Автор работы: Пользователь скрыл имя, 21 Апреля 2013 в 23:25, курсовая работа
Оценка риска здоровью является естественной поведенческой реакцией человека и сопровождает его с первых дней и до смерти. Поведение человека, как сознательное, так и рефлекторное, основано на оценке ситуации во взаимосвязи с возможными отрицательными последствиями. На оценке риска здоровью базируется вся система информационной связи человека с окружающим его миром. Такие понятия, как "опасность", "угроза" и т.п. связаны, прежде всего, с информацией о риске здоровью. Принято считать, что загрязнение окружающей среды (химические вредные вещества, шум и т.д.) создает опасность для здоровья человека.
E(C3) = E(Cnb) (26)
(Эффект при воздействии примеси третьего класса опасности в концентрации С3 равен эффекту при воздействии примеси другого класса опасности в концентрации Сn в степени b).
При этом считается [9,10,11,32], что значения коэффициента b должно быть принято для веществ 1, 2, 3 и 4 классов соответственно на уровне 2.35, 1.28, 1.00 и 0.87. Таким образом для оценки риска неспецифических хронических эффектов при загрязнении атмосферного воздуха уравнение расчета риска приобретает вид:
Risk = 1 - exp (ln(0.84) x (C /ПДК) b / Кз)
Пример. Требуется определить вероятностный риск развития хронических неспецифических эффектов при средней концентрации серной кислоты в воздухе на селитебной территории 0,4 мг/м3. Серная кислота относится ко второму классу опасности (b=1.28, K3 = 6), ПДК сс = 0,1 мг/м3.
Risk = 1- exp(ln(0.84) x (0.4/0.1)1.28 / 6) = 0.157
В данном случае при постоянном воздействии атмосферного воздуха, загрязненного серной кислотой в концентрации 0,4 мг/м3 у 157 человек из 1000 постоянно проживающих на исследуемой территории на протяжении своей жизни могут проявиться симптомы хронической интоксикации. Формально это корреспондирует с эквивалентным увеличением общей заболеваемости, однако это медико-статистических показатель, и он в значительной степени зависит от того, обратиться ли каждый из этих людей за медицинской помощью и зарегистрирует ли при этом лечащий врач заболевание.
В основу модели оценки загрязнения окружающей среды свинцом положена информация о том, что эффекты воздействия зависят от концентрации данного вещества в крови человека. Так в соответствии с данными ATSDR, при увеличении содержания свинца в почве урбанизированных территорий на каждые 1000 мг/кг, его содержание в крови увеличивается соответственно на 10 ug/dL (10 микрограмм на децелитр, т.е. 100 мл). При возрастании концентрации свинца в воздухе на 1 мкг/мЗ его концентрация в крови увеличивается: у взрослых на 1,8 мкг/100 мл, у детей на 4,2 (3,3-5,2) мкг /100 мл. В качестве допустимой концентрации этого элемента в крови, как правило, принимается величина 10 мкг/100 мл. При превышении этой величины пользуются следующей шкалой (рис. 1).
Поскольку прирост концентрации свинца в крови при его поступлении в организм из внешней среды зависит от исходного уровня содержания элемента в биосубстратах человека, при углубленных исследованиях рекомендуется пользоваться специализированными моделями, такими как биокинетическая модель для свинца (IEUBK Model, Научный центр «Окружающая среда - риск – здоровье»), или LRISK (НИИ ЭЧ и ГОС им. А.Н. Сысина РАМН).
Рис. 1 Эффекты неблагоприятного воздействия при разном уровне содержания свинца в крови.
В соответствии с инструктивными документами ВОЗ риск для здоровья при ингаляционном воздействии взвешенных веществ определяется размерами частиц взвесей. Существуют примерные предположения о стандартном процентном соотношении разных частиц пылей в воздухе урбанизированной территории, однако по нашему мнению, это требует обязательного лабораторного уточнения на конкретной изучаемой территории скриниговыми исследованиями.
В соответствии с данными ВОЗ [36] увеличение среднегодовой концентрации пыли (общая пылевая фракция) на 10 мкг/м3 приводит к возрастанию частоты заболеваний бронхитом у детей на 11%. При увеличении среднесуточной концентрации пылевых частиц размером менее 10 мкм на 10 мкг/м3 частота симптомов со стороны верхних дыхательных путей возрастает на 3,5%, обращаемость и госпитализация по поводу респираторных заболеваний - на 0,84%, частота применения бронходилятаторов - на 2%, смертность от заболеваний органов дыхания - на 1,2%, смертность от сердечно-сосудистых заболеваний - на 0,8%.
