УДК 331.45
Анализ PMD для оценки вреда АПФД
Г.В.Федорович, д.ф.-м.н.,
Технический директор приборостроительной компании «НТМ-Защита» (ООО) г. Москва, Е-mail: fedorgv@gmail.com
Реферат
Фактором, определяющим вред аэрозолей преимущественно фиброгенного действия (АПФД), предполагается площадь поверхности депонированных в легких частиц пыли. Сравнение ее с площадью внутренней поверхности трахеобронхиального дерева (ТБД) дает количественный критерий допустимости пылевой нагрузки. Сам по себе факт депонирования АПФД в легких и определяющие это явление параметры установлены на основе ранее выполненных исследований количественных математических моделей процессов, происходящих с пылью в легких – оседание в ТБД и последующая мукоцилиарная эскалация. Для описания пыли, витающей в воздухе рабочей зоны, выбирается распределение вполне общего вида со свободными параметрами, допускающее подгонку к результатам натурных измерений. Предложена методика определения этих параметров по результатам рутинных измерений массовой концентрации взвешенных частиц. Современные приборы измеряют счетные и массовые концентрации, а также дисперсные характеристики взвешенной в воздухе пыли в диапазоне размеров от 0,1 мкм до 100 мкм. Контролируемые показатели АПФД позволяют достоверно определить степень вредного воздействия на здоровье.
Ключевые слова: легкие, аэрозоли, загрязнение воздуха, моделирование, осаждение частиц, мукоцилиарная очистка, накопление, воздействие на здоровье.
PM concentration analysis for hazard assessment
G.V.Fedorovitch, Ph.D., Technical director, NTM Ltd, Moscow.
Abstract:
We assume that the factor determining the harm of aerosols of predominantly fibrogenic action (APFA) is the surface area of dust particles deposited in the lungs. Comparing it with the area of the inner surface of the tracheobronchial tree (TBT) gives a quantitative criterion for the permissibility of dust exposure. The fact that APPA is deposited in the lungs and the parameters that determine this phenomenon are established in previously performed studies of quantitative mathematical models of processes occurring with dust in the lungs - sedimentation in TBT and subsequent mucociliary escalation. The fact of deposition of APFA in the lungs and the parameters that determine this phenomenon are established in earlier studies of quantitative mathematical models of processes occurring with dust in the lungs - sedimentation in TBT and subsequent mucociliary clearance. To describe the dust floating in the air of the working area, a distribution of a completely general form with free parameters is selected, which allows fitting to the results of field measurements. To describe the dust floating in the air of the working area, a distribution of a fairly general form with free parameters is selected, which allows adjustment to the results of field measurements. We choose a distribution of a fairly general form with free parameters to describe the dust floating in the air of the working area. We adjust this distribution to the results of field measurements. Modern instruments measure the calculated and mass concentrations, as well as the dispersed characteristics of airborne dust in a size range from 0.1 microns to 100 microns. Controlled indicators of APFA can reliably determine the degree of harmful effects on health.
Key words: lungs, aerosols, air pollution, modeling, sedimentation of particles, mucociliary clearance, accumulation, effects on health.
Введение
Гигиеническое нормирование пылевого воздействия в настоящее время опирается на результаты измерения массовых концентраций пыли. Накопленные данные о токсичности пыли дают основания требовать взвешенного учета различных характеристик такого воздействия:
- параметры пыли, определяющие физиологическую опасность воздействия на ткани легких,
- дисперсный состав, определяющий глубину проникновения частиц пыли в дыхательные пути,
- временной режим периодичности воздействия – длительность экспозиции, перемежающейся периодом отдыха.
Существует, основанное на результатах токсикологических исследований, мнение, что показателем воздействия частиц пыли на организм при их вдыхании является площадь их поверхности, а не общее число или линейные размеры [1], [2], [3]. Это предположение обеспечивает основу для более глубокого понимания связи между пылевым воздействием и его влиянием на здоровье и для разработки стандартов по описанию характеристик такого воздействия.
В.1. Понятия и определения.
В гигиене труда при исследовании эффектов пылевого воздействия используется два термина – пыль и аэрозоли. Последнее представляет собой более широкое понятие. Для того, чтобы избежать неоднозначностей, термины стоит уточнить. Несмотря на то, что аэрозоли широко распространены в природе и непрерывно образуются в результате человеческой деятельности, объектом пристального научного исследования они стали сравнительно недавно. Дымы и пыли в городах и промышленных центрах в некоторых случаях просто неприятны для обитателей, в других же представляют серьезную угрозу здоровью населения. Нужды промышленности, медицины (профилактики и терапии), сельского хозяйства и метеорологии настоятельно требовали изучения различных свойств аэродисперых систем. Возникла потребность в разработке специальных методов, необходимых для основательного научного исследования промышленных аэрозолей.
Далее термин «аэрозоль» употребляется лишь в применении к системам с достаточно мелкими частицами, обладающим поэтому некоторой степенью устойчивости, по крайней мере по отношению к седиментации. К этой категории принадлежат пыли с мелкими частицами, дымы и некоторые туманы. Аэрозоли можно дифференцировать отчасти по их природе, отчасти по способу образования дисперсной фазы.
Пыли состоят из твердых частиц, диспергированных в газообразной среде в результате механического измельчения твердых тел (как, например, пыль, образующаяся при дроблении и тонком измельчении горных пород и минералов, при бурении и взрывных работах) или под действием аэродинамических сил (например, воздушной струи) на порошкообразные материалы. В большинстве случаев пыли — весьма полидисперсные малоустойчивые системы; они содержат больше крупных частиц, чем дымы и туманы, хотя распределения частиц пыли по размеру нередко заходят и в субмикроскопическую область. Счетная концентрация (число частиц в 1 м3) в пыли обычно мала по сравнению с дымами и туманами.
К дымам обычно относят весьма широкую группу аэродисперсиых систем, состоящих из частиц с малой скоростью седиментации под действием силы тяжести. Определяющим для дымов является способ их образования. Можно ограничить их только аэрозолями, образующиеся при горении и деструктивной перегонке, однако в настоящее время термин «дым» включает многие другие аэродисперсные системы, которые нельзя отнести ни к пылям, ни к туманам, как, например, аэрозоли, образующиеся при возгонке и конденсации паров, а также в результате химических и фотохимических реакций. Например – при окислении паров металлов в сварочной электрической дуге. Важным критерием является размер частиц, поэтому даже аэрозоль, образующийся при распылении какого-нибудь раствора и высыхании капелек, следует назвать дымом, если образующиеся частицы достаточно малы. Вообще говоря, величина частиц в дымах лежит в пределах от 5 мкм до субмикроскопических размеров, т. е. менее 0,1 мкм.
Туман состоит из капель жидкости, образующихся при конденсации пара или распылении жидкости. При этом в каплях могут содержаться растворенные вещества или суспендированные твердые частицы. Туманы, в особенности природные, состоят из сравнительно крупных капель диаметром до 10 мкм и более, и счетная концентрация их обычно невелика. Характерным признаком, отличающим туманы от дымов, служит размер частиц.
Разделение аэрозолей на три больших класса – пыли, дымы и туманы – это попытка охватить все случаи, однако при более внимательном рассмотрении оказывается, что многие аэродисперсные системы можно с одинаковым правом отнести к двум классам, а некоторые системы не принадлежат ни к одному из этих классов. Несмотря на эти исключения, целесообразно сохранить указанную классификацию. Следует отметить, однако, что в области санитарно-гигиенических исследований вводится класс т.н. аэрозолей преимущественно фиброгенного действия (АПФД).
Чтобы без необходимости не множить сущности, стоит отождествить АПФД и пыль. Согласно Glossary of Atmospheric Chemistry Terms [4], пыль определяется как «Маленькие, сухие, твердые частицы, выбрасываемые в воздух природными силами, такими как ветер, вулканические извержения, а также в промышленности при механических или искусственных процессах, таких как дробление, измельчение, фрезерование, бурение, снос, копание, транспортировка, сортировка, укладка в мешки и подметание. Частицы пыли обычно находятся в диапазоне размеров от около 0,1 до 100 мкм в диаметре, в атмосфере они оседают медленно под воздействием силы тяжести».
