CC BY
212
которые оказывают наибольшее влияние на результаты исследования.
Целью анализа чувствительности является оценка надежности конечных результатов и заключений о степени влияния неопределенности данных, методов присвоения или расчетов значений показателей категорий и т.п.
В управлении отходами, в частности, может быть важным оценить чувствительность в отношении:
- состава отходов;
- энергии и материалов, потраченных на систему управления отходами;
- выбора технологий в конце исследования;
- оценки воздействия долгосрочных эмиссий биогаза, металлов и органических соединений из полигона.
В заключение необходимо сказать, что системы, анализируемые в ОЖЦ, особенно при оценке управления отходами, как правило, сложные, поскольку обращение с отходами само по себе является сложной системой, которую трудно исследовать. Кроме того, в процессе оценки рассматриваются и другие связанные с ней системы, такие как производство энергии, производство продукции из вторичного сырья и т.д.
Как было отмечено, выполнение ОЖЦ включает ряд выборов и допущений, которые могут влиять на результаты, делая их сомнительными или, по крайней мере, расплывчатыми для людей, которые не участвовали в проведенном исследовании. Преимуществом использования методов ОЖЦ в анализе системы управления отходами является то, что такая оценка обеспечивает полное представление о процессах, происходящих в системе, и о ее воздействии на окружающую среду.
Библиографический список
1. ГОСТ Р ИСО 14041-2000. Управление окружающей средой. Оценка жизненного цикла. Определение цели, области исследования и инвентаризационный анализ. Государственный стандарт Российской Федерации. М.: Госстандарт России, 2001.
2. ГОСТ Р ИСО 14042-2001. Управление окружающей средой. Оценка жизненного цикла. Оценка воздействия жизненного цикла. Государственный стандарт Российской Федерации. М.: Госстандарт России, 2001.
3. ГОСТ Р ИСО 14043-2001. Управление окружающей средой. Оценка жизненного цикла. Интерпретация жизненного цикла. Государственный стандарт Российской Федерации. М.: Госстандарт России, 2001.
4. ГОСТ Р ИСО 14040-2010. Экологический менеджмент. Оценка жизненного цикла. Принципы и структура. - Национальный стандарт Российской Федерации. М.: Стандартин-форм, 2010.
5. Guinee J.B. Life Cycle Assessment: An operation Guide to the ISO Standards, Ministry of Hausing, Spatial Planning and the Environment, The Hague. The Netherlands, 2001.
6. ISO (2006a): Environmental management - life cycle assessment - principles and framework. ISO 14040. International Organization for Standardization. Geneva, Switzerland.
7. ISO (2006b): Environmental management - life cycle as-
sessment - requirements and guidelines. ISO 14044. International Organization for Standardization. Geneva, Switzerland.
8. McDougall F., White P., Franke M. and Hindle P. Integrate Solid Waste Management: A Life Cycle Inventory, 2nd Edition. Blackwell Science Ltd. 2001.
9. White P.R, Franke M., Hindle P. Integrated Solid Waste Management - A Life Cycle Inventory. Blackie Academic and Professional, London, 1995. UK.
10. Hauschild M.Z., Barlaz M.A. LCA in waste management: introduction to principle and method // Solid Waste Technology and Management. Edited by T.H. Christensen, John Wiley and Sons, Ltd., UK. 2011. P. 113-136.
11. Camobreco V., Ham R., Barlaz M., Repa E., Felker M., Rouseseau C. and Rathle J. Life-cycle inventory of a modern municipal solid waste landfill. Waste Management and Research, 1999. N 17. P. 394-408.
12. Kendall A, Chang C. and Sharpe B. According for time-dependent effects in biofuel life cycle greenhouse gas emissions calculations // Environmental Science and Technology. 2009. N 43. P. 7142-7147.
13. Hauschild M.Z., Olsen S.I., Hansen E. and Schmidt A. Gone... but not away - addressing the problem of long-term impacts from landfills in LCA // International Journal of Life Cycle Assessment. 2008. N 13 (7). P. 547-554.
УДК 504.05
СОВРЕМЕННЫЕ МЕТОДЫ ЭКОЛОГИЧЕСКОЙ ДИАГНОСТИКИ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОЧВ С.С. Тимофеева1
Национальный исследовательский Иркутский государственный технический университет, 664074, г. Иркутск, ул. Лермонтова, 83.
