Естествени органични вещества във вода. Определяне на органични вещества в природни води
Вреден ефекторганичната материя във водно тяло може да има:
1. Индивидуални органични вещества поради тяхната токсичност;
2. Съвкупността от органични вещества, присъстващи във водно тяло. Това последно влияние може да бъде двойно:
2.1. Органичната материя не е непременно токсична. Много от тях, ако присъстват в малки концентрации, могат да се считат за полезни, т.к. служат за храна на микроорганизмите. По-често обаче се срещаме с вредното въздействие на органичните вещества. Аеробните микроорганизми, които се хранят с органична материя, консумират разтворен във вода кислород. Ако тази консумация надвишава попълването със свеж кислород поради фотосинтеза или абсорбция от въздуха на повърхността на резервоара (реаерация), условията са пагубни за аеробните живи организми. Но ако органичното замърсяване и свързаната с него консумация на кислород не надхвърлят умерените граници, т.е. аеробните микроорганизми се запазват, след което органичните примеси се окисляват частично от последните (дисимилация), частично се използват за създаване на биомаса (асимилация) и постепенно се отстраняват от водата.
2.2. Освен това органичните замърсители в своята съвкупност могат да имат различни други отрицателни ефекти. Тяхното присъствие се отразява в цвета и прозрачността на водата; често под тяхно влияние неспецифичните миризми и вкусове стават по-забележими; при подготовката на питейна вода чрез хлориране или озониране се увеличава консумацията на окислителя, което води до влошаване на вкуса на питейната вода.
От гореизложеното следва, че преди всичко представляват интерес тези органични замърсители, които са обект на бързо окисляване от микроорганизми, след това се обръща внимание на всички останали органични примеси, тъй като във всеки случай тяхното присъствие във водата е нежелателно.
При анализа на водата, на първо място, общото съдържание органични примеси. Целта на такова определение може да бъде различна. По този начин анализът на изворни и подземни води с ниско съдържание на органични замърсители трябва да потвърди възможността за използването им като питейна вода; анализът на повърхностните води позволява да се открият начини за поддържане на техния кислороден бюджет, както и възможността за тяхното използване; при изследване на силно замърсени битови и отпадъчни води се решава въпросът за възможността за замърсяване на шахтата с тях или методите за тяхното пречистване.
Отдавна са известни прости методи за определяне на общото съдържание на органични вещества, които обаче не дават пълна и точна информация, например определянето на загубата при запалване. Загуба при запалванепоказва масата на органичните и неорганичните вещества, които се изпаряват или разлагат при калциниране (600 ° C) с образуването на летливи продукти.
Цвят на естествените водисвързано със съдържанието на органични вещества - фулвинови киселини, придаващи цвят на водата.
Интегралните методи за контрол включват оценка на съдържанието на органични замърсители по общ въглерод.
Общ органичен въглерод (C орг.)
Определянето на органичния въглерод се основава на определянето на CO 2, отделен по време на окисляването му.Окисляването на органичния въглерод може да се извърши по един от двата начина:
1. Сухо изгаряне на органични вещества в поток от кислород върху катализатор (меден оксид) при 900 o C.
2. Мокро окисляване, например с калиев дихромат K 2 Cr 2 O 7 в кисела среда или персулфат K 2 S 2 O 8 с помощта на катализатор.
И двата метода осигуряват интензивно окисление и получават сравними резултати при анализ на различни видове вода.
Процесът на мокро окисление протича по схемата:
2 Cr 2 O 7 2- + 14 H + + 6 = 2 Cr 3+ + 7 H 2 O
3 C o - 4 +2 H 2 O \u003d CO 2 + 4 H ___________
2 Cr 2 O 7 2- + 16 H + + 3 C o \u003d 4 Cr 3+ + 3 CO 2 + 8 H 2 O
За да се ускори реакцията на "мокрото" окисление, Ag 2 SO 4 се използва като катализатор.
Определянето пречи на неорганичния свързан въглерод, открит в карбонатите и разтворения CO 2 . Те се отстраняват по време на сухо изгаряне чрез продухване на сместа при рН 4,6 - 4,8 с поток от кислород или по време на мокро окисляване чрез излагане на пробата с кисел разтвор на K 2 Cr 2 O 7 без нагряване. В този случай всички неорганични съединения се окисляват и CO 2 се отстранява чрез въздушен поток.
Въглеродният диоксид, образуван по време на разлагането на органични вещества, се определя чрез IR спектроскопия или след каталитично хидрогениране върху Ni катализатор до метан се определя хроматографски с пламъчно-йонизационен детектор.
Определянето на отделения CO 2 може да се извърши и химически: гравиметрично след абсорбция от аскарит (азбест, импрегниран с NaOH) или титриметрично след абсорбция на KOH или Ba (OH) 2:
CO 2 + H 2 O \u003d H 2 CO 3; H 2 CO 3 + KOH \u003d KHCO 3 + H 2 O
Полученият НСОз - титриран с киселина до рН 4.3.
Ba(OH) 2 + CO 2 = BaCO 3 + H 2 O
BaCO 3 се титрува с киселина над фенолфталеин.
Има и автоматични анализатори, които непрекъснато записват съдържанието на органичен въглерод във водния поток. Принципът им на действие е следният: водна проба се изпарява и изгаря при t = 1000 o C във въздушен поток в присъствието на катализатор. За определяне на получения CO 2 използвайте различни методи, например промяна в топлопроводимостта на газ, но най-често определянето се извършва по IR метод в опростено устройство, т.к. измерва се само пикът на образувания CO 2 .
Описаните методи определят само въглерода на органичните вещества, докато водородът и другите елементи не се определят. Следователно получаването на количествени данни за съдържанието на органични вещества е възможно само ако е известен техният елементен състав.
Ако качественият състав на органичната част на водната проба се променя малко, тогава е лесно да се намери съотношението между средната моларна маса на тези вещества и съдържанието на органичен въглерод и по този начин да се получи коефициент за превръщане на съдържанието на органичен въглерод в количество органични вещества, изразено в mg/l. За отпадъчни води от хранително-вкусовата промишленост, битови отпадъчни води и други, в които органичните вещества са представени главно от въглехидрати, протеини и техните разпадни продукти, този коефициент може да се приеме равен на 2,4 - 2,5. За отпадъчни води, преминали биохимично пречистване, за отпадъчни води от химическо и друго промишлено производство, тези коефициенти могат да варират значително. Затова те се определят индивидуално за всеки вид вода.
В допълнение, чрез стойността на общия органичен въглерод е невъзможно да се получи точна информация за очакваната консумация на кислород за пълното им окисление, тъй като за да направите това, вие също трябва да имате данни за съдържанието на водород в органичните вещества, които също ще бъдат окислени, и за кислорода, който е част от молекулите на тези вещества.
Разтворен кислород
Разтвореният кислород се намира в естествената вода под формата на молекули O2. Съдържанието му във водата се влияе от две групи противоположно насочени процеси: някои повишават концентрацията на кислород, други я намаляват. Първата група процеси, обогатяващи водата с кислород, трябва да включва:
- процесът на усвояване на кислород от атмосферата; скоростта на този процес се увеличава с понижаване на температурата, с повишаване на налягането и намаляване на солеността;
- освобождаването на кислород от водната растителност по време на фотосинтезата, която протича толкова по-силно, колкото по-висока е температурата на водата, интензивността на слънчевата светлина и повече хранителни вещества (P, N и др.) във водата;
- навлизане във водоеми с дъждовни и снежни води, които обикновено са пренаситени с кислород.
Групата от процеси, които намаляват съдържанието на кислород във водата, включва реакции на неговото потребление за окисляване на органични вещества: биологични (дишане на организми), биохимични (дишане на бактерии, консумация на кислород за разлагане на органични вещества) и химични (окисление на Fe2+, Mn2+, NO2-, NH4+, CH4, H2S). Скоростта на консумация на кислород се увеличава с повишаване на температурата, броя на бактериите и други водни организмии вещества, подложени на химично и биохимично окисляване. В допълнение, намаляване на съдържанието на кислород във водата може да възникне поради изпускането му в атмосферата от повърхностните слоеве и само ако водата при дадена температура и налягане е пренаситена с кислород.
В повърхностните води съдържанието на разтворен кислород варира в широки граници - от 0 до 14 mg/l - и е подложено на сезонни и дневни колебания. Последните зависят от интензивността на процесите на неговото производство и потребление, поради което проба за кислород се взема преди 12 часа на обяд, докато съдържанието на кислород поради фотосинтезата достигне високи стойности (при наблюдение се опитват да фиксират най-лошите условия). Кислородният дефицит се наблюдава по-често във водни тела с високи концентрации на замърсяващи органични вещества и в еутрофизирани водни тела, съдържащи голям бройбиогенни и хуминови вещества.
Концентрацията на кислород определя големината на окислително-възстановителния потенциал и до голяма степен посоката и скоростта на процесите на химично и биохимично окисление на органичните и неорганични съединения. Кислородният режим оказва дълбоко влияние върху живота на резервоара. Минималното съдържание на разтворен кислород, което осигурява нормално развитиериба, е около 5 mg/l. Намаляването му до 2 mg/l причинява масова смъртност (умъртвяване) на рибата. Влияе неблагоприятно върху състоянието на водната популация и пренасищането на водата с кислород в резултат на процесите на фотосинтеза с недостатъчно интензивно смесване на водните слоеве.
Определянето на кислород в повърхностните води е включено в програмите за наблюдение, за да се оценят условията на живот на хидробионтите, включително рибите, а също и като косвена характеристика за оценка на качеството на повърхностните води и регулиране на процеса на самопречистване. Съдържанието на разтворен кислород е от съществено значение за аеробното дишане и е индикатор за биологична активност (т.е. фотосинтеза) във водно тяло. Но тъй като съдържанието на разтворен кислород е резултат от различни процеси, няма недвусмислена връзка между съдържанието на разтворен кислород и органичните вещества във водата. Следователно те се развиха лабораторни методиоценки на необходимостта от кислород за окисляването на органични вещества, присъстващи във водата, или показатели за окисляемост.
Окисляемост
Окисляемостта е косвен показател за съдържанието на органични вещества във водата, т.к. характеризира не концентрацията на органични вещества, а свойството на водата да консумира разтворен кислород за окисляване на присъстващите в нея органични вещества.
Така че, в зависимост от степента на замърсяване, водата съдържа повече или по-малко количество редуциращи агенти (преди всичко органични вещества), които се окисляват от силни окислители: перманганат, бихромат и др. Количеството кислород, еквивалентно на количеството окислител, използван за окисляване на редуциращите агенти, съдържащи се в 1 литър вода, се нарича окисляемост. Определя се като mg кислород на 1 литър вода (mg O/l).
Съставът на органичните вещества в природните води се формира под въздействието на много фактори. Сред най-важните са вътреводните биохимични процеси на производство и трансформация, постъпления от други водни тела, с повърхностен и подземен отток, с атмосферни валежи, с промишлени и битови отпадъчни води. Органичните вещества, образувани в резервоара и влизащи в него отвън, са много разнообразни по природа и химични свойства, включително устойчивост на действието на различни окислители. Съотношението на лесно и трудно окисляеми вещества, съдържащи се във водата, значително влияе върху окисляемостта на водата при условията на един или друг метод за нейното определяне.
Стойностите на окисляемостта на природните води варират от фракции милиграми до десетки милиграми на литър, в зависимост от общата биологична продуктивност на водните тела, степента на замърсяване с органични вещества, както и от влиянието на органичните вещества на природните произход, идващ от блата, торфища и др. Повърхностните води имат по-висока окисляемост в сравнение с подземните води (десети и стотни от милиграма на 1 литър), с изключение на водите от нефтените находища и подпочвените води, захранвани от блата. Планинските реки и езера се характеризират с окисляемост 2-3 mg O/l, равнинните реки - 5-12 mg O/l, блатните реки - десетки милиграма на 1 литър.
В резервоари и водни течения, подложени на силно въздействие от човешката дейност, промяната в окислителната способност действа като характеристика, която отразява режима на вливане на отпадни води. За естествени слабо замърсени води се препоръчва определяне на перманганатната окисляемост; в по-замърсени води по правило се определя бихроматната окисляемост (ХПК).
И така, в зависимост от използвания окислител, се разграничават перманганатната окисляемост (перманганатен индекс) и бихроматната окисляемост (COD - химическа нужда от кислород). Резултатите от определяне на окисляемостта на една и съща водна проба, но с различни окислители, обикновено се различават поради различната степен на окисление от тези окислители. различни веществав анализираната вода. Това зависи не само от свойствата на окислителя, но и от неговата концентрация, температура, pH и др. Следователно всички методи за определяне на окисляемостта са условни и получените резултати са сравними само при стриктно спазване на всички условия за определяне.
Нека сравним различните методи за измерване на концентрацията на органични вещества (фиг. 1):
Фиг. 1. Сравнителна характеристика на методите за определяне
Най-очевидният индикатор за концентрацията на органични вещества във водата (характеризира тяхното съдържание със 100%) е теоретична нужда от кислород(TPK, или теоретична COD), която съответства на потребността от кислород за окисляване на органични вещества, определена въз основа на стехиометричното уравнение за реакцията на окисление.
Теоретичната нужда от кислород е количеството кислород (или окислител по отношение на кислорода), в mg/l, необходимо за пълното окисляване на органичните вещества, съдържащи се в пробата, при което въглерод, водород, сяра, фосфор и други елементи, с изключение на азотът, ако присъства в органичната материя, се окислява до своите висши оксиди:
и азотът се превръща в амоняк или амониева сол:
N®NH3 (NH4+).
В същото време кислородът, който е част от окисляващите се органични вещества, участва в процеса на окисление, а водородът на тези съединения дава три атома за всеки азотен атом по време на образуването на амоняк (NH 3) или два атома за всеки кислороден атом по време на образуването на вода (H 2 O ).
Примери за изчисляване на конкретния TPK:
1. Оксалова киселина
H 2 C 2 O 4 + O \u003d 2 CO 2 + H 2 O
1 mg - TPK удари.
TPK бие \u003d mg O / mg оксалова киселина.
2. Глюкоза
C 6 H 12 O 6 + 12 O \u003d 6 CO 2 + 6 H 2 O
M=180g - 12×16g
1 mg - TPK удари.
TPK бие = mg O/mg глюкоза
3. Оцетна киселина
C 2 H 4 O 2 + 4 O \u003d CO 2 + H 2 O
M=60g - 4×16g
1 mg - TPK удари.
TPK бие = mg O/mg оцетна киселинас
С 3 H 7 NO 2 + 6 O \u003d 3 CO 2 + 2 H 2 O + NH 3
M= 89g - 6×16g
1 mg - TPK удари.
TPK бие = mg O/mg анилин
За някои отделни компоненти на битови и промишлени отпадъчни води, сходни по състав, специфичният TPK е равен на:
Захароза 1.12
Пептон 1.20
Албумин 1.32
Казеин 1.39
Ако органичната материя на битовите отпадъчни води, състояща се главно от остатъци от протеинови молекули и въглехидрати, е представена като (CH 2 O) n, тогава теоретично окисляемостта трябва да бъде равна на:
(CH 2 O) n + 2n O \u003d n CO 2 + n H 2 O
1 mg - TPK удари.
TPK бие \u003d mg O / mg органично вещество в битови отпадъчни води.
Лабораторната оценка на теоретичната потребност от кислород се извършва чрез окисление с калиев дихромат в силно кисела среда в присъствието на Ag 2 SO 4 катализатор. Количеството кислород, еквивалентно на количеството дихромат, използвано за окисляване на органични вещества, се нарича бихроматна окисляемост или COD(химическа нужда от кислород).
Процесът протича по схемата:
2 Cr 2 O 7 2- + 16 H + + 3 C o \u003d 4 Cr 3+ + 3 CO 2 + 8 H 2 O,
напълно идентична със схемата на мокро окисление при определяне на общия органичен въглерод Сorg. . Окисляването се ускорява и обхваща дори такива трудно окисляеми вещества като оцетна киселина и аминокиселини, ако реакцията се извършва в присъствието на Ag 2 SO 4 катализатор.
Схема на катализа:
В реакцията се въвежда строго определено количество калиев бихромат. След окисляване излишъкът Cr 2 O 7 2- се титрува със солта на Мор Fe 2 (NH 4) 2 (SO 4) в присъствието на индикатор (фероин или фенилантранилна киселина):
Cr 2 O 7 2- + 6 Fe 2+ + 14 H + = 6 Fe 3+ + 2 Cr 3+ + 7H 2 O
Резултатът се изразява в mg O/l, като се вземе предвид факта, че 1 Cr 2 O 7 2- молекула е еквивалентна на три кислородни атома.
Въпреки факта, че дихроматът е силен окислител и окислява почти всички органични вещества, резултатът от COD е 95-98% от теоретичния COD (или TOD). Загубата от 2-5% се дължи главно на образуването на летливи, устойчиви на окисление продукти на разлагане (CO, CH 4). При нормални условия на процеса, само пиридин и някои други азотсъдържащи хетероцикли (пирол, пиролидин, никотинова киселина), както и слабо разтворими въглеводороди във вода, като бензен и неговите хомолози, парафин и нафталин. Ако анализираната проба съдържа неорганични редуциращи агенти, тогава количеството им, определено отделно, трябва да се извади (по отношение на кислород) от резултата от определянето на ХПК.
