CC BY
3
загрязнения воды поверхностных водоемов [1, 2, 6]. В настоящее время известно более 100 видов патогенных вирусов, которые размножаются в содержимом кишечника человека и выделяются с испражнениями в составе сточных вод во внешнюю среду и, в частности, в поверхностные водоемы, являющиеся источниками централизованного хозяйственно-питьевого водоснабжения населения. Как сообщают С. Г. Дроздов и В. А. Казанцева [4], от 29 до 85 % исследованных проб сточных вод в различных городах страны содержали энтеровирусы. Этими авторами установлено, что наиболее часто энтеровирусы обнаруживаются на участках рек, расположенных в черте города, где инфицированными оказывается до 84 % проб воды. В сточных водах в Москве в период с 1967 по 1971 г. в 44 % исследованных проб были обнаружены полиови-русы, в 36 % проб — вирусы ECHO и в 6 % проб — вирусы Коксаки В [4J. Данные наших многолетних наблюдений (1867—1983 гг.) по изучению циркуляции эн-теровирусов среди 4270 здоровых детей Татарии позволяют констатировать, что выделенный типовой состав энте-ровирусов полностью совпадает с таковым сточных вод в Москве. Так, вирусы полиомиелита были обнаружены в 3,58 % случаев, вирусы Коксаки В — в 1,94 %, вирусы ECHO — в 1,64 %.
Имеются пока немногочисленные данные, указывающие на присутствие энтеровирусов в водопроводной воде [4, 5, 9], в которой они могут сохранять свою жизнеспособно.гь от 2 до 168 дней [6]. Поскольку вирусологи считают, что даже 1 вирусная единица антропогенных вирусов может вызвать инфекционное заболевание человека [6], присутствие энтеровирусов в питьевой воде в ряде случаев представляет эпидемиологическую опасность. Для подтверждения этого мы, к сожалению, пока не располагаем достоверными документированными данными о водных вспышках заболеваний вирусной этиологии. Многие энтеровирусы способны вызывать разнообразные патологические синдромы при отсутствии четко определенного инкубационного периода, а вызываемые энтеровирусами диареи и гастроэнтериты обычно не регистрируются и эпидемиологическому анализу не подвергаются. Последнее не относится к инфекционному гепатиту, полиомиелиту, серозному менингиту, которые подлежат обязательной регистрации.
В настоящее время трудности методического характера не позволяют проводить широкие исследования по определению вирусного загрязнения водной среды. Поэтому возможное присутствие вирусов в воде поверхностных водоемов рекомендуется оценивать косвенным метсдом —
определением фагов кишечной палочки, которые признаются многими исследователями [1, 3] индикаторами возможного вирусного загрязнения. При содержании фагов кишечной палочки более 1000 БОЕ/дм3 вода водоисточника представляет опасность в отношении загрязнения ее энтеровирусами. По данным наших исследований, вода Нижней Камы характеризуется невысоким уровнем присутствия энтеровирусов — от 2 до 6,5 % исследованных проб оказались положительными, что согласуется с результатами химических и бактериологических исследова- ^ ний. Данные по санитарно-бактериологической и вирусологической характеристике позволяют считать Нижнюю Каму в санитарно-эпидемиологическом отношении благополучным и практически чистым водоемом.
Вместе с тем, учитывая актуальность данного вопроса, считаем необходимым начать проведение систематического исследования воды на присутствие энтеровирусов в местах водозаборов крупных хозяйственно-питьевых водопроводов Татарии и в первую очередь в Казани и г. Брежневе. Одновременно следует такие же исследования проводить и в воде указанных водопроводов, поскольку полученные материалы исследований могут быть использованы при гигиенической регламентации вирусного загрязнения питьевой воды.
Литература
1. Багдасарьян Г. А., Мышляева Л. А.. Недачин А. Е. // Гиг. и сан. — 1982.— С. 11—13.
2. Багдасарьян. Г. А., Мышляева J1. А., Дмитриева P.A.// Там же. — 1983. — № 3. — С. 15—19.
3. Багдасарьян Г. А. //Там же. — № 4. — С. 9—12. *
4. Дроздов С. Г., Казанцева В. А. // Вестн. АМН СССР. —
1981. —№3, —С. 85—92.-
5. Малахова Т. С., Лейбензон А. С. // Гиг. и сан. —
1977. — № 6. — С. 90—91.
6. Мельник Дж., Джерба Ч., Уоллс К. // Вестн. АМН СССР. — 1977. — № 6. — С. 70—75.
7. Мурзакаев Ф. Г.//Таг. и сан. — 1970.—№ 11. — С. 85-87.
