Химическая физика, 2019, T. 38, № 11, стр. 65-76
Химико-токсикологический анализ территорий, подверженных радиационно-химическому загрязнению. I. Предпосылки возникновения токсичного состояния водной среды
Ю. И. Скурлатов 1, *, Е. В. Штамм 1, А. В. Рощин 1, В. О. Швыдкий 2, Л. В. Семеняк 3, И. В. Семёнова 4
1 Институт химической физики им. Н.Н. Семёнова Российской академии наук
Москва, Россия
2 Институт биохимической физики им. Н.М. Эмануэля Российской академии наук
Москва, Россия
3 Всероссийский институт рыбного хозяйства и океанографии
Москва, Россия
4 Институт проблем мониторинга окружающей среды “НПО “Тайфун” Росгидромета
Обнинск, Россия
* E-mail: yskurlatov@gmail.com
Поступила в редакцию 29.11.2018
После доработки 14.03.2019
Принята к публикации 20.03.2019
Аннотация
На примере ряда водных объектов изучены последствия сочетанного воздействия радиационно-химического загрязнения природных вод как среды обитания водных организмов и источников питьевого водоснабжения. В частности, установлено, что в результате радиационного загрязнения после аварии на Чернобыльской АЭС в водной среде Киевского водохранилища сформировалось “сверхокислительное” (с высоким содержанием реакционноспособных окислительных агентов) состояние, на фоне которого происходила гибель взрослых рыб. Аналогичное состояние водной среды было обнаружено и для других водных объектов в регионах, не подверженных явному радиационному загрязнению. В данной работе проанализированы причины и следствия формирования токсичного для рыб и некоторых других гидробионтов “сверхокислительного” состояния природной водной среды, а также представлены результаты исследования химического загрязнения водных объектов и почв районов Калужской области, в наибольшей степени подверженных радиационному воздействию после аварии на ЧАЭС.
ВВЕДЕНИЕ
Прошло более 30 лет после аварии на Чернобыльской АЭС, в результате которой огромные территории подверглись радиоактивному загрязнению долгоживущими радиоизотопами. На этих территориях проживает и, соответственно, подвергается в той или иной степени хроническому радиационному воздействию большое по численности население. Радиационному воздействию подвергаются также обитатели как сухопутных, так и водных экосистем. Зачастую воздействие радиационного фактора накладывается ни химическое загрязнение объектов окружающей среды.
В работах [1–7] установлено, что химическое загрязнение в сочетании с относительно малыми дозами облучения может представлять большую опасность для популяций живых организмов вследствие растянутого во времени отклика биологических систем на слабые воздействия. При этом большую проблему для оценки потенциального мутагенного и канцерогенного риска представляет загрязнение окружающей среды тяжелыми металлами, сопутствующее радиационному загрязнению. Показано, например, что коэффициент сочетанного действия даже относительно небольших доз радиации при загрязнении водной среды тяжелыми металлами может достигать двух порядков [8].
Трагедия, произошедшая на Чернобыльской АЭС, высветила ряд моментов, которые дали возможность интерпретации наблюдаемых явлений массовой гибели рыб в ряде природных водных объектов и рыбоводных хозяйств. Впервые авторы столкнулись с явлением “беспричинной” гибели растительноядных рыб в 1985 году в рыбоводных прудах Слабодзейского рыбокомбината, расположенного на берегу Кучурганского водохранилища, являющегося водоемом-охладителем Кучурганской ГРЭС, использующей в качестве топлива уголь [9]. Оказалось, что момент гибели рыб в рыбоводных прудах совпал с появлением в воде сильных окислителей микроколлоидальной природы. Такое состояние водной среды было охарактеризовано нами как “сверхокислительное”. Добавка в пруды технической аскорбиновой кислоты привела к детоксикации водной среды – возвращению ее к нормальному окислительному состоянию. В результате проведенных исследований мы пришли к выводу, что носителями “сверхокислительных” эквивалентов являются оксиды смешанно-валентного марганца Mn(III,IV). Эти частицы попадали на жабры и в пищевод рыб, приводя к разрушению слизистых тканей. В качестве гипотезы происхождения “сверхокислителей” мы предположили реализацию сочетанного действия повышенного содержания в рыбоводных прудах ионов Mn(II) и наличия в воде Кучурганского водохранилища скрытого радиационного загрязнения, возникающего в результате сжигания большого объема угля, сопровождающегося выбросами в атмосферу в виде аэрозолей “ископаемых” радиоизотопов.
Основанием для данной гипотезы послужили данные, приведенные в работах [10–12] и свидетельствующие о том, что ОН-радикалы, образующиеся в воде при радиационном воздействии, окисляют ионы Mn(II) с образованием чрезвычайно реакционноспособных микроколлоидальных частиц смешанно-валентного марганца Mn(III,IV). Высокая реакционная способность этих частиц связана с высоким, на уровне ОН-радикала, окислительным потенциалом иона Mn(III). Попадая на слизистую оболочку в составе микроколлоидальной частицы, ион Mn(III) окисляет практически любые органические вещества, восстанавливаясь до состояния Mn(II). Образующийся ион Mn(II) окисляется одним из соседних ионов Mn(IV), что приводит к появлению в составе микроколлоидальной частицы двух ионов Mn(III) вместо одного исходного. Далее процесс развивается лавинообразно, пока все ионы Mn(IV), находящиеся в составе Mn(III,IV), не восстановятся до Mn(II) (происходит восстановительное растворение микроколлоидальной частицы смешанно-валентного марганца).
В 1986 году предположение о роли радиационного фактора в возникновении сверхокислительного состояния водной среды получило наглядное подтверждение: сразу после чернобыльской аварии мы проводили исследования на Киевском водохранилище и здесь также столкнулись с массовой гибелью рыбы на фоне возникновения в воде сверхокислительного состояния [13]. При этом произошло резкое изменение гидробиологической ситуации в Киевском водохранилище: вместо преобладания в альгоценозе сине-зеленых водорослей, формировавших ранее в водной среде Днепровского каскада водохранилищ квазивосстановительное состояние водной среды [14], после чернобыльской аварии в альгоценозе доминировали диатомовые водоросли.
Качественное совпадение наблюдаемых явлений гибели рыбы, перестройки гидробиоценоза и появления в воде микроколлоидальных “сверхокислителей” привело нас к выводу, что возникновение сверхокислительного состояния может служить индикатором скрытого (как в случае Кучурганского водохранилища) радиационного загрязнения водной среды. Позже подтверждение “скрытости” было получено нами при анализе причин массовой гибели частиковых рыб на Куйбышевском водохранилище, а также карпов в прудах крупнейшего в Европе карпового хозяйства, расположенного на берегу Куйбышевского водохранилища. В условиях повышенного содержания в волжской и прудовой воде ионов марганца гибель рыбы происходила в период формирования сверхокислительного состояния. Также сверхокислительное состояние водной среды фиксировалось нами в низовьях рек Вычегда и Северная Двина [15]. Идея о роли сочетанного действия радиационно-химического загрязнения в формировании токсических свойств питьевой воды получила продолжение в проведенных нами исследованиях на территориях Калужской области, подверженных радиационному загрязнению.
