В случае же доз, величины которых меньше нижнего предела исследованных значений, приходится проводить экстраполяцию. При этом предполагается, что в области малых доз соотношение между дозой и реакцией на нее является линейным. Кроме того, считается, что действие загрязнителя не имеет порога. На самом деле это далеко не всегда можно считать корректным. Предположение об отсутствии порога приводит к некоторому завышению эффектов и риска, это делается сознательно для перестраховки рассчитываемых оценок.
Таким образом, гипотеза о линейном и беспороговом характере зависимости «доза — отклик» в области малых (субэкспериментальных) значений порога позволяет оценивать дополнительную частость риска с помощью простого соотношения:
qe = Fr (D = Fr (c (v (t, (2.13)
где Fr — фактор риска, выражаемый в мг (1, который показывает дополнительную частость, отнесенную к единице дозы. Величину Fr можно получить, например, путем деления частости риска qe, мин, соответствующей минимальной исследованной дозе (нижней границе изучавшегося интервала значений доз), на величину минимальной из исследованных доз Dмин:
Fr = qe, мин/Dмин. (2.14)
Пример 4. В питьевой воде по месту проживания некоторой семьи определена концентрация загрязнителя, равная 3 мкг/л. В процессе экспериментальных наблюдений над его действием установлено, что наименьшей из изученных доз Dмин = 200 мг соответствует частость риска qe, мин, равная 0,1. Эксперименты проводились с животными в течение периода времени, составившего 0,3 их средней продолжительности жизни. Как оценить дополнительный риск, которому будет подвергаться данная семья после 10 лет проживания в этом месте, если считать, что рассматриваемое вещество относится к беспороговым?
При расчетах риска, связанного с вредными веществами в питьевой воде принято считать, что каждый человек потребляет, в среднем 2,2 литра в день. Следовательно, за 10 лет (3650 дней) суммарная доза составит:
D = c (v (t = (3 мкг/л)(2,2 л/день)(3650 дней) = 24,1 мг.
Эта величина значительно меньше минимально исследованной дозы, поэтому надо провести экстраполяцию в область малых доз, предполагая линейную зависимость частости риска от дозы. Очевидно, что такая экстраполяция внесет свою погрешность в оценку риска. Время в 10 лет составляет следующую долю от средней продолжительности жизни человека: 10/70 = 0,14. Это существенно меньше доли 0,3, характеризующей условия опытов. Таким образом, добавляется еще один источник погрешности в оценке риска. Фактор риска определяется по формуле (2.14):
Fr = qe, мин/Dмин = 0,1/200 = 5(10(4 мг (1.
Дополнительный риск, которому подвергаются члены рассматриваемой семьи, характеризуется частостью:
qe=Fr (D=(5(10(4 мг (1)((24,1 мг)=0,01.
2.
3. Способы выражения фактора риска В уравнении (2.14) фактор риска Fr представлял собой риск, отнесенный к единице дозы вредного вещества и выражался в обратных миллиграммах (мг-1). Иногда требуется дать зависимость риска R не от дозы, а от концентрации вещества с:
R = Fr (c. (2.15)
Если концентрация имеет размерность мкг/м3 (в случае, когда загрязнитель находится в воздухе), то фактор риска должен быть отнесен к единице концентрации и, следовательно, быть выраженным в (мкг/м3)-1. Связь между значениями фактора риска, выраженными в (мг-1) и в (мкг/м3)-1, имеет следующий вид:
Fr (мкг/м3)-1 = Fr (мг-1)(10(3(v (t, (2.16)
где v — интенсивность ежедневного поступления загрязнителя в организм, а t — длительность поступления. Это соотношение может быть использовано, если определено ежедневное поступление загрязненного воздуха и установлено время воздействия загрязнителя на группу риска.
Пример 5. Найти связь между значениями фактора риска, выраженными в (мг-1) и в (мкг/м3)-1, для населения, постоянно проживающего в местности с загрязненным атмосферным воздухом.
