курсовая исследование аварийной экотоксологической ситуации и меры по ее устранению. Исследование аварийной экотоксикологической ситуации и меры по ее устранению (диоксины и диоксиноподобные вещества)
 Скачать 286.5 Kb.
|
2 Токсикологическая характеристикаДИОКСИНА И ДИОКСИНОПОДОБНЫХ ВЕЩЕСТВУчитывая основной путь перемещения диоксинов в природе: источник воздушная среда, вода, почва, растения, молочный скот, молочные продукты, человек, грудное молоко кормящей матери, новорожденный ребенок, - именно последний оказывается основным "потребителем" этих супертоксикантов, поскольку на каждом этапе пищевой цепи происходит многократное нарастание концентрации токсикантов. Через почву, с загрязнениями воды и воздуха диоксины поглощаются растениями, водными и почвенными организмами, которые служат пищей птицам, рыбам и млекопитающим, и в конце концов поступают в рацион человека. Таким образом, поступление диоксинов в организм человека осуществляется через потребление загрязненных ими пищевых продуктов, с вдыхаемым воздухом, питьевой водой и через кожные покровы. При этом количество попадающего в организм токсиканта в процентном соотношении составляет 94,77: 5,0: 0,2:0,03 соответственно. Отсюда понятно, что главным путем поступления диоксинов в организм человека является алиментарный, т.е. через продукты питания, с которыми население получает основное (примерно 95%) количество диоксина. Особо сильно загрязнены диоксинами морепродукты, в частности рыбы; попав в водную среду, эти токсиканты накапливаются в тканях гидробионтов, где их концентрация в десятки и сотни тысяч раз превышает содержание в гидросфере. Считается, что жители Швеции и Финляндии 63% собственно диоксинов и 42% фуранов получают через рыбные продукты. Концентриро ванные молочные продукты (масло, сыр) и мясо крупного рогатого скота, яйца и мясо птиц также могут содержать большое количество диоксинов. Кроме того, эти токсиканты могут попадать в организм из воздуха и с пылью (в США 2,2 и 0,8 пг ТЭ/день соответственно). Питьевая же вода существенного вклада в общее количество диоксинов, поступающих в организм, не вносит. Согласно стандартам США, "приемлемая" суточная доза - 0,1-0,006 пг ТЭ/кг, а суммарное поступление диоксинов в организм "среднего" американца составляет 119 пг ТЭ/день на кг веса. Известный немецкий специалист в определении диоксинов, поступающих из окружающей среды, П. Фюрст, указывает еще на один путь попадания этих токсикантов в организм человека - табачный дым. Выявлено, что в каждой выкуриваемой сигарете содержится 0,08-0,15 пг ТЭ/сигарету и при потреблении 20 сигарет в день курильщик получает 1,6-3 пг ТЭ/день. Для сравнения, по данным общей популяции того же исследователя, с пищей человек получает диоксинов - 70-200 пг ТЭ/день (1-3 пг ТЭ/кг массы тела в день), с вдыхаемым воздухом - 4 пг ТЭ/день (0,06 пг ТЭ/кг массы тела/день) и с сигаретным дымом 1,6-3 пг ТЭ/день, т.е. 0,02-0,04 пг ТЭ/кг массы тела ежедневно. Устойчивость диоксинов и ДПС против разрушения и трансформации не только в окружающей среде, но и биосредах является одним из условий их накопления в организме. Липотропность обеспечивает их проникновение и высокое содержание в жировых депо и тканях мозга и, что особенно важно и опасно, в грудном молоке млекопитающих, в том числе и человека. Таким образом, мы коснулись биоаккумуляции диоксинов, ее значения и практических аспектов. Биоаккумуляция ТХДД изучена в модельных экспериментах. Было показано, что содержание радиоактивно меченного ТХДД в морских креветках Artemia sali-па и личинках комаров Aedes egypty было в 1570 и 9000 раз выше, чем в воде, соответственно. При анализах растительности из области Севезо после известной аварии было обнаружено до 50 мг/кг ТХДД. В последующие годы содержание диоксинов во вновь выросших растениях, не имевших прямого контакта с аэрозольным диоксиновым облаком, концентрация ТХДД резко снизилась. Через год после аварии в мякоти фруктов ТХДД не был обнаружен, но найден в кожуре в количествах до 100 нг/кг. Это свидетельствует о том, что загрязнение было обусловлено пылью, а не поглощением растениями. Содержание ТХДД в корнях многих растений, собранных на загрязненной диоксинами территории, было существенно выше, чем в почве и наземной части растений. У людей, находящихся на вершине трофической цепи, биоаккумуляция имеет исключительно важное практическое значение. В результате чрезвычайно медленного выведения диоксинов из организма и их липотропности, они интенсивно накапливаются, в основном, в жировой ткани. Показатель накопления диоксинов/фуранов в биосредах организма, т.е. жировые депо, кровь и материнское молоко (жирность которого обычно составляет 3,4-3,8%), можно использовать для оценки риска диоксиновой опасности. В России Госсанэпиднадзором принята допустимая суточная доза (ДСД) 10 пг/кг. Это значит, что человек весом 70 кг может "без последствий для своего здоровья" ежедневно потреблять 700 пг диоксина. В год это составит 255,5 нг, а в течение всей жизни (если считать среднюю продолжительность жизни 70 лет) - 18 мкг или 0,000018 г. А если следовать указанным выше американским стандартам, то эти цифры впечатляют еще больше, они ниже наших, российских, в 100-170 раз. Из этих простых арифметических расчетов понятно, что дозы выше указанных нанесут вред здоровью. Исследовалось содержание ТХДД в жировой ткани и плазме крови ветеранов вьетнамской войны и немецких рабочих гербицидных производств. Высокие концентрации ТХДД были обнаружены в этих образцах также спустя много лет, что говорит о низком уровне выведения и длительном времени полураспада диоксинов. На основании результатов исследований грудного молока в 29 из 32 стран обнаружено, что содержание в нем диоксинов значительно превышает стандарты, установленные в Бельгии, Голландии и Франции (3-7 нг ТЭ/кг жира). Вскармливаемые грудным молоком младенцы имеют более высокий уровень диоксинов, чем другие популяционные группы, и, таким образом, являются основными "потребителями" этих загрязнителей. Данное положение находит объяснение в том, что грудное молоко является вершиной трофических цепей/человека. С другой стороны, как отмечено выше, младенцы, вскармливаемые грудным молоком, получают 34-53 пг ТЭ/кг массы тела диоксинов ежедневно, тогда как дети того же возраста, находящиеся на искусственном питании, - 0,07-0,16 пг ТЭ/кг/день. Указанные факты оказались достаточно впечатляющими и трудно оспариваемыми, потому вокруг необходимости грудного вскармливания возникли жаркие дискуссии, которые не утихли окончательно и сегодня [6]. Пищевая цепь является основным путём поступления диоксинов в организм. С продуктами питания в организм поступает 98%, с воздухом – 2%, питьевой водой – менее 0,01% общего поступления диоксинов. Человек массой 70 кг в течение дня получает ТХДД (в пг/кг) с пищей – 0,35, с воздухом – 0,006 и потребительскими товарами – 0,001. По данным агентства по охране окружающей реды США суточное поступление диоксинов составляет 1 пг/кг. По другим источникам среднее поступление диоксинов в организм колеблется в пределах 0,03 – 0,05 нг/сут. В пробах городского воздуха в г. Гамбурге было определено 0,02 пг/м3 ТХДД. Если человек вдыхает 20 м3 воздуха в день, то составляет 0,006 пг ТХДД. Из продуктов питания поступает 50% диоксинов с мясом, 27% - с молоком, 10% - с рыбой и 11% - с другой пищей. Установлено, что уровень диоксинов в молоке в 40-200 раз выше чем в тканях организма. Расчеты показывают, что из 1 литра молока организм получает в 12 раз большую дозу ПХДД, чем за счет вдыхаемого воздуха за одни сутки. Значительное количество диоксинов могут поступать с корнеплодами (картофель, морковь, свекла и др.), т.