Характерной особенностью чернобыльского выброса стала значительная пространственная неоднородность плотности, радионуклидного состава и физико-химических форм выпадения радиоактивных осадков. На территории Калужской области наибольшему загрязнению подверглись южные районы области: Ульяновский, Хвастовичский, Жиздринский и, частично, Людиновский. Радиоактивное загрязнение было обусловлено на 80–90% осаждением мелкодисперсных частиц и аэрозолей, в составе которых первоначально доминировали изотопы йода, затем – цезия, и 10–20% активности было связано с относительно небольшим числом горячих частиц переменного радионуклидного состава. По мере удаления от источника выброса доля топливной компоненты в выпадениях падала и дисперсионный состав горячих частиц изменялся [1].
В июне 1986 г. было проведено сплошное крупномасштабное радиологическое обследование 46 хозяйств Калужской области. В результате было установлено, что суммарная бета-активность почвы в отдельных точках составляла 110–120 Ки/км2 при максимальном загрязнении 137Cs в 19.5 Ки/км2 и 90Sr в 0.3 Ки/км2.
В радионуклидном составе загрязнения территории Калужской области преобладают изотопы 137Cs, на долю которых (по данным на сентябрь 1988 года) приходилось более 90% от суммарной активности; доля 90Sr в общем загрязнении составляла не более 1–2% [16]. Максимальная плотность содержания изотопов цезия 134Cs и 137Cs в почве примерно в 160 раз выше глобального фонового уровня: 5 ⋅ 10–2 Ки/км2. При этом средняя плотность загрязнения изотопом 137Cs почв в Ульяновском районе составляла 4.6 Ки/км2, что в 1.7 раз выше, чем в Жиздринском.
В данной работе проведен анализ химического загрязнения объектов окружающей среды Жиздринского и Ульяновского районов Калужской области, которые оказались в числе наиболее пострадавших в результате катастрофы на ЧАЭС. В населенных пунктах этих районов было проведено два цикла натурных исследований, в ходе которых изучены химическое загрязнение и токсикологические характеристики объектов окружающей среды. Ниже представлены результаты исследования водных объектов и почв по широкому кругу химических загрязнений.
С целью оценки потенциальной опасности загрязнения объектов окружающей среды в отобранных пробах поверхностных и подземных вод помимо общих физико-химических показателей были измерены комплексные показатели содержания органических веществ, концентрации наиболее распространенных тяжелых металлов и содержание органических загрязняющих веществ первого класса опасности – бенз(а)пирена (БП) и изомеров полихлорированных бифенилов (ПХБ). В отобранных пробах почв было определено также содержание большого спектра изомеров полихлорированных бифенилов и полиароматических углеводородов (ПАУ).
ЭКСПЕРИМЕНТАЛЬНАЯ ЧАСТЬ
Анализируемые показатели химического состава поверхностных и подземных вод
В ходе натурных исследований химического загрязнения объектов окружающей среды в Жиздринском и Ульяновском районах Калужской области пробы воды поверхностных и подземных вод отбирали с помощью стандартного оборудования и соответствующих средств пробоотбора. Пробы воды помещали в емкости из стекла и полиэтилена вместимостью 0.5–1.0 дм3. Непосредственно после отбора в пробе воды измеряли температуру, электропроводность и водородный показатель (рН).
Для удаления взвешенных частиц пробы воды фильтровали через стерильные мембранные фильтры с диаметром пор 0.45 мкм компании Millipore. Все градуировочные и модельные водные растворы готовили на дважды дистиллированной воде. В работе использовали хроматографически чистые органические растворители, коммерческие реактивы марок “х. ч” и “ч. д. а” и соответствующие стандартные государственные образцы. Показатели химического состава проб воды определяли в соответствии с методическими указаниями из [17, 18].
При анализе загрязнения почв из пахотного горизонта отбирали пробы весом до 0.5 кг, методом квартования отбирали усредненную пробу весом примерно 200 г, высушивали ее при комнатной температуре до воздушно-сухого состояния, удаляли посторонние предметы и растительные остатки, растирали в фарфоровой ступке и просеивали через сито диаметром 1 мм. Для получения водной вытяжки использовали 0.1 М калий хлористый, который добавляли к навеске воздушно-сухой почвы в соотношении 1 : 5. В качестве контроля при определении показателей состава вытяжек из почв использовали тот же объем 0.1 M раствора KCl, который проводили через все операции анализа. При определении содержания в пробах воды БП с помощью люминесцентного метода использовали реактивы фирмы “Fluka A.G.” (Швейцария).
Для определения содержания в почве ПХБ и ПАУ использовали 10–12 г усредненной пробы в воздушно-сухом состоянии; для контроля полноты извлечения ПХБ в образец почвы вводили раствор внутреннего стандарта, содержащий 60 нг конгенера ПХБ#11 и 5 нг конгенера ПХБ#112; при определении ПАУ в анализируемый образец почвы вносили по 100 нг дейтерированных нафталина, фенантрена, аценафтена, хризена и перилена.
Образцы с внесенными внутренними стандартами ПХБ и ПАУ растирали с сульфатом натрия до пылеобразного состояния и дважды экстрагировали в объеме 30 см3 дихлорметана на ультразвуковой бане в течение 12 мин. Объединенные экстракты концентрировали до объема в 0.5 см3 с использованием роторного испарителя.
Экстракты, содержащие в качестве внутреннего стандарта конгенеры ПХБ#11 и ПХБ#112, элюировали н-гексаном в объеме 40 см3 на пробу. Экстракты, содержащие в качестве внутреннего стандарта дейтерированные нафталин, фенантрен, аценафтен, хризен и перилен, элюировали смесью гексан–дихлорметан в соотношении 1 : 4 объемом 35 см3 на пробу. Очистку экстрактов осуществляли на хроматографической колонке с 6 г 3%-ного дезактивированного силикагеля (компании Merck, размер частиц – 60–120 меш). Очищенные экстракты концентрировали до 1 см3 с помощью роторного испарителя, затем переносили в микровиалу и отдували до конечного объема в 0.1 см3.
При анализе на содержание в почве конгенеров ПХБ и ПАУ целевую фракцию анализировали в режиме программирования температуры: ПХБ – от 80 до 180 °С со скоростью 20 град/мин и далее от 180 до 280 °С со скоростью 4 град/мин, ПАУ – от 60 до 200 °С со скоростью 20 град/мин и далее от 200 до 280 °С со скоростью 10 град/мин. Расчет концентраций конгенеров ПХБ и ПАУ проводили по методу внутреннего стандарта, добавляемого в конечный экстракт непосредственно перед инструментальным анализом. При анализе ПХБ в качестве внутреннего стандарта использовали 5 нг конгенера ПХБ#166, при анализе ПАУ – 150 нг 1-бромадамантана фирмы компании Sigma-Aldrich (USA).
В качестве аналитического окончания использовали метод хромато-масс-спектрометрии с разделением компонентов на высокоэффективной кварцевой капиллярной колонке 30 м × 0.25 мм с фазой DB-5MS в режиме программирования температуры. Анализ проводили на хроматографе Varian Saturn 4D. Выделенные компоненты идентифицировали по наличию характеристических ионов в масс-спектре и по совпадению времен удерживания с временами удерживания соответствующих соединений, находящихся в стандартной калибровочной смеси [19].