В програмите за мониторинг COD се използва като мярка за количеството органична материя в проба, която е податлива на окисление от силен химичен окислител. ХПК се използва за характеризиране на състоянието на водните течения и резервоари, притока на битови и промишлени отпадъчни води (включително степента на тяхното пречистване), както и повърхностния отток. Този метод е основен при анализ на отпадъчни и замърсени води, чиято окисляемост е > 100 mg O/l. Може да се използва и за анализ на води с окисляемост от 5–100 mg O/l, но възпроизводимостта ще бъде по-лоша (±10%). За по-чисти води методът е неприложим, т.к дава неточни резултати: малко количество окислител, изразходван в реакцията, се определя като разликата между две големи стойности - количеството K 2 Cr 2 O 7 преди окисляването и останалото количество K 2 Cr 2 O 7 след окисляването.
Въпреки това стойността на COD на чистата вода, използвана като питейна вода, е от особен интерес. Тъй като органичните замърсители реагират с K 2 Cr 2 O 7 почти напълно, следователно COD е по-надеждна мярка за окисляемост (от PO, където окислението се извършва само с 40 - 60%), което може да се използва за преценка на необходимото количество озон или хлор, използван при пречистване на водата.
В това отношение автоматичните измервателни уреди за ХПК са от особен интерес. В едно от тези устройства водна проба се изпарява в поток от азот, след което се изгаря в точно измерено количество кислород под действието на катализатор при висока температураи потенциометричен метод за определяне на остатъчното количество кислород.
Наредби за CODза вода от резервоари за битови и питейни нужди - 15 mg O / l, културни и битови - 30 mg O / l.
Стойността на COD, въпреки че служи като мярка за общото съдържание на органични замърсители във водата, все пак (както Corg.) не е достатъчна за количественото изчисляване на замърсяването, ако елементният състав на тези органични примеси е неизвестен. Коефициентът на преобразуване (1 mg замърсител = 1,2 mg O/l COD) варира в зависимост от съдържанието на O и N в органичната материя.
В момента се дава повишено вниманиеопределение връзка COD/C орг.на повърхността и канализация. Естествено, при анализиране на относително чисти води, тази стойност се намира със значителни грешки, както поради разсейването в резултатите от ХПК, така и поради Corg. се определя като малка разлика между две големи стойности: съдържанието на общ и неорганичен въглерод.
Това съотношение за всички въглехидрати (глюкоза, захароза, полизахариди) има една и съща стойност, равна на 2,67. Същата стойност ще се получи за оцетната и млечната киселина. За протеините, приемайки средния им състав: С - 53%, Н - 7%, О - 23%, N - 17%, S - 0,25%, получаваме стойност 2,8. Ако за хуминовите киселини средното съотношение C:H:O:N = 16:17:8:1, то за тях COD / C орг. = 2,6.
Така за основните органични вещества от естествен произход съотношението COD/C орг. = 2,6 - 2,8. Същото може да се каже за органичните вещества в отпадъчните води от хранително-вкусовата промишленост и битовите отпадъчни води, които не са замърсени от промишлени отпадъчни води.
Нека проверим казаното чрез изчисление, използвайки примера на захарозата:
C 12 H 22 O 11 + 24 O \u003d 12 CO 2 + 11 H 2 O
M=342 g - 24×16 g
1 mg - TPK удари.
TPK бие = mg O/mg захароза;
C 12 H 22 O 11 - 12 C
M=342 g - 12×12 g
1 mg - C org, удари
От org, ud. = mg C/mg захароза
Вземете съотношението: TPK бие. /S org., ud. \u003d 1,12 / 0,42 \u003d 2,67.
Съотношението COD/C орг. по-удобен от COD и Corg. отделно. Стойността на COD отразява не само съдържанието на органичен въглерод в пробата, но и съдържанието на кислород и водород в молекулите на окисляващите се органични вещества. Водородът изисква подходящо количество кислород, за да се превърне във вода; колкото повече водород има в молекулата, толкова по-висок е COD. От друга страна, кислородът, който е част от молекулата на окисляващото вещество, участва в образуването на молекули CO 2 и H 2 O и следователно, колкото повече кислород, толкова по-малко COD.
COD и C org. взети поотделно, те не могат да характеризират нито природата на органичния замърсител, нито неговото количество, ако елементният състав не е известен. При изчисляване на съотношението COD/C орг. моларната маса на органичната материя се намалява:
COD/C орг. (за захароза) =
и съотношението характеризира количеството кислород (в mg), необходимо за окисляване на 1 mg въглерод, присъстващ в молекулата на замърсителя.
Тъй като в повечето органични вещества от естествен произход съотношението Н:О = 2:1, т.е. тъй като във водна молекула или, с други думи, формалното състояние на окисление на въглерода е 0, тогава кислородът на окислителя се изразходва само за окисляването на въглерода до CO2. Следователно за естествените органични вещества съотношението ХПК/С орг. характеризиращ се с такава стабилна стойност, равна на 2,67:
C o + 2O \u003d CO 2
M \u003d 12 g - 2 × 16 x \u003d COD / C org. =
За вещества с повече високо съдържаниевъглерод и водород, т.е. когато формалното състояние на окисление на въглерода< 0, на окисление каждого атома углерода до СО 2 требуется больше кислорода, а следовательно ХПК/С орг. > 2,67.
Следователно, ако COD/C org. > 3, тогава това е сигнал, че водата е замърсена с вещества с относително дълги въглеводородни вериги в молекулите (вероятно химически продукти или нефтопродукти). След това водата се анализира по-подробно. Възможно е да се определи съдържанието на петролни продукти в него, да се извадят стойностите на COD и Corg, съответстващи на него. съответно от числителя и знаменателя на дробта COD / C орг. и да се получи нова стойност на този показател, която може да се използва за преценка за наличието във водата на други замърсители с дълга въглеводородна верига в молекулата.
Примери за такива вещества:
Ако формалното състояние на окисление на въглерода в органична молекула е > 0, тогава COD/C орг.< 2,67. Самое маленькое значение этого отношения у щавелевой кислоты: ХПК/С орг. = 0,67.
По този начин този показател е характеристика на замърсяването на водите от промишлени отпадъчни води. Отразявайки връзката между количеството C, H, N и O в молекулите на органичните съединения, той предоставя полезна информация за природата на тези съединения.
III. III. Неоперативни приходи и разходи (показатели 12, 13, 14.15, 16)органична материя. Във водата на водоизточниците са открити няколко хиляди органични вещества от различни химични класове и групи. Органичните съединения от естествен произход - хуминови вещества, различни амини и др. - са способни да променят органолептичните свойства на водата и поради тази причина вероятността от техните токсични свойства в питейната вода на централизираните системи за питейна вода е ниска, тъй като те трябва да бъдат отстранени по време на обработката на водата.
Няма съмнение, че органичните вещества от техногенен произход, когато попаднат с питейната вода, могат да повлияят неблагоприятно на организма. Аналитичният контрол на съдържанието им в питейната вода е труден не само поради огромния им брой, но и защото много от тях са много нестабилни и във водата протича непрекъсната трансформация. Следователно аналитичният контрол не може да идентифицира всички органични съединения, присъстващи в питейната вода. Въпреки това, много органични вещества имат изразени органолептични свойства (мирис, вкус, цвят, способност за разпенване), което позволява тяхното идентифициране и ограничаване на съдържанието им в питейната вода. Примери за такива вещества са: синтетични повърхностно активни вещества (ПАВ), които образуват пяна в ниски (нетоксични) концентрации; феноли, които придават на водата специфична миризма; много органофосфорни съединения. Органичните вещества винаги присъстват в естествената вода на резервоарите. Техните концентрации понякога могат да бъдат много ниски (например в изворни и стопени води). естествени извориорганичните вещества са разлагащи се останки от организми от растителен и животински произход, както живеещи във водата, така и попадащи в резервоара от листата, във въздуха, от бреговете и др. В допълнение към природните източници има и техногенни източници на органични вещества: транспортни предприятия (нефтопродукти), целулозно-хартиени и дървообработващи предприятия (лигнини), месопреработвателни предприятия (протеинови съединения), селскостопански и фекални отпадъчни води и др. Органичното замърсяване навлиза в резервоара по различни начини, главно с отпадни води и дъждовни повърхностни измивания от почвата. Съдържанието на органични вещества се оценява по показатели БПК и ХПК. Биохимично и химическо потребление на кислород - БПК и ХПК - приети в хигиената, хидрохимията и екологията, интегрални показатели, характеризиращи съдържанието на нестабилни (неконсервативни) органични вещества във водата, които се трансформират във вода чрез хидролиза, окисление и други процеси. Съдържанието на такива вещества се изразява в количеството кислород, необходимо за тяхното окисление в силно кисела среда с перманганат (БПК) или дихромат (ХПК). Тези вещества включват алифатни киселини, някои естери, амини, алкохоли. По този начин, аналитичен контролпитейната вода трябва да е насочена към определяне на достатъчно стабилни (консервативни) вещества, които нямат изразени органолептични свойства, но представляват висока опасностза здравето поради силна токсичност, кумулативност или способност да предизвикват дълготрайни ефекти, неблагоприятни за здравето на индивида или следващите поколения (мутагенни - променящи наследствените структури, канцерогенни, ембриотоксични, гонадотоксични). Сред тези съединения от голямо хигиенно значение са следните групи: селскостопански пестициди, полиароматни въглеводороди, трихалометани. Напоследък в литературата широко се обсъжда хигиенното значение на диоксините, дибензофураните и бифенилите - техногенни продукти.
В естествени условия органичните вещества във водата се разрушават от бактерии, претърпяват аеробно биохимично окисление с образуване на въглероден диоксид. В този случай кислородът, разтворен във вода, се изразходва за окисление. Във водни тела с високо съдържание на органична материя по-голямата част от РА се изразходва за биохимично окисление, като по този начин лишава други организми от кислород. Следователно броят на организмите, които са по-устойчиви на ниско съдържание на РА, се увеличава, кислородолюбивите видове изчезват и се появяват видове, толерантни към недостиг на кислород. По този начин, в процеса на биохимично окисляване на органични вещества във вода, концентрацията на DO намалява и това намаление косвено е мярка за съдържанието на органични вещества във водата. Съответният показател за качеството на водата, който характеризира общото съдържание на органични вещества във водата, се нарича биохимична потребност от кислород (БПК).
БПК е количеството кислород в (mg), необходимо за окисляването на органична материя в 1 литър вода при аеробни условия, без достъп на светлина, при 20 ° C, за определен период от време в резултат на биохимични процеси, протичащи във водата. Определянето на БПК се основава на измерване на концентрацията на РА във водна проба непосредствено след вземане на пробата, както и след инкубиране на пробата. Пробата се инкубира без достъп на въздух в кислородна колба (т.е. в същия съд, където се определя стойността на RK) за времето, необходимо за протичане на реакцията на биохимично окисление. Тъй като скоростта на биохимичната реакция зависи от температурата, инкубацията се извършва в режим на постоянна температура (20 ± 1) ° C, а точността на анализа на БПК зависи от точността на поддържане на температурната стойност. Обикновено се определя БПК за 5 дни инкубация (БПК5). Могат да се определят и BOD10 за 10 дни и BODtotal за 20 дни (в този случай се окисляват съответно около 90 и 99% от органичните вещества). Условно се приема, че BOD5 е около 70% BODFULL, но може да бъде от 10 до 90% в зависимост от окисляващото вещество. Грешка в определянето на БПК може да бъде въведена и чрез осветяване на пробата, което засяга жизнената активност на микроорганизмите и може в някои случаи да причини фотохимично окисление. Следователно инкубацията на пробата се извършва без достъп на светлина (на тъмно място).
Характеристика на биохимичното окисление на органичните вещества във водата е съпътстващият процес на нитрификация, който нарушава естеството на потреблението на РК. Докато както естествените, така и битовите отпадъчни води съдържат голям брой микроорганизми, които могат да се развият поради съдържащите се във водата органични вещества, много видове промишлени отпадъчни води са стерилни или съдържат микроорганизми, които не са способни на аеробна обработка на органични вещества. Микробите обаче могат да бъдат адаптирани (адаптирани) към присъствието различни връзки, включително токсични. Следователно при анализа на такива отпадъчни води (те обикновено се характеризират с повишено съдържание на органични вещества) обикновено се използва разреждане с вода, наситена с кислород и съдържаща добавки от адаптирани микроорганизми, защото съставът на такива води често включва вещества, които значително забавят процеса на биохимично окисление, а понякога и имат токсичен ефектвърху бактериалната микрофлора.
Списъкът на примесите във водата от органичен произход е доста разнообразен:
Видове примеси, които имат способността да се разтварят във вода: хуминови киселини, техните соли - натриеви, калиеви, амониеви хумати; няколко елемента са антропогенни по природа; няколко вида аминокиселини, протеини;
Видове примеси, които нямат свойството да се разтварят във вода: фулвинови киселини (соли) и хуминови киселини, техните соли - калциеви, магнезиеви, железни хумати; липоиди от различен характер; компоненти на разнообразна същност, вкл. микроорганизми.
Нивото на насищане на водата с компоненти от органичен произход се анализира чрез определяне на нейната окисляемост (консумация на силен окислител), насищане с органичен въглерод, биохимична консумация на кислород и абсорбция в ултравиолетовата зона.
Стойността, която може да се използва за характеризиране на наличието на органични и минерални вещества във водите, които при определени условия претърпяват окисление от един от химическите окислители, се нарича терминът окисляемост. Разграничават се следните видове окисляемост на водата: перманганат, бихромат, йодат, церий (методи за откриване на 2 крайности се използват изключително рядко). Индикаторът "окисляемост" се изчислява в милиграми от реагента, изразходван за окисляване на вещества във водата, превърнат в еквивалентно количество кислород.
Ефектът на окислителите върху минералните компоненти, като Fe 2+, S 2-, NO 2 - йони, е известен, но връзката между тези частици и органичната материя във вода близо до повърхността се измества към концентрацията на органични елементи произход, т.е. "органичната материя" е много повече.
При артезиански източници под земята посочената позиция има обратна зависимост, т.е. органичните компоненти са много по-малко от представените частици. В някои кладенци има почти пълна липса на органични съединения. В същото време минералните компоненти могат да бъдат открити чрез индивидуални аналитични изследвания.
В ситуация, когато съдържанието на представените неорганични редуциращи агенти в количество е под 0,1 mmol / l, тогава те могат да бъдат пропуснати, в друга ситуация си струва да направите необходимите промени.
За слабо замърсени повърхностни природни води, както и води от подземни източници, се препоръчва да се изчисли перманганатният тип окисляемост (перманганатен индекс); в замърсени повърхностни води и различни отпадъчни води най-често се открива нивото на окисляемост от бихроматен тип (COD).
Съгласно SanPin 2.1.4.1074-01 за питейна вода индикаторът "Перманганатна окисляемост" не трябва да надвишава стойност от 5 mgO 2 / dm 3.
Уважаеми господа, ако имате нужда от пречистване на водата от органични съединения, за да приведете качеството й в определени стандарти, направете заявка към специалистите на фирмата Waterman. Ние ще Ви предложим оптималната технологична схема на пречистване на водата.
Глава 12. Органични вещества във водните системи
органичен въглерод.Органичният въглерод е най-надеждният индикатор за общото съдържание на органична материя в природните води, като представлява средно около 50% от масата на органичната материя.
Съставът и съдържанието на органични вещества в природните води се определя от съвкупност от много процеси, различни по природа и скорост: постмортални и прижизнени екскрети на водни организми; притоци с атмосферни валежи, с повърхностен отток в резултат на взаимодействието на атмосферните води с почвите и растителността на повърхността на водосборния басейн; постъпления от други водни тела, от блата, торфени блата; постъпления от битови и промишлени отпадъчни води.
Концентрацията на органичен въглерод е обект на сезонни колебания, чийто характер се определя от хидрологичния режим на водните тела и свързаните с него сезонни промени в химичния състав, временни промени в интензивността на биологичните процеси. В дънните слоеве на водните тела и повърхностния филм съдържанието на органичен въглерод може да се различава значително от съдържанието му в останалата част от водната маса.
Органичните вещества се намират във вода в разтворени, колоидни и суспендирани състояния, образувайки определена динамична система, като цяло неравновесна, в която под въздействието на физични, химични и биологични фактори непрекъснато се извършват преходи от едно състояние в друго.
Най-ниската концентрация на въглерод от разтворени органични вещества в незамърсени природни води е около 1 mg/dm 3 , най-високата обикновено не надвишава 10–20 mg/dm 3 , но в блатните води може да достигне няколкостотин mg/dm 3 .
Въглеводороди (нефтопродукти и ароматни въглеводороди).Понастоящем повърхността на Световния океан върху огромни площи е покрита с въглеводороден филм. Причините за това са:
Депониране на отпадъци от рафинерия (например само една средно голяма рафинерия генерира 400 t отпадъци на ден–1);
Изхвърляне на баласт и промиване на резервоари на петролни превозвачи след транспортиране (количеството нефт, което попада във водата, е средно 1% от транспортирания товар, т.е. 1–2 Mt година -1);
Голям брой аварии с петролни танкери (само в периода от 1967 до 1974 г. има 161 аварии (Erhard, 1984), от 1960 до 1970 г. - около 500 (Ramad, 1981)).
Фигура 12.1 показва дяловете на различни антропогенни източници в замърсяването на океана с нефтопродукти. Но също така е необходимо да се вземе предвид фактът, че нефтът е естествено вещество и навлиза в морската вода не само в резултат на техногенна дейност, но и с естествени добиви (според различни оценки от 20 kt до 2 Mt на година -1).
Ориз. 12.1.
