Добавил:
ivanov666
Опубликованный материал нарушает ваши авторские права? Сообщите нам.
Вуз:
Предмет:
Файл:Оценка и методы снижения степени воздействия токсикантов на окружающую среду и здоровье человека. Учебное пособие.pdf
пользованием стандартных значений массы тела человека (70 кг), суточ-
ного потребления воздуха (20 м3) и питьевой воды (2 л):
для ингаляционного поступления –
URi (риск на 1 мкг/м3) = SFi (мкг/кг-сут.)–1 × 1/70 (кг) × 20 (м3/сут); (8)
для перорального поступления –
URо (риск на 1 мкг/л) = SFo (мкг/кг-сут.)–1 × 1/70 (кг) × 2 (л/сут). (9)
При оценке зависимости «доза – ответ» наибольшей значимостью
обладают результаты, полученные путем эпидемиологических исследова-
ний. Для некоторых неканцерогенных эффектов, вызываемых, например,
содержанием в атмосферном воздухе взвешенных веществ, диоксида азо-
та, диоксида серы и ряда других веществ, могут быть использованы уста-
новленные в эпидемиологических исследованиях количественные зависи-
мости «доза – ответ», позволяющие оценивать риск возникновения вред-
ных эффектов.
Для характеристики риска на здоровье человека на исследуемой
территории воздействия вредных факторов важно оценить потенциально
экспонируемое население. Практически ни в одном исследовании с целью
получения информации о характеристике риска не удалось полностью
идентифицировать распределение экспозиции вследствие недостатка ис-
ходных данных или из-за ограниченных возможностей моделирования.
Воздействие загрязнителей может быть оценено на различных попу-
ляционных группах с учетом демографических особенностей, условий
проживания и деловой активности. Теоретически для каждого загрязните-
ля существует распределение, исходя из которого можно определить ве-
личину популяции, подвергаемой воздействию данной концентрации ве-
61
щества. На практике для сравнительной характеристики риска наиболее
Высокий (De manifestis Risk) – не приемлем для производ-
Средний – допустим для производственных условий;
Минимальный (De minimis) – желательная (целевая) величина
часто используют оценку усредненного воздействия на популяцию.
Однако при проведении исследований целесообразно выявить такие
группы населения, которые могут иметь повышенный риск химических
воздействий, обусловленный более высокой чувствительностью, особен-
ностями деятельности и условий проживания или предшествующими воз-
действиями от других источников. Так, обычно наиболее чувствительны
к действию химических веществ новорожденные, дети, лица пожилого
возраста, беременные, кормящие матери, а также люди с хроническими
заболеваниями. Субпопуляциями повышенного риска являются лица, кон-
тактирующие с химическими веществами на предприятиях, или прожива-
ющие на сильно загрязненных территориях.
При классификации уровней риска для здоровья населения, обуслов-
ленного воздействием химических веществ, загрязняющих окружающую
среду, целесообразно ориентироваться на систему критериев приемлемо-
сти, рекомендованную ВОЗ, которая приведена в табл. 13.
Таблица 13
Классификация уровней риска
Индивидуальный
Уровень риска
ственных условий и населения. Необходимо осуществление
мероприятий по устранению или снижению риска
при воздействии на все население необходимы динамический
контроль и углубленное изучение источников и возможных
последствий неблагоприятных воздействий
пожизненный
риск
>10–3
10–3 – 10–4
Низкий – допустимый риск (уровень, на котором, как правило,
устанавливаются гигиенические нормативы для населения)
риска при проведении оздоровительных и природоохранных
мероприятий
62
10
–4
– 10–6
<10–6
Приемлемый риск, используемый в процессе управления риском, ха-
рактеризует вероятность наступления события, негативные последствия
которого настолько незначительны, что ради получаемой выгоды от фак-
тора риска человек, или группа людей, или общество в целом готовы пой-
ти на этот риск. Уровень приемлемого риска устанавливается путем его
сопоставления с риском, который существует в повседневной деятельно-
сти или жизни людей. Эта концепция связана с допущением определенной
вероятности болезней или повреждений, которую приемлет человек, груп-
па людей или общество. Уровень приемлемого риска зависит от научных
данных, социальных, экономических и политических факторов, а также от
ощущаемых выгод, получаемых от использования химического соединения
или процесса. На уровне условно принимаемого приемлемого риска не
требуется принятия дополнительных мер по его снижению.