Обычно пыль характеризуется одним параметром – диаметром частиц. Это, однако, явное упрощение, так как геометрический размер частицы не полностью определяет – как она ведет себя взвешенная в воздухе. Наиболее подходящая мера размера частиц в большинстве случаев – это аэродинамический диаметр частиц, который определяется как диаметр сферы из вещества плотностью 1 г/см3 с той же скоростью оседания в спокойном воздухе, что и рассматриваемая частица, независимо от ее формы, геометрического размера, и реальной плотности [5]. Аэродинамический диаметр тесно связан со способностью частицы проникать и осаждаться в разных местах дыхательных путей, а также с эффективностью захвата частиц в аэрозольных пробоотборниках и фильтрующих устройствах.
Принято считать (и это подтверждается теорией и практикой), что частицы с аэродинамическим диаметром более 50 мкм обычно очень недолго держатся в воздухе: они оседают со скоростью более 7 см / с. Однако, в зависимости от условий (конвективные движения воздуха), даже частицы с диаметром более 100 мкм могут достаточно долго оставаться во взвешенном состоянии. Кроме того, частицы пыли часто встречаются с размерами значительно меньше чем 1 мкм, и для них оседание под действием силы тяжести незначительно во всех практических важных ситуациях. Скорость оседания частицы с диаметром 1 мкм составляет около 0,03 мм / с, поэтому вовлечение ее в движение воздуха важнее, чем осаждение. Таким образом, для определенности, будем полагать, что АПФД представляют собой твердые частицы пыли размером от 0,1 мкм, до (по меньшей мере) 100 мкм, которые могут длительно находиться или переноситься в воздухе.
Для целей санитарно-гигиенического нормирования АПФД делится в зависимости от их происхождения, физических характеристик и условий окружающей среды. Различия в происхождении пыли приводит к различиям в свойствах, в частности – различиям в размерах пыли. Как правило, размеры пыли, характерной для промышленности (угольная пыль, пыль при строительстве и пр.), лежат в диапазонах заметно больших, чем для пыли естественного происхождения (морская соль, сажа и пр.). Основной причиной этого являются различия в расстояниях, на которые переносится пыль естественного и искусственного происхождения. Как правило, такие естественные источники пыли, как песчаные бури, извержения вулканов и подобные явления происходят вдали от мест, где необходимо контролировать пыль (города и поселения). За время переноса относительно быстрая седиментация крупной фракции пыли приводит к росту доли мелкой фракции в ней. На производстве наоборот: источники пыли находятся поблизости от рабочих мест, крупная фракция может оказаться превалирующей в воздухе рабочей зоны.
Сказанное не абсолютно, так как отличительное свойство аэрозольных систем – их неустойчивость. Происходящие в них изменения вызываются рядом причин. Частицы могут исчезать из аэрозоля благодаря седиментации или диффузии к стенкам сосуда, в котором они находятся, или благодаря испарению. Размер частиц может уменьшаться за счет сублимации, пока не будет достигнуто равновесие между ними и окружающей средой. Броуновское движение и столкновения между частицами, обусловленные различной скоростью седиментации, приводят к их слипанию с последующим ускорением выпадения из аэрозоля.
В одном из первых нормативных документов по защите от пыли [6] приведена классификация твердых порошкообразных материалов (аэрозолей, пыли). Они разделены на пять классификационных групп:
I – очень крупнодисперсная пыль (уголь);
II – крупнодисперсная пыль (напр., мелкий песок для строительных работ);
III – среднедисперсная пыль (напр., цемент)
IV – мелкодисперсная пыль (напр., взвешенная атмосферная пыль);
V – очень мелкодисперсная пыль.
Стоит отметить, что здесь также крупно- и среднедисперсная пыль (группы I – III) характерна для производства, а мелкодисперсная и мельче – для естественных условий.
В.2. Оценка масштабов величин.
Параметр, который определяет все остальное, это концентрация частиц пыли во вдыхаемом воздухе: количество частиц Nо в заданном объеме (счетная концентрация, обычно – в кубометре). Если обозначить диаметр частиц (принимаемый одинаковым при оценках) через Do, то суммарная площадь этих частиц So = Nо*π*Do2, а их масса PM = Nо*(πρ/6)*Do3. В последнем соотношении ρ – удельная плотность вещества частиц. Величина PM – массовая концентрация. Примем далее, при оценках, PM = 1 мг/м3 = 10-3 г/м3. Если принять ρ = 3 г/см3 и Do = 10 мкм = 10-3 см, то счетная концентрация частиц No ≈ 6,4*105 м-3, поверхность одной частицы S1 ≈3,14*10-6 см2 , а ее масса m0 ≈ 1,57*10-9 г . Суммарная площадь поверхности частиц So = No*S1 ≈ 2 см2/м3 .
Можно оценить дозу пылевого воздействия, определяя ее как суммарную поверхность частиц, оседающих в легких в процессе дыхания (см. выше). Следует учитывать, что легкие представляют собой чрезвычайно эффективный фильтр, поэтому можно полагать, что в них оседает практически вся пыль, содержащаяся во вдыхаемом (за определенный период, например – за сутки) воздухе.
Интенсивность легочного воздухообмена в покое оценивается величиной ≈ 0,5 л при каждом цикле вдох-выдох (при частоте ≈15 циклов в минуту). Это дает скорость воздухообмена Umin ≈ 0,5 м3/час = 12 м3/сутки. Соответственно, количество пыли во вдыхаемом воздухе No*Umin ≈ 7,7*106 частиц/сутки, а их суммарная площадь поверхности Sдеп ≈ No*S1*Umin ≈ 24 см2.
Представляет интерес сравнить это значение площади осевших частиц с физиологическими характеристиками легких, определяемыми спирометрическими методами [7]. Например – с площадью SТБД внутренней поверхности трахеобронхиального дерева (ТБД). Непосредственно эта величина не определяется при спирометрии легких, однако для оценок можно использовать величину объема воздухоносных путей ТБД (анатомически мертвое пространство). В норме он составляет ≈ 150 мл = 150 см3.
Масштабы размера L, площади поверхности S и объема V физиологической единицы ТБД можно связать соотношениями L ~ S1/2 ~ V1/3. Отсюда следует оценка SТБД ~ 30 см2.
Эта величина сопоставима с оценкой суммарной поверхности Sдеп оседающих в легких частиц пыли. Следует иметь в виду, однако, что оценка Sдеп получена выше для скорости воздухообмена в покое. При выполнении тяжелой физической работы интенсивность воздухообмена может возрасти на порядок до Umax ≈ 20 м3/час. При этом Sдеп станет больше, чем SТБД .
Близость величин Sдеп и SТБД означает почти полное покрытие стенок ТБД осевшей пылью. Это меняет все: газодинамику потоков воздуха, элластичность легочной ткани, биомеханику очистки легких. Именно поэтому величина SТБД выступает как удобный масштаб эффектов пылевого воздействия для обоснования норм запыленности воздуха.
Приведенные оценки приблизительны, однако они демонстрируют целесообразность детального изучения распределения площади поверхности оседающей пыли по генерациям ТБД с учетом скорости последующей мукоцилиарной очистки легких. Одновременно следует иметь в виду включение в рассмотрение производственных условий (учет тяжести труда, определяющего интенсивность легочного воздухообмена) и индивидуальных особенностей работника (результатов медицинских/спирометрических обследований).
§ 1. Аэрозоли в воздухе.
Для перехода к нормированию пылевого воздействия необходимо описание аэрозоля с широкими возможностями подгонки под наблюдения. В качестве такого описания можно использовать логнормальное распределение (ЛНР) частиц пыли по размерам. Оно характерно для пыли, образующейся в результате многократного дробления твердых тел. Впервые, на основании вполне общих соображений, это распределение вывел А.Н.Колмогоров в работе [8]. Исследование А.Н. Колмогорова послужило определенным эталоном для последующих работ в этом направлении. В [9÷12] в рамках вероятностной модели с использованием центральной предельной теоремы показано, что функция распределения дробящихся частиц асимптотически приближается (формирует) к ЛНР. В дальнейшем под эти общие результаты была предложена простая динамическая модель в виде цепи Маркова, описывающая изменение функции распределения числа частиц по размерам [13]. Позже аналогичные результаты (с использованием аппарата цепей Маркова) были получены во многих работах (см., напр., обзор [14]). Результирующие вероятностные модели с небольшим набором экспериментально определяемых физических параметров непротиворечиво описывают процессы дробления.