Антропогенно навлизане на нефтопродукти в океаните
(Фрид, 2002)
Нефтопродуктите са сред най-често срещаните и опасни вещества, замърсяващи повърхностните води. Нефтът и продуктите от неговата преработка са изключително сложна, нестабилна и разнообразна смес от вещества (ниско и високомолекулни наситени, ненаситени алифатни, нафтенови, ароматни въглеводороди, кислородни, азотни, серни съединения, както и ненаситени хетероциклични съединения като смоли, асфалтени, анхидриди, асфалтени).киселини). Концепцията за "нефтопродукти" в хидрохимията условно се ограничава само до въглеводородната фракция (алифатни, ароматни, алициклични въглеводороди).
Големи количества нефтопродукти навлизат в повърхностните води, когато нефтът се транспортира по вода, с отпадъчни води от нефтодобивна, нефтопреработваща, химическа, металургична и други индустрии, с битови води. Някои количества въглеводороди постъпват във водата в резултат на прижизнени екскреции от растителни и животински организми, както и в резултат на тяхното постмортално разлагане.
В резултат на процесите на изпарение, сорбция, биохимично и химично окисление, протичащи в резервоара, концентрацията на нефтопродукти може значително да намалее, докато техният химичен състав може да претърпи значителни промени. Ароматните въглеводороди са най-стабилни, n-алканите са най-малко стабилни.
Във водни обекти, които не са замърсени с нефтопродукти, концентрацията на естествени въглеводороди може да варира в морски води от 0,01 до 0,10 mg / dm 3 и по-високи, в речни и езерни води от 0,01 до 0,20 mg / dm 3, понякога достигайки 1–1,5 mg / dm 3. Съдържанието на естествени въглеводороди се определя от трофичния статус на резервоара и до голяма степен зависи от биологичната ситуация в резервоара.
Неблагоприятното въздействие на нефтопродуктите засяга по различни начини човешкото тяло, дивата природа, водната растителност, физическото, химичното и биологичното състояние на резервоара. Нискомолекулните алифатни, нафтенови и особено ароматни въглеводороди, които са част от петролните продукти, имат токсичен и до известна степен наркотичен ефект върху тялото, засягайки сърдечно-съдовата и нервната система. Най-голяма опасност представляват полицикличните кондензирани въглеводороди като 3,4-бензапирен, които имат канцерогенни свойства. Нефтопродуктите обгръщат оперението на птиците, повърхността на тялото и органите на други водни организми, причинявайки заболяване и смърт.
Отрицателното влияние на нефтопродуктите, особено в концентрации от 0,001–10 mg/dm 3 , и присъствието им под формата на филм също оказва влияние върху развитието на висшата водна растителност и микрофитите.
При наличие на нефтопродукти водата придобива специфичен вкус и мирис, цветът и pH се променят, газообменът с атмосферата се влошава.
MPC в нефтопродукти е 0,3 mg / dm 3 (ограничаващ индикатор за опасност - органолептичен), MPC vr - 0,05 mg / dm 3 (ограничаващ индикатор за опасност - рибарство). Наличието на канцерогенни въглеводороди във водата е недопустимо.
PAH.Замърсяването с полициклични ароматни въглеводороди (ПАВ) вече е глобално. Тяхното присъствие е установено във всички елементи на природната среда (въздух, почва, вода, биота) от Арктика до Антарктика.
ПАВ с изразени токсични, мутагенни и канцерогенни свойства са многобройни. Техният брой достига 200. В същото време PAHs, разпространени в цялата биосфера, са не повече от няколко десетки. Това са антрацен, флуорантрен, пирен, хризен и някои други.
Най-характерен и най-често срещан сред ПАВ е бензо(а)пирен (БП):
BP е силно разтворим в органични разтворители, докато е изключително слабо разтворим във вода. Минималната ефективна концентрация на бензо(а)пирен е ниска. BP се трансформира под действието на оксигеназите. Продуктите на трансформация на BP са крайни канцерогени.
Дял на BP в обща суманаблюдаваните PAHs са ниски (1–20%). Те го правят значим:
Активна циркулация в биосферата
Висока молекулярна стабилност
Значителна проканцерогенна активност.
От 1977 г. BP се счита на международно ниво за индикаторно съединение, чието съдържание се използва за оценка на степента на замърсяване на околната среда с канцерогенни ПАВ.
Във формирането на естествения фон на бензо(а)пирен участват различни абиотични и биотични източници.
Геоложки и астрономически източници. Тъй като PAHs се синтезират по време на термични трансформации на прости органични структури, BP се намира в:
материал от метеорити;
Магматични скали;
Хидротермални образувания (1–4 µg kg -1);
Вулканична пепел (до 6 µg kg -1). Глобалният поток от вулканичен BP достига 1,2 тона годишно -1 (Израел, 1989 г.).
Абиотичният синтез на BP е възможен при изгаряне на органични материали по време на естествени пожари. При изгаряне на гора, тревна покривка, торф се образуват до 5 тона годишно -1. Установен е биотичен синтез на BP за редица анаеробни бактерии, способни да синтезират BP от естествени липиди в дънни седименти. Показана е възможността за синтезиране на BP и хлорела.
В съвременните условия повишаването на концентрацията на бензо(а)пирен се свързва с антропогенен произход. Основните източници на BP са: битови, промишлени зауствания, измиване, транспорт, аварии, транспорт на дълги разстояния. Антропогенният поток на BP е приблизително 30 t годишно -1 .
В допълнение, важен източник на BP, навлизащ във водната среда, е транспортирането на нефт. В този случай около 10 t година -1 попада във водата.
Най-високото замърсяване на BP е характерно за заливи, заливи, затворени и полузатворени морски басейни, подложени на антропогенно въздействие (Таблица 12.4). Най-високи нива на замърсяване с BP в момента се отбелязват за Северно, Каспийско, Средиземно и Балтийско море.
Бенз(а)пирен в дънни седименти . Навлизането на ПАВ в морската среда в количество, надвишаващо възможностите за тяхното разтваряне, води до сорбция на тези съединения върху суспендирани частици. Суспензиите се утаяват на дъното и следователно BP се натрупват в дънните утайки. В този случай основната зона на натрупване на PAH е слой от 1–5 cm.
ПАВ във валежите често са от естествен произход. В тези случаи те са ограничени до тектонични зони, зони на дълбоко термично въздействие, зони на разсейване на нефт и газови натрупвания.
Въпреки това, най-високите концентрации на BP се установяват в зони на антропогенно влияние.
ПАВ не само се сорбират на повърхността на организмите, но и се концентрират вътреклетъчно. Планктонните организми се характеризират с високо ниво на натрупване на ПАВ.
Съдържанието на BP в планктона може да варира от няколко μg kg -1 до mg kg -1 сухо тегло. Най-често срещаното съдържание е (2–5) 10 2 µg kg -1 сухо тегло. За Берингово море коефициентите на натрупване (съотношението на концентрацията в организмите към концентрацията във вода) в планктона (Cp/Sw) варират от 1,6 10 до 1,5 10 4, факторите на натрупване в неустона (Cn/Sw) варират от 3,5 10 2 до 3.6 10 3 (Израел, 1989).
Тъй като по-голямата част от бентосните организми се хранят със суспендирана органична материя и почвен детрит, често съдържащ ПАВ в концентрации, по-високи от тези във водата, бентоните често натрупват BP в значителни концентрации (Таблица 12.1). Известно е натрупването на ПАВ от полихети, мекотели, ракообразни и макрофити.
Тъй като PAH са естествено срещащи се вещества, естествено е да има микроорганизми, които могат да ги унищожат. По този начин, в експерименти в Северния Атлантик, BP-окислителните бактерии унищожават 10–67% от приложеното BP. В експерименти в Тихия океан беше показана способността на микрофлората да унищожи 8-30% от въведеното BP. В Берингово море микроорганизмите унищожават 17–66% от приложеното БП, а в Балтийско море 35–87%.
Таблица 12.1
Коефициенти на натрупване на BP в различни обекти от екосистемата на Балтийско море (Израел, 1989 г.)
За BP са доказани токсичност, канцерогенност, мутагенност, тератогенност и ефект върху репродуктивната способност на рибите. Освен това, подобно на други трудно разградими вещества, BP е способен на биоакумулиране в хранителните вериги и съответно представлява опасност за хората.
Бензол.Бензолът е безцветна течност с характерна миризма.
Бензолът навлиза в повърхностните води от предприятия и отрасли на основния органичен синтез, нефтохимическата, химическата и фармацевтичната промишленост, производството на пластмаси, експлозиви, йонообменни смоли, лакове и бои, изкуствена кожа, както и отпадъчни води от мебелни фабрики. Отпадъчните води от коксовите заводи съдържат бензен в концентрации от 100–160 mg/dm 3 , в отпадъчните води от производството на капролактам - 100 mg/dm 3 , от производството на изопропилбензол - до 20 000 mg/dm 3 . Източникът на замърсяване на водните площи може да бъде транспортният флот (използван в моторното гориво за повишаване на октановото число). Бензолът се използва и като повърхностно активно вещество.
Бензенът се изпарява бързо от водните басейни в атмосферата (времето на полувреме е 37,3 минути при 20°C). Прагът на миризма за бензен във вода е 0,5 mg/dm 3 при 20°C. При 2,9 mg / dm 3 миризмата се характеризира с интензивност от 1 точка, при 7,5 mg / dm 3 - с 2 точки. Рибното месо придобива неприятна миризма при концентрация 10 mg/dm 3 . При 5 mg/dm 3 миризмата изчезва за един ден, при 10 mg/dm 3 интензивността на миризмата на ден намалява до 1 точка, а при 25 mg/dm 3 миризмата намалява до 1 точка след два дни.
Вкус със съдържание на бензен във вода от 1,2 mg / dm 3 се измерва при 1 точка, при 2,5 mg / dm 3 - при 2 точки. Наличието на бензен във вода (до 5 mg / dm 3) не променя процесите на биологична консумация на кислород, тъй като под въздействието на биохимичните процеси във водата бензолът се окислява леко. В концентрации от 5–25 mg/dm3 бензолът не забавя минерализацията на органичните вещества и не засяга процесите на бактериално самопречистване на водните тела.
При концентрация от 1000 mg / dm 3 бензолът инхибира самопречистването на разредените отпадъчни води, а при концентрация от 100 mg / dm 3 - процеса на пречистване на отпадъчните води в аеротенкове. При съдържание от 885 mg/dm3 бензенът значително забавя ферментацията на утайките в биореакторите.
ПДК v - 0,5 mg / dm 3 (ограничаващ показател за вредност - санитарно-токсикологичен), ПДК vr - 0,5 mg / dm 3 (ограничаващ показател за вредност - токсикологичен).
Феноли.Фенолите са бензенови производни с една или повече хидроксилни групи. Обикновено се разделят на две групи - летливи феноли с пара (фенол, крезоли, ксиленоли, гваякол, тимол) и нелетливи феноли (резорцин, катехол, хидрохинон, пирогалол и други поливалентни феноли).
В естествени условия фенолите се образуват в процесите на метаболизма на водните организми, по време на биохимичното разлагане и трансформация на органични вещества, намиращи се както във водния стълб, така и в дънните седименти.
Фенолите са едни от най-честите замърсители, навлизащи в повърхностните води с отпадъчни води от петролни рафинерии, преработка на петролни шисти, дървохимическа, коксова, анилинна и бояджийска промишлености и др. В отпадъчните води на тези предприятия съдържанието на феноли може да надвишава 10–20 g /dm 3 с много разнообразни комбинации.
Превишаването на естествения фон за фенол може да служи като индикация за замърсяване на водните тела. В замърсените с феноли природни води тяхното съдържание може да достигне десетки и дори стотици микрограма на 1 dm3. Фенолите са нестабилни съединения и се подлагат на биохимично и химично окисление.
Простите феноли се подлагат главно на биохимично окисление. При концентрация над 1 mg / dm 3, разрушаването на феноли протича доста бързо, загубата на феноли е 50–75% за три дни, при концентрация от няколко десетки микрограма на 1 dm 3, този процес се забавя , а загубата за същото време е 10–15%. Самият фенол се унищожава най-бързо, крезолите – най-бавно, а ксиленолите – още по-бавно. Многовалентните феноли се разрушават главно чрез химично окисление.
Концентрацията на феноли в повърхностните води е обект на сезонни промени. През лятото съдържанието на феноли намалява (с повишаване на температурата скоростта на разлагане се увеличава).
Изхвърлянето на фенолни води във водни обекти и потоци рязко влошава общото им санитарно състояние, засягайки живите организми не само чрез своята токсичност, но и чрез значителна промяна в режима на биогенни елементи и разтворени газове (кислород, въглероден диоксид).
В резултат на хлориране на вода, съдържаща феноли, се образуват стабилни хлорфенолни съединения, най-малките следи от които (0,1 μg / dm 3) придават на водата характерен вкус.
В токсикологично и органолептично отношение фенолите са неравностойни. Летливите от пара феноли са по-токсични и имат по-интензивен мирис, когато се хлорират. Най-острите миризми дават прост фенол и крезоли.
MPC в за фенол е определен на 0,001 mg / dm 3 (ограничаващ индикатор за опасност - органолептичен), MPC vr - 0,001 mg / dm 3 (ограничаващ индикатор за опасност - риболов).
алкохоли. метанол.Метанолът навлиза във водоеми с отпадъчни води от производството и употребата на метанол. Отпадъчните води от целулозно-хартиената промишленост съдържат 4,5–58 g / dm 3 метанол, производството на фенолформалдехидни смоли - 20-25 g / dm 3, лакове и бои 2 g / dm 3, синтетични влакна и пластмаси - до 600 mg / dm 3, в отпадъчните води от генераторни станции, работещи на кафяви, каменни въглища, торф, дърва - до 5 g / dm 3.
Когато влезе във водата, метанолът намалява съдържанието на O 2 в нея (поради окисляването на метанола). Концентрация над 4 mg/dm 3 влияе върху санитарния режим на водоемите. При съдържание 200 mg/dm 3 се наблюдава инхибиране на биологичното пречистване на отпадъчните води. Прагът за усещане на миризмата на метанол е 30–50 mg/dm 3 .
Концентрация от 3 mg/dm 3 стимулира растежа на синьо-зелените водорасли и нарушава потреблението на кислород от дафнията. Смъртоносните концентрации за рибите са 0,25–17 g/dm 3 .
Метанолът е силна отрова, която има насочен ефект върху нервната и сърдечно-съдовата система, зрителните нерви и ретината. Механизмът на действие на метанола е свързан с неговия метаболизъм по вида на леталния синтез с образуването на формалдехид и мравчена киселина, които допълнително се окисляват до CO 2 . Зрителното увреждане се дължи на намаляване на синтеза на АТФ в ретината.
MPC в - 3 mg / dm 3 (ограничаващ показател за вредност - санитарно-токсикологичен), MPC vr - 0,1 mg / dm 3 (ограничаващ показател за вредност - санитарно-токсикологичен).
Етиленов гликол.Етиленгликолът навлиза в повърхностните води с отпадъчните води от индустрии, където се произвежда или използва (текстилна, фармацевтична, парфюмерийна, тютюнева, целулозно-хартиена промишленост).
Токсичната концентрация за рибите е не повече от 10 mg/dm 3 , за E. coli - 0,25 mg/dm 3 .
Етиленгликолът е силно токсичен. Когато попадне в стомаха, той действа главно върху централната нервна система и бъбреците, а също така причинява хемолиза на червените кръвни клетки. Токсични са и метаболитите на етиленгликола - алдехидите и оксаловата киселина, която предизвиква образуването и натрупването на калциеви оксалати в бъбреците.
ПДК v - 1,0 mg / dm 3 (граничен показател за вредност - санитарно-токсикологичен), ПДК vr - 0,25 mg / dm 3 (граничен показател за вредност - санитарно-токсикологичен).
органични киселини.Органичните киселини са сред най-честите компоненти на природните води с различен произход и често съставляват значителна част от общото органично вещество в тези води. Съставът на органичните киселини и тяхната концентрация се определят, от една страна, от вътреводни процеси, свързани с жизнената дейност на водорасли, бактерии и животински организми, и, от друга страна, от доставката на тези вещества отвън .
Органичните киселини се образуват поради следните вътреводни процеси:
Доживотни секрети в резултат на нормалните физиологични процеси на здрави клетки;
Посмъртни секрети, свързани със смъртта и разпадането на клетките;
Обществени секрети, свързани с биохимичното взаимодействие на различни организми, като водорасли и бактерии;
Ензимно разграждане на органични вещества с високо молекулно тегло като въглеводороди, протеини и липиди.
Навлизането на органични киселини във водни тела отвън е възможно с повърхностен отток, особено по време на наводнения и наводнения, с атмосферни валежи, промишлени и битови отпадъчни води и с вода, изхвърляна от напоявани полета.
Концентрацията на органични киселини в речните води варира от n·10 до n·10 2 mmol/dm 3 . Амплитудата на вътрегодишните колебания често достига стотици проценти. Редица висши мастни киселини присъстват в естествените води в много ниски концентрации. Концентрациите на пропионовата и оцетната киселини са от n·10 до n·10 2 μg/dm 3 .
Летливи киселини.Летливите киселини са сумата от концентрациите на мравчена и оцетна киселина.
В природните води мравчената киселина се образува в малки количества в процесите на жизнената дейност и постморталното разлагане на водните организми и биохимичната трансформация на органичните вещества, съдържащи се във водата. Повишената му концентрация е свързана с навлизането във водни обекти на отпадъчни води от предприятия, произвеждащи формалдехид и пластмаси на негова основа.
