Оценка потенциального риска здоровью в системе гигиенического мониторинга при оценке качества окружающей среды

HRi_канц. = E ^x Wc ^x P / 10000,

где  Wc – весовой коэффициент канцерогенной активности (табл. 2.1.1);

Р – численность популяции под воздействием;

Е – величина условной экспозиции (объем годового выброса, т/год).

Таблица 2.1.1

Весовые коэффициенты для  оценки канцерогенных эффектов (Wc)

Фактор канцерогенного потенциала (мг/кг)	Группа по классификации US EPA
	А/В	С
< 0.005	10	1
0.005 – 0.05	100	10
0.05 – 0.5	1000	100
0.5 – 5.0	10000	1000
5.0 – 50.0	100000	10000
> 50.0	1000000	1000000

Для неканцерогенов вычисляется ранговый индекс неканцерогенной опасности (HRi_{неканц.})по формуле:

HRi_{неканц.} = E ^x ТW ^x P / 10000,

где  ТW – весовой коэффициент неканцерогенной активности (табл. 2.1.2);

Р – численность популяции под воздействием;

Е – величина условной экспозиции (объем годового выброса, т/год).

Таблица 2.1.1

Весовые коэффициенты для  оценки неканцерогенных эффектов (ТW)

Безопасная доза, мг/кг	Безопасная концентрация, мг/м3.	Весовой коэффициент
< 0.00005	< 0.000175	100000
0.00005 – 0.0005	0.000175 – 0.00175	10000
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

 

На этом же этапе возможно проведение выборочных скрининговых исследований окружающей среды с целью выявления тех "опасностей", которые могут быть и не учтены при инвентаризации. Здесь же привлекаются данные фундаментальных исследований о неблагоприятном действии тех или иных факторов. Важно заметить, что на рассматриваемом этапе процедуры оценки риска анализ ведется на качественном уровне.

2.2 Оценка экспозиции.

Второй этап - оценка экспозиции - это получение информации о том, с какими реальными дозовыми нагрузками сталкиваются те или иные группы населения. Под оценкой экспозиции как правило понимают процесс измерения количества агента в конкретном объекте среды обитания, находящееся в соприкосновении с так называемыми пограничными органами человека (легкие, желудочно-кишечный тракт, кожа) в течение какого-либо точно установленного времени, сопровождающийся  оценкой частоты, продолжительности и путей воздействия. Экспозиция химической природы может быть выражена как общее количество вещества в окружающей среде (в единицах массы, например, мг) или как величина воздействия (масса вещества, отнесенная к единице времени - например, мг/сут), или как величина воздействия, нормализованная с учетом массы тела (например, мг/кг-день).

Наиболее важными шагами при  оценке экспозиции являются:

• уточнение вероятных источников загрязнения окружающей среды или их определение, если это не было выполнено на первом этапе;
• оценка маршрутов воздействия с учетом качественных и количественных изменений при переносах токсичного агента;
• оценка вероятных путей контакта (поступления) агента с организмом человека;
• анализ частоты и продолжительности воздействия;
• определение количественных характеристик экспозиции (концентрации, дозы);
• идентификация групп населения, подвергающегося воздействию, с учетом возраста, пола, образа жизни, профессионального, социального статуса и пр.

Хорошо известно, что объекты  окружающей среды являются, с одной стороны, аккумуляторами вредных веществ и, с другой стороны, путями передачи этих веществ от источника загрязнения к человеку. При этом маршрут движения вредных субстанций часто довольно сложен и не всегда поддается четкой конкретизации.

При оценке экспозиционных нагрузок принято выделять, как минимум, три типа воздействия:

• острое - при продолжительности воздействия менее 2 недель;
• подострое - при продолжительности воздействия до 7 лет;
• хроническое - при продолжительности воздействия более 7 лет.

Источниками информации о количественных характеристиках экспозиции служат, во-первых, данные лабораторного мониторинга, и, во-вторых, результаты расчетов. Лабораторные измерения, выполненные в соответствии с действующими нормативными документами в режиме мониторинга, могут дать объективную информацию о состоянии окружающей среды. Однако, эти данные охватывают лишь часть тех примесей, которые действительно присутствуют в том или ином оцениваемом объекте, и привязаны к конкретному посту наблюдения, что при недостаточном числе этих постов затрудняет достоверную интерполяцию. В определенной степени эти недостатки могут быть компенсированы организацией выборочного персонального мониторинга. Но даже в этом случае результаты таких исследований представляют лишь интегральную оценку, без точного выхода на конкретный источник. Идентификацию последнего необходимо выполнять, ориентируясь на экспертные подходы, и достоверность результатов таких работ во многом определяются квалификацией эксперта.

