CC BY
12
-Г
УДК 614.72:661.98
В. П. Филонов, Э. М. Шпилевский, С. М. Соколов
О НЕОБХОДИМОСТИ РАЗДЕЛЬНОГО ОПРЕДЕЛЕНИЯ МОНО-И ДВУОКИСИ АЗОТА В ВОЗДУХЕ
Минский медицинский институт
Многие вопросы кинетики окислов азота в топочных устройствах и двигателях внутреннего сгорания неясны, однако большинство авторов считают, что основным продуктом, образующимся при сгорании топлива, является моноокись азота, которая составляет 95—98 % от общего количества N0* (Хаустович Г. Б., 1976).
Существовавшее ранее мнение, что окись азота, выбрасываемая в атмосферу, тут же превращается в NO2, в настоящее время рядом авторов отвергается. Так, согласно данным Е. Robinson и R. Robbins (1972), выбрасываемая в атмосферу моноокись азота разбавляется до низких концентраций и сравнительно медленно окисляется в двуокись азота. Основная реакция, которая протекает в атмосферном воздухе, следующая:
N0 + 03^N02 + 02
Двуокись азота обладает высокой поглощающей способностью в УФ-области в диапазоне от 300 до 400 нм и разрушается на солнечном свету с образованием моноокиси азота и озона (Дмитриев М. Т. и др., 1971; Leighton Р. А., 1961). Поэтому при дневном свете указанная реакция протекает в обратном направлении и в конечном счете устанавливается равновесие, при котором ни одно из указанных веществ не накапливается. Следовательно, из суммы окислов азота практический интерес представляют моно-и двуокись азота, характер распределения которых в атмосферном воздухе, особенно моноокиси, до сих пор изучен недостаточно.
С учетом вышеизложенного в крупном населенном пункте нами проведено изучение загрязнения атмосферного воздуха NO и N02 как раздельно, так и суммарно в сравнении с фоновыми концентрациями вне населенного пункта. Отбор проб для анализа осуществлялся на трех стационарных пунктах города в разное время суток и в разные сезоны года (в каждом пункте по 442 пробы). Всего было взято и проанализировано 1326 проб атмосферного воздуха. Точки отбора определялись таким образом, чтобы в первой из них загрязнение окислами азота происходило в основном за счет выбросов автотранспорта (пункт 1), во второй — за счет ТЭЦ (пункт 2) и в третьей — как за счет автотранспорта, так и за счет ТЭЦ (пункт 3). Фоновые концентрации NO и N02 определяли в лесу вдали от магистрали на берегу озера, т. е. в месте, где отсутствовали антропогенные источники выбросов азота (пункт 4, контрольный). В конт-
рольном пункте было отобрано и проанализировано 210 проб. При анализе полученных данных предпринята попытка проследить влияние солнечной радиации, а также метеорологических условий (направления и скорости ветра, температуры и влажности воздуха, атмосферного давления) на соотношение N0 и Ы02 в воздухе. Метеорологические параметры измеряли стандартными приборами, интенсивность солнечного излучения — селеновым фотоэлементом с рабочей площадью 25-Ю-4 м2, концентрации N0 и N0:2 — методом, предложенным М. Т. Дмитриевым и со-авт. (1971).
Согласно полученным данным, естественные фоновые концентрации суммы окислов азота составляют 0,009—0,076 мг/м3, из них концентрации N0 — от 0 до 0,065 мг/м3, N02 — от 0,001 до 0,036 мг/м3. Анализируя полученные фоновые концентрации в сопоставлении с метеорологическими условиями и интенсивностью солнечной радиации, можно отметить, что с увеличением интенсивности солнечной радиации концентрация суммы окислов азота снижается. Это объясняется тем, что в дневное время, особенно в солнечные дни, происходит доокисление окислов азота до азотной кислоты, которая удаляется из атмосферной циркуляции. Кроме того, с увеличением интенсивности солнечной радиации увеличивается процентное содержание N02 в сумме окислов азота и соответственно уменьшается процентное содержание N0. Концентрации суммы окислов азота в летнее время несколько выше таковых зимой. Однако как моноокись, так и двуокись азота обнаруживаются постоянно при любых метеоусловиях и во все сезоны года.
При анализе данных, полученных в крупном населенном пункте, установлено, что суммарные концентрации окислов азота составляют 0,008— 3,75 мг/м3, в том числе концентрации N0 — от 0,007 до 3,705 мг/м3, N02 — от 0,001 до 0,360 мг/м3.
В табл. 1 представлены данные, характеризующие загрязнение атмосферного воздуха моноокисью и двуокисью азота в различных пунктах наблюдения.
