Недостатки пдк

ПДК рассчитывается как подпороговая величина - максимально недействующая концентрация, которая делится на соответствующий коэффициент запаса. Определение величины коэффициента запаса зависит от потенциальной опасности химического вещества и изменяется от 1 до 5000 (обычно его принимают, равным 5).

К недостаткам концепции ПДК отнести отсутствие ряда нормативов:

- для нескольких веществ, находящихся в окружающей среде (невозможно учесть комбинации этих токсикантов и соотношения, в которых они находятся в ОС);

- не учитываются формы нахождения загрязняющих веществ в ОС, которые могут отличаться от лабораторных тестов;

- в лабораторных экспериментах, обычно краткосрочных, не учитываются адаптационные процессы, а также популяционные и биоценотические эффекты, которые могут играть ключ роль в судьбе экосистем;

- ПДК не учитывает или частично учитывает эффекты химического взаимодействия, химическое и биологическое накопление вредных веществ в недопустимо высоких концентрациях в результате их перехода в другую среду, аккумуляцию в пищевых цепях.

Экологические риски

Экологический риск - это потенциально существующая возможность нанесения ущерба окружающей среде посредством аварийного выброса загрязняющих веществ или незапланированного патологического истощения природных ресурсов.

По объектам воздействия экологические риски распределяется на 4 основные вида:

- риск для здоровья человека;

- риск для экосистем,

- риск потери природно-ресурсного потенциала;

- риск деградации или разрушения ландшафтов в целом.

Анализ экологических рисков

Различают четыре основных этапа в анализе рисков:

Первый - идентификация опасности - включает учет всех химических веществ, загрязняющих окружающую среду, определение токсичности химического вещества для человека или экосистемы. Например, используя данные фундаментальных исследований, можно установить, что временное или постоянное присутствие определенного вещества может вызвать неблагоприятные эффекты: канцерогенез, нарушение репродуктивной функции и генетического кода у человека или обострение экологической проблемы с последующими негативными последствиями для его здоровья. На рассматриваемом этапе процедуры оценки риска анализ ведется на качественном уровне.

Второй этап - оценка экспозиции - это оценка того, какими путями и через какие среды, на каком количественном уровне, в какое время и при какой продолжительности воздействия имеет место реальная и ожидаемая экспозиция; это также оценка получаемых доз, если она доступна и оценка численности лиц, которые подвергаются такой экспозиции и для которой она представляется вероятной. Таким образом оценивается не только уровень экспозиции, но и фактор времени, что дает основания для косвенного суждения о получаемой дозе, даже если она не может быть определена непосредственно (например, с помощью химического анализа крови или других биосред).

Пример сценария многосредового воздействия

Среда	Путь поступления
	ингаляция	перорально	накожно
Атмосферный воздух	+	-	-
Водопроводная вода	+	+	+
Почва	+	+	+
Вода открытого водоема (плавание)	+	+	+
Пищевые продукты	-	+	-

Численность экспонированной популяции является одним из важнейших факторов для решения вопроса о приоритетности охранных мероприятий, возникающего при использовании результатов оценки риска в целях "управления риском".

В идеальном варианте оценка экспозиции опирается на фактические данные мониторинга загрязнения различных компонентов окружающей среды (атмосферный воздух, воздух внутри помещений, почва, питьевая вода, продукты питания). Однако нередко этот подход не осуществим в связи с большими расходами. Кроме того, он не всегда позволяет оценить связь загрязнения с конкретным его источником и недостаточен для прогнозирования будущей экспозиции. Поэтому во многих случаях используются различные математические модели рассеивания атмосферных выбросов, их оседания на почве, диффузии и разбавления загрязнителей в грунтовых водах и/или открытых водоемах. Опираясь на результаты мониторинга или модельные данные такого рода, иногда используют также биокинетические математические модели, дающие оценку накопления токсического вещества в организме человека (например, концентрация свинца в крови детей разного возраста) с учетом всех путей поступления.

Третий этап - оценка зависимости “доза - ответ”- это поиск количественных закономерностей, связывающих получаемую дозу веществ с распространенностью того или иного неблагоприятного (для здоровья) эффекта, то есть с вероятностью его развития.

Подобные закономерности, как правило, выявляются в токсикологических экспериментах. Однако экстраполяция их с группы животных на человеческую популяцию связана со слишком большим числом неопределенностей. Зависимости "доза-ответ", обоснованные эпидемиологическими данными, более надежны, но имеют свои зоны неопределенности. Например, при построении некоторой зависимости ответа высоких уровней экспозиции (в основном производственной), ее экстраполяция на диапазон менее высоких уровней может оказаться ошибочной; зависимость, найденная для одной человеческой популяции, не обязательна справедлива для другой, имеющей какие-то генетические или другие отличия, подвергающейся воздействию другого комплекса факторов, сопутствующих изучаемой экспозиции, и т.п.

Этап оценки зависимости "доза-ответ" принципиально различается для канцерогенов и неканцерогенов.

Для неканцерогеных токсических веществ (именуемых веществами с системной токсичностью) методология исходит из концепции пороговости действия и признает возможным установить так называемую "референтную дозу" (RFD) или "референтную концентрацию" (RFC), при действии которых на человеческую популяцию, включая ее чувствительные подгруппы, не создается риск развития каких-либо уловимых вредных эффектов в течении всего периода жизни. Анологичное понятие есть в некоторых документах ВОЗ - "переносимое поступление в организм" ("tolerable intake" - TI).

