CC BY
5
Ф=—0,1 В, так и механическая путем соскабли-Л вания тонкого слоя его рабочей поверхности.
Содержание меди (X, мг/м3) в воздухе вычисляют по формуле:
25/С-д л ~ 1(Ж0 .
где а — количество меди в электролизере (в мг); У0 — объем воздуха, отобранный для анализа, приведенный к нормальным условиям (в м3); К — коэффициент пересчета хлорсодержащей соли меди, получаемый как частное от деления молекулярной массы соли на молекулярную массу меди.
Нами проведено сопоставление результатов определения различных количеств меди, внесенных в пробу (2, 1, 0,5, 0,25, 0,1, 0,01, 0,001 мкг), по предлагаемой методике и фотоколориметрическим способом [2]. Установлено, что фотоколо-риметрически медь не обнаруживалась уже при содержании ее в пробах 0,25 мкг, в то время как методом инверсионной вольтамперометрии ме-
Существует много подходов к оценке качественного состояния городского атмосферного воздуха. В основном они сводятся к определению кратности превышения ПДК [1, 3, 4]. В настоящее время наиболее распространенным является метод, разработанный Институтом общей и коммунальной гигиены им. А. Н. Сысина АМН СССР. Сущность этого метода в том, что для определенной комбинации вредных веществ, степень опасности которых приведена к III (стандартному) классу, рассчитывается условный показатель Р[ 2].
Нами проведены оценка и анализ состояния воздушного бассейна на примере одного из крупных городов, атмосферный воздух которого загрязнен выбросами угольного и металлургического производств. При этом использовали указанный метод, а также метод, разработанный болгарскими специалистами [3]. Последний состоит в расчете обобщенного и интегрированного критериев загрязнения атмосферного воздуха. Для оценки уровня загрязнения атмосферного воздуха за ряд лет мы применяли интегрированный критерий фактического загрязнения, являющийся ? более приемлемым при сравнении атмосферного загрязнения по годам [3]. Следует отметить, что в основе расчета интегрированного критерия ле-
талл определялся не только на указанном уровне, но и в значительно меньших количествах (0,1,-0,01 и 0,001 мкг).
Следовательно, метод инверсионной вольтамперометрии должен найти широкое применение в санитарной практике при контроле качества атмосферного воздуха в окружении предприятий по производству и использованию солей меди.
Литература. 1. Буркацкая Е. Н., Кузьменко А. В. Санитарный надзор за применением пестицидов и минеральных удобрений. Киев, 1979.
2. Быховская М. С., Гинзбугр С. Л., Хализова О. Д. Методы определения вредных веществ в воздухе. М., 1966, с. 184—185.
3. Гилоян M. М. — Гиг. и сан., 1976, № 6, с. 8—12.
4. Козелева Т. И., Ворохтин И. Г. — Науч. работы ин-тов охраны труда ВЦСПС, i960, вып. 4, с. 71—73.
5. Манита М. Д., Салихджанова Р. М. — Ф., Я воровская С. Ф. Современные методы определения атмосферных загрязнений населенных мест. М., 1980.
6. Ройзенблат Е. М., Сапожникова Э. Я., Крапивки-на Т. А. и др. — В кн.: Методы получения и анализа ферритоных, сегнстопьезоэлектрических и конденсаторных материалов и сырья для них. М., 1975, с. 133—141.
Поступила 15.11.83
жит метод, разработанный еще А. С. Аверьяновым [1]. Таким образом, анализ степени загрязнения атмосферного воздуха был проведен на основе расчетов комплексного показателя Р и интегрированного критерия (Кинт).
Для удобства сравнения двух методических подходов к оценке атмосферного загрязнения нами была изучена динамика его изменения за период с 1975 по 1982 г. по данным городской экологической системы мониторинга. Для расчета показателя Р и ^Кнт были рассчитаны среднегодовые концентрации пыли, сернистого ангидрида, окислов азота и фенола, т. е. тех ингредиентов, концентрации которых регулярно измерялись за указанный период на стационарных пунктах наблюдений за состоянием атмосферного воздуха. Среднегодовые концентрации загрязнителей в целом для города рассчитывались как среднеарифметические из суммы среднегодовых концентраций для всех стационарных постов. В таблице приведен расчет условного показателя Р и К»вт фактического загрязнения атмосферного воздуха за 1975—1982 гг. Кратность превышения ПДК, а также Р и Кмп даны в условных единицах.