Основная сложность заключается в количественной оценке неблаго-
приятных эффектов для здоровья при воздействии химических факторов
окружающей среды. Для доказательства влияния загрязнения на состояние
здоровья и количественного описания этого влияния наиболее надежными
являются эпидемиологические методы исследования. При проведении
эпидемиологических исследований состояние здоровья оценивают с по-
мощью двух групп показателей:
1) показатели распространенности заболеваний, характеризующие до-
лю населения с тем или иным заболеванием в конкретный момент времени;
2) показатели, характеризующие частоту возникновения новых
(впервые зарегистрированных) случаев заболеваний в течение определен-
ного периода наблюдений (например, года).
Существует несколько различных типов эпидемиологических иссле-
дований:
• Исследования временных рядов (эпизодов) проводятся с целью
определения влияния кратковременных (суточных) воздействий конкрет-
ных загрязнителей воздуха на смертность, нетрудоспособность, число гос-
63
питализаций с респираторными заболеваниями. Цель таких исследований –
установить характер количественной связи между концентрацией опасно-
го вещества и негативным эффектом (например, смертностью), учитывая
при этом и другие существенные факторы: погодные условия, сезонные
изменения и т. п. Такой подход характеризуется наибольшей статистиче-
ской достоверностью и поэтому предпочтителен для получения пря-
мых доказательств наличия причинной связи между загрязнением воздуха
и острыми эффектами (заболеваемостью и смертностью).
• Исследования когорт населения используются для оценки воздей-
ствия долговременной (многолетней) экспозиции (воздействия загрязне-
ния воздуха) на смертность и частоту хронических бронхитов. В таких ис-
следованиях вычисляется функция, описывающая влияние среднегодовых
концентраций загрязняющего вещества на показатели здоровья населения,
с учетом разнообразных корректирующих факторов (душевого дохода,
профессии и т. п.). В таких когортных исследованиях обычно не удается
учесть влияние таких важных индивидуальных факторов риска, как куре-
ние, вес при рождении и т. п.).
• Проспективные когортные исследования, которые отслеживают по-
казатели здоровья больших групп взрослого населения в нескольких горо-
дах в течение долгого времени (10 и более лет). Этот метод позволяет
учесть индивидуальные факторы риска и воздействие многолетней экспо-
зиции. Он также позволяет уловить как краткосрочные (острые), так и хро-
нические эффекты. Поэтому с помощью данного метода можно определить
обе составляющие дополнительной смертности (от острого и долговре-
менного воздействия).
Основная и наиболее сложная задача всех эпидемиологических ис-
следований – это прежде всего установление коэффициента (функции) за-
висимости «концентрация – ответ», который численно отражает измене-
ние определенного показателя здоровья, связанное с повышением концен-
трации загрязняющего вещества на единицу.
64
1.3. ОПРЕДЕЛЕНИЕ ПЕРЕЧНЯ ПРИОРИТЕТНЫХ ХИМИЧЕСКИХ ВЕЩЕСТВ
ДЛЯ ОЦЕНКИ РИСКА
Всесторонняя оценка риска воздействия на здоровье человека всех
потенциально вредных веществ, как правило, неосуществима из-за боль-
шого объема исследования и требуемых материальных ресурсов, а также
из-за отсутствия адекватных данных об уровнях воздействия и потенци-
альной опасности ряда химических соединений. В связи с этим анализ
обычно проводится на основе детального исследования ограниченного
числа (обычно от 5 до 30) приоритетных веществ, которые наилучшим об-
разом характеризуют реальный риск для здоровья населения, проживаю-
щего на исследуемой территории.
При правильном выборе приоритетных загрязняющих веществ полу-
ченные оценки риска не должны сильно отличаться от оценок, которые
можно было бы получить путем анализа абсолютно всех вредных веществ
на данной территории.
