Главная Коллекция "Otherreferats" Медицина Наукове обґрунтування гігієнічних основ екологічної безпеки при морегосподарській діяльності

Наукове обґрунтування гігієнічних основ екологічної безпеки при морегосподарській діяльності

Характеристика основних джерел забруднення морського середовища та прибережних морських зон. Дослідження гострих кишкових інфекцій серед населення центральних і приморських областей України. Системи очищення і знезараження суднових стічно-фанових вод.

Рубрика Медицина
Вид диссертация
Язык украинский
Дата добавления 02.12.2017
Размер файла 3,6 M

Отправить свою хорошую работу в базу знаний просто. Используйте форму, расположенную ниже

Студенты, аспиранты, молодые ученые, использующие базу знаний в своей учебе и работе, будут вам очень благодарны.

Страница:

Деякий розвиток організмів бентосу й зоопланктону в районі морвокзалу, можна пояснити припливом відносно чистої води через створ біля Воронцовського маяка.

Отримані дані дають можливість припустити, що забруднюючі речовини в акваторії порту змішуються і розподіляються в просторі з більшою залежністю від гідрометеорологічних умов, ніж від специфічного перевантаження біля причалу. Винос забруднювачів за межі акваторії порту, про що свідчить і забрудненість проб, відібраних на зовнішньому рейді, може впливати на міські зони рекреації (міські пляжі, зони санітарної охорони, бази відпочинку), які розташовані в безпосередній близькості від порту. Свідченням токсичного впливу забруднювачів на морське середовище є бідний видовий склад гідробіонтів, фіто- і зоопланктону в акваторії Одеського порту, як у водному середовищі, так і, особливо, в грунті.

Відповідні аналітичні дослідження проведені в порту Іллічівськ. Проби відбирали в 4-х точках: 1 - причал №4 (контейнерний термінал), 2 - причал №1 (сипучі вантажі), 3 - причал №10 (олія, нафтоутримуючі вантажі), 4 - рейд. Результати лабораторних води акваторії порту Іллічівська засвідчили, що концентрація фенолів і в цьому порту значна. Перевищення ГДК відмічено від 2,8 до 10-11 разів (табл.3.9).

Санітарно-бактеріологічний аналіз проб морської води не виявив патогенної мікрофлори; значення колі-індексу коливалися від 102 до 105, що свідчить про періодичне перевищенні норм бактеріального забруднення води. Істотних відмінностей мікробного фону в різних точках спостереження не відзначено. На рівень бактеріального забруднення порту Іллічівськ, певний вплив може чинити скид недостатньо очищених стічних вод станції біологічної очистки «Південна». Перевищення санітарних норм за бактеріологічними показниками виявлено у 18,5% проб, у тому числі: за індексом ЛКП - в 6,2 ± 0,3%; за колі-фагами - в 6,2% ± 0,3%; за клостридіями - в 12,5 ± 1,7%. Зіставлення рівня забруднення води в різних точках порту Іллічівська і на рейді свідчить, що через гідрометеорологічні особливості (нагонні - згонні явища), в цьому порту відбувається перемішування і винесення забруднювачів з акваторії в приморську рекреаційну зону міста.

У порту Южний проби морської води відбирали в 5-ти точках: 1 - карбамідний комплекс, 2 - аміачний комплекс, 3 - комплекс добрив «ТІС», 4 - вугільний причал, 5 - зовнішній рейд. Експлуатація порту Южний носить специфічний характер і дає можливість використання його причалів для великої кількості (до 40 млн. т.) різноманітних вантажів. У зв'язку з цим, а також з огляду на близькість припортового заводу (хімічний комбінат), на акваторію порту впливають переважно азотовмісні речовини та різноманітні навалювальні вантажі (руда, вугілля, ЖРК). Результати впливу зберігання та перевантаження кольорових металів, насипних навалювальних вантажів (руди, вугілля, ЖРК) санітарно-хімічного аналізу води акваторії порту подано в табл. 3.10.

Проведені дослідження показали, що за санітарно-бактеріологічними показниками, цей порт найменш забруднений: колі-індекс морської води не перевищував допустимого рівня, умовно-патогенна і патогенна флора у воді не виділена, в 3,0 ± 1,5% проб відмічено перевищення індексу колі-фагів.

Таблиця 3.9.

Показники хімічного забруднення акваторії порту Іллічівська (усереднені дані)

Найменування

показників

Точка відбору проби

1

2

3

4

рН

БСК5, мгО2/дм3

Розчинений кисень, мгО2/дм3

Солоність, г/дм3

(СI)

Нітрити, мкг/дм3

Нітрати, мкг/дм3

Фосфати, мкг/дм3

СПАР, мг/дм3

Перманганатна окислюваність,

мгО2/дм3

Феноли, мкг/дм3

Сульфати, мг/дм3

8,1 ±0,3

7,8 ч 8,4

3,9 ± 0,8

2,2 ч 6,7

7,3 ± 2,6

4,7 ч 9,8

9,3 ± 3,0

6,6 ч 14,3

8,1 ±2.4

4,5 ч16,5

78,7± 29,3

20,4ч138,0

45,7 ± 6,3

5,0 ч 50,0

3,4 ± 0.2

0,025ч4,6

12,8 ±1,9

10,9 ч14,7

5.3 ±1.5

1,0 ч10,8

874,2±86.5

787,7ч 960,6

7,9 ± 0.2

7,7 ч 8,0

3,0 ± 0,8

1,1 ч5,5

6,5 ± 2,8

2,7 ч9,1

9.7 ± 3.6

7,9 ч 14,3

7,6 ± 8,5

3,8 ч16,1

101,7±94,3

9,2 ч196,0

36,3 ±11.7

5,0 ч 98,0

3,8 ± 0,3

0,025ч 4,3

12,4 ±2,2

10,2 ч14,7

7,5 ± 2.5

1,0 ч11,7

902,9±57,7

845,2 ч 960,6

8,0 ± 0,5

7,5 ч 8,5

3,1 ±1.1

2,9 ч 5,2

6,4 ± 2,0

4,3 ч10,4

9,6 ±3,1

7,9 ч13,7

9,0 ±3,1

5,0 ч16,2

99,9 ±35,1

21,1 ч185,0

54,9 ±18,3

5,0 ч 81,0

3,0 ± 0,5

0,025 ч 4,4

11,8 ±3.5

8,3 ч 14,6

6,7 ±2.9

2,8 ч10,2

883.8±38,6

826,1ч 941,4

7,9 ± 0,3

7,6 ч 8,1

3,0 ± 0,8

1,2 ч5,8

5,9 ± 0,8

2,9 ч10,2

10,0 ±2,1

8,1 ч14,8

8,8 ± 2,4

3,0 ч 19,2

83,7 ± 24,8

28,9 ч 110,8

40,7 ±19,3

5,0 ч 110,0

2,5 ± 0,2

0,5 ч 4,1

11,3 ±2,7

9,6 ч 14,0

8,4 ± 0,8

3,5 ч19,2

874,2±86,5

787,7ч 960,6

Примітка: в чисельнику - середня арифметична величина, у знаменнику - мінімальна і максимальна величини.

У порту Южний, на відміну від інших акваторій, частіше зазначалося перевищення ГДК по біологічному споживанню кисню (83% проб). Це пов'язано зі специфікою перероблюваних азотовмісних вантажів і близькістю припортового заводу (фактично хімічний комбінат). Наслідком цього є також підвищений вміст у воді нітритів. Концентрація фенолів у порту Южний перевищувала ГДК в 93% проб. Також на високому рівні відзначено забруднення СПАР і нафтопродуктами, після введення в експлуатацію нафтоперевантажувального комплексу «Транс-Бункер», який розташовано в гирлевій зоні порту.

