Главная

Контакты

Случайная статья

• Автоматизация
• Антропология
• Археология
• Архитектура
• Биология
• Ботаника
• Бухгалтерия
• Военная наука
• Генетика
• География
• Геология
• Демография
• Деревообработка
• Журналистика
• Зоология
• Изобретательство
• Информатика
• Искусство
• История
• Кинематография
• Компьютеризация
• Косметика
• Кулинария
• Культура
• Лексикология
• Лингвистика
• Литература
• Логика
• Маркетинг
• Математика
• Материаловедение
• Медицина
• Менеджмент
• Металлургия
• Метрология
• Механика
• Музыка
• Науковедение
• Образование
• Охрана Труда
• Педагогика
• Полиграфия
• Политология
• Право
• Предпринимательство
• Приборостроение
• Программирование
• Производство
• Промышленность
• Психология
• Радиосвязь
• Религия
• Риторика
• Социология
• Спорт
• Стандартизация
• Статистика
• Строительство
• Технологии
• Торговля
• Транспорт
• Фармакология
• Физика
• Физиология
• Философия
• Финансы
• Химия
• Хозяйство
• Черчение
• Экология
• Экономика
• Электроника
• Электротехника
• Энергетика

Взаємозв’язок оцінки експозиції та оцінки ефектів

Тема № 65

МЕТОДОЛОГІЯ ОЦІНКИ РИЗИКУ ПРИ ПРОВЕДЕННІ ЕПІДЕМІОЛОГІЧНИХ ДОСЛІДЖЕНЬ

1. Навчальна мета

Оволодіти теоретичними основами та загальною схемою оцінки ризику від впливу факторів навколишнього середовища на здоров¢ я населення.

2. Вихідні знання та вміння

2. 1. З н а т и:

2. 1. 1. Основні поняття, що використовуються в методології оцінки ризику.

2. 1. 2. Основні етапи методології оцінки ризику.

2. 2. В м і т и:

2. 2. 1. Розрахувати відносний та популяційний ризик для населення.

2. 2. 2. Працювати з мікро-ЕОМ чи персональним комп’ютером.

2. 2. 3. Ідентифікувати шкідливий фактор та давати якісну оцінку несприятливих для здоров’я ефектів.

2. 2. 4. Обґрунтувати схему та зміст основних етапів методології ризику.  

2. 2. 5. Використовувати довідково-нормативний матеріал.

3. Питання для самопідготовки

3. 1. Методологія оцінки ризику. Характеристика проблеми та основні терміни.

3. 2. Основні етапи методології оцінки ризику.

3. 2. 1. Ідентифікація шкідливого фактора(факторів).

3. 2. 2. Оцінка експозиції.

3. 2. 3. Оцінка залежності „доза-відповідь”.

3. 2. 3. 1. Оцінка залежності „доза-відповідь” для неканцерогенів.

3. 2. 3. 2. Біомаркери. Індикатори дії, ефекту, схильності.

3. 2. 3. 3. Оцінка залежності „доза-відповідь” для канцерогенів.

3. 2. 4. Характеристика ризику.

3. 3. Зв’язок між оцінкою ризиком та керування ним. Керування ризиком та гігієнічне нормування.

3. 4. Проблеми застосування методології оцінки ризику в Україні.

4. Завдання для самостійної підготовки

Вивчіть рекомендовану літературу та запишіть у зошит протоколів визначення методології, основних термінів та понять, зміст етапів загальної схеми оцінки ризику, замалюйте схеми „Оцінка експозиції” та „Взаємозв’язок між оцінкою експозиції та оцінкою ефекту в парадигмі здоров’я, обумовленого станом довкілля”. Складіть та розв’яжіть по 5 задач з розрахунку відносного та популяційного ризиків для населення:

- яке палить;

     - зазнає шкідливого впливу зважених частинок (пилу)

5. Структура та зміст заняття

Заняття семінарське. Після вирішення організаційних питань студенти здають викладачу зошити протоколів практичних занять. За повноту та якість виконання завдання з самостійної підготовки вони одержують оцінку, яка виставляється в журналі обліку відвідувань та успішності студентів академічної групи. Далі проводиться опитування за питаннями для самопідготовки (3. 1–3. 4). За кожну відповідь в усній формі також виставляється оцінка. Наприкінці заняття викладач підводить підсумок щодо рівня засвоєння учбового матеріалу кожним студентом академічної групи, називає оцінки, дає індивідуальні рекомендації щодо подальшого вивчення відповідних учбових питань, називає тему наступного заняття.

6. Рекомендована література

6. 1. О с н о в н а:

6. 1. 1. Загальна гігієна. Пропедевтика гігієни: Підручник / Є. Г. Гончарук, Ю. І. Кундієв, В. Г. Бардов та ін. / За ред. Є. Г. Гончарука. – К.: Вища школа, 1995. – С. 48-137, 458-479.

6. 1. 2. Общая гигиена. Пропедевтика гигиены /Е. И. Гончарук, Ю. И. Кундиев, В. Г. Бардов и др. – К.: Вища шк., 2000. – С. 47-96, 538-560.

6. 1. 3. Изучение влияния факторов окружающей среды на здоровье населения: Учебное пособие /Под ред. Е. И. Гончарука. – К.: КМИ, 1989. – 204 с.

6. 2. Д о д а т к о в а:

6. 2. 1. Авалиани С. Л., Андрианова М. М., Печенникова Е. В. и др. Окружающая среда. Оценка риска для здоровья (мировой опыт). – М.: Консультационный центр по оценке риска. – 1996. – 158 с.

6. 2. 2. Гигиена и санитария. – 2002. - №6. Тематический номер, посвященный оценке риска влияния факторов окружающей среды на здоровье.

6. 2. 3. Кацнельсон Б. А., Привалова Л. И. Оценка риска и гигиеническая регламентация – альтернативы или взаимодополняющие подходы? /Токсикол. вест. – 1996. – N 4. – С. 5-10.