В Жиздринском и Ульяновском районах Калужской области объектами исследований были выбраны питьевые воды из подземных источников, а также поверхностные воды из водотоков, которые широко используются местным населением для хозяйственно-бытовых нужд. Пробы воды отбирались из колодцев, колонок и водопровода централизованного снабжения. Исследования качества водной среды были проведены для двух основных гидрологических фаз – осенней межени (осень – 20.09.1999) и весеннего паводка (весна – 12.05.2000).
В отобранных пробах воды определены физико-химические показатели (рН, минерализация, содержание главных ионов, форм азота), а также валовое содержание в воде десяти наиболее распространенных тяжелых металлов: Fe, Mn, Cu, Zn, Pb, Cr, Ni, Co, Cd и V. Из органических загрязняющих веществ, отнесенных к первому классу опасности, определяли содержание БП как индикатора загрязнения полициклическими ароматическими углеводородами и конгенеров ПХБ, начиная с дихлорированных соединений.
При определении класса чистоты природной водной среды помимо измерения содержания индивидуальных компонентов в работе были использованы комплексные показатели, среди которых – количество эфирорастворимых веществ (ЭРВ), перманганатная окисляемость (ПО), биохимическое потребление кислорода (БПК5).
РЕЗУЛЬТАТЫ И ИХ ОБСУЖДЕНИЕ
Результаты физико-химического исследования проб воды, отобранных из поверхностных вод и источников питьевого водоснабжения, по общим показателям и содержанию в воде главных ионов и биогенных элементов представлены в табл. 1 и 2.
Таблица 1.
Главные ионы, рН и минерализация (ΣU) поверхностных вод и вод подземных источников питьевого снабжения населенных пунктов Жиздринского и Ульяновского районов Калужской области
| Место отбора проб | Время года | рН | Feобщ, мг-экв/дм3 | Показатели минерального состава, мг/дм3 | |||||
|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|
| Ca2+ | Mg2+ | ${\text{HCO}}_{{\text{3}}}^{--}$ | Cl– | ${\text{SO}}_{{\text{4}}}^{{{\text{2}} - }}$ | ΣU | ||||
| Ульяновский район | |||||||||
| Волосово-Дудино | осень | 7.46 | 7.4 | 104 | 27.4 | 273 | 36.6 | 77 | 527 |
| Ульяново | осень | 7.22 | 6.8 | 88 | 28.5 | 495 | 10.5 | 14 | 647 |
| весна | 7.18 | 6.8 | 83 | 32.6 | 458 | 8.8 | 10.8 | 609 | |
| Дурнево | осень | 7.70 | 6.9 | 92 | 27.4 | 360 | 29.8 | 48 | 584 |
| Заречье | осень | 7.66 | 5.2 | 69 | 21.4 | 280 | 9.5 | 75 | 460 |
| весна | 7.72 | 5.5 | 75 | 21.8 | 265 | 7.9 | 60.3 | 437 | |
| Дудоровский | осень | 7.42 | 5.6 | 86 | 15.5 | 396 | 17.1 | 28.0 | 424 |
| весна | 7.50 | 4.3 | 60 | 16.3 | 230 | 11.1 | 16.7 | 343 | |
| Кцынь | осень | 5.95 | 4.8 | 82 | 8.1 | 280 | 54.8 | 28 | 205 |
| весна | 6.17 | 3.8 | 58 | 11.7 | 51.2 | 60.5 | 20.0 | 222 | |
| Крапивна | осень | 7.24 | 3.5 | 57 | 8.4 | 44 | 2.8 | 5.1 | 511 |
| Жиздринский район | |||||||||
| Младенск | осень | 6.58 | 6.2 | 104 | 11.9 | 227 | 40.7 | 71 | 474 |
| Судимер | осень | 7.63 | 5.8 | 73 | 26.2 | 295 | 1.5 | 124 | 538 |
| весна | 7.98 | 5.8 | 69 | 27.9 | 279 | 1.9 | 92 | 488 | |
| Коллективизатор | осень | 6.28 | 2.7 | 49 | 3.5 | 111 | 15.8 | 57 | 248 |
| Жиздра | осень | 7.94 | 3.7 | 59 | 9.5 | 241 | 4.5 | 8.1 | 327 |
| весна | 7.49 | 3.7 | 63.5 | 5.8 | 233 | 4.7 | 5.4 | 318 | |
| Мужитино | осень | 6.92 | 5.1 | 90 | 7.2 | 174 | 20.3 | 70 | 368 |
| весна | 6.96 | 5.1 | 73 | 17.4 | 146 | 18.9 | 57.5 | 320 | |
| Акимовка | осень | 7.02 | 2.9 | 53 | 3.6 | 168 | 5.8 | 15 | 251 |
| Зикеево | осень | 5.63 | 3.6 | 53 | 11.7 | 38 | 79 | 74 | 316 |
| весна | 5.86 | 3.9 | 58 | 12.8 | 43.5 | 132.8 | 56.3 | 396 | |
| Река Вытебеть | осень | 7.67 | 5.2 | 77 | 16.6 | 239 | 4.0 | 87 | 431 |
| весна | 7.71 | 4.2 | 65 | 11.4 | 207 | 5.3 | 34.3 | 323 | |
| Река Рессета | осень | 7.64 | 2.8 | 43 | 8.3 | 114 | 3.5 | 63 | 237 |
| весна | 7.46 | 2.7 | 46 | 4.6 | 108 | 1.8 | 43.7 | 208 | |
| Река Жиздра | осень | 7.70 | 2.7 | 47 | 3.6 | 171 | 2.8 | 10.7 | 240 |
| весна | 7.38 | 2.1 | 39 | 2.3 | 106 | 2.3 | 6.8 | 161 | |
| Пруд в поселке Коллективизатор | осень | 7.58 | 3.0 | 51 | 5.2 | 168 | 1.0 | 9.0 | 240 |
| ПДКпит | 6.5–8.5 | <7.0 | – | – | – | 350 | 500 | 1000 | |
Таблица 2.