к. большая часть их задерживается в корневых системах растений и только 10% - в наземных частях. Диоксины чрезвычайно стабильны в живых организмах, следствием чего является их длительное сохранение в биосфере. Токсико-кинетические исследования последних лет показали, что они очень медленно выводятся из живых организмов, а из организма человека практически не выводятся. В таблице 1 приведены данные о периоде полувыведения высокотоксичного диоксина 2,3,7,8-ТХДД из живых организмов. Высокохлорированные ПХДД имеют сопоставимое время полувыведения из организма человека – порядка 3-6 лет. Для высокотоксичных ПХДФ период полувыведения из организма человека несколько меньше – от 1 до 3 лет. Найдена явная зависимость этой величины от структуры ПХДФ. Период полувыведения высокотоксичного ПХБ-169 из человека имеет величину порядка 10 лет. Период полувыведения V и VI из печени и жировой ткани крыс для различных изомеров составляет (сутки): для Cl4ДФ 2,6 и 5,6; Cl4ДД 15,6; Br4ДФ 20 и 30; Cl5ДФ 60 и 115; Cl5ДД 24 и 42; Br5ДД 21 и 55 соответственно. Обладая выраженными липотропными свойствами, диоксины преодолевают плацентарный барьер. Выделение их из организма млекопитающих происходит преимущественно через кишечник в виде фенольных метаболитов, а также с молоком. Так, период полувыведения ПХДД и ПХДФ существенно различается у лактирующих и нелактирующих овец (80 и 160 суток соответственно). Основную дозу ПХДД и ПХДФ ягнята получают с молоком, эта доза в 4 раза больше дозы, получаемой через плаценту. Наиболее активно через плаценту проникают: низкохлорированные соединения, в частности, диоксин I. С грудным молоком у отдельных животных может выделяться до 10% суточной дозы диоксинов. Как и большинство хлорированных соединений, диоксины хорошо всасываются в желудочно-кишечном тракте, легких, а также через кожу. При оральном поступлении диоксина 2,3,7,8-ТХДД в организм человека более 87% его всасывается в желудочно-кишечный тракт. Накапливается он преимущественно в жировой ткани, коже и печени. В таблице 2 приведены данные по эффективности накопления диоксина I в органах, тканях и выделениях человека в сравнении с кровью (даны коэффициенты распределения). 3 ПОДХОД К ОТБОРУ ПРОБ Принимая во внимание Регламент Совета (EEC) № 315/93 от 8 февраля 1993 года, устанавливающий процедуры Сообщества для контаминантов в пищевых продуктах, и, в частности его Статью 2(3), Поскольку: Регламент Комиссии (EC) № 466/2001 устанавливает максимальные уровни для некоторых контаминантов в пищевых продуктах. ‘Диоксины’, как указано в этом Регламенте, охватывают группу из 75 аналогов полихлорированных дибензо-пара-диоксинов и 135 аналогов полихлорированных дибензофуранов, 17 из которых имеют отношение к токсикологии. Полихлорированные бифенилы (далее – ПХБ) - это группа из 209 различных аналогов, которую можно подразделить на две подгруппы по их токсикологическим характеристикам: малое количество проявляет токсикологические характеристики, подобные характеристикам диоксинов, и поэтому они часто обозначаются термином «диоксин-подобные полихлорированные бифенилы». Большинство их не проявляет токсичности, подобной токсичности диоксинов, а имеет другой токсикологический профиль. Каждый аналог диоксинов и диоксин-подобных ПХБ проявляет различный уровень токсичности. Чтобы иметь возможность суммировать токсичность этих различных аналогов, была введена концепция факторов токсической эквивалентности, облегчить оценку риска и регулятивный контроль. Это означает, что результаты анализов по всем отдельным аналогам диоксинов и диоксин-подобных ПХБ, имеющих отношение к токсикологии, выражаются в единицах, поддающихся количественному измерению, а именно в токсическом эквиваленте - ‘TCDD toxic equivalent’ (TEQ). 30 мая 2001 года Научный комитет по пищевым продуктам принял Мнение по оценке риска диоксинов и диоксин-подобных ПХБ в пищевых продуктах, обновляющее его Мнение от 22 ноября 2000 года по этому вопросу на базе новой научной информации, полученной со времени последнего принятия. Научный комитет по пищевым продуктам установил допустимую еженедельную норму приема в 14 пикограммов токсических эквивалентов ВОЗ на кг веса тела для диоксинов и диоксин-подобных ПХБ. Оценки воздействия показывают, что значительная часть населения Сообщества принимает в пищу больше допустимой еженедельной нормы приема. Определенные группы населения в некоторых странах могут подвергаться более высокому риску по причине особых пищевых привычек. С токсикологической точки зрения, любой установленный уровень следует применять как к диоксинам, так и к диоксин-подобным ПХБ, но в 2001 году максимальные уровни были установлены только для диоксинов, а не для диоксин-подобных ПХБ, исходя из очень ограниченных в тот период имеющихся данных о преобладании диоксин-подобных ПХБ. За истекший период появились новые данные о присутствии диоксин-подобных ПХБ. Согласно Регламенту (EC) 466/2001, Комиссия должна была пересмотреть положения по диоксинам в свете новых данных по наличию диоксинов и диоксин-подобных ПХБ, в частности, с целью включения диоксин-подобных ПХБ в уровни, которые следует установить. Все участники хозяйственной деятельности в цепи пищевых продуктов и кормов должны продолжать делать все возможные усилия и делать все, что необходимо, чтобы ограничить присутствие диоксинов и диоксин-подобных ПХБ в пищевых продуктах и кормах. Регламент (EC) 466/2001 соответственно предусматривает дальнейший пересмотр максимальных применяемых уровней не позднее 31 декабря 2006 года с целью значительного уменьшения максимальных уровней и возможного установления максимальных уровней для других пищевых продуктов. Следует увеличить данный срок, необходимый для получения достаточных данных мониторинга, чтобы определить значительно более низкие уровни. Предлагается установить максимальные уровни для суммы диоксинов и диоксин-подобных ПХБ, выраженные в токсических эквивалентах Всемирной организации здравоохранения (ВОЗ), с использованием факторов токсического эквивалента ВОЗ, так как это наиболее соответствующий с точки зрения токсикологии подход. Чтобы обеспечить гладкий переход, на переходный период существующие уровни диоксинов и диоксин-подобных ПХБ должны продолжать применяться в дополнение к новым установленным уровням для суммы диоксинов и диоксин-подобных ПХБ. Пищевые продукты, указанные в разделе 5 (приложения I), должны соответствовать во время этого периода максимальным уровням для диоксинов и максимальным уровням для суммы диоксинов и диоксин-подобных ПХБ. До 31 декабря 2008 года следует рассмотреть вопрос о том, чтобы обходиться без отдельного максимального уровня по диоксинам. Очень важно, чтобы результаты анализов были представлены и интерпретировались единообразно, чтобы обеспечить гармонизированный подход к правоприменению во всем Сообществе. Директива Комиссии 2002/69/EC от 26 июля 2002 года, устанавливающая методы отбора проб и методы анализа для официального контроля диоксинов и определения диоксин-подобных ПХБ в пищевых продуктах, предусматривает, что партия признается не соответствующей установленному максимальному уровню, если результат анализа, подтвержденный параллельным анализом и рассчитанный как среднее не менее чем двух отдельных вычислений, превышает