CC BY
2
17. Сытник К. М.. Брайон А. В., Гордецкий А. В., Брайон А. П. Справочник-словарь по экологии. — Киев, 1994. - С. 16.
18. Тинсли И. Поведение химических загрязнителей в окружающей среде. — М., 1982.
19. Укратна в контекс-п "Порядку денного на XXI стхшття". — КиУв, 1998. - С. 45-46.
20. Хоружая Т. А. Оценка экологической опасности. — М., 2002.
21. Черных А. М. // Гиг. и сан. - 2004. - № 5. — С. 25-29.
22. Юрин В. М. Основы ксенобиологии. — Минск, 2002.
23. Europe's Troubled Seas // RTD info. - 2003. - № 38.
- P. 3-6.
24. Gagne F., Macrogliese D. J., Bllaise C., Gendron A. D. // Environ. Toxicol. - 2001. - Vol. 16, N 3. - P. 260-268.
25. The Four Seas of Europe // RTD info. - 1998. - N 98.
- P. 36-51.
26. Mallin M. A., Ensign S. H., Mclver M. R. et al. // Hyd-robiologia. - 2001. - Vol. 460, N 1-3. - P. 185-193.
27. Mee D. // AMBIO. - 1992. - Vol. 4. - P. 278-286.
28. Michnea R. // OSCE Regional Seminar "Environmental Problems and Cooperative Approaches to Solving Them: the Black Sea Case". — Istambul, Turky, 5—6 November, 1998. - P. 25-30.
29. Rudneva I. /., E. Petzold-Bradley // Environmental Conflicts: Implications for Theory and Practice / Eds. E. Petzold-Bradley et al. - Boston, 2001. - P. 189-202.
30. Water Sanitation and Hygiene Interventions for Heath — What Works? // Environmental Matters at the World Bank. - 2005. - P. 24-25.
Hociymuia 14.03.06
Summary. The impact of agriculture on water ecosystems is considered. The negative effects of entry of pesticides and biogens into the aquatic environment, which lead to its pollution and eutrophication and biota change and degradation, are shown. The author discusses whether it is necessary to meticulously monitor the aquatic environment in the intensively agricultural areas.
© С. А. ГЕРАСИМОВА, Т. в. РЕШЕТИНА, 2007 УДК 614.77:547,52/.59/.59
С. А. Герасимова, Т. В. Решетина
ПРОБЛЕМЫ ОБРАЩЕНИЯ С ЭКОЛОГИЧЕСКИ ОПАСНЫМИ ПОЧВАМИ И ГРУНТАМИ, ЗАГРЯЗНЕННЫМИ БЕНЗ(А)ПИРЕНОМ, ПРИ СТРОИТЕЛЬСТВЕ НА ТЕРРИТОРИИ МОСКВЫ
ООО "Научно-исследовательский и проектно-изыскательский институт экологии города", Москва
Химическое загрязнение почв и фунтов характерно для крупных мегаполисов, не исключение и Московский регион. Увеличение площадей токсичных почв и грунтов привело к возникновению существенных финансовых и других материально-технических вложений в реабилитацию загрязненных территорий и их использование по функциональному назначению, в том числе в ходе строительства. Особенно остро стоит вопрос загрязнения почв/грунтов полициклическими ароматическими углеводородами (ПАУ), в частности бенз(а)пире-ном (БП).
ПАУ — наиболее распространенные токсиканты окружающей среды во всех развитых странах. Это обусловлено их устойчивостью в окружающей среде и выраженными мутагенными и канцерогенными свойствами.
ПАУ'представляют собой высокомолекулярные органические соединения, основным элементом структуры которых является бензольное кольцо. Основными источниками эмиссии техногенных ПАУ в окружающую природную среду являются предприятия энергетического комплекса, автомобильный транспорт, химическая и нефтеперерабатывающая промышленность. В основе практически всех техногенных источников ПАУ лежат термические процессы, связанные со сжиганием и переработкой органического сырья: нефтепродуктов, угля, древесины, мусора, пищи, табака и др.
В России при оценке загрязнения почв ПАУ за эталонную единицу принимается содержание БП (вещество 1-го класса опасности), его предельно допустимая концентрация (ПДК) составляет 0,02 мг/кг [1]. Этот токсикант проникает в организм человека с загрязненными частицами пыли респираторным путем или, обладая высокой липофильностыо, через кожные покровы. В опасных концентрациях может стимулировать образование злокачественных опухолей и процессы мутагенеза.
