CC BY
10
отобраны в скважинах, расположенных на расстоянии 50 м от рекн, во время ее разлива. Повторные санитарно-бактернологические исследования воды скважин во время паводка в последующие годы дали отрицательный результат.
Таким образом, изменение химического состава подземных вод, видимо, обусловлено усиленным обменом их в водовмещающих породах, вымыванием солей нз карстовых
пород в результате чрезмерной эксплуатации водозабора. Чтобы избежать дальнейшего засоления подземных питьевых вод, необходимо искусственное обогащение запасов подземных вод в соответствии с «Санитарными правилами по устройству и эксплуатации водозаборов с системой искусственного пополнения подземных вод хозяйственно-питьевого назначения» № 1974—79.
Поступила 16.03.83
УДК 614.7:579.842.22.04:613.166
Л. В. Алтон
ЖИЗНЕСПОСОБНОСТЬ PROTEUS VULGARIS В ВОДЕ И ПОЧВЕ ПРИ РАЗНЫХ ТЕМПЕРАТУРАХ
Институт экспериментальной биологии АН Эстонской ССР, Таллин
Бактерии Proteus vulgaris считаются обитателями кишечника или гниющих продуктов. Однако Proteus часто встречается также в почве и пробах морской и речной воды. Этн бактерии представляют интерес с санитарной точки зрения как условно-патогенные микроорганизмы, которые при определенных условиях могут вызывать заболевание человека. Выживаемость их в почве и водоемах мало изучена.
Жизнеспособность микроорганизмов зависит от многих факторов, среди которых значительное место занимает температура среды. Пределы ее для развития Proteus от 10 и 43 С. Температура же почвы и воды в открытых водоемах средних и северных широт мира длительное время года бывает ниже. В тс же время способность микроорганизмов адаптироваться к неоптимальным условиям среды — широко распространенное в природе явление.
Целью нашей работы являлось изучение жизнеспособности Proteus vulgaris в морской и речной воде, а также в дерново-среднеподзолистой почве.
Эксперименты проводили с дерново-среднеподзолистой почвой из Олуствере (Средняя Эстония), с морской водой Таллинской бухты, взятой на расстоянии 130—140 м от берега и с водой из р. Пирита (Северная Эстония).
Агрохимические параметры почвы были следующими: pH 5,9—6,2, содержание Р205 21—24, Ca 140—300, Mg 21—26, NH4 3—4 мг на 100 г почвы, содержание гумуса 2,5—2,6, общего азота 0,14—0,15 % (по данным Республиканской агрохимической лаборатории при Эстонском НИИ земледелия и мелиорации). Во всех экспериментах использовали почву, стерилизованную у-°блучением.
Химический состав морской и речной воды определяли в лаборатории санитарной техники Таллинского политехнического института: общего фосфора в первой оказалось 0,0406 мг/л, во второй 0,092 мг/л, ортофосфатов — соответственно 0,005 и 0,038 мг Р/л, ннтратов — 0,39 и 0,44 мг N/л, нитритов — 0,016 и 0,01 мг N/л, аммиака — 0,35 и 0,40 мг N/л, хлоридов — 3688 и 12 мг С1/л.
Для устранения других микроорганизмов, которые могли бы влиять на жизнеспособность Proteus, воду стерилизовали при 0,5 атм в течение 20 мин.
Штамм Proteus vulgaris, использованный в экспериментах, получили на кафедре физиологии растений и биохимии Тартуского университета.
В эксперименте были определены сроки образования колоний Proteus на мясо-пептонном агаре (МПА) прн разной температуре инкубирования. Установлено также, прн какой температуре среды Proteus развивается на поч-венно-экстрактном агаре (ПЭА), агаризованной речной и морской воде соответственно (АРВ н АМВ), приготовленной с добавлением 1—2 % агар-агара. ПЭА более близок по химическому составу к среде обитания бактерий в почве, чем МПА, и мы считали, что развитие Prateus на этой среде может быть косвенным подтверждением способности к развитию этих бактерий в самой почве. То же имелось в виду прн использовании АМВ и АРВ.
Проведеиы лабораторные модельные эксперименты для выяснения способности к адаптации и выживаемости Proteus vulgaris в почве и морской и речной воде.
Эксперименты были поставлены следующим образом. Изучаемый штамм Proteus выращивали предварительно в пробирках на МПА при 18—20 °С в течение 4 сут, после чего пробирки разделяли на 3 группы. В каждую пробирку первой группы вносили по 5 мл морской воды, второй — по 5 мл речной, а третьей — по 5 мл водопроводной. Полученной таким образом суспензией из пробирок первой и второй групп заражали колбы с морской или речной водой, которые после этого выдерживали 12 мес при 18—20, 4—6, 0—1 °С и от —8 до —12 "С. Почву распределяли по чашкам Петри, а затем в нее вносили в виде водной суспензии бактерии Proteus из пробирок третьей группы и выдерживали 12 мес при 18—20, 4—6, 0—1 °С и от —8 до —12 °С.