1.1. Реальные распределения пыли.
Как правило, однако, приходится иметь дело со смесями аэрозолей от различных источников. Даже если каждый компонент смеси распределен по ЛНР закону, результирующее распределение полимодально, соответствует широкому диапазону размеров и форм частиц аэрозоля [15]. Для описания спектра атмосферного аэрозоля обычно используются три вида аппроксимации: логарифмически-нормальное распределение, гамма-распределение и степенное распределение. Степенное распределение (распределение Юнга, иногда также говорят о законе Зипфа или распределении Парето) из-за своей универсальности часто используется для описания плотности счетного распределения аэрозолей в ограниченном диапазоне размеров частиц. Оно имеет вид:
dN/dD = Q*(Do/D)Kc (1.1)
где Q– эмпирическая константа, определяющая концентрацию аэрозолей, Do – масштаб размеров, а Кc - показатель степени, зависящий от природы аэрозолей. Постоянное значение Кc пригодно для описания спектра частиц при 0,1 мкм < D < 10 мкм. В других диапазонах размеров следует использовать другие значения показателя степени [16].
Из соотношения (1.1) следует формула для плотности массового распределения
dM/dD = (πρD3/6)*dN/dD = Q*(πρD03/6)*(D0/D)Kc-3 (1.2)
Для гигиенических оценок далее потребуется плотность распределения по площади поверхности частиц
dS/dD = πD2 dN/dD = Q*(πD02)*(D0/D)Kc-2 (1.3)
Результаты реальных измерений часто выражаются в форме интегральных распределений. Так как частицы различных размеров различаются по степени воздействия на организм, не все они важны с гигиенической точки зрения. В основном, представляют интерес частицы с диаметром от Dmin ≈ 0,1 мкм до Dmax ≈ 10 мкм (см. ниже §2). Полное количество N0 таких частиц определяется интегрированием выражения (1.1):
N0 ≈ Q*D0 *[(Dmax/D0)1-Kc - (Dmin/D0)1-Kc] /(1-Kc) (1.4)
Другой важной характеристикой запыленности воздуха является величина PMD –масса частиц (в единичном объеме) с диаметром D меньше заданного. После интегрирования (1.2) до заданного диаметра D получим
PMD = Q*D0 * mo*(D/D0)Km / Km (1.5)
Здесь mo = πρD03/6 – масса одной частицы (см. выше п. В.2), а показатель распределения массовой концентрации Кm = 4 - Kc. Если (как выше) ρ=3 г/см3 = 3*10-9 мг/мкм3 и D0 = 10 мкм, то mo = 1,57 * 10-9 г = 1,57 * 10-6 мг , то характерные значения для D = 10 мкм (см. ниже §4) PMD ≈ 0,05 мг/м3. Из (1.4-1.5) следует Q ≈ 3,2*103 мкм-1*м-3 и No ≈ 1,9*105 м-3 .
1.2. Натурные данные.
Выполнено много работ, в которых исследовался фракционный состав пылевых выбросов промышленных предприятий. Как правило они проводились для разработки, подбора и установки пылегазоочистного оборудования.
1.2.1. Например, большой массив результатов инструментальных исследований дисперсного и компонентного состава твердой составляющей пылегазовых выбросов промышленных стационарных источников предприятий машиностроительного и металлургического профилей приведен в работе [17]. Значительный интерес представляет и компонентный состав пыли, особенно для производств, где обращаются высоко и чрезвычайно опасные химические вещества, например, тяжелые металлы.
В работе [17] установлено, что основными химическими компонентами пылей являются железо, кремний, алюминий и их оксиды, однако в ряде пылей до 25% по массе составляют марганец, хром, ванадий и другие токсичные металлы. Учет дисперсного состава пылей при оценке загрязнения позволяет более точно устанавливать зону влияния источников, корректно оценивать экспозицию населения с учетом гигиенических критериев.
На машиностроительных предприятиях основными источниками пылеобразования и пылевыделения являются литейные цеха (вагранки, электродуговые и индукционные печи, участки складирования и переработки шихты и формовочных материалов, выбивки и очистки литья), кузнечно-прессовые и прокатные (процессы нагрева и обработки металла), термические (нагревательные печи, дробеструйные и дробометные камеры), гальванические цеха (подготовительные операции, в основном механическая очистка), цеха механической обработки материалов (механическая обработка металлов, древесины, стеклопластиков, графита и др. на станках), участки сварки и резки металлов.
В работе [17] исследованы данные о дисперсном составе пыли. Пример гистограммы, отображающей дисперсный состав производственной пыли – на рис. 1.1.
Рис. 1.1. Гистограмма дисперсного состава пыли, выделяемой при работе газовой вагранки.
Этот результат демонстрирует вполне общие свойства производственной пыли: логнормальное распределение (ЛНР) по диаметрам частиц (см. выше) и наличие нескольких (в данном случае – двух) видов пыли, по-видимому от двух источников. Видно, что максимумы распределений лежат в области диаметров D 10 мкм, а в диапазоне D < 10 мкм распределение концентрации пыли монотонно растет с диаметром. Кривая на этом рисунке представляет интегральное ЛНР – долю частиц с диаметром меньше заданного. Характер зависимости меняется с растущего ускоренно на начальном участке до максимума ЛНР на замедленный рост в конечном диапазоне диаметров.
Параметры дисперсного состава пыли, образующейся на металлургических производствах получены для каждого (из более двух десятков) источника пыли при конкретных технологических операциях – от «Загрузка колошниковой шихты» до «Обработка (штамповка, рубка, сверление и пр.) стали». Определено, что для пыли металлургического предприятия медианные размеры частиц составляли от 1,0 (операция «Загрузка шлака») до 200 мкм (операция «Спекание агломерата»). Доля мелкодисперсных частиц колебалась в диапазоне от 10 до 84% в зависимости от технологической операции и применяемого сырья. В составе пыли идентифицированы частицы наноразмерного диапазона. Последнее крайне важно в плане гигиенических последствий загрязнения наночастицами как атмосферного воздуха, так и производственной среды.
1.2.2. Результаты аналогичного исследования, выполненного на предприятиях строительной отрасли, приведены в работе [18]. Авторы провели измерения и анализ дисперсного состава пыли в воздухе рабочей зоны целого ряда производств: асфальтобетонного, техуглерода, железобетонных изделий и др. Образцы отбирались на различных производствах и в разных местах одного и того же производства, на различных расстояниях от источников пыли. Для описания распределения пыли по размерам использовался степенной закон вида (1.1).
В этой работе приведен пример измерения масштабов Do для пыли, отобранной в воздухе нескольких рабочих зон в разных местах бетоносмесительного цеха. Значения Do изменяются от 68 мкм до 4 мкм, при этом доля частиц с диаметром меньше Do менялась от 44% до 5% . Авторы выявили автомодельность интегрального распределения массы частиц PMD по диаметрам в различных точках рабочей зоны. Оказалось, что на начальном участке (до максимума ЛНР, см. выше Рис.1.1) логарифм распределения пропорционален логарифму диаметра, причем все прямые сливаются, если диаметры D масштабировать величиной среднего значения Do (в работе [18] эта точка названа «узловой»). Это автомодельное поведение интегральных функций распределения (1.1) представлено графически (рис.7 в [18]). При D1 = 2 мкм PMD ≈ 0,1 % , при D2 = 15 мкм PMD ≈ 60 % . Используя представление(1.5)можно оценить показатель степени
Km = Ln[PM(D1)/PM(D2)] / Ln[D1/D2] ≈ 3,17 (1.6)
Интегральная функция распределения PMD очень быстро растет с ростом диаметра D частиц. Плотность распределения – степенная функция с показателем степени Km - 1 ≈ 2,17 также растет с ростом диаметра. В отличие от распределения масс, плотность распределения счетной концентрации частиц (1.1) убывает с ростом диаметра как D-0,825.
