в биоценозе. Не исключено, что эти нарушения, зафиксированные при помощи сообщества лизоцим-антилизоцимных бактерий, могут быть использованы для оценки техногенного загрязнения водоема, так как в литературе [3, 6], а также в собственных исследованиях есть сведения об усилении антилизоцимного признака микроорганизмов под воздействием фенола (в концентрации 0.01—0,1 мг/л), нефтепродуктов (в дозе 0,05—0,5 мг/л). ПАВ (в концентрации 0,05—0,5 мг/л). а также металлов: Си2+. Сг6+ (в дозах 0.04—0,4 мг/л. 0,005—0,05 мг/л соответственно).
В процессе экспериментального изучения температурного режима искусственного водоема было установлено, что при переходе микробного сообщества из зоны низких температур в зону более высоких температур — с 4 до 37*С и с 10—14 до 37°С — увеличивалось число микроорганизмов с антилизоцим-ным признаком. При этом максимальное количество АЛА-форм бактерий наблюдалось при ЗО'С. По окончании теплового воздействия уже на следующие сутки отмечалось появление ЛА-форм микроорганизмов с последующей нормализацией биоценоза.
Учитывая, что процессы, происходящие в лабораторном микрокосме на уровне биоценозов, существенно не отличаются от таковых в природных условиях [13], представляется возможным экстраполировать полученные данные экспериментальных лабораторных испытаний на естественные и искусственные водоемы.
Был предложен подход [4], основанный на изучении количественных и качественных характеристик микроорганизмов, обладающих лизоцимным и антилизоцимным признаками, позволяющий выявить ранние нарушения в состоянии водных биоценозов по показателю
М,(ЛА) М2(АЛА)'
где Л — показатель экологического состояния водного биоценоза; М| — количество микроорганизмов с ЛА; \12 — количество микроорганизмов с АЛА.
Если показатель Л был больше 1, прогнозировалось хорошее состояние биоценозов, если меньше I — ухудшение.
В р. Урал и его притоках, а также и Ириклинском водохранилище был проведен микробиологический и гидробиологический анализ поды. В р. Урал у Оренбурга (рис. 3) по всем гидробиологическим показателям, а также по показателю Л в зоне поступления стоков от населенных пунктов (станции 17, 19) отмечалось неблагополучное экологическое состояние, а вода на этих участках характеризовалась как "грязная" (Л = 0,1—0.8 усл. сд.). Подобная ситуация складывалась и на станции 23 "сброс", где расположен выброс с городских очистных сооружений. В этом случае соотношение количества ЛА и АЛА микроорганизмов колебалось от 0.01 до 0,6, что соответствовало экологическому неблагополучию в состоянии биоценозов на этом участке р. Урал.
В антилизоцимной части биоты были зарегистрированы как ус.повно-патогснные и санитарно-показатсльныс микроорганизмы Escherichia coli. Proteus mirabilis, Citrobacter freundii, Klebsiella putida. так и непатогенные — Artrobaetcr sp. и Pseudomonas putida. Среди ЛА бактерий определялись Bacillus sub-ti I is. Micrococcus rosens и Micrococcus varians.
Диапазон АЛА у выделенных из природных водоемов бактерий колебался от 2 до 12 мкг/мл. а у культур, продуцирующих лизоцим. выделение фермента колебалось от 0.012 до 0,6 мкг/кол.
В зонах реки без значительной антропогенной нагрузки (станции 20. 22. 25), регистрировалось благополучное состояние водных биоценозов. Показатель Л был выше I и колебался от 2 до 10 усл. сд.
По результатам пространственного мониторинга притоков р. Урал в районе Оренбурга к грязным были отнесены р. Черная (у пос. Черноречье) и р. Каргалка (у пос. М. Павловка). Вода в этих водоемах содержала незначительные количества растворенного кислорода и по гидробиологическим показателям была отнесена к полисапробной. Анализ соотношения ЛА и АЛА показал, что в микробных сообществах преобладали АЛА-формы. следовательно Л был равен 0.32 усл. сд., что. по нашим данным, соответствовало неблагополучному состоянию водных биоценозов.
К загрязненным го классу качества воды была отнесена р. Каргалка у поселков Горный и Каргала. По степени сапробно-ети воды этих рек классифицированы как а-|?-мезосапроб-ныс. что также было подтверждено содержанием кислорода в этих водах. В лизоцимном сообществе наблюдалось большое число ЛА-форм микроорганизмов, по сравнению с предыдущими станциями показатель Л приближался к 1 (0,7—0,9 усл. ед.).
Для воды с удовлетворительной степенью чистоты (р. Сак-мара пос. Подмаячный, р. Каргалка пос. Сергиевка) показатель Л был равен 2,5 и 25 усл. сд. соответственно, что, по нашим данным, свидетельствовало о стабильном экологическом состоянии водных биоценозов.