Рассмотрены основные методы экологической диагностики загрязнения почв. Приведены результаты экологической диагностики несанкционированных свалок и промышленных отходов по уровню активности оксидоредуктаз и ростовым реакциям водного растения элодея канадская. Табл. 1. Библиогр. 14 назв.
Ключевые слова: экологическая диагностика; биотестирование; методы; ростовые реакции; уровни активности оксидоредуктаз; водные растения.
1Тимофеева Светлана Семеновна, доктор технических наук, профессор, зав. кафедрой промышленной экологии и безопасности жизнедеятельности, тел.: (3952) 405106.
Timofeeva Svetlana, Doctor of technical sciences, Professor, Head of the Department of Industrial Ecology and Life Safety, tel.: (3952) 405106.
MODERN METHODS OF ENVIRONMENTAL DIAGNOSTICS OF SOIL CONTAMINATION S.S. Timofeeva
National Research Irkutsk State Technical University, 83, Lermontov St., Irkutsk, 664074.
The basic methods of environmental diagnostics of soil contamination are considered. The article provides the results of the environmental diagnostics of illegal dumps and industrial waste by the level of oxidoreductase activity and growth responses of the water plant Elodea Canadensis. 1 table. 14 sources.
Key words: environmental diagnostics; biotesting; methods; growth responses; activity levels of oxidoreductases; aquatic plants.
В настоящее время число химических веществ-загрязнителей, способных влиять на экологическое состояние биоты, превысило миллион наименований, и ежегодно синтезируется и может оказаться в окружающей среде свыше четверти миллиона новых веществ [1]. В результате экометаболических превращений в природной среде происходит синтез новых соединений, которые могут быть токсичнее исходных соединений. Как правило, отмечается комбинированное действие всего «букета» химических веществ, поступающих в природную среду. Могут реализовы-ваться разные сценарии взаимодействия химических веществ: как синергизм (взаимное усиление токсического действия), так и антагонизм (взаимное ослабление действия). Изолированного действия практически не может существовать, а есть лишь совместное действие всего комплекса факторов.
Многие химические вещества обладают мутагенными, токсическими, канцерогенными, тератогенными и другими свойствами, среди которых особенно опасны около 200 соединений, включенных в список ЮНЕСКО (бензол, бенз(а)пирен, пестициды, асбест, тяжелые металлы, красители, пищевые добавки и др.).
Как известно, все то, что производится, добывается и потребляется, рано или поздно превращается в отходы. Отходы производства и потребления представляют собой серьезный источник загрязнения окружающей среды опасными для здоровья человека веществами, так как размещаются на поверхности земли на специальных полигонах, а чаще всего на несанкционированных свалках. Количество твердых отходов, поступающих в природную среду, ежегодно растет в геометрической прогрессии. Сегодня проблема твердых отходов в полной мере не решена ни в одной стране мира, утилизация их остается на повестке XXI века. По утверждению В.И. Вернадского, ни один вид не сможет выжить в созданных им отходах. Отходы необходимо включать в природный цикл метаболизма, перерабатывать и использовать [2].
Ежегодно в Российской Федерации образуется около 7 млрд т всех видов отходов, из которых используется лишь 2 млрд т, или 28,6 %.
По данным американских исследований, промышленный рабочий «производит» примерно в 8 раз больше твердых промышленных отходов, чем бытовых, образующихся в среднем на одного городского жителя. Обыкновенный служащий «производит» в виде мусора, официальных бумаг, остатков пищи, использованных газет, бумажных полотенец и других столько же, сколько и дома.
Из огромных объемов добываемого в мире минерального сырья, исчисляемого десятками миллиардов тонн, непосредственно в производстве используется менее 5-10%, остальное добываемое количество сырья представляют собой отходы горнодобывающей и перерабатывающей промышленности.
Иркутская область богата полезными ископаемыми, и здесь стабильно работают основные добывающие отрасли (нефть, газ, уголь, железо, золото, каменная соль). Если добыча золота, угля, железной руды, каменной соли является традиционной для Иркутской области, то добыча углеводородного сырья -новое направление в экономике области.
В настоящее время в Иркутской области выявлено и разведано 14 месторождений углеводородов. Из них шесть нефтегазоконденсатных, столько же газокон-денсатных, одно нефтяное и одно газовое. Добыча углеводородного сырья осуществляется на Ковыктин-ском, Атовском и Братском газоконденсатных; Верх-нечонском, Ярактинском, Марковском, Даниловском, Дулисьминском нефтегазоконденсатных месторождениях.