Принятое в Российской Федерации стандартное значение объема воздуха, поступающего в легкие населения, составляет 7,3(106 л/год = 7,3(103 м3/год. Если считать, что каждый житель подвергается риску в течение всей жизни, средняя продолжительность которой составляет 70 лет, то соотношение между значениями фактора риска будет таким:
Fr (мкг/м3)-1 =Fr (мг-1)(10(3 (7,3(103(м3/год)(70 лет = 511 Fr (мг-1). (2.17)
Обозначим через qe количество дополнительных случаев тяжелых последствий действия токсиканта на людей, отнесенное к одному году. Оно может быть записано в следующем виде:
qe = [ Fr (мкг/м3)-1 (] / T. (2.18)
В этом выражении подразумевается, что каждая i-я доза загрязнителя действует на количество людей, равное N; n — полное количество доз загрязнителя, а Т — время экспозиции, т. е. количество лет воздействия вредного вещества.
Еще один способ выражения фактора риска обусловлен возможностью связи риска R c мощностью дозы токсиканта или канцерогена HD:
R = Fr (HD (2.19)
В этой формуле мощность дозы представляет собой количество токсиканта (канцерогена) в 1 мг, отнесенное к 1 кг массы тела человека и к одному дню экспозиции. Таким образом, величину HD следует выражать в мг/(кг (день), а фактор риска Fr — в обратных единицах, т. е. в [мг/(кг (день)]-1. Если принять среднюю массу тела человека за 70 кг, то легко записать соотношение между значениями фактора риска, выраженного в [мг/(кг (день)](1 и в мг (1:
Fr [мг/(кг (день)](1 = Fr (мг (1)(70 (кг)(t (дни), (2.20)
где t — время экспозиции.
Пример 6. Найти связь между факторами риска в [мг/(кг (день)]-1 и в мг-1 для персонала, работающего во вредных условиях, связанных с поступлением в организм некоторого токсиканта. Считать, что количество рабочих дней в году равно 250, а полный стаж работы во вредных условиях — 20 лет.
Значение Fr с размерностью [мг/(кг (день)](1 будет иметь вид
Fr[мг/(кг (день)](1 = Fr (мг (1)(70(кг) 250(дни/год)(20 лет = 3,5(105 Fr (м (1).
2.
4. Оценка допустимых для населения концентраций загрязнителей по заданному значению допустимого риска Для оценки влияния токсиканта, присутствующего в окружающей среде, вводится понятие «риска от дозы i токсиканта j», обозначаемого через [Pe (D)]ij. Фактически величина [Pe (D)]ij является вероятностью, она зависит от так называемого фактора риска данного токсиканта Fr и его дозы D. Доза измеряется в мг, а фактор риска имеет размерность (мг (1) и представляет собой риск, приходящийся на единицу дозы. Величина фактора риска должна быть установлена в результате специальных исследований. Если связь между дозой и риском линейна, а воздействие токсиканта не имеет порога, то величина [Pe (D)]ij определяется простой формулой
[Pe (D)]ij = (Fr (D)ij = (Fr (c (v (t)ij, (2.21)
где c — концентрация токсиканта, v — его ежедневное поступление в организм, t — время воздействия токсиканта.
Пусть в g компонентах среды обитания (например, g = 3 при рассмотрении воздуха, воды и пищи) присутствуют (k-1) беспороговых загрязнителей, к которым добавляется еще один (k-й) загрязнитель, также не имеющий порога в соотношении «доза — эффект». Полный риск, обусловленный воздействием всех k беспороговых веществ, определяется следующим выражением:
R = + Rgk), (2.22)
где R — значение индивидуального риска, устанавливаемое для продолжительности всей жизни индивидуума; Rgj — значение индивидуального риска, связанного с присутствием j-го загрязнителя в g-м компоненте окружающей среды; Rgk — значение индивидуального риска, вызванного появлением k-го загрязнителя в g-м компоненте окружающей среды.
В соответствии с формулой (2.21) выражение (2.22) будет иметь вид:
R = + Pe (D)gk), (2.23)
где D — доза загрязнителя, накопленная на протяжении всей жизни индивидуума (D=c (v (t, где c — концентрация загрязнителя, v — скорость его поступления в организм, t — средняя продолжительность жизни человека).
Для линейной связи между дозой вредного вещества и вызываемым эффектом можно использовать выражение qe (D) из (2.13):
Pe (D) = Fr (D = Fr (c (v (t. (2.24)
Подставив его в формулу (2.23), получим
R=+ (Fr (D)gk ]=+ (Fr (c (v (t)gk ], (2.25)
где R — значение допустимого риска; c — допустимая концентрация загрязнителя в одном из компонентов окружающей среды.