1.2.3. Параметры запыленности воздуха в непроизводственных помещениях без источников пыли (университетские аудитории) исследовались в работе [19]. Пыль попадает в помещение с улицы через вентиляцию. В основном в помещение попадает мелкодисперсная пыль. Для определения фракционного состава пыли воздуха использовали оптический анализатор пыли GRIMM Aerosol Spectrometer. Прибор анализирует результаты регистрации рассеянного частицами пыли лазерного излучения (по 31 фракциям). Данные в Табл.1.1.
Таблица 1.1.
Массовая концентрация (фракции PM2,5 и PM10)
и показатели распределения пыли в аудиториях.
|
PM2,5 |
PM10 |
Km |
Kc |
|
6,29 |
18,03 |
0,76 |
3,2 |
|
9,89 |
33,96 |
0,89 |
3,1 |
|
10,18 |
31,93 |
0,82 |
3,2 |
Результаты измерений PMD дают возможность оценить показатели степени для распределений вида (1.1). Km определяется по формуле (1.6), а Кс = 4 – Km.
Видно, что пыль в непроизводственных помещениях отличается от пыли рабочих зон производственных помещений, измеренной, например, в [18]. Меньшая величина показателя Km свидетельствует о мелкодисперсности уличной пыли (именно она попадает в аудитории через вентиляцию) по сравнению с пылью в производственных помещениях.
§ 2. Аэрозоли в легких.
Опасность пылевого воздействия определяется балансом между двумя противоположными процессами – осаждением аэрозольных частиц в легких и очисткой легких от осевших частиц. Реально это две части одной проблемы. Именно так они рассмотрены в работе [20]. Была решена последовательность задач по осаждению вдыхаемых частиц на стенках бронхов и по очистке легких от осевших частиц. Это было сделано в рамках единого подхода к аэрозолям в воздухе и легких. По отдельности эти проблемы были решены ранее, и решения были опубликованы [21], [22]. Публикация этих, достаточно полных, материалов позволяет ниже ограничиться кратким описанием результатов, требующихся для последующего определения гигиенически значимых характеристик пылевых нагрузок.
2.1. Модель ТБД.
Впервые анализ морфометрической модели был проведен Э.Вейбелем [23], который строил симметричные деревья воздушных каналов заданных диаметров и длин по образцу человеческих легких. В дальнейшем были построены более реалистические - асимметричные - модели, например – модель K.Хорсфильда [24]. В этих моделях распределение длин и диаметров воздушных каналов также задается подобным реальным распределениям в легких, а степень асимметрии задается специально введенным индексом рекурсии. В последующих работах техника моделирования усложнялась, были построены 3D модели [25], в которых используется стохастический алгоритм ветвления воздушных каналов, при этом, как размеры (диаметр и длина) каналов, так и места ветвления задаются случайным образом. Таким образом, авторы работ добиваются не только приближения характеристик биомеханических функций моделей к свойствам реальных легких, но и подобия изображений моделей и легких [26].
В настоящее время при численных расчетах воздушных потоков используются различные модели с разной степенью подробности отражающих различные стороны функционирования легких, причем не только человека, но и животных, использующихся в качестве подопытных (крыс, собак, овец и т.п.). Понятно, что чем сложнее модель, тем менее ясны зависимости в ней и эффекты внешних воздействий. Реально существует возможность выбора между сложными реалистическими моделями и простыми, до конца просчитываемыми и анализируемыми моделями. Все определяется целью, с которой используется та или иная модель. Важно иметь в виду основной вопрос: что нового модель вносит в наши представления о легких? Как правило (см. напр. [27]), для доведения сколько-нибудь общего анализа до конкретного результата аналитические модели в ходе исследования упрощаются до «классической» модели Э.Вейбеля. В любом случае, на начальных этапах работы, когда надо выявить основные механизмы исследуемых явлений и возможные влияния изменений исходных параметров на конечные результаты, целесообразны простые модели.
Морфометрическая модель Э.Вейбеля является результатом детерминированного симметричного дихотомического ветвления воздушных каналов с пропорциональным уменьшением их размеров, т.е. с сохранением подобия ветвей. Это определяет количество N ветвей i-той генерации формулой
N(i) = 2i (2.1)
Закон изменения геометрических характеристик с изменением номера i генерации подбирается так, чтобы результаты соответствовали современным данным по размерам каналов и скоростям движения воздуха в них. Например, диаметр d воздушных каналов меняется с номером i генерации (во всяком случае для i < 14) по закону
d(i) = d(0)*2-i/3 (2.2)
Диаметр d(0) начальной генерации задается равным 1,44 см. Длина l(i) каналов предполагается втрое большей, чем диаметр для всех генераций. Соответственно, l(0) = 4,32 см. Эти размеры не совпадают с размерами трахеи, которую принято считать нулевой генерацией ТБД, однако такое задание начальных размеров дает верное описание ветвей дистальных отделов ТБД, что важно для последующего. Параметры ветвей ТБД приведены в Табл.2.1.
Таблица 2.1.
Количество N(i), диаметр d(i) и площадь внутренней поверхности SТБД(i)
i-той генерации ТБД в модели Э.Вейбеля.
|
i |
0 |
3 |
6 |
9 |
12 |
15 |
18 |
|
N(i) |
1 |
8 |
64 |
512 |
4096 |
32768 |
262144 |
|
d(i), см |
1,44 |
0,72 |
0,36 |
0,18 |
0,09 |
0,05 |
0,02 |
|
SТБД(i), см2 |
19,5 |
39,0 |
78,0 |
156,0 |
311,9 |
623,8 |
1247,5 |
Как указано выше (см. п.В.2) величина SТБД(i) выступает как удобный масштаб эффектов пылевого воздействия для обоснования норм запыленности воздуха. Именно с ней необходимо сравнивать площадь поверхности аэрозольных частиц, депонированных в i-той генерации.
Обращает на себя внимание существенное превышение рассчитанной площади SТБД (i) над размерностной оценкой SТБД ~ 30 см2, полученной выше (см. п.В.2). Это обусловлено фрактальной структурой ТБД, размерность которого определяется сложнее, чем размерность простых геометрических объектов [28].
2.2. Осаждение аэрозолей в легких.
Характер взаимодействие аэрозольных частиц с потоком воздуха определяется числом Стокса (Stokes number)
Stk = (1/18)*(ρp/ρa)*(D²/ν)*(v/d) (2.3)
где ρp и ρa – плотности вещества пыли и воздуха соответственно, ν- кинематическая вязкость, D – диаметр частиц, d – диаметр воздушного канала, v – скорость воздуха в нем. Число Стокса определяет - насколько связаны движения частицы и воздушного потока. Если Stk > 1, связь мала и частица движется почти независимо, при повороте потока (в местах ветвления ТБД) она может выйти из потока и осесть на стенку воздушного канала. Если Stk < 1, связь сильна и частица несвободна, она движется вместе с потоком.
В принятой модели ТБД число Стокса не зависит от номера i генерации, однако сильно меняется с диаметром частицы. В Табл. 2.2. приведены числа Стокса для частиц различных диаметров
Таблица 2.2.
|
D [мкм] |
1 |
2 |
4 |
6 |
10 |
|
Stk |
0,00149 |
0,00597 |
0,02387 |
0,0537 |
0,14918 |
Видно, что малые частицы (с диаметром до 10 мкм) сильно связаны с течением воздуха. Это свидетельствует о неэффективности механизма осаждения частиц пыли на стенках ТБД за время вдоха. Вблизи стенок скорость течения обращается в ноль и вовлеченные в поток частицы пыли не в состоянии достичь стенки. Более того, для многих течений (напр., для течения Пуайзеля) нормальная к стенке скорость равна нулю по всему сечению потока. Иными словами, непосредственный вынос частиц на стенки воздушных каналов в легких не обеспечивает эффективную очистку вдыхаемого воздуха от аэрозолей. Это обстоятельство известно, отсюда многочисленные модели осаждения за счет гравитации, электростатических эффектов, броуновского движения (диффузии) частиц и пр. (см. напр., обзор в [20]).