Таблиця 3.10

Показники хімічного забруднення акваторії порту Южний (усереднені дані)

Найменування

показників

Точка відбору проби

1

2

3

4

5

рН

БСК5, мгО2/дм3

Розчинений

кисень, мгО2/дм3

Солоність,

г/дм3 (СI-)

Нітрити, мкг/дм3

Нітрати,

мкг/дм3

Фосфати,

мкг/дм3

СПАР, мг/дм3

Перманганатна окислюваність,

мгО2/дм3

Феноли,мкг/дм3

Карбамід,

мг/дм3

Аміак,мгN/дм3

Сульфати, мг/дм3

Нафтопродукти,

мг/дм3

7,9 ± 0,4

7,5 ч8,3

5,5 ±3.7

2,4 ч9,2

7.7 ±2,1

5,5 ч 9,4

8,0 ± 1,4

5,6 ч9,9

9,3 ± 3,7

5,0 ч18,0

87,5±15,5

14 ч194

42 ±15,0

38,0ч57,0

1,9 ±0,2

0,5 ч 4,0

14,6±3,3

12,1ч17,3

4,4 ±1,8

1,0 ч8,2

0,7 ± 0,2

0,5 ч 0,8

1,7 ±0,3

0,5 ч 2,3

808,9±770

38ч1210,4

0,25±0.03

0,22ч0,28

8,0 ± 0,3

7,7 ч 8,3

5,1 ±2,8

2,3 ч 7,3

7,2 ± 2,6

4,6 ч 9,8

8,7 ±1,8

5,9 ч10,6

11,1 ±3,9

5,2 ч 23,0

106 ±28,7

21,7 ч295

50,3±18,7

40,0ч99,0

1,3 ±0,3

0,1 ч3,1

14.5 ±2,1

12,4ч16,0

6,0 ±1,8

3,2 ч16,8

0,5 ±0,1

0,5 ч 0,7

1,9 ±0,5

1,2 ч2,5

773±134,9

38ч1210,4

0,29±0,01

0,28ч0,3

7,9 ± 0,2

7,8 ч8,1

5,2 ± 2,8

2,7 ч8,5

8,0 ± 3,2

5,4 ч±11,2

10,0±3,1

7,9 ч15,1

8,8 ± 2,2

3,7 ч25,0

49,4± 13,6

14,1 ч150

43,7±16,3

17,0ч90,0

1,5 ±0,3

0,03ч 3,8

14,1 ± 1,7

12,4ч15,0

3.4 ±1,1

2,5 ч 7,3

0,9 ±0,1

<0,03ч 0,9

1,7 ±0,3

0,3 ч 2,4

749±210,9

38ч1210,4

0,25±0,01

0,24ч0,26

8,2 ± 0.6

7,8 ч 8,8

4,9 ± 2,0

3,3 ч6,9

7.0 ± 2,4

4,2ч10,4

10,4±3,7

8,2 ч15,7

7,3 ± 3,2

4,0 ч 14,5

63 ± 16,4

10 ч160

38 ±8,5

38,0ч47

1,4 ±0.4

0,1 ч3,8

12,6 ±3,4

10,2ч16

5,9 ±1,7

1,2 ч8,0

0,4 ±0,1

<0,03ч0,4

2,4 ± 0,6

<0,001ч2

808±270

38ч1210

0,3 ±0,07

0,27ч0,4

8,2 ± 0,5

7,8 ч8,7

5,2 ±2,5

4,0 ч 7,7

8,4 ± 2,8

5,7 ч11

10,3±2,8

7,8 ч13

8,1 ±2,2

1,7 ч 18

77 ±12,2

13 ч159

47 ± 4,8

21ч95

1,0 ± 0,2

0,2 ч 2,5

13,4 ±4,1

12 ч17,3

4,2 ± 1,8

1,4 ч6,3

1,1 ±0,2

0,4 ч1,8

1,6 ±0,3

0,6 ч 2,4

635±235

<10ч987

0,2 ±0,06

0,2 ч0,31

Примітка: в чисельнику - середня арифметична величина, у знаменнику - мінімальна і максимальна величини.

Оцінку водного середовища порту Южний проводили з використанням аналізу проб обростання відібраних зі стаціонарних берегових споруд у 4-х точках. В результаті проведеного якісного аналізу зібраного матеріалу виявлені незначні відмінності у видовому складі флори і фауни, зібраних в різних ділянках акваторії порту, хоча в цілому біоценози були досить однорідні.

Так, основу біоценозів на всіх станціях становив двостулковий молюск - Mytilus galloprovincialis (домінуючий вид) з обростання стулок нитчастими зеленими водоростями (табл. 3.11).

Таблиця 3.11.

Розподіл по станціях організмів-оброщувачів в порту Южний

№

п/п

Таксони

1

3

4

5

1.

2.

3.

4.

5.

6.

7.

8.

9.

10.

Mytilus galloprovincialis

Marinogammarus olivii

Balanus improvizus

Myzis sp.

Idotea baltica

Мшанки

Polychaeta sp.

Obelia sp.

Ceramium sp.

Зелені нитчасті водорості

+++

+++

+++

+

-

+++

-

-

-

+

+++

+++

+++

-

+

++

-

-

++

-

+++

+++

-

-

++

++

-

+

++

+

+++

+++

+

-

-

-

+++

-

+

-

Позначення: +++ - дуже багато;++ - середня кількість; + -мало; - - відсутні

На всіх станціях був зареєстрований бокоплав - Marino Gammarus oliva. Вусоногий рак Balanus improvizus спостерігався у всіх точках, за винятком №4. У пробі 1 знайдений представник мізид - Myzis sp.- планктонне ракоподібне, дуже рідко зустрічається в обростаннях. Також з ракоподібних у пробах була відзначена Idotea baltica (№3,4). Моховатки присутні у всіх точках, крім №5, де в масі розвивався багатощетинковий черв'як Polychaeta sp. Гідроїд Obelia sp. відзначений у точці 4. Представники червоних водоростей - Ceramium sp. зустрічалися в невеликих кількостях в точках 3, 4, 5.

Таким чином, суттєвої різниці у видовому розмаїтті обростань в досліджуваних точках порту не виявлено (від 5 до 7 видів). Домінуючий вид - мідія, субдомінант - Marmogammarus olivii. Варіювання ж деяких видів по точках може бути пов'язано з нерівномірним розподілом їх на різних стадіях життєвого циклу струмом води.У таблиці 3.12. подані порівняльні дані рівня забруднення морського середовища в портах Одеса, Іллічівськ, Южний. Дані аналізу свідчать, що найбільш забрудненим є Одеський порт, як за мікробіологічними, так і за санітарно-хімічними показниками. Гідробіологічний аналіз свідчить про бідність видового складу флори і фауни цього порту, особливо грунту. У бактеріологічному плані найбільш чистим є порт Южний.

Таблиця 3.12

Показники забруднення морського середовища портів, %

Показники

Проби з перевищенням ГДК

п. Одеса

п. Іллічівськ

п. Южний

>1-10ГДК

> 10ГДК

>1-10ГДК

> 10ГДК

>1-10ГДК

> 10ГДК

БСК5

40

-

50

-

83

-

Розчинений О2

10

-

10

-

-

-

Феноли

90

10

90

10

93

7

СПАР

20

80

69

31

75

25

Індекс ЛКП

18

-

6

-

-

-

Клостридії

51

-

12

-

-

-

Колі-фаги

13

-

6

-

3

-

Відмінності еколого-гігієнічного статусу портів значною мірою можуть бути пов'язані з різним часом їх експлуатації та особливістю обробки вантажів. Більш «старий» Одеський порт характеризується, як значним забрудненням водного середовища, так і донного грунту. Дослідження донних відкладень акваторій портів Одеської затоки показало, що в них міститься не тільки широкий спектр хімічних забруднювачів, а й мікробіологічних, що представляє певну епідеміологічну небезпеку, оскільки може містити збудників різних захворювань. В 39±2,3% проб грунту виявлені цисти найпростіших; в 14±0,9% - яйця гельмінтів. Цей факт становить потенційну загрозу при днопоглибленні та вивозу цих грунтів за межі порту, з захороненням на підводних звалищах грунту та з виносом цих забруднень в прибережну рекреаційну зону.