Содержание биогенных элементов в поверхностных водах и в воде источников питьевого водоснабжения населенных пунктов Ульяновского и Жиздринского районов
| Место отбора проб | Время года | SiO2, мг Si/дм3 |
Азот минеральный, мг N/дм3 | ${\text{PO}}_{{\text{4}}}^{{{\text{3}} - }},$ мг P/дм3 | ||
|---|---|---|---|---|---|---|
| ${\text{NH}}_{{\text{4}}}^{ + }$ | ${\text{NO}}_{{\text{2}}}^{ - }$ | ${\text{NO}}_{{\text{3}}}^{--}$ | ||||
| Ульяновский район | ||||||
| Волосово-Дудино | осень | 10.6 | н/обн | 0.008 | 30.0 | 0.05 |
| Ульяново | осень | 8.9 | н/обн | н/обн | н/обн | н/обн |
| весна | 5.1 | 0.04 | н/обн | 0.25 | 0.03 | |
| Дурнево | осень | 10.5 | н/обн | н/обн | 10.5 | 0.07 |
| Заречье | осень | 7.7 | н/обн | – | н/обн | н/обн |
| весна | 4.6 | н/обн | 0.001 | 0.06 | <0.01 | |
| Крапивна | осень | 9.8 | н/обн | н/об | н/обн | н/обн |
| Дудоровский | осень | 5.7 | н/обн | н/обн | 0.70 | н/обн |
| весна | 4.1 | 0.02 | н/обн | 0.39 | 0.01 | |
| Кцынь | осень | 12.4 | 0.15 | 0.020 | 5.4 | <0.01 |
| весна | 2.7 | 0.03 | 0.057 | 18.2 | <0.01 | |
| Жиздринский район | ||||||
| Младенск | осень | 16.5 | 0.15 | н/обн | 17.0 | 0.55 |
| Судимир | осень | 4.5 | 0.39 | 0.015 | 0.15 | н/обн |
| весна | 2.7 | н/обн | 0.003 | 0.46 | н/обн | |
| Жиздра | осень | 16.2 | 0.60 | н/обн | 0.20 | 0.11 |
| весна | 9.5 | 0.66 | н/обн | 0.06 | 0.39 | |
| Мужитино | осень | 17.8 | н/обн | 0.008 | 24.0 | 0.87 |
| весна | 13.5 | н/обн | 0.005 | 20.8 | 0.51 | |
| Акимовка | осень | 19.3 | н/обн | н/обн | 3.4 | 0.23 |
| Зикеево | осень | 18.8 | 0.13 | н/обн | 25.4 | 0.19 |
| весна | 8.6 | 0.06 | 0.002 | 17.3 | 0.37 | |
| Река Вытебеть | осень | 6.7 | 0.12 | 0.004 | 0.35 | 0.04 |
| весна | 3.7 | 0.29 | 0.004 | 0.17 | 0.03 | |
| Река Рессета | осень | 6.5 | 0.20 | н/обн | 0.25 | 0.10 |
| весна | 6.8 | 0.51 | 0.006 | 0.23 | 0.20 | |
| Река Жиздра | осень | 8.4 | 0.27 | н/обн | 0.24 | 0.10 |
| весна | 5.7 | 0.45 | 0.007 | 0.46 | 0.18 | |
| ПДКпит | 10.0 | 2.0 | 1.0 | 9.0 | 0.5 | |
В большинстве изученных проб показатель рН изменялся в диапазоне 7.2–7.7. Исключение составили пробы воды из колодцев населенных пунктов Зикеево (Жиздринский район) и Кцынь (Ульяновский район), в которых фиксировались пониженные значения рН (5.63–6.28) при предельно допустимых для питьевой воды зачениях 6.5 < рН < 8.5. Повышенная кислотность является крайне неблагоприятным фактором, так как при пониженных значениях рН существенно возрастает доля подвижного, водорастворимого радиоактивного цезия, а также тяжелых металлов и некоторых токсичных органических соединений, например фенолов, нитрозоаминов и др.
Общий уровень минерализации отобранных проб воды варьирует в диапазоне от 200 до 650 мг/дм3, что ниже допустимого уровня (<1000 мг/дм3) и соответствует низко- и среднеминерализованным водам. По содержанию главных ионов вода в подавляющем большинстве классифицируется как гидрокарбонатно-кальциевая, так как суммарный вклад гидрокарбонатных анионов и катионов кальция в пробах воды составляет свыше 70%, а в некоторых пробах он превышает даже 90% от общей суммы ионов. Общая жесткость в большинстве проб воды составляет <7 мг-экв/дм3, т.е. находится в пределах санитарно-гигиенических значений ПДКпит.
Из главных ионов для целей питьевого снабжения нормировано содержание в воде только хлоридных и сульфатных ионов. Установлена линейная зависимость частоты возникновения всех форм рака от содержания в питьевой воде сульфатов [20, 21]. С соотношением хлоридов и сульфатов в известной мере связаны заболевания нервной системы. Результаты анализа свидетельствуют, что содержание этих ингредиентов во всех пробах воды удовлетворяет нормативным требованиям. Абсолютное содержание и соотношение между главными ионами в воде питьевых источников в большинстве случаев не зависят от фазы водного режима, т.е. наблюдаемые концентрации этих ингредиентов являются типичными.
Из биогенных элементов с гигиенической точки зрения наиболее важными являются минеральные формы азота. Изучению влияния азота нитратов и нитритов на формирование различных патологий уделяется большое внимание [22]. В частности, установлено, что частота цереброваскулярных нарушений в значительной мере коррелирует с содержанием в питьевой воде нитритов.
В большинстве зарегистрированных случаев метгемоглобинемия возникала в результате использования колодезной воды с высоким содержанием нитратов. Выявлены случаи заболевания метгемоглобинемией и при концентрациях азота нитратов в питьевой воде ниже 10 мг N/дм3 [22]. Как следует из данных, приведенных в табл. 2, на обследованных территориях по содержанию в питьевой воде азота нитратов наблюдается неблагополучный фон: в некоторых источниках водоснабжения обнаружено более чем двух- и даже трехкратное превышение санитарно-гигиенических нормативов по этому ингредиенту.
Из минеральных микрокомпонентов химического состава питьевой воды большое значение имеют данные о содержании в питьевой воде тяжелых металлов. Известно, что как избыток микроэлементов, так и их недостаток могут быть причиной развития и/или усиления различных патологий в организме человека. В качестве примера можно привести результаты изучения токсичности марганца и железа, которые из микроэлементов в природных водах представлены в наибольших концентрациях [23]. Как указывалось выше, наличие радиационного загрязнения при повышенной концентрации в воде ионов марганца может приводить к образованию в воде горячих частиц смешанно-валентного марганца Mn(III, IV).
В табл. 3 приведены данные по содержанию в отобранных пробах воды ионов тяжелых металлов и ионов стабильного стронция (Sr). Содержание кадмия и ванадия в изученных пробах воды оказалось ниже предела обнаружения, в связи с чем данные по этим металлы в табл. 3 не представлены.
Таблица 3.