Расчетные методы позволяют построить полноценную модель загрязнения объекта окружающей среды с возможностью ее оценки в любой точке изучаемого пространства. Вместе с тем, точность расчетов зависит от двух основных аспектов - качества исходной информации и точностью выбранной модели.

В настоящее время существует большое  количество разнообразных прикладных программ, которые реализуют на ЭВМ различные математические модели. С помощью глобальной сети Internet удалось найти упоминания о более чем 90 моделей, реализованных в настоящее время на ЭВМ. Представить все имеющиеся ссылки и краткое описание программ в рамках данной работы не представляется возможным, поэтому ограничимся лишь некоторыми, которые демонстрируют  разные подходы. Данные приводятся в табл.2.2.1.

Табл. 2.2.1 

Название	Дата последнего обновления	Автор	Краткое описание
1	2	3	4
BUO-FMI	март 1997	Finnish Meteorological Institute, Air Quality Research,	Реализация гауссовой модели и градиентной К-модели (одномерная модель).
GASTAR Dense Gas Dispersion Model	Декабрь 1997	Cambridge Environmental Research Consultants Ltd.	Моделирование эволюции облака при его рассеивания (одномерная модель).
DISPLAY-2	Ноябрь 97	Environmental Research Laboratory, Institute of Nuclear Technology and Radiation Protection,  National Centre for Scientific Research DEMOKRITOS            Athens Greece	Двухмерная модель приземного слоя.
United Kingdom Photochemical Trajectory Model	1995	United Kingdom Meteorological Office University of Leeds NETCEN	Двухслойная траекторная модель.
PolluMap	Декабрь 1997	METEOTEST Fabrikstr. 14CH-3012 Bern Switzerland	Двумерная эмпирическая модель для оценки загрязнения воздуха
TNO-Isaksen model	1999	TNO Institute of Environmental Sciences,Energy Research and Process Innovation	Модификационная двумерная модель Isaksen и Rodhe (1978).
TROPOS Version D	1999	UK Meteorological Office Global Two-dimensional Chemistry Model	Двумерная эйлерова модель для химических источников.
AIPOC	Февраль 1997	Laboratory of Aerodynamics Department of Mechanical Engineering National Technical University of Athens (NTUA)	Статистическая модель, описывающая временное изменение концентрации примеси (боксовая стохастическая модель).
AEROPOL	1999	Tartu Observatory, Aruka Ltd.	Гауссова модель, основанная на классификации Пэскуила.
EK100W	Март 1999	ATMOTERM Ltd	Трехмерная гауссова модель.
PLUME	1999	Institute of Geophysics, Bulgarian Academy of Sciences	Гауссова модель факела от источника.
SPRAY	1999	ENEL-SRI-Area Ambiente	Стохастическая лагранжева модель распространения примеси.
"Эколог" v2.2	1999	"Интеграл"	Нормативная методика ОНД-86.
ЭПК “Zone”	Декабрь 1999	«ЛенЭкоСофт»	Трехмерная численная модель со стохастической моделью диффузии
LED	1993	National Institute of Meteorology and Hydrology Bulgarian Academy of Sciences	Объединенная модель лагранжевого факела с эйлеровым рассеянием примеси.

Анализ собранных данных, часть  из которых приведена в табл. 3.2.1, показывает, что наиболее активно в настоящее время внедряются численные трехмерные гидродинамические модели (около 50%), на втором месте по распространению – широко известные гауссовые модели, развивающие нормативные методики EPA-US и МАГАТЭ (около 25%), остальная часть приходится на двумерные, одномерные и аналитические модели. К числу последних относится, в частности, и используемая в РФ нормативная методика ОНД-86.

В качестве итога выполнения второго  этапа оценки риска, как правило, следует рассматривать расчет среднесуточной дозы (ADD) или поступления (I) Стандартное уравнение для расчета среднесуточной дозы или среднесуточного поступления имеет следующий вид:

ADD (I) = (C ^x CR ^x ED ^x EF) / (BW ^x AT ^x 365)

где ADD – среднесуточная доза (I – среднесуточное поступление);

C – концентрация вещества в среде обитания;

CR – скорость поступления (объем ежедневно вдыхаемого воздуха м³/день или количество потребляемой питьевой воды л/сут и пр.);

ED – продолжительность воздействия, лет;

EF – частота воздействия, дней/год;

BW – масса тела человека;

АТ - период осреднения экспозиции, лет;

365 –  число дней в году.