В соответствии с требованиями СанПиН 2.1.7.1287—03 "Санитарно-эпидемиологические требования к качеству почвы" оценка уровня загрязнения почв БП проводится путем сравнения фактически определенного содержания с ПДК в почвах. Действующими нормами определено, что все почвы и грунты с содержанием данного токсиканта более 0,1 мг/кг (5ПДК) относятся к чрезвычайно опасной категории загрязнения.
В последние годы уровень загрязнения БП резко увеличился. По данным исследований Почвенного института им. В. В. Докучаева [2], содержание БП в почвах парковых территорий за период с 1993 по 2002 г. возросло в среднем более чем в 4 раза, а на отдельных участках в 8—10 раз превысило ПДК.
За период с 2002 по 2005 г. в лаборатории НИи-ПИ экологии города было проанализировано более 10 300 проб почв/грунтов, отобранных при проведении комплексных инженерно-экологических изысканий территорий проектируемого строительства. Пробы отбирались с территорий различного функционального использования. Анализ проводился методом высокоэффективной жидкостной хроматографии.
Исследования показали, что более 50% проанализированных проб почв содержат БП выше ПДК, из них около 22% имеют опасную и чрезвычайно опасную категории загрязнения, т. е. содержание БП в них выше 2ПДК, а на отдельных участках достигает до 50—100ПДК.
Высокий уровень загрязнения БП был обнаружен не только в поверхностном слое, но и на различной глубине. Значительная часть территорий характеризуется загрязнением БП всей толщи насыпных техногенных отложений, средняя мощность которых по Москве составляет 2—3 м, а на отдельных участках достигает 5—8 м и более. Высокие концентрации БП фиксируются в промышленных районах города, вдоль автомагистралей и
на участках погребенных несанкционированных свалок.
Естественно, возникает вопрос: что же делать с таким количеством токсичных почв и фунтов?
В соответствии с требованиями СанПиН 2.1.7.1287—03 такие грунты подлежат вывозу и утилизации на специализированных полигонах. Вот тут и начинаются проблемы. Производство земляных работ планируется на основании рекомендаций, данных в санитарно-эпидемиологическом заключении органа Госсанэпиднадзора. При существующем подходе к оценке уровня загрязнения и разработке рекомендаций по обращению с загрязненными грунтами тысячи кубических метров почв/грунтов нужно вывезти и захоронить.
Как показала практика, не всегда это можно осуществить и не всегда это экономически выгодно. Например, при проведении инженерно-экологических изысканий на территориях комплексного благоустройства и озеленения, расположенных в зонах аккумуляции токсикантов, выявляется, что на 30% территории грунт в слое 0—1 м относится к чрезвычайно опасной категории. На данных участках растут многолетние деревья, подлежащие сохранению, и какой-либо вывоз грунта не возможен. В таких случаях приходится давать заведомо невыполнимые рекомендации в соответствии с требованиями СанПиН 2.1.7.1287—03 или рекомендации, идущие вразрез с существующими нормативными требованиями и вызывающие несогласие со стороны органа Госсанэпиднадзора.
Существующие нормы ПДК БП в почве были приняты в 1981 г. Определение содержания БП в почве при разработке норматива ПДК проводилось в соответствии с требованиями "Методические указания по отбору проб из объектов внешней среды и подготовка их для последующего определения канцерогенных полициклических ароматических углеводородов" № 1424-76 от 12.05.76. Но используемые в настоящее время методики определения БП [3—5] обеспечивают более полное его извлечение из почвы, т. е. результат анализа получается несколько выше, чем если определять по старой методике.
Обоснованность применения БП в качестве индикатора ПАУ тоже неоднозначна. Его обнаружение свидетельствует лишь о факте загрязнения окружающей среды этими соединениями и не дает реальную картину токсичности, обусловленную содержанием смеси ПАУ. В европейских странах нормируется не только содержание БП, но и суммарное содержание ПАУ. Агентство по охране окружающей среды США (US ЕРА) рекомендует контролировать в пробах окружающей среды 16 соединений из группы ПАУ.
В Дании почва считается качественной, если содержание БП не превышает 0,1 мг/кг (soil exotoxi-cological quality critérium), a при содержании выше 1 мг/кг (cleanup level) рекомендуется проводить мероприятия по рекультивации или ремедиации [6].