Содержание тяжелых металлов в воде (в мкг/дм3)
| Место отбора | Время года | Fe | Mn | Sr | Cu | Zn | Pb | Cr | Ni | Co |
|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|
| Ульяновский район | ||||||||||
| Волосово-Дудино | осень | 130 | 15 | – | 8.5 | 30 | 9.9 | 3.4 | 2.1 | <1.0 |
| Ульяново | осень | 80 | 21 | – | 3.2 | 30 | 6.3 | 3.4 | <1.0 | 1.3 |
| весна | 50 | 57 | 1400 | 1.4 | 11 | 3.1 | 1.7 | 5.6 | – | |
| Дурнево | осень | 100 | 9 | – | 6.9 | 20 | 7.2 | 2.7 | 3.6 | 1.5 |
| Заречье | осень | 70 | 84 | – | 1.5 | 30 | 8.9 | 2.4 | <1.0 | 1.0 |
| весна | 1300 | 42 | 23200 | 1.7 | 240 | 2.8 | 2.6 | 3.9 | – | |
| Крапивна | осень | 90 | 13 | – | 1.5 | 50 | <5.0 | 2.7 | <1.0 | 1.0 |
| Дудоровский | осень | 50 | 7 | – | 2.9 | 20 | <5.0 | 1.7 | 2.2 | 1.6 |
| весна | 130 | 7 | 200 | 2.6 | 7 | 5.6 | 2.1 | <1.5 | – | |
| Кцынь | осень | 190 | 117 | – | 3.7 | 110 | <5.0 | 2.2 | 10.2 | <1.0 |
| весна | 90 | 130 | 300 | 1.0 | 23 | 0.8 | 0.9 | 17.8 | – | |
| Жиздринский район | ||||||||||
| Младенск | осень | 40 | 26 | – | 5.5 | 10 | <5.0 | 3.1 | 17.4 | 1.0 |
| Судимир | осень | 190 | 7 | – | 13.9 | 30 | <5.0 | 1.4 | <1.0 | <1.0 |
| весна | 60 | 5 | 55000 | 0.4 | 4 | 1.8 | 1.9 | 1.6 | – | |
| Коллективизатор | осень | 50 | 102 | – | 2.6 | 30 | <5.0 | 2.3 | 4.9 | <1.0 |
| Жиздра | осень | 370 | 129 | – | 2.5 | 10 | <5.0 | 1.6 | 2.7 | <1.0 |
| весна | 3020 | 96 | 1500 | 0.5 | 6 | 1.4 | 2.0 | 2.6 | – | |
| Мужитино | осень | 130 | 24 | – | 4.3 | 110 | 6.9 | 3.4 | 3.7 | <1.0 |
| весна | 210 | 25 | 400 | 4.9 | 273 | 4.2 | 5.5 | 8.8 | – | |
| Акимовка | осень | 110 | 16 | – | 2.9 | 10 | <5.0 | 2.4 | 2.5 | 1.5 |
| Зикеево | осень | 90 | 79 | – | 11.5 | 100 | <5.0 | 2.6 | 40.3 | 1.4 |
| весна | 70 | 50 | 300 | 6.9 | 218 | 3.7 | 4.8 | 41.4 | – | |
| Река Вытебеть | осень | 280 | 40 | – | 0.5 | 20 | <5.0 | 2.6 | <1.0 | <1.0 |
| Река Рессета | осень | 240 | 19 | – | 0.5 | 10 | <5.0 | 2.0 | <1.0 | <1.0 |
| весна | 1540 | 210 | 2000 | 0.7 | 4.5 | 2.7 | 1.5 | <1.5 | – | |
| Река Жиздра | осень | 340 | 23 | – | 1.5 | 30 | <5.0 | 3.1 | 2.8 | <1.0 |
| весна | 1210 | 234 | 1200 | 1.5 | 3.5 | 3.8 | 0.8 | 4.1 | – | |
| Пруд в поселке Коллективизатор | осень | 120 | 11 | – | 0.5 | 10 | <5.0 | 3.4 | <1.0 | <1.0 |
| ПДКпит | 300 | 100 | 7000 | 1000 | 5000 | 30.0 | 50.0 | 100.0 | 100.0 | |
Сравнительный анализ содержания тяжелых металлов в пробах поверхностных и подземных вод в различные гидрологические фазы свидетельствует, что в наибольшей мере режим питания влияет на содержание железа, марганца и цинка. Например, обнаружено, что в паводок содержание железа в пробе воды из водопровода в поселке Заречье было обнаружено почти в 20 раз, а из колонки в Жиздре – в 10 раз было больше по сравнению с меженным периодом. В еще большей мере фаза водного режима отражается на содержании железа и марганца в поверхностных водах. В результате поверхностного смыва в паводковый период содержание железа в пробах речной воды было примерно в 5 раз, а марганца – почти на порядок выше, чем в период осенней межени.
По ионам железа выявлены случаи превышения действующего санитарно-гигиенического норматива: в питьевой воде поселка Заречье содержание железа составило 5 ПДКпит, а в поселке Жиздра – свыше 10 ПДКпит. В случае марганца превышение или приближение к величине санитарно-гигиенического норматива (100 мкг/дм3) обнаружены в 30% проб. Наибольшее содержание марганца (1.3 ПДК) найдено в пробах воды из колонки в населенном пункте Жиздра и из колодца в поселке Кцынь.
Содержание других ионов тяжелых металлов в пробах подземных и поверхностных вод изменялось в широких пределах, однако превышения санитарных норм не обнаружено. Более того, в пробах питьевой воды обследованных населенных пунктов обнаружен явный недостаток меди. Содержание меди в питьевой воде варьировало в пределах от 1.5 до 13.9 мкг/дм3 при ПДКпит = 1000 мкг/дм3. Дефицит меди в питьевой воде может иметь серьезные последствия для потомства, особенно на самых ранних стадиях формирования основных биохимических систем в организме ребенка. В этой связи следует отметить, что на примере микроводорослей было показано, что дефицит меди в воде приводит к формированию дыхательных апоферментов, не содержащих меди в активном центре [24].
Содержание в отобранных пробах воды бенз(а)пирена как индикатора загрязнения полициклическими ароматическими углеводородами приведено в табл. 4. Из этой таблицы следует, что БП присутствует практически во всех проанализированных пробах подземных вод. В целом, в 20% случаев в пробах питьевой воды содержание БП было выше допустимой нормы, и в 50% – близким к ней. При этом загрязнение подземных вод полициклическими ароматическими углеводородами оказалось более высоким, чем поверхностных. Необходимо особенно подчеркнуть, что загрязнение питьевых вод бенз(а)пирена в обследованных населенных пунктах носило не единичный характер, а повторялось год за годом. В свою очередь, это означает, что химическое загрязнение питьевой воды особо опасными токсическими веществами в рассматриваемом регионе, вероятно, является рядовым событием.
Таблица 4.
Содержание бенз(а)пирена в речной и питьевой воде из подземных источников водоснабжения населенных пунктов Ульяновского и Жиздринского районов Калужской области
| Место отбора проб | Концентрация бенз(а)пирена, нг/дм3 | |
|---|---|---|
| осень | весна | |
| Ульяновский район | ||
| Ульяново | 0.6 | 3.7 |
| Заречье | 6.0 | 4.0 |
| Крапивна | 1.0 | – |
| Дудоровский | 2.2 | 3.9 |
| Жиздринский район | ||
| Младенск | 1.2 | – |
| Судимир | 9.4 | 5.2 |
| Жиздра | 0.6 | 3.7 |
| Мужитино | 1.0 | 7.8 |
| Акимовка | 0.8 | – |
| Зикеево | 0.3 | 3.9 |
| Река Рессета | – | 4.0 |
| Река Жиздра | – | 3.7 |
| ПДК | 5.0 | |
Результаты натурных исследований по содержанию в воде конгенеров ПХБ с одинаковым числом атомов хлора в боковой цепи, а именно, дихлор- (ΣДХБ), трихлор- (ΣТХБ), тетрахлор- (ΣТеХБ), пентахлор- (ΣПХБФ), гексахлорбифенилов (ΣГХБ) и в целом по сумме ПХБ (ΣПХБ), приведены в табл. 5.