максимальный уровень сверх обоснованных сомнений, с учетом погрешности измерения. Имеются различные возможности оценить эту погрешность. Чтобы содействовать профилактическому подходу к сокращению количества диоксинов и диоксин-подобных ПХБ, имеющихся в пищевых продуктах и кормах, пороговые дозы были установлены Рекомендацией Комиссии 2002/201/EC от 4 марта 2002 года по сокращению присутствия диоксинов, фуранов и ПХБ в пищевых продуктах и кормах . Эти пороговые дозы являются инструментом для компетентных органов и участников хозяйственной деятельности, чтобы осветить те случаи, когда надлежит идентифицировать источник контаминации и принять меры по его сокращению или уничтожению. Так как источники диоксинов и диоксин-подобных ПХБ различны, то отдельные пороговые дозы следует определить для диоксинов, с одной стороны, и диоксин-подобных ПХБ, с другой стороны. Поэтому в Рекомендацию 2002/201/EC будут внесены соответствующие изменения. Финляндии и Швеции было разрешено поставлять на рынок рыбу из балтийского региона, предназначенную для потребления на их территории, с уровнями диоксинов выше, чем уровни, установленные в пункте 5.2 раздела 5 Приложения I к Регламенту (EC) 466/2001. Эти государства-члены выполнили условия относительно предоставления информации для потребителей по пищевым рекомендациям. Каждый год они сообщали Комиссии результаты их мониторинга уровней диоксинов в рыбе из балтийского региона и докладывали о мерах по сокращению воздействия на человека диоксинов из балтийского региона. На основе результатов мониторинга уровней диоксинов и диоксин-подобных ПХБ, выполненного Финляндией и Швецией, следует увеличить переходный период, на время которого этим государствам-членам разрешаются ограничения действия закона, но эти ограничения следует ограничить определенными видами рыб. Эти ограничения применяются к максимальным уровням суммы диоксинов и диоксин-подобных ПХБ, установленным в пункте 5.2 раздела 5 Приложения I к Регламенту (EC) 466/2001. Сокращение воздействия на человека диоксинов и диоксин-подобных ПХБ через потребление пищи – важно и необходимо для обеспечения защиты потребителя. Так как контаминация пищевых продуктов связана непосредственно с контаминацией кормов, должен быть принят интегрированный подход для сокращения попадания диоксинов и диоксин-подобных ПХБ через пищевую цепь, то есть из кормовых материалов через животных, идущих на пищевые продукты, к человеку. Применяется профилактический подход, чтобы активно сократить количество диоксинов и диоксин-подобных ПХБ в кормах и пищевых продуктах и, следовательно, применяемые максимальные уровни следует пересмотреть в течение определенного периода времени с целью установить более низкие уровни. Поэтому вопрос о существенном сокращении максимальных уровней для суммы диоксинов и диоксин-подобных ПХБ будет рассмотрен не позднее, чем к 31 декабря 2008 года. Участники хозяйственной деятельности в сфере пищевых продуктов должны прилагать усилия, чтобы эффективно повысить свои возможности для удаления диоксинов, фуранов и диоксин-подобных ПХБ из морского масла (marine oil). Значительно более низкий уровень, который должен быть рассмотрен до 31 декабря 2008 года, должен быть основан на технических возможностях самой эффективной процедуры деконтаминации. В отношении установления максимальных уровней для других пищевых продуктов к 31 декабря 2008 года, должно быть уделено особое внимание необходимости установить существенно более низкие максимальные уровни для диоксинов и диоксин-подобных ПХБ в пищевых продуктах для младенцев и детей в свете данных мониторинга, полученных за 2005, 2006 и 2007 годы по программам мониторинга диоксинов и диоксин-подобных ПХБ в пищевых продуктах для младенцев и детей [8]. Методика отбора проб токсикантов Отбор проб для анализа является одним из определяющих при анализе каких-либо объектов. Он должен: а) не изменять определяемых веществ; б) производиться так, чтобы анализируемые образцы были типичными для природных объектов, т.е. чтобы эти образцы соответствовали типичному состоянию природных объектов, как в пространстве, так и во времени. Другими словами, отобранная проба должна соответствовать объекту. Поэтому на практике делают часто усредненные образцы, либо тщательно отбирают образцы по площади (объему) или времени, если необходимо изучить распределение веществ в пространстве или времени. Так как чувствительность методов определения часто недостаточна по сравнению с концентрациями изучаемых веществ, к тому же «затененных» другими веществами, для точного определения производят концентрирование изучаемого вещества. Чаще всего это производится с помощью избирательной экстракции, часто дробной, чтобы разделить неоднородные вещества. Иногда данная методика применяется при отборе проб воды, чтобы не транспортировать ее от места отбора проб до лаборатории. Основная часть органических соединений находится в воздухе одновременно в газообразной и аэрозольной фазах и содержится в очень низких концентрациях. Отбор проб воздуха производят одновременно с помощью фильтров и сорбенты. При этом определяемое вещество вместе с пылью частично осаждается на фильтре, а частично улавливается сорбентом. Например, при отборе проб на содержание диоксинов воздух сначала пропускают через фильтры из стекловолокна или вату из кварцевого стекла, а затем для поглощения газообразной фазы через патроны с сорбентами. Так как концентрации диоксинов чрезвычайно низки, объем проб достигает 350-2000 м3. После этого сорбенты и фильтры промываются органическими растворителями. В результате концентрация диоксинов повышается на несколько порядков. Одним из распространенных методов извлечения органических микропримесей из атмосферы и промышленные выбросов является сорбция на твердых сорбентах (активированный уголь, силикагель, полисорбы, порапаки, хромосорбы, амберлиты, тенаксы и др.). Особую роль при этом играет выбор сорбента, который должен быть гидрофобным, химически инертным, механически прочным, хорошо адсорбировать анализируемые компоненты, сохранять сорбционные свойства в течение длительного времени, быть дешевым, легко доступным и др. (табл. 3). Обычно выбор сорбента определяется спецификой поставленной задачи. Например тенакс поглощает из воздуха большинство приоритетных органических загрязнителей с широким диапазоном температур кипения (до 250-300°С) и имеет высокую термостабильность (до 450°С). Однако он плохо сорбирует низкомолекулярные соединения. В этих случаях применяют многослойные ловушки; например, селективное извлечение из воздуха паров металлической ртути и ее алкильных соединений осуществляют с помощью ловушек, заполненных последовательно слоями хромосорба W (поглощение хлорида ртути), тенакса (поглощение метилхлорида ртути), карбосива В (поглощение паров диметилртути) и тонкой золотой проволоки (поглощение паров ртути). Среди сорбционных ловушек органических примесей из загрязненного воздуха достаточно популярны пробоотборные устройства на основе активных углей. Обычно они представляют собой стеклянную трубку длиной 5-6 см и внутренним диаметром 4-5 мм, которая содержит около 100 мг адсорбента в передней (фронтальной) и 50 мг в задней секциях, разделенных пенополиуретановой пробкой. Хорошими сорбентами для многих приоритетных неполярных органических загрязнителей (хлоруглеводороды, ПАУ, углеводороды и др.) с температурой кипения 200-260°С (табл. 4) являются активированные угли. Эффективность извлечения