CC BY
11
спиртов, а для хлорпроизводных ароматических соединений выявлены ограничения, связанные с размером молекул. Вместе с тем математическая достоверность зависимости не всегда доказыва-^ ет наличие причинной связи. Тем не менее на-^ копление данных в этом направлении позволит в дальнейшем классифицировать вещества по типу действия.
Таким образом, патогенетическая модель интоксикации позволяет использовать комплекс физико-химических параметров, сочетание которых зависит от характера действия вещества на организм, и способствует построению более точных моделей на основе зависимости структура — активность.
Литература
1. Голубев А. А., Люблина Е. И., Толоконцев И. Л., Филов В. А. Количественная токсикология.— Л., 1973.
2. Жолдакова 3. И. // Состояние и перспективы развития
гигиены окружающей среды: (Методология, теория и практика. — М., 1985.— С. 132—143.
3. Жолдакова 3. И.//Тит. и сан.— 1985.— № 4.— С. 15—17.
4. Заградник Р., Полак Р. Основы квантовой химии: Пер. с чеш. — М., 1979.
5. Курляндский Б. А., Шитиков В. К-, Тихонов В. Н. // Гиг. и сан. — 1986. —№ 1. —С. 53—55.
6. Лазарев И. В. Неэлектролиты.— Л., 1944.
7. Маррел Дж., Кеттл С., Теддер Дж. Химическая связь: Пер. с англ. — М., 1980.
8. Румянцев Г. И., Новиков С. М. Ориентировочная оценка токсичности химических веществ.— М., 1979.
9. Albert А. // Ergebnisse der Physiologie, biologischen Che-mieund experimentellen Pharmakologie. — Berlin, 1957. —S. 425—461.
10. Deflora S., Koch R., Nagel M. // Toxicol. Environm. Chem.— 1985. —Vol. 10. —P. 157—170.
11. Hanch C. // International Pharmacological Meeting: 3rd: Proceedings.— Oxford, 1968. —Vol. 7. — P. 141 — 167.
12. Pullman В., Pullman A., Quantum Biochemistry, Inter-science.— New York, 1963.
13. Tichy M. // Pracov. lec. — 1983.— Vol. 35, N 2.— P. 79—85.
Поступила 27.10.86
УДК 614.72:056.13 ' "
#
/О. Г. Привода, Н. П. Гордыня, Л. Г. Богословская
ГИГИЕНИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА ЗАГРЯЗНЕНИЯ АТМОСФЕРНОГО
ВОЗДУХА ОТ ПОКРЫТИЙ АВТОМОБИЛЬНЫХ ДОРОГ
Киевский НИИ общей и коммунальной гигиены им. А. Н. Марзеева
Загрязнению атмосферного воздуха от различных источников уделяется большое внимание исследователей. В настоящее время хорошо известны теоретические разработки процессов диффузии и рассеивания атмосферных примесей от организованных выбросов промышленных предприятий и объектов коммунально-бытового об-% служивания населения. Однако для неорганизованных линейных источников, к которым можно отнести городские и внегородские автомобильные дороги, предложенные для практического применения указания по расчету рассеивания загрязнений в атмосфере [2, 10] не всегда приемлемы.
Целью настоящей работы явилась оценка уровней загрязнения атмосферного воздуха вблизи магистралей в результате износа их покрытий единичными автомобилями и транспортными потоками, с одной стороны, и выбросом отработанных газов автотранспорта — с другой.
Л. М. Шабад и П. П. Дикун [11, 12] отмечают, что во время эксплуатации автомобильных дорог происходит образование дорожной пыли, содержащей канцерогенные соединения, не только в результате износа дорожного покрытия, но и стирания автомобильных шин, в саже резин которых содержится бенз(а)пирен (БП).
В доступной литературе отсутствуют сведения, позволяющие провести сравнительную количественную оценку указанных источников за-
грязнения, что обусловило необходимость выполнения специальных расчетов.
Одним из важных источников поступления БП в атмосферный воздух являются вяжущие материалы дорожных покрытий, получаемые на основе продуктов промышленной переработки каменных углей.