При дослідженні концентрацій металів в пробах морської води та в донних відкладеннях, встановлено більш високі концентрації металів в морському дні (глибина 5-10 см.) : кадмій 0,6-0,8мг/кг; кобальт 5,0-15,1 мг/кг; хром 20-80 мг/кг; нікель 2,0-60,1 мг/кг; цинк 50-110 мг/кг; марганець 310-340 мг/кг; свинець 10-23 мг/кг.

За рівнем антропогенного і техногенного забруднення, морське середовище акваторій портів Одеса, Іллічівськ, Южний перебуває в незадовільному стані. У результаті діяльності транспортних засобів, берегових промислових та комунальних підприємств в море скидаються забруднені стічні води, бактеріологічні показники (колі-індекс) яких перевищують санітарні нормативи.

Рис.3.7 Схема впливу експлуатації судна на забруднення морського середовища

Обробка результатів досліджень із застосуванням математичних методів дозволяє визначити ступінь забруднення акваторії порту за параметрами, що описує вказують на надходження забруднювачів у морську воду, як з берега, так і з суден, з виносом забруднювачів з акваторії, та з урахуванням можливих процесів перетворення забруднювачів всередині акваторії (седиментація, розчинення, хімічне та біохімічне самоочищення тощо) (рис 3.7, .3.8).

Рис. 3.8 Схема забруднення морської акваторії міжнародного порту

Для моделювання процесів забруднення в акваторії порта з берегових джерел та з морських суден, сформульована модель, яка має вигляд:

(3.1)

У стані рівноваги

(3.2.)

де: с - концентрація забруднювача у воді;

с1 - концентрація забруднювача в донних відкладеннях;

?k1іс1і - берегові стоки;

i

?k2jc2j - стоки з суден;

j

k3c - осідання забруднювача;

k4c - розчинення забруднювача;

k5с - винос забруднювача за межі акваторії.

Як показали дослідження, характерний час процесів хімічного і біологічного самоочищення в межах акваторій обстежених портів для більшості забруднювачів настільки великий, що при моделюванні цими процесами можна знехтувати.

Резюме

Таким чином, результати проведеного дослідження вказують, що на антропогенному забрудненні акваторії морських портів, основними рисами є надлишок забруднення прибережних вод, формування органічних форм біогенних речовин (вуглецю, азоту, фосфору), дефіцит розчиненого кисню і необоротні наслідки для гідробіонтів у зв'язку з домінуючим забрудненням акваторій портів Одеської затоки нафтопродуктами, фенолами, СПАР, солями важких металів (цинку, нікеля, ртуті, свинцю). Встановлено факт погіршення кисневого режиму, деградації тваринного і рослинного світу водоймища, що призводить, до інтоксикації вод прибережної зони, погіршення санітарно-гігієнічних умов і втрати рекреаційних властивостей морського узбережжя.

Встановлено факт більшої кумуляції забруднюючих речовин, з явищем седиментації та трансформацією антропогенних забруднень з морської води в донні відкладення (солі важких металів, ХОП,ПХБ).

Виявлено широкий спектр хімічних забруднювачів в грунті акваторії портів, а також біологічні контамінанти у вигляді небезпечних патогенних бактерій (сальмонели, кишкові віруси), поряд з виявленням цист кишкових найпростіших, яєць гельмінтів і з перевищенням санітарних нормативів за бактеріологічними показниками (колі-індекс).

Матеріали даного розділу відображені в наступних публікаціях

1. Сердюк А. М. Проблемы и некоторые пути решения химического загрязнения морской среды при судоходстве / А. М. Сердюк, Н. И. Голубятников, А. М. Войтенко, В. П. Сиденко // мат. Всеукр. наук.-практ. конференції. - Одеса, 2009. - С. 204-206.

2. Голубятников Н. И. Актуальные аспекты санитарной охраны акватории морских портов при судоходстве / Голубятников Н. И., Войтенко А. М., Сиденко В. П., Кучеренко Н. П. // Мат. научно-практ. конф. - Одесса, 2009. - С. 61-62.

3. Войтенко А. М. Критерії гігієнічної оцінки виробничого середовища на об'єктах водного транспорту / Войтенко А. М., Голубятников М. І. // Український журнал з проблем медицини праці. - 2010. - № 3. - С. 24-27.

4. Сердюк А. М. Проблемы и перспективы развития морского транспортного комплекса Украины: аспекты эколого-гигиенической безопасности / Сердюк А. М., Голубятников Н. И. // Довкілля та здоров'я. - 2008. - № 1. - С. 3-7.

5. Сердюк А. М. Эколого-гигиеническая безопасность море-хозяйственного комплекса: учебно-методическое пособие / [Сердюк А. М., Голубятников Н. И., Войтенко та ін. ]. - Одесса: Лерадрук, 2009. - 145 с.

РОЗДІЛ 4

ВПЛИВ ПРОЦЕСІВ МІГРАЦІЇ КОНТАМІНАНТІВ МОРЯ НА РЕКРЕАЦІЙНІ РАЙОНИ І ЗАХВОРЮВАНІСТЬ НА ГОСТРІ КИШКОВІ ІНФЕКЦІЇ НАСЕЛЕННЯ УКРАЇНИ

Система управління якістю довкілля, крім еколого-гігієнічної регламентації технологій, які використовуються при переробці твердих і рідких відходів, що утворюються в результаті діяльності промислових підприємств і транспорту на шляхах міжнародних водних перевезень, повинна базуватися на вивченні процесів міграції забруднювачів при скиданні з суден господарсько-побутових, баластних і лляльних вод в акваторії портів [242-246].

Значна концентрація шкідливих речовин у морському середовищі, а також накопичення їх у донних відкладеннях, в умовах мілководдя прибережної рекреаційної зони моря, за участю існуючих природніх гідродинамічних процесів потенційно створюють загрозу вторинного забруднення для здоров'я населення приморських міст. Забруднювачі можуть поширюватись, охоплюючи прибережні райони, в рекреаційні зони оздоровлення та відпочинку населення, чим являють собою санітарно-епідеміологічну небезпеку при водокористуванні.

4.1 Вивчення шляхів поширення біозабруднювачів (натурний експеримент)

Для вивчення шляхів циркуляції забруднень в прибережній зоні Одеської затоки, використовували в якості трасера ??пасивної домішки флуоресцеїн-натрій (ФН-уранін C20H10NaІO5), який добре розчиняється у воді, та є екологічно нешкідливий. Вміст ФН у морській воді визначали спектрофлуориметричним методом на приладі «Турнер-430» (США). Чутливість становила 0,2 нм/дмі.

Для оцінки стійкості сполуки, що використовувалась, були проведені модельні досліди, в яких протягом тривалого часу (4-5 діб), через рівні проміжки часу (Дt = 12 год.), вимірювався вміст розчинів різної концентрації в морській воді (рис. 4.1). При цьому визначали стійкість ФН, період напівруйнування Т1/2 = 4,0 ± 0,2 доби. Цей параметр використовували для обліку процесу природного руйнування ФН, за час від моменту скидання, до моменту аналізу.

Рис. 4.1 Визначення параметру Т1/2 природного руйнування ФН в досліджуваній морській воді.

Розрахунок концентрації трасера Св (t) з урахуванням природного руйнування в досліджуваному обсязі, проводили за формулою:

С в (t) =

C вим.* 0,693

Т Ѕ (4.1)

де С вим.- виміряна у відібраній пробі морської води концентрація ФН;

T1/2 - період природного напівзруйнування ФН у морській воді;

Дt - проміжок часу, що пройшов з моменту скидання до моменту вимірювання.