По данным ВОЗ [36] при увеличении среднесуточной концентрации на 30 мкг/мЗ число заболеваний нижних дыхательных путей у детей в возрасте 5-12 лет возрастает на 20%. В случае хронического воздействия данного газа для расчета прироста частоты случаев заболеваний органов дыхания у детей в возрасте 6-7 лет используется уравнение:
Y = 1 / (1 + exp(0.536 - 0,0275 х N02 + 0,0295 x k))
где: Y - прирост случаев/численность популяции, еxp – символ экспоненты (основание натурального логарифма в степени выражения, стоящего в скобках), NO2 - концентрация диоксида азота в мкг/м3; величина коэффициента "к" для мальчиков составляет -1, для девочек k = 0.
При увеличении среднесуточной концентрации диоксида азота на 10 мкг/м3 продолжительность приступов обострения заболеваний верхних дыхательных путей (в частности, бронхиальной астмой) возрастает на 6,5 %.
По данным ВОЗ [36] увеличение среднесуточной концентрации диоксида серы на 10 мкг/м3 приводит к росту общей смертности на 0,6% (ВОЗ), смертности от болезней органов дыхания на 1,2%, смертности от сердечно-сосудистых заболеваний на 0,6%. У людей в возрасте 65 лет и более прослеживается увеличение госпитализации и/или обращаемости за скорой медицинской помощью по поводу респираторных заболеваний на 0,5 % на каждые дополнительные 10 мкг/м3.
По данным ВОЗ [36] прирост частоты госпитализации и/или обращаемости по поводу заболеваний сердца (в возрасте 65 лет и более), выраженный в виде отношения: дополнительное число случаев госпитализации/численность экспонируемого населения, составляет: 0,00000011 х СО/1,15, где СО - концентрация в мг/м3. Изменение частоты приступов у некурящих больных стенокардией в возрасте 35 - 37 лет (снижение межприступного периода, %) описывается уравнением:
Увеличения частоты приступов (в %) = -1,89 х 0,45 х СО/1,15
Изменение содержания карбоксигемоглобина (СОНb) в крови (исходное содержание 0,5 %) при увеличении концентрации СО в воздухе характеризуется следующей зависимостью:
Прирост СОНb = 0,45 х СО/1,15
Таким образом, суть третьего этапа оценки риска применительно к практической деятельности врача-гигиениста, заключается в том, что здесь необходимо выявить количественные значения вероятности проявления негативных для здоровья реакций на воздействие конкретного неблагоприятного фактора, действующего с определенной силой и в заданный промежуток времени.
Заключительный этап - характеристика риска, является обобщением результатов предыдущих этапов. Этап характеристики риска включает, помимо количественных величин риска, анализ и характеристику неопределенностей, связанных с оценкой, и обобщение всей информации по оценке риска.
Так, одним из разделов работ последнего этапа является расчет комбинированного действия или комбинированного риска. Упрощенным методом оценки комбинированного риска (так как это принято, например, в международной практике) является способ, где комбинированный риск определяется как сумма рассчитанных величин риска по каждому из принятых в расчет веществ.
Другим способом оценки комбинированного воздействия нескольких примесей является расчет суммарных показателей [9]. Под комбинированном действием принимается воздействие нескольких примесей, поступающих через один из факторов (воздух, вода или др.) окружающей среды. При определении суммарных показателей (индексов загрязнения) используется принцип изоэффективности, т.е. кратности превышения ПДК каждого вещества сначала "приводятся" к третьему классу опасности, а затем рассчитывается индекс загрязнения (Р). При этом можно отметить, что получаемый таким образом индекс загрязнения по сути представляет собой кратность превышения ПДК условного вещества третьего класса опасности, токсический эффект которого равен сумме всех веществ, входящих в смесь. Следовательно, для оценки риска при комбинированном воздействии нескольких веществ целесообразно сначала рассчитать суммарный индекс загрязнения [10,11], а затем, используя выше указанные подходы, провести оценку риска.