Для установления развития, адаптационной способности и выживаемости Proteus при разной температуре почвы, морской и речной воды проведены периодические высевы на МПА и на среде ПЭА, АМВ или АРВ. Посевы былн инкубированы параллельно прн 18—20, 4—6 и 0—1 °С в зависимости от того, при какой температуре выдерживали бактерии Proteus в почве или морской и речной воде. Посевы из проб почвы и воды, выдержанные при —8 до —12 °С инкубированы прн 18—20 в 0—1 °С Эксперименты повторяли трижды.
В первой части работы установлено, что колонии Proteus vulgaris развивались на МПА при 28, 18—20 и 8—10°С. При более низкой температуре на МПА, а также на ПЭА, АРВ и АМВ прн всех изученных температурах бактерии Proteus не развивались. Время образования колоний Proteus на МПА при уменьшении температуры инкубирования посевов удлинялось и оказалось следующим: прн температуре среды 28 °С — около 2 сут, при 18—20 и 8—10 "С — соответственно 4—5 н 14 сут.
Бактерии Proteus vulgaris не адаптировались к морской н речной воде и в образцах почвы даже при длительном выдерживании их при разной температуре. В посевах на МПА, инкубированных при 4—6°С, Proteus стал образовывать колонии только после 300 сут выдерживания их при этой же температуре в пробах воды или почвы. Время образования колоний Proteus прн 4—6°С было около 25 сут. Количество Proteus в морской или речной воде, а также в образцах почвы не увеличивалось, а постепенно уменьшалось. Выживаемость их была относительно долговременной: прн температуре морской и речной воды 18—20 °С — от 8 до 10 мес. При этой же температуре почвы бактерии Proteus выживали от 6 до 8 мес. Выживаемость Proteus прн снижении температуры среды удлинялась. При температуре морской и речной воды 4—6 и 0—1 °С (в дерново-подзолистой почве прн 0—1 °С) бактерии Proteus vulgaris не погибали в течение 12 мес ве-гетнровання (до завершения эксперимента). При температуре среды от —8 до —12 °С бактерии Proteus при наших
условиях эксперимента погибли быстрее, чем при температуре около 0°С.
Таким образом, установлено, что бактерии Proteus vulgaris не способны к развитию в дерново-среднеподзоли-стой почве и морской и речной воде. Они не адаптируются к этим средам даже при длительном выдерживании Бактерии Proteus vulgaris приобретали способность к развитию при 4—6°С, но только после длительного предварительного выдерживания при этой температуре, а рост их обнаруживался только на МПА. На АРВ, АМВ и ПЭА бактерии Proteus не адаптировались при 4—6 "С и даже при температу-
ре 18—20°С, которая более близка оптимальной температуре развития этих бактерий. Выживаемость Proteus vulgaris после их попадания в АРВ и АМВ и дерново-подзолистую почву оказалось длительной и увеличивалась со снижением температуры среды. Однако при отрицательной температуре среды этн бактерии погибали быстрее, чем при температуре около 0°С. Бактерии Proteus погибали в почве быстрее, чем в АРВ и АМВ, а в последней — быстрее, чем при тех же условиях в АРВ.
Поступила 22.02.83
УДК 6 М.73-02:[625.072:622.356.7]-07
А. И. Корнилов, С. Г. Рябчиков
ГИГИЕНИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА ИСПОЛЬЗОВАНИЯ ГОРНЫХ ПОРОД С ПОВЫШЕННЫМ СОДЕРЖАНИЕМ ЕСТЕСТВЕННЫХ РАДИОНУКЛИДОВ В ДОРОЖНОМ СТРОИТЕЛЬСТВЕ
Добыча полезных ископаемых связана с образованием большого количества твердых отходов, которые в виде отвалов горных пород занимают большие площади плодородных земель, нарушают природный ландшафт и загрязняют окружающую среду при наличии в них вредных веществ или повышенного содержания естественных радионуклидов (В. Н. Мосннец и соавт.).
Однако применение горных пород с повышенным содержанием естественных радионуклидов (EPH) в этом случае связано с определенными ограничениями. По-видимо-му, нецелесообразно применять их для гражданского строительства (в связи с эманированием радона, внешним Y-излучением и т. п.), для изготовления железобетонных изделий. В последнем случае на современных предприятиях стройиндустрии необходимо введение специального контроля, дезактивации, связанной с остановкой производства. Кроме того, готовые изделия, как правило, выходят из-под контроля и могут быть применены на различных объектах, включая детские и лечебные учреждения.