8. Почкин Ю. Н. // Труды Казан, ин-та усовершенствования врачей им. В. И. Ленина. — 1969. — Т. 24. — С. 112— 138.
9. Шарлот Ю. М. // Гигиенические аспекты охраны окружающей среды в связи с интенсивным развитием основных отраслей народного хозяйства. — М.. 1980. — С. 63-64.
Поступила 11.03.86
УДК 614.777: [628.191+628.394.4
3. И. Жолдакова, Н. В. Зайцева, М. Б. Степанова
сравнительное изучение способности к трансформации производных антрахинона в водной среде
НИИ общей и коммунальной гигиены им. А. Н. Сысина АМН СССР, Москва; Пермский
политехнический институт
Изучение зависимости структура — активность в известной мере перешло из стадии теоретических исследований к реальному внедрению в систему нормирования веществ в воде.
В частности, с помощью расчетных уровнений удается прогнозировать параметры острой и хронической токсичности, кумулятивные свойства и другие показатели опасности. Однако, согласно схеме этапного нормирования, в отношении двух показателей — органолептического и общесанитарного — сделано исключение и сохраняется требование изучать влияние веществ на качество воды, способность к самоочищению и трансформации исходных соединений в полном объеме независимо от степени их
опасности [2, 3]. Одним из путей ускорения этих исследований является использование зависимости способности веществ к трансформации от особенностей их химической структуры. В частности, установлено, что существует зависимость биодеградации соединений от характера заместителей — радикалов в бензольном кольце [4].
В данной работе проведено изучение особенностей трансформации в воде водоемов 19 производных антрахи- ^ нона, являющихся основными компонентами сточных вод предприятий анилннокрасочной промышленности. Показателями трансформации служили биохимическое потребление кислорода за 5 сут (БПКа) и концентрации веществ в модельных водоемах с ннокулированной микрофлорой
Величины БПК5
Таблица !
пороговых концентраций производных ан грахинона
СПК5. мг/л Пороговая
Вещество концентрация по влиянию на
БПКь, мг/л
1,2-диоксиантрахинон (1,2-ДОА) 0,07 4,0
1,4-дноксиантрахинон (1,4-ДОА) 0,07 20,0
1,5-дноксиантрахинон (1,5-ДОА) 0,08 2,0
1,8-диоксиантрахинон (1,8-ДОА) 0,04 5,0
1,2,4-триоксиантрахннон
(1,2,4-ТОА) 0,03 , 10,0
Лейко-1,4,5,8-тетраокситрахинон
(Л-1,4,5,8-ТОА) 0,06 20,0
1-аминоантрахинон (1-АА) 0,09 20,0
1,4-диаминоантрахинон (1,4-ДАА) 0,09 • 2,0
1,5-диаминоантрахинон (1,Е-ДАА) 0,07 10,0
1-метиламиноантрахинон (1-МАА) 0,09 5,0
1-хлорантрахинон (1-ХА) 0,08 3,0
2-хлорантрахинон (2-ХА) 0,11 20,0
1,5-дихлорантрахинон (1,5-ДХА) 0,07 1.0
1-хлор-4-бензоиламиноантрахинон
(1-Х-4-БАА) 0,06 2,5
1-нитроантрахинон (1-НА) 0,07 2,5
1-нитроантрахинон-2-карболовая
кислота (1-НА-2-КК) 0,07 2,5
2,4-днбром-1-аминоантрахинои
(2.4-ДБ-1-АА) 0,08 10,0
Антрахинон (А) 0,07 10,0
1-метнламино-4-бромантрах;1нон 0,06 5,0
(1-МА-4-БА)
и без дополнительных микроорганизмов (химическое окисление). Одновременно изучено влияние на процесс трансформации веществ температуры и рН воды, а также ультрафиолетового облучения (УФО) [1].
При изучении влияния микрофлоры на стабильность производных антрахинона использовалась культура микроорганизмов, развивающаяся на мясопептонном агаре в течение 2 сут при 20 °С после посева 1 мл хозяйственно-бытовой сточной жидкости. В воду модельных водоемов вносили смыв микрофлоры в количестве 1 мл/л, что соответ-
ствует 20 ед по оптическому стандарту мутности бактерийных взвесей.
Зависимость окисления изучаемых веществ от величины рН раствора исследовали в течение 10 сут при интервале рН 6,5—8,5. Заданную величину рН в модельных водоемах поддерживали с помощью буферных растворов. Влияние температурного фактора на интенсивность трансформации производных антрахинона моделировали путем размещения модельных водоемов в лабораторной комнате при 20 °С и в холодильнике при 4 °С. Влияние УФО изучали путем облучения модельных водоемов ртутно-кварцевой лампой ПРК-4 в течение 15, 25, 50 ч.