С учетом физико-химических свойств БП сделано предположение о том, что он не может попадать в воздух придорожной полосы в виде паров, однако в составе пылеобразных частиц, образовавшихся в результате износа дорожных покрытий, способен загрязнить его.
Опубликован ряд работ, касающихся количественного содержания БП в продуктах переработки каменных углей. Так, по данным Н. Я-Янышевой и соавт. [14], в каменноугольных пе-ках коксохимических заводов УССР в среднем содержится 0,2—0,4% БП. В нейтрализованной смолке производства сульфата аммония М. Н. Шустова и Л. И. Самойлович обнаружили около 0,01 % БП [13]. По другим данным, содержание БП в каменноугольном пеке составляет 0,003 %»
- т. е. содержание канцерогена в каменноугольных смолах может колебаться в пределах нескольких порядков [11].
По данным наших исследований, в каменноугольных дегтях, выпускаемых в соответствии с ГОСТом 4641—80 «Дегти каменноугольные дорожные», содержание БП находилось на уров-
не от тысячных до десятых долей процента [7], в нефтяных битумах марок БН-3 — БН-5 — от тысячных до сотых долей [14]. По другим данным [4], БП в составе асфальтобетонных покрытий не обнаружен.
Поскольку каменноугольный пек в чистом виде в дорожном строительстве не применяется, а используется в качестве одного из компонентов для приготовления дорожных дегтей в количестве 40—50 % от общей массы, в дальнейших расчетах исходили из максимального содержания БП в вяжущем материале, равного 0,1 %.
Для оценки уровня загрязнения воздушной среды БП в районах расположения автомобильных дорог с применением вяжущих материалов из каменноугольных смол и дегтей представляется целесообразным использовать следующую модель. В расчет принимается двухметровое воздушное пространство (зона дыхания) над проезжей частью дороги при агравирован-ных условиях полной неподвижности воздуха, в которое поступают продукты износа дорожных покрытий.
По имеющимся данным [5], верхний слой асфальтобетонного покрытия дорог III технической категории с интенсивностью движения 3000 автомобилей в сутки в процессе эксплуатации изнашивается в среднем на 1 мм в год, а цемен-тобетонные — на 0,1 мм. Существуют специальные методы [8] определения износа (И) дорожного покрытия, согласно которым расчет ведется по формуле
И=0из + Яиз-С>
где С} — годовая грузонапряженность автомобильного движения, т. е. суммарная масса (брутто) пропущенных грузомашин за год, выраженная в млн. т; (¿из — коэффициент, определяющий износ покрытий в зависимости от климатических условий; ВИЗ — коэффициент, зависящий от состава транспортных потоков, скорости движения, типа покрытия и степени его увлажнения.
В приведенных ниже расчетах степень износа дорожных покрытий для дегтебетона принята максимальной и составляет 1 мм в год, что в большей мере сопоставимо с асфальтобетонными покрытиями.
Прогнозные оценки опасности загрязнения воздуха БП от износа покрытий дорог, построенных с использованием вяжущих материалов каменноугольного происхождения, представляется возможным проводить следующим образом.
Исходя из количества дорожных вяжущих материалов, приходящихся на единицу площади дорожного покрытия, и учитывая его износ в зависимости от интенсивности движения, искомую величину можно определить по формуле
где С^
концентрация БП в мг/м3: /г
Сбп
С
вм
М-СУ
высота воздушного слоя, м; а, Ь — соответственно длина и ширина, м; с — толщина покрытия, м;
С
вм бп
концентрация БП в вяжущем материале в массовых долях; М — расход вяжущего материала на 1 км, равный 60 000 кг; о — износ дорожного покрытия за год, мм.
Следовательно, в условиях неподвижности воздуха при проезде 3000 автомобилей к концу суток концентрация в нем БП достигла бы 130 мкг/м3, а при проезде 1 среднего автомобиля — 0,04 мкг/м3.