6. 2. 4. Кацнельсон Б. А., Привалова Л. И., Никонов Б. И. и др. Оценка риска: перспективы и проблеми ее использования в росийских условиях//Вестн. Уральской Гос. Мед. Академии. – 1998. – Вып. 6. – С. 32–37.

6. 2. 5. Качинський А. Б., Сердюк А. М. Методологічні основи аналізу ризику в медико-екологічних дослідженнях та його значення для екологічної безпеки України// Лік. справа. – 1995. – №3-4. – С. 5-15.

6. 2. 6. Москаленко В. Ф. Фактори ризику для здоров’я населення і шляхи їх усунення // Експериментальна і клінічна медицина. – 2003. – №1. – С. 179-184.

6. 2. 7. Новиков С. М., Авалиани С. Л., Пономарева О. В. и др. –В кн.: Оценка риска для здоровья. Глоссарий основных терминов. – М.: Консультационный центр по оценке риска. – 1997. – 146 с.

6. 2. 8. Общая токсикология/Под ред. Б. А. Курляндского, В. А. Филова. - М.: Медицина, 2002. – 608с.

6. 2. 9. Тимченко О. І., Сердюк А. М., Турос О. І. Гігієна довкілля: політика, практика, перспективи. – К., 2000. – 127 с.

6. 2. 10. Москаленко В. Ф. Фактори ризику для здоров’я населення і шляхи їх усунення // Експериментальна і клінічна медицина. – 2003. – №1. – С. 179-184.

6. 2. 11. Гундаров И. А., Глазунов И. С., Лисицын В. Ю. и др. Методологические проблемы учения о факторах риска с позиций профилактической медицины // Вестник АМН СССР. – 1988. – №12. – С 34-41.

6. 2. 12. Сердюк А. М., Качинський А. Б., Черніченко І. О., Журавльов Є. П. Проблема ризику в медико-біологічній безпеці (огляд літератури) // Журн. АМН України. – 2003, – Т. 9. – №4. – С. 768-779.

6. 2. 13. IPCS(International Programme on Chemical Safety)/Environmental Health Criteria 170. – In: Assessing human health risks of chemicals: derivation of guidance values for health-based exposure limits". – Geneva: WHO, 1994. – 73p.

6. 2. 14. US EPA/General quantitative risk assessment guidelines for non-cancer health effects. Second external review draft. – Cincinnati, OH.: EPA Environmental Criteria and Assessment Office. – 1991.

6. 2. 15. US EPA/Guidelines for exposure assessment; Notice. – Federal Register. – 1992. – Vol. 57. – P. 22888-22938.

6. 2. 16. US EPA/The use of the benchmark dose approach in health risk assessment. – Washington, DC: EPA Risk Assessment Forum. – 1995. – 70 p.

6. 2. 17. US EPA/Proposed guidelines for carcinogenic risk assessment; Notice. – Federal Register. – 1996. – Vol. 61. – P. 17960-18011.

6. 2. 18. US EPA/Proposed guidelines for ecological risk assessment; Notice. – Federal Register. – 1996. – Vol. 61. – P. 47552-47631.

6. 2. 19. WHO, UNEP, ILO/Environmental Health Criteria 170. Assessing human health risks of chemicals: derivation of guidance values for health-based exposure values. – Geneva: WHO, 1994.

7. Оснащення заняття

1. Схеми дослідження:

2. Оцінка експозиції

3. Взаємозв’язок між оцінкою експозиції та оцінкою ефекту в парадигмі здоров’я, обумовленого станом довкілля.

4. Ситуаційна задача для самостійної роботи студента на занятті.

Додаток 1

В останні роки в медичній науці сформувався якісно новий науково-практичний напрямок – доказова медицина, та набули подальшого розвитку загально-гігієнічні методи, які пов’язані із виявленням і оцінкою впливу факторів ризику на виникнення та подальше прогресування негативних змін у стані здоров’я людини як на індивідуальному так і на популяційному рівні. Формування поняття “ризик” в медицині пов’язано із необхідністю відображення відносних та імовірних закономірностей життєдіяльності організму при його взаємодії з оточуючим світом. Імовірність – це міра, яка дає кількісну характеристику можливості виникнення явищ, або отримання результату. Імовірність коливається від 0, коли подія ніколи не наступить в межах конкретної системи, до 1, коли вона наступить неминуче. Ці крайні варіанти розвитку подій жорстко детерміновані.

Термін ризик семантично походить від грецьких слів risikon, ridsa – круча, скеля. В італійській мові risiko – небезпека, погроза; risikarе – маневрувати між скель. У французькій мові risdоrе – погроза, ризикувати (дослівно: об’їжджати кручу, скелю).

З метою порівняння різних імовірностей виникнення будь-якого стану людини (захворювання та ін. ) використовується метод оцінки ризику. Він ґрунтується на порівнянні шансу виникнення події за певний період часу при певних умовах з шансом її виникнення за той самий інтервал часу при інших умовах. На думку ряду вітчизняних (Є. Г. Гончарук, А. М. Сердюк, Ю. В. Вороненко та ін. ) та закордонних (Гундаров І. А., Лісіцин В. Ю. ) вчених під фактором ризику (ризик-фактором, ризиком для здоров’я) – потрібно розуміти будь-який фактор, який підвищує вірогідність виникнення несприятливих наслідків для здоров’я.

Відомо, що людина щоденно стикається з величезною кількістю різного виду потенційних факторів ризику. Головним завданням загальної гігієни є їх виявлення, оцінка та на основі отриманих результатів науково-обгрунтована розробка найбільш ефективних заходів з метою часткового або повного усунення визначених факторів ризику, для яких це можливо та здійснення комплексу заходів щодо мінімізації до безпечно прийнятного рівня тих факторів ризику, якими суспільство здатне керувати.

При здійсненні класифікації ризику в системі охорони здоров’я з соціально-гігієнічної позиції доцільно базуватись на класифікаціях “ризику” чи “факторів ризику” (на індивідуальному та груповому рівнях) Г. І. Стегуніна, 1975, Robbinsa, 1980, та С. Varkevisser, 1995.