Перечень реагентов, использующихся в процессах нефтедобычи, которые могут оказаться в составе загрязняющих веществ, весьма обширен [3]: кислоты, анионоактивные и неионогенные ПАВ, углеводородные растворители (дизельное топливо, керосин, газоконденсат и др.), водопоглотители (метанол, диэти-ленгликоль, ацетон, ацетоновые растворы кремнийор-ганических соединений), водорастворимые полимеры, ингибиторы отложения солей (на основе фосфорорга-нических соединений, производные карбоновых и сульфо-кислот, алкиленаминов, растворы хлорида натрия, гидроксида калия и др.), ингибиторы коррозии (амины, амиды, карбоновые кислоты, эфиры, спирты, альдегиды, кетоны и др.). Перечисленные реагенты различны по химическому составу, физико-химическим свойствам, а значит и по степени токсичности. Токсические характеристики многих веществ, специфика их комбинированного действия, а также кумулятивные свойства неизвестны. Однако все эти реагенты в конечном итоге оказываются в окружающей среде в буровых шламах и других твердых и жидких отходах.
Основным механизмом попадания компонентов отхода в окружающую среду является испарение летучих компонентов и выщелачивание их водой. Возможно загрязнение почв, но оно, скорее всего, будет происходить через предварительное растворение в водной среде. Таким образом, экологическая диагно-
стика загрязнения почв при размещении отходов и оценка экологической опасности должны проводиться как физико-химическими методами, основанными на сравнении результатов анализа с санитарно-гигиеническими и токсикологическими нормативами (ПДК и ПДУ поллютантов), так и по реакции живых организмов методом биотестирования и биоиндикации.
Методы биотестирования основаны на ответной реакции живых организмов на негативное воздействие загрязняющих веществ, способны давать достоверную информацию о качестве окружающей среды. По своей сути биотестирование - это экологическая диагностика состояния биоты, выполненная в условиях биологического моделирования. Всякое моделирование -это перенос знаний с простой системы (смоделированной экосистемы в лабораторном эксперименте) на более сложную (экосистему в реальных условиях). Насколько это достоверно, будет зависеть от выбора тест-организмов, метрологических характеристик и статистической обработки данных.
Согласно определению А.А. Зенина и Н.В. Бело-усова [4], «Биотестирование - один из приемов определения степени токсического действия физических, химических и биологических неблагоприятных факторов среды, потенциально опасных для живых организмов экосистем, в контролируемых экспериментальных лабораторных или натурных условиях путем регистрации изменений биологически значимых показателей исследуемых водных объектов с последующей оценкой их состояния в соответствии в выбранным критерием токсичности».
В настоящей работе рассмотрены современные методы биотестирования, рекомендованные для экологической диагностики загрязнения почв, а также результаты исследования автора по диагностике токсичности почв несанкционированных свалок промышленных отходов г. Иркутска и окрестностей.
История становления технологий экологической диагностики - методов биотестирования - началась в средние века c использования канареек для индикации появления рудничного газа в горных выработках. Поведение птицы или ее гибель оповещали шахтеров о грозящей им опасности.
Биотестирование как способ оценки качества воды вошло в практику в начале ХХ в., когда для токсикологической характеристики использовали «рыбную пробу». Первые биотесты на дафниях и циклопах были выполнены в 1918 году. В дальнейшем основным тест-объектом длительное время служила Daphnia magna. С конца 1930 г. в качестве тест-объекта стали использовать гидробионты разного систематического уровня и с различными трофическими связями. В 1940 г. в систему испытаний включили простейших, ракообразных, червей и рыб. За биологические показатели оценки качества воды были приняты выживаемость, репродуктивность (размножение), выживаемость нарождающейся молоди, дыхательные и сердечные ритмы, потребление кислорода, выделение углекислого газа и аммиака как конечных продуктов обмена,
дыхательный коэффициент, темпы роста и питания, кормовой коэффициент, увеличение массы и др.