Облік процесу природного руйнування ФН дозволив отримати дані про розподіл концентрації практично інертної домішки по акваторії, яка підлягала спостереженню, тобто отримати дані тільки про розбавлення домішки. За час проведення експерименту, залишилась практично незмінною швидкість вітру - близько 5 м/с. Напрямок змінювався від північного - північно-західного (о 9.00) до західного- північно-західного (о 16.00), тобто залишався практично постійним. У зв'язку з тим, що флуоресцеїнова пляма, після скидання ФН, спостерігається візуально, методологія відбору проб морської води, при проведенні експерименту, полягала в наступному. По траєкторії руху плями, перпендикулярно до напрямку плями, виконувалися розрізи, на яких в 5 точках з 3-х горизонтів 0, 2 і 5 м проводили відбір проб води. На рис. 4.2 показана траєкторія руху центру плями по акваторії порту і точки відбору проб води. На кожному розрізі, виконаному в точках 1-5, проведено визначення вмісту ФН в воді на горизонтах 0, 2 і 5 м. При цьому, вертикальні профілі концентрацій визначені в центрі плями і на відстані 20 і 50 м від центру в обидві сторони. Результати наведені в таблиці 4.1.

Таблиця 4.1

Вміст ФН (мкг/дм3) в пробах морської води, відібраних по траєкторії руху плями

Точка відбору

Час відбору, год

Глибина, м

0

2

5

1-1

1-2

1-3

1-4

1-5

2-1

2-2

2-3

2-4

2-5

3-1

3-2

3-3

3-4

3-5

4-1

4-2

4-3

4-4

4-5

5-1

5-2

5-3

5-4

5-5

0,3

0,6

1,0

1,5

2,5

0

0

50000

0

0

0

300

10000

350

0

0

1100

5000

1300

0

0

600

2000

550

0

30

180

1100

160

20

0

0

200

0

0

0

10

600

16

0

0

200

400

180

0

0

100

240

170

0

0

30

130

10

0

0

0

0

0

0

0

0

0

0

0

0

0

0

0

0

0

0

10

0

0

0

0

20

0

0

Концентрація інертної домішки Cе (t) при перенесенні за час у спрощеному вигляді може бути розрахована за формулою:

Ce(t) = Co(t) x F(t) - Cизм.(t) = Со х F1(t)/F2(t), (4.2.)

де Co(t) - концентрація у викиді;

F1(t) - функція, що описує розбавлення домішок у морській воді за рахунок дифузії в напрямках, перпендикулярних до напрямку переносу;

F2(t) - функція, що описує природне руйнування флуоресцеїну в морській воді (визначена нами експериментально).

Враховуючи, що аналітичний опис функції F1 (t) є складним і трудомістким процесом, нами для поверхневого шару води на основі отриманих експериментальних даних побудована залежність,

F 1 (t) =

C в(t)

Со(t) (4.3)

яка наведена на рис 4.2, а Cв (t) визначалась для центру плями на поверхні.

Рис. 4.2 Залежність функції F1(t) від часу переносу, t

Отриману експериментальну функцію F1 (t) можна використовувати для розрахунку процесу розбавлення будь-якої домішки (забруднення), що скидається в морську воду за аналогічних метеорологічних умов (рис. 4.3).

Рис. 4.3 Траєкторія руху центру плями ФН і місця виконання відбору проб

Д - точка скидання ФН

Для отримання аналітичного виразу, що описує залежність коефіцієнта розбавлення, під час перенесення ФН, необхідно враховувати існуючу систему течій по акваторії порту, швидкість і напрямок приводного вітру, термодинамічний стан морської поверхні, який визначає процеси дифузії. При цьому, обов'язково необхідно враховувати фізико-хімічний стан і властивості речовин, що надходять в результаті скидання в морське середовище.

Принциповий підхід, при цьому, до математичного моделювання забруднення акваторії порту характеризується урахуванням процесу надходження забруднювачів у воду, як з берега, так і з суден, процесу виносу забруднювачів з акваторії порту, а також можливих процесів перетворення забруднювачів всередині акваторії (осідання і розчинення, хімічне та біохімічне самоочищення і т.п.).

Вивчення в експерименті, явища міграції забруднювачів морських акваторій та потенційна небезпека поширення їх на рекреаційні зони водокористування, дозволили зосередити увагу на ролі водно-рекреаційного чинника при проведенні аналізу захворюваності на гострі кишкові інфекції (ГКІ) населення України.

Як нами було зазначено раніше, забруднення прибережних вод промисловими, господарсько-побутовими, стічними, зливовими водами, суднами, а також населенням при водокористуванні для оздоровлення, сприяють появі в морській воді великої кількості кишкових вірусів, мікробів і паразитів хімічних речовин. У свою чергу, тривале виживання в морі патогенних мікроорганізмів, з якими людина стикається під час купання в забрудненій воді, використання її з лікувальною і спортивною метою, може явитися причиною збільшення рівня захворюваності серед населення приморських міст кишковими та іншими інфекціями. Чисельні дані літератури свідчать про можливість поширення, за допомогою морської води, збудників інфекційних захворювань. Останнім часом почастішали випадки виявлення в морській воді патогенних ентеробактерій, вірусів та паразитів [234-235]. Є всі підстави вважати, що прибережні води не тільки перестають грати роль оздоровчого фактора, а й стають небезпечними в епідемічному відношенні (табл..4.2). У зв'язку з цим, нами проведено ретроспективний аналіз захворюваності для виявлення можливого зв'язку між антропогенним забрудненням та рівнем інфекційної захворюваності на ГКІ.

4.2 Епідеміологічний аналіз захворюваності на гострі кишкові інфекції серед населення центральних і приморських областей України

Для комплексного аналізу використані порівняльні сумарні статистичні дані за основними нозоологічними формами (дизентерія, гастроентероколіти, черевний тиф, паратифи, сальмонельози) між прибережними містами (Одеса, Миколаїв, Севастополь) Чорноморського басейну та рівноцінними містами (Донецьк, Кіровоград, Запоріжжя) внутрішнього регіону країни, розташованого на значній відстані від моря. Розподіл сумарної кількості захворювань ГКІ по містах Чорноморського басейну внутрішнього регіону (2008-2014 рр.) представлені в табл. 4.2, 4.3, 4.4.

Таблиця 4.2

Результати мікробіологічних досліджень якості води в водоймах у місцях водокористування населення

рік

Водойми 1-2 категорії (ріки, лимани)

моря

Нормативна вібріофлора виділена в морській воді

Всього

проб

із них не відповідає вимогам

Всього

проб

із них не відповідає вимогам

Всього

по ЛКП

по збудниках інфекціїних захворювань

Всього

по ЛКП

По збудниках інфекціїних захворювань

Vibrio parahaemolyticus 

Vibrio alginolyticus

2006

506

124

67

57 (НАГ вібріони)

1478

340

140

200 НАГ

131

2007

481

109

58

51(НАГ вібріони)

1079

432

281

151 НАГ

147

256

2008

528

137

68

69 (НАГ вібріони)

1402

388

230

158 НАГ

150

173

2009

565

185

65

120 (НАГ вібріони)

1388

260

84

176 НАГ

149

100

2010

406

54

46

8 (НАГ вібріони)

1273

332

119

208 НАГ

5 Salm.

188

167

2011

612

128

76

52 (НАГ вібріони)

2824

951

113

838 НАГ

786

217

2012

272

49

43

6 (НАГ вібріони)

1356

245

5

190 НАГ

188

280

2013

73

68

68

-

797

176

35

141 НАГ

143

83

2014

85

69

69

-

390

136

5

131 НАГ

125

43

2015

100

36

36

-

268

67

25

42 НАГ

6

91

Таблиця 4.3

Розподіл сумарної кількості захворювань ГКІ серед населення по містах країни та Чорноморського басейну (2008-2014 рр.)