этих соединений из воздуха составляет 80-100%, а сорбционная емкость может достигать сотен мг/г. Однако извлечь органические вещества из углей можно только с помощью экстракции органическими растворителями. Кроме того, увеличение влажности воздуха сильно снижает сорбцию, равно как и конкурентное связывание сопутствующих примесей. Поэтому угли используются при пробоотборе ароматических и хлорированных углеводородов, причем для предотвращения разложения последних сорбент обрабатывают парами НСl. Из других углеродных сорбентов распространены синтетические угли с регулярной структурой, получаемые модификацией графитированной сажи: карбопаки, карбосивы и карбосферы. На них хорошо сорбируются алкильные соединения ртути, и десорбция примесей с них происходит несравненно легче, чем с активированных углей. Как и активные угли, силикагели различных марок способны эффективно извлекать из воздуха примеси вредных веществ. Полярная поверхность силикагелей, однако может заполниться водой и это уменьшает ее сорбционные свойства, что ограничивает их применение, хотя в сухом воздухе они являются эффективными сорбентами и удобны для избирательного поглощения ХОС, хлорфенолов, нитрозаминов и других полярных соединений. Оптимальным является использование силикагелей с диаметром пор от 0,3 до 2 нм и удельной поверхностью 100–200 м2/г при плотности 0,7–0,8 г/см3. Извлечение определяемых компонентов из концентрационных трубок с этим адсорбентом осуществляют с помощью экстракции полярными растворителями, которые хорошо десорбируют полярные вещества. Весьма селективным сорбентом по отношению к хлор- и фосфорсодержащим пестицидам, ПХБ, ПХДД, ПХДФ и ПАУ является пено-полиуретан (ППУ). Для отбора проб воздуха на содержание ПХБ в индустриальных зонах используют и амберлит XAD-2. Подобно пенополиуретану и XAD-2, хорошими сорбционными свойствами по отношению к ХОС обладают тенакс GC, хромосорб 102, порапак R. В последнее время появились сорбенты, в которых на твердую фазу нанесена или химически связана с ней неподвижная жидкая фаза. Их иногда называют «молекулярными щетками» и применяют для извлечения из воздуха высококипящих загрязнителей: ХОС, ПАУ, ПХБ и др. При этом сорбция примесей происходит за счет растворения и ориентации молекул органических соединений в тонком слое жидкой фазы, что обеспечивает высокую эффективность сорбции. В то же время сохранило значение использование абсорбции растворителем пропускаемого через барботер воздуха, что позволяет использовать высокие скорости пробоотбора (до 30-50 л/мин). Преимуществом данного способа является также то, что для последующего определения можно брать аликвотную часть раствора или (в случае парофазного варианта) паров над ним. К недостаткам абсорбционного пробоотбора следует отнести невозможность получения представительной пробы при наличии в воздухе аэрозолей и твердых частиц. Для извлечения хлорированных углеводородов и фосфорорганических пестицидов применяют раствор этиленгликоля в глицерине. Более эффективно примеси органических токсикантов из загрязненного воздуха можно извлечь с помощью криогенного концентрирования. Этот метод основан на их вымораживании при температурах более низких, чем температура кипения. Отбор проб сводится к пропусканию воздуха через охлаждаемую ловушку (конденсатор) с достаточно большой поверхностью (трубки со стекловатой и др.). В качестве хладагентов используют жидкий азот или кислород, твердую углекислоту и т.п. Иногда охлаждаемые ловушки заполняют сорбентом. Сочетание криогенного концентрирования и сорбции обеспечивает 1000-кратное и более концентрирование определяемых компонентов. Особенно часто этот способ применяют при хромато-масс-спектрометрическом определении загрязнений. Ценность метода криогенного концентрирования определяется не только его высокой эффективностью, но и возможностью извлечения примесей, которые в других условиях (при обычной температуре) взаимодействуют с материалом ловушки, делая пробоотбор невыполнимым. При этом воздух предварительно пропускают через патроны с осушителями, среди которых своей универсальностью выделяются молекулярные сита 3 А. В практике пробоотбора при оценке загрязнений атмосферы в последние годы все шире применяют пассивный пробоотбор. В отличие от обычно используемых методов, заключающихся в аспирации заданного объема воздуха, пассивный пробоотбор основан на принципе молекулярной диффузии определяемого вещества через избирательную полимерную мембрану и его адсорбции в слое сорбента. Отбор проб воды и атмосферных осадков Процедуры и техника отбора проб, природных и поверхностных вод при определении токсикантов существенно не отличаются от описанных в литературе для других загрязнителей. Основная проблема заключается в отборе такой пробы, которая отражала бы загрязнение водной экосистемы в целом. На состав пробы могут влиять глубина и расположение места ее отбора, температура воды, характер течения и многие другие факторы, которые необходимо учитывать. Обычно пробу воды принято отбирать в створе реки в трех точках. На небольших водоемах в зависимости от характера водопользования или распределения сточных вод пробу можно отбирать в одной - двух точках. В случае централизованного водоснабжения пробу отбирают в месте водозабора по глубине и ширине реки, а при нецентрализованном водоснабжении – в 5-10 м от берега реки на глубине 0,5 м. При использовании реки для зоны рекреации отбор проб осуществляют на расстоянии 1 км вверх по течению, а на водохранилищах и озерах – 0,1-1 км в обе стороны; на водоемах в черте города – исходя из конкретной обстановки. Придонные пробы на расстоянии 0,3-0,5 м от дна отбирают для оценки вторичного загрязнения воды вредными веществами, накопленными в донном иле. Для большей надежности оценки загрязнения водоемов токсикантами отбор проб в первую очередь проводят в наихудших гидрогеологических условиях - в межень и подледный период, а также в паводок, когда происходит интенсивный смыв загрязняющих веществ с прилегающей территории. Для токсикантов используют в основном ручные пробоотборники и батометры, позволяющие отбирать пробы с различной глубины, поскольку анализ зачастую нельзя произвести в реальном времени, как, например, рН, и скорость отбора большого значения не имеет. Поверхностные пробы можно отбирать прямо в бутыли, которые при необходимости прикрепляют к шесту. Материал пробоотборника должен быть химически инертным и исключать возможность изменения химического состава пробы. Особые условия отбора проб указаны при описании соответствующих методик анализа. Так, пробы воды на содержание полихлорированных дибензо-n-диоксинов и дибензофуранов (1-10 л) отбирают в охлажденные стеклянные бутыли, изготовленные из химически стойкого темного стекла, которые доверху заполняют водой и закрывают притертыми стеклянными пробками. До анализа пробы хранятся при 0-4°С в темном месте не более 7 суток от момента отбора. В пробы, содержащие остаточный хлор, добавляют тиосульфат натрия из расчета 80 мг на 1 л воды. Посуда для отбора проб воды на содержание диоксинов должна быть тщательно вымыта. Для этой цели применяют хромовую смесь и обработку водяным паром. После обработки посуду многократно ополаскивают дистиллированной водой, которую получают в условиях, исключающих контакт с пластиками. Перед отбором пробы посуду желательно несколько раз ополоснуть исследуемой водой. Транспортируют пробу в упаковке, гарантирующей сохранность и предохраняющей воду от замерзания или нагревания. Следует заметить, что для получения достоверных данных пробы воды следует анализировать как можно скорее, поскольку в ней протекают различные физико-химические и биохимические процессы, вызванные деятельностью микроорганизмов, сорбцией, седиментацией и т.