Для населения, постоянно проживающего в загрязненной местности, t = 365 дней∙70 лет = 25 550 дней. Подставив это значение в уравнение (2.25), получим
R = 25 550 + (Fr (c (v)gk ]. (2.26)
Если k-й загрязнитель вводится лишь в один из компонентов среды, то можно получить его допустимую концентрацию в этом компоненте ck:
R = 25 550 + (Fr (c (v)k, откуда
ck = [R — 25 550 ]/(25550(Frk (vk). (2.27)
Если по уже присутствующим в окружающей среде веществам данные отсутствуют, то в предположении, что других загрязнителей нет, допустимая концентрация вводимого загрязнителя может быть рассчитана по упрощенной формуле, которая следует из уравнения (2.27):
ck = Rk/(25550(Frk (vk). (2.28)
Пример 7. Ввод в эксплуатацию некоторого промышленного объекта сопряжен с выбросом в атмосферу загрязнителя-канцерогена. Рассчитать его допустимую концентрацию при следующих условиях:
допустимый для всей жизни человека индивидуальный риск, обусловленный присутствием в окружающей среде всех канцерогенов, принять равным 5(10(6;
устанавливаемый для всей жизни человека индивидуальный риск, вызванный присутствием ранее имеющимися k-1 канцерогенами в окружающей среде канцерогенов с допустимыми концентрациями, составляет 2(10(6;
фактор риска нового канцерогена, отнесенный ко всей продолжительности жизни, равен 1(10(5 мг-1;
время ежедневной экспозиции новому канцерогену — 8 часов.
Средняя скорость поступления воздуха в организм составляет для населения 20 м³ в день. Ежедневное поступление загрязненного воздуха будет равно 8 ч/24 ч ∙ 20м3/день = 6,66 м3/день. Величину ck можно определить по формуле (2.27):
ck=(5(10(6−2(10(6)/(25 550 (1(10(5 (6,66)=1,8(10(6 мг/м3 =1,8(10(3 мкг/м3.
Таким образом, в настоящее время для прогнозирования и оценки тяжести последствий загрязнения окружающей среды химическими веществами, в частности, органическими суперэкотоксикантами, принятия решений по управлению безопасностью, оценки риска угрозы здоровью человека, предложены различные математические модели и расчетные методики. Некоторые из них и приведены в данной главе.
Выводы по главе 2
Важной составляющей природоохранного управления является оценка риска от загрязнения окружающей среды для здоровья населения. Для этого используется фактическая база данных о концентрациях вредных веществ в зонах обитания и изучаются по клиническим показаниям их воздействия на здоровье отдельных людей или всего населения в целом.
В последние десятилетия методология оценки риска быстро развивалась, и в настоящее время она все чаще используется в качестве инструмента принятия решений о деятельности, сопряженной с риском. Предложены как качественные, так и количественные методы, графические и математические модели. В данной главе представлены отдельные, наиболее применимые количественные методики оценки риска угрозы здоровью людей при воздействии суперэкотоксикантов: методика, учитывающая частость дополнительного риска, модель соотношения между дозой загрязнителя и откликом на нее, способы определения фактора риска, методика оценки допустимых для населения концентраций загрязнителей по заданному значению допустимого риска и приведены соответствующие примеры.
Заключение
В ходе выполнения данной курсовой работы мной рассмотрена проблема загрязнения окружающей среды органическими суперэкотоксикантами и методы оценки риска угрозы для жизни человека. Эта тема имеет особо важное значение в современном обществе, характеризующемся постоянно растущими масштабами использования токсикантов в народном хозяйстве, обусловливающими быстрое распространение загрязняющих веществ. Последнее является результатом насыщенности как производства, так и сферы услуг сверхсовременными технологиями и нерационального и неосторожного использования бесконечного множества разнообразных экотоксикантов, представляющих огромную опасность для человека.
В целом можно сделать следующие выводы:
Органические суперэкотоксиканты — чрезвычайно токсичные синтетические соединения, исключительно стойкие к различным внешним воздействиям и губительные для всего живого даже в минимальных концентрациях.