При цьому соціально-гігієнічну класифікацію ризику (небезпеки), доцільно продовжити та поділити їх на два роди природні та неприродні. За видами природні ризики поділяються на ендогенні (вік, стать тощо) та екзогенні (флора, фауна тощо). За локалізацією ризики (небезпеки) поділяються на пов’язані із літосферою, атмосферою, гідросферою або космосом. Відповідно до офіційного стандарту ризики погіршення стану здоров’я (небезпека) поділяються на фізичні, хімічні, біологічні та психофізіологічні. За джерелами виникнення ризиків природного походження, вони поділяються на явища, об’єкти та процеси. За наслідками для здоров’я від впливу ризик факторів: стомлення, захворювання, травма чи смерть.

При вивченні здоров’я людини (групи людей) з позиції ризику (небезпеки) виділяють наступні види ризику: індивідуальний, соціальний, відносний і привнесений, кумулятивний і додатковий.

При здійсненні оцінки погіршення стану здоров’я людини виділяють наступні види ризику: відносний, атрибутивний, атрибутивний популяційний та популяційна фракція атрибутивного ризику.

На сьогоднішній день здійснено ієрархічний поділ факторів ризику за особливістю впливу на індивідуум та групу людей, по тривалості та ін. Узагальнені дані цього дослідження наведено на рисунку 1.

Рис. 1. Ієрархічний поділ факторів ризику

Для зручності користування та уніфікації нами створено класифікацію ризику (небезпеки) в системі військової охорони здоров’я та організації медичного забезпечення військ. В основу класифікації було покладено шість найбільш важливих характеристик ризиків: 1) родо-видові (рід, вид, походження, об’єкт); 2) місце реалізації (періодичність, середовище, сфера та черговість виникнення); 3) збитки від реалізації (ступінь впливу на людину); 4) вплив на ризик фактору часу (структура виникнення, характер впливу, врахування фактору часу, тривалість дії, частота впливу); 5) прогнозованість (ступінь прогнозованості, спектр дії, рівень втрат (збитків), ступінь усунення, ступінь компенсації, керованість); 6) вид управлінського рішення (рівень, час та тип прийняття рішень).

Ґрунтуючись на визначенні “ризику” та “небезпеки”, які наведені вище, а також на досвіді побудови системних класифікацій, можна запропонувати узагальнюючу класифікацію ризику та небезпек в системі охорони здоров’я загалом (Табл. 1).

Таблиця 1

Узагальнююча класифікація ризику (небезпек) в системі охорони здоров’я

Суттєвий вплив на якість епідеміологічних досліджень спричиняє використання методології оцінки ризику. Оцінка ризику в профілактичній медицині є багатоступінчастий процес, націлений на виявлення або прогноз імовірності несприятливого для здоров’я результату впливу на людину шкідливих речовин, що забруднюють середовище помешкання або виробниче середовище. Вона спирається на різноманітну інформацію про рівень цього забруднення, токсичні властивості речовини, її міграцію і перетворення у середовищі, шляхи впливу на людину, особливості людської популяції, що зазнає впливу. У більш вузькому (спеціальному) значенні мається на увазі конкретна методологія „оцінки ризику” („risk assessment”), прийнята урядовим Агентством США по охороні навколишнього середовища (US EPA) і рекомендована міжнародними організаціями (ВООЗ, UNЕР).

В Україні концепцією ризику в оцінці впливу чинників довкілля практично не користуються. Дослідження, в основному, обмежуються констатацією факту погіршення стану здоров’я, тобто ідентифікацією загрози, що виникає під впливом дії шкідливих факторів навколишнього середовища. Якщо спробувати поглянути на різницю в методології нормування шкідливих чинників, яка існує між нашою країною та іншими державами, то можна зробити висновок, що поступ науки на шляху до пізнання стримувався певними соціальними умовами.

В Росії правовою основою застосування оцінки ризику є Постанова Головного державного санітарного лікаря РФ і Головного державного інспектора РФ з охорони природи від 10. 11. 97 „Об использовании методологии оценки риска для управления качеством окружающей среды и здоровья населения в Российской Федерации”. Цією Постановою було санкціоноване використання методології оцінки ризику для керування якістю навколишнього середовища і здоров’я населення, але одночасно зазначена необхідність визначеної адаптації її до умов Росії і намічені основні напрямки такої адаптації.

Система гігієнічного регламентування, прийнята на сьогодні, для забезпечення ефективної профілактики шкідливого впливу та гармонізації з загальноприйнятими у світовому співтоваристві уявленнями вимагає використання методів оцінки ризику. Практика оцінки стану середовища і охорони здоров’я людини, яка склалася в нашій країні у попередній період домінування державної власності на засоби виробництва і планової державної економіки, а також жорсткої системи державного санітарного нагляду, суттєво відрізняється від зарубіжної системи контролю за дотриманням законодавчих норм і правил. Це зобов’язує нас з достатньою обережністю сприяти переходу на нові форми діяльності, особливо у зв’язку з майбутнім вступом до Світової організації торгівлі.

Оцінка ризику грає визначну роль в оптимізації відбору пріоритетних факторів для моніторингу, визначенні джерел забруднення навколишнього середовища, виборі точок і засобів для контролю експозицій, обґрунтуванні вибору індикаторних показників для середовищ, що впливають, і популяцій, що експонуються.

Основні поняття

Ризик – це усвідомлена небезпека виникнення події з певними у просторі та часі, небажаними наслідками для здоров’я людини. Ризик величина кількісна. Ризик характеризується або величинами від нуля (означає впевненість у тому, що шкода не буде нанесена нікому) до одиниці (означає впевненість у тому, що шкода буде нанесена усім), або як очікувана частота несприятливих ефектів, що виникають у популяції від визначеного шкідливого впливу. Перший спосіб вираження ризику іноді трактується як індивідуальний, другий – як популяційний ризик.