п. в том числе и с участием исследуемых компонент. При невозможности анализа воды в установленные сроки ее консервируют. Однако универсальных консервирующих средств не существует. В зависимости от определяемых веществ добавляют различные реагенты. Способы консервации отдельных компонентов, сроки и условия хранения проб приводятся в методиках анализа и описаны в литературе. Они обеспечивают постоянство состава лишь на время перевозки, поэтому к анализам необходимо приступать как можно скорее, избегая длительного хранения проб. В протоколах обязательно указываются даты отбора проб и анализа. При отборе проб атмосферных осадков на содержание токсикантов используется ручной способ отбора проб в специальные емкости из химически стойкого стекла или полиэтилена, полученного при высоком давлении. Пробы отбирают на открытой ровной площадке, удаленной не менее чем на 100 м от возможных источников загрязнения атмосферы. Емкости устанавливают на подставках с таким расчетом, чтобы верхний край приемного сосуда находился на высоте 1,5-2 м от поверхности. Единичная проба отбирается в период отдельного дождя или снегопада; сбор осадков может продолжаться от нескольких минут до часов, а иногда и суток. Если осадки выпадают с небольшим перерывом и при неизменной облачности, их отбирают в один сосуд. При перерыве более 1 ч осадки собирают как отдельные пробы. Суммарная проба включает осадки, объединенные за некоторый промежуток времени: месяц, неделю, сутки. Такая проба характеризует среднее содержание определяемого компонента за соответствующий период времени. Для получения суммарной пробы осадки из осадкосборников сливают в бутыли-накопители. Пробы, в которых определяется содержание токсичных металлов, хранят в полиэтиленовых бутылях, а органических веществ – в стеклянных. Обычно первые консервируют добавлением концентрированной азотной кислоты из расчета 5 мл на 1 л пробы. В пробы, в которых определяют ртуть, кроме азотной кислоты вносят бихромат калия из расчета 0,2 г соли на 1 л пробы. Для отбора проб снега применяют стеклянные емкости или пакеты из полиэтилена, не содержащего химических добавок и примесей. Точки отбора необходимо выбирать так, чтобы пробы характеризовали среднюю высоту снежного ненарушенного покрова на данном участке, причем каждый керн без частиц грунта вырезается на полную глубину. Количество точек, в которых отбирают пробу, определяют на месте, Отбор проб снега производится в период его максимального накопления. Отобранную пробу до начала обработки необходимо хранить на холоде, не допуская ее таяния. Для анализа снег переносят в чистую посуду и переводят в жидкое состояние при комнатной температуре. На водопроводных станциях пробы отбирают из выходных труб насосов, сборных желобов и резервуаров. Необходимо иметь в виду, что состав воды в резервуаре в различных слоях может быть неодинаковым. В случае производственных и хозяйственно-бытовых сточных вод требования к отбору проб возрастают. Это связано с тем, что состав сточных вод изменяется в зависимости от характера эксплуатации производственных установок, сооружений биохимической очистки и систем канализации, а также в течение суток и в зависимости от времени года. Однократного взятия пробы бывает недостаточно. Исследуют не разовые, а средние смешанные пробы, отобранные за более длительные периоды времени. Усредненные пробы составляют таким образом, чтобы они отражали среднее содержание определяемых компонентов в сточной воде. Место для отбора проб сточных вод устанавливают в зависимости от того, отражает ли их состав процесс производства в целом, или характеризует отдельные технологические процессы. В местах выпуска сточных вод в водоем наряду с исследованием самих стоков необходимо также анализировать воду в водоеме выше и ниже впадения в него стоков. При взятии проб следует учитывать и возможность неравномерного распределения примесей по слоям. Для обогащения следовых компонентов, содержащихся в воде, последнюю пропускают через колонку с сорбентом (табл. 5). Сорбция в динамических условиях не требует сложной аппаратуры и позволяет концентрировать определяемые вещества из больших количеств воды. В качестве сорбентов для концентрирования органических веществ, в том числе ПАУ и ХОС, находят применение и активные угли. Их преимущества очевидны: они способны сорбировать многие органические соединения из водных растворов, практически не набухают в воде, имеют достаточно жесткую структуру, химически и термически устойчивы. Основной недостаток этих сорбентов в том, что десорбция определяемых компонентов элюированием органическими растворителями, как правило, не бывает полной. Поэтому активные угли чаще применяют для очистки воды от органических загрязнителей, тогда как непосредственно для целей химического анализа они используются реже. Для этих целей более широко применяются модифицированные графитированные сажи. силикагели различных марок. Для придания большей прочности гранулам на них наносят пироуглерод. Получаемые таким способом карбохромы (карбопаки) можно с успехом применять для поглощения микропримесей загрязняющих веществ из воды. В последние годы для извлечения органических соединений из воды применяют микроколонки (сорбционные патроны). В зависимости от объема прoбы воды и характера анализируемого вещества экстракция может быть проведена как на картридже (патроне, заполненном сорбентом), так и на мембранных дисках. Используемая при применении сорбционных патронов аппаратура весьма проста. Основным устройством является вакуумный коллектор со специальной крышкой с гнездами для патронов. Внутри вакуумного коллектора расположены сменные приемники для сбора жидкости. Последние применяют в тех случаях, когда отобранную воду транспортируют к месту ее анализа в лабораторных условиях. Однако существует и другая возможность: извлечение анализируемых компонентов производят непосредственно из водоема. В этом случае воду не транспортируют, а определяемые вещества концентрируют на сорбционных патронах. Общепризнанным способом извлечения из воды примесей токсичных ХОС в последнее время стал газохроматографический вариант метода анализа равновесное пара (парофазный анализ). В статическом варианте воду помещают в специальный сосуд, плотно закрывают и термостатируют до установления равновесия в распределении определяемого компонента между жидкой и газовой фазами. Аликвоту газовой фазы отбирают шприцем или через петлю газового крана вводят в капиллярную колонку хроматографа и анализируют. В случае динамического варианта прибегают к нарушению фазового равновесия путем продувки инертного газа (газовая экстракция). Выдуваемые компоненты собирают на адсорбенте (например, на тенаксе) или в криогенной ловушке и после термодесорбции анализируют. Ценность динамического варианта в большей чувствительности при определении загрязняющих веществ, поскольку обеспечивается практически полное выделение «чистой» пробы из грязной воды. Он наиболее приемлем для анализа малорастворимых в воде и относительно малолетучих соединений с температурой кипения ниже 200°С. С помощью такой системы можно проанализировать загрязнители в питьевой воде при очень низких содержаниях – до нг/л. Отбор проб почв, донных отложений и растительных материалов. Отбор проб почв редко является специфичным. Программу отбора составляют в зависимости от целей исследования. Точечные пробы отбирают методом конверта по диагонали или другим способом, следя за тем, чтобы каждая проба представляла собой часть почвы, типичной для исследуемых почвенных горизонтов, а количество проб должно соответствовать исследуемой площади. При отборе проб почвы на территории промышленных предприятий необходимо учитывать расположение соответствующих производств и мест хранения отходов, метеорологических условий и т.