Мравчената киселина мигрира главно в разтворено състояние, под формата на йони и недисоциирани молекули, количественото съотношение между които се определя от константата на дисоциация K 25 ° C = 2,4. 10 -4 и рН стойности. Когато мравчената киселина попадне във водни тела, тя се разрушава главно под въздействието на биохимични процеси.
В незамърсени речни и езерни води мравчена киселина се открива в концентрации от 0–830 µg/dm 3 , в снежни води 46–78 µg/dm 3 , в подземни води до 235 µg/dm 3 и в морски води , до 680 µg/dm 3 . Концентрацията на мравчена киселина е обект на забележими сезонни колебания, които се определят главно от интензивността на биохимичните процеси, протичащи във водата.
ПДК v - 3,5 mg / dm 3 (ограничаващ показател за вредност - общосанитарен), ПДК vr - 1,0 mg / dm 3 (ограничаващ показател за вредност - токсикологичен).
MPC в оцетна киселина е 1,0 mg / dm 3 (ограничаващ показател за вредност - общосанитарен), MPC vr - 0,01 mg / dm 3 (ограничаващ показател за вредност - токсикологичен).
Хуминови киселини.Хуминови и фулвинови киселини, наричани колективно хуминови киселини, често съставляват значителна част от органичната материя на природните води и са сложни смеси от биохимично стабилни макромолекулни съединения.
Основният източник на хуминови киселини в природните води са почвите и торфищата, от които те се отмиват от дъждовни и блатни води. Значителна част от хуминовите киселини се въвеждат във водните тела заедно с праха и се образуват директно във водното тяло в процеса на трансформация на "жива органична материя".
Хуминовите киселини в повърхностните води са в разтворено, суспендирано и колоидно състояние, съотношенията между които се определят от химичния състав на водата, pH, биологичната обстановка във водоема и други фактори.
Наличието в структурата на фулвинови и хуминови киселини на карбоксилни и фенолхидроксилни групи, аминогрупи допринася за образуването на силни комплексни съединения на хуминови киселини с метали. Част от хуминовите киселини са под формата на слабо дисоциирани соли - хумати и фулвати. В кисели води е възможно съществуването на свободни форми на хуминови и фулвинови киселини.
Хуминовите киселини значително влияят на органолептичните свойства на водата, създават неприятен вкус и мирис, затрудняват дезинфекцията и получаването на вода с висока чистота и ускоряват корозията на металите. Те също влияят върху състоянието и стабилността на карбонатната система, йонните и фазовите равновесия и разпределението на мигриращите форми на микроелементите. Повишеното съдържание на хуминови киселини може да има отрицателно въздействие върху развитието на водните растителни и животински организми в резултат на рязък спадконцентрацията на разтворен кислород в резервоара, който отива за тяхното окисляване, и разрушителният им ефект върху стабилността на витамините. В същото време по време на разграждането на хуминови киселини се образува значително количество продукти, ценни за водните организми, а техните органоминерални комплекси представляват най-лесно усвоимата форма на растително хранене с микроелементи.
Почвени киселини: хуминови (в алкална среда) и особено силно разтворими фулвинови киселини играят най-голяма роля в миграцията на тежки метали.
Хуминовите киселини съдържат циклични структури и различни функционални групи (хидроксилни, карбонилни, карбоксилни, аминогрупи и др.). Тяхното молекулно тегло варира в широк диапазон (от 500 до 200 000 или повече). Относителното молекулно тегло обикновено се приема за 1300–1500.
Фулвиновите киселини са част от хуминови киселини, които не се утаяват по време на неутрализация от разтвор на органични вещества, извлечени от торф и кафяви въглища чрез алкална обработка. Фулвиновите киселини са съединения от типа на хидроксикарбоксилната киселина с по-ниско относително съдържание на въглерод и по-изразени киселинни свойства.
Добрата разтворимост на фулвиновите киселини в сравнение с хуминовите киселини е причина за по-високите им концентрации и разпространение в повърхностните води. Съдържанието на фулвинови киселини, като правило, надвишава съдържанието на хуминови киселини 10 пъти или повече.
Органичен азот.Под "органичен азот" се има предвид азот, който е част от органични вещества като протеини и протеини, полипептиди (съединения с високо молекулно тегло), аминокиселини, амини, амиди, урея (съединения с ниско молекулно тегло).
Значителна част от азотсъдържащите органични съединения навлизат в природните води в процеса на смъртта на организмите, главно фитопланктона, и разпадането на техните клетки. Концентрацията на тези съединения се определя от биомасата на хидробионтите и скоростта на тези процеси. Друг важен източник на азотсъдържащи органични вещества е екскрецията им през целия живот от водните организми. Значителни източници на азотсъдържащи съединения включват и атмосферните валежи, в които концентрацията на азотсъдържащи органични вещества е близка до тази, наблюдавана в повърхностните води. Значително повишаване на концентрацията на тези съединения често се свързва с навлизането на промишлени, селскостопански и битови отпадъчни води във водни тела.
Органичният азот представлява 50–75% от общия азот, разтворен във вода. Концентрацията на органичен азот е обект на значителни сезонни промени с обща тенденция за увеличаване през вегетационния период (1,5–2,0 mg / dm 3) и намаляване по време на периода на замръзване (0,2–0,5 mg / dm 3). Разпределението на органичния азот по дълбочината е неравномерно - повишена концентрация се наблюдава, като правило, в зоната на фотосинтеза и в дънните слоеве на водата.
Амини.Основните източници на образуване и навлизане в природни води на амини включват:
Декарбоксилиране по време на разграждането на протеинови вещества под въздействието на бактериални и гъбични декарбоксилази и аминиране;
Морски водорасли;
Валежи;
Отпадъчни води от анилинови и цветни предприятия.
Амините присъстват главно в разтворено и частично в адсорбирано състояние. С някои метали те могат да образуват доста стабилни комплексни съединения. Концентрацията на амини във водата на реки, язовири, езера, атмосферни валежи варира от 10 до 200 µg/dm 3 . По-ниско съдържание е характерно за непродуктивните водоеми.
Амините са токсични. Общоприето е, че първичните алифатни амини са по-токсични от вторичните и третичните, диамините са по-токсични от моноамините; изомерните алифатни амини са по-токсични от нормалните алифатни амини; моноамините са по-склонни да имат хепатотоксичност, а диамините е по-вероятно да имат нефротоксичност. Най-голяма токсичност и потенциална опасност сред алифатните амини се характеризират с ненаситените амини поради най-силно изразената им способност да инхибират активността на аминооксидазите.
Амините, присъстващи във водните тела, влияят неблагоприятно на органолептичните свойства на водата и могат да влошат явленията на замръзване. MPC в за различни видовеамини - от 0,01 до 170 mg / dm 3.
Органична сяра.Метилмеркаптанът е метаболитен продукт на живите клетки. Той идва и с отпадъчни води от целулозната промишленост (0,05 - 0,08 mg / dm 3).
Във воден разтвор метилмеркаптанът е слаба киселина и частично се дисоциира (степента на дисоциация зависи от pH на средата). При pH 10,5 50% от метилмеркаптан е в йонна форма; при pH 13 настъпва пълна дисоциация. Метилмеркаптанът е стабилен за по-малко от 12 часа, образува соли - меркаптиди. ПДК в - 0,0002 mg / dm 3 (ограничаващ показател за вредност - органолептичен).
Диметил сулфидът се освобождава от водорасли (Oedogonium, Ulothrix) по време на нормални физиологични процеси, които са от съществено значение в цикъла на сярата. Диметилсулфидът може също да навлезе в повърхностните води с отпадъчни води от предприятия за целулозна промишленост (0,05 - 0,08 mg / dm 3). Концентрацията на диметилсулфид в моретата достига n·10 -5 mg / dm 3 (наблюдава се повишено съдържание на места, където се натрупват водорасли).
Диметилсулфидът не може да се съхранява дълго време във водата на резервоарите (стабилен е от 3 до 15 дни). Той частично претърпява трансформации с участието на водорасли и микроорганизми и основно се изпарява във въздуха.
При концентрации 1–10 µg/dm3 диметилсулфидът има слаба мутагенна активност. ПДК v - 0,01 mg / dm 3 (ограничаващ показател за вредност - органолептичен), ПДК vr - 0,00001 mg / dm 3 (ограничаващ показател за вредност - токсикологичен).
карбонилни съединения.Карбонилните съединения включват съединения, съдържащи карбонилни и карбоксилни групи (алдехиди, кетони, кетокиселини, полуфункционални вещества, съдържащи карбонил).
В естествените води карбонилните съединения могат да се появят в резултат на доживотни секреции на водорасли, биохимично и фотохимично окисление на алкохоли и органични киселини, разлагане на органични вещества като лигнин и метаболизъм на бактериобентос. Постоянното присъствие на карбонилни съединения сред кислородните съединения на нефта и във водата в контакт с въглеводородни находища ни позволява да разглеждаме последното като един от източниците на обогатяване на природните води с тези вещества. Източникът на карбонилни съединения са и земни растения, в които се образуват алдехиди и кетони от алифатния ред и производни на фуран. Значителна част от алдехидите и кетоните попадат в природни води в резултат на човешката дейност.
Основните фактори, причиняващи намаляване на концентрацията на карбонилни съединения, са способността им да се окисляват, летливостта и относително високата трофична стойност на определени групи карбонилсъдържащи вещества.
В повърхностните води карбонилните съединения се намират главно в разтворена форма. Средната им концентрация във водата на реките и резервоарите варира от 1 до 6 µmol/dm 3, малко по-висока (6–40 µmol/dm 3) в дистрофичните езера. Максималните концентрации във водите на нефтени и газьолни находища са 40–100 µmol/dm 3 .
Във водата на водоемите за питейни и битови нужди се нормализират отделни съединения с карбонилна група: циклохексанон MPC в - 0,2 mg / dm 3 (ограничаващ показател за опасност - санитарен и токсикологичен), формалдехид MPC в - 0,05 mg / dm 3 (граничен показател за вредност - санитарно-токсикологичен).
ацетон.Ацетонът навлиза в природните води с отпадъчни води от фармацевтичната, дървохимическата промишленост, производството на лакове и бои, пластмаси, филми, ацетилен, ацеталдехид, оцетна киселина, плексиглас, фенол, ацетон.
При концентрации от 40–70 mg / dm 3 ацетонът придава на водата мирис, 80 mg / dm 3 - вкус. Във вода ацетонът не е много стабилен - при концентрации от 20 mg / dm 3 той изчезва на седмия ден.
За водните организми ацетонът е относително слабо токсичен. Токсичните концентрации за млади дафнии са 8300, за възрастни - 12900 mg / dm 3; при 9300 mg / dm 3 дафнията умира след 16 часа.
Ацетонът е лекарство, което засяга всички части на централната нервна система. Освен това има ембриотоксичен ефект. ПДК v - 2,2 mg / dm 3 (ограничаващ показател за вредност - общосанитарен), ПДК vr - 0,05 mg / dm 3 (ограничаващ показател за вредност - токсикологичен).
Формалдехид.Формалдехидът навлиза във водната среда с промишлени и общински отпадъчни води. Намира се в отпадъчните води от производството на основен органичен синтез, пластмаси, лакове, бои, лекарства, предприятия от кожарската, текстилната и целулозно-хартиената промишленост.
Съобщава се за формалдехид в градската дъждовна вода. Формалдехидът е силен редуциращ агент. Той кондензира с амини и образува уротропин с амоняк. Във водната среда формалдехидът претърпява биоразграждане. При аеробни условия при 20°C разлагането продължава около 30 часа, при анаеробни условия - около 48 часа. IN стерилна водаформалдехидът не се разлага. Биоразграждането във водна среда се дължи на действието на Pseudomonas, Flavobacterium, Mycobacterium, Zanthomonas.
Подпраговата концентрация, която не засяга санитарния режим на водоемите и сапрофитната микрофлора, е 5 mg/dm 3 ; максималната концентрация, която не причинява нарушение на биохимичните процеси при постоянна експозиция за произволно дълго време, е 5 mg / dm 3, максималната концентрация, която не засяга работата на съоръженията за биологично третиране, е 1000 mg / dm 3.
При 10 mg/dm 3 формалдехидът има токсичен ефект върху най-чувствителните видове риби. При 0,24 mg / dm 3 рибните тъкани придобиват неприятна миризма.
Формалдехидът има общ токсичен ефект, причинявайки увреждане на централната нервна система, белите дробове, черния дроб, бъбреците, органите на зрението. Възможен резорбтивен ефект върху кожата. Формалдехидът има дразнещо, алергизиращо, мутагенно, сенсибилизиращо, канцерогенно действие.
ПДК v - 0,05 mg / dm 3 (ограничаващ показател за вредност - санитарно-токсикологичен), ПДК vr - 0,25 mg / dm 3 (ограничаващ показател за вредност - токсикологичен).
Въглехидрати.Въглехидратите се разбират като група от органични съединения, които съчетават монозахариди, техните производни и продукти на кондензация - олигозахариди и полизахариди. Въглехидратите навлизат в повърхностните води главно поради процесите на интравитална екскреция от водни организми и тяхното постмортално разлагане. Значителни количества разтворени въглехидрати навлизат във водни тела с повърхностен отток в резултат на измиването им от почви, торфени блата, скали, атмосферни валежи и отпадъчни води от дрожди, пивоварни, захарни, целулозно-хартиени и други фабрики.
В повърхностните води въглехидратите са в разтворено и суспендирано състояние под формата на свободни редуциращи захари (смес от моно, ди- и тризахариди) и сложни въглехидрати.
Концентрацията в речните води на свободни редуциращи захари и сложни въглехидрати по отношение на глюкоза е 100–600 и 250–1000 µg/dm 3 . Във водата на резервоарите концентрацията им е съответно равна на 100–400 и 200–300 µg/dm 3, във водата на езерата границите на възможните концентрации на редуциращи захари 80–65 000 µg/dm 3 и сложни въглехидрати 140– 6900 µg/dm 3 са по-широки, отколкото в реките и водоемите. IN морски водиобщата концентрация на въглехидрати е 0–8 mg/dm 3, в атмосферните валежи 0–4 mg/dm 3 . Съществува зависимост между съдържанието на въглехидрати и интензивността на развитие на фитопланктона.
мазнини.Мазнините са пълни естери на глицерол и мастни киселини (стеаринова, палмитинова, олеинова).
Мазнините, присъстващи в природните води, са главно резултат от метаболизма на растителни и животински организми и тяхното разлагане след смъртта. Мазнините се образуват при фотосинтезата и биосинтезата и са част от вътреклетъчните и резервните липиди. Високите концентрации на мазнини във водата са свързани с изхвърлянето на отпадъчни води от хранително-вкусовата промишленост и кожарската промишленост, както и битови отпадъчни води във водни басейни. Намаляването на съдържанието на мазнини в природните води е свързано с процесите на тяхната ензимна хидролиза и биохимично окисление.
Мазнините се намират в повърхностните води в разтворени, емулгирани и сорбирани от суспендирани твърди вещества и дънни утайки. Те са част от по-разтворими сложни съединения с протеини и въглехидрати, които са във вода както в разтворено, така и в колоидно състояние.
Попадайки във водно тяло във високи концентрации, мазнините влошават неговия кислороден режим, органолептичните свойства на водата, стимулират развитието на микрофлората.
Синтетични повърхностно активни вещества (ПАВ).Повърхностно активните вещества представляват обширна група от различни по своята структура съединения, принадлежащи към различни класове. Тези вещества са в състояние да се адсорбират върху фазовата граница и следователно да намалят повърхностната енергия (повърхностното напрежение). В зависимост от свойствата, които повърхностно активните вещества проявяват при разтваряне във вода, те се разделят на анионни вещества (активната част е анион), катионни (активната част на молекулите е катион), амфолитични и нейонни, които изобщо не са йонизирани. .
Анионните повърхностноактивни вещества във воден разтвор се йонизират, за да образуват отрицателно заредени органични йони. От анионните повърхностноактивни вещества широко приложение намират соли на сулфатни естери (сулфати) и соли на сулфонови киселини (сулфонати). Радикалът R може да бъде алкил, алкиларил, алкилнафтил, да има двойни връзки и функционални групи.
Катионните повърхностно активни вещества са вещества, които се йонизират във воден разтвор, за да образуват положително заредени органични йони. Те включват кватернерни амониеви соли, състоящи се от: въглеводороден радикал с права верига, съдържащ 12-18 въглеродни атома; метилов, етилов или бензилов радикал; хлор, бром, йод или остатък от метил или етил сулфат.
Амфолитичните повърхностноактивни вещества се йонизират във воден разтвор по различни начини в зависимост от условията на околната среда: в кисел разтвор те проявяват катионни свойства, а в алкален разтвор са анионни.
Нейонните повърхностно активни вещества са високомолекулни съединения, които не образуват йони във воден разтвор.
Веществата навлизат във водни тела в значителни количества с битови (използване на синтетични детергенти в ежедневието) и промишлени отпадъчни води (текстилна, петролна, химическа промишленост, производство на синтетичен каучук), както и с оттичане от земеделски земи (тъй като емулгаторите са включени в състава на инсектициди, фунгициди, хербициди и дефолианти).
Основните фактори за намаляване на тяхната концентрация са процесите на биохимично окисление, сорбция от суспендирани вещества и дънни утайки. Степента на биохимично окисление на повърхностноактивните вещества зависи от тяхната химична структура и условията на околната среда.
Според биохимичната стабилност, определена от структурата на молекулите, повърхностноактивните вещества се разделят на меки, междинни и твърди с биохимични константи на скоростта на окисление, съответно не по-малко от 0,3 ден -1; 0,3–0,05 ден -1; по-малко от 0,05 ден -1. Сред най-лесно окисляващите се ПАВ са първичните и вторичните нормални алкилсулфати. С увеличаване на разклоняването на веригата скоростта на окисление намалява и алкилбензенсулфонатите, получени на базата на пропиленови тетрамери, са най-трудни за разрушаване.