По усредненным показателям содержание БП в воздушной среде вблизи транспортных магистралей крупных городов и на границах санитар-но-защитных зон коксохимических и металлургических предприятий превышает ПДК этого соединения в 10—12 раз, а внутри жилых кварталов городов среднесуточное его содержание составляет 1,5—2 ПДК [15]. Если время усреднения отбора проб при этом составляет около суток, то минутные колебания концентраций БП
— двух по-
могут находиться в пределах одного — рядков. Это сопоставимо с той концентрацией канцерогена, которая образуется в результате проезда единичного автомобиля на участках дорог с покрытием на основе вяжущих материалов из каменноугольных смол и дегтей, так как время проезда участка протяженностью 1 км составляет примерно 1 мин. В целом же концентрация вредных примесей в воздухе придорожных участков носит интермиттирующий характер [6], обусловленный перемещением масс воздуха и турбулентностью воздушных потоков, создаваемых движущимся транспортом.
Так как в реальных условиях эксплуатации автомобильных дорог по метеорологическим условиям не может наблюдаться полная неподвижность воздуха, а в двухметровом пространстве над проезжей частью воздушные массы перемешиваются еще и турбулентными потоками от движущегося транспорта, можно полагать, что в результате рассеивания концентрация БП будет значительно меньше указанных значений.
Кроме рассмотренного выше источника загрязнения воздуха БП в результате износа дорожных покрытий, существуют и другие не менее важные пути поступления канцерогена в воздух придорожной полосы, в частности с отработанными газами двигателей внутреннего сгорания.
бп 365-а-Ь-с-Н
. 103,
(1)
При определении загрязнения воздушной среды БП выбросами автомобилей можно исходить из того, что при использовании в качестве автомобильного топлива бензина содержание канцерогена в отработанных газах в среднем составляет 0,02 мг/м3 [9]. Согласно техническим данным, для некоторых базовых автомобилей отечественного производства [3] рабочий объем цилиндров двигателя колеблется от 2,4 до 11,1 л.
%
ч
*
т
Содержание основных компонентов отработанных газов в результате движения автомобилей с бензиновыми (I) и дизельными
(II) двигателями
Компонент Содержание, % (по объему) Концентрация в воздухе над проезжей частью, мг/м8 Кратность превышения (КП) пдк
I 11 ■ 1 I > II
Окись углерода Окислы азота (суммарно в пересчете на мо2) Альдегиды (суммарно в пересчете на формальдегид) Сернистый газ БП 10 0,8 0,2 0,002 До 2.10-5 г/м3 0,5 ОД 0,002 0,03 До 10-5 г/м3 54 7 ' 1,1 0,02 86-Ю-7 2,7 3,5 0,01 0,37 43-Ю-7 18 175 366,6 0,4 8,6 0,9 87,5 3.3 7.4 4,3
Расчет концентрации БП, поступающего в воздух за счет отработанных газов, можно проводить по следующей формуле
Св
W-V
_ гог _-_— 1 п-з
бп — <-бп a-b-h ' и '
(2)
где
гв бп
концентрация БП в воздушном слое
при проезде одного автомобиля, мг/м3; „ — концентрация БП в отработанных газах, в мг/м3; W — частота вращения вала, в об/мин; V — объем отработанных газов за 1 оборот вала, в л/об.
При среднем рабочем объеме цилиндров, равном 8 л, что характерно для транспортных потоков на дорогах III категории, объем выброса отработанных газов на 1 км дороги составит 2 л на каждый оборот вала, или 6000 л для 8-ци-линдрового двигателя с 4-тактным циклом при средней частоте вращения вала 3000 об/мин. Следовательно, общий объем отработанных газов, поступивших от 1 среднего автомобиля в 1 м3 воздуха над проезжей частью дороги, составит 6000:14000 = 0,43 л/м3, что в пересчете на БП соответствует 0,0000086 мг/м3.