С 1980 г. началось бурное развитие и внедрение методов биотестирования как показателя оперативной интегральной диагностики качества воды; методики апробировали и рекомендовали для определения токсичности природных и сточных вод. В 1990 г. Госкомитетом СССР по охране природы подготовлено и утверждено «Методическое руководство по биотестированию вод (РД 118-02-90)», а затем - методики с использованием в качестве тест-объектов инфузорий и ракообразных (ПНДФ Т 14.1:2:3:4.2-98, ПНДФ Т 14.1:2:3:4.3-99, ПНДФ Т 14.1:2:3:4-99,) и для определения токсичности вод, почв и донных отложений -метод биотестирования по ферментативной активности бактерий (ПНДФ Т 14.1:2:3:4.1-96, ПНДФ Т 16.2:2:3:1.2.-96). ПнДф Т - федеральный природоохранный нормативный документ, регламентирующий токсикологические методы контроля.
В настоящее время разработка и применение методик биотестирования продолжается достаточно активно, в этом направлении успешно работают сотрудники МГУ, ИГУ и других университетов [5, 6, 7].
В литературе описано более 120 биотестов для анализа токсичности пресных вод [8]. В различных странах (США, Германия, Франция и др.) используют различные тест-организмы. В Украине аттестованы и используются 8 методик для определения острой и хронической токсичности. Они включают тест-организмы разных трофических уровней и систематических групп, в частности бактерию Phorobakterium phosphoreum, представителя простейших - инфузорию Tetrahymena pyriformis, водоросль Scenedesmus quadricauda, ракообразных Daphnia magna и Cerio-daphnia affinis Lilljeborg, рыбу Poecillia reticulate, плодовую мушку Drosophila melanjgaster [8].
В настоящее время существенное внимание уделяется разработке методов биотестирования опасных отходов и оценке экологического состояния почв.
В странах ЕС и США приняты разные подходы в определении экотоксичности опасных отходов, однако все эти подходы сводятся к проведению выщелачивания отходов (т.е. извлечения подвижных компонентов) и последующего сравнения полученных данных с принятыми нормами (в США) или прямого исследования этого раствора на биологических объектах - рыбах, беспозвоночных и водорослях (в странах ЕС).
Конечно, при таком подходе вряд ли можно учесть более сложное воздействие отходов на другие биологические системы и организмы. Однако следует принять во внимание, что основное воздействие складированных отходов приходится на водные системы, а низшие водные организмы находятся на первых звеньях пищевых цепей. Следовательно, определив влияние отходов на низшие водные организмы, мы определим их влияние и на высшие организмы, и экосистему в целом.
Вопросу испарения токсичных веществ в атмосферу такого внимания, как выщелачиванию, не уделяется. Экотоксичность как результат летучести вещества определяется только относительно влияния на
озоновый слой. Для этого случая все вещества, перечисленные в Монреальском протоколе (1987 г.), признаются экотоксичными.
Единственным смоделированным в лабораторных условиях путем попадания веществ в окружающую среду является выщелачивание отходов водой. В большинстве случаев в результате лабораторных исследований можно получить качественную информацию и определить выщелачивающиеся вещества. Выбор метода выщелачивания и состав раствора для выщелачивания в любом случае будет имитировать реальную ситуацию достаточно грубо. В качестве компромиссного варианта в большинстве методов исследования используется вода с водородным показателем рН, равным 7 или 5,6 (уравновешенная с атмосферным СО2). Вода берется в соотношении 10:1 к массе отхода.
Существуют два различных подхода к определению экотоксичности полученного экстракта выщелачивания. Экстракт либо подвергается химическому анализу для определения наличия и количества токсичных компонентов (практика Агентства по охране окружающей среды США), либо исследуется на биологических тест-объектах (практика ЕС). В первом случае требуется установить перечень токсичных веществ и их концентрации в экстракте выщелачивания. Во втором случае не требуется идентификации компонентов, так как биотестирование с использованием водных организмов обеспечивает простой путь оценки экстракта выщелачивания на токсичность для окружающей среды даже в случае неизвестных или непредвиденных токсинов.
В настоящее время в России имеется нормативная база для реализации процедур биотестирования. Отбор проб, выбор тест-объектов, а также обработка и оценка результатов должны проводиться в соответствии с требованиями РД 118-02-90. Существует государственный реестр методов биотестирования, применяемых для целей производственного экологического контроля качества вод, почв и промышленных отходов, включающий:
1. Определение токсичности воды и водных вытяжек из почв, осадков сточных вод, отходов по смертности и изменению плодовитости дафний (Daphnia magna) ФР.1.39.2001.00283. В методике оценивают смертность 50% дафний за 96 часов (острая токсичность). Достоверное снижение плодовитости за 24 дня в сравнении с контролем (хроническая токсичность).