С понижаването на температурата скоростта на окисление на повърхностно активното вещество намалява и протича много бавно при 0–5°C. Най-благоприятни за процеса на самопречистване от ПАВ са неутралните или слабо алкални среди (pH 7–9).
С увеличаване на съдържанието на суспендирани твърди вещества и значителен контакт на водната маса с дънните утайки, скоростта на намаляване на концентрацията на повърхностноактивни вещества във водата обикновено се увеличава поради сорбция и съвместно утаяване. При значително натрупване на повърхностноактивни вещества в дънните утайки при аеробни условия дънната тиня се окислява от микрофлората. В случай на анаеробни условия, повърхностноактивните вещества могат да се натрупват в дънните утайки и да станат източник на вторично замърсяване на водно тяло.
Максималното количество кислород (БПК), изразходвано от 1 mg/dm 3 различни повърхностно активни вещества, варира от 0 до 1,6 mg/dm 3 . По време на биохимичното окисление на повърхностноактивните вещества се образуват различни междинни продукти на разлагане: алкохоли, алдехиди, органични киселини и др. В резултат на разлагането на повърхностноактивни вещества, съдържащи бензенов пръстен, се образуват феноли.
В повърхностните води повърхностноактивните вещества са в разтворено и сорбирано състояние, както и в повърхностния воден филм на водно тяло. В слабо замърсени повърхностни води концентрацията на ПАВ обикновено варира в рамките на хилядни и стотни от милиграма на 1 dm 3 . В зоните на замърсяване на водните тела концентрацията се повишава до десети от милиграма, в близост до източници на замърсяване може да достигне няколко милиграма на 1 dm3.
Попадайки в резервоари и потоци, повърхностноактивните вещества оказват значително влияние върху тяхното физическо и биологично състояние, влошават кислородния режим и органолептичните свойства и остават там за дълго време, тъй като се разлагат много бавно. Отрицателно, от хигиенна гледна точка, свойство на ПАВ е тяхната висока пенообразуваща способност. Въпреки че повърхностно активните вещества не са силно токсични вещества, има доказателства за косвеното им въздействие върху водните организми. При концентрации 5–15 mg/dm 3 рибите губят слузта си, а при по-високи концентрации може да настъпи кръвоизлив на хрилете.
MPC в повърхностноактивните вещества е 0,5 mg / dm 3, MPC vr - 0,1 mg / dm 3.
смолисти вещества.Някои растения произвеждат смолисти вещества със сложен химичен състав. Най-токсични за рибите и представителите на планктона са смолисти вещества, отделяни от иглолистни дървета (бор, смърч).
Смолисти вещества навлизат в повърхностните води в резултат на рафтинг на дървен материал, както и с отпадъчни води от хидролизната промишленост (преработка на нехранителни растителни материали).
ПДК BP за смолисти вещества, измити от иглолистна дървесина - под 2 mg / dm 3 (граничен показател за опасност - токсикологичен).
Водоразтворим сулфатен лигнин.Лигнинът е високомолекулно съединение с ароматна природа. Има три класа лигнини: иглолистен, твърд и тревист лигнин. Общата структурна единица на всички видове лигнин е фенилпропан. Разликите са свързани с различното съдържание на функционални групи. В разтворена форма сулфатният лигнин навлиза в повърхностните водни тела с отпадъчните води от целулозно-хартиената промишленост (сулфатна целулоза).
Най-важното свойство на лигнина е неговата склонност към реакции на кондензация. В естествените води лигнинът се разрушава след около 200 дни. При разлагането на лигнина се появяват токсични нискомолекулни продукти на разпадане (феноли, метанол, карбоксилни киселини).
ПДК v - 5 mg / dm 3 (граничен показател за вредност - органолептичен), ПДК vr - 2 mg / dm 3 (граничен показател за вредност - токсикологичен).
хлорорганични съединения.Хлорорганичните съединения се класифицират като суперекотоксиканти - чужди вещества, които се отличават с уникална биологична активност, разпространяват се в околната среда далеч отвъд първоначалното си местоположение и вече на ниво микропримеси имат отрицателно въздействиевърху живите организми.
Органохлорните съединения включват полихлорирани диоксини, дибензофурани, бифенили и органохлорни пестициди.
Диоксините са силно разтворими в органични разтворители и практически неразтворими във вода. Сред другите характеристики на диоксините трябва да се отбележи тяхната висока адхезивна способност, включително към почвата, частици пепел, дънни утайки, което допринася за тяхното натрупване и миграция под формата на комплекси с органични вещества и навлизане във въздуха, водата и хранителните продукти.
Опасността от диоксините обаче се крие не толкова в острата токсичност, колкото в кумулативното действие и дългосрочните последствия. Понастоящем наличието на диоксини в храната, въздуха и питейната вода се признава за неприемливо. Това обаче може да се постигне с заобикаляща средаголеми количества от тези ксенобиотици е практически невъзможно. Поради това санитарно-хигиенните служби и природозащитните органи на повечето развити страни са установили нормите за допустимо постъпване на диоксини в човешкото тяло, както и максимално допустимите концентрации или нива на тяхното съдържание в различни среди.
Хлорирани бифенили (трихлорбифенил, бихлородифенил).Хлорираните бифенили навлизат във водата главно чрез изхвърлянето на промишлени отпадъци в реките, както и от корабни отпадъци. Те се натрупват в отлаганията на тиня на резервоари (водата на реките и устията съдържа 50–500 mg/dm3).
Хлорираните бифенили навлизат в почвата при използване на тиня като тор и от напоителни полета.
Хлорираните бифенили се намират във всички обекти на околната среда и всички връзки на биологичните вериги, по-специално в птичи яйца; те са силно устойчиви на влиянието на околната среда.
Хлорираните бифенили са силно токсични съединения, които засягат черния дроб и бъбреците. Хроничното им действие е подобно на това на нафталиновите хлорпроизводни. Те причиняват порфирия: активират микрозомалните чернодробни ензими. С увеличаване на съдържанието на хлор в молекулата на хлоробифенила, това последно свойство се подобрява.
Хлоробифенилите имат ембриотоксичен ефект. Очевидно токсичният ефект на хлорираните бифенили е свързан с образуването на силно токсични полихлородибензофурани и полихлородибензодиоксини. Бавно се натрупват в тялото. Хлорираните бифенили имат изразен ефект върху репродуктивната функция.
Пестицидите се разделят на два основни класа: органохлорни и органофосфорни. Хлорорганичните пестициди са хлорни производни на полиядрени въглеводороди (DDT), циклопарафини (хексахлороциклохексан), диенови съединения (хептахлор), алифатни карбоксилни киселини (пропанид) и др.
Най-важната отличителна черта на повечето органохлорни съединения е тяхната устойчивост на различни фактори на околната среда (температура, слънчева радиация, влага и др.) И увеличаването на тяхната концентрация в следващите връзки на биологичната верига (например съдържанието на ДДТ в хидробионтите може да превиши съдържанието си във вода с един-два порядъка). Органохлорните инсектициди са много по-токсични за рибите.
Фосфорорганичните пестициди са естери на: фосфорна киселина - диметилдихлорвинил фосфат (DDVP); тиофосфорни - метафос, метилнитрофос; дитиофосфорни - карбофос, рогор; фосфонова - хлорофос. Предимството на органофосфатните пестициди е тяхната относително ниска химична и биологична стабилност. Повечето от тях се разграждат в растенията, почвата, водата в рамките на един месец, но някои инсектициди и акарициди с интраплантално действие (rogor, seifos и др.) Могат да продължат да съществуват в продължение на една година.
Някои химикали могат да действат върху вредни организмисамо при директен контакт (контактни пестициди). За проявата на действието такова лекарство трябва задължително да влезе в пряк контакт с обекта на влияние. Контактните хербициди трябва например да влязат в контакт с всички части на растението, за да бъдат унищожени, в противен случай плевелите могат да пораснат отново. Контактните инсектициди в повечето случаи показват ефекта си при контакт с която и да е част от тялото на насекомото. Системните пестициди могат да се движат през съдовата система на растението и в някои случаи през съдовата система на животното. Те често са по-ефективни от контактните лекарства. Механизмът на действие на системните фунгициди в повечето случаи се различава значително от този на инсектицидите. Ако инсектицидите заразяват смучещите членестоноги в резултат на навлизането на отровата в тялото на вредителя, тогава фунгицидите допринасят главно за повишаване на устойчивостта на растението към този вид заболяване.
Основният източник на пестициди, навлизащи във водни обекти, е повърхностният отток на стопени, дъждовни и подземни води от земеделски земи, колекторно-дренажни води, зауствани от напоявани площи. Пестицидите могат да се въвеждат във водни обекти по време на тяхното третиране с цел унищожаване на нежелани водни растения и други водни организми, с отпадъчни води от промишлени предприятия, произвеждащи пестициди, директно по време на третиране на полета с пестициди с помощта на авиацията, по време на небрежното им транспортиране с воден транспорт и по време на съхранение. Въпреки голямото отстраняване на устойчиви пестициди във водната среда, тяхното съдържание в естествените води е относително ниско поради бързото натрупване на пестициди от водните организми и утаяването в тинята. Коефициентите на кумулация (колко пъти съдържанието на химикала е по-голямо в хидробионтите, отколкото във водата) варират от 3–10 до 1000–500 000 пъти.
В повърхностните води пестицидите могат да бъдат в разтворено, суспендирано и адсорбирано състояние. Хлорорганичните пестициди обикновено се намират в повърхностните води в концентрации n·10 -5 -n·10 -3 mg/dm 3 , органофосфорните пестициди - n·10 -3 -n·10 -2 mg/dm 3 .
Хербициди. Ramrod (ацилид, нитицид, сатецид, пропахлор). Ramrod е хербицид, който представлява бяло кристално вещество с период на разлагане в почвата до нетоксични продукти - до 2 месеца.
Ramrod се използва за борба с плевелите при отглеждането на зеле, лук, швед, ряпа, чесън, царевица и някои други култури. MPC в - 0,01 mg / dm 3, съдържанието на лекарството в рибни резервоари не е разрешено.
Сатурн (рисан, болеро, тиобенкарб, бентиокарб).Сатурн е хербицид, използван за борба с плевелите от просо при отглеждането на ориз.
Лекарството е лека течност, слабо разтворима във вода, нетоксичен за пчели и други насекоми. Предпазни мерки при използване на Сатурн - както при умерено токсичните пестициди. MPC в - 0,05 mg / dm 3, MPC vr - 0,0002 mg / dm 3.
Симазин (аквазин, гезатоп, принцеп).Симазин е хербицид, използван за унищожаване на плевели в царевични култури, овощни градини, лозя и чаени насаждения. Това е бяло кристално вещество, което лесно се хидролизира във вода, за да образува цианурова киселина. Предпазни мерки при използване на симазин - както при пестицидите с ниска токсичност.
Симазин има широк обхватдействие върху едногодишни плевели и дълготрайно съхранение в почвата. У нас симазин се препоръчва при царевица, зимна пшеница и ръж, картофи, ягоди, цариградско грозде, малини и др. големи дозисимазин може да се използва за пълно унищожаване на растения в неземеделски райони (железопътни и летища). Симазинът остава в почвата дълго време.
Симазинът е практически нетоксичен за птици и пчели. Не се допуска съдържанието на лекарството в резервоари за битови и културни цели, MPC BP - 0,0024 mg / dm 3.
Инсектициди. Алдрин (аглюкон, вератокс, GGDN, картофин, окталин, съединение 118).Алдрин е инсектицид, който е силно устойчив, кумулативен и токсичен. Това е силно токсично вещество, което засяга вътрешни органи(черен дроб, бъбреци). В Руската федерация употребата на Aldrin не е разрешена.
Преди това алдринът беше широко използван за обработка на семена и пръскане на памук. В почвата, растенията, насекомите и гръбначните алдрин се метаболизира, за да образува диелдрин. Този инсектицид остава в почвата дълго време: година след пръскането се откриват 90%, а след 3 години - 72-80% от използвания препарат. При 24–40°C 4–8% алдрин се превръща в диелдрин.
Алдрин придава на водата специфична миризма и горчиво-стипчив вкус. Прагът на миризмата съответства на концентрация от 0,03 mg/dm 3 , вкусът се появява при концентрация от 0,002 mg/dm 3 . При концентрации от 0,02-0,1 mg/dm 3 лекарството не променя процесите на биохимично окисление на органичните съединения, а при концентрации от 1-10 mg/dm 3 повишава БПК и има стимулиращ ефект върху развитието на сапрофитната микрофлора на вода.
ПДК в - 0,002 mg / dm 3 (ограничаващ показател за вредност - органолептичен).
Карбофос (малатион, сумитокс, фостион, цион). Karbofos, който е безцветна течност, е многофункционален инсектицид: акарицид, нематоцид, ларвицид. Предпазни мерки при използване на карбофос - както при умерено токсични пестициди.
Лекарството се използва за борба с вредни насекоми и акари на много култури: плодове, зеленчуци, плодове, зърнени култури. Karbofos е ефективен върху чаени плантации, върху памук, препоръчва се за борба с вредителите на зърнените запаси в зърнохранилищата.
MPC в - 0,05 mg / dm 3 (ограничаващ показател за вредност - органолептичен), съдържанието на лекарството във водата на рибните резервоари не е разрешено.
Предишен |
Като ръкопис
ИЗВЕКОВА Татяна Валериевна
ВЛИЯНИЕ НА ОРГАНИЧНИТЕ СЪЕДИНЕНИЯ, СЪДЪРЖАЩИ СЕ В ПРИРОДНИТЕ ВОДИ, ВЪРХУ КАЧЕСТВОТО НА ПИТЕЙНАТА ВОДА (по примера на Иванов)
Иваново - 2003г
Работата е извършена в Държавното учебно заведение за висше професионално образование "Ивановски държавен химикотехнологичен университет".
Научен ръководител: доктор на химическите науки,
Доцент Гриневич Владимир Иванович
Официални опоненти: д-р по химия,
Професор Базанов Михаил Иванович доктор по химия, професор Яблонски Олег Павлович
Водеща организация: Институт по химия на разтворите на Русия
Академия на науките (Иваново)
Защитата ще се проведе на 1 декември 2003 г. от 10 ч. на заседание на дисертационния съвет D 212.063.03 в Държавното учебно заведение за висше професионално образование "Ивановски държавен химико-технологичен университет" на адрес: 153460, Иваново. , бул. Ф. Енгелс, 7.
Дисертацията може да се намери в библиотеката на Държавната образователна институциявисше професионално образование "Ивановски държавен химикотехнологичен университет".
научен секретар
дисертационен съвет
Базаров Ю.М.
Уместността на работата. Проблемът, свързан с наличието на различни органични съединения в питейната вода, привлича вниманието не само на изследователи в различни области на науката и специалисти по пречистване на водата, но и на потребителите.
Съдържанието на органични съединения в повърхностните води варира в широки граници и зависи от много фактори. Доминираща сред тях е стопанската дейност на човека, в резултат на която повърхностният отток и валежи се замърсяват с разнообразни вещества и съединения, включително органични, които се съдържат в незначителни количества, както в повърхностните води, така и в питейните води. Някои вещества, като пестициди, полициклични ароматни въглеводороди (PAH), хлорорганични съединения (OCs), включително диоксини, са изключително опасни за човешкото здраве дори в микродози. Това определя техния приоритет наред с останалите екотоксиканти и налага отговорен подход при избора на технология за пречистване на водите, мониторинг и контрол на качеството както на питейната вода, така и на водоизточниците.
Следователно изследването на съдържанието на CHOS както във водата на източника на водоснабдяване, така и появата на последния в питейната вода; определяне на риска за общественото здраве при краткотрайно и дългосрочно използване на вода, като потенциална опасностзаплахите за здравето и за подобряването на съществуващите системи за пречистване на водата е от значение. В дисертационната работа изследването е извършено на примера на язовир Волски, осигуряващ
80% от консумацията на питейна вода от населението на Иванов. __
Работата е извършена в съответствие с тематичните изследователски планове на Ивановския държавен химико-технологичен университет (2000 - 2003 г.), RFBR GRANT № 03-03-96441 и Федералния център за научни изследвания.
Основната цел на тази работа беше да се установи връзката между качеството на водата в язовир Уводское и питейната вода, както и да се оцени рискът от канцерогенни и общи токсични ефекти сред населението. За постигане на тези цели бяха извършени следните дейности:
експериментални измервания на следните най-важни показатели за качеството на водата: рН, сух остатък, ХПК, концентрации на феноли, летливи халокарбони (хлороформ, хора "~ [хлороетан,
Трихлоретилен, тетрахлоретилен, 1,1,2,2-тетрахлороетан), хлорофеноли (2,4-дихлорфенол, 2,4,6-трихлорфенол) и пестициди (гама HCCH, DDT), както в източника на водоснабдяване, така и в питейната вода ;
Определени са основните източници и поглътители на нефт и фенолни въглеводороди в резервоара Уводск;
Разработени са изчисления на рисковите стойности за появата на канцерогенни и общи токсични ефекти и препоръки за намаляване на вероятността от появата им при потребителите на вода.