В работах [20], [21] показано, однако, что инерционное осаждение частиц пыли может оказаться наиболее эффективным методом очистки воздуха в каналах ТБД, если рассматривать этот процесс для нескольких циклов «вдох-выдох». Определяющим здесь является эффект центробежного выноса аэрозолей на периферию закрученного потока воздуха в дыхательных путях. Закручивание потока имеет место в легких в точках деления ветвей ТБД. Во вторичных потоках появляются одиночные или двойные вихри. Последние известны как поток Дина [29]. Численные исследования течений (см. напр. [30] ÷ [32]) подтверждают это заключение.
В результате центробежного выноса аэрозолей на периферию закрученного потока воздуха частицы в пристеночном пограничном слое движутся медленнее основного потока. Во время вдоха они могут не доходить до конца канала. Во время выдоха они возвращаются ко входу. При движении в обеих направлениях в закрученном потоке центробежная сила смещает частицы к стенке, так что их осевая скорость все время уменьшается. Когда этот эффект становится значительным, за время цикла «вдох – выдох» частицы не успевают пройти весь воздушный канал. В следующем цикле дыхания частицы будут вынесены еще ближе к стенке, их продольная скорость станет еще меньше и частицы останутся в захватившем их канале сколь угодно долго, пока не произойдет их осаждение за счет механизма, возможно недостаточно эффективного для осаждения за один проход. После нескольких циклов «вдох-выдох» частица оседает на стенку.
Описанный механизм наиболее эффективен среди других (гравитационное осаждение, диффузия частиц и пр.) даже для небольших аэрозольных частиц. В результате действия этого механизма осаждения частицы с диаметром 4 мкм и более практически достоверно захватываются до респираторного отдела. Частицы больших диаметров (>10 мкм) захватываются в проксимальных отделах ТБД – трахее, зональных внелегочных бронхах, внутрилегочных субсегментарных бронхах. Но, этот же механизм (осаждение за несколько циклов «вдох-выдох») эффективен и для частиц с диаметром 1-2 мкм. Только частицы с размером менее 1 мкм могут проникать в респираторные (альвеолярные) отделы легких, но и для них коэффициент очистки составляет порядок и более. Это определяет высокую эффективность инерционного осаждения частиц как механизма фильтрации воздуха в легких от пыли.
2.3. Мукоцилиарная очистка легких.
Дыхательная система человека — не просто фильтр для вдыхаемого воздуха, это самоочищающийся фильтр. Для выведения осевшей пыли существует специальный механизм мукоцилиарной очистки («мукоцилиарное выведение», «мукоцилиарная эскалация»). Он сводится к движению (вместе с захваченными частицами) слоя трахеобронхиального секрета (слизи), выстилающего стенки дыхательных путей, по направлению к трахее. Проксимальная мукоцилиарная эскалация в дыхательных путях начинается в терминальных бронхиолах и доходит до гортани.
Мерцательный эпителий выстилает полость носа, трахеи и бронхов. Он представляет собой слой клеток, снабженных ворсинками длиной 35—40 мкм, которые совершают непрерывные колебательные движения с частотой примерно два колебания в секунду. В результате происходит перемещение вязкого текучего слоя слизи вместе с осевшими пылинками со скоростью 0,4— 0,6 см/мин, т. е. от входа в нос до зева пылинки могут продвинуться за 15 минут. Из глотки пыль вместе со слизью попадает в желудочно-кишечный тракт. Чем. меньше размеры частиц и выше скорость воздуха (чаще дыхание), тем с большей вероятностью аэрозольные частицы попадут в легкие и осядут в них.
Процесс очистки легких описывается потоком пыли j(x,t), выносимой из ТБД при мукоцилиарной эскалации. Для него уравнение непрерывности представляет собой линейное уравнение с заданной правой частью - плотностью осаждения (в единицу времени) пылевых частиц на внутреннюю поверхность ТБД. Эта функция непосредственно связана с найденной в [21] вероятностью осаждения Pi(D) частиц в генерациях ТБД.
Решение задачи о динамике мукоцилиарной очистки легких записывается в квадратурах, это позволяет провести оценки параметров эскалации в ряде практически важных случаев.
2.4. Кратковременная ингаляция аэрозолей.
Представляет интерес случай, когда аэрозоли ингалируются в течение нескольких вдохов. Выводятся они гораздо дольше – в течение часов, в зависимости от глубины их захвата в генерациях ТБД, т.е. в конечном счете – в зависимости от диаметра ингалированых частиц. Расчеты потока выходящих частиц опираются на модели легких, процессов осаждения частиц и мукоцилиарной очистки. В определенном смысле результаты этих расчетов можно рассматривать как комплексный критерий адекватности всех этих моделей. В этом отношении представляет интерес их сравнение с данными натурных наблюдений выхода из легких ингалированных аэрозолей заданного диаметра. Такие работы проводились многими исследователями (см. напр. обзоры [33], [34]). Результатом является зависимость удержания частиц от времени. Термином «удержание» обозначается разница между количеством осевших и выведенных частиц. Этот результат определяется как распределением осевших частиц по генерациям ТБД, так и скоростью мукоцилиарной очистки различных отделов легких.
Рассмотрим, например, данные работы [35], в которой для измерения удержания in vivo использовались γ-меченые частицы окиси железа (γ-tagged ferric oxide microspheres). Наблюдаемые доли частиц, остающихся в легких до определенного времени после кратковременной ингаляции, приведены на Рис. 2.1 (метки различной геометрии). Результаты расчетов удержания частиц различных диаметров D приведены на графике Рис. 2.1 линиями.
Видно, что расчеты верно передают общие тенденции временной зависимости доли остающихся частиц различных диаметров: чем меньше диаметр, тем дольше частицы остаются в легких.
Рисунок 2.1. Доли γ-меченных частиц, остающиеся в легких после минутного вдыхания аэрозоля [35].
Тем не менее, тесного количественного совпадения результатов модельных расчетов и эксперимента нет. Например, частицы с диаметром 6 мкм реально выходят примерно вдвое быстрее, чем следует из расчетов. Скорее всего, различия обусловлены неточностью модели легких. Кроме того, расчеты проводились для частиц с плотностью ρ = 3 г/см3 , а реально использовавшиеся частицы (окись железа, ferric oxide) почти вдвое плотнее. Это обстоятельство можно учесть, пересчитывая диаметры частиц. Как указывалось выше (см. § 2), поведение частиц пыли в воздушных потоках в основном определяется числом Стокса, в которое плотность частиц ρ и их диаметр d входят в комбинации ρ*d2. Эффект увеличения плотности вдвое может быть скомпенсирован уменьшением диаметра в полтора раза. Таким образом, расчетные кривые для d = 10 мкм должны соответствовать экспериментам с d ≈ 6 мкм. Учет этого обстоятельства улучшает согласие теории с экспериментом.
Вывод, который можно сделать по результатам сопоставления расчетов с данными наблюдений, сводится к заключению об адекватности предложенных моделей процессов осаждения частиц аэрозолей на стенки ТБД с последующей мукоцилиарной очисткой легких от осевших частиц.
2.5. Депонирование производственной пыли.