Небезпека (загроза) – це природне чи техногенне явище з прогнозованими, але неконтрольованими загрозами виникнення небажаних подій у певний момент часу та в межах даної території, що здатні завдати шкоду здоров’ю людей, матеріальних збитків та ін. Небезпека величина якісна.

Така форма визначення ризику є універсальною тому, що дозволяє об’єднати в одному показнику різнорідні дані про об’єкт і суб’єкт небезпеки, а це, в подальшому, дає змогу отримати інтегральні оцінки ризику від необмеженого числа процесів будь-якого ґенезу.

Джерело небезпеки, або шкідливий фактор (в американських і міжнародних документах – hazard), – хімічна речовина, фізичний або біологічний агент у навколишньому середовищі, що створюють потенційну можливість ризику для здоров'я населення, яка реалізується лише за певних умов експозиції.

Експозиція (exposure) – термін, що позначає як просту констатацію впливу шкідливого фактора, так і кількісну міру цього впливу на індивідуальний організм чи на групу, популяцію з урахуванням величини останньої.

Доза – основна міра експозиції, що характеризує ту кількість речовини, яка впливає на організм при інгаляції забрудненого нею повітря, поглинанні забрудненої нею води чи їжі, контакті шкіри з нею. В американських документах цьому відповідає термін potential dose (потенційна доза), у деяких міжнародних – intake, а стосовно до токсикологічних експериментів на тваринах – administered dose (призначена, уведена доза).

Інші поняття дози, прийняті американською методологією: applied dose (кількість речовини на вільній межі анатомічного бар'єра між навколишнім і внутрішнім середовищем організму), internal dose (внутрішня доза – кількість речовини, що всмокталася у внутрішнє середовище організму) і biologically effective dose (біологічно ефективна доза – кількість речовини, що надходить в орган, з ураженням якого пов’язаний розвиток основних шкідливих ефектів експозиції) представляють безсумнівний науковий інтерес, але через надмірну невизначеність їхніх розрахунків у реальних роботах з оцінки ризику використовуються досить рідко.

Стерпна доза (в американських документах – reference dose (RfD), у міжнародних – tolerable intake – ТІ) – та доза, за дії якої на людську популяцію, включаючи її найбільш чутливі підгрупи, не очікується ризику розвитку будь-яких шкідливих ефектів протягом усього періоду життя.

При оцінці ризику, створюваного тільки вмістом шкідливої речовини в повітрі, доза не розраховується, а встановлюється припустима концентрація (reference concentration – RfС).

Коефіцієнт небезпеки (hazard quotient) – відношення діючої дози (чи концентрації) до припустимої.

Відповідь (response) – частка людської популяції чи популяції лабораторних тварин, що виявляє визначену несприятливу реакцію на визначену дозу шкідливого фактора.

Ідентифікація джерела (джерел) небезпеки (hazard identification) – етап оцінки ризику, що полягає в якісній характеристиці можливих несприятливих ефектів впливу на організм тих шкідливих факторів, які забруднюють навколишнє середовище в розглянутій зоні, місті, регіоні та можуть бути потенційним джерелом небезпеки для здоров'я проживаючого тут населення чи якоїсь його частини.

Оцінка експозиції – етап оцінки ризику, що полягає у визначенні того, якими шляхами, через які компоненти навколишнього середовища, на якому кількісному рівні (вираженому як концентрація в цьому компоненті і/чи як доза), у який час, за якої періодичності і загальної тривалості має місце реальний або очікуваний вплив конкретного шкідливого фактора на людську популяцію чи її частину з урахуванням її чисельності.

Оцінка залежності „доза (концентрація) – відповідь” – етап оцінки ризику, що полягає у встановленні або прогнозуванні зв'язку між дозою або концентрацією шкідливого фактора і відносним числом індивідуумів з кількісно визначеною виразністю якісно визначеного несприятливого ефекту.

Характеристика ризику – завершальний етап оцінки ризику, на якому синтезуються дані попередніх трьох етапів і пов’язаних з ними невизначеностей для обґрунтування висновків у кількісній, напівкількісній чи описовій формі, що повинні бути передані особі чи організації, що приймає рішення в сфері екологічної політики і керування здоров’ям населення, або ж суб’єкту господарської діяльності, за замовленням якого проводилася оцінка ризику.

Невизначеність – орієнтовна оцінка меж, у яких може знаходитись передбачуване істинне значення тих кількісних параметрів, які використовуються на різних етапах оцінки ризику, а тим самим – і його завершальна характеристика. Однак нерідко вказуються тільки причини невизначеності й очікуваний знак їхнього впливу на підсумкову оцінку ризику.

Керування ризиком (risk management) – система політичних, технічних, адміністративних, законодавчих і нормативних рішень, спрямованих на ліквідацію чи істотне зменшення ризику для здоров’я населення, що приймається на базі результатів оцінки ризику з урахуванням ранжування його джерел, порівняльної небезпеки (для індивідуума і для населення в цілому) можливих несприятливих ефектів, чисельності популяцій, що зазнають ризику, а також усіх тих факторів політики, економіки і суспільної свідомості, що діють на прийняття рішень у заданих умовах місця і часу. Розробка різних сценаріїв керування ризиком припускає вибір тих, котрі обіцяють дати найбільший ефект при найменших витратах і/або найбільшій реалізованості.

Інформація про ризик (risk communication) полягає у відповідальності експерта чи експертної установи, що проводить оцінку ризику, за передачу розгорнутих результатів цієї оцінки особам (органам), які приймають рішення, зважене оповіщення про них громадських природоохоронних рухів і організацій, а також населення (через засоби масової організації), яким одночасно пропонуються ті чи інші варіанти керування ризиком.

В епідеміологічних дослідженнях щодо вивчення здоров’я найчастіше вживаються наступні поняття – відносний ризик, атрибутивний ризик, атрибутивний популяційний ризик та популяційна фракція атрибутивного ризику.