В Нидерландах предельно допустимая концентрация (maximum permissible concentration — MPC) БП в почве равна 0,052 мг/кг, то есть в 2,5 раза выше, чем наша ПДК [7]. Содержание 7 мг/кг и выше определяется как экотоксикологический риск (Ecotoxicological Serious Risk Concentration — SRCeco for soil) [8]. Критерий "SRCeco for soil" no смыслу можно сравнить с нашим критерием "чрез-
вычайно опасная категория загрязнения" (равен 0,1 мг/кг).
Разумеется, в Европе не считают ПАУ менее опасными, чем в нашей стране, допуская более высокие ПДК. Дело в том, что в странах с ограниченными природными ресурсами существуют другие подходы к обращению с загрязненными грунтами. Эти подходы направлены не на вывоз и утилизацию на полигонах, а на методы, позволяющие восстановить исходные свойства почв на месте, или на проведение комплекса технических мер, исключающих негативное воздействие токсичных почв на человека и окружающую природную среду в целом.
Загрязнение почв/грунтов городских территорий БП характеризуется очень высокой пространственной неоднородностью, что серьезно осложняет отбор репрезентативной пробы для проведения химического анализа. Отбор проб почв и грунтов в настоящее время проводят в соответствии с ГОСТ 17.4.3.01-83 и ГОСТ 17.4.4.02-84. Согласно требованиям этих документов объединенную пробу с одного участка составляют из пяти индивидуальных проб. Для определения БП такой подход не обеспечивает качественный отбор репрезентативной пробы. По опытным данным НИиПИ экологии города, объединенная проба должна формироваться методом квартования не менее чем из 20— 25 индивидуальных проб.
Из сказанного выше следует, что действующая в настоящий момент нормативно-методическая база в области оценки уровней загрязнения и в области обращения с загрязненными фунтами требует пересмотра и доработки, в частности по следующим аспектам: усовершенствование методики отбора проб почв/грунтов для химического анализа; разработка новых критериев оценки зафязнения почв/фунтов ПАУ; расширение перечня нормируемых ПАУ; разработка рекомендаций по использованию загрязненных почв/фунтов; реабилитационные и защитные мероприятия in situ; утверждение перечня методик определения БП для оценки уровня зафязнения.
Рекомендации должны обязательно разрабатываться с учетом существующего и перспективного использования территории: отдельно для габаритов сфоящихся (реконструируемых) зданий, для участков прокладки (перекладки) инженерных коммуникаций, для участков проектируемого комплексного благоустройства и озеленения, для участков существующих озелененных и парковых территорий. В случае выявления чрезвычайно опасных и опасных категорий зафязнения почв и грунтов нормативные документы должны четко регламентировать в каких случаях и на каких территориях, с учетом каких параметров, при выполнении каких технических мероприятий возможна консервация загрязненного фунта.
В связи с этим необходима разработка регламентированного комплекса реабилитационных и защитных мероприятий in situ, обеспечивающих экологически безопасное и экономически оптимальное решение для каждой конкретной ситуации. Предлагаемые подходы должны быть ориентированы не на вывоз загрязненных грунтов, а на улучшение исходных свойств почв/фунтов путем био- и физико-химической ремедиации, на выполнение комплекса мер, уменьшающих миграцию за-
грязняющих веществ в сопредельные среды. С целью предотвращения возможного распыления загрязненных почв и фунтов, попадания их в организм человека проводится качественное задерне-ние поверхности (укладка рулонных газонов, двойной посев газонных фав после отсыпки сертифицированным плодородным грунтом слоем не менее
0.1.0,2 м) или запечатывание поверхности (укладка тротуарной плитки, асфальта и т. д.).
Также обязательно принятие распорядительных документов Правительства Москвы, которые гарантировали бы соблюдение всех фебований СанПиН и других нормативных документов при проведении инженерно-экологических изысканий для строительства, при выполнении земляных работ на объектах строительства и при дальнейшем обращении с экологически опасными почвами/фунтами.
Литература
1. БСТ-МВИ-03-03. Методика выполнения измерений массовой доли бенз(а)пирена в продовольственном сырье, пищевых продуктах и почве методом высокоэффективной жидкостной хроматографии. — М., 2003.
2. Галактионов А. /О., Когут Б. М., Кахнович 3. Н. Содержание полициклических ароматических углеводородов и тяжелых металлов в почвах парков г. Москвы. — М., 2003.