Еще одним подходом, который, по нашему мнению, с успехом может применяться как для оценки комбинированного, так и комплексного действия, является метод, основанный на умножении вероятностей. Основанием для такого суждения служит следующее. Хорошо известно [10,11], что для оценки комбинированного действия нескольких примесей, обладающих эффектом суммации, используют метод расчета приведеннной концентрации (Спр):
С пр. = С1 + C2 x ПДК1/ ПДК2 + ... + Сn x ПДК1/ ПДКn ,
где С1, С2…Сn - концентрации 1-й, 2-й … n-ой примесей, а ПДК1, ПДК2… ПДКn - соответственно их нормативы.
При этом, риск комбинированного действия такой смеси может быть легко определен с использованием подходов, изложенных выше, где Спр принимается как биологический эквивалент суммарного воздействия примесей, входящих в смесь. Вместе с тем, учитывая, что риск, по своей сути, является величиной вероятностной, мы не исключаем возможность определения риска комбинированного действия в соответствии с правилом умножения вероятностей, где в качестве множителя выступают не величины риска здоровью, а значения, характеризующие вероятность его отсутствия:
Risk сум = 1 - (1-Risk1) *(1-Risk2) *(1-Risk3) *...*(1-Riskn)
где Risk сум - риск комбинированного действия примесей;
Risk1 - Riskn - риск действия каждой отдельной примеси.
Оказалось, что суммарный риск появления неблагоприятных для здоровья эффектов, рассчитанный как по первому так и второму уравнениям, дают совершенно идентичные результаты.
В качестве примера приведем следующий расчет.
Пример расчета риска комбинированного действия | |||
Примеси |
Концентрация |
ПДК |
Риск |
Примесь 1 |
2,0 |
1,0 |
0,075 |
Примесь 2 |
4,0 |
1,5 |
0,098 |
Примесь 3 |
0,25 |
0,1 |
0,092 |
Спр(приведенная к первой примеси) |
7,17 |
1,0 |
0,243 |
Риск, определенный по правилу умножения вероятностей |
0,243 | ||
Это наблюдение дает основание для использования второго из предложенных уравнений как универсального способа определения риска комбинированных и комплексных эффектов различных факторов однонаправленного биологического действия.
При использовании данной схемы следует обратить внимание на следующее.
Эффекты немедленного действия чаще всего проявляются в виде рефлекторных реакций у наиболее чувствительных лиц. Иными словами, люди наиболее подверженные воздействию одних примесей также оказываются более чувствительными и к другим. В связи с этим, потенциальный риск немедленного действия при комбинированном воздействии чаще всего определяется максимальным риском отдельной примеси среди всех воздействующих ингредиентов, хотя ряде отдельных случаев необходим учет эффекта суммации.
Хроническое воздействие химических веществ общетоксического характера действия на уровне малых концентраций (1 - 15 ПДК) [2,3,9,17,21,32] характеризуется однотипными неспецифическими эффектами, что заставляет думать о необходимости обязательного использования в этом случае уравнения расчета суммарного риска для всех примесей, являющиеся потенциальными токсикантами хронического действия.
За заключительном этапе оценки риска важно также получить информацию о популяционном риске, представляющим собой произведение индивидуального риска (отдельно по каждому веществу и их комбинаций) на численность экспонированной популяции. При этом обязательно должны оцениваться все неопределенности, допущенные на предыдущих этапах. Существует четыре основных источника неопределенности:
В идеальном случае, каждая неопределенность должна сопровождаться распределениями индивидуальной и обобщенной вероятности, из которых выводятся средние или худшие индивидуальные оценки негативного эффекта. Оценка риска является одной из основ для принятия решений по профилактике неблагоприятного воздействия экологических факторов на здоровье населения, но не самим решением. Другие необходимые для этого условия - анализ не рисковых факторов, сопоставление их с характеристиками риска и установление между ними соответствующих пропорций входят в процедуру управления, являющейся, как мы уже говорили, третьим этапом системы социально-гигиенического мониторинга. Решения, принимаемые на такой основе, не являются ни чисто хозяйственными, ориентирующимися только на экономическую выгоду, ни чисто медико-экологическими, преследующими цель устранения даже минимального риска для здоровья человека или стабильности экосистемы без учета затрат на обеспечение такой ситуации. Другими словами, сопоставление медико-экологических, социальных и технико-экономических факторов дает основу для ответа на вопрос о степени приемлемости риска и необходимости принятия регулирующего решения, ограничивающего или запрещающего использование того или иного технического решения, функционального зонирования территории поселения при разработке его генплана, и т.д.