Исходя из изложенного, мы сосредоточили наше внимание на обосновании возможности использования горных отвалов с повышенным содержанием EPH для различных видов дорожного строительства. Это один из материалоем-ких путей использования таких отходов.
В этом направлении нами проводились экспериментальные исследования с породами, имеющими различные уровни остаточного содержания EPH. В промышленной зоне рудодобывающего предприятия были построены два участка дороги с использованием щебня, полученного из отходов данного производства. В одном случае щебень укладывался (в основание дороги в качестве щебеночной подушки (удельная а-актнвность — 5,2-Ю3 Бк/кг, мощность дозы а-нзлучения — 2,9-Ю-12 А/кг), в другом его применяли в качестве наполнителя (удельная а-активность — 18,5-103 Бк/кг, мощность дозы у-излучения — 10,7--10-12 А/кг) для изготовления бетонного монолита, пошедшего на покрытие дороги. Для контроля были выбраны смежные участки дороги, построенные из обычных материалов. По мере строительства проводили замеры уровней у-излучения. На стадии подготовки основания (корыта) дороги на всех участках мощность дозы у-излучения определялась на уровне естественного у-фона местности — 1,0-Ю-12 А/кг. После укладкн щебеночной подушки она возросла как на экспериментальном, так и на контрольном участке, но если на первом — до (2,1±0,1) • Ю-13 А/кг, то на втором — только до (1,4±0,1) • Ю-12 А/кг (Р< <0,001). Ситуация изменилась после укладкн асфальта: на экспериментальном участке мощность дозы фактически осталась прежней (2,0±0,1) • Ю-12 А/кг, а на контрольном повысилась до (1,8±0,1)-Ю-12 А/кг. Очевидно, рост мощности дозы на контрольном участке явился следст-
вием применения для приготовления асфальта битума с повышенной радиоактивностью — 2,0-Ю-12 А/кг. Таким образом, уровень у-излучення иа обоих участках дороги стал практически одинаков (Р>0,5).
По окончании строительства участков с бетонным покрытием оказалось, что мощность дозы у-излучения на экспериментальном участке (4,2±0,2) • Ю-'2 А/кг, т. е. в 2,6 раза больше, чем на контрольном — (1,6±0,1) • Ю-12 А/кг, н в 4 раза выше у-фона данной местности. При этом максимально доза достигала 5,3-Ю-'2 А/кг.
Для определения возможного радиоактивного загрязнения окружающей среды во время дорожно-строительных работ с применением отходов, содержащих повышенные количества ЕРН, нами было оценено удельное содержание радионуклидов в почве в 3 м от края асфальтового полотна экспериментального участка дороги до и после завершения строительства. Как выяснилось, содержание радионуклидов в почве после строительства дороги достоверно не увеличилось; в частности, содержание радия-226 до строительства — 0.29±0,03 Бк/кг, после него — 0,34±0,01 Бк/кг; Р>0,5. На отсутствие радиоактивного загрязнения прилегающей территории указывают также уровни у-излучения, замеренные здесь же. Мощность дозы у-излучения н до, и после строительства определялась на уровне уФона местности — 1,0-Ю-12 А/кг. Применение твердых отходов с более высоким содержанием ЕРН, примерно в 3 раза более активных, чем на экспериментальном участке с асфальтовым покрытием, и его последствия удалось оценить на одном из временных по использованию участков асфальтовой дороги, постороенном из породы с удельной а-активностыо — 16,6 -103 Бк/кг и мощностью дозы унзлучення — (7,2—8,6) • Ю-'2 А/кг. Было установлено, что щебень, полученный из отходов, уложен в основание дороги на глубину 1,5—2,5 м от слоя асфальта, толщина которого составляет 3—5 см. На поверхности асфальта он создает мощность дозы Y-излУ,Ieния (2,2±0,1) • Ю-12 А/кг, в отдельных случаях достигающую 3,2- Ю-12 А/кг. В непосредственной близости, в 1,5 м от края дороги, мощность дозы понижалась до (1,2±0,1)-10-'2 А/кг, а уже в 5 м не отличалась от естественного фона местности — 0,9-Ю-12 А/кг. Следовательно, многолетняя эксплуатация дороги не привела к распространению радиоактивных веществ на близлежащую местность. Этот факт нашел подтверждение при изучении горизонтальной миграции радионуклидов. Исследования-проб почвы, отобранных в 1,5 н 5 м от края полотна дороги, показали, что удельная радиоактивность почвы соответственно равна 20,7±1,8 и 18,1 ±1,8 Бк/кг, не имеет достоверного различия (Р>0,5). К тому же и в том, и в другом случаях она укладывается в предельное со-