Если принимать в расчет содержание БП 0,01 и 0,001 %, характерное для целого ряда дорожных вяжущих материалов из продуктов переработки каменного угля и нефти, то ситуация может оцениваться иначе, т. е. воздушная среда будет загрязняться БП за счет отработанных газов автомобильных двигателей. соответственно в 2,1 и 21 раз больше.
В реальных условиях на городских улицах с покрытием из нефтяных битумов в 1 м3 воздуха обнаружено 0,017—0,054 мкг БП [16]. При этом пробы воздуха характеризовались среднесуточным осреднением, а интенсивность движения составляла от 1200 до 2000 автомобилей в час, т. е. была в 10—16 раз больше по сравнению с принятой в наших расчетах.
В настоящее время имеются предложения по расчету ожидаемых концентраций окиси углерода в воздухе автомагистралей, основанные на некоторых закономерностях снижения начальных концентраций за счет рассеивания от линейных источников, к числу которых можно с
приближением отнести проезжую часть дорог. Указанная нами модель загрязнения БП воздуха над проезжей частью автомобильных дорог позволяет прогнозировать качество атмосферного воздуха и выброс БП и других загрязняю-
щих веществ.
В таблице представлены примерный состав основных компонентов отработанных газов автомобильных двигателей [9] и их концентрации в атмосферном воздухе, полученные расчетным путем по формуле (2).
Как видно из таблицы, по содержанию окиси углерода для автомобилей с бензиновыми двигателями КП составляет 18, тогда как для автомобилей с дизельным двигателем КП меньше 1. Наиболее высокие показатели загрязнения воздуха над проезжей частью характерны для альдегидов и окислов азота. Следует отметить низкое содержание окиси углерода при проезде автомобиля с дизельным двигателем и низкое содержание сернистого газа при проезде автомобиля с бензиновым двигателем.
Приведенные в таблице концентрации основных компонентов загрязнения характеризуют состояние воздуха над проезжей частью дороги в момент проезда единичного автомобиля, однако в реальных условиях за счет температурных инверсий в атмосфере среднее содержание вредных веществ за сутки может быть более низким.
При равномерной среднесуточной интенсивности движения 3000 автомобилей в сутки интервал между проездом автомобилей составляет порядка 30 с, в этот же период происходит и рассеивание загрязняющих примесей. Например, при скорости ветра 1 м/с и перпендикулярном направлении его к осевой линии дороги слой загрязняющего воздуха сместится с проезжей части шириной 7 м за 7 с. Среднесуточная концентрация загрязнения в этом случае будет ниже приведенных в таблице значений примерно в 4,35 раза.
Как полагает П. И. Андреев [1], концентрация загрязнения на больших расстояниях зависит от мощности источника, скорости ветра и убывает для линейного источника пропорционально расстоянию в степени —0,9, что можно с
определенным приближением считать обратно пропорциональным расстоянию.
В теории атмосферной диффузии существуют и другие, уточненные и поэтому более сложные методы расчета рассеивания с учетом турбулентного движения примесей в атмосфере, которые будут рассмотрены в дальнейших работах.
Подводя итоги сказанному, можно отметить, что уровни загрязнения атмосферного воздуха в процессе эксплуатации автомобильных дорог и транспорта отличаются значительными колебаниями. Это загрязнение является сравнительно низким над проезжей частью дорог при малой интенсивности движения, составляющей в приведенных расчетах 125 автомобилей в час, и более высоким на крупных магистральных дорогах, где транспортные потоки характеризуются интенсивностью движения в 10—20 раз большей. При большей грузонапряженности автомагистраль можно считать практически постоянным линейным источником загрязнения отработанными газами автомобилей и пылевыми частицами дорожных покрытий. В связи с этим автомагистраль в качестве линейного источника загрязнения может являться отправным моментом при выполнении расчетов по организации защитных мероприятий в соответствии с требованиями по охране природной среды, а также при разработке и внедрении соответствующих нормативных документов.
Выводы. 1. Предложены методы прогнозных оценок уровней загрязнения атмосферного воздуха БП и другими вредными примесями, содержащимися в материалах дорожных покрытий и отработанных газах автомобильных двигателей.