Таблица 5.
Суммарное содержание групп ПХБ с одинаковым числом атомов хлора и их общей суммы (в нг/дм3) в речной и питьевой воде из подземных источников водоснабжения населенных пунктов Ульяновского и Жиздринского районов Калужской области
| Место отбора пробы | Содержание конгенеров ПХБ, нг/дм3 | ||||||||||
|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|
| ΣДХБ | ΣТХБ | ΣТeХБ | ΣПХБФ | ΣГХБ | ΣПХБ | ||||||
| весна | осень | весна | осень | весна | осень | весна | осень | весна | осень | весна | |
| Река Рессета | – | – | 4.05 | – | 8.17 | – | 12.62 | – | 2.28 | – | 27.12 |
| Река Жиздра | 13.2 | – | 36.49 | – | 1.32 | – | 1.97 | – | – | – | 39.78 |
| Ульяново | – | 0.60 | 0.65 | 2.00 | 0.60 | – | 0.33 | 1.75 | 1.09 | 3.75 | 2.77 |
| Заречье | 0.15 | 2.03 | 2.22 | 1.53 | 3.54 | 3.65 | 3.84 | 0.26 | 0.56 | 7.47 | 10.66 |
| Крапивна | – | 2.00 | – | 2.34 | – | 5.40 | – | 0.72 | – | 10.48 | – |
| Дудоровский | 0.24 | 0.61 | 0.85 | 1.00 | 0.84 | 4.25 | 2.76 | 2.63 | 1.21 | 9.49 | 5.90 |
| Младенск | – | 0.83 | – | 2.22 | – | 3.06 | – | 0.31 | – | 6.43 | – |
| Судимир | – | 0.88 | 0.25 | 1.42 | 0.14 | 5.15 | – | 0.57 | – | 8.01 | 0.39 |
| Жиздра | – | 1.03 | – | 0.31 | – | 3.73 | – | 0.79 | – | 5.85 | – |
| Мужитино | – | 2.37 | 0.24 | 2.76 | – | 9.67 | – | 3.05 | – | 17.85 | 0.24 |
| Акимовка | – | 1.03 | – | 2.24 | – | 5.99 | – | 0.88 | – | 9.55 | – |
| Зикеево | – | 2.05 | 0.24 | 4.72 | – | 14.1 | – | 2.47 | – | 23.34 | 0.24 |
Примечание: в табл. 5 и 8 применяются следующие сокращения: ДХБ – дихлорбифенилы, ТХБ – трихлорбифенилы, ТeХБ – тетрахлорбифенилы, ПХБФ – пентахлорбифенилы, ГХБ – гексахлорбифенилы, ПХБ – полихлорированные бифенилы.
Обращает на себя внимание тот факт, что на содержание конгенеров ПХБ влияет гидрологическая фаза в режиме питания подземных вод. В водопроводной воде поселка Заречье, где эксплуатируются глубокие водоносные горизонты, повышенное содержание ΣПХБ в течение сезона не изменялось. Результат представляет интерес с точки зрения оценки степени влияния инфильтрационных потоков на химический состав питьевой воды. Поскольку для централизованного снабжения населения питьевой водой в данном населенном пункте используются более глубокие водоносные горизонты, чем в случае с колонками и колодцами, факт хронического загрязнения подземных вод химическими веществами, которые имеют преимущественно антропогенное происхождение, свидетельствует о слабой защищенности не только верхних, но и глубоких водоносных горизонтов.
Санитарно-гигиенические нормативны установлены только по суммарному содержанию в питьевой воде три-, тетра- и гексахлорбифенилов. Для всех этих соединений ПДКпит составляют 1 мкг/дм3. Ни в одной из изученных проб воды содержание ПХБ не превышало данного норматива. В целом сравнение данных двух гидрохимических съемок показывает, что в осеннюю межень средний уровень загрязнения питьевой воды органическими токсикантами в изученных населенных пунктах примерно в 3 раза выше, чем в весеннее половодье.
Степень химического загрязнения питьевой воды за счет отдельных ингредиентов в исследованных населенных пунктах была оценена также по индексу суммарного загрязнения (ИСЗ). Этот показатель определяется как сумма отношений измеренных концентраций каждого из нормируемых загрязняющих веществ к их санитарно-гигиеническому нормативу (ПДКпит) [25–27]. По результатам двух гидрохимических съемок значения ИСЗ в пробах питьевой воды изменяются в диапазоне от 1.2 до 14.0 (табл. 6). Если в осеннюю межень в пробах воды, отобранных из колодцев в поселках Мужитино и Зикеево, максимальные величины индекса ИСЗ, составившие соответственно 6.2 и 4.7, были обусловлены превышением ПДКпит только по биогенным элементам, относящимся к третьему классу опасности, то в период весеннего половодья значения индекса ИСЗ в большинстве из обследованных населенных пунктов оказались значительно выше, причем за счет превышения санитарных норм по содержанию тяжелых металлов БП, т.е. загрязняющих веществ, которые более опасны для здоровья человека по сравнению с биогенными элементами. Значения индекса ИСЗ в пробах питьевой воды, отобранных в источниках питьевого водоснабжения в поселках Заречье, Мужитино, Жиздра и Судимир (табл. 6), оказались близкими к 10 и даже выше, что по существующим требованиям считается очень опасным.
Таблица 6.
Комплексные показатели качества подземных и поверхностных вод
| Место отбора проб | ИСЗ | ЭРВ, мг/л | ПО, мг О2/л | |||
|---|---|---|---|---|---|---|
| осень | весна | осень | весна | осень | весна | |
| Волосово-Дудино | 4.4 | – | 1.10 | – | 0.29 | – |
| Ульяново | 1.5 | 1.3 | 1.12 | – | 0.58 | 0.69 |
| Дурнево | 2.4 | – | 0.75 | – | 2.22 | – |
| Заречье | 1.2 | 7.6 | 0.95 | – | 0.98 | 1.0 |
| Крапивна | 1.6 | – | 0.63 | – | 0.49 | – |
| Дудоровский | 1.2 | 1.4 | 0.78 | – | 1.22 | 1.85 |
| Кцынь | 1.2 | 3.3 | 1.25 | – | 1.06 | 2.94 |
| Младенск | 1.9 | – | 2.33 | – | 4.24 | – |
| Судимир | 1.9 | 9.3 | 2.05 | 0.23 | 0.65 | 0.69 |
| Коллективизатор | 1.2 | – | 1.63 | 0.18 | 5.63 | – |
| Жиздра | 4.5 | 14.0 | 1.35 | – | 3.50 | 2.93 |
| Мужитино | 6.2 | 7.2 | 1.07 | 0.20 | 2.61 | 2.0 |
| Акимовка | 3.3 | – | 0.26 | – | 0.16 | – |
| Зикеево | 4.7 | 5.0 | 0.80 | 0.35 | 6.28 | 5.44 |
| Река Вытебеть | – | – | 1.05 | – | 4.65 | 5.17 |
| Река Рессета | – | – | 1.35 | – | 10.1 | 9.7 |
| Река Жиздра | – | – | – | – | 9.70 | 8.5 |
| ПДКпит | <1.0 | <3.0 | <5.0 | |||
По результатам двух съемок величина показателя ПО, который используют для комплексной оценки содержания гумусовых веществ преимущественно биогенного происхождения, закономерно оказалась в поверхностных водах больше, чем в подземных.