В результате исследований экспериментально установлены величины БПК5 для 19 производных антрахинона. Из табл. 1 видно, что па биохимическое окисление 1 мг изучаемых соединений расходуется 0,03—-0,11 мг растворенного в воде кислорода (в среднем 0,07 мг).
На биохимическое окисление оксипроизводных антрахинона требуется сравнительно меньшее количество растворенного в воде кислорода, в среднем 0,058 мг на 1 мг вещества. Наиболее устойчивыми к биохимическому окислению оказались следующие соединения: 2,4-ДБ-1-АА, 1-ХА, 2-ХА, 1-АА, 1 -МАЛ, 1,4-ДАА и 1,5-ДОА, т. е., как правило, те производные антрахинона, которые содержат в бензольном кольце атомы галогенов или аминогруппы.
Пороговые концентрации изученных соединений по влиянию на БПК5 находятся в пределах 1—20 мг/л. Причем пороговая концентрация 1-АА, имеющего 1 аминогруппу, равна 20 мг/л, а пороговые концентрации 1,4-ДАА, 1,5-ДАА, 1-МАА, содержащих по 2 аминогруппы или наряду с аминогруппой еще метальную группировку, равны соответственно 2, 10 и 5 мг/л. Таким образом, присутствие 1 аминогруппы в молекуле усиливает разложение, однако введение уплотнительных или метальных групп повышает сопротивляемость к биодеградации, что согласуется с данными литературы [4].
Аналитическое определение веществ в модельных водоемах показало, что изучаемые производные антрахинона при содержании их в воде водоема в концентрациях до 20—50 мг/л в той или иной степени подвергаются биохимическому окислению, при больших концентрациях они разлагаются в основном химическим путем. Об этом свидетельствовало совпадение степени снижения содержания веществ в модельных водоемах с дополнительно внесенной микрофлорой и без таковой. Убыль веществ в водоеме при 20 °С за 5 сут составила в среднем 33%, за
Таблица 2
Влияние различных факторов на стабильность производных антрахинона в воде
Исследуемое соединение Снижение содержания вещества (%) в воде водоемов под влиянием
химического и микробиологического факторов УФО
20° С, 5 сут 20° С. 1 0 сут 4° С. 10 сут температурное влияние 15 ч 25 ч 50 ч
1,2-ДОА 65 74 57 +- 4 39 47
1,4-ДОА 55 67 46 +- 31 60 80
1,5-ДОА 17 42 49 24 40 75
1,8-ДОА 20 30 16 + 40 42 63
1,2,4-ТОА 66 80 66 — 3 31 50
Л-1,4,5,8-ТОА 38 60 38 + 20 42 73
1-АА 16 35 32 20 22 78
1,4-ДАА 52 68 58 — 57 62 68
1,5-ДАА 29 30 20 +- 11 40 44
1-МАА 55 61 55 0 42 58
1-ХА 12 12 17 _ 21 60 82
2-ХА 20 57 53 — 21 37 57
1,5-ДХ А 2 22 2 + 15 17 28
1-Х-4-БАА 39 50 44 35 34 37
1-НА 20 13 23 — 11 18 12
1-НА-2-КК 26 40 35 —■ 19 30 67
Примечание. + выраженное влияние, Н— слабо выраженное, — не выраженное
3 Гнгкена и санитария № 1
— 65 —
Ю сут — 46 %, а при 4°С за 10 сут — 38 % (табл. 2).
Зависимость степени трансформации вещества от температуры отмечена у 3 соединений: 1,8-ДОА, Л-1,4,5,8--ТОА и 1,5-ДХА. У 4 изучаемых соединений (1,2-ДОА, 1,4-ДОА, 1,2,4-ТОА, 1,5-ДАА) эта зависимость выражена слабо, а у остальных веществ отсутствует. В интервале рН 6,5—8,5 скорость трансформации производных антрахинона остается практически одинаковой. По-вндимому, данный диапазон рН и в природных водах не окажет существенного влияния па процессы трансформации изучаемых соединений.