Источники распространения и рассеивания в окружающей среде суперэкотоксикантов исключительно разнообразны и затрагивают все сферы земной поверхности. Это увеличивает вероятность исключительно быстрой миграции их по пищевым цепям и, в конечном итоге, попадания в организм человека.
3) Трагические последствия воздействия суперэкотоксикантов на живую природу указывают на то, что необходимо искать и внедрять не только методы их ликвидации и обезвреживания, но и пути снижения риска угрозы для жизни людей.
В настоящее время необходимо осуществление целого комплекса мер по восстановлению и сохранению окружающей среды от воздействия органических суперэкотоксикантов, не только организационных, но и правовых и экономических. Это задача общемирового масштаба.
Список литературы
1. Акимов В. А., Радаев Н. Н. Методический аппарат исследования природного и техногенного рисков // Безопасность жизнедеятельности. — 2001. — № 2. — С.34 — 38.
2. Бабенко О. В. Диоксины — проблема 21 века. // Медицинская помощь, 2000. — № 5, С. 32 — 35.
3. Баженова Л. Н. Органические суперэкотоксиканты. Аналитический аспект. Курс лекций. — Екатеринбург, 2007. — 262 с.
4. Безопасность жизнедеятельности: Учебник / Под ред. проф. Э. А. Арустамова. -
4-е изд., перераб. и доп. — М.: Издательско-торговая корпорация «Дашков и К°», 2002. — 496 с.
5. Ваганов П. А., Ман-Сунг Им. Экологические риски. — СПб.: Изд-во С.-Петерб. ун-та, 2001. — 152 с.
6. Владимиров В. А. Оценка риска и управление техногенной безопасностью: монография /В.А. Владимиров, В. И. Измалков, А. В. Измалков. — М.: ФИД «Деловой экспресс», 2002. — 184 с.
7. Егоров А. Ф., Савицкая Т. В., Михайлова П. Г., Курбатова М. Г. Модели оценки риска возникновения аварий на технологическом оборудовании с опасными химическими веществами. Ч.
1. Теоретические основы // Безопасность в техносфере. — 2008. — № 5 (14). — С. 4 — 13.
8. Колодкин В. М. Оценка уровня экологической безопасности технологического объекта //Экология и промышленность России. — 2002, № 9. — С.37 — 41.
9. Мурин М. Б., Бражник Н. П. К проблеме профилактики интоксикации диоксинами // Военно-медицинский журнал, 2000. — № 7, С. 21−22.
10. Никифорова Т. Ф. Безопасность продовольственного сырья и продуктов питания. Иваново, изд-во ИГХТУ, 2007. — 132 с.
11. Промышленная экология /Под ред. В. В. Денисова. — М.: ИКЦ «Мар
Т", 2007. — 720 с.
12. Севастьянов Б. В., Лобова И. Ю. Методы количественных оценок в менеджменте производственных и профессиональных рисков. // Безопасность в техносфере. — 2008. — №
1. — С. 13 — 18.
13. Филонов В. П., Соколов С. М., Науменко Т. Е. Эколого-эпидемическая оценка риска для здоровья населения.
Минск, 2001.
14. Хоружая Т. А. Оценка экологической опасности. Обеспечение безопасности. Методы оценки рисков. Мониторинг. — М.: Книга-сервис, 2002. — 208 с.
15. Хрипач Л. В., Журков В. С., Ревазова Ю. А., Рахманин Ю. А. Проблемы оценки канцерогенной опасности диоксинов. // Гиг. и сан. — 2005. — №
6. — С. 24 — 27.
Баженова Л. Н. Органические суперэкотоксиканты. Аналитический аспект. Курс лекций. — Екатеринбург, 2007. — С. 46.
Баженова Л. Н. Органические суперэкотоксиканты. Аналитический аспект. Курс лекций. — Екатеринбург, 2007. — С. 228.
Никифорова Т. Ф. Безопасность продовольственного сырья и продуктов питания. Иваново, изд-во ИГХТУ, 2007. — С. 107.
Ваганов П.А., Ман-Сунг Им. Экологические риски. — СПб.: Изд-во С.-Петерб. ун-та, 2001. — С. 71.