п. Объединенную пробу готовят из точечных проб. При определении в почве поверхностно-распределяющихся веществ (ПХДД и ПХДФ, ПАУ, ПХБ, тяжелые металлы, радионуклиды и др.) точечные пробы отбирают с помощью трубчатого пробоотборника послойно на массой до 0,2 кг, в зависимости от чувствительности метода. При оценке загрязнения почвы летучими соединениями или веществами с высокой способностью к вертикальной миграции (ХОС, нитрозамины и т.п.) пробы отбирают по всей глубине почвенного профиля и помещают в емкости, закрывающиеся герметичными крышками. Отдельно отбирают отдельную пробу почвы для определения влажности с целью пересчета на сухой вес, помещают ее в химический стакан (15-50 г) и доводят до постоянной массы. Для этого гумусовые глинистые почвы с высокой влажностью нагревают при температуре 105±2°С в течение 8 ч, а песчаные – 3 ч. Загипсованные почвы сушат 8 ч при 80±2 °С. При отборе проб с гладких, твердых и несорбирующих поверхностей (глина, стекло, кафель, пластмасса, металл, лаковые покрытия и др.) применяют ватные тампоны, смоченные водой или органическим растворителем. Иногда берут мазки со стен, полов и окон производственных и бытовых помещений. С поверхностей зданий соскабливают внешний слой толщиной 1-2 мм с площади 0,1-0,25 м2. Определенные трудности возникают при отборе проб почвы для радиоэкологических исследований, что связано с перераспределением радионуклидов в ландшафтах после поступления из атмосферы. Необходимо проводить учет рельефа местности. Кроме того, образцы должны отбираться с открытых целинных участков с ненарушенной структурой. На обследуемом участке желательно выполнить предварительную гамма-радиометрическую съемку. Измерения проводятся на высоте 1 м от поверхности и не ближе 2-5 м от стен строений. Одновременно с образцами почвы отбирают пробы растительности. При изучении миграции радионуклидов в наземных экосистемах в каждом ландшафте выбирают наиболее характерные участки на протяжении всего профиля от водораздела к пониженным элементам рельефа. Для отбора образцов закладывают разрезы размером 70х150 см и глубиной 1-2 м (в зависимости от типа почв) и отбирают пробы по горизонтам непрерывно по всему разрезу. Толщина отбираемых слоев обычно не превышает 2-5 см. Донные отложения отбирают для определения характера, степени и глубины проникновения токсикантов в них, изучения закономерностей процессов самоочищения, выявления источников вторичного загрязнения и учета воздействия антропогенного фактора на водные экосистемы. Для оценки сезонного поступления токсикантов и их поверхностного распределения в донных отложениях пробы отбирают из верхнего слоя, а при исследовании распределения загрязнителей по годам донные отложения отбирают послойно. В отдельных случаях может быть взята объединенная проба. Применяют следующие системы механических и ручных пробоотборников: дночерпатели, драги, стратиметры и трубки различных конструкции Последние обеспечивают отбор проб с сохранением вертикального распределения загрязняющих веществ в донных отложениях. Отобранные пробы хранят до анализа в охлажденном (от 0 до -3°С или замороженном состоянии (до -20 °С). Сосуды для хранения проб должны быть из химически стойкого стекла или полиэтилена, полученного при высоком давлении, с герметически закрывающимися крышками. При необходимости к пробам добавляют консервирующие вещества. При отборе проб растительности предполагают, что большинство токсикантов (ПАУ. ПХДД и ПХДФ, ПХБ, ХОП) оседает на поверхности образца и находится там в подвижной форме. Частички пыли или почвы, содержащие загрязняющие вещества, прилипают прежде всего к листьям, стеблям и плодам, покрытым воскообразным веществом. Рекомендуется отбирать растения, не подвергавшиеся химической обработке, в естественном окружении. В этом случае представительность пробоотбора определяется правильностью выбора индикаторных растений и мест отбора проб. Для веществ, которые попадают в растения из почвы (ХОС, тяжелые металлы, радионуклиды), применяют предварительную экстракцию. Известно, что в почве, обработанной XOП, концентрация последних с течением времени понижается не только вследствие химических превращений, но и из-за их испарения, т.е. частично пестициды переходят в газовую фазу, поэтому данные, полученные при отборе проб только с применением фильтров, следует считать заниженными. Этот вывод справедлив и для ПАУ. Отбор травы с пастбищ или сенокосных угодий производят непосредственно перед выпасом животных или скашиванием ее на корм. Для этого выделяют 8-10 участков площадью 1-2 м2, расположенных по диагонали. С каждого участка берут по 400-500 г и готовят объединенную пробу, из которой отбирают усредненную пробу массой 1,5-2 кг. При отборе образцов мелких растений следует брать в лабораторию все растение полностью. Пробы корнеплодов и фруктов берут из однородной партии. Из точечных проб составляют объединенную пробу массой 1-1,5 кг. Пробы зерна отбирают в 4-8 точках из различных мешков. Объединенная проба должна быть массой не менее 2 кг и хорошо перемешана. К сожалению, корректный отбор проб почв, донных отложений и растительных материалов остается пока одной из важнейших проблем Имеющиеся методики пробоотбора далеко не во всех случаях обеспечивают правильность определений. Отбор биопроб пищевых продуктов В отличие от проб природных объектов к пробам биологического происхождения, в которых предполагается наличие следовых количеств токсикантов, предъявляются особые требования: проба должна быть репрезентативной для всего исследуемого организма (человека или животного), т.е отражать истинное содержание токсиканта, а в разных органах может быть различное его содержание. Для оценки загрязнения природных сред токсикантами рекомендуют следующие виды: хищные млекопитающие - волк, лисица, песец, соболь; рыбы – щука, окунь; двустворчатые моллюски - перловицы, беззубки . В случае обнаружения в них опасных концентраций загрязняющих веществ отбираются пробы тканей и других животных, в т.ч. массовых охотничьих видов - зайцев, оленей, кабанов и т.