Відносний ризик – відношення ризику виникнення хвороби або смерті серед тих, на кого діяли чинники різного роду до ризику серед неекспонованих. Величина відносного ризику дозволяє виміряти патогенну силу умов, з якими асоціюється фактор ризику. Величина відносного ризику дозволяє виміряти патогенну силу умов, з якими асоціюється фактор ризику. Однак вона не дає уявлення щодо абсолютної величини поширеності захворювань. З цією метою використовується атрибутивний ризик.

Атрибутивний ризик – рівень хвороби або іншого патологічного стану, який можна пов’язати з дією чинника, він встановлюється відніманням рівня патологічних станів, який існує в групі, що не зазнавала дії чинника (звичайно це захворюваність або смертність), від рівня в групі, що вивчався. На відміну від відносного ризику, атрибутивний вимірює його наслідки. На відміну від відносного ризику, який вимірює силу патогенного впливу, атрибутивний ризик вимірює його наслідки, які можна виразити кількістю осіб що захворіли за одиницю часу на одиницю чисельності населення. На відміну від відносного ризику, атрибутивний вимірює його наслідки.

Відносний і атрибутивний ризики дозволяють порівнювати між собою ймовірність захворювання в групах населення з наявністю або відсутністю факторів ризику. Проте вони не дають уявлення про патогенне значення фактору для популяції вцілому. З цією метою використовують показник атрибутивного популяційного ризику. Він розраховується як добуток (І2 – І1)хР, де (І2 – І1) - атрибутивний ризик, а Р - кількість осіб у популяції з конкретним фактором ризику.

Популяційний атрибутивний ризик (синоніми – популяційна фракція атрибутивного ризику, атрибутивна популяційна фракція або етіологічна популяційна фракція) – це захворюваність (або інший патологічний стан), що асоційована з дією фактору ризику. Для оцінки в популяції частки захворюваності, пов’язаної з фактором ризику захворюваності даною хворобою в цілому, використовується популяційна фракція атрибутивного ризику. Вона розраховується як відношення популяційного атрибутивного ризику до загального числа людей, які захворіли на дане захворювання в конкретній популяції за той самий період часу. Його часто відображають у відсотках і розраховують як:

P - ризик,

Пе - число експонованих, тобто тих, що зазнали впливу фактору ризику;

Пt - число осіб у популяції;

Зе - захворюваність серед експонованих;

Зn - захворюваність серед неекспонованих;

Зt - загальна захворюваність у популяції.

Загальний опис методології оцінки ризику

У розгорнутому виді вона здійснюється в 4 етапи:

· ідентифікація джерела небезпеки (шкідливого фактора),

· оцінка експозиції,

· оцінка залежності „доза – відповідь”,

· характеристика ризику.

Спроби ігнорування певних етапів, як правило, призводять до багатьох ускладнень. Тому вважається, що методологічною основою аналізу ризику в медико-екологічних дослідженнях є перший закон гігієни.

Зв'язок між перерахованими етапами може бути як прямий, так і зворотний, хоча кожний з них коротко описується як визначена послідовність дій, виконуваних за встановленим алгоритмом. Варто зазначити, що,

· по-перше, вихідна методологія US EPA по суті своїй є рекомендаційною, а не обов'язковою як у цілому, так і в окремих деталях;

· по-друге, відмінною рисою цієї методології є її гнучкість, можливість адаптації до конкретних завдань, до нової інформації, можливість вибору між альтернативними підходами до оцінки, тощо;

· по-третє, навіть керівні матеріали US EPA з оцінки ризику періодично переглядаються у зв'язку з накопиченим досвідом і/чи зміною поглядів фахівців цього Агентства.   

Найважливішим завданням є оволодіння не тільки загальною схемою оцінки
 ризику, але і закладеними в цій методології можливостями творчого
 підходу.

Ідентифікація шкідливого фактора (факторів)

Першим кроком аналізу ризику є виявлення найбільш серйозних джерел небезпеки (факторів ризику) та їх ранжиру з метою визначення реальної загрози для людини та навколишнього середовища на основі побудови карт ризику; визначення порогів стійкості технічних і екологічних систем; використання методів математичної статистики.

Як випливає з наведеного вище визначення, на етапі ідентифікації повинна бути дана якісна оцінка несприятливих для здоров’я ефектів якогось фактора (чи факторів) у людей чи тварин.

Наприклад, якщо встановлено, що сполуки свинцю можуть викликати порушення синтезу гемоглобіну та ураження периферичних нервів, вегетативної і центральної нервової системи, викликати затримку психічного розвитку в дітей, порушувати жіночу репродуктивну функцію тощо, то свинець може бути ідентифікований як шкідливий для здоров’я фактор. У цьому прикладі ідентифікація опирається не тільки на експериментальну, але і на велику клінічну й епідеміологічну базу. Однак нерідко ідентифікація шкідливого фактора ґрунтується тільки на даних експериментальної токсикології. Якщо необхідної інформації в доступних базах чи даних у відомій літературі немає, то така ідентифікація вимагає проведення спеціальних токсикологічних досліджень. Як усяке таке дослідження, воно пов’язане з попереднім вивченням хімічних і фізичних властивостей речовини і, зокрема, його реакційної здатності. Таким чином, етап ідентифікації спирається на теоретичну, експериментальну і клінічну базу.

Важливість цього етапу полягає в тому, що тільки на його основі можна визначити ті ефекти шкідливого впливу на організм, у відношенні до яких надалі буде оцінюватися залежність „доза – відповідь” і даватися завершальна характеристика ризику. Разом з тим, як правило, ставиться завдання вибрати з цих ефектів лімітуючі – той чи ті, за якими оцінка ризику є найбільш актуальною, з урахуванням не тільки відповідної тяжкості та/чи індивідуальної й соціальної значущості ефектів, але й того, які з них можливі при найбільш низьких рівнях експозиції. Іншими словами, до вирішення цього важливого завдання ідентифікації, що вимагає обліку як якісних, так і кількісних характеристик, доводиться повертатися після аналізу залежностей „доза – відповідь”. Наприклад, для того ж свинцю, виходячи з цих критеріїв, критичним ефектом є зниження інтелектуального рівня і поведінкові відхилення від норми у дітей молодшого віку, для кадмію – ураження ниркових канальчиків.