2. Концентрация БП за счет износа дорожных покрытий из дегтебетона составляет от 0,04 до 0,0004 мкг/м3 (в зависимости от качества дорожных смесей) при проезде среднего автомобиля и от 130 до 1,3 мкг/м3 для транспортных потоков интенсивностью 3000 автомобилей в сутки.
3. Содержание БП в воздухе над проезжей частью дорог за счет отработанных газов автомобиля с бензиновым и дизельным двигателями составляет соответственно 0,0086 и 0,0043 мкг/м3.
4. Ввиду сравнительно меньшей протяженности автомобильных дорог с покрытиями из дегтебетона в .структуре дорожной сети загрязнение воздуха БП за счет автотранспорта более значимо, поэтому следует уделять особое внима-
ние совершенствованию автомобильных двигателей с целью снижения токсичности выбросов.
Литература
1. Андреев П. А. Рассеяние в воздухе газов, выбрасываемых промышленными предприятиями.— М., 1952. ф
2. Берлянд М. Е. Современные проблемы атмосферной ^ диффузии и загрязнения атмосферы.— Л., 1975.
3. Боровских Ю. И., Сабинин А. А., Кленников В. М. Устройство автомобилей.— М., 1983.
4. Горбов В. П., Фоменко В. И. // Гиг. и сан.— 1962.— No 6.— С. 100—101.
5. Иванов И. И. Строительство автомобильных дорог. — М., 1970.
6. Пригода Ю. Г. Гигиенические вопросы строительства и эксплуатации автомобильных дорог: Дис. канд. мед. наук.— Киев, 1978.
7. Пригода Ю. Г., Богословская Г. Л. // Гиг. и сан. — 1985. — № 9.— С. 6—8.
8. Сиденко В. М., Михайлович С. И. Эксплуатация автомобильных дорог.— М., 1976.
9. Сидоренко Г. И., Фельдман Ю. Г. Современное состояние проблемы защиты воздуха городов от загрязнения выбросами автотранспорта.— М., 1978.
10. Указания по расчету рассеивания в атмосфере вредных веществ, содержащихся в выбросах предприятий: СН 369—74. — М., 1975. Ц
11. Шабад Л. М., Дикун П. П. Загрязнение атмосферного воздуха канцерогенным веществом—3,4-бензпиреном.— Л., 1959.
12. Шабад Л. И. О циркуляции канцерогенов в окружающей среде.— М., 1973.
13. Шустова М. Н., Самойлович Л. Н. // Гиг. и сан.— 1971. —№ 7. —С. 103—104,
14. Янышева Н. Я-, Киреева И. С., Сержантова Н. И. // Там же.— 1964. — № 10.— С. 13—15.
15. Янышева Н. Я-. Киреева И. С. // Гигиена населенных мест. — Киев, 1977.— Т. 16.— С. 10—15.
16. Янышева И. Я., Киреева И. С., Черниченко И. А. и др. // Гиг. и .сан.— 1983. —№ 3. — С. 13—16.
Поступила 24.10.86
Summary. The authors tackle the problems of air contamination with benz(a)pyrene (BP) and other harmful substances which occur as a result of vehicle exhaust gases and deterioration of roadway covering. Bonding coal pavement material has been analyzed as a source of BP release into the air above the roadway. Depending on the quality of roadway compounds the air content of BP can ф constitute from 0.0004 to 0.04 mkg/m3 because of the wear of tar-macadam roadway covering during a travel of one vehicle and because of exhaust gases of vehicles with gasoline and diesel engines 0.0086 and 0.0043 mkg/m3, respectively. Methods for calculating BP and other contaminating substances' concentrations are given for an individual vehicle and traffic flow. It is demonstrated that at the moment of a vehicle travel concentrations of hydrocarbon in 1 m3 of the air above the roadway may shortly be very high and exceed MACs for free air. Recommendations are set forth as to the practical application of the calculating techniques aimed at assessing free air quality at the stage of roadway design and evaluating the process of decisionmaking in environmental protection.