Одним из важных комплексных показателей загрязнения природных вод токсическими органическими веществами принято считать [28–30] содержание в воде ЭРВ. В изученных пробах питьевой воды этот показатель изменялся от 0.2 до 2.3 мг/дм3. Причем необходимо отметить, что для проб, отобранных весной, этот показатель оказался существенно ниже, чем для этих же источников осенью. В известной мере эта тенденция совпадает с данными по содержанию ПХБ.
Содержание легкоокисляемых растворимых органических веществ (РОВ) по показателю БПК5 в пробах воды из подземных источников сравнительно низкое (в среднем ниже 0.4 мг О2/дм3) и, в отличие от гумусовых РОВ (по показателю ПО), существенно ниже ПДК5 (3.0 мг О2/л). В пробах поверхностных вод значения этого показателя закономерно были выше, чем в подземных водах.
Потенциальную опасность для человека и животных представляет загрязнение не только водной среды, но и почв, прежде всего с позиции возможной миграции загрязняющих веществ по элементам пищевой цепочки. Уровень загрязнения почв полициклическими ароматическими углеводородами и конгенерами ПХБ представлен в табл. 7, 8. Повышенные концентрации ПХБ в пробах почвы и в питьевой воде в одних и тех же населенных пунктах свидетельствуют о том, что химическое загрязнение глубоких водоносных горизонтов является типичным и закономерным из-за процессов миграции.
Таблица 7.
Содержание ПАУ в образцах почвы (в мкг/кг)
| Наименование полиароматического углеводорода | Место отбора проб почв | |||||
|---|---|---|---|---|---|---|
| берег реки Россета | Мужитино, огород | Зикеево, поле | Судимир, поле | Волосово-Дудино, огород | Заречье, поле | |
| Нафталин | <0.6 | <0.6 | <0.6 | <0.6 | <0.6 | <0.6 |
| 1-Метилнафталин | 8.3 | 2.7 | 10.0 | <0.6 | 2.4 | 18.0 |
| 2-Метилнафталин | 9.1 | 4.7 | 17.8 | 3.1 | 3.6 | 18.9 |
| Аценафтилен | <0.3 | <0.3 | 1.2 | 1.3 | <0.3 | 2.3 |
| Аценафтен | <0.3 | <0.3 | <0.3 | <0.3 | <0.3 | <0.3 |
| Флюорен | 0.8 | 11.8 | 1.0 | 0.6 | 0.8 | 1.2 |
| Фенантрен | 4.8 | 14.0 | 8.5 | 5.9 | 6.6 | 13.4 |
| Антрацен | <0.3 | <0.3 | <0.3 | 1.2 | 1.2 | <0.3 |
| Флюорантен | 1.3 | 61.4 | 6.1 | 13.4 | 15.2 | 19.3 |
| Пирен | 1.0 | 26.9 | 4.4 | 8.1 | 10.0 | 8.8 |
| Бенз(а)антрацен | <0.5 | 0.7 | 1.7 | 5.3 | 4.9 | 4.5 |
| Хризен | 0.7 | 0.8 | 3.3 | 7.2 | 8.2 | 8.7 |
| Бенз(bj)флюорантен | <0.5 | 33.2 | 5.9 | 12.5 | 13.9 | 17.8 |
| Бенз(k)флюорантен | <0.5 | 11.3 | 1.5 | 12.5 | 13.7 | 6.5 |
| Бенз(е)пирен | <0.5 | 12.0 | 2.9 | 9.9 | 6.5 | 11.4 |
| Бенз(а)пирен | <0.5 | 18.0 | 2.4 | 11.1 | 6.6 | 9.4 |
| Перилен | <0.8 | 4.0 | <0.5 | 2.5 | <0.5 | 1.2 |
| Индено(1,2,3-cd)пирен | <0.8 | 20.5 | 2.6 | 12.4 | 9.6 | 10.3 |
| Дибенз(а,h)антрацен | <0.8 | 6.4 | <0.8 | 2.4 | <0.8 | 2.1 |
| Бенз(g,h)перилен | <0.8 | 14.7 | 2.6 | 9.1 | 6.7 | 11.5 |
Таблица 8.
Содержание ПХБ в образцах почвы (в мкг/кг)
| Конгенер ПХБ | Место отбора проб почв | |||||
|---|---|---|---|---|---|---|
| берег реки Рессета | Мужитино, огород | Зикеево, поле | Судимир, поле | Волосово-Дудино, огород | Заречье, поле | |
| #6 2,3'-ДХБ | н/о | н/о | 0.12 | н/о | 0.02 | н/о |
| #8 2,4'-ДХБ | н/о | н/о | 0.23 | 0.11 | 0.20 | 0.29 |
| #16 2,2',3-ТХБ | н/о | н/о | 0.18 | 0.06 | 0.20 | 0.56 |
| #16 2,2',3-ТХБ | н/о | н/о | 0.29 | 0.11 | 0.42 | 0.25 |
| #26/#25 2,3',5-/2,3',4-ТХБ | н/о | н/о | н/о | н/о | 0.04 | н/о |
| #28/#31 2,4,4'-/2,4',5-ТХБ | 0.53 | 0.11 | 0.33 | 0.12 | 0.79 | 1.34 |
| #33 2',3,4-ТХБ | 0.19 | 0.03 | 0.10 | 0.07 | 0.20 | 0.39 |
| #22 2,3,4'-ТХБ | н/о | н/о | 0.04 | н/о | 0.17 | 0.23 |
| #52 2,2',3,6-ТеХБ | 0.21 | н/о | 0.12 | 0.09 | 0.12 | 0.60 |
| #49 2,2',4,5'-ТеХБ | 0.10 | н/о | 0.07 | 0.06 | 0.09 | н/о |
| #44 2,2',3,5-ТеХБ | 0.11 | 0.18 | 0.06 | 0.13 | 0.16 | н/о |
| #41 2,2',3,4-ТеХБ | 0.12 | н/о | 0.04 | 0.07 | 0.16 | н/о |
| #95 2,2',3,5',6-ПХБФ | 0.10 | 0.08 | 0.09 | 0.07 | 0.04 | н/о |
| #84 2,2',3,3',6-ПХБФ | 0.08 | 0.13 | 0.08 | 0.11 | 0.17 | 0.44 |
| #99 2,2',4,4',5-ПХБФ | н/о | н/о | 0.06 | н/о | н/о | н/о |
| #87 2,2'3,4,5'-ПХБФ | 0.06 | н/о | н/о | 0.04 | н/о | н/о |
| #110 2,3,3',4',6-ПХБФ | 0.05 | 0.05 | н/о | н/о | н/о | н/о |
| #138 2,2',3,4,4',5'-ГХБ | н/о | н/о | 0.05 | н/о | н/о | н/о |
| Сумма ПХБ | 1.60 | 0.88 | 2.19 | 1.29 | 3.03 | 4.97 |
ЗАКЛЮЧЕНИЕ
Основным объектом проведенных натурных исследований была питьевая вода в районах Калужской области, подверженных радиационному загрязнению. Пробы воды отбирали из источников питьевого водоснабжения, которые эксплуатируют разные водоносные горизонты и, следовательно, имеют различную защищенность. Для выявления сезонных особенностей влияния режима питания на состав и свойства водной среды натурные исследования проведены с учетом гидрологического режима. Качество питьевой воды было оценено более чем по 50 показателям, которые включали загрязняющие вещества первого класса опасности, в том числе бенз(а)пирен и конгенеры полихлорированных бифенилов.