Научна новост. Разкриват се закономерности на времеви и пространствени промени в качеството на водата във водоизточника на град Иванов. Установени са връзки между съдържанието на основните токсични вещества в източника на водоснабдяване и качеството на питейната вода, което позволява чрез промяна на дозата хлор или подобряване на системата за пречистване на водата да се намалят рисковете от развитие на неблагоприятни канцерогенни и общи токсични ефекти. Установена е връзката между съдържанието на суспендирани органични вещества и хлорфеноли във водоема и питейната вода. Показано е, че съдържанието на хлороформ се определя от стойностите на pH и перманганатната окисляемост (PO) на естествената вода. За първи път са идентифицирани рисковете от развитие на неблагоприятни органолептични, общи токсични и канцерогенни ефекти при гражданите, както и свързаното с това намаляване на продължителността на живота и увреждане на общественото здраве.
Практическо значение. За първи път са определени основните източници (канал Волга-Увод и атмосферни отлагания) и поглътители на нефт и фенолни въглеводороди (хидродинамично отстраняване, биохимична трансформация, утаяване и изпарение) в резервоара Уводское. В допълнение, получените експериментални данни могат да се използват както за прогнозиране на промените в качеството на водата в резервоара, така и на питейната вода. Дадени са препоръки за водовземане от контролирана дълбочина в определени периоди от годината, както и екологична и икономическа обосновка на необходимостта от модернизиране на пречиствателните системи.
Основни положения за защита. 1. Модели на пространствено-времево и междинно разпределение на COS във водно тяло.
2. Корелация между съдържанието на COS в резервоар Увод и в питейната вода, преминала всички етапи на пречистване на водата.
3. Резултати от балансови изчисления за притока и изтичането на нефтени въглеводороди и феноли от резервоара.
4. Резултатите от изчисляването на риска за общественото здраве при краткосрочно и дългосрочно използване на пречистена вода, намаляването на очакваната продължителност на живота (LLE) и щетите, изразени в парично изражение, причинени на здравето на населението на Иваново по статистическата издръжка на живота (СЖК) и щети според "минималния размер на застраховката за отговорност за вреди на живот, здраве ...".
Публикуване и апробация на работата. Основните резултати от дисертацията са докладвани на III Руски научно-технически семинар "Проблеми на питейното водоснабдяване и начини за тяхното решаване", Москва, 1997 г.; Всеруска научно-техническа конференция "Проблеми на развитието и използването на природните ресурси на северозападната част на Русия", Вологда, 2002 г.; II Международна научно-техническа конференция "Проблеми на екологията по пътя към устойчивото развитие на регионите", Вологда, 2003 г.
Дисертационен том. Дисертационният труд е изложен на 148 страници, съдържа 50 таблици, 33 фиг. и се състои от въведение, преглед на литературата, методи на изследване, обсъждане на резултатите, заключения и списък на цитираната литература, включващ 146 заглавия.
В първата глава се разглеждат основните източници и поглътители на органични, включително хлорорганични съединения в естествените повърхностни води, механизмите на образуване и разлагане на хлорорганичните съединения във водата. Дан сравнителен анализ различни методипречистване на водата (хлориране, озониране, UV лъчение, ултразвук, рентгеново лъчение), както и влиянието на един или друг метод за дезинфекция на водата върху съдържанието на COS в нея. Показано е, че в момента няма нито един метод и средство без определени недостатъци, универсални за всички видове пречистване на вода: подготовка на питейна вода, дезинфекция на промишлени отпадъчни води, битови отпадъци и дъждовни води. Следователно, най-ефективният и рентабилен
Основната цел е подобряване качеството на природните води във водоизточниците. По този начин изследването на образуването и миграцията на основните токсиканти във всеки конкретен случай на водоснабдяване е не само уместно, но и задължително както за подобряване на качеството на водата в източника, така и за избор на метод за пречистване на водата.
Втората глава представя обектите на изследване: повърхностни (резервоар Уводское, фиг. 1) и подземни (водовземане Горински) източници на водоснабдяване, както и вода от градското водоснабдяване.
Анализът на качествените показатели е извършен по сертифицирани методи: pH-потенциометрични; сухият остатък и суспендираните вещества се определят по гравиметричен метод; химическа (ХПК), биохимична (БПК5) консумация на кислород и разтворен кислород - титриметрично, летливи феноли - фотометрично (КФК-2М), нефтопродукти са определени с ИЧ спектрофотометричен метод ("Srecors1-80M"), летливи халокарбони (хлороформ, тетрахлорметан) , хлоретилени, хлоретани) се определят както газово хроматографски, така и
и фотометрични методи, хлорфеноли и пестициди (гама HCCH, DDT) - газови хроматографски методи (газов хроматограф на марката Biolut с електронен улавящ детектор (ECD)). Случайната грешка при измерване на COS чрез хроматографски методи (доверителна вероятност 0,95) не надвишава 25%, а относителната грешка при измерване на всички други показатели за качеството на водата, използвайки стандартни методи, не надвишава 20%.
Глава 3. Качеството на водата в язовир Уводское. Главата е посветена на анализа на пространствено-времевото разпределение на органичните съединения и влиянието на обобщените показатели върху тях (Глава 2). Измерванията показват, че промяната в стойността на pH не надхвърля толерантността на водната екосистема.
предварително съхранение
Ние. с изключение на няколко измервания (станции: язовир, канал). Сезонни промени - повишена коприненост, a. следователно стойностите на pH на водата през летния период са свързани главно с процесите на фотосинтеза. От 1996 г. (оттегляне) има тенденция към повишаване на pH. съответно по години: 7,8 (1996); 7.9 (1997); 8.1 (1998); 8.4 (2000); 9.0 (2001). което очевидно е свързано с увеличаване на биопродуктивността на резервоара и натрупване на биомаса във водата. Това показва постепенно повишаване на трофичното ниво на резервоара.
Анализът на съдържанието на органични вещества (фиг. 2) във водата на язовир Уводск от 1993 до 1995 г. показва увеличение на съдържанието им до 210 mg/l, с разтворени органични вещества до 174 mg/l, а в суспендирани съдържанието им се повишава до 84%. Най-голямо количество разтворена органична материя се отбелязва в района на с. Рожново, а суспендираната органична материя е повече или по-малко равномерно разпределена по водоема.
Изследването на съдържанието на органични вещества в състава на разтворени и суспендирани форми при приемане на вода показа, че по време на фазите на стабилен водообмен по-голямата част от органичните съединения е в разтворено или колоидно разтворено състояние (93-98,5%) .
По време на наводнението (2-ро тримесечие) съдържанието на органични съединения, както в разтворена, така и в суспендирана форма, се увеличава, а суспендираните форми представляват 30-35% от общото съдържание на органични вещества. Изисква се 01menp. че във фазите на стабилен водообмен съдържанието на органични съединения във водоприемната зона е по-високо, отколкото през зимните месеци. Очевидно това се дължи на по-интензивни процеси на окисление, фотосинтеза или хидролиза на част от органичните вещества (възможно нефтопродукти) и прехвърлянето им в разтворено състояние.
Стойността на софтуера се промени през 1995-2001 г. 1. в (mg Oo/l): 6,3-10,5; средните годишни стойности са: 6,4-8,5. Съдържанието на биохимично окисляеми органични съединения (БПК5) във водата на язовир Уводск
■ Q1 Q2 QQ Q4 Q4
Nilisha варира от 1,1 - 2,7 mg O2 / l при нормализирани стойности от 2 mg Og / l според БПК5, а PO - 15 mg Og / l.
Максималната стойност на цитотоксичността на разтворите, подложени на окисляване (хлориране, озониране), се проявява при минимално съотношение BOD/PO, което показва наличието на биологично неокисляеми съединения в разтвора. Следователно, при определени условия, окисляването на заместените съединения може да доведе до образуването на междинни продукти с по-висока цитотоксичност.
Резултатите от измерванията (Таблица 1) показват, че има тенденция към намаляване на съотношението БПК5/PO, което показва натрупване на трудно окисляеми органични вещества във водоема и е отрицателен фактор за нормалното функциониране на водоема, и в резултат на това се увеличава вероятността от образуване на COS по време на хлориране на водата.
маса 1
Сезонна промяна в съотношението BOD5/LD_
Стойност на BODz/LD за сезона
1995 1996-1997 1998 2000-2001
Зима 0,17 0,17 0,15 0,15
Пролет 0,26 0,23 0,21 0,21
Лято 0,13 0,20 0,20 0,19
Есен 0,13 0,19 0,19 0,18
ср. 0,17 0,20 0,19 0,18
През целия изследван период количеството разтворен кислород в резервоара Уводское никога не е падало под нормата и абсолютните стойности са близки една до друга през годините. През лятото, поради увеличаване на интензивността на процесите на фотосинтеза, концентрацията на разтворен кислород спада средно до 8,4 mg/l. Това води до намаляване на интензивността на окислителните процеси на замърсителите, но не се наблюдава адекватно увеличение на съдържанието на органични съединения (ОС) през 3-то тримесечие (фиг. 2). Следователно, основните канали за разлагане на OS са или фотохимични процеси, или реакции на хидролиза и биохимично окисление, а не химическо окисление.
Контролът върху съдържанието на органични вещества (фиг. 3) във водната зона на резервоара показа, че средното съдържание на летливи феноли и нефтени въглеводороди е максимално през пролетния период и е около 9 и 300 MPC.x. съответно. Особено високи концентрации се наблюдават в района на с. Микшино (14 и 200 ПДКр.ч.), с. Рожново (12 и 93 ПДКр.х.) и при с. Иванково.
повече от 1000 MPC.x. (за нефтопродукти). Следователно натрупването на биохимично трудни за окисляване органични вещества във водата на язовир Уводское е следствие от замърсяването на резервоара, което обяснява увеличаването на стойността на PO.
1 четвърт mg/l
2-ра четвърт u-
3 четвърт 5 -
4 четвърт О
12 3 4 Нефтопродукти
Ориз. Фиг. 3. Пространствено-времево разпределение на летливи феноли и нефтопродукти по време на годината по станции (1995): 1) язовир, 2) Мик|нию, 3) канал, 4) Рожново, 5) Иванково.
За изясняване на основните причини за „повишеното съдържание на феноли и нефтени въглеводороди (ОВ) във водата на резервоара е измерено тяхното съдържание в атмосферните валежи (табл. 2), което позволи да се определят основните източници и поглътители на тези съединения в резервоара от уравнението на баланса (Таблица 3).
таблица 2
Концентрациите на феноли и нефтени въглеводороди в атмосферните отлагания в
Индикатор Снежна покривка* Валежи
1 2 3 4 15 1 Ср.
Феноли, μg/l 17 12 15 8 19 IV 12
НП. mg/l 0,35 pt 0,1 pt 0,05 0,1 0,3
*1) язовир, 2) Мнкшино, 3) канал, 4) Рожново, 5) Иванково.
Таблица 3
Източници и поглътители на феноли и нефтени въглеводороди в резервоара Уводское
Съединение Източници на доход, t/година 2, t/година Източници на продукция, t/година* A. t/година
Дъждовен отток Вода от топене на сняг Отток R-Uvod Канал Волга-Uvod GW, t/година BT, t/година U, t/година
Феноли 0,6 0,3 0,5 0,8 2,2 1,1 0,3 0,6 -0,2 (8,5%)
NP 13,76 2,36 156,3 147,7 320,1 111,6 93,6 96,0 -18,9 (5,9%)
* GV - хидродинамично отстраняване: BT - трансформация (биохимична), I - изпарение; X - общо постъпление; D - разликата между приходните и разходните позиции.
Замърсяването на атмосферните отлагания с НЧ в сравнение със съдържанието им в резервоар по време на пролетно наводнение е малко и възлиза на 0,1 mg/l за сняг (2 MPCpit), а за дъжд 0,3 mg/l (6 MPCpit), следователно, повишено концентрациите на НЧ, наблюдавани през пролетта (фиг. 3) във водата на язовир Уводское, са причинени от други източници. Таблица данни. 3 показват следното:
Основните източници на нефтени въглеводороди, постъпващи в резервоара Уводское, са каналът Волга-Увод и оттокът на река Увод (приблизително 50% всеки), атмосферните валежи и стопената вода не оказват значително влияние върху съдържанието на ОП във водата на резервоара;
За феноли основните източници се считат за всички канали за влизане: каналът Волга-Увод - 36%, дъждовният отток - 26%, оттокът на реката. Вземете - 23%, стопена вода - 15%;
Определят се основните канали за отделяне: за феноли - хидродинамично отстраняване (~ 50%); за NP - съответно хидродинамично отстраняване, изпарение и биохимична трансформация -34.30.29%.
Измерванията на съдържанието на общ органичен хлор, включително летливи, адсорбируеми и екстрахируеми COS (фиг. 4), показват, че общото съдържание на COS по отношение на хлор в резервоара е максимално по време на обмена на изворна вода в района на село Иванково - 264 и летен период - 225 μg / l ("Микши-но"), а през есента - канал, Иванково (съответно 234 и 225 mcg / l).
■ 1 четвърт
□ 2 четвърт
□ Q3 Q4
1 2 3 4 5 сред тигелите.
Трябва да се отбележи, че ако през 1995-96г. във водоприемната зона, в рамките на чувствителността на методите, COS не винаги се откриват, след това през 1998 г. хлороформът е регистриран в 85% от измерванията, а въглеродният тетрахлорид в 75%. Диапазонът на променливите стойности за хлороформ варира от 0,07 до 20,2 µg/l (средно - 6,7 µg/l), което е 1,5 пъти по-високо от MPC.ch., а за SCC от 0,04 до 1,4 µg/l ( средно 0,55 µg/l), при нормирана липса във водното течение. Концентрациите на хлоретилен във водата на водоема не надвишават нормираните стойности, но през лятото на 1998 г. е регистриран "тетрахлоретилен, чието наличие в природните води е недопустимо. Измерванията, извършени през 1995 - 1997 г., показват липсата на от 1,2-дихлоретан и 1,1,2,2-
тетрахлороетан. но през 1998 г. е установено наличие на 1,2-дихлоретан във водоприемната зона при обмен на изворна вода.
Хлорфенолите в язовир Уводское се натрупват главно в долните слоеве на водата, а по време на наводнението (2-ро тримесечие) концентрацията им се увеличава. Подобно разпределение се наблюдава за суспендирани и разтворени органични вещества (фиг. 2). По този начин има добра корелация между увеличението на съдържанието на суспендирани вещества (коефициент на корелация 11=0,97), а именно органични суспензии (12,5 пъти) и концентрацията на хлорофеноли във водата на водоема (фиг. 5).
C, µg/dm* Във фаза на устойчиво водоснабдяване
2,4-дихлорфенол / мена съдържание на хлорфеноли в
2,4,6-трихлорфенол/. максимална площ за поемане на вода,
което очевидно е свързано с движението на токсични вещества в повърхността
претеглени на слоеве от долните слоеве, от-
60 70 80 тегл.%
с по-високо съдържание
Ориз. Фиг. 5. Зависимост на концентрацията на хлор, в g, на суспендирани органични феноли от съдържанието на суспендирани
органична материя. вещества.
През целия период на изследване γ-HCH, DDT и неговите метаболити не са открити във водата на язовир Уводск и питейната вода. Очакваното намаление на съдържанието на ОС в резултат на процеса на разреждане във водните проби, взети на последователни станции (Рожново, Микшино, Иванково) не се наблюдава. Например на гара Рожново средните концентрации на феноли ОР. хлороформ, трихлоретилен. Софтуерът е в акции на MPCrx, съответно 8.7: 56;<0,5; 0,02; 0,85. На станции «Микшино» средние концентрации составляю! соответственно - 8.9: 110; 2.9; 0.03; 0.73.На станции «Иванково» - 7,0; 368: 6.75; 0.36; 0,55. Таким образом, явление разбавления характерно для фенолов и других, трудно окисляемых соединений (ПО); для НП. хлороформа и трихлорэтилена отмечается явный рост концентраций.
Малко по-различна ситуация се отбелязва при станциите "Канал" и "Язовир". Процесите на разреждане са показани тук за всички измерими съединения.
Средните концентрации на феноли, NP, хлороформ, трихлоретилен, PO в станция "Канал" са в дялове на ПДК, съответно - 7,4; тридесет; 0,7; 0,04, 0,55; средните концентрации в станция Плотина са 4,8; 10;<0,5; 0,02; 0,61. Наблюдается рост концентраций трудно окисляемых соединений (по результатам замеров ПО, БПК5/ПО) у верхнего бьефа плотины, что связано с гидродинамическим переносом с акватории водохранилища.
Глава 4. Връзката на качеството на водата в източника на водоснабдяване и питейна вода. През целия период на наблюдение има връзка между съдържанието на хлорорганични съединения в язовир Уводское и в питейната вода след процеса на хлориране. Общото съдържание на хлорорганични съединения по отношение на хлор е максимално в резервоара за чиста вода на входа на минния колектор през всички наблюдавани периоди (фиг. 4). Имайте предвид, че увеличението на този показател след хлориране на вода от подземен източник е незначително (1,3 пъти), а максималната стойност е 88 µg/l.
Таблица 4
Годишна динамика на съдържанието на COS в язовир Уводское
■ Индикатор ■ -■■ ......- Средна стойност, μg / dm * MPCr.h.,
1995** 1996-1997 1998 mcg/dm3
Хлороформ<5-121 /8,6 <5-12,6/8,0 1,4-15,0/7,8 5
SSC<1-29,4/1,3 <1 0,08-1,4/0,5 отс.
1,2-дихлороетан___<6 <6 <0,2-1,7/0,6 100
Трихлортилен<0,4-13/0,81 <0,1-0,1 /0,05 <0,1-0,1 /0,03 10
Тетрахлоретилен - -<0,04-0,1 /0,02 отс.