Ведущими критериями для выбора приоритетных, целевых загрязня-
ющих веществ являются их токсичные свойства, распространенность
в окружающей среде и вероятность их воздействия на человека. Среди
различных критериев приоритетности принято выделять следующие:
1. Количество вещества, поступающее в окружающую среду.
2. Персистентность, характеризуемая временем полусуществования
химического вещества в объектах окружаюшей среды. К персистентным
относят химические соединения с периодом полусуществования более
50 дней.
3. Биоаккумуляция, отражающая способность вещества переходить
из окружающей среды в биообъекты (например, водные организмы).
К биоаккумулирующим относят химические соединения с коэффициентом
биоаккумуляции для рыб более 500, а также вещества, у которых лога-
рифм коэффициента распределения октанол/вода превышает 4,0.
65
4. Способность вещества к межсредовому распределению, миграции
из одной среды в другие среды. Наличие у вещества данных свойств при-
водит к одновременному загрязнению им нескольких сред, простран-
ственному распространению загрязнения.
5. Опасность для здоровья человека.
6. Токсичность для организмов в окружающей среде (водные и назем-
ные животные и растения).
7. Другие эффекты: нарушение химических процессов в атмосфере,
изменение реакции среды (pH), наличие необычных свойств, например,
хелатообразующей способности, нарушение прозрачности атмосферы,
цветение водоемов и др.
В случае образования в окружающей среде опасных продуктов
трансформации исходного загрязняющего вещества эти продукты также
включаются в перечень анализируемых в плане необходимости оценки
риска химических веществ.
Наряду с этим при отборе химических веществ для оценки риска
принимается во внимание наличие и полнота имеющейся информации, ее
пригодность для характеристики риска и решения поставленных в работе
задач.
Формирование окончательного перечня исследуемых веществ осу-
ществляется поэтапно:
1. Сбор данных о химических веществах, потенциально способных
воздействовать на здоровье населения.
2. Анализ их опасности (вредности для здоровья человека), а также
имеющейся информации о концентрациях в различных объектах окружа-
ющей среды.
3. Предварительное ранжирование химических веществ с учетом
объема их поступления в окружающую среду и степени выраженности их
канцерогенных и токсических свойств.
4. Определение типичных сценариев экспозиции для выбранных ве-
ществ.
66
5. Расчет рисков для этих сценариев воздействия с использованием
стандартных методов и доступных данных о параметрах опасности, кон-
центрациях в окружающей среде и зависимостях «доза – ответ» (рефе-
рентные уровни воздействия, факторы канцерогенного потенциала).
6. Ранжирование химических веществ с учетом полученных ориен-
тировочных значений канцерогенных и неканцерогенных рисков, состав-
ление окончательного перечня приоритетных химических соединений,
подлежащих дальнейшей оценке.
С целью предварительного ранжирования химических веществ могут
использоваться три источника данных: сведения об объемах их поступле-
ния в окружающую среду; результаты моделирования рассеивания загряз-
нений (при наличии соответствующих автоматизированных программных
комплексов); имеющиеся данные мониторинга содержания химических
соединений в различных объектах окружающей среды.
Для предварительного ранжирования веществ, не обладающих кан-
церогенным риском (так называемые системные токсиканты), применяют
весовые коэффициенты, основанные на безопасных дозах или концентра-
циях (табл. 14).
Таблица 14
Весовые коэффициенты для оценки неканцерогенных эффектов
Референтная доза,
мг/кг
<0,00005 <0,000175 100000
0,00005–0,0005 0,000175–0,00175 10000
Референтная концентрация,
3
мг/м
Весовой коэффициент
(TW)
0,0005–0,005 0,00175–0,0175 1000
0,005–0,05 0,0175–0,175 100
0,05–0,5 0,175–1,75 10
>0,5 >1,75 1
67
Индекс сравнительной опасности выброса рассчитывают по формуле
HRI = E · TW · P / 10000, (10)
где HRI – индекс опасности, TW – весовой коэффициент влияния на здоровье, E – приведенная величина выброса, т/год, P – численность популяции, потенциально подверженной воздействию.