Как видно из таблицы, наибольшие концентрации окислов азота регистрировались в пункте 1, где загрязнение происходит за счет постоянного потока автотранспорта с интенсивностью движения 1500—2000 единиц в час. В этом пункте отношение максимальных разовых концентраций к максимальным среднесуточным, максимальным среднемесячным и среднегодовым для
Таблица 1
Концентрации (в мг/м3) моноокиси я двуокиси азота в различных пунктах наблюдения
со А £ н о ь >.й 2 Концентрация N0 Концентрация N01
г (5 В О« ч я ж я к к . <» (9 = = К о л о X ч « максимальная среднесуточная максимальная среднемесячная среднегодовая . « « = -г, й о л о максимальная среднесуточная максимальная среднемесячная среднегодовая
С с ггь 2 г о-
1 2 3 4 442 442 442 210 3,120 1,137 1,790 0,065 2,670±0,120 0,570±0,050 1,260±0,800 0,033±0,001 0,830±0,060 0,150±0,010 0,520±0,050 0,011±0,001 0,450±0,012 0,105±0,014 0,210±0,013 0,007±0,004 0,350 0,200 0,250 0,036 0,290±0,050 0,112±0,017 0,220±0,010 0,020±0,012 0,103±0,0200 0,030±0,0090 0,080±0,007 0,067±0,0008 0,0675±0,0032 0,0230±0,0017 0,0340±0,0210 0,0040±0,0001
N0 составляет 7:5,9:1,84:1, для N02 — 5,3 : 4,3 : 1,5 : 1. Наименьшие концентрации моноокиси и двуокиси азота были в пункте 2, где источником поступления N0* является ТЭЦ, т. е. здесь происходит максимальное рассеивание дымовых газов в атмосфере. В пункте 3 концентрации N0* выше, чем в пункте 2, по ниже, чем в пункте 1, так как загрязнение воздуха здесь происходит как за счет ТЭЦ, так и за счет автотранспорта, но интенсивность движения транспортного потока в часы «пик» составляет 600— 700 единиц в час, а сам пункт расположен в 500 м от автомагистрали.
Анализ полученных данных показал, что в атмосферном воздухе как моноокись, так и двуокись азота присутствуют постоянно, хотя соотношение их значительно колеблется. Наиболее часто соотношение N02 и N0 составляет 1:2 — 1 :5,5, хотя в некоторых случаях достигает 1: 10—1 :17 и даже 1 : 30—1 : 50. Соотношение 1 : 1 встречается редко, а 1 : 0,5—1 :0,2 практически не наблюдается.
Для расчета возможности появления максимальных концентраций изучаемых веществ в атмосферном воздухе были построены кумулятивные кривые распределения N0 и N02 в различных пунктах наблюдения. Результаты исследований свидетельствуют о том, что характер распределения изучаемых веществ в атмосфере является логарифмически нормальным, так как кумулятивные кривые на пробитно-вероятност-ной сетке представлены в виде прямых линий.
Таблица 2
Уровни максимальных концентраций (в мг/м3) N0 и N0., для вероятности их появления 99 и 84%
Пункт отбора проб С„ N0 С„ N0 С„ N0, С,. N0,
1 2,43 1,33 0,330 0,210
2 2,17 0,83 0,168 0,0976
3 2,31 0,916 0,268 0,125
Примечание. Св4 — уровень максимальной концентрации с вероятностью ее появления 84%; С8в—то же с вероятностью появления 99%.
Полученный при этом масштаб распределения оказался больше 2 (о>2). При этом наибольшим масштаб распределения оказался для пункта № 2 (оN02=2,23; аN0 = 4,13), где единственным источником загрязнения является ТЭЦ, что обусловливает более высокую степень рассеивания окислов азота в атмосфере.
Наименьший масштаб распределения характерен для пункта 1 (aN02 = 2,l; с^О = 2,42), где наблюдается диффузное загрязнение атмосферного воздуха окислами азота. Масштаб распределения для пункта 3 оказался больше, чем для пункта 1, но меньше, чем для пункта 2 (а N02 = = 2,17; о N0 = 3,9).
На основании полученных кумулятивных кривых был осуществлен расчет максимальных концентраций N0 и N02 с вероятностью их появле- 4 ния в воздухе 84 и 99%. Получены следующие данные (табл. 2).
Как видно из табл. 2, уровни максимальных концентраций при вероятности их появления 99 и 84% наиболее значимы в пункте 1, где происходит интенсивное загрязнение приземного слоя атмосферы выхлопными газами автотранспорта. В этом пункте концентрация окислов азота особенно быстро увеличивается с 16 до 20 ч, когда скорость ветра снижается, атмосфера становится более стабильной, а транспортный поток возрастает.
Как показали проведенные исследования, концентрации N0 в воздухе в 85 % случаев в 2— 5,5 раза превышали концентрации N02. При этом в пунктах, где атмосферный воздух постоянно загрязняется выхлопными газами автотранспорта, моноокись азота во всех случаях была ведущим компонентом. Следовательно, N0 и N02 являются основными соединениями в общем балансе загрязнений атмосферы окислами азота. Это обстоятельство обусловливает необходимость осуществления постоянного лабораторного контроля за содержанием моноокиси азота в системе мониторинга за качеством воздушной среды населенных пунктов.