В целом же, реализация второго этапа системы оценки риска зависит от целей и задач оценки, а также материального обеспечения этого вида работ. По мнению многих экспертов, наиболее надежным источником получения информации о реальных и потенциальных дозовых нагрузках является разумная комбинация лабораторных и расчетных методов на основе единого информационного пространства, основой для которого могут стать муниципальные геоинформационные системы.

2.3 Оценка зависимости "доза-эффект"

2.3.1 Модели

Наибольшее  количество вопросов и споров вокруг них связано с реализацией третьего этапа оценки риска - оценки зависимости "доза-эффект". Попробуем систематизировать эти вопросы. 

Как уже указывалось выше, дозо-зависимая  реакция организма обычно определяется экспериментально на уровне достаточно высоких, явно действующих, доз, а оценка реального уровня загрязнения осуществляется методом экстраполяции. В то же время, знания о характере поведения таких веществ на уровне малых доз часто является не результатом научного доказательства, а следствием принятия той или иной научно-теоретической концепции. По мнению ряда авторов, задача описания всего многообразия и сложности процессов,   протекающих в организме,  может быть решена на основе фундаментальных закономерностей, которым подчиняются  биологические  системы.  Учитывая ограниченность существующих к настоящему времени знаний о  механизме  процессов, протекающих в организме, а также сложность математического аппарата,  применяемого для описания токсических эффектов,  очевидно, что получить точное и в то же время достаточно простое математическое выражение, которое связывает величину эффекта с уровнем и продолжительностью воздействия (зависимость "доза-время-эффект"), можно лишь в рамках определенных ограничений - как по механизму,  так и по экспериментальным условиям.  Так,  при относительно длительном воздействии токсического вещества в стабильных уровневых условиях зависимость "доза-время-эффект" выражается следующим уравнением [31]:

 

     E = E_m - exp [ -kⁿ l Сⁿ (t _общ - t _равн)],    (1) 

где      

E -  токсический эффект при данной концентрации и данном времени воздействия;

E_m - максимальный эффект;

n -  стехиометрический  коэффициент  биологической реакции;

k -  константа скорости лимитирующей реакции;

t _общ. - общее время воздействия ксенобиотика;

t _равн. - время установления равновесия между концентрациями

ксенобиотика  во внешней среде и в организме;

l - коэффициент распределения организм/окружающая среда;

C - концентрация токсического вещества в окружающей среде.

 

Это уравнение применимо для  веществ  общетоксического  действия. Для  химических  веществ,  обладающих избирательной токсичностью, необходимо ввести в экспоненциальный  множитель  дополнительный коэффициент, учитывающий эту специфичность.

Для практического применения системы оценки риска пользуются более простыми формулами, основными из которых являются следующие (описание моделей цитируются по [5]):

1).Линейная или линейно-экспоненциальная модели.

 

Risk= UR х C х t             (2)

Risk= 1 - exp (-UR x C x t)   (3)

где Risk - риск возникновения неблагоприятного эффекта,  определяемый как вероятность возникновения этого эффекта  при  заданных условиях;

C - реальная концентрация (или  доза)  вещества, оказывающая воздействие за время t;

UR - единица риска, определяемая как фактор пропорции роста риска  в  зависимости  от величины действующей концентрации (дозы). Как правило определяется экспертными методами при статистическом анализе экспериментального или медико-статистического материала, полученного различными авторами в сравнимых ситуациях.

2) Пороговая модель предполагает наличие порога,  ниже которого изучаемый фактор практически не действует.

Risk = H(C-Cт)      (4)

     где Н - функция Хевисайда (H(x)=0 при x<0  и  H(x)=1 при x>0);

          C- концентрация воздействия;          Cт- пороговая концентрация.

3) Модель индивидуальных порогов действия (нормально-вероятностное распределение  частоты эффектов, пробит-анализ) впервые использована и с успехом применяется для определения острой токсичности химических веществ. Однако может быть использована и в ряде других случаев.

 (5)

p - число пи (3.14........);

С - воздействующая концентрация.