Зіншого боку, лише при спільному аналізі токсикологічної характеристики речовин і оцінених (на наступному етапі роботи) рівнів експозиції може бути вирішена ще одне завдання ідентифікації, а саме вибір короткого списку тих забрудників, що надходять у навколишнє середовище на розглянутій території, для яких узагалі є сенс переходити до етапу аналізу залежностей „доза – відповідь” (самого складного, що вимагає найбільш високої кваліфікації експерта). Звичайна практика американських експертів полягає в проведенні повної оцінки ризику для всіх зареєстрованих забрудників конкретної території (чи з конкретного джерела), а потім ранжувати оцінені ризики. Однак вітчизняні токсикологи вважають, що ця практика не придатна для умов Росії та України. Варто враховувати, що оцінка ризику необхідна насамперед у високо індустріалізованих зонах, де викиди, стоки і відходи безлічі підприємств забруднюють навколишнє середовище десятками, а іноді і сотнями різних шкідливих речовин. У наших країнах поки що важко забезпечити адекватну якість оцінки ризику в настільки широких масштабах. З іншого боку, для більшої частини цих забрудників розвинута система досить консервативних гігієнічних стандартів забруднення різних компонентів навколишнього середовища (ГДК, ОБРВ). Тому в конкретних умовах ті забрудники, концентрації яких значно нижчі цих стандартів, можуть бути без побоювання виключені з подальшого розгляду як такі, що не представляють ризику. За цих умов доцільно сконцентрувати увагу, наявні знання і можливі витрати на тих забрудниках навколишнього середовища, від яких є підстави очікувати будь-які передбачувані шкідливі ефекти для здоров’я населення та саме для них давати оцінку ризику (з наступним порівнянням цих ризиків).

Наприклад, в Росії були запропоновані наступні критерії добору пріоритетних забрудників („короткого списку”) на місцевому рівні, впроваджені в практику планування роботи з оцінки ризику в промислових містах Свердловської області.

A. Перевищення середніми концентраціями шкідливої речовини відповідної ГДК (а для речовин односпрямованої дії – сума відношень їх концентрацій до відповідних ГДК, що перевищує 1, 0) хоча б в одному компоненті середовища.

Б. Вміст шкідливої речовини на рівнях, сумірних з відповідними ГДК у більш ніж одному компоненту навколишнього середовища при особливій увазі до забруднення ґрунту, що перевищує фонове, і до забруднення продуктів харчування місцевого виробництва. Як такі, що не перевищують, але „сумірні із ГДК” умовно приймаються ті концентрації, що укладаються в діапазон 0, 1-1, 0 ГДК.

B. Особливо несприятливий характер передбачуваного шкідливого ефекту речовини (канцерогенність, вплив на репродуктивну функцію та/чи на потомство, вплив на розвиток нервової системи в дітей).

До регіональних пріоритетів включаються ті забрудники навколишнього середовища, що присутні в „коротких списках” не менш ніж двох міст (територій) регіону. Усередині регіонального „короткого списку” забрудники ранжуються в залежності від загальної чисельності населення на цих територіях.

Уявлення про те, наскільки обмежується обсяг роботи на основі запропонованого підходу, може дати приклад міста Верхня Пишма (Свердловська область), у якому навколишнє середовище забруднюється 29 врахованими (за якими здійснюється моніторинг) речовинами. Як такі, що вимагають оцінки ризику, були відібрані тут тільки 9, з них: за критерієм А – зважені частки, сірчистий ангідрид, диоксид азоту, аміак; за критерієм В – бенз(а)пірен; за критеріями А і Б – мідь; за критеріями А, Б і В – свинець, миш’як, кадмій.

Оцінка експозицій

На цьому етапі повинна бути дана оцінка того, якими шляхами і через які середовища, на якому кількісному рівні, у який час і за якої тривалості має місце реальний чи очікуваний шкідливий вплив, а також оцінка чисельності популяції, що зазнає чи може зазнати такого впливу.

Коли за матеріалами моніторингу отримані дані для оцінки так званого багатосередовищного ризику, пов’язаного із забрудненням різних компонентів середовища однією речовиною та з різними шляхами експозиції (наприклад, інгаляційним, пероральним, через шкіру), то логічним підходом до його оцінки є визначення сумарної дози цієї речовини, одержуваної всіма шляхами (чи щонайменше тими, про які є достатня інформація). Для цього необхідний розрахунок дози, що надійшла кожним шляхом окремо. Крім того, у деяких випадках різні шляхи експозиції ведуть до ураження різних органів-мішеней, і одержувані в такий спосіб дози повинні розглядатися окремо. Якщо ж можлива оцінка ризику від забруднення тільки одного компонента середовища (найчастіше повітря), то розрахунок дози лише вносить додаткові невизначеності в оцінку рівня експозиції, що цілком може бути виражене в одиницях концентрації забрудника в цьому компоненті.

На розглянутому етапі оцінюється не тільки рівень експозиції (тобто концентрації речовини в середовищі), але і фактор часу. Саме це дає можливість опосередковано отримати уяву про одержувану дозу, навіть якщо вона не може бути визначена безпосередньо (наприклад, за допомогою хімічного аналізу крові чи інших біосередовищ). Для оцінки ризику, не пов’язаного з професією, доза розраховується на період життя тривалістю 70 років (чи для конкретного відрізка часу, наприклад, для періоду дитинства) як середньодобова на 1 кг маси тіла. Наприклад, для середньодобової дози (СДД), одержуваної інгаляційним чи пероральним шляхом, розрахунок здійснюється за формулою:

СДД =(Кср х ОС х ПЕ]: (МТ х ПУ],

де: Кср – середня (арифметична) концентрація токсичної речовини у відповідному компоненті середовища, ОС – обсяг споживання цього компонента (у тих же одиницях об’єму чи маси, до яких віднесена концентрація), МТ – маса тіла, ПЕ і ПУ – відповідно сумарний період експозиції і період усереднення (в днях).

