25 сентября 2016г.
Моделированию процессов рассеивания загрязнителей в атмосфере и созданию компьютерных программ для их расчета в настоящее время посвящено значительное число работ [6]. Современные программы способны рассчитать рассеяние загрязнителей и концентрации вредных веществ в точке наблюдения одновременно от множества типов источников, расположенных на территории предприятий. Эти источники могут иметь различную мощность, химический состав и режим работы. При расчете опасности загрязнения воздуха отдельными предприятиями часто возникает необходимость учета распределения взвешенных частиц по размерам. Цель данной работы – обсуждение проблем, возникающих при таком учете, и способе их решения. Работа опирается на расчеты, проводимые на наиболее известном семействе универсальных моделей рассеяния, разработанном EPA (США): ISC и AERMOD (вторая модель – новая версия первой). Эти модели применимы практически для всех задач расчета рассеяния (универсальны). Вышеуказанные расчетные модели были интегрированы в среду EHIPS (http://www.iki.rssi.ru/ehips/welcome.htm) [3], которая, в сущности, представляет собой вычислительную среду для работы с многомерными кубами данных (OLAP). С помощью EHIPS выполнялись также все вспомогательные расчеты: усреднение и агрегация результатов, построение таблиц, карт и графиков, вычисление относительных вкладов и т.д. Оценка вреда здоровью проводится с помощью расчетов канцерогенных и неканцерогенных рисков для здоровья [4,7]. Мерилом для оценки неканцерогенной опасности концентрации того или иного вещества в воздухе служит сравнение с референтной концентрацией (RFC). Максимальные разовые концентрации сравниваются с референтными концентрациями для острого воздействия RFCостр, а среднегодовые концентрации – с референтными концентрациями для хронического воздействия RFCхр. Отношение расчетной концентрации к референтной дает индекс неканцерогенного риска. Расчет индекса неканцерогенного риска проводится суммированием отношения концентрации к референтному уровню для всех загрязнителей, входящих в одну группу направленности действия. Раздельно рассматривались риски для органов дыхания, центральной нервной системы, половой системы, печени и других направленностей [1,2]. Уровень неприемлемого риска обычно принимется равным 1, если основной вклад в данный вид риска (т.е. острый или хронический, конкретной направленности) вносил один загрязнитель, и 3, если риск данного вида был связан с несколькими загрязнителями. Два других вида риска – канцерогенный и дополнительная смертность, связанная с влиянием взвешенных частиц – опираются не на референтные концентрации, а на другие показатели токсичности, такие как удельная доля дополнительной смертности. [5].
Программный комплекс EHIPS был применен к расчету санитарно-защитных зон и оценкам рисков для здоровья на территориях, примыкающих к предприятиям, более чем 100 предприятий различных типов:
· Нефтеперерабатывающие заводы (сокращенно НПЗ).
· Нефтебазы и нефтеналивные комплексы (сокращенно НБ).
· Газоконденсатные комбинаты и месторождения (сокращенно ГК).
· Цементные заводы (сокращенно ЦЗ).
· Мусоросжигательные заводы (сокращенно МСЗ).
· Полигоны по переработке и захоронению отходов ТБО (сокращенно ТБО).
· Открытые карьеры цементных заводов и горнообогатительных комбинатов (сокращенно ОК).
· ТЭЦ и ГРЭС (сокращенно ТЭЦ).
· Коксохимические предприятия (сокращенно КХ).
· Химические заводы (сокращенно ХимЗ).
· Машиностроительные и др. высокотехнологичные производства (сокращенно МашЗ).
· Металлургические предприятия (сокращенно МетЗ).
· Асфальтобетонные производства (сокращенно АБЗ).
· Портовые перегрузочные комплексы (ПК).
По мере необходимости привлекались также данные работ с другими типами предприятий (мебельные, фармацевтические, животноводческие и др.).
Для ряда предприятий основной тип выбросов имеет характер взвешенных частиц. Это ЦЗ, ОК, КХ, АБЗ и др. В менее доминирующей роли такие выбросы присутствуют и на других предприятиях, и могут вносить существенный вклад в риск. При расчете рассеяния необходимо учитывать распределение взвешенных частиц по размерам. Оно влияет на риск для здоровья по двум каналам:
· через зависящее от размера оседание частиц, от которого зависят приземные концентрации;
· через разную токсичность (разные референтные концентрации) частиц разного размера.
Рассмотрим эти каналы по отдельности.
Сначала рассмотрим зависимость эффекта оседания от метеоусловий, от размера частиц и от типа источника (холодный приземный или высокий горячий). В применяемых моделях этот эффект учитывается более тщательно, чем в принятой в РФ модели ОНД-86. В них загрязнитель, имеющий вид взвешенных частиц, рассчитывается как единое вещество, и расчетные концентрации относятся к сумме всех размерных фракций загрязнителя.
При размере частиц менее 5 мкм они распространяются практически так же, как газ. Поэтому в случаях, когда выброс состоит в основном из таких мелких частиц, нет необходимости специально учитывать оседание. При более крупных частицах для приземных источников влияние оседания на концентрации загрязнителя в приземном слое достаточно просто: этот слой обедняется за счет выпадения частиц загрязнителя на поверхность, так что концентрации снижаются. Этот эффект тем больше, чем больше средний размер частиц, и тем ближе к источнику происходит выпадение. В одном вычислительном эксперименте с фиксированным размером частиц 10 мкм в широком диапазоне расстояний от источника происходило падение концентраций примерно вдвое по сравнению со случаем без оседания.