Изучение трансформации производных антрахинона в зависимости от продолжительности УФО растворов в модельных водоемах показали, что интенсивность фотохимической деструкции данных соединений довольно значительна. За 50 ч облучения снижение содержания изучаемых соединений в воде водоемов составило в среднем 55 %. Известно, что наиболее объективной характеристикой стабильности вещества является время полураспада |1]. Так как период полураспада исследованных производных ап-. трахинона составляет более 2 сут, они относятся к третьему классу (стабильные вещества). Оценка степени стабильности производных антрахинона под влиянием УФО показала, что длительность периода полураспада менее
1 сут (15 ч) отмечена только у 1 соединения (1,4-ДАА). У 6 оксипроизводных антрахинона период полураспада при УФО составляет 1—2 сут, а у 5 других производных (1-АА, 1,5-ДАА, 1-ДХА, 1-Х-4-БАА, 1-НА) он превышает
2 сут, что позволяет отнести эти соединения к стабильным веществам.
Таким образом, можно заключить, что при введении галогенов или аминогрупп в бензольное кольцо степень
трансформации производных антрахинона уменьшается. При содержании изученных веществ в воде водоемов в концентрации более 20—50 мг/л преобладает их химическое окисление. У ряда соединений степень трансформации зависит от температуры воды водоема (1,2-ДОА, 1,4--ДОА, 1,8-ДОА, Л-1,4,5,8-ТОА, 1,5-ДАА, 1,5-ДХА).
Исследования позволили установить принципиальную возможность прогнозировать стабильность веществ на основании их структуры. В настоящей работе сделан первый шаг — сопоставлены качественные характеристики строения с интенсивностью химической и биохимической трансформации. Для установления количественных зависимостей структура — активность необходимо дальнейшее повышение экспериментального материала.
Литература
1. Методические указания к экспериментальному изучению процессов трансформации химических веществ при гигиеническом регламентировании в воде. № 2966—84. — М. — 1985. — С. 24.
2. Методические указания по применению расчетных и экспресс-экспериментальных методов при гигиеническом нормировании химических соединений в воде водных объектов. — М., 1979.
3. Сидоренко Г. И., Красовский Г. Н.. Жолдакова 3. И. Ц Гиг. и сан, — 1979. — № 7, — С. 16—22.
4. Painter H. A//Proc. roy. Soc. Lond В.—1974. — Vol. 185. —P. 149—158.
Поступила 01.03.86
УДК 614.777; (628.191:628.39:636.4] :574.632:579.841.11
JI. В. Алтон
влияние высоких доз жидкого свиного навоза на жизнеспособность бактерий рода pseudomonas в морской и речной воде
Институт экспериментальной биологии АН ЭССР, Таллин
Бактерии рода Pseudomonas часто обнаруживаются в пробах воды открытых водоемов. Они могут попадать в воду из почвы и со сточными водами [2—4]. Имеются данные, что при благоприятных температурных условиях некоторые виды Pseudomonas способны развиваться в водной среде [1].
В связи с интенсивным развитием животноводства и земледелия создается реальная опасность загрязнения открытых водоемов жидким свиным навозом (ЖН). В связи с этим задачей данной работы явилось изучение способности некоторых видов Pseudomonas к развитию в морской и речной воде при высоком содержании в ней ЖН, а также установление сроков их выживаемости при разных температурах.
Объектами исследования служили Ps. aeruginosa, Ps. fluorescens и Ps. denitrificans, культуры которых были нам предоставлены Тартуским университетом л Эстонским НИИ животноводства и ветеринарии. ЖН получили из экспериментального свиноводческого комбината опорно-показательного совхоза-техникума им. Ю. А. Гагарина Виль-яндиского района и из Кехтнаского опорно-показательного совхоза-техникума Раплаского района ЭССР. В исследованиях использовали безподстилочный навоз, стерилизованный эстостерилом [5].
На первом этапе исследований определяли способность к развитию изучаемых видов Pseudomonas на мясо-пеп-тонном агаре (МПА) и на агаризованной (2 °/о агар-агар) морской (МА) и речной (РА) воде при добавлении в них
Таблица 1
Численность бактерии Pseudomonas (X 106) на МПА, Л1А и РА в присутствии ЖН
Вид бактерий МПА MA РЛ
без ЖН с ЖН без ЖН с ЖН без ЖН 1 с ЖН
18 —20°C |l —6°C IS —20'С |t — 6°С 18 — 20°С 1 8 —2 0°С 4 — û°C 18 — 20°С ■1 — (i°C IS —20°С 1 — 6°С
Ps. denitrificans Ps. aeruginosa Ps. fluorescens 270 500 60 100 1,7 0,5 1000 0,8 0,0007 0,0009 40 20 0,5 5 0,018 0,0004 450 0,003 250 300 20 50 0,03 0,006 620 0,05 _
Примечание. Здесь и в табл. 2 (—) — отсутствие роста.