Для розрахунку середньодобової дози за життя період усереднення дорівнює тривалості життя. Для цього показника та багатьох інших параметрів експозиції, що враховуються при розрахунку дози (зокрема, для обсягу вдихуваного повітря, споживання води, харчових продуктів), методологія US EPA передбачає визначення двох оціночних величин, одна з яких іменується „центральна тенденція”, а інша – „верхня оцінка”.

„Центральна тенденція” розраховується на основі середніх чи медіанних інтенсивностей експозиції й усереднених оцінок її частоти, тривалості, деяких фізіологічних параметрів (наприклад, об’єму дихання чи споживання води).

„Верхня оцінка” (точніше „верхня межа” – the upper bound) відповідає верхній межі 95% довірчого інтервалу інтенсивності експозиції (наприклад, концентрації токсичної речовини в повітрі), а для використовуваних фізіологічних параметрів і тривалості експозиції – значенням 90-го чи 95-го процентилю. За наявності достатньої інформації розподіл експозиції може бути оцінено і за допомогою інших математичних моделей (наприклад, так званої статистики Монте-Карло).

Експозиція, що відповідає „центральній тенденції”, використовується для оцінки усередненого ризику, якого зазнає населення, а експозиція, що відповідає „верхній оцінці”, розглядається як основа прогнозу найбільш можливого ризику для окремих членів цієї популяції. Разом з тим, якщо є підстави очікувати істотних розходжень і за „центральною тенденцією” експозиції між окремими групами населення (субпопуляціями), то вона розраховується для таких груп окремо. Найбільш типовий приклад цього – роздільна оцінка експозиції для дітей та дорослих, для яких розходження доз можуть бути пов’язані з більш високим споживанням повітря, води та їжі в розрахунку на одиницю маси тіла, з відмінністю раціонів харчування, і, особливо, з високим значенням для дітей дошкільного і молодшого шкільного віку перорального шляху експозиції через руки, забруднені ґрунтом, що містить осаджені з повітря токсичні речовини, або у зв'язку з викривленими харчовими смаками (поїдання ґрунту, снігу, пофарбованої штукатурки тощо).

Чисельність експонованої популяції не входить у розрахунок дози, але є одним з найважливіших факторів для вирішення питання про пріоритетність природоохоронних заходів, що виникає при використанні результатів оцінки ризику з метою „керування ризиком”. Важливою і непростою проблемою виявляється правомірність віднесення експозиції (розрахованої за даними моніторингу забруднення, як правило, обмеженої кількості точок) до більш-менш широкої зони, а тим самим – до визначеної популяції. Істотним фактором невизначеності може виявитися міграція населення (зокрема, те, що значна частина молоді залишає малі міста), що призводить до фактичного скорочення тривалості експозиції.

В ідеальному варіанті оцінка експозиції дійсно спирається на фактичні дані моніторингу забруднення різних компонентів навколишнього середовища (атмосферне повітря, повітря приміщень, ґрунт, питна вода, продукти харчування). Однак нерідко цей підхід нездійсненний у зв'язку з великими витратами. Крім того, він не дозволяє оцінити зв’язок забруднення з конкретним його джерелом (що необхідно, якщо в розглянутому місті той самий забрудник викидається з різних джерел, а ставиться питання про оцінку ризику, створюваного одним із них) і недостатній для прогнозування майбутньої експозиції, коли даних реального моніторингу ще не може бути. Тому в багатьох випадках використовуються різні математичні моделі розсіювання атмосферних викидів, їхнього осідання на ґрунті, дифузії і розведення забрудників у грунтових водах і/чи відкритих водоймах. Серйозною проблемою є не тільки вибір найбільш адекватної моделі, але й надійність інвентаризації промислових викидів в атмосферу та промислових стоків, що є вихідною інформацією для модельних розрахунків концентрацій шкідливих речовин у повітрі та воді.

Істотно бракує моделей для розрахунку шкідливої експозиції з атмосфери через ґрунт (чи прямо через продукти рослинництва і тваринництва), як і взагалі міграційних моделей, досить загальних і надійних для використання. Однак не тільки за даними моделювання розсіювання, але й у реальних умовах недоліку надійних показників моніторингу забруднення всіх істотних компонентів навколишнього середовища, оцінка експозиції (і, отже, кінцева характеристика ризику) рідко може бути зроблена як дійсно „багатосередовищна” й досить часто обмежується оцінкою прямого впливу атмосферного чи водного забруднення на людей. Разом з тим, навіть така неповна оцінка експозиції (і тим самим ризику) може принести користь.

Іноді використовують також біокінетичні математичні моделі, що дають можливість оцінити нагромадження токсичної речовини в організмі людини (наприклад, концентрації свинцю в крові дітей різного віку) з урахуванням усіх шляхів надходження.

Оцінка залежності „доза – відповідь”

На цьому етапі оцінки ризику здійснюється пошук кількісних закономірностей, що пов’язують одержувану дозу речовини з поширеністю того чи іншого несприятливих (для здоров’я) ефекту, тобто з імовірністю його розвитку. Глосарій USEPA з оцінки ризику визначає термін залежність „доза – відповідь” як „зв'язок між дозою і відносною кількістю (у відсотках) індивідуумів з кількісно визначеною виразністю визначеного ефекту в групі індивідуумів”. У тих випадках, коли проводиться оцінка ризику, обумовленого тільки забрудненням атмосфери, даний етап зводиться до оцінки залежності „концентрація – відповідь”. У принципі той же підхід цілком підходить і до оцінки ризику тільки забруднення питної води, хоча в цьому випадку прийнято переводити концентрацію забрудника в його дозу (з урахуванням питного водоспоживання).