Практически интересен случай периодического длительного (многочасового) вдыхания запыленного воздуха, перемежающегося интервалами вдыхания чистого воздуха. Такая ситуация наблюдается для производственно обусловленного пылевого воздействия, длящегося в течение рабочей смены (8 часов) и прекращающегося во время отдыха (16 часов). То обстоятельство, что время очистки легких может превосходить длительность перерыва между рабочими сменами, приводит к депонированию (накоплению) частиц в легких. Решение задач об осаждении частиц аэрозолей на стенки ТБД и о последующей мукоцилиарной очистки легких от осевших частиц позволяет найти среднее число частиц <N>, депонированных в легких, при периодическом производственно обусловленном пылевом воздействии. Это число определяется счетной концентрацией No аэрозолей во вдыхаемом воздухе (см. выше п.В.2) и параметрами дыхания: интенсивностью легочного воздухообмена U (см. там же) и средней величиной длительности пылевого воздействия <H>. Для производственных условий <H> = 8/(8+16) = 1/3. Результат имеет вид
<N> = No*U*<H>*<ϑ> (2.4)
В этой формуле появляется новый параметр <ϑ> - среднее время мукоцилиарной эскалации частиц диаметра D из тех отделов ТБД, где они оседают в процессе очистки вдыхаемого воздуха (см. выше п.2.3). Соотношение (2.4) достаточно наглядно интерпретируется: среднее количество пылевых частиц, депонированных в легких, равно их числу в объеме воздуха, соответствующем легочному воздухообмену за среднее время выхода <ϑ>. Несмотря на свою наглядность и как бы самоочевидность, строго соотношение (2.4) получено в результате комплексного анализа моделей легких, процессов осаждения частиц и мукоцилиарной очистки.
Если через ϑi обозначить время эскалации частиц из i-той генерации ТБД, то
< ϑ > = Σ Pi(D)*ϑi (2.5)
Здесь, как и в [20], через Pi(D) обозначена вероятность захвата частиц заданного диаметра D в i-той ветви ТБД. Среднее время выхода для частиц различных диаметров определяется как процессами осаждения аэрозолей в процессе очистки вдыхаемого воздуха, так и процессами мукоцилиарной очистки легких от осевших частиц. Это время приведено в Табл.2.3.
Таблица 2.3.
|
D,мкм |
1 |
2 |
4 |
6 |
10 |
20 |
|
<ϑ>, час |
27,7 |
23,7 |
12,3 |
7,4 |
3,6 |
1,1 |
Сами по себе значения среднего времени выхода вполне согласуются с результатами по временной зависимости выходного потока для различных режимов ингаляции, (см. выше п.2.4).
Таким образом, можно сделать следующий вывод: при нормировании пылевой нагрузки и планировании мероприятий по «защите временем» работника, необходимо учитывать не только массу пыли во вдыхаемом воздухе, но и структуру цикла – время работы с вдыханием запыленного воздуха и длительность перерыва между рабочими сменами. Последний должен быть достаточным для вывода осевших пылевых частиц из самых глубоких (в зависимости от диаметра частиц) областей ТБД.
§ 3. Дозовые характеристики оседания аэрозолей в легких
Определение в [20] распределения Pi(D) частиц определенного диаметра D по различным (i-тым) генерациям ТБД дает возможность оценить среднее количество и поверхность частиц с диаметром D, удерживаемых в i-той генерации ТБД. Произведение распределения Pi(D) на распределение по диаметрам dN/dD счетной концентрации частиц во вдыхаемом воздухе дает плотность (на единичный диапазон диаметров) вероятности оседания частиц в i-той генерации ТБД. Домножив вероятность на количество частиц No*U*<H>*<ϑ>, попавших в легкие за время (эффективное) пылевого воздействия <H>*<ϑ>, получим (после интегрирования по диаметрам) среднее количество частиц, депонированных в i-той генерации ТБД:
nдеп(i) = U *<H>*ʃ<ϑ>*Pi(D)*(dN/dD)*dD (3.1)
Аналогично определяется средняя площадь поверхности частиц, депонированных в i-той генерации ТБД:
Sдеп(i) = U*<H>*ʃ(dN/dD)*<ϑ>*π*D2*Pi(D)*dD (3.2)
В этих соотношениях U – это скорость воздухообмена в легких (см. п. В.2). Обычно человек дышит со скоростью Umin ≈ 0,5 м3/час. При интенсификации дыхания (например, при выполнении тяжелой физической работы) скорость U может увеличиться более чем в 10 раз, до Umax ≈ 20 м3/час.
Используя распределение dN/dD частиц пыли (см. п.1.1), данные [20] по вероятностям оседания Pi(D) и по времени <ϑ> очистки легких (см. п. 2.5 табл.2.3), можно оценить характерные значения площади поверхности Sдеп(i) частиц пыли, депонированной в ветвях ТБД. Для тех параметров пыли, которые были приняты для оценок в п. В.2 и Kc = 3,2 (см. п. 1.2.3), рассчитанная по (3.2) поверхность депонированных частиц приведена в Табл. 3.1.
Таблица 3.1.
Площадь (см2) депонированных в i-той генерации частиц
в сравнении с площадью ее внутренней поверхности
|
i |
0 |
3 |
6 |
9 |
12 |
15 |
18 |
|
SДЕП(i) |
0,029 |
0,058 |
0,113 |
0,214 |
0,347 |
0,436 |
0,306 |
|
SТБД(i) |
19,5 |
39,1 |
78,2 |
156,3 |
312,7 |
625,4 |
1250,8 |
|
SДЕП/SТБД |
0,0015 |
0,0015 |
0,0014 |
0,0014 |
0,0011 |
0,0007 |
0,0002 |
В последней строке таблицы приведено отношение площадей. Напомним, что оценки проводились в предположении о массовой концентрации пыли в воздухе PM = 1 мг/м3, и о спокойном дыхании со скоростью U ≈ 0,5 м3/час.
Видно, что почти по всем генерациям ТБД площадь поверхности депонированной пыли примерно на три порядка меньше чем площадь соответствующей генерации. Можно считать, что в непроизводственных помещениях запыленность воздуха с массовой концентрацией пыли PM = 1 мг/м3 неопасна. Однако, если работник выполняет тяжелую работу с Umax ≈ 10 м3/час, поверхность депонированной пыли меньше чем поверхность соответствующей генерации только в 50 раз. Если массовая концентрация пыли увеличивается до PM = 10 мг/м3, то площади становятся сопоставимыми. В этих отделах ТБД внутренняя поверхность бронхов в значительной части покрыта слоем осевшей пыли, что меняет воздушные потоки в них (за счет изменения граничных условий) и нарушает мукоцилиарную очистку легких от осевших частиц. Это дает основания считать опасным такой уровень запыленности воздуха на таких рабочих местах.
§ 4. Методика анализа результатов измерения пылевых нагрузок.
Проведенное рассмотрение основ нормирования опасности пылевого воздействия выявило те параметры распределения dN/dD вида (1.1), которые необходимо измерять для оценки соответствия уровней запыленности воздуха гигиеническим требованиям. Оценка действующего фактора – средней площади (3.2) поверхности частиц, депонированных в i-той генерации ТБД представляется единственным обоснованным гигиенически значимым способом анализа результатов измерения характеристик пыли.
4.1. Условия труда.
Тяжесть труда задает скорость легочного воздухообмена U (количественно эта связь определена, напр. в [36]). Для априорной оценки тяжести труда в различных странах разработаны справочники физической активности при выполнении различных работ. Для оценок можно принять U ≈ 0,5 м3/час при выполнении легкой работы; для тяжелого труда U ≈ 10 м3/час. Реально, однако, это многопараметрическая задача и для надежного ее решения необходим аппаратурный мониторинг [37] тяжести труда.
Другой параметр – режим труда и отдыха, т.е. время рабочих смен, перемежающееся перерывами на отдых. Он определяется средней относительной длительностью <H> пылевого воздействия. При длительности рабочих смен 8 ч и перерывов между ними 16 ч, <H> = 1/3.
4.2. Замечания о взвешенных частицах.
Основная характеристика пыли – плотность счетного распределения dN/dD частиц по диаметрам (см. п.1.1). Наиболее надежно распределение определяется методом микроскопирования пыли (см. напр. [17]). При прокачивании воздуха пыль собирается на бумажные фильтры. После растворения пробы или фильтра и перехода частиц пыли в жидкую фазу в виде диспергированных частиц раствор помещается в кювету прибора и проводится измерение фракционного состава. Для микроскопирования пыли с целью установления формы частиц и определения компонентного состава используется сканирующий электронный микроскоп высокого разрешения. Это точный и надежный метод, однако слишком трудозатратный для проведения массового рутинного мониторинга запыленности воздуха рабочих мест.
Приемлем более простой метод определения dN/dD вида (1.1) по результатам измерений т.н. взвешенных частиц (particulate matter, РМ). В эту фракцию аэрозолей включается смесь частиц различных размеров, находящихся в воздухе во взвешенном состоянии.