д. Для отбора проб тканей рыб их вылавливают в летний период. Отбирают пять экземпляров взрослых половозрелых щук или окуней или других хищных рыб, измеряются их морфологические параметры. Отбираются пробы мышц с боков и хвоста рыбы, а также икра или молоки. Навеску пробы (около 100 г) заворачивают в фольгу или кальку и помещают в стеклянную банку. Образцы хранятся и транспортируются в замороженном состоянии. Иногда для контроля за содержанием токсикантов в воде в местах сброса сточных вод вылавливают придонных рыб (карп, лещ). В этом случае желательно в тех же местах отобрать для обследования моллюсков. Особого внимания требуют процедуры отбора проб крови. Образцы следует отбирать в емкости из химически стойкого стекла с соблюдением необходимых мер предосторожности; для предотвращения загрязнения тканевой жидкостью и гемолиза существенно, чтобы отбирались пробы только свободно вытекающей крови. На состав образца влияет и положение человека в ходе отбора пробы. В положении «лежа» внеклеточная жидкость устремляется в кровеносные сосуды, разбавляя тем самым белки плазмы крови. При этом изменения концентраций определяемых компонентов могут достигать 20% и давать ошибочные представления. В большинстве случаев рекомендуется хранить пробы при +4°С (для летучих соединений при -20°С). К пробе крови следует немедленно после отбора добавлять определенное количество антикоагулянта. Еще лучше лиофилизировать образец. Отбор проб замороженного или охлажденного мяса производят из однородной партии. Пробы мяса (без жира) от туш берут кусками массой не меньше 200 г, общей массой 1-2 кг. В таком же количестве отбирают и образцы исследуемых субпродуктов. При отборе проб мяса птицы из каждой партии отбирают три тушки. Аналогично отбирают и мясо кроликов. Колбасные изделия берут по двe упаковки каждого вида, а при массе менее 2 кг – по две упаковки на анализ. От изделий без оболочки отбирают не менее трех проб. Каждый образец хранят до анализа в замороженном состоянии. Пробы молока и молочных продуктов берут после тщательного перемешивания, добиваясь полной однородности и не допуская сильного вспенивания. Из серии проб составляют объединенную объемом около 1 л. Посуда должна быть химически стойкой и закрываться крышкой. До начала анализа пробы следует хранить при температуре от 2 до 8°С. При длительном хранении молоко замораживают [9]. 4 АНАЛИТИЧЕСКИЕ МЕТОДЫ ОПРЕДЕЛЕНИЯ ТОКСИКАНТА В ОБРАЗЦАХ В настоящее время для анализа остатков химических веществ в объектах окружающей среды и биологическом материале используют современные физико-химические методы, такие, как тонкослойную и газожидкостную хроматографию, ультрафиолетовую инфракрасную и атомно-абсорбционную спектрометрию, масс-спектрометрию и хромас-спектрометрию. Современные методы исследования должны быть по возможности специфичными, т. е. позволяли бы открывать искомое вещество в присутствии других аналогичных соединений, быть достаточно чувствительными и позволяли бы определять миллионные доли вещества в 1 кг субстрата. Особенно это важно для методов, предназначенных для санитарной оценки кормов и продуктов животноводства, а также для изучения динамики остатков пестицидов в воде, растениях и организме животных. Степень определения химических токсикантов должна составлять не менее 60 % от количества стандартного вещества, внесенного в пробу. Методы должны быть удовлетворительно точными (не менее ±20 %) и хорошо воспроизводимыми. Методы определения токсических веществ в патологическом материале, объектах окружающей среды, кормах и продуктах питания животного происхождения включают в себя выделение токсического вещества из пробы. Выделение яда из пробы может быть проведено путем мокрого или сухого озоления, отгонки с водяным паром или же экстракцией одним или несколькими органическими растворителями. Сухое озоление проводят под действием высоких температур (до 500°С) в муфельной печи. Этот метод в основном используют для выделения металлов. Мокрое озоление применяют значительно чаще и проводят при помощи концентрированных неорганических кислот, чаще всего смеси азотной, серной кислот и окислителей. Выделение токсических веществ методом отгонки с водяным паром или дистилляции используют для легколетучих химических соединений. Сущность метода заключается в том, что пробу тщательно измельчают до кашицеобразного состояния или же разрушают неорганической кислотой, разбавляют водой, а затем воду перегоняют, нагревая колбу или подавая в нее пар от парообразователя. Токсические вещества переводятся в дистиллят. Чаще других в ветеринарной практике выделяют токсические вещества путем их экстракции из пробы органическими растворителями. Для этого пробу тщательно измельчают, помещают в колбу, а затем заливают одним или несколькими органическими растворителями. Объем органического растворителя должен быть не менее чем в 2 раза больше массы или объема пробы. Экстракцию токсиканта проводят путем выдерживания пробы с органическим растворителем в течение 20-24 ч, перемешивания на шюттель-аппарате в течение 1-2 ч или смешивания в течение нескольких минут при большой скорости вращения перемешивающего устройства (ультратораксы, омнимиксары и др.). Последний способ предпочтителен, так как при этом образуется гомогенная масса, в которой создается наиболее тесный контакт органического растворителя с субстратом, а следовательно, наиболее полно извлекаются токсические вещества, содержащиеся в пробе. Для этой цели также используют аппарат Соксклета, в котором токсическое вещество экстрагируется при многократном промывании субстрата кипящим органическим растворителем. Аппарат Соксклета обеспечивает более полное извлечение токсиканта из пробы по сравнению с другими методами. При любом способе выделения токсического вещества в экстракт переходит значительное количество примесей, мешающих распределению: жиры, пигменты, воск, белки, соли и др. Для освобождения экстракта от этих веществ используют различные способы очистки: путем омыления, вымораживания, осаждения, перераспределения из одного органического растворителя в другой с помощью специальных колонок и др. Последние зависят от вида анализируемого соединения и субстрата, в котором он находится. Для того чтобы повысить чувствительность метода анализа, экстракты концентрируют до небольшого объема, достаточного для проведения исследований данным методом. Обычно конечные объемы экстрактов составляют 0,5-5 мл. Для концентрирования используют специальные аппараты Кудерна-Данича, вакуум-ротационные испарители. Концентрирование также можно проводить в токе воздуха или азота. В практических условиях наиболее приемлемым способом является концентрирование в токе воздуха. Для этого экстракт заливают в фарфоровую выпарительную чашку, ставят ее под шторку вытяжного шкафа и включают тягу. При определении высоколетучих веществ при концентрировании возможны значительные потери яда, поэтому при этой операции необходимо выполнять следующие требования: не концентрировать конечные экстракты при повышенной (выше 40°С) температуре, не упаривать досуха очищенные экстракты. Индикацию токсических веществ проводят следующими физико-химическим методами. Тонкослойную хроматографию наиболее широко применяют в практических лабораториях. Принцип полуколичественного метода состоит в том, что смесь химических веществ, содержащихся в анализируемой пробе, наносят на пластинку и разделяют в тонком слое инертного порошка с помощью смеси органических растворителей. Пластинку опрыскивают раствором проявляющего реактива, в результате чего на ней появляются в виде окрашенных пятен исследуемые химические соединения. Идентифицируют открытые вещества по величине Rf- частному от деления расстояния, пройденного искомым веществом от точки нанесения до места дислокации, к расстоянию, пройденному подвижным растворителем. Количество открываемого вещества определяют по интенсивности окраски пятна и его размерам. В практике ветеринарных химико-токсикологических исследований тонкослойная хроматография используется для определения многих пестицидов, алкалоидов, микротоксинов, органических соединений тяжелых металлов. Метод прост по технике использования, не требует сложного оборудования, обладает достаточно высокой специфичностью и чувствительностью (0,05-1,0 мкг в