Для высоких горячих источников поведение шлейфа при достаточно крупном размере частиц принципиально другое, чем для холодных приземных источников. В наиболее важном диапазоне расстояний от источника (1-5 км) возникает зона значительно повышенных концентраций по сравнению со случаем более мелких частиц или вообще отсутствием осаждения. Этот эффект связан с тем, что именно в этом диапазоне расстояний оседание частиц «смещает» вниз шлейф, так что он касается земли, а выпадение частиц на землю еще не успевает обеднить шлейф и снизить приземные концентрации. Особенно сильно выражен этот эффект для высоких категорий устойчивости атмосферы.
Следует учесть, что разные источники выброса пыли на одном предприятии обычно имеют довольно разный спектр частиц по размерам. Соответственно, у них разное поведение шлейфа. Можно приписывать всем таким источникам единый спектр размеров частиц, а можно учитывать специфический спектр каждого типа источников (там, где он известен). Разумеется, ввиду трудоемкости раздельного расчета групп источников по типу оседания, имеет смысл выделять для такого учета только те источники, которые вносят существенный вклад в концентрации в жилых районах.
Возможен учет влияния на оседание рельефа местности: если между источником и расчетной точкой имеется холм, на него оседает повышенная масса частиц пыли, по сравнению с плоской местностью.
Теперь рассмотрим зависимость токсичности загрязнителя от размера частиц. Общеприняты 3 вида размерных фракций, отличающихся токсичностью: вся совокупность частиц (TSP), частицы размером менее 10 мкм (PM10) и частицы размером менее 2.5 мкм (PM2.5). У них разные токсичности как применительно к острому и хроническому неканцерогенному риску, так и применительно к риску дополнительной смертности, обусловленной взвешенными частицами. В последнем случае, в сущности, вся токсичность создается фракцией PM2.5, а токсичности фракций PM10 и TSP рассчитываются на основе некоего типового содержания в них фракции PM2.5.
Строго говоря, следовало бы работать с этими фракциями как с 3 разными загрязнителями: разделить выброс каждого источника по фракциям и рассчитывать как рассеяние, так и риск для каждой фракции раздельно, ввиду их разной токсичности. Точнее говоря, разделение выброса возможно только по «непересекающимся» фракциям: менее 2.5, от 2.5 до 10 и более 10 мкм. Токсичности таких «непересекающихся» фракций могут быть рассчитаны на основе токсичностей TSP, PM10, PM2.5.
Однако такой подход в разы повышает трудоемкость расчетов. Поэтому возможен другой, упрощенный подход. Он состоит в следующем. Исходя из содержания различных фракций в совокупности частиц, рассчитывается токсичность последней. Далее производится расчет рассеяния совокупности частиц как единого загрязнителя с дифференциальным по размеру частиц оседанием. К полученным расчетным концентрациям применяется пересчитанная выше токсичность (референтная концентрация или удельная доля дополнительной смертности), и так рассчитывается риск.
Очевидно, что в таком подходе не учитывается изменение размерного состава совокупности частиц (а значит, и токсичности) по мере дифференцированного оседания. Поэтому такой подход можно рекомендовать, только если оседание меняет полную концентрацию частиц не более, чем примерно в 2 раза.
Можно считать, что там, где взвешенные частицы создают значительный уровень риска, необходимо применять один из указанных выше подходов, а не учитывать оседание путем введения фиксированного, не зависящего от размерного состава частиц, коэффициента изменения концентраций, как это обычно делается в отечественной практике.
Проблема этого подхода в том, где взять достаточно достоверные данные о распределении частиц по размерам хотя бы для основных источников предприятия. Для этого необходимо внедрять в практику прямое измерение этого распределения (это достаточно сделать один раз для каждого источника). В отсутствие таких данных можно пользоваться либо фрагментарными отечественными сводками (например, «Атласом промышленных пылей»), либо зарубежными аналогами.
*Работа поддержана государственным заданием Минобрнауки № 2014/601.
Список литературы
1.Авалиани С.Л., Балтер Б.М., Балтер Д.Б., Ревич Б.А., Стальная М. В., Фаминская М.В. Анализ риска для здоровья от загрязнения воздуха 15 нефтеперерабатывающими предприятиями. 1. Выбросы и риски. // Защита окружающей среды в нефтегазовом комплексе. 2015 – № 2. –С 36-46.
2.Авалиани С.Л., Балтер Б.М., Балтер Д.Б., Ревич Б.А., Стальная М. В., Фаминская М.В. Анализ риска для здоровья от загрязнения воздуха 15 нефтеперерабатывающими предприятиями. 2. Типы источников и пространственные факторы. // Защита окружающей среды в нефтегазовом комплексе. 2015 – № 3 – С.17-22.
3. Балтер Б.М., Стальная М.В. Система обработки информации оби окружающей среде и здоровье населения (EHIPS). М: ИКИ, – 2000.
4. Балтер Б.М., Фаминская М.В. Статистические методы оценки острого риска для здоровья, вызванного выбросами в атмосферу загрязняющих веществ. – Математические методы и приложения. Труды двадцать вторых математических чтений РГСУ. Ч.I – М. 2013. – С.5-16.
5. Быков А.А., Соленова Л.Г., Земляная Г.М., Фурман В.Д. Методические рекомендации по анализу и управлению риском воздействия на здоровье населения вредных факторов окружающей среды. М.: изд-во «АНКИЛ».–1999.–72с.
6. Самуйлов Е.В., Гаврилов Е.И., Корценштейн Н.М., Абышев Г.Н., Демин В.Ф. Модели и компьютерные программы для расчета процессов рассеивания вредных веществ в атмосфере и оценки рисков. – Теплоэнергетика № 6, 2007 – С. 12-17
7. Фаминская М.В. Учет временных неравномерностей выбросов и метеоусловий при моделировании рисков для здоровья от загрязнения воздуха с помощью метода Монте- Карло// Ученые записки РГСУ. –2013.–№ 5, – ч.I.– С.49-54.