При оценке зависимости "доза-ответ" для канцерогенов, действие которых всегда рассматривается как не имеющее порога, предпочтение отдается так называемой линеаризированной многоступенчатой модели (linearized multistage model). Данная модель выбрана в качестве основы унифицированного подхода к экспраполяции с высоких доз на низкие. При этом основным параметром для исчисления риска воздействия на здоровье человека является так называемый фактор наклона (slope factor), в качестве которого обычно используется 95 % верхний доверительный предел наклона кривой "доза-ответ".

Фактор наклона выражается как (мг/кг·день) и является мерой риска, возникающего на единицу дозы канцерогена. Значения SF устанавливаются раздельно для ингаляционного (SFi) и перорального (SFo) поступления химических канцерогенов.

Например, если некто подвергается на протяжении всей жизни ежедневно воздействию канцерогена в дозе 0,02 (мг/кг·день), то добавленный риск, получаемый умножением дозы на фактор наклона, оценивается величиной 4·10^-5.

Иными словами, признается вероятным развитие четырех дополнительных случаев рака на 100 000 человек, подвергающихся уровню экспозиции такого уровня.

Наконец, заключительный этап, своего рода результат предыдущих этапов, - характеристика риска, включающая оценку возможных и выявленных неблагоприятных эффектов в состоянии здоровья; оценку риска канцерогенных эффектов, установление коэффициента опасности развития общетоксических эффектов, анализ и характеристику неопределенностей, связанных с оценкой, и обобщение всей информации по оценке риска.

Оценка риска является одной из основ принятия решения по профилактике неблагоприятного воздействия экологических факторов на здоровье населения.

Различают химический и канцерогенный риск.

Расчет индивидуального канцерогенного риска осуществляется с использованием данных о величине экспозиции и значениях факторов канцерогенного потенциала (фактор наклона, единичный риск). Как правило, для канцерогенных химических веществ дополнительная вероятность развития рака у индивидуума на всем протяжении жизни (CR) оценивается с учетом среднесуточной дозы в течение жизни (LADD):

CR = LADDSF,

где LADD - среднесуточная доза в течение жизни, мг/(кгдень);

SF - фактор наклона, (мг/(кгдень))^-1.

При оценке канцерогенных рисков используют средние суточные дозы, усредненные с учетом ожидаемой средней продолжительности жизни человека (70 лет). Такие дозы обозначаются как LADD. Стандартное уравнение для расчета LADD имеет следующий вид:

LADD = [CCREDEF]/[BWAT365],

где LADD - средняя суточная доза или поступление (I), мг/(кгдень);

C - концентрация вещества в загрязненной среде, мг/дм³, мг/м³, мг/см², мг/кг;

CR - скорость поступления воздействующей среды (питьевой воды, воздуха, продуктов питания и т. д.), дм³/день, м³/день, кг/день и др.;

ED - продолжительность воздействия, лет;

EF - частота воздействия, дней/год;

BW - масса тела человека, кг;

AT - период усреднения экспозиции (для канцерогенов AT = 70 лет);

365 - число дней в году.

Определение величин популяционных канцерогенных рисков (PCR), отражающих дополнительное (к фоновому) число случаев злокачественных новообразований, способных возникнуть на протяжении жизни вследствие воздействия исследуемого фактора, проводится по формуле:

PCR = CRPOP,

где CR - индивидуальный канцерогенный риск;

POP - численность исследуемой популяции, чел.

Характеристика риска развития неканцерогенных эффектов для отдельных веществ проводится на основе расчета коэффициента опасности по формуле:

HQ = AC/RfC,

где HQ - коэффициент опасности;

AC - средняя концентрация, мг/м³;

RfC - референтная (безопасная) концентрация, мг/м³.

Коэффициент опасности рассчитывается раздельно для условий кратковременных (острых), подострых и длительных воздействий химических веществ. При этом период усреднения экспозиций и соответствующих безопасных уровней воздействия должен быть аналогичным.

Индекс опасности для условий одновременного поступления нескольких веществ одним и тем же путем (например, ингаляционным или пероральным) рассчитывается по формуле:

HI = HQ_i,

где HQ_i - коэффициенты опасности для отдельных компонентов смеси воздействующих веществ.

При комплексном поступлении химического вещества в организм человека из окружающей среды одновременно несколькими путями, а также при многосредовом и многомаршрутном воздействии критерием риска является суммарный индекс опасности (THI), который рассчитывается по формуле:

THI = HI_j,

где HI_j - индексы опасности для отдельных путей поступления или отдельных маршрутов воздействия.

При одновременном поступлении вещества A ингаляционно и перорально индекс опасности рассчитывается по формуле:

THI = C_a/RfC + D_o/RfD,

где C_a - оцениваемая концентрация вещества в воздухе, мг/м³;

D_o - доза, получаемая при пероральном пути поступления, мг/кг.

При ингаляционном поступлении, если только это не диктуется специальными задачами исследования, нет необходимости рассчитывать дозу воздействия и расчет коэффициента опасности может осуществляться по формуле:

HQ_i = C_i/RfC,

где HQ_i - коэффициент опасности воздействия вещества i;

C_i - уровень воздействия вещества i, мг/м³;

RfC - безопасный уровень воздействия, мг/м³.

Классификация уровней риска

Уровень риска	Индивидуальный пожизненный канцерогенный риск	Коэффициент опасности развития неканцерогенных эффектов (HQ)
Чрезвычайно высокий	10-1	>10
Высокий	10-1 – 10-3	5-10
Средний	10-3 – 10-4	1-5
Низкий	10-4 – 10-6	0,1-1,0
Минимальный	менее 10-6	менее 0,1