пробе). Атомно-абсорбционная спектрометрия основана на поглощении отдельными атомами химических элементов световых лучей в определенной области спектра. Поэтому исследуемые химические вещества вначале минерализуются, а затем в состоянии раствора подвергаются воздействию лучами определенной длины, соответствующей поглощающей способности того или иного элемента. По степени поглощения лучей определяют его количественное содержание. Этот метод находит широкое применение главным образом при определении металлов и металлоидов. Нейтронно-активационный анализ основан на облучении пробы нейтронами, в результате чего возникает наведенная радиация, по степени которой и определяют количественный уровень содержания исследуемого элемента. Однако метод требует сложного оборудования, поэтому малоприемлем в практических условиях. Критерии оценки методов определения остатков токсических веществ Методы определения остатков токсических веществ в объектах обычно характеризуют по чувствительности, точности и определяемости. Чувствительность метода - наименьшее количество химического вещества, открываемое при заданных условиях метода. Она может быть абсолютной и относительной. Абсолютная чувствительность - наименьшее количество вещества, которое можно определить данным методом или реакцией, лежащей в ее основе. Так, с помощью жидкостной хроматографии можно определить 0,05 нг ТХМ-3. Однако для исследования используют лишь часть аликвоты, предназначенной для анализа, которая соответствует определенной части пробы. Поэтому для полной характеристики метода целесообразно ввести такое понятие, как относительная чувствительность - чувствительность по отношению к одному и тому же объему или массе. Обычно относительную чувствительность принято выражать в мг/кг пробы. Точность метода. Под точностью метода, как правило, понимают различие между истинной и экспериментальной величиной. При этом за истинную величину может быть принято количество вещества, вносимого в пробу из стандартного раствора. Поэтому точность метода может быть охарактеризована как разница между количеством вещества, внесенного в пробу и определенного данным методом аналитического исследования. Точность – это величина стандартного относительного отклонения, установленного по результатам воспроизведения методики при внесении данного количества вещества в пробу. Точность метода соответствует величине стандартного относительного отклонения и вычисляется по формуле у(стандартное отклонение)= ?(X-X)2 N-1 где N- число измерений; X- примерная величина; Х- среднее арифметическое; ? - знак суммирования. Сначала рассчитывают среднее арифметическое, затем абсолютную величину разности между средним арифметическим и значением отдельного измерения; разность возводят в квадрат и эту величину суммируют. Сумму делят на N-1. Квадратный корень из полученного результата представляет собой стандартное отклонение у. Однако точность метода может быть вычислена применительно к определяемости. Поэтому сначала устанавливают определяемость метода, а затем его точность по показателю относительного стандартного отклонения. Определяемость метода - средняя величина, показывающая процент открытия вещества в пробе после его внесения из стандартного раствора в количествах, соответствующих пределу определения и максимально возможному уровню содержания [10]. 5 ВЫБОР ВИДА ИНДИКАТОРА На современном этапе обращает на себя внимание бурное развитие методов биомониторинга как единственного подхода адекватной оценки состояния биологических и экологических систем. В связи с этим разработка, совершенствование и внедрение методов биомониторинга в сеть контроля окружающей среды как отдельных ведомств, так и конкретных АЭС является актуальной задачей. Методы биотестирования и биоиндикации позволяют диагностировать состояние экосистемы по откликам на стрессовое воздействие извне отдельных 13 компонентов биоты. Экологическая диагностика на уровне биотестирования и биомониторинга дает интегральную адекватную оценку качества среды обитания любой биологической популяции, включая человека. Биотесты могут быть рекомендованы для непрерывного экспресс-контроля состояния окружающей среды промышленных районов и природно-хозяйственных комплексов, контроля залповых вредных выбросов предприятий, для оценки эффективности применяемых методов детоксикации окружающей среды и работы очистных сооружений, а так же экологической паспортизации предприятий и отдельных районов. Современный биомониторинг насчитывает несколько определений понятию «биотестирование». Биотестирование представляет собой методический прием, основанный на оценке действия фактора среды, в том числе токсического, на организм, его отдельную функцию или систему организмов. Согласно Морозовой биотестирорвание - это метод моделирования последствий воздействия фактора, обладающего общебиологическим действием на живое. Главная задача, решаемая биотестированием – это получение быстрого ответа - есть или отсутствует токсичность. Евгеньев (1999) под биотестированием понимает приемы исследования, при котором о качестве среды, факторах, действующих самостоятельно или в сочетании u1089 с другими, судят по выживаемости, состоянию и поведению специально помещенных в эту среду организмов - тест-объектов. Тест-объекты должны отвечать следующим требованиям: 1. Высокая чувствительность к воздействиям даже малых доз мутагена. 2. Быстрота и экономичность методов тестирования. 3. Воспроизводимость. 4. Чувствительность не только к мутагенам, но и к их метаболитам. 5. Возможность экстраполировать данные, полученные при исследованиях in vitro на условия in vivo (Дмитриева, Парфёнов, 1991). Биотестирование не отменяет систему аналитических и аппаратурных методов контроля природной среды, а лишь дополняет ее качественно новыми биологическими показателями, так как с экологической точки зрения сами по себе результаты определения концентрации токсикантов имеют относительную ценность. По мнению Оливернусовой (1991), использование биологических тест-систем позволяет определить изменения в экосистемах на очень ранней стадии, когда они еще не проявляются в виде морфологических и структурных изменений и их нельзя выявить другими методами. Это дает возможность предвидеть нарушения экосистемы и вовремя принять меры. Кроме того, состояние биоиндикаторов можно использовать как дополнительную информацию при оценке здоровья населения. Тарасенко (1999) рассматривает биотестирование как введение в более тщательный и всесторонний анализ химического состава воды. Перспективность контроля антропогенного загрязнения природных вод с помощью биотестов обоснована многочисленными исследованиями, и в Российской Федерации с 1991 г. Оно 15 стало обязательным элементом экологического мониторинга (Правила охраны поверхностных вод…, 1991). Кроме того, методы биотестирования нашли свое отражение в таких нормативных документах, как РД 118-02-90; РД 52.18.344-93; ПНД Ф Т 14.1:2:3:4.4-99; СП 2.1.7.1386-03 и др). В 15 субъектах продолжался эксперимент, направленный на внедрение методов биотестирования в области оценки качества возвратных вод и определения платы за сброс с учетом суммарной токсичности загрязняющих веществ. На основе результатов эксперимента подготовлена "Инструкция по расчету платы за сброс в водные объекты загрязняющих веществ с учетом их суммарной токсичности", которая направлена на рассмотрение в Минфин России и Минэкономики России (Государственный доклад …, 1999) Биоиндикация |