Введение взвешенных частиц РМ в область санитарно-гигиенических исследований произошло сравнительно недавно и здесь нет устоявшихся мнений об их гигиенической значимости. К показателям, которые обычно используются для характеристики РМ и имеют значение для здоровья, относятся массовая концентрация частиц диаметром менее 10 мкм (PM10) и частиц диаметром менее 2,5 мкм (PM2,5). Во фракцию PM2,5, которую часто называют мелкодисперсными взвешенными частицами, также входят ультрамелкодисперсные частицы диаметром менее 0,1 мкм.
Концентрации PMD являются часто используемым косвенным показателем уровня загрязнения воздуха. Они оказывают негативное воздействие на большее число людей, чем какой-либо другой загрязнитель воздуха. В класс РМD входит сложная смесь твердых и жидких органических и неорганических веществ, присутствующих во взвешенном состоянии в воздухе. Частицы диаметром менее 10 микрон (PM10) способны проникать в проксимальные отделы легких и осаждаться в них. Еще более разрушительное воздействие на здоровье оказывают частицы диаметром менее 2,5 микрон (PM2,5). Они могут попадать в дистальные отделы ТБД и, преодолевая аэрогематический барьер, в кровеносную систему. Хроническое воздействие взвешенных частиц PM10 и PM2,5 на здоровье подтверждено документально. Это влияние обусловлено как кратковременной (в течение часов или дней), так и долговременной (в течение месяцев или лет) экспозицией и включает риски
• респираторной и сердечно-сосудистой заболеваемости, например, обострение астмы: как респираторных симптомов, так и рост числа случаев госпитализации;
• смертности от сердечно-сосудистых и респираторных заболеваний и от рака легкого.
В различных странах ограничения на концентрацию мелкодисперсных частиц отличаются в разы (см. Табл. 4.1).
Таблица 4.1.
Предельно допустимые концентрации (ПДК)
взвешенных части в различных странах.
|
№ п/п |
Страна |
Среднегодовая |
Среднесуточная |
||
|
РМ10 |
РМ2,5 |
РМ10 |
РМ2,5 |
||
|
1 |
Австралия |
25 |
8 |
50 |
25 |
|
2 |
Канада |
- |
10 |
- |
28 |
|
3 |
Китай |
70 |
35 |
150 |
75 |
|
4 |
Европа (EU) |
40 |
25 |
50 |
- |
|
5 |
Гонконг |
50 |
35 |
100 |
75 |
|
6 |
Япония |
- |
15 |
100 |
35 |
|
7 |
Ю.Корея |
50 |
15 |
100 |
35 |
|
8 |
Тайвань |
65 |
15 |
125 |
35 |
|
9 |
США |
- |
12 |
150 |
35 |
Для воздуха городских и сельских поселений в нашей стране приняты аналогичные нормы [38]:
Таблица 4.2.
|
№ п/п |
Наименование вещества |
ПДК, мкг/м3 |
||
|
Макс.разовая |
Ср.суточная |
Ср.годовая |
||
|
1 |
Взвешенные вещества (суммарно) |
500 |
150 |
- |
|
2 |
Частицы РМ10 |
300 |
60 |
40 |
|
3 |
Частицы РМ2,5 |
160 |
35 |
25 |
ВОЗ провела последний пересмотр рекомендаций по качеству атмосферного воздуха в 2005 году. Результаты включают следующие величины:
- по PM2,5: среднегодовая концентрация 10 мкг/м3, среднесуточная концентрация 25 мкг/м3 (ее превышение не должно продолжаться более 3 дней в году);
- по РМ10: среднегодовая концентрация 20 мкг/м3, среднесуточная концентрация 50 мкг/м3.
Имеются достаточные доказательства влияния кратковременной экспозиции PM10 на дыхательную систему, однако с точки зрения смертности (и особенно смертности в результате долговременной экспозиции) более значимым фактором риска, чем грубая фракция РМ10 (частицы с диаметром в пределах 2,5–10 мкм), являются РМ2,5. По имеющимся оценкам, при увеличении концентрации РМ10 на 10 мкг/м3 смертность от всех причин возрастает на 0,2 ÷ 0,6 % [39], [40]. В условиях хронической экспозиции РМ2,5 повышение концентрации РМ2,5 на 10 мкг/м3 сопряжено с ростом долговременного риска кардиопульмональной (от сердечно-легочных заболеваний) смертности на 6 ÷ 13 % [41], [42].
Поскольку какого-либо порога концентрации РМD, ниже которого не наблюдается никакого ущерба для здоровья, установлено не было, рекомендуемые величины следует рассматривать как желательные цели, связанные с минимизацией влияния на здоровье. Более того, принятые в настоящее время нормы относятся к несводимым друг к другу параметрам (PMD для диаметров D = 10 и 2,5 мкм), без указания на их относительную роль. Фактически отношение PM2,5/PM10 используется только как некоторая качественная характеристика опасности (более опасно – менее опасно) пылевого загрязнения воздуха.
4.3. Оценка гигиенически значимых характеристик пылевых нагрузок.
Предлагается методика гигиенического анализа результатов измерения массовых концентраций пыли PMD.
4.3.1. Плотность распределения счетной концентрации частиц пыли описываем функцией вида (1.1). Принимаем масштаб диаметров Do равным 10 мкм. Соответственно, интегральное распределение массовой концентрации РМ10 описывается формулой
PM10 = π*Q*ρ*D04/6*Km (4.1)
где показатель Km связан с Kc соотношением
Km + Kc = 4 (4.2)
Он определяется по результатам измерения РМ10 и РМ2,5 формулой
Km = Ln(PM10/PM2,5) / Ln(10/2,5) (4.3)
4.3.2. Таким образом, из (4.1) ÷ (4.3) по результатам измерения PM2,5 и PM10 определяются параметр Q и показатель Kc , т.е. определяется плотность распределения счетной концентрации частиц пыли (1.1). На следующем шаге по формуле (3.2) определяется площадь поверхности SДЕП (i) частиц, депонированных в генерациях ТБД. Условия труда (по п.4.1) предполагаются заданными, среднее время <ϑ> мукоцилиарной очистки легких выбирается из Табл. 2.3.
4.3.3. Так вычисленные площади SДЕП (i) сравниваются с площадями внутренней поверхности генераций ТБД (см. Табл. 2.1). Должна быть составлена таблица по типу Табл. 3.1. Отношение R = SДЕП / SТБД определяет степень опасности пылевого воздействия на обследуемом рабочем месте. При R << 1 условия труда следует признать допустимыми. Гигиенических ограничений на работу в таких условиях нет. При R > 1 условия труда опасны. Следует принять меры защиты работника от вредного воздействия АПФД (либо индивидуальные, либо коллективные).
Заключение
В работе [20] предложен стандарт описания АПФД в воздухе рабочей зоны. Он содержит общие физиологические основания нормирования пылевых нагрузок, гигиенического контроля и оценки риска развития профзаболеваний в результате воздействия аэрозолей. В развитие этого направления, в настоящей работе найдены зависимости параметров депонирования частиц от внешних условий – концентрации и распределения пыли в воздухе рабочей зоны и интенсивности дыхания работника.
Основное внимание уделяется обсуждению, обоснованию и формулировке методики определения гигиенически значимых характеристик АПФД. Методика сводится к пересчету концентрации аэрозолей в воздухе рабочей зоны в среднюю поверхность АПФД, депонированных в легких. При таком подходе результаты рутинных измерений массовых концентрации частиц PMD с диаметром D, меньшим заданного представляют собой исходные данные для определения
- плотности распределения счетной концентрации частиц пыли dN/dD,
- площадь поверхности SДЕП (i) частиц, депонированных в генерациях ТБД,
- степень R = SДЕП / SТБД покрытия стенок ТБД осевшей пылью,
- величина R представляет собой меру опасности пылевого воздействия, т.е. в конечном счете – допустимость условий труда на обследуемом рабочем месте.