3. МУК 4.1.1274-03. Измерение массовой доли бенз(а)пиренав пробах почв, грунтов, донных отло-
жений и твердых отходов методом ВЭЖХ с использованием флуориметрического детектора. — М., 2003.
4. Перечень предельно допустимых концентраций (ПДК) и ориентировочно допустимых количеств (ОДК) химических веществ в почве. — М., 1993.
5. ПНД Ф 16.1:2:2.2.39-03. Методика выполнения измерений массовой доли бенз(а)пирена в пробах почв, грунтов, твердых отходов и донных отложений методом ВЭЖХ с использованием анализатора жидкости ФЛЮОРАТ-02 в качестве флуориметрического детектора. — М., 2003.
6. Edelgaard Irene, Во Larsen Poul, Ladefoged Ole, Jensen John. Human Bioaccessibility of Heavy Metals and PAH from Soil. — Danish Environmental Protection Agency (DEPA). - Copenhagen, 2003.
8. Verbruggen E. M. J., Posthumus R., van WezelA. P. Eco-toxicoiogical Serious Risk Concentration for Soil, Sediment and (Ground) Water: Updated Proposals for First Series of Compounds: RIVM (RIJKSINSTITUUT VOOR VOLKSGEZONDHEID EN MILIEU NATIONAL INSTITUTE OF PUBLIC HEALTH AND THE ENVIRONMENT) report 711701 020. -Bilthoven, 2001.
7. Lijzen J. P. A., Baars A. J., Otte P. F. et al. Technical Evaluation of the Intervention Values for Soil/Sediment and Groundwater: RIVM (RIJKSINSTITUUT VOOR VOLKSGEZONDHEID EN MILIEU NATIONAL INSTITUTE OF PUBLIC HEALTH AND THE ENVIRONMENT) report 711701 023. - Bilthoven, 2001.
Поступила 14.03.06
Гигиена труда
© И. Н. КИМ, Е. В. МЕГЕДА, 2007 УДК 613.62:617.71:681.31
И. Н. Ким, Е. В. Мегеда
О НЕГАТИВНОМ ВЛИЯНИИ ВИДЕОТЕРМИНАЛОВ НА ОРГАНЫ ЗРЕНИЯ
Дальневосточный государственный технический рыбохозяйствснный университет, Владивосток
Наблюдаемое в настоящее время бурное развитие информационных технологий и компьютеризация всех сфер человеческой деятельности определили широкое использование средств визуального отображения информации — дисплеев, или видеодисплейных терминалов (ВДТ), что поставило ряд новых проблем, связанных с оптимизацией зрительной деятельности при их использовании и сохранением работоспособности пользователей.
Мировая практика и отечественный опыт последних лет показали, что регулярная работа с ВДТ может оказывать и оказывает неблагоприятное влияние на состояние здоровья человека, и прежде всего на органы зрения [1—3, 5, 10, 11, 13—17]. Однако имеющаяся информация довольно обширна и разноречива, поскольку одни авторы, длительное время наблюдая за состоянием пользователей, не находят значительных функциональных изменений, а другие, наоборот, указывают на прямую зависимость состояния зрения от интенсивности зрительной работы, длительности работы с монитором и организации рабочего места [4, 6—9, 13, 14].
К зрительному утомлению относят целый комплекс симптомов, в том числе появление пелены
перед глазами, усталость и болезненность глаз, появление головных болей, нарушение сна, изменение психофизического состояния организма [1,5, 7, 8, 12, 17].
Факторы, вызывающие зрительное утомление, делятся на первичные и вторичные [11]. Первичные факторы включают особенности изображения, формируемого на экране дисплея: самосветимость, строчную структуру, мелькание, нечеткость границ и блескость. К вторичным относятся условия работы пользователя: интенсивность и распределение освещения в рабочем помещении, организация рабочего места, характер и длительность работы с ВДТ, а также состояние органа зрения и при необходимости выбор средств оптической коррекции.
При обследовании большого числа пользователей ВДТ были отмечены следующие симптомы: покраснение глаз (48,44%), зуд (41,16%), боли (9,17%), "мушки" перед глазами (36,11%), неприятные ощущения (5,6%), чувство тяжести (3,94%), общий дискомфорт (10,48%), головные боли (9,55%), слабость (3,23%), потемнение в глазах (2,59%), головокружение (2,22%), двоение (0,16%) [10, 11, 14]. При этом отмечались и объективные