2. Определение токсичности воды и водных вытяжек из почв, осадков сточных вод, отходов по смертности и изменению плодовитости цериодафний (Ceri-odaphnia affinis) ФР.1.39.2001.00282. В методике оценивают смертность 50% дафний за 48 часов (острая токсичность). Достоверное снижение плодовитости за 7 суток в сравнении с контролем (хроническая токсичность).
3. Определение токсичности воды и водных вытяжек из почв, осадков сточных вод, отходов по изменению уровня флуоресценции хлорофилла и численности клеток водорослей (Scenedesmus quadricauda). ФР.1.39.2001.00284. В методике оценивают изменение
численности клеток водорослей за 96 часов экспозиции (острая токсичность). Изменение численности водорослей за 14 суток (хроническая токсичность). Изменение интенсивности свечения.
4. Определение токсичности воды, почвы по хемо-таксической реакции инфузорий (Paramecium cauda-tum). Оценивается хемотаксическая реакция.
Применение в качестве тест-объектов позвоночных (рыб) ограничено как по этическим причинам (директивы ЕС на применение позвоночных животных при научных исследованиях), так и из-за высоких расходов на их содержание.
Представляется целесообразным совместное использование двух подходов определения экотоксич-ности экстракта выщелачивания, так как химический анализ в сочетании с биологическим даст полную картину состава экстракта и причин его воздействия на биологические объекты.
В качестве критерия токсичности экстракта выщелачивания применяются ПДК для водоемов рыбохо-зяйственного значения. Помимо этого критерия в РФ в соответствии с приказом МПР России от 15.06.2001 г. № 511 введено еще 18 первичных показателей опасности компонентов отхода, которые рассматриваются ниже и приведены в таблице.
К особым видам отходов относятся отходы медицинских учреждений. Они представляют инфекционную опасность для пациентов, обслуживающего персонала лечебно-профилактических учреждений и окружающей среды. Такие отходы отличаются большим разнообразием морфологического состава. Кроме того, для сохранения в контейнере культуры, которая может вызвать заболевание, требуются ничтожно малые количества органического материала, а культура может сохраняться и на медицинском инструменте. Легкомысленное выбрасывание использованных ножниц в мусорные корзины приводило часто к заражению санитаров, когда они руками очищали контейнер. Болезнетворные бактерии присутствуют в очень больших концентрациях в твердых отходах больниц. Доказано, что наибольшее число колиформ встречается в отходах педиатрического и психиатрического отделений, а также отделения интенсивной терапии. Особенно важно использование закрытых пластмассовых мешков, а для удаления наименьших твердых частиц, которые могут проникать в дыхательные пути, необходима система вентиляции и очистки воздуха.
Как правило, потенциальная опасность отходов, а также метод обращения с ними приводятся для целого класса или группы отходов; возможны исключения или особые условия, которые выявляются при более конкретном определении вида отходов. Такая более высокая степень определения необходима, когда природа химических веществ сложна или какая-либо часть отходов имеет газообразную или жидкую форму.
Наряду с требованиями природоохранных органов РФ системой Госстандарта России введены свои стандарты на перемещаемые опасные вещества (включая и отходы): ГОСТ 19433-88 «Грузы опасные. Классификация и маркировка» и ГОСТ 26319-84 «Грузы опасные. Упаковка».
Перечень первичных показателей опасности компонентов отхода
ПДКп(мг/кг) Предельно допустимая концентрация вещества в почве
ОДК Ориентировочно-допустимая концентрация
ПДКпп Предельно допустимая концентрация вещества в продуктах питания
ПДКв(мг/л) Предельно допустимая концентрация вещества в воде водных объемов хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования
ОДУ Ориентировочно-допустимый уровень
ОБУВ Ориентировочный безопасный уровень воздействия
ПДКр.х.(мг/л) Предельно допустимая концентрация вещества в воде водных объектов рыбо-хозяйственного назначения
ПДКс.с.(мг/м3) Предельно допустимая концентрация вещества среднесуточная в атмосферном
воздухе населенных мест
ПДКм.р.(мг/м3) Предельно допустимая концентрация вещества максимально разовая в воздухе населенных мест
ПДКр.з.(мг/м3) Предельно допустимая концентрация вещества в воздухе рабочей зоны
МДС Максимально допустимое содержание
МДУ Максимально допустимый уровень
Б(мг/л) Растворимость компонента отхода (вещества) в воде при 20 °С
3 Снас(мг/м ) Насыщающая концентрация вещества в воздухе при 20 °С и нормальном давлении
Ков Коэффициент распределения в системе октанол/вода при 20 °С
1_й50(мг/кг) Средняя смертельная доза компонента в миллиграммах действующего вещества на 1 кг живого веса, вызывающая гибель 50 % подопытных животных при однократном пероральном введении в унифицированных условиях
1Аожн50(мг/кг) Средняя смертельная доза компонента в миллиграммах действующего вещества на 1 кг живого веса, вызывающая гибель 50 % подопытных животных при однократном нанесении на кожу в унифицированных условиях
1_С50(мг/м3) Средняя смертельная концентрация, вызывающая гибель 50 % подопытных животных при ингаляционном поступлении в унифицированных условиях
БД Биологическая диссимиляция
В соответствии с международными стандартами ИСО 11268-1, ИСО 11268-2, ИСО 11268-3 и ЕРА ОРРТБ850.6200 для экологической диагностики почв в районах размещения отходов рекомендуется применять дождевых червей. Метод основан на исследовании выживаемости и поведенческих реакций дождевых червей при воздействии токсичных веществ, содержащихся в почве. Показателем выживаемости служит среднее количество червей, выживших в тестируемой почве, по сравнению с контролем. Показателем поведенческих реакций тест-объектов является скорость зарывания в субстрат. У дождевых червей отсутствует реакция зарывания, если почва токсична, они активно ползают по поверхности и пытаются покинуть ящик. Биотестирование проводят в условиях острого (2 суток, по показателю процентное соотношение выживаемости тест-объекта в опыте и контроле) и хронического (30 суток по показателю выживаемости и плодовитости; показатель выживаемости -доля выживших особей в тестируемой почве, показатель плодовитости - среднее количество молоди, включая количество коконов, в пересчете на одну выжившую особь) эксперимента [7].
Для оценки индекса токсичности почв предложена методика с использованием подвижности половых клеток млекопитающих [9], выживаемости парамеций и цериодафний и других ракообразных и простейших [10-12].
Тимофеевой С.С. предложено для целей экологи
ческой диагностики использовать биохимические параметры уровня активности ферментов, как в водных растениях, так и почвах [13, 14].
Экспериментально исследовано влияние водных вытяжек из производственных отходов и почвы на активность оксидоредуктаз водного растения - элодеи канадской. Объектом исследования были опасные отходы - нефтешламы, образующиеся при очистке резервуаров на автотранспортных и других предприятиях, а также отработанные формовочные смеси, пыль из пыле- уловителей, шлам от нейтрализации травильных растворов и промывных ванн. Эти шламы обнаружены на ряде несанкционированных свалок в пригородных зонах г. Иркутска.
При биотестировании были получены следующие результаты.
Выяснено, что между классом опасного отхода, установленного по литературным данным, и степенью токсичности их для тест-объекта нет достоверных связей. Это может свидетельствовать о том, что официальный класс опасности отходов не соответствует их опасности с учетом влияния на водные объекты и организмы. Так, водные вытяжки из опасных отходов 2 и 3 классов опасности, таких как замазученный песок, эмульсол и нефтешламы, оказывали менее выраженное токсическое действие, чем водные вытяжки из опасных отходов 4 класса опасности (отработанные формовочные смеси, пыль и шлам пылеуловителей, доменный шлак, шлам от нейтрализации травильных
растворов и промывных ванн).
Водные вытяжки (10 %) из всех отходов и почв оказывали меньшее влияние на тест-объекты, чем питьевая вода с добавками свинца до 5 ПДК, воздействие которой было принято за порог токсического действия.
Установлено, что в уровне активности оксидаз в элодее канадской под влиянием водных вытяжек из отходов наблюдается три типа действия: нейтральное; отсутствие токсического действия; токсическое действие По результатам биотести-рования нейтральным действием обладают водные вытяжки из отходов: шлам газоочистки (4 класс опасности); шлам оборотного цикла водоснабжения (4 класс опасности); отходы шлифовки металлоизделий (4 класс опасности) и почва (контроль). Названные отходы в 0,5 % водных растворов не вызывают изменений ни одного из исследуемых показателей биотестирования. Отсутствие токсического действия установлено при биотестировании замазученного песка и нефтешламов (3 класс опасности); эмульсола (2 класс опасности).
Напротив, отмечается нарастание уровня пероксида-зы, что может указывать на процессы биохимической деструкции с участием водных растений.
Токсическое действие по результатам биотестирования наблюдали у водных растворов из отходов в порядке уменьшения: отработанные формовочные смеси (4 класс опасности); пыль и шлам, уловленные пылеуловителями (4 класс опасности); шлам от нейтрализации травильных растворов и промывных ванн (4 класс опасности).
Таким образом, краткосрочное биотестирование почв несанкционированных свалок и промышленных отходов с них показало, что наибольшую токсичность оказывают шламы, содержащие металлы, и необходимо строго наказывать организации, нарушающие экологическое законодательство. В практику экологического контроля почв Иркутской области необходимо внедрять современные методы экологической диагностики путем биотестирования для получения оперативной информации о состоянии почв.
Библиографический список
1. Тимофеева С.С., Белых Л.И. Источники загрязнения среды обитания. Иркутск: Изд-во ИрГТУ. 2008. 364 с.
2. Тимофеева С.С., Медведева С.А. Природопользование. Иркутск: Изд-во ИрГТУ, 2007. 244 с.
3. Тимофеева С.С., Тимофеев С.С. Методы биотестирования для отходов нефтедобычи // Вестник ИрГТУ. 2010. № 6. С. 71-75.
4. Зенин А.Н., Белоусов Н.В. Гидрохимический словарь. Л., 1988. 240 с.
5. Терехова В.А. Биотестирование почв: подходы и проблемы. Почвоведение. 2011. № 2. С. 190-198.
6. Маячкина И.В., Чугунова М.В. Особенности биотестирования почв с целью их экотоксикологической оценки // Вестник Нижегородского техн. ун-та. 2009. № 1. С. 84-93.
7. Романов В.В., Любомирова В.Н. Биотестирование экологического состояния почв несанкционированных свалок ТБО на территории Ульяновской области // Вестник гос. сельхоз. академии. 2009. № 1(9). С. 82-85.
8. Максименко Е.А. Некоторые результаты биотестирования поверхностных стоков машиностроительного предприятия // Вестник нац. техн. ун-та ХПИ. 2009. С. 20-25.
9. Еськов А.П., Тимофеев М.А., Каюмов Р.И., Терехова В.А. Методика выполнения измерений индекса токсичности почв, почвогрунтов вод и отходов по изменению подвижности половых клеток млекопитающих in vitro ФР. 1.31.2009.06301; ПНД Ф 14.1:2:4:15-09; 16.1:2:2.3:3.13-09. М.: МГУ, 2009. 30 с.
10. Терехова В.А., Дик Э.П., Рахлеева А.А., Соболева А.Н., Вавилова В.М. Методика определения токсичности зо-лошлаковых отходов методом биотестирования на основе выживаемости парамеций и цериодафний ФР.1.39.2007.04104. ПНД Ф Т 16.3.12-07. М.: МГУ, 2008. 31 c.
11. Рахлеева А.А., Терехова В.А. Методика определения токсичности отходов, почв, осадков сточных, поверхностных и грунтовых вод методом биотестирования с использованием равноресничных инфузорий Paramecium caudatum Ehrenberg ФР.1.39.2006.02506. ПНД Ф Т 14.1:2:3.13-06 (ПНД Ф Т 16.1:2.3:3.10-06). М.: МГУ, 2006. 30 с.
12. Терехова В.А., Исакова Е.Ф., Ибатуллина И.З., Самойлова Т.А. Методика определения токсичности высокоминерализованных поверхностных и сточных вод, почв и отходов по выживаемости солоноватоводных рачков ArtemiasalinaL. (ФР 1.39.2006.02505 ПНД Ф Т 14.1:2.14-06 16.1:3.11-06. М.: МГУ, 2006. 26 c.
13. Тимофеева С.С., Балаян А.Э. Использование биотестирования для оценки способов утилизации шламов сточных вод // Экспериментальная водная токсикология. 1990. Вып.
14. С. 238-245.
14. Тимофеева С.С. Окислительно-восстановительные ферменты в биотестировании сточных вод и продуктов нового синтеза // Физиология и токсикология гидробионтов. Ярославль: Изд-во ЯГУ, 1988. С.146-150.