В Ириклинском водохранилище, расположенном на р. Урал, пики численности бактерий отмечены в мае. июле и сентябре. Анализ воды в сбросном канале с агрегатов Ирик-линской ГРЭС и в зоне поступления термальных вод в водохранилище (станция 4) выявил преобладание в исследуемых биоценозах микроорганизмов с антйлизоцимным признаком. Одновременно в зоне, свободной от термальной нагрузки с относительной стабильностью биоценозов (станции I, 5 и 7), преобладали ЛА-формы микроорганизмов. В последующем было установлено, что в результате антропогенного воздействия постепенно формируется нарушение "здорового состояния" водоема. В ходе исследований с использованием расчета
показателя Л были выявлены два участка водохранилища, испытывающие значительные нагрузки. Это станции 4, 5 и 6, постоянно подвергающиеся тепловому загрязнению, и станции 10 и II. на которых биоценозы испытывают воздействие токсикантов, привносимых стоками рек Таналык и Суундук.
Таким образом, в проведенных нами экспериментальных лабораторных, а также натурных исследованиях было выявлено, что система лизоцим — антилизоцим гидробионтов в микробиоценозах достаточно лабильна в отношении рассмотренных антропогенных факторов водной среды и, характеризуя качество воды, может быть использована для определения состояния водных биоценозов.
Выводы. I. В природных биоценозах водоемов бассейна р. Урал определено присутствие ЛА- и АЛА-форм микроорганизмов, составляющих естественный фон.
2. В условиях эксперимента показано, что сдвиг pH, изменение температуры приводят к ухудшению качества воды и усилению развития АЛА-форм микроорганизмов, способствуя изменению равновесия в сообществе и как следствие к ухудшению санитарно-гигиенических показателей воды.
3. Количественное соотношение ЛА и АЛА микроорганизмов Л, являющееся объективным показателем санитарно-гид-робиологичсской оценки состояния водных биоценозов, может быть использовано в экологическом мониторинге водоемов.
Литература
1. Багшок В. М.. Нооожеико Л. С., Закордонец А. О. // Микробиология. — 1983. — Т. 45. № 2,— С. 15-21.
2. Бухарин О. В.. Васильев И. В., Усвяцов Б. Я. Лизоцим микроорганизмов. — Томск. 1985.
3. Бухарин О. В., Дерябни Д. Г., Гриценко В. А // Микробиология охраны окружающей биосферы в регионах Урала и Северного Прикаспия. — Оренбург, 1991. — С. 17—18.
4. Бухарин О. В., Соловых Г. II.. Немцева Н. В., Алехина Г. П. Способ прогнозирования состояния водных биоценозов: Пат. 2052816 РФ 1991 // Открытия. — 1996. - № 2.
5. Карпевич А. Ф. // Реакции гидробионтов на загрязнение.
- М.. 1983. - С. 13-29.
6. Немцева Н. В., Мисетов И. А. // Псрсистснция микроорганизмов. — Куйбышев. 1990. — С. 44—51.
7. Новиков /О. В., Ласточкина К. О.. Болднна 3. И. Методы исследования качества воды водоемов. — М.. 1990.
8. Рубенчик Л. И. Микроорганизмы — биологические индикаторы. — Киев, 1972.
9. Руководство по методам гидробиологического анализа поверхностных вод и донных отложений / Под ред. В. А. Абакумова. - Л.. 1983.
10. Санитарная микробиология эфтрофных водоемов / Под ред. М. Г. Шандалы, Л. В. Григорьевой. — Киев, 1985.
11. Соловых Г. Н.. Немцева Н. В.. Степанова Г. П. //Актуальные вопросы теоретической и клинической медицины. — Оренбург. 1994. - С. 88-91.
12. Соловых Г. Н.. Немцева II. В. // Журн. микробиол. — 1994.
— Приложение. — С. 95—99.
13. Lin Нонунп, Sun Liweil// J. Nanjina Univ. Natur. Sei. Td. — 1992. - Vol. 28. N I. - P. 98-106.
14. Mc Cormik P. K. Cairns J. Jr. // Hydrobiologia. — 1990. — Vol. 19-b, N 3. - P. 229-253.
Поступила 26.06.96
С В. Н. ПАВЛОВ. 1997 УДК 612.014.46.08
В. Н. Павлов
ПРОГНОЗИРОВАНИЕ ТОКСИЧНОСТИ ХИМИЧЕСКИХ СОЕДИНЕНИЙ НА ОСНОВЕ
ЗАКОНОМЕРНОСТЕЙ БИОКИНЕТИКИ
НИИ экологии человека и гигиены окружающей среды им. А. Н. Сысина РАМН, Москва
В серии работ |4, 5| на основе закономерностей биокинс-тики нами были получены уравнения зависимости концентрация — время — эффект для описания обшетоксического действия химических веществ на организм человека и млекопитающих. В зависимости от экспериментальных условий и кинетического механизма уравнение может быть очень простым или весьма сложным.
В данной работе для расчета величин LC50 использовали уравнение, которое выведено для случая, когда взаимодействие ксенобиотик/ксснорсцсптор может быть отражено схемой реакций, которая учитывает процесс поступления ксенобиотика из окружающей среды с константой скорости ■/_ [ 1/с], процесс его биотрансформации (с константой скорости kx (I/с|), при котором образуется менее токсичный или нетоксичный метаболит, необратимое взаимодействие ксенобиотика с од-