Значения референтных (безопасных для здоровья человека) доз и кон-
центраций должны иметь одинаковый период усреднения экспозиции
(например, референтные концентрации для условий острого, подострого
и хронического воздействия). Ранжирование с учетом влияния на здоровье
можно проводить, только если используемые референтные величины уста-
новлены по токсикологическим критериям. При наличии расчетных значе-
ний концентраций или данных мониторинга содержания химических ве-
ществ в окружающей среде наиболее надежным способом ранжирования
является предварительный расчет рисков неканцерогенных эффектов.
Неканцерогенный риск оценивается путем расчета коэффициента
опасности (HQ):
HQ = C/RfC, (11)
HQ = D/RfD, (12)
где C – концентрация вещества в атмосферном воздухе, мг/м3, D – доза
вещества при пероральном поступлении, мг/кг, RfC, RfD – референтные
(безопасные) концентрация и доза. Для оценки суммарного воздействия
химических веществ применяется индекс опасности:
HI = HQ1 + HQ2 + ... + HQn,
где HQ1, HQ2, HQn – коэффициенты опасности 1, 2, …, n-го химических
веществ. Важно отметить, что расчет HI обычно осуществляется только для
веществ, воздействующих на одинаковые органы и системы организма.
В качестве примера в табл. 15 приведены результаты оценки риска воздействия четырех гипотетических веществ.
68
Таблица 15
B
16,0
4,0
4,0
печень
D
0,08
0,2
0,4
печень
Оценка неканцерогенного риска
Вещество Доза, мг/кг RfD, мг/кг HQ Орган-мишень
А 0,005 0,05 0,1 почки
С 0,12 0,4 0,3 почки
HI общий 4,8
Суммарный риск
HI почки 0,4
HI печень 4,4
Как видно из данной таблицы, наибольший вклад как в суммарную
величину HI, так и в риск воздействия на почки вносит вещество В.
Наименее значимую роль в формировании риска играет вещество А.
Исключение химических соединений из первоначального перечня
анализируемых веществ осуществляется с использованием следующих
критериев:
1. Отсутствие результатов измерений концентраций вещества или
ненадежность имеющихся данных, если в рамках данного проекта невоз-
можно никакими способами даже ориентировочно оценить уровни экспо-
зиции.
2. Из предварительного общего перечня могут также исключаться
неорганические соединения, концентрации которых ниже естественных
фоновых уровней (например, железо, кальций и др.).
3. Обнаружение вещества только в одной или двух средах, в неболь-
шом числе проб, в низких концентрациях по сравнению с референтными
уровнями воздействия (гигиеническими стандартами), величина коэффи-
циента опасности (HQ) существенно меньше 0,1, канцерогенный риск
меньше 10–6. При комбинированном действии с другими химическими
соединениями, обладающими однородным действием и/или действующи-
69
ми на одни и те же органы или системы, исключение данного соединения
не должно приводить к существенному снижению суммарного индекса
опасности (HI).
4. Отсутствие выраженной токсичности и подозрений в отношении
канцерогенности для человека.
5. Отсутствие адекватных данных о биологическом действии веще-
ства при невозможности хотя бы ориентировочного прогноза его вероят-
ных показателей токсичности и опасности (например, путем анализа зави-
симостей «химическая структура – биологическая активность», экстрапо-
ляции с других путей поступления в организм или другой продолжитель-
ности воздействия и др.).
Необходимо отметить, что исключение веществ из последующего
анализа является очень ответственной задачей. На территориях с большим
числом загрязняющих веществ существенное сужение перечня анализиру-
емых химических соединений может резко и с непредсказуемой ошибкой
искажать итоговые величины рисков, что неминуемо приведет к неверным
результатам при ранжировании источников риска. В связи с этим, если
возможность исключения химического вещества из анализа нельзя доста-
точно полно обосновать, то целесообразно провести хотя бы разовые из-
мерения его концентраций с последующим расчетом риска. Хотя такой
подход и приводит к дополнительной неопределенности в оценке риска,
однако его применение позволяет избежать грубых просчетов при сравни-
тельной характеристике воздействующих на человека факторов окружа-
ющей среды.
Обязательным этапом идентификации опасности является достаточно
полное описание всех ошибок, неточностей, недостаточно надежных пред-
положений и заключений, которые могут отразиться на конечных результа-
тах характеристики риска и формулируемых выводах.
70