Найменування

басейну

Кількість мешканців

Кількість випадків захворювання

Абсолютне значення

На 100 тис. населення

%

2м, %

Чорноморський Міста країни

2128000 1756000

130319 28447

6124,0

1620

6,1

1,6

.033

.019

ИТОГО:

3884000

158766

7744

8

.028

У процесі проведення дисперсійного аналізу довірчий інтервал факторних середніх виявився істотно різним (р = 0,35), з переважно високою захворюваністю гострими кишковими інфекціями у містах Чорноморського басейну (рис.4.3, 4.4, 4.5). Аналогічна закономірність виявлена при вивченні порівняльної захворюваності гострими кишковими інфекціями по нозоформам. Так, сумарна захворюваність на дизентерію на 100000 населення в м.Одеса, Миколаїв, Севастопіль перевищувала, приблизно, в 2 рази відповідну по містах внутрішнього регіону країни. Порівняльний довірчий інтервал середніх по нозоформам склав р = 0,95% (рис.4.5).

Рис. 4.4 Захворюваність ГКІ у містах країни та узбережжя чорноморського басейну

При узагальненні даних розподілу сумарного числа захворювань ГКІ по місяцях (табл. 4.3;4.4;4.5), виявлена тенденція відносного сезонного підйому гострих кишкових захворювань (довірчий інтервал середніх значень р = 0,95%). Останнє, очевидно, пов'язано з курортним сезоном і посиленням впливу неспецифічних факторів передачі інфекцій; з професійною належністю. Висока захворюваність на дизентерію та ГКІ була зареєстрована, зокрема, серед робітників портів і плавскладу, що можна пояснити, очевидно, більш частим контактом цієї категорії наслення з морською водою.

У цілому, через високу міграцію населення в прибережних містах, практично утруднено диференційоване виявлення джерел інфекції. Недооблік невиявлених шляхів передачі в зазначених місцях, фактично приховує істинну роль відкритих водойм, у тому числі моря, у поширенні захворюваності. Дані санітарно-бактеріологічних досліджень морської води підтверджують наші припущення.

У результаті моніторингових спостережень встановлено, що за рівнем антропогенного і техногенного забруднень, морське середовище акваторії чорноморських портів Одеської затоки знаходиться в незадовільному стані. Внаслідок експлуатації морських транспортних засобів, берегових промислових підприємств, з урахуванням річкового стоку, скиду господарсько-побутових вод з приморських міст, в море поступають забруднені стічні та річкові води, які за бактеріологічними та хімічними показниками перевищують санітарні нормативи.

У результаті проведеного дисперсійного аналізу захворюваності кишковими інфекціями встановлені статистично значущі відмінності, що вказують на роль водно-рекреаційного чинника в поширенні захворювань серед населення міст чорноморського басейну.

Представлені дані математичної обробки захворюваності можуть бути реалізовані практичними органами охорони здоров'я, як додатковий об'єктивний, статистично достовірний критерій оцінки.

Таблиця 4.4

Розподіл сумарної кількості захворювань гострими кишковими інфекціями серед населення в містах країни та чорноморського басейну

Роки

Міста Чорноморського басейну

Міста країни

Абсолютне

значення

На 100 тис.

населення

%

2м, %

Абсолютне

значення

На 100 тис.

населення

%

2м, %

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

27472

9895

9597

9363

6363

3532

64095

1291

465

451

440

299

166

3012

21,1

7,6

7,4

7,2

4,9

2,7

49,2

.056

.036

.036

.035

.03

.022

.069

4232

1932

1756

2704

1967

1668

14188

241

110

100

154

112

95

808

14,9

6,8

6,2

9,5

6,9

5,9

49,9

.054

.038

.036

.044

.038

.036

.075

ВСЬОГО:

130317

6124

100

28447

1620

100

Таблиця 4.5

Розподіл кількості захворювань гострими кишковими інфекціями серед населення серед населення в містах країни та чорноморського басейну

Найменування нозоформи

Міста Чорноморського басейну

Міста країни

та чорноморського басейну

Абсолютне

значення

На 100 тис. населення

%

2м, %

Абсолютне

значення

На 100 тис. населення

%

2м, %

Дизентерія

Гастроентероколіти

Черевний тиф і паратифи

Сальмонельози

65117

56669

830

7703

3060

2663

39

362

50

43,5

0,6

5,9

.069

.068

.011

.032

10185

16752

158

1335

580

954

9

76

35,8

58,9

0,6

4,7

.072

.067

.012

.029

ВСЬОГО:

130319

6124

100

28430

1619

100

Рис. 4.5 Захворюваність ГКІ різних нозоформ у містах країни та Чорноморського регіону

Рис. 4.6 Захворюваність ГКІ різних нозоформ у містах країни та Чорноморського регіонів

Виникає доцільність у пролонгуванні таких статистичних спостережень, які засновані на застосуванні нетрадиційного методу дисперсійного аналізу інфекційної захворюваності (ГКІ), з урахуванням водно-рекреаційного чинника передачі, а також їх еколого-гігієнічного та епідеміологічного прогнозування.

Резюме

На підставі проведених досліджень, встановлено вплив процесів міграції контамінантів моря на рекреаційні зони, та підвищення рівня захворюваності ГКІ серед населення приморських міст при експериментальному вивченні шляхів розповсюдження біологічних забруднень з використанням пасивної домішки флуоресцеїну натрію.

При вивченні потенційної небезпеки поширення забруднення в рекреаційних зонах водокористування, в процесі аналізу захворюваності ГКІ серед населення, використані порівняльні сумарні статистичні дані за основними нозоформами приморських міст (Одеса, Миколаїв, Севастополь) чорноморського басейну і рівноцінними містами (Донецьк, Кіровоград, Запоріжжя) внутрішнього регіону країни.

У процесі дисперсійного аналізу довірчий інтервал факторних середніх виявився різним (р = 0,35) з переважанням високої захворюваності ГКІ, що вказує фактично на достовірну роль воднорекреаційного чинника у поширенні кишкових інфекцій у містах чорноморського басейну.

Матеріали даного розділу відображені в наступних публікаціях

1. Тимошина Д. Н. Использование показателей заболеваемости при изучении влияния на организм работающих и населения факторов окружающей среды / Тимошина Д. Н., Голубятников Н. И., Мухарская, Л. И., Калюжная И. И. // Матер 2-й междунар. научно-практ. конф. [«Госсанэпиднадзор на транспорте - 99»], (г. Ильичевск, 8-10 сентября 1999) - Ильичевск, 1999. - С. 118-122.

2. Голубятников Н. И. Экспериментальные исследования процессов миграции загрязнений при сбросе с судов в зоны морской рекреации и выявление риска инфекционной заболеваемости населения Украинского Причерноморья / Голубятников Н. И. // «Гігієна населених місць». - 2010. -вып. 55. - С. 106-114.

3. Голубятников Н. И. Некоторые аспекты эколого-гигиенической проблемы защиты от загрязнения акваторий Черноморских портов / [Голубятников Н. И., Сиденко В. П., Войтенко А. М. и др] // Зб. «Екологія міст та рекреаційних зон». - 2010. - С. 15-19.

4. Голубятников Н. И. Санитарно-эпидемиологические особенности и меры территориальной безопасности международного транспорта / Голубятников Н. И., Сиденко В. П., Валявская Г. И., Войтенко А. М. // «Актуальные проблемы транспортной медицины». - 2010. - № 3. - С. 55-60.

5. Голубятников Н. И. Научное обоснование мер санитарно-эпидемической безопасности территории международного судоходства / Голубятников Н. И. // «Профилактическая медицина». - 2010. - № 3. - С. 23-27

6. Голубятников Н. И. Экспериментальные исследования процессов миграции загрязнений при сбросе с судов в зоны морской рекреации и выявление риска инфекционной заболеваемости населения Украинского Причерноморья / Голубятников Н. И. // Зб. «Гігієна населених місць». - 2010. - випуск 55. - С. 106-114.