1,1,2,2-тетрахлороетан - -<0,1 отс.
2,4-дихлорфенол -<0,4-3,4/1,26 <0,1-2.1 /0,48 О 1С.
2,4,6-трихлорфенол j<0.4-3,0/1,3 | <0,4-2,3/0,43 ОТС.
♦min - shak/(средногодишно); ** - средно аритметично данни от 6 наблюдателни станции.
Съществува благоприятна тенденция за екосистемата на резервоара за намаляване на съдържанието на всички контролирани COS (Таблица 4), но средните годишни концентрации на хлороформ, тетрахлорметан, тетрахлоретилен, 2,4-дихлорфенол и 2,4,6-трихлорфенол надвишават съответстващ
MPC, т.е. водните екосистеми изпитват повишено натоварване от тези съединения.
След хлориране концентрациите на COS в питейната вода се повишават, но не надвишават съответните норми, установени за питейната вода, с изключение на 2,4-дихлорфенола (табл. 5).
Таблица 5
Годишна динамика на съдържанието на CHOS в питейната вода
Индекс Средна стойност, mcg/dm"1 *
1995 1996-1997 1998 2000 2001 MPCp**
Хлороформ 7,8-35,2 5,6-24,6 5,0-43,5 3,2-38,6 5,0-24,4 200/30
(18,3) (12,2) (11,3) (10,95) (9,3)
SSC<1 <1 0.2-0.86 (0,5) 0,2-1,2 (0,53) 0.2-1.1 (0,51) 6/2
1,2-дихлороетан<6-8,6 <6 <6 <0.2-6.0 (1,4) <0.2-2.5 (1,18) <0.2-1.3 (0,74) 20/10
Трихлоретилен<0,4-0,4 <0,4 <0,4 <0.1-0.7 (0,18) <0.1-0.2 (0,1) <0.1-0.4 (0,16) 70/3
Тетрахлоретилен -<0.04-0.1 (0,06) <0,040,1 2/1
1,1,2,2-тетрахлороетан - -<0,1 <0,10.12 <0,1 200
2,4-дихлорфенол - 0,4-5,3<0.1-4.3 <0.1-2.1 0.1-0.4 2
(1,6) (1,43) (0,7) (0,3)
2,4,6-трихлорфенол -<0,4-2,8 (0,92) <0.4-3.1 (1,26) <0.4-1.3 (0,78) <0,4 4/10
Гама HCCH DDT -<0,002 2/отс
*max - tt / (средногодишни стойности); **MAC" - RF стандарти/ - стандарти на СЗО.
C1 Периодично (в отделни месеци) на-
И-С-С-С! oJ-C-O "+ SNCH се наблюдава повишено съдържание на chlo-O C1 O roform спрямо препоръчаните норми
СЗО бани. Количеството образуван хлороформ се определя от стойностите на pH и PO на естествената вода (фиг. 7), което не противоречи на литературните данни.
Периодично (през няколко месеца) се наблюдава повишено съдържание на хлороформ спрямо препоръчаните от СЗО норми. Количеството образуван хлороформ се определя от стойностите на pH и PO на естествената вода (фиг. 7), което не противоречи на литературните данни.
Концентрацията на 2,4-дихлорфенол превишава нормализираната стойност (MPC -2 µg/l) в 30% от измерванията средно с 40-5-50% през целия период
наблюдения. Трябва да се отбележи, че максималните концентрации на хлорфеноли в питейната вода се наблюдават през лятото (Q3), което корелира със съдържанието им във водоприемната зона.
C HF, µg/dm3
Ориз. Фиг. 7. Взаимна зависимост на съдържанието на хлор. Фиг. 8. Корелация между съдържанието на хлороформ в питейната вода от рН (1) хлорофеноли в питейната вода и хлорфе-iCOD (2) в естествени водни ноли (1), суспендирани органични
(I = 0,88; = 0,83). съединения (2) в естествена вода
(К | - 0,79; К2 - 0,83).
Има тенденция към увеличаване на хлорфенолите в питейната вода: 2,4-дихлорфенол средно 2 пъти, а 2,4,6-трихлорфенол - 1,3 пъти през лятото. Съществува добра корелация (фиг. 8) между концентрацията на хлорофеноли в питейната вода, както и концентрацията им и съдържанието на суспендирани органични съединения в естествената вода.
Поради факта, че концентрациите на хлорофеноли в придънните слоеве са по-високи и са предимно в суспензия, е необходимо да се подобри процесът на филтриране на водата, както и да се извършва водовземане от контролирана дълбочина. особено през пролетта и лятото.
Глава 5. Оценка на въздействието на питейната вода върху общественото здраве. Като се използва
компютърна програма "Чиста вода". разработена от научно-производствената асоциация "ПОТОК" в Санкт Петербург, е направена оценка на съответствието на питейната вода по показатели koshrolir>emy\1 и е направена оценка на риска от нарушаване на функционирането на човешките органи и системи при пиене на пречистена вода (1 таблица 6) .
Резултатите от изчисленията показват намаляване на риска от неблагоприятни органолептични ефекти при консумация на питейна вода, както незабавно действие, така и хронична интоксикацияспрямо естествената вода във водовземната зона. значителна часткъм него се добавят такива индикатори като феноли и техните хлорни производни (2,4-дихлорфенол и 2,4,6-трихлорфенол). От друга страна,
rona след процеса на пречистване на водата увеличава (1,4 пъти) риска от канцерогенни ефекти (хлороформ, тетрахлорид и трихлоретилен) и общ токсичен риск: хронично действие с 4-5 пъти и общо с 2-3 пъти, които образуват феноли, хлороформ, въглероден тетрахлорид, 1,2-дихлороетан и трихлоретилен.
Таблица 6
Резултати от изчисляването на риска за 1998_
Индикатори Риск
Повърхност Долно пиене
Риск от развитие на неблагоприятни органолептични ефекти (незабавно действие) 0,971 0,999 0,461
Риск от неблагоприятни органолептични ефекти (хронична интоксикация) 0,911 0,943 0,401
Риск от канцерогенни ефекти 0,018 0,016 0,21
Общ токсичен риск (развитие на хронична интоксикация) 0,001 0,001 0,005
Общ токсичен риск (общ) 0,003 0,003 0,008
Получените данни позволиха да се идентифицират приоритетните замърсители сред
la изследвани, като хлороформ, тетрахлорметан и трихлоретилен, 1,2-дихлороетан, 2,4-дихлорфенол и 2,4,6-трихлорфенол, които имат значителен принос към общия общ токсичен риск.
Установените стойности на вероятностите за проява на общи токсични и канцерогенни ефекти значително надвишават нормализираната рискова стойност. Допустимият (приемлив риск) от вещества с канцерогенни свойства е в диапазона от 1 (G4 до 10-6 души / човек-година, т.е. стойностите на риска от заболяване и смърт при пиене на вода не са приемливо.
Показано е, че сегашното състояние на питейната вода, консумирана от населението на Иваново, води до влошаване на здравето му и в резултат на това до намаляване на продължителността на живота: мъже - 5,2; жени - 7,8 години (табл. 7).
Таблица 7
Намаляване на очакваната продължителност за популации___
Име на риска (R), дял отн. единици 1XE \u003d b x K, година
Мъже жени
Средна продължителност на живота 56 71
Средна възраст на населението 37 42.3
Очакван остатък i<изни 19 28.7
Риск от развитие на неблагоприятни органолептични ефекти (незабавно действие) 0,157 Индикатор, който характеризира появата на нестабилни негативни реакции на организма към консумираната питейна вода (алергични реакции и др.). Органолеп. непосредствени индикатори. действията в повечето случаи не водят до БЕ.
Продължение на таблицата. 7
Риск от развитие на неблагоприятни органолептични ефекти (хронична интоксикация) 0,09 Индикатор, който характеризира появата на устойчиви негативни реакции на организма към консумираната питейна вода (придобита "глобална" алергия, респираторни заболявания, анемия и др.)
Риск от канцерогенни ефекти 0,02 Индикатор, характеризиращ появата на мутагенни и канцерогенни ефекти в човешкото тяло (рак, промени в ДНК и др.)
Общ токсичен риск (развитие на хронична интоксикация) 0,006 Индикатор, който характеризира развитието на човешки заболявания на дихателната система, ендокринната система, пикочните пътища и др.
le 0,11 0,17
£1XE, година 5.2 7.8
Резултатите от изчислението показват, че най-голямото намаляване на продължителността
продължителността на живота се определя от фактори, които формират неблагоприятни органолептични ефекти, чиято величина се определя от съдържанието на феноли и техните хлорни производни (таблица 6).
В практиката се използва икономическа оценка на въздействието на околната среда върху здравето, която се основава на издръжката на живота и размера на таксите за възстановяване на здравето. Следователно вредата (Y) за здравето на населението на Иваново (450 хил. души) от консумацията на подготвена питейна вода е изчислена по статистическата цена на живот (Таблица 8) и вредата при „минимално количество застраховка за отговорност за причиняване на вреди на живота, здравето или имуществото на други лица и природната среда в случай на авария в опасно съоръжение” (Таблица 9).
Таблица 8
Изчисляване на размера на щетите въз основа на статистическите разходи за живот (CVL)*
Население в Иваново, лица Мъже (164000) Жени (197250)
BE от потреблението на некачествена питейна вода на човек, години 5.2 7.8
Средна (очаквана) продължителност на живота, години 56 71
Щети от намаляване на продължителността на живота на 1 човек, изразени в парично изражение, € 3496,6 4407,4
Общи щети, 0,96 милиарда евро
* SCV = БВП х Тср / N. където БВП - брутен вътрешен продукт, rub; Т^, - средна продължителност на живота, години; N - броят на населението, души.
Таблица 9
Изчисляване на размера на щетата, на база "минимална застрахователна сума"
Щети от намаляване на продължителността на живота на 1-во лице, изразено в парично изражение, € мъже жени
Общи щети, €** 0,3 милиарда
** на основание чл. 15 от Закона на Руската федерация „За промишлената безопасност на опасни съоръжения“ № 116-FZ (клауза 2)
От получените стойности (Таблици 7-9), на територията на Иваново има зона на неприемлив екологичен риск (Ю.-.Ю "4), изискваща мерки за опазване на околната среда, независимо от мащаба на финансовите разходи Важно е да се отбележи, че изчисленото ниво на риск за околната среда не може да се дължи само на консумацията на питейна вода.
Тъй като основният проблем в системата за пречистване на водата е образуването на COS по време на хлорирането на водата и поради голямата дължина на тръбопроводите в града, хлорирането не може да бъде напълно изключено от процеса на пречистване на водата, това може да стане чрез замяна на хлора в Предлага се 1 етап на хлориране с друг окислител, който е озон, а на 2 етап - хлориране.
Основни резултати и изводи
1. Установено е, че промяната в съдържанието на органични съединения в резервоара Uvodskoye с течение на времето има тенденция да намалява, въпреки че концентрациите на нефтопродукти и летливи феноли все още са значително по-високи от нормализираните стойности до 42 и 4 MPC .х. съответно.
2. Показано е, че няма намаляване на съдържанието на органични съединения в резултат на процеса на разреждане на последователни станции (Рожново, Микшино, Иванково). Феноменът на разреждане е характерен само за фенолите, докато за нефтопродуктите, хлороформа и трихлоретилена има ясно изразено увеличение на концентрациите, което е свързано с допълнителни източници на доход (дифузия от интерстициални води, повърхностен отток).
Основните източници на нефтени въглеводороди, влизащи в резервоара Уводское, са каналът Волга-Увод и оттокът на река Увод (при
приблизително 50% всяка), атмосферните валежи и стопената вода не оказват голямо влияние върху съдържанието на нефтопродукти във водата на резервоара;
Определят се основните канали за отделяне: за феноли - хидродинамично отстраняване (~ 50%); за нефтопродукти - съответно хидродинамично отстраняване, изпарение и биохимична трансформация - 34.30.29%.
4. Показано е, че концентрациите на COS в питейната вода са взаимосвързани както с процесите във водоема, така и с процеса на дезинфекция на водата - хлориране.
7. Сегашното състояние на питейната вода, консумирана от населението на Иваново, води до влошаване на здравето му и в резултат на това до намаляване на продължителността на живота (мъже - 5 години, жени - 8 години, 2001 г.). Размерът на финансовите загуби се оценява на 0,3 милиарда евро/година, а въз основа на статистическите разходи за живот, на 0,96 милиарда евро/година.----
8. Доказано е, че хлорфенолите във водата на язовир Уводское са предимно в състава на суспендирани вещества, поради което се препоръчва да се подобри процесът на филтриране, за да се намали концентрацията им в питейната вода, както и да се извърши вода прием от контролирана дълбочина, особено през пролетно-летния период.
1. Гриневич В.И., Извекова Т.В., Костров В.В., Чеснокова Т.А. Корелации между качеството на водата във водния поток и водоснабдяването с питейна вода // Tez. отчет на 3-ти руски научно-технически семинар "Проблеми на питейното водоснабдяване и начини за тяхното решаване", Москва. -1997.-С. 123-125.
2. Гриневич В.И., Извекова Т.В., Костров В.В., Чеснокова Т.А. Източници на хлорорганични съединения в питейната вода в Иваново // Вестник "Инженерна екология" № 2,1998. - С. 44-47.
3. Гриневич В.И., Костров В.В., Чеснокова Т.А., Извекова Т.В. Качеството на питейната вода в Иваново. // Сборник научни трудове "Околна среда и здраве на човека" // Иваново, 1998. - С. 26-29.
4. Извекова Т.В., Гриневич В.И., Костров В.В. Хлорорганични съединения в питейната вода // Tez. отчет „Проблеми на развитието и използването на природните ресурси на северозападната част на Русия: Материали на Всеруската научно-техническа конференция.“ - Вологда: VoGTU, 2002. - С. 85-88.
5. Извекова Т.В., Гриневич В.И., Костров В.В. Органохлорни замърсители в естествения източник на водоснабдяване и в питейната вода на град Иванов // сп. "Инженерна екология" № 3,2003. - С. 49-54.
6. Извекова Т.В., Гриневич В.И. Органични съединения във водата на язовир Уводское // Тез. отчет На втората Международна научно-техническа конференция "Проблеми на екологията по пътя към устойчиво развитие на регионите". - Вологда: ВоГТУ, 2003. - С. 212 - 214.
Лиценз ЛР № 020459 от 10.04.97г. Подписан за печат 27.10.2003 г. Формат на хартията 60x84 1/16. Тираж 90 бр. Поръчка 2 "¡> $. Ивановски държавен химикотехнологичен университет. 153460, Иваново, пр. Ф. Енгелс, 7.
Освобождаване Отговорен
Извекова Т.В.
Въведение.
Глава 1 Литературен преглед.
§ 1-1 Санитарно-хигиенни характеристики на органичните замърсители на питейната вода.
§1.2 Източници на образуване на хлорорганични съединения.
§ 1.3 Основни методи за подготовка на питейна вода.
Глава 2. Методи и обект на експериментално изследване.
§2.1 Физически и географски характеристики на района на язовир Уводское.
§ 2.2 ONVS - 1 (м. Авдотино).
§ 2.3 Методи за определяне на концентрациите на органични и неорганични съединения.
§ 2.3.1 Вземане на водни проби и подготовка за анализ.
§2.3.2 Инструментални методи за изследване на HOS.
§ 2.4 Определяне на летливи органохалогенни съединения във вода
§2.4.1 Дефиниция на хлороформ.
§ 2.4.2 Определяне на въглероден тетрахлорид.
§2.4.3 Дефиниция на 1,2-дихлороетан.
§ 2.4.4 Определяне на трихлоретилен.
§ 2.5 Определяне на органохлорни пестициди (y-HCCH, DCT).
§2.5.1 Определяне на хлорфеноли (CP).
§ 2.6 Оценка на качеството и обработка на резултатите от измерванията.
§ 2.7 Дефиниране на обобщени показатели за качеството на водата.
Глава 3. Качеството на водата в язовир Уводское.
§ 3.1 Основни показатели за качеството на водата в язовир Увод.
§3.1.1 Ефект от промяната на pH.
§ 3.1.2 Съотношението на суспендирани и разтворени вещества в резервоар.
§3.1.3 Разтворен кислород.
§3.1.4 Промени в BOD5, COD.
§ 3.2 Токсични вещества(фенол, петролни продукти).
§3.2.1 Влияние на валежите.
§ 3.2.2 Основните източници и поглътители на нефт и фенолни въглеводороди в резервоара Уводское.
§ 3.3 Хлорирани въглеводороди във водата на язовир Уводск.
Глава 4 Взаимоотношение на качеството на водата в източника на водоснабдяване и питейна вода.
§ 4.1 Качество на питейната вода в Иваново.
§ 4.2 Влияние на качеството на водата във водоизточника върху питейната вода.
§ 4.3 Качество на пресните подземни води.
Глава 5 Оценка на въздействието на питейната вода върху общественото здраве.
§5.1 Сравнителна оценкариск за общественото здраве.
§ 5.2 Оценка на риска от намалена продължителност на живота. Изчисляване на щетите върху здравето на населението според статистическата цена на живота.
§ 5.4 Обосновка на необходимостта от реконструкция на системата за пречистване на водата в ONVS - 1.