В половине из обследованных населенных пунктов в подземных источниках питьевого водоснабжения выявлена неблагополучная ситуация по режиму биогенных элементов: обнаружена высокая повторяемость превышения ПДКпит по содержанию азота нитратов. Результаты обследования для двух гидрологических периодов свидетельствуют, что изменение концентрации биогенных элементов в питьевой воде, прежде всего, из верхнего водоносного горизонта, имеет сезонный ход. Это – признак слабой защищенности “верховодки” от антропогенного загрязнения.
Естественными геохимическими особенностями можно объяснить сверхнормативное содержание в водной среде некоторых микроэлементов. Например, в питьевой воде из подземных источников в населенных пунктах Заречье, Кцынь, Судимир, Жиздра обнаружено превышение почти на порядок санитарно-гигиенических нормативов по содержанию стабильного стронция, ионов железа и марганца. При этом из изученных тяжелых металлов сезонный ход в наибольшей мере выражен для содержания в подземных и поверхностных водах железа, марганца и цинка.
Обнаружение повышенных концентраций ПАУ в источниках питьевого водоснабжения населения и повышенных концентраций свинца и ПХБ в пробах воды свидетельствует о систематическом характере антропогенного загрязнения. При этом загрязнение воды полихлорированными бифенилами более характерно для глубоких водоносных горизонтов, чем для “верховодки”.
Одной из скрытых угроз, связанных с качеством питьевой воды в районах радиационно-химического загрязнения, является опасность появления в воде частиц смешанно-валентного марганца. Данная опасность может проявить себя при проведении токсикологических исследований, результаты которых будут представлены в отдельной публикации.
Работа выполнена в рамках Программы фундаментальных исследований ИХФ РАН № 46.15 государственного задания № 0082-2014-0005. Номер государственной регистрации ЦИТИС: АААА-А17-117091220076-4.
Список литературы
Петин В.Г., Жураковская Г.П., Пантюхина А.Г., Рассохина А.В. // Радиац. биология. Радиоэкология. 1999. Т. 39. Вып. 1. С. 113.
Бурлакова Е.Б., Алесенко А.В., Молочкина Е.М. и др. Биоантиоксиданты в лучевом поражении и злокачественном росте. М.: Наука, 1975.
Tsujino I., Yamazaki T., Masutani M. et al. // Canser Chemother. Pharmacol. 1999. V. 43. № 1. P. 29.
Меньшов В.А., Шишкина Л.Н., Кишновский З.Н. // Прикл. биохимия и микробиология. 1994. Т. 30. Вып. 3. С. 441.
Финдлей Дж.Б., Эванз У.Г. Биологические мембраны. Методы. М.: Мир, 1990.
Itzhaki R., Gill D.M. // Anal. Blochem. 1964. V. 9. P. 401.
Кайране Ч.Б., Бауманис Э.А., Бурлакова Е.Б. и др. // Вопр. мед. химии. 1979. Т. 25. Вып. 6. С. 776.
Список ПНД Министерства Природы РФ, 1996. Анализ токсичности воды. Метод оценки токсичности воды с помощью интенсивности люминесценции светящихся бактерий; https://www.lawmix.ru/expertlaw/242879
Duca G., Skurlatov Yu., Sychev A. Redox Catalysis and Ecological Chemistry. Chishinau: Publishing Centre M.S.U., 2002.
Lume-Pereeira C., Baral S., Henglein A., Janata E. // J. Phys. Chem. 1985. V. 89. P. 5772.
Baral S., Lume-Pereeira C., Janata E., Henglein A. // Ibid. 1985. V. 89. P. 5779.
Baral S., Lume-Pereeira C., Janata E., Henglein A. // J. Phys. Chem. 1986. V. 90. P. 6025.
Скурлатов Ю.И., Сиренко Л.А., Штамм Е.В. // Радиоактивное и химическое загрязнение Днепра и его водохранилищ после аварии на Чернобыльской АЭС. Киев: Наук. думка, 1992. С. 16.
Штамм Е.В. // Экологическая химия водной среды. Матер. I Всесоюз. шк. / Под ред. Скурлатова Ю.И. М.: ЦМП ГКНТ, 1988. С. 278.
Максименко П.Ю., Штамм Е.В., Козлов Ю.П., Фрог Б.Н., Скурлатов Ю.И. // Вестн. РУДН. Сер. “Экология и безопасность жизнедеятельности”. 2000. № 1. С. 16.
Щеглов А.И. Биогеохимия техногенных радионуклидов в лесных экосистемах. М.: Наука, 1999.
РД 52.18.191-89. Методические указания. Методика выполнения измерений массовой доли кислотно-растворимых форм металлов (меди, свинца, цинка, никеля, кадмия) в пробах почвы атомно-абсорбционным анализом. М.: Госкомгидромет, 1990.
Руководство по химическому анализу поверхностных вод суши / Под ред. Семенова А.Д. Л.: Гидрометеоиздат, 1977.
Вульфсон Н.С., Заикин В.Г., Миxай А.И. Масс-спектрометрия органических соединений. М.: Химия, 1986.
Голубев М.И. // Тр. биохим. лаборатории. Т. 22. М.: Наука, 1991. С. 92.
Двойрин В.В., Тойкка М.А., Татти З.А. Пути и методы изучения геохимических аспектов эпидемиологии злокачественных опухолей. М.: Медицина, 1970. С. 131.
Нитраты, нитриты и N-нитрозосоединения. Гигиенические критерии состояния окружающей среды. Женева: ВОЗ, 1981. Вып. 5.
Королев А.А., Моденова О.А. // Гигиена и санитария. 1991. № 11. С. 15.
Sandmann G. // Physiol. Plant. 1985. V. 65. P. 481.
СанПиН № 4630-88. Санитарные правила и нормы охраны поверхностных вод от загрязнения. М.: Минздрав СССР, 1988.
Руководство по контролю качества питьевой воды. Т. 1. Женева: ВОЗ, 1986.
Правила охраны поверхностных вод. М.: Госкомприрода СССР, 1991.
Vartiainen T., Liimatainen A. // Mutation Res. 1986. V. 169. P. 29.
Waters L.C., Schenley R.L., Owen B.A. et al. // Environmental and Molecular Mutagenisis. 1989. V. 14. № 4. P. 254.
Wigilius B., Boren H., Grimvall A. et al. // Total Environ. 1988. V. 74. P. 75.
Дополнительные материалы отсутствуют.
Инструменты
Химическая физика
Пн.-пт.: 10.00-19.00