7. Голубятников Н. И. Социально-гигиенические аспекты загрязнения Черного моря и меры по улучшению обстановки в структурах морехозяйственного комплекса / Голубятников Н. И. // 36. «Екологічні проблеми Чорного моря». - 2010. - С. 150-152.

РОЗДІЛ 5

ХІМІЧНІ РЕЧОВИНИ МОРСЬКОЇ ВОДИ ТА ЇХ ВПЛИВ НА ПРОЦЕСИ САМООЧИЩЕННЯ МОДЕЛЬНИХ МІКРОКОСМІВ (ЕКСПЕРИМЕНТАЛЬНІ ДОСЛІДЖЕННЯ)

5.1 Контамінанти та їх вплив на мікробіоту «водоймища»

Для визначення найбільш актуальних проблем, що вимагають подальших наукових розробок, пов'язаних з регламентацією та контролем промислово-побутового забруднення морського середовища, вивчено вплив окремих хімічних сполук на мікроорганізми у воді. До експерименту включені хімічні речовини у наступних концентраціях:

Таблиця 5.1

Концентрації хімічних сполук, використаних у експерименті

№ з/п

Найменування хімічних речовин

Концентрація речовин мг/дмі.

1

Алкілсульфати (АС)

50,0; 25,0; 12,5; 10,0; 5,0; 1,0; 0,5

2

Мідь (CuSО4)

1,0; 0,1; 0,02; 0,01; 0,005

3

Свинець (Рb (NО3)

10,0; 1,0; 0,1

4

Цинк (ZnSО4)

1,0; 0,1

При виборі концентрацій виходили з наступного загального принципу:

1) на рівні ГДК; 2) середні рівні у воді; 3) концентрації, що найчастіше визначались за даними інших авторів [56].

Тест-об'єктами служили: бактерії групи кишкової палички (БГКП), ентерококи, Str. faecalis, сапрофіти, колі-фаги, Salmonella typhimurium. Воду контамінували мікроорганізмами у наступних кількостях на 1 дм3: сапрофіти - 108; БГКП - 107; Е.сoli -107; Str. Faecalis - 106; ентерококи - 106; колі-фаги - 105; патогені ентеробактерії - 104-105. Такі кількості були обрані, виходячи з кількісних співвідношень мікроорганізмів у господарсько-побутових стічних водах.

З метою вивчення впливу хімічних речовин на процеси самоочищення, активним учасником яких є сапрофітна мікрофлора, в експерименті використовували суміш мікроорганізмів, які виросли на живильному агарі при посіві води з водойми. Була створена максимально наближена до натурних умов експериментальна модель - морська вода (обсягом не менше 0,5 дмі), профільтрована через ватно-марлевий фільтр з присутнім у ній природним біоценозом, у яку вносили імітовану господарсько-побутові стічні води з близьким до середнього вмістом органічних речовин та вказаним співвідношенням досліджуваних мікроорганізмів. Контролем служила подібна модель з прісною водою.

Результати досліджень свідчили, що АС у концентрації 10,0 мг/дм3, чинив стимулюючу дію на БГКП, Salmonella typhimurium і колі-фаги та на 5-10 добу спостереження кількість мікроорганізмів вірогідно збільшувалась на 1,5-2,0 lg у порівнянні з контролем (без додавання АС), як у моделі з прісною, так і з морською водою. Терміни виживання збільшувалися до 60 і більше діб (рис. 5.1). При додаванні у морську та прісну воду АС у вищих, ніж 10,0 мг/дм3 концентраціях вірогідних змін у термінах виживання вказаних мікроорганізмів не відмічено.

Рис. 5.1 Вплив АС на життєдіяльність колі-фагів та сальмонел у морській воді

У той же час при додаванні у морську воду імітованої стічної води виявлено стимулюючий вплив АС на колі-фаги у різних концентраціях. Так, при додаванні 5 мг/дм3 їх життєздатність подовжувалась більш ніж до 60 діб. При додаванні АС у кількості 10,0 мг/дм3 - відмічено зріст числа БУО/дм3 на 20 добу, на 30 добу кількість колі-фагів вірогідно зменшилась (від 5,3х105 до 3,7х103), а далі залишалась майже не змінною до кінця експерименту. При додаванні 12,5 мг/дмі АС, максимальний стимулюючий ефект розвинувся на 30 добу, коли кількість БУО/дм3 становила 5,0х105, цей вплив продовжувався до 40-ї, поступово зменшуючись до 60 доби (рис. 5.2).

Рис. 5.2 Вплив різних концентрацій АС на життєдіяльність колі-фагів у морській воді при додаванні імітованої стічної води

Таким чином, під впливом різних концентрацій АС виживаність колі-фагів при одночасному додаванні у морську воду імітованої стічної води була значно та вірогідно вищою, ніж без останньої. При концентрації АС 5,0 мг/дм3 кількість та виживаність колі-фагів була вірогідно вищою, ніж без додавання АС (t=4,72; р>0,01). При додаванні 10 мг/дм3 АС - вірогідно вищою (t=4,91; р>0,01). При додаванні 12,5 мг/дм3 АС - вірогідно зростала у порівнянні з пробою, де був відсутній АС (t=6,1; р<0,001).

Виявлено згубну дію АС на патогенні ентерококи у концентраціях, близьких до ГДК. Внаслідок дії АС у кількостях 0,5-1,0 мг/дм3 мікроорганізми швидко відмирали і, таким чином, втрачали своє індикаторне значення, тоді як при додаванні 5,0 мг/дм3 і більше АС не впливав на їх життєздатність. Однак, при додаванні до морської води імітованої стічної води з концентрацією АС 5,0 мг/дмі і вище, відмічено стимулюючу дію на мікроорганізми (рис. 5.3).

Таким чином, незважаючи на згубну дію ПАР у низьких концентраціях на життєдіяльність цієї групи бактерій, при забрудненні морської води господарсько-побутовими стічними водами, життєздатність ентерококів значно підвищується. Встановлено вірогідну можливість їх виживання до 40 і більше діб при дії АС у концентраціях від 5,0 (t=3,1; p?0,05) до 12,5 мг/дм3 (t=4,03; p<0,05).

Рис. 5.3 Вплив різних концентрацій АС на життєдіяльність ентерококів при додаванні імітованої стічної води у морську воду

Розглядаючи вплив солей важких металів (мідь, свинець, цинк) у різних концентраціях на життєздатність мікроорганізмів, нами отримано наступні результати.

Дію свинцю вивчали на прикладі солі Pb(С2Н3О2) 2 * 3Н2О, розчин якої вносили у різних концентраціях до модельних водойм. Виявилося, що в морській воді дана сіль не є стабільною і її концентрація через 24 години зменшується майже в два рази (таб. 5.2). У той же час концентрація солі у прісній воді залишається на постійному рівні до 6 діб з деяким зменшенням у наступні дні.

Таблиця 5.2

Вивчення стабільності солей свинцю і цинку в модельних водоймах з морською і прісною водою

Терміни

Ацетат свинцю, мг/дм3

Сульфат цинку, мг/дм3

Морська вода

Прісна вода

Морська вода

Прісна вода

I

II

I

II

I

II

I

II

В день постановки

досліду

Через 1 добу

Через 6 діб

Через 10 діб

Через 20 діб

0,50

0,25

0,19

0,13

0,13

0,17

0,13

0,13

сліди

0,13

0,50

0,47

0,43

0,37

0,37

0,13

0,13

0,13

сліди

0

1,20

1,18

1,17

1,05

1,06

0,25

0,42

0,21

0,16

0,18

1,08

0,92

0,73

0,62

0,66

0,19

0,12

0,10

0,08

0,10

Так, навіть при концентрації 0,1 (при ГДК 0,1 мг/дмі) у морській воді свинець здійснював стимулюючу дію відносно колі-фагів та патогенних ентеробактерій.