Въведение Дипломна работа по биология на тема "Влиянието на органичните съединения, съдържащи се в природните води, върху качеството на питейната вода"
Проблемът за съдържанието на различни органични съединения в питейната вода привлича вниманието не само на изследователи в различни области на науката и специалисти по пречистване на водата, но и на потребителите. C Съдържанието на органични съединения в повърхностните води варира в широки граници и зависи от много фактори, основният от които е стопанската дейност на човека, в резултат на което повърхностният отток и валежите се замърсяват с различни вещества и съединения, включително органични. Определена роля в замърсяването на повърхностните природни води играят селскостопанските отпадъчни води, които са по-ниски от промишлените отпадъчни води по отношение на мащаба на местните постъпления на екотоксиканти, но поради факта, че се разпространяват почти навсякъде, те не трябва да се отхвърлят . Селскостопанското замърсяване е свързано с влошаване на качеството на повърхностните води на малките реки, както и до известна степен на подземните води, свързани с естествени водни течения на нивото на горните водоносни хоризонти.
Сложността на проблема се състои в това, че наборът от органични замърсители, съдържащи се в микроколичества, както в повърхностните, така и в питейните води, е много широк и специфичен. Някои вещества като пестициди, PAHs, органохлорни съединения (OCs), включително диоксини, са изключително опасни за човешкото здраве дори в микродози. Една от основните причини за незадоволителното качество на питейната вода е високото съдържание на хлорирани въглеводороди в нея. Това определя техния приоритет наред с други опасни екотоксиканти и налага отговорен подход при избора на технология за пречистване на водата, мониторинг и контрол на качеството както на питейната вода, така и на водоизточниците.
Повечето изследователи отдавна са стигнали до извода, че за да се определят конкретните причини и източници на образуване на хлорсъдържащи въглеводороди, е необходимо да се знае съставът на органичните съединения, съдържащи се в природните води, използвани като източник на водоснабдяване. Затова за обект на изследване е избран резервоар Уводское, който е основният източник на водоснабдяване на град Иваново (80% от общото потребление на вода), както и питейна вода след процеса на пречистване на водата.
За повечето COS пределно допустимите концентрации (ПДК) са определени на ниво микрограма на литър и дори по-малко, което създава известни трудности при избора на методи за контрол. Повишените концентрации на такива съединения в питейната вода са изключително опасни за потребителите. Смята се, че тетрахлоридът, хлороформът и трихлоретиленът са канцерогенни и повишеното съдържание на такива съединения във водата и следователно в човешкото тяло причинява разрушаване на черния дроб и бъбреците.
По този начин изследването на причините за появата на хлорирани въглеводороди в питейната вода в зависимост от източника на водоснабдяване, определянето на техните концентрации и разработването на препоръки за намаляване на риска от канцерогенни и неканцерогенни ефекти при потребителите на питейна вода е релевантни. Именно това беше основната цел на това изследване.
1. ПРЕГЛЕД НА ЛИТЕРАТУРАТА
§ 1.1. Санитарно-хигиенни характеристики на органичните замърсители на питейната вода
Според Световната здравна организация (СЗО) от 750 идентифицирани химически замърсители в питейната вода 600 са органични съединения, които са групирани, както следва:
Естествени органични вещества, включително хуминови съединения, микробни ексуданти и други отпадъчни продукти от животни и растения, разтворени във вода;
Синтетично замърсяване, включително пестициди, диоксини и други вещества, произведени от промишлеността;
Съединения, добавени или образувани по време на обработка на вода, по-специално хлориране.
Тези групи логично обозначават начините, по които органичните замърсители попадат в питейната вода. В същата работа се отбелязва, че тези 600 вещества представляват само малка част от общия органичен материал, присъстващ в питейната вода. Наистина, постигнатият напредък в подобряването аналитични методи, разрешени в напоследъкидентифицират и въвеждат в паметта на компютрите около 300 органични съединения, открити в подпочвените, повърхностните и питейните води.
На фиг. 1 са показани някои от пътищата на навлизане и възможни трансформации на замърсители в повърхностните води. Замърсяването на подземните водоизточници става главно чрез почвата. По този начин натрупването на целенасочено внесени хлорорганични пестициди в почвата води до постепенното им проникване в подземните води на подземните питейни източници. Според работата една трета от артезианските кладенци, предназначени за водоснабдяване с питейна вода, само в САЩ са затворени по тази причина. Хлорорганичните съединения най-често се срещат в подземните води. Според общоприетата международна терминология те се наричат DNAPL (dense non-aqueous phase fluids), т.е. тежки неводни течности (TNVZH). Неводни означава, че те образуват отделна течна фаза във водата като петролните въглеводороди. За разлика от нефтените въглеводороди, те са по-плътни от водата. Тези вещества се наричат още плътни несмесващи се с вода течности. В същото време тяхната разтворимост е напълно достатъчна, за да предизвика замърсяване на подземните води. Веднъж попаднал в подземните води, COS може да остане там десетилетия и дори векове. Те се отстраняват много трудно от водоносните хоризонти и следователно представляват дългосрочен източник на замърсяване на подземните води и околната среда като цяло.
Ориз. 1. Схема на миграция на COS в застоял водоем
Ръководството на СЗО отбелязва, че препоръчителните стойности са склонни да бъдат предубедени към прекомерна предпазливост поради недостатъчни данни и несигурност в тяхното тълкуване. По този начин препоръчителните стойности на допустимите концентрации показват допустими концентрации, но не служат като регулаторни цифри, които определят качеството на водата. Така Агенцията за опазване на околната среда на САЩ за съдържанието на хлороформ в питейната вода предложи като стандартна стойност не 30, а 100 µg/l. Стандартът за трихлоретилен е 5 пъти по-нисък от препоръчвания от СЗО, а за 1,2 дихлороетан е 2 пъти по-нисък. В същото време приетите в САЩ стандарти за тетрахлорметан са 2 пъти, а за 1,1-дихлоретилен 23 пъти по-високи от препоръчаните от СЗО. Този подход изглежда легитимен и от гледна точка на експертите на СЗО, които подчертават, че предлаганите от тях стойности имат само препоръчителен характер.
Хлороформ 30
1,2 - Дихлороетан 10
1.1- Дихлоретилен 0.3
Пентахлорфенол 10
2,4,6 - Трихлорфенол 10
Хексахлоробензен 0,01
В табл. Таблица 1.1 показва препоръчителните концентрации на замърсители във водата, установени въз основа на токсикологични данни и данни за канцерогенност, като се вземат предвид средното телесно тегло на човека (70 kg) и средната дневна консумация на вода (2 l).
Допустимото съдържание на хлорорганични съединения (ОС) в природни и питейни води според Министерството на здравеопазването на Руската федерация и техните токсикологични характеристики са обобщени в табл. 1.2.
Сред многото органични замърсители на питейната вода, вниманието на хигиенистите е особено привлечено от онези съединения, които са канцерогенни. Това са предимно антропогенни замърсители, а именно: хлорирани алифатни и ароматни въглеводороди, полициклични ароматни въглеводороди, пестициди, диоксини. В същото време трябва да се отбележи, че химическите замърсители във водата са способни да претърпят различни химични трансформации под въздействието на комплекс от физикохимични и биологични фактори, водещи както до тяхното пълно разпадане, така и до частична трансформация. Резултатът от тези процеси може да бъде не само намаляване неблагоприятен ефекторганични замърсители върху качеството на водата, но понякога и нейното укрепване. Например, по-токсични продукти могат да се появят по време на разграждането и трансформацията на определени пестициди (хлорофос, малатион, 2,4-D), полихлорирани бифенили, феноли и други съединения.
Таблица 1.2.
Допустими концентрации и токсикологични характеристики на някои
Съединение ПДК, µg/l Клас на опасност Характер на въздействие върху човешкото тяло
Пия водаЕстествени води (с.в.) TAC*
Вреден фактор ***
Хлороформ 200/30** 5/60 2 Соц.-Т. Лекарство, което е токсично за метаболизма и вътрешните органи (особено черния дроб). Предизвиква канцерогенен и мутагенен ефект, дразни лигавиците.
Тетрахлорметан 6/3** оц / 6 2 Соц.-Т. Лекарство. Засяга централната нервна система, черния дроб, бъбреците. Има локално дразнещо действие. Предизвиква мутагенни, канцерогенни ефекти. Силно кумулативно съединение.
1,2-дихлороетан 20/10** 100/20 2 социален-Т. политропна отрова. Засяга кортикално-подкоровите области на мозъка. Лекарство. Предизвиква дистрофични промени в черния дроб, бъбреците и нарушава функциите на сърдечно-съдовата и дихателната система. Има дразнещ ефект. Канцероген.
1,1,2,2-тетрахлороетан 200 ots / 200 4 орг. Лекарство. Уврежда паренхимните органи. Има дразнещ ефект.
Грихлоретилен 70/3** 10/60 2 Соц.-Т. Лекарството има невротоксичен и кардиотоксичен ефект. Канцероген.
Пентахлорфенол 10** оц /10 2 соц.-Т. Има висока липофилност, натрупва се в мастни депа и много бавно се отделя от тялото
Тетрахлоретилен 2/1** оц / 20 2 Соц.-Т. Действа подобно на трихлоретилена, инхибира централната и периферната нервни системи. хипнотичен ефектпо-силен от SSC. Засяга черния дроб и бъбреците. Има дразнещ ефект.
Продължение на таблицата. 1.2.
2-хлорфенол 1 оц / 1 4 орг. Имат умерени кумулативни свойства. Нарушаване на функцията на бъбреците и черния дроб.
2,4-дихлорфенол 2 оц /2 4 орг.
2,4,6-три-хлорфенол 4/10** оц /4 4 орг.
Гама HCCH 2 / оц** оц /4 1 с.-т. Силно токсична невротропна отрова с ембриотоксичен и дразнещ ефект. Засяга хемопоетичната система. Предизвиква канцерогенни и мутагенни ефекти.
ДДТ 2 / оц* * оц /100 2 соц.т. - Ориентировъчно допустимите нива на вредни вещества във водите на водоемите за битови и питейни нужди. - "ориентиращи" стандарти, установени в съответствие с препоръките на СЗО
15] и Директива 80/778 на ЕС относно качеството на питейната вода. - ограничаващият знак за вредност на веществото, за което е установен стандартът:
С.-т. - санитарно-токсикологичен показател за вредност; орг. - органолептичен показател за вредност.
Най-честите механизми за разрушаване на COS в околната среда могат да се считат за фотохимични реакции и главно процеси на метаболитно разлагане с участието на микроорганизми. Фотохимичното разлагане на COS в молекули, съдържащи ароматни пръстени и ненаситени химични връзки, възниква в резултат на абсорбцията на слънчева енергия в ултравиолетовите и видимите области на спектъра. Въпреки това, не всички вещества са склонни към фотохимично взаимодействие, например линданът (y-HCH) при UV облъчване се изомеризира само в a-HCH. Схемата на предложения механизъм на фотохимичното преобразуване на ДДТ е показана на фиг. 2а.
Скоростта на фотохимичен разпад, както и съставът крайни продуктитази реакция зависи от средата, в която протича този процес. Лабораторните изследвания показват, че след облъчване с UV радиация (A. = 254 nm) в продължение на 48 часа, до 80% от DDT се разлага, а сред продуктите са открити DDE (основното количество), DCD и кетони. Допълнителни експерименти показаха, че DDD е много устойчив на UV радиация и DDE постепенно се превръща в редица съединения, сред които бяха открити PCB. Метаболизмът на COS от микроорганизми, базиран на използването на органичен въглерод като храна, почти винаги се катализира от биологични ензими.
DDE sg! a-chooschOjo-
днхлоробензофенон
С1- С - С1 I n ddd a) b)
Ориз. Фиг. 2. Схема на предложения механизъм на (а) фотохимична и (б) метаболитна конверсия на ДДТ.
В резултат на доста сложни последователни химични реакции се образуват различни метаболити, които могат да се окажат или безвредни вещества, или по-опасни за живите организми от техните предшественици. Обща схема за метаболитна трансформация на DDT, която по принцип е вярна и за други COS, е показана на фиг. 26 .
Необходимостта от въвеждане във всяка страна на стандарти за мониторинг на съдържанието на неорганични и органични замърсители в питейната вода често се определя от характеристиките на земеползването във водния басейн, естеството на водоизточника (повърхностни и подземни води) и наличието на токсични вещества. съединения от индустриален произход в тях. Следователно е необходимо да се вземат предвид редица различни местни географски, социално-икономически, индустриални и хранителни фактори. Всичко това може да доведе до значително отклонение на националните стандарти от стойностите, препоръчани от СЗО за концентрации на различни токсични вещества.
Заключение Дипломна работа на тема "Екология", Извекова, Татяна Валериевна
Основни резултати и изводи
1. Установено е, че промяната в съдържанието на органични съединения в резервоара Uvodskoye с течение на времето има тенденция да намалява, въпреки че концентрациите на нефтопродукти и летливи феноли все още са значително по-високи от нормализираните стойности до 42 и 4 MPCr .х. съответно.
2. Показано е, че няма намаляване на съдържанието на органични съединения в резултат на процеса на разреждане на последователни станции (Рожново, Микшино, Иванково). Феноменът на разреждане е характерен само за феноли, докато за нефтопродукти, хлороформ и трихлоретилен се отбелязва ясно увеличение на концентрациите, което е свързано с допълнителни източници на доход (дифузия от тинеста вода, повърхностен отток).
3. За първи път от уравнението на баланса са установени основните източници и поглътители на нефт и фенолни въглеводороди в резервоара, а именно:
Основните източници на нефтени въглеводороди, влизащи в резервоара Уводское, са каналът Волга-Увод и оттокът на река Увод (около 50% всеки), атмосферните валежи и стопената вода не оказват голямо влияние върху съдържанието на нефтопродукти във водата на резервоара;
За феноли основните източници се считат за всички канали за влизане: каналът Волга-Увод - 36%, дъждовният отток - 26%, оттокът на реката. Вземете - 23%, стопена вода -15%;
Определят се основните канали за отделяне: за феноли - хидродинамично отстраняване (~ 50%); за нефтопродукти - хидродинамично отстраняване, изпарение и биохимична трансформация - съответно 34, 30, 29%.
4. Показано е, че концентрациите на COS в питейната вода са взаимосвързани както с процесите във водоема, така и с процеса на дезинфекция на водата - хлориране.
5. Общото съдържание на органохлорни съединения (по отношение на SG) след хлориране на вода от язовир Уводск се увеличава средно 7 пъти, а след хлориране на вода от подземен източник (водовземане Горински) само 1,3 пъти.
6. Установена е връзка между съдържанието на хлорфеноли и суспендирани органични вещества във водата на язовир Уводск и концентрациите на 2,4-дихлорфенол и 2,4,6-трихлорфенол след хлориране на питейната вода.
7. Сегашното състояние на питейната вода, консумирана от населението на Иваново, води до влошаване на здравето му и в резултат на това до намаляване на продължителността на живота (мъже - 5 години, жени - 8 години, 2001 г.). Размерът на финансовите загуби се оценява на 0,3 милиарда евро/година, а въз основа на статистическите разходи за живот – на 0,96 милиарда евро/година.
8. Показано е, че хлорфенолите във водата на язовир Уводское са предимно в състава на суспендирани вещества, поради което се препоръчва да се подобри процесът на неговото филтриране, за да се намали концентрацията им в питейната вода, както и да се извърши водовземане от контролирана дълбочина, особено през пролетта и лятото.
9. Беше разкрито, че основният принос към стойността на стойността на риска за околната среда се прави от химически химични агенти, поради което се препоръчва да се замени първият етап на хлориране (ONVS-1) с озониране.
Библиография Дисертация по биология, кандидат на химическите науки, Извекова, Татяна Валериевна, Иваново
1. Кузубова L.I., Морозов C.V. Органични замърсители на питейната вода: Аналит. Преглед / Държавна обществена научно-техническа библиотека на Сибирския клон на Руската академия на науките, NIOCH на Сибирския клон на Руската академия на науките. Новосибирск, 1993. -167 с.
2. Исаева Л.К. Контрол на химични и биологични параметри на околната среда. Санкт Петербург: "Екологичен и аналитичен информационен център" Союз "", 1998.-869 с.
3. Randtke S.J. Отстраняване на органични замърсители чрез коагулация и свързани процеси комбинации // JAWWA. 1988. - кн. 80, № 5. - С. 40 - 56.
4. Насоки за контрол на качеството на питейната вода. Т.1. Препоръки, СЗО. -Женева, 1986.- 125 с.
5. Warthington P. Органични микрозамърсители във водната среда // Proc. 5 Int. конф. "Chem. Prot. Environ." 1985. Leaven 9-13 септ. 1985. Амстердам, 1986.
6. Юданова Л.А. Пестициди в околната среда. Новосибирск: Държавна обществена научно-техническа библиотека на Сибирския клон на Академията на науките на СССР, 1989.-140 с.
7. Elpiner L.I., Василиев B.C. Проблеми на снабдяването с питейна вода в САЩ. -М., 1984.
8. SanPiN 2.1.2.1074-01. Санитарни правила и норми "Питейна вода. Хигиенни изисквания за качеството на водата на централизирани системи за питейна вода. Контрол на качеството.", одобрени от Държавния комитет за санитарен и епидемиологичен надзор на Русия. М., 2000
9. Вредни веществав индустрията. 4.1 Изд. 6th, rev. Л., Издателство "Химия", 1971 г., 832 с.
10. Канцерогенни вещества: Наръчник / Пер. от английски / Ред. пр.н.е. Турусов. М., 1987, 333 с.
11. Вредни химикали. Въглеводороди. Халогенни производни на въглеводороди. Право, изд. / Ред. В.А. Филова-Л.: Химия, 1989.-732 с.
12. G. Fellenberg Замърсяване на околната среда. Въведение в химията на околната среда; пер. с него. М.: Мир, 1997. - 232 с.