Вместе с тем в настоящее время при лабораторном контроле за состоянием атмосферного воздуха проводится определение только N02, исходя из предположения о полной конверсии N0 ^
в Ы02. Поэтому производимые на основании этого положения расчеты предельно допустимых выбросов (ПДВ) и санитарно-защитных зон (СЗЗ) для предприятий промышленности и теплоэнергетики следует признать недостаточными.
Из изложенного следует, что при осуществлении контроля за атмосферным воздухом, расчетов ПДВ и СЗЗ необходимы раздельное определение и учет моноокиси и двуокиси азота в связи с постоянным присутствием их в воздухе. Это даст возможность более точно и дифференцированно производить расчеты, правильно судить о характере атмосферных загрязнений, их влиянии на организм и здоровье населения, поскольку биологические эффекты действия моноокиси и двуокиси азота существенно различаются (Шпи-левский Э. М. и др., 1983). Для каждого из этих веществ в отдельности имеются официально утвержденные предельно допустимые концентрации применительно к атмосферному воздуху населенных мест. Методы раздельного определения их общеизвестны и не представляют трудностей.
Выводы. 1. Загрязнение атмосферного воздуха населенных мест выхлопными газами автотранспорта и выбросами ТЭЦ приводит к накоплению окислов азота, из которых первостепенное значение имеют моноокись и двуокись азота.
2. Основным источником загрязнения атмосферного воздуха крупного населенного пункта
моноокисью азота является автомобильный транспорт, при этом загрязнение приземного слоя атмосферы носит диффузный характер.
3. При загрязнении воздуха автотранспортом и ТЭЦ концентрации моноокиси азота в 2—5,5 раза превышают концентрации двуокиси азота, что определяет ведущую роль моноокиси как загрязнителя атмосферного воздуха населенных мест.
4. При контроле за качеством атмосферного воздуха необходимо проводить раздельное определение моноокиси и двуокиси азота.
5. При расчете санитарно-защитных зон, норм предельно допустимых выбросов необходимо пересмотреть ранее принятый критерий расчетов по двуокиси азота и перейти к расчетам, основанным на раздельном определении моно- и двуокиси азота.
Литература. Дмитриев М. Т., Соловьева Т. В., Сер-бина JI. П. и др. —Гиг. и сан., 1971, № 9, с. 60—64.
Хаустович Г. Б. Методы подавления процессов образования окислов азота в топочных устройствах, сжигающих газ и мазут. М., 1976, с. 49.
Шпилевский Э. М., Соколов С. М., Дробеня В. В. — Весш АН БССР, 1983, № 1, с. 42—45.
Leighton P. A. Photochemistry of Air Pollution. New York, 1961, p. 38.
Robinson E„ Robbins R. — In: Air Pollution Control. Ed. W. Strauss. New York, 1972, Pt 2, p. 1—93.
Поступила 02.11.83
Обзоры
УДК 613.648:622(048.8)
И. И. Шалак, Э. М. Крисюк, М. В. Терентьев
РАДИАЦИОННО-ГИГИЕНИЧЕСКАЯ ОБСТАНОВКА НА НЕУРАНОВЫХ ШАХТАХ И ДРУГИХ ПОДЗЕМНЫХ СООРУЖЕНИЯХ
Ленинградский НИИ радиационной гигиены
Изучение причин смертности среди шахтеров Шнееберга (ныне ГДР) и Иохимсталя (ныне ЧССР) в 20-х годах показало, что около 50 % шахтеров, умерших в этот период, страдали раком легкого. Было высказано предположение, что причиной возникновения рака у шахтеров являются радон и его дочерние продукты (ДПР). В дальнейшем это было подтверждено экспериментами на животных, что отражено в докладе научного комитета по действию атомной радиации (НКДАР) ООН.
Одним из наиболее многочисленных контин-гентов лиц, профессионально облучаемых радоном и продуктами его распада, по данным НКДАР, являются шахтеры урановых рудни-
ков. Именно у лиц этой группы установлена четкая зависимость заболеваемости раком легких от кумулятивной экспозиции ДПР. Выявлено достоверное превышение смертности от данного заболевания у шахтеров по сравнению с соответствующими показателями для населения, не имеющего профессионального контакта с радоном, при суммарном поступлении ДПР, равном 100—120 РУМ (рабочий уровень X месяц) = = 1,3-108 МэВ/м3Х170 ч = 3,5-10-3 Дж/м3-ч). При этом обнаружено, что показатель смертности растет практически линейно в зависимости от кумулятивной экспозиции ДПР, а индикационно-латентный период составляет в среднем 17— 20 лет (1СИР, риЫ, 32, 1981).