Особливо сприятливо діяла сполука свинцю на виживаність сальмонел у морській воді. При додаванні солі свинцю у концентраціях, як 0,1, так і 1,0 мг/дм3 чисельність сальмонел була вірогідно вищою у порівнянні зі зразком без додавання останньої (відповідно t=5,9; р>0,01 та t=4,6; р<0,05). Більш висока стійкість сполук свинцю у прісній воді сприяла життєздатності мікроорганізму у цьому середовищі. Відзначено вірогідне збільшення числа КУО/дм3 сальмонел при додаванні 0,1 (t=4,4; р>0,001) та 1,0 мг/дм3 (t=7,0; р<0,0001) сполуки свинцю (рис. 5.4, 5.5).

Свинець у концентраціях 0,1 та 1,0 мг/дм3 не мав вірогідного впливу на життєдіяльність БГКП ні в морській, ні у прісній воді. У той же час високі концентрації свинцю (10 мг/дм3) вірогідно пригнічували життєдіяльність як БГКП (t=3,2; р>0,01), так і сальмонел (t=2,9; р<0,05) у морській воді.

Рис. 5.4 Вплив солей свинцю на життєдіяльність сальмонел у морській воді

Рис. 5.5 Вплив солей свинцю на життєдіяльність сальмонел у прісній воді

При вивченні впливу сполук цинку на сальмонели отримані наступні результати. Сполуки цинку у концентраціях 0,1 (t=2,8; р>0,01) та 1,0 мг/дм3 (t=2,6; р>0,01) у морській воді вірогідно пригнічували життєдіяльність сальмонелл, у порівнянні зі зразком без додавання цинку (рис. 5.6).

Рис. 5.6 Вплив солей цинку на життєдіяльність сальмонел у морській воді

У прісній воді важкий метал теж вірогідно пригнічував життєдіяльність сальмонел, при концентрації 0,1 мг/дм3 (t=3,0; р>0,01), ще більше - при концентрації 1,0 (t=6,6; р<0,0001).

Рис. 5.7 Вплив солей цинку на життєдіяльність сальмонел у прісній воді.

У прісній воді при зазначеній концентрації солей цинку вже на 9 добу не виявлялося сальмонел навіть при проведенні пересіву проби води через середовища накопичення (рис. 5.7).

Сульфат цинку у концентрації 0,1 мг/дм3 не мав вірогідного впливу на життєдіяльність БГКП ні в морській, ні у прісній воді. При додаванні концентрації 1,0 мг/дмі отримано тенденцію до стимулюючого впливу на зріст БГКП.

Однак наведені дані щодо дії свинцю і цинку на мікроорганізми вимагають уточнення і накопичення матеріалу.

Дію міді вивчали на прикладі солі CuSO4 * 5H2O.

Терміни виживання колі-фага у присутності міді у концентрації 0,1 мг/дмі становить 35 діб у прісній воді (на 32 доби коротше у порівнянні з контролем - без додавання міді) та на 12 діб у морській - у порівнянні з контролем (табл. 5.3).

Таблиця 5.3

Вплив міді (0,1 мг/дм3) на виживаність солі-фага (у БУО /дм3)

Дні

спостереження

Морськая вода

Прісна вода

Мідь 0,1

мг/дм3

Контроль

Мідь 0,1

мг/дм3

Контроль

0

4х105

2х105

2х106

5х106

16

4х105

3х105

6х105

1х106

20

1х105

2х105

3х105

8х105

24

1х105

1,5х105

8х103

4х105

27

6х104

3,3х105

4х103

9х104

34

4х104

9х105

<1х103

7х104

46

1х104

2,5х105

0

2х104

51

1х104

1,8х105

0

6х103

59

3х103

7х105

0

3х103

67

2х103

6х105

0

<1х103

71

2х103

3х105

0

0

83

1х103

3х105

0

0

87

<1х103

4х104

0

0

94

0

3х104

0

0

99

0

1,5х104

0

0

Мідь токсично впливає на виживаність колі-фагу у концентрації 1,0 мг/дмі (t=6,1; р>0,00001) у прісній воді, тоді як у морській воді таж концентрація сульфату міді викликає вірогідне підвищення життєдіяльності вірусу (t=9,1; р<0,00001) (рис. 5.8).

Рис. 5.8 Вплив солей міді на життєдіяльність колі-фагу у прісній та морській воді.

Рис. 5.9 Вплив солей міді на життєдіяльність БГКП та сальмонел у морській воді

На БГКП мідь чинила вірогідну гальмівну дію у значно менших концентраціях (0,01; 0,02; 0,05; 0,1), ніж ГДК (1 мг/дмі). Так, протягом перших семи діб кількість мікроорганізмів при концентрації 0,02 мг/дм3 вірогідно зменшилась по відношенню до контролю. Концентрація міді 0,1 мг/дмі викликала різко виражену затримку росту БГКП (t=5,6; р>0,0001), проте на кількість сальмонел майже не впливала (t=1,23; р>0,1) (рис. 5.9).

У той же час ентерококи виявилися стійкими до дії міді у концентраціях 0,05 мг/дмі і нижче. При вивченні життєздатності БГКП, ентерококів, Str. faecalis, колі-фагів при концентраціях міді (1,0 і 10,0 мг/дмі) не виявлено істотного відхилення від контролю впродовж усього терміну спостереження (20 днів).

У результаті експериментальних досліджень встановлено вибіркову дію вивчених хімічних речовин на різні індикаторні і сапрофітні мікроорганізми.

Так, мідь у концентрації 0,01 мг/дм3, що у десятки разів нижче ГДК, пригнічує життєдіяльність основного індикаторного мікроорганізму - БГКП (t=8,5; р<0,0001), а також сапрофітів (t=10,7; р<0,0001)(рис. 5.10).

Рис. 5.10 Вплив солей міді на життєдіяльність сапрофітних бактерій і БГКП у морській воді

АС у різних концентраціях сприяють виживанню колі-фагів у морській воді. При одночасному додаванні до морської води імітованої господарсько-побутової стічної води терміни їх виживання подовжуються до 60 і більше діб. Цей факт дозволяє припустити високу здатність інших вірусів виживати у забрудненій стічними водами морській воді та зберегти за цим показником санітарно-показове значення відносно інших кишкових вірусів.

Отримані результати свідчать про згубну дію ПАР у низьких концентраціях на життєдіяльність ентерококів, тоді як при забрудненні морської води господарсько-побутовими стічними водами, життєздатність ентерококів вірогідно підвищується.

Сприятливо діяла сполука свинцю у концентраціях 0,1 та 1,0 мг/дмі на виживаність сальмонел у морській, а ще більше у прісній воді. Забруднення морського середовища та прісних водойм солями свинцю створює додатковий чинник ризику епідемічної небезпеки з боку збудників кишкових інфекцій, особливо в умовах постійного забруднення при МГД свинцем з підводного борта морського судна, в місцях розташування суднобудівних та судноремонтних заводів, відстою в акваторії порту морських суден. Це потребує обмеження вмісту таких сполук у водних середовищах.

Зіставлення характеру дії шкідливих речовин в прісному і морському середовищах показало відсутність істотних відмінностей. Проте у ряді випадків вдалося відзначити більш виражений вплив промислово-побутового забруднення в морських водах.

Отримані дані свідчать про необхідність урахування показників санітарно- епідемічної безпеки при регламентації шкідливих речовин в морських водах для вдосконалення та уточнення існуючих санітарно-гігієнічних показників морської води (ГДК). Так, виявлено стимулюючу дію солей свинцю на рівні ГДК на сальмонели і колі-фаги. Аналогічний характер встановлено при вивченні впливу шкідливих речовин у прісній та морській воді на БГКП і сальмонели, у зв'язку з чим кишкова паличка зберігає санітарно-показове значення.

Підтверджена здатність колі-фагів до тривалого виживання у прісному та морському середовищі, а також висока чутливість до дії шкідливих речовин. На підставі отриманих даних, в умовах інтенсивного промислового забруднення, коли токсичні інгредієнти у багато разів перевищують допустимі, з метою надійності контролю якості морської води встановлена доцільність обов'язкового моніторингу за вмістом колі-фагів.