Современные приборы измеряют счетные и массовые концентрации, а также дисперсные характеристики взвешенной в воздухе пыли в диапазоне размеров от 0,1 мкм до 100 мкм. Контролируемые показатели АПФД позволяют достоверно определить степень вредного воздействия на здоровье.
Литература:
1. Brown, D.M., Wilson, M.R., MacNee, W., Stone, V. and Donaldson, K. Size-dependent proinflammatory effects of ultrafine polystyrene particles: A role for surface area and oxidative stress in the enhanced activity of ultrafines. Toxicology and Applied Pharmacology, 175 (3), 2001, pp.191-199
2. Oberdorster G., Toxicology of ultrafine particles: in vivo studies, Phil. Trans. Roy. Soc. Lond. Series A 358, 1775, 2000, pp.2719-2740
3. Lison, D., Lardot, C., Huaux, F., Zanetti, G. and Fubini, B. Influence of particle surface area on the toxicity of insoluble manganese dioxide dusts. Arch. Toxicol., 71(12), 1997, pp.725-729
4. Warneck P. and Williams J. Glossary of Atmospheric Chemistry Terms. Springer Science + Business Media B.V. 2012. 403 P.
5. ГОСТ Р ИСО 7708-2006: Качество воздуха. Определение гранулометрического состава частиц при санитарно-гигиеническом контроле. Стандартинформ, 2006. 11 Стр.
6. ГОСТ 12.2.043-80 Система стандартов безопасности труда (ССБТ). Оборудование пылеулавливающее. Классификация. Госстандарт СССР, 1981.
7. M.R. Miller, J. Hankinson, V. Brusasco et. al. Standardisation of spirometry. Eur Respir J., 2005; 26: 319–338.
8. Колмогоров А.Н. О логарифмически-нормальном законе распределения размеров частиц при дроблении // Доклады АН СССР 1941.Т.31. №2 C.99-101.
9. Halmos P. R., Random alms. Ann. Math. Statist. 15, 1944, Р.182-189.
10. Epstein B., The mathematical description of certain breakage mechanisms leading to the logarithmico-normal distribution. J. Franklin Inst. 244, 1947, Р.471- 477.
11. Renyi A., On the asymptotic distribution of the sum of a random number of independent random variables. Acta Math. Acad. Sci. Hungar. 8, 1957, Р.193- 199.
12. Renyi A., On the central limit theorem for the sum of a random number of independent random variables. Acta Math. Acad. Sci. Hungar. 11, 1960, Р. 97- 102.
13. Broadbent S. R., T. G. Callocott, A matrix analysis of processes involving particle assemblies. Phil. Trans. Roy. Soc. London Ser. A 249, 1956, Р. 99-123.
14. M.Hori, M.Uchida, Application of theory of Markov processes to comminution, Kodai Math. Sem. Rep. 19, 1967, Р.174-188
15. Clark W.E., Whitby K.T., Condensation and size distribution measurements of atmospheric aerosols and a test of the theory of self-preserving size distribution J. Atmosph. Sci. 24, № 6, 1967.
16. Седунов Ю.С. Физика образования жидкокапельной фазы в атмосфере Л.: Гидрометеоиздат, 1972. 207 с.
17. Зайцева Н.В., Май И.В., Макс А.А., Загороднов С.Ю. Анализ дисперсного и компонентного состава пылей … выбросов промышленных источников. Гигиена и санитария. 5, 2013. С. 19-23.
18. Азаров В. Н., Тертишников И. В., Калюжина Е. А., Маринин Н. А. Об оценке концентрации мелкодисперсной пыли (РМ10 и РМ2,5) в воздушной среде. Вестник ВолгГАСУ. Сер.: Стр-во и архит. 25 (44) 2011.
19. Прыткова Э.В., Маврин Г.В., Мансурова А.И. Сравнительный анализ дисперсионного состава пыли в воздухе рабочей зоны непроизводственных помещений. Электронный ресурс Качество атмосферного воздуха и здоровье 2015 (URL: www/who.int/mediacentre/factsheets/fs313/ru/)
20. Федорович Г.В. Материалы к стандарту описания АПФД // Безопасность и охрана труда, 2019, № 2, С. 30 – 47.
21. Федорович Г. В., Роль инерционного механизма в процессе очистки воздуха в лёгких от аэрозольных частиц // Пульмонология. 2013. Т. 13 (вып. 2). С. 114–118.
22. Федорович Г. В. Модель мукоцилиарной очистки лёгких // Пульмонология. 2016.
Т. 26 (вып. 2). С. 222–230.
23. Weibel E.R. Fractal geometry - a design principle for living organisms // Amer. J. Physiol. 1991. V. 261. N 6. P. 361-369.
24. Horsfield K. and Thurlbeck A., Relation between diameter and flow in branches of the bronchial tree, Bull.Math.Biol., 43 (6), 1981. P.681-691.
25. Kitaoka H., Takaki R. and B. Suki, A three-dimensional model of the human airway tree // J. Appl. Physiol. 87, 1999. P. 2207 – 2217.
26. Tgavalekos N.T., Venegas J.G., Suki B., Lutchen K.R. Relation Between Structure, Function, and Imaging in a Three-Dimensional Model of the Lung // Annals of Biomedical Engineering, Vol. 31, pp. 363–373, 2003
27. Majumdar A., Alencar A.M., Buldyrev S.V. et.al. Relating Airway Diameter Distributions to Regular Branching Asymmetry in the Lung // Phys.Rev.Lett. 95, 2005. 168101.
28. Mandelbrot B.B. The fractal geometry of nature. Freeman: N.Y. 1983. 468 p.
29. Dean W. R. Fluid motion in a curved channel, Proceedings of the royal society of London, Series A. 121. 1978. P. 402-420.
30. Caro C. Swirling steady inspiratory flow in models of human bronchial airways. Ann Biomed Eng. 29. 2001. P.138,
31. Comer J.K, Kleinstreuer C,, Zhang Z. Flow structures and particle deposition patterns in double-bifurcation airway models. 1. Air flow fields. J Fluid Mech 435. 2001P. 25–54.
32. Ayinde T.F. A generalized relationship for swirl decay in laminar pipe flow // Sadhana 35 (2), 2010, P. 129–137.
33. Sturm R. Aerosol Bolus Inhalation as Technique for the Diagnosis of Various Lung Diseases – A Theoretical Approach. Computational and Mathematical Biology Issue 3 (2), 2014.
34. Sturm, R., Hofmann, W., Scheuch, G.et .al. Particle clearance in human bronchial airways: Comparison of stochastic model predictions with experimental data. Ann. Occup. Hyg., 46 (Suppl), 2002, P. 329-333.
35. Lippmann M., Yeates D.B. and Albert R.E. Deposition, retention, and clearance of inhaled particles. Brit.J.Industrial Medicine 37: 1980; P. 337-362.
36. Федорович Г. В. Физиологические характеристики тяжести труда // Безопасность и охрана труда, 2016. № 4. Стр. 36–43.
37. Петрухин А.Л., Федорович Г.В., Мониторинг тяжести труда. Концепция, методы и средства //Безопасность и охрана труда, 2017 № 4. Стр. 20 – 27.
38. ГН 2.1.6.3492-17 «Предельно допустимые концентрации (ПДК) загрязняющих веществ в атмосферном воздухе городских и сельских поселений» Постановление Главного государственного санитарного врача РФ от 22.12.2017 № 165.
39. Beelen R et al. Long-term effects of traffic-related air pollution on mortality in a Dutch
cohort (NLCS-AIR Study). Environmental Health Perspectives, 116(2). 2008, P. 196–202.
40. Krewski D et al. Extended follow-up and spatial analysis of the American Cancer Society
linking particulate air pollution and mortality. Boston, MA, Health Effects Institute, 2009
(HEI Research Report 140).
41. Pope CA III et al. Lung cancer, cardiopulmonary mortality, and long-term exposure to
fine particulate air pollution. Journal of the American Medical Association, 287(9): 2002,
P. 1132–1141.
42. Stanek LW et al. Attributing health effects to apportioned components and sources of
particulate matter: an evaluation of collective results. Atmospheric Environment, 45: 2011,
P. 5655–5663.