Закономірності „доза (концентрація) – відповідь” найчастіше (особливо, коли мова йде про відносно рідкісні чи нові забрудники) виявляються в токсикологічних експериментах. Як відомо, екстраполяція їх із групи тварин на людську популяцію пов’язана з великою кількістю невизначеностей. Залежності „доза – відповідь”, обґрунтовані епідеміологічними даними, можуть бути більш надійні, але й вони мають свої джерела невизначеності. Наприклад, при побудові деякої епідеміологічної залежності відповіді від високих рівнів експозиції (в основному виробничій) її екстраполяція на діапазон менш високих рівнів може виявитися помилковою і залежить від довільного вибору математичної моделі. Наявні дані про варіабельність експозиції усередині вивченої популяції і/чи про різницю експозицій порівнюваних популяцій часто недостатні. Іншими словами, визначена відповідь – наприклад, частота випадків раку, що пов’язується з усередненою оцінкою експозиції даної популяції, може бути обумовлена в основному тією її частиною, що зазнала більш високої експозиції, що залишилася невідомою досліднику. Залежність, знайдена для однієї людської популяції, не обов'язково справедлива для іншої, що має якісь генетичні чи інші відмінності та зазнає впливу іншого комплексу факторів, що супроводжують досліджувану експозицію, тощо.

Проте епідеміологічне обґрунтування залежності „доза – відповідь” (особливо з використанням результатів метаналізу декількох епідеміологічних досліджень) обґрунтовано визнається більш надійним, ніж експериментальне. Крім того, для системних токсикантів тільки воно дозволяє виражати „відповідь” як явний ймовірнісний показник ризику для людини.

Однак епідеміологічні дослідження, що дозволяють кількісно співвіднести „відповідь” з експозицією, навіть в останнє десятиліття, що характеризується інтенсивним розвитком так званої екологічної епідеміології (environmental epidemiology), проводяться не занадто часто в зв’язку з організаційними і фінансовими труднощами. Крім того, у багатьох випадках таке дослідження неможливе через недостатньо тривалий період експозиції, малу чисельність експонованої популяції, наявність занадто великої кількості супутніх факторів ризику, що заважають епідеміологічному аналізу. Тому, як і у вітчизняній практиці встановлення ГДК, у більшості випадків розглянутий етап оцінки ризику базується на експериментальних даних.

На цьому етапі виникають проблеми з визначенням поглинутої дози та її індикаторів, тобто біологічних маркерів. У 1987 році Комітет з біологічних маркерів Національної науково-дослідної Ради США визначив біологічні маркери як індикатори явищ або умов в біологічних системах. Визначення таких індикаторів є завданням біомоніторингу, що займається оцінкою дії потенційно шкідливих чинників, вимірюючи рівень специфічних хімічних речовин, які знаходяться в організмі при нормальному стані метаболізму, субстанцій, що в нормі відсутні та речовин, які з’являються в результаті пошкодження біохімічних реакцій. Біологічні маркери можуть бути індикаторами дії, ефекту або чутливості.

Маркери дії – це ксенобіотики або їх метаболіти, більшість з них концентруються в сечі, крові та інших тканинах, включаючи волосся та зуби.

Маркери ефекту вимірюють пошкодження на рівні клітин або молекули. Наприклад, показники порушення функцій мембран. Маркери ефекту в першу чергу слід шукати в органах і системах в залежності від механізму дії ксенобіотика. Так, маркери нефротоксичності використовуються для виявлення груп ризику при дії важких металів.

Маркери чутливості або схильності можуть діяти на всіх етапах розвитку пошкодження після впливу чинника. Вони пов’язані з генетично детермінованими особливостями метаболізму хімічних речовин.

Етап оцінки залежності „доза – відповідь” у методології US EPA різний для неканцерогенів і канцерогенів.

     Для неканцерогенних токсичних речовин US EPA виходить з концепції пороговості дії й визнає можливим установити так звану референтну дозу (RfD) чи референтну концентрацію (RfC), за дії яких на людську популяцію, включаючи її чутливі підгрупи, не створюється ризику розвитку будь-яких шкідливих ефектів протягом усього періоду життя.

Термін „reference dose” означає „доза для посилання”, „довідкова доза” і не відбиває прямо ідею нешкідливості цієї дози. У російській та українській мовах звичайне вживання слова „референт” ніяк не співвідноситься з терміном „референтна доза” і робить його незрозумілим. Хоча „референтна доза” уже встигла ввійти в професійний жаргон вузького кола осіб, що займаються оцінкою ризику в Росії, і навіть у деякі документи. Не слід також вживати в цьому контексті терміни „припустима доза чи концентрація”, оскільки в Росії та Україні вони мають цілком визначений юридичний зміст. Найбільш адекватний термін „tolerable intake” („терпима, стерпна доза”), використовуваний у документах ВООЗ, що викладають ту ж методологію оцінки ризику.

RfD звичайно виражається в мг/кг/день, RfC - у мг/м³.

Аналіз наявної експериментально-токсикологічної інформації про залежність відповіді від дози зводиться до знаходження найвищого рівня дози (експозиції), при якому ще може бути досить переконливо, з погляду експерта з оцінки ризику, показана відсутність статистично і біологічно значимих шкідливих ефектів. Цей рівень називається NOAEL (no observed adverse effect level – рівень, при якому немає несприятливих ефектів, що спостерігаються). У якості критичного (тобто такого, що лімітує) ефекту приймається той, за яким знайдене найменше значення NOAEL. При відсутності надійних даних для оцінки цієї величини як її сурогат може бути використаний LOAEL (lowest observed adverse effect level) – мінімальний рівень експериментальної експозиції, при якій ще спостерігався біологічно і статистично значимий несприятливий ефект. Необхідно відзначити, що в деяких випадках LOAEL визначається на основі не експериментальних, а „людських” даних (найчастіше стосовно до професійних експозицій).

Очевидна принципова подібність цих понять з поняттями „недіючої” і „порогової” дози чи концентрації, прийнятими у вітчизняній системі встановлення ГДК. Загальним для обох методологій недоліком є ймовірнісна невизначеність прийнятих величин. Прагнучи перебороти цей недолік, фахівці US EPA в останні роки розробляють альтернативний підхід: ймовірнісний аналіз експериментальних залежностей „доза