Таким чином, у результаті проведених досліджень обґрунтовано необхідність постійного моніторингу показників епідемічної безпеки та суворої регламентації шкідливих речовин у морських водах, з урахуванням виявленої стимулюючої дії на сальмонели і колі-фаги солей свинцю на рівні ГДК.

Крім того, у більшості випадків, встановлено подібну дію інших шкідливих речовин на динаміку розвитку сапрофітної мікрофлори, життєдіяльність санітарно-показових та патогенних мікроорганізмів, що потребує перегляду існуючих нормативів щодо показників якості поверхневих вод.

Проведені дослідження показали, що для забезпечення епідемічної безпеки морських вод необхідна чітка гігієнічна регламентація щодо допустимого рівня їх промислово-побутового забруднення, з використанням санітарно-мікробіологічних показників, з урахуванням впливу шкідливих речовин на процеси мікробного самоочищення морського середовища.

Отримані результати щодо переважно стимулюючого впливу шкідливих речовин на динаміку розвитку сапрофітної мікрофлори і життєдіяльність санітарно-показових і патогенних мікроорганізмів, обґрунтовують необхідність подальшого вивчення їх впливу, в умовах тривалого хімічного забруднення, що сприяє підвищенню епідемічної небезпеки морських вод при їх оздоровчо-лікувальному і культурно-побутовому використанні.

Запропонована експериментальна модель, що була максимально наближена до натурних умов, в умовах постійного та інтенсивного промислово-побутового забруднення морського середовища, дозволяє більш об'єктивно та комплексно проводити санітарно-мікробіологічну оцінку якості морських вод за рядом вивчених показників. Розроблені методичні прийоми дозволяють більш досконало проводити вивчення впливу шкідливих речовин на життєдіяльність санітарно-показових і патогенних мікроорганізмів у морських водах.

Виконані дослідження дозволили визначити сучасний стан проблеми забруднення морського середовища при функціонуванні морегосподарського комплексу, з урахуванням постійного промислово-побутового забруднення, що пов'язане з близькістю розташування крупного приморського населеного міста, з метою розробок наукових рішень, пов'язаних з охороною морського середовища та оздоровлення рекреаційної зони моря.

5.2 Вплив СПАР і нафтопродуктів на модельні мікрокосми

Наукове обґрунтування допустимого рівня антропогенного впливу на природні комплекси, що регламентують не тільки екологічну чистоту, але і економічну рентабельність природоохоронних заходів, ставить на перший план завдання їх нормування для морського середовища. Мова йде не просто про встановлення більш жорстких гранично допустимих концентрацій, а про підходи еколого-гігієнічного характеру, які забезпечують оцінку біоценотичних об'єктів живої природи. У цьому зв'язку застосування модельних мікросистем (мікрокосмів), в даний час, визнається обгрунтованим методом санітарно-токсикологічної оцінки якості водного середовища за станом природних екосистем.

Дослідження стосувалися визначення ступеня поєднаного впливу СПАР і нафтопродуктів на мікрокосми експериментальної водойми.

В експерименті використана лабораторна мікроекосистема, що містила морську воду, відібрану в акваторії Одеської затоки з представниками деяких видів фауни і флори прибережної зони Чорного моря: риби - Gobius sp.; молюски - Mytilus galloprovincialis, Theodoxus euxinus, Hidrobia acuta; черви - Nereis diversicolor, Polyhaeta sp., Nematoda, Gastrotrycha, Turbellaria; ракоподібні - Marinogammarus olivii, Calanoidae, Harpacticidae, Ostracodae; кишковопорожнинні - гідроїдний поліп, морська гідра; найпростіші; одноклітинні водорості.

У якості забруднюючих (морську воду) речовин досліджували:

а) синтетичні поверхнево-активні речовини (СПАР). Експерименти проводили на шести мікрокосмах - 3-х дослідних та 3-х контрольних з поступовим збільшенням концентрації СПАР від 0,0125 до 1,6 мг/дмі.

б) нафтопродукти вивчали у різних концентраціях від 0,08 до 0,05 мг/дмі.

в) двотретинноосновна сіль гіпохлориту кальцію (ДТСГК) в концентрації від 1,0 до 25,0 мг/дмі активного хлору. Реагент вводили як в суміші зі стічними водами, так і в чистій воді при відповідному контролі та дотриманні умов розведення (не менше 1 до 1000) за рахунок внесення в певний об'єм води (1 дм3).

Оцінку впливу активних хімічних сполук здійснювали у динаміці протягом двотижневого періоду за мікробіологічними (мікробне число та колі-індекс) та хімічними показниками (СПАР, нафтопродукти, БСК5).

Обробку даних проводили методами дисперсійного і регресивного аналізу. У процесі спостережень встановлені наступні закономірності внаслідок впливу забруднюючих компонентів на мікроекосистему експериментальної «водойми». Після внесення в першу добу СПАР у концентрації 0,0125 мг/дмі (1/8 ГДК) при вихідному комплексі організмів екосистем (табл. 5.3) - не виявлено відмінностей дослідних мікрокосмів від контрольних. Наприкінці двотижневої експозиції відзначено помітне підвищення рН води, що зберігається у подальшому ході експерименту (табл. 5.4). Внесення до водойми СПАР, спричинило інтенсивну деструкцію мікрокосм - залишкові їх кількості не перевищували фонових, тобто були нижче 0,01 мг/дм3. При доведенні сумарної кількості внесених до мікрокосму СПАР до 0,025 мг/дмі (1/4 ГДК) в дослідних системах за тих же умов, що і в контрольних, помітно знижувався потік води через ерліфти, що пов'язано зі зміною її поверхневого натягу. Через кілька діб, відмінності зникали внаслідок деструкції СПАР. Наприкінці двотижневої експозиції в ґрунті дослідних мікрокосмів виявлені деградовані форми у вигляді дрібних кулястих інфузорій, відсутніх у контрольних мікрокосмах.

Таблиця 5.4

Комплекс гідробіонтів лабораторної морської екосистеми «Екотрон» перед початком експерименту

Таксони

Кювети

Планктон

грунт

Червоні водорості

+

-

+

Зелені нитчасті водорості

+

-

-

Осциляторії

+

-

-

Спируліна

+

-

+

Інфузорії (3 види)

+

-

+

Вортицеола

+

-

-

Шаровка

+

+

-

Гарпактициди

+

+

-

Каланоїда

-

+

+

Нереїс

-

-

+

Поліхета

-

+

+

Нематода

-

-

+

Немертина

-

-

+

Актинія

-

-

+

Чорноморська мідія

-

-

+

Кліщ

-

+

-

Личинки каланоїд

-

+

-

При сумарній кількості СПАР 0,05 мг/дмі (1/2 ГДК) виявлені раніше відмінності, поглиблювались. У першу добу дії СПАР у вказаній концентрації актинії дослідних мікрокосмів скоротили зонтики щупалець, а через 2 доби знову їх розкрили; рівень БСК5 у воді всіх дослідних водойм, у середньому, в 2 рази перевищував контрольні показники, однак залишковий вміст СПАР у модельній водоймі, після двотижневої експозиції, не відрізнявся від такого у контролі.

Таблиця 5.5

Зміни хімічних і бактеріологічних параметрів мікрокосм у процесі експерименту зі СПАР

Конц. СПАР

мг/дмі

Параметри

Дослідні мікрокосми

Контрольні мікрокосми

1

2

3

4

5

6

До внесения

СПАР

СПАР(мг/дм3)

0,01

0,01

0,01

0,01

Страница:


Подобные документы

Работы в архивах красиво оформлены согласно требованиям ВУЗов и содержат рисунки, диаграммы, формулы и т.д.
PPT, PPTX и PDF-файлы представлены только в архивах.
Рекомендуем скачать работу.

© 2000 — 2023, ООО «Олбест» Все права защищены