В данной комбинации вредных веществ при расчете условного показателя Р наибольший вклад в загрязнение атмосферного воздуха горо-
УДК 614.71/.73( [47 + 571-21)
В. Я. Уманский, Н. С. Кудоковцев, Н. В. Гринь
СРАВНИТЕЛЬНАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАЗЛИЧНЫХ МЕТОДИЧЕСКИХ ПОДХОДОВ К ОЦЕНКЕ ЗАГРЯЗНЕНИЯ АТМОСФЕРНОГО ВОЗДУХА ПРОМЫШЛЕННОГО ГОРОДА
Донецкий медицинский институт
Р и К (в усл. ед.) загрязнения атмосферного воздуха города за 1975—1982 гг.
Атмосферный загрязнитель Кратность превышения ПДК 1975 1976 1977 1978 1979 1980 1981 1982
Пыль а 9,33 8,67 8,73 6,67 6,40 6,33 6,33 7,60
б 3,11 2,89 2,91 2,22 2,13 2,11 2.11 2,52
Сернистый ангидрид а 4,24 3,80 2,37 2,92 3,28 3,13 1,52 2,73
б 0,42 0,38 0,24 0,29 0,33 0,31 0,15 0,27
Окислы азота а 1,35 0,78 0,76 0,87 0,89 1,10 0,79 0,74
б 1,25 0,78 0,76 0,87 0,89 1,04 0,79 0,74
Фенол а 5,50 4,80 4,25 2,20 3,80 1,65 0,92 1,25
б 3,80 3,40 3,10 1,80 2,80 1,50 0,92 1,18
Индекс загрязнения воздуха Р 11,70 10,60 10,0 7,70 8,20 7,30 6,60 8,20
Кинт 8,58 7,45 7,01 5,18 6,15 4,96 3,97 4.71
Примечание. » — кратность превышения ПДК по III классу опасности при расчете Р; б — кратность превышения ПДК при расчете К„т-
да вносила пыль (46—62 %), наименьшее — окислы азота (6—7%). На сернистый ангидрид в атмосферном загрязнении падало 21—22 %, на фенол — 10—27%. На фоне общего снижения атмосферного загрязнения наблюдались рост удельного веса пыли (с 46 до 62 %) и сокращение удельного веса фенола (с 27 до 10 %) за изученный период. При расчете же /СШ1Т атмосферного загрязнения картина вклада отдельных ингредиентов в общее загрязнение воздуха несколько менялась. Наибольший удельный вес в атмосферном загрязнении имела пыль, хотя в начале периода наблюдения первое место в загрязнении воздуха принадлежало фенолу. Вклад же сернистого ангидрида в данном случае является наименьшим — 4—6%. Такое расхождение в процентном участии отдельных ингредиентов в общем загрязнении воздуха связано непосредственно с методикой расчета индекса загрязнения воздуха. Так, при расчете Р и Кшп используется соответственно кратность превышения среднесуточной и максимальной разовой ПДК. Кроме того, при расчете Р кратность превышения среднесуточной ПДК приводится к III классу опасности, что в свою очередь изменяет вклад отдельных загрязнителей в общее загрязнение атмосферного воздуха. Вы-
875 87S 877 Ш 1979860881 882
Тенденция изменения загрязнения атмосферного воздуха по Р и Кипт-По оси абсцисс — годы; по оси ординат — индекс загрязнения.
явление же степени опасности загрязнения отдельными ингредиентами будет более правильным при расчете условного показателя Р, так как кратность превышения ПДК проводится к стандартному классу опасности, т. е. к определенному «базисному» классу. Это дает возможность уравнять класс опасности при расхождении численных величин присутствия загрязнителей в том или другом объеме воздуха. Интегрированный же критерий не дает возможности более правильно оценить степень опасного присутствия загрязнителей в воздухе.
При сравнении критериев комплексной оценки загрязнения воздушного бассейна города по двум показателям (Р и Кат) за ряд лет установлена хорошая согласованность их динамики, что отражено на рисунке.
Таким образом, при установлении степени участия отдельных ингредиентов в опасности загрязнения предпочтение следует отдавать методике Института общей и коммунальной гигиены им. А. Н. Сысина, так как она дает возможность более объективно оценить вклад ингредиентов в атмосферное загрязнение. Следует отметить, что более объективный характер методики является все же относительным, так как «приведение» коэффициентов превышения ПДК к III классу опасности не дает возможности выделения загрязнителей по степени их токсического, резорбтивного действия, что является существенным, особенно с точки зрения влияния атмосферного загрязнения на здоровье населения. При сравнительной характеристике загрязнения различных воздушных бассейнов оба методических подхода приемлемы. Однако более удобной в данном случае является методика болгарских специалистов, требующая значительно меньше трудозатрат для определения индекса загрязнения.
Литература. 1. Аверьянов А. Г. — Гиг. и сан., 1957,
№ 8, с. 64-67. 2. Временные инструктивно-методические указания по оценке степени загрязнения атмосферного воздуха. М., 1977.
3. Пенчева 11. К. — Гиг. и сан., 1982, № 9, с. 74—76. ного воздуха городов. М., 1976, с. 15—47.
Пинигин М. А. — В кн.: Санитарная охрана атмосфер- Поступила 26.io.83
УДК 614.777:547.6281-074:543.544
Н. П. Максимович, В. В. Станкевич
ОПРЕДЕЛЕНИЕ ДИЭТИЛАМИНА В ВОДЕ МЕТОДОМ ГАЗОЖИДКОСТНОЙ ХРОМАТОГРАФИИ
Киевский НИИ общей и коммунальной гигиены им. А. Н. Марзеева
В последние годы в ряде работ была установлена возможность синтеза канцерогенных нитро-заминов из нитритов и вторичных аминов в водной среде. Амины могут попадать в воду не только с промышленными стоками, но и в результате естественного распада белковой массы сине-зеленых водорослей. Поэтому определение аминов как предшественников нитрозаминов является важной гигиенической задачей.
Газо-хроматографическое определение аминов в области микропримесей связано с рядом трудностей, обусловленных в основном высокой полярностью этих соединений. Трудности эти преодолевают иногда с помощью реакционной газожидкостной хроматографии [1]. Однако перевод аминов в производные с их последующим детектированием приводит к дополнительным ошибкам, особенно в области микроконцентраций.
Определение в воде некоторых аминов, в частности диэтиламина, можно проводить и прямым вводом пробы с использованием пламенно-ионизационного детектора. Однако в этом случае на одних сорбентах вода дает размытый фон, мешающий определению диэтиламина [3], а на других (полимерных) она выходит сравнительно узким пиком, однако в области низких концентраций, вода, как правило, экранирует пик диэтиламина [2].
В настоящей работе для определения содержания диэтиламина в воде применяли хромато-графический метод с использованием равновесной паровой фазы [5]. Как показали наши исследования, этот метод имеет ряд преимуществ при анализу водных растворов диэтиламина: исчезает экранирование пика микропримеси диэтиламина пиком воды (так как с парами вводится гораздо меньшее ее количесто), отсутствует эффект «памяти» колонки [4], который появляется при прямом вводе водных растворов аминов. Все это в конечном итоге повышает чувствительность метода.
Для проведения анализа растворы диэтиламина определенной концентрации наливали в стеклянные бутылочки вместимостью 40 мл, которые закрывали резиновыми пробками. От анализируемой паровой фазы пробки изолировали прокладками из фторопластовой пленки или алюминиевой фольги. Бутылочки помещали в специальный держатель (рис. 1), обеспечиваю-
щий отбор паровой фазы при повышенной температуре без нарушения герметичности бутылочки. В держателе одновременно устанавливали 6 проб, на крышку его помещали 4 шприца, используемых для отбора паровой фазы. Держатель вставляли в термостат хроматографа и нагревали до определенной температуры.
Как показали наши исследования, оптимальное время установления межфазового равновесия в бутылочках с растворами диэтиламина 1 ч, оптимальная температура нагревания при этом 65°С. Увеличение времени прогревания бутылочек до 4 ч и более приводит к снижению содержания диэтиламина в пробе, вероятно, за счет диффузии через пробку. Концентрация диэтиламина уменьшалась и при использовании резиновых
ЗГ
Рис. 1. Держатель для проведения анализа легколетучнх веществ методом газожидкостной хроматографии с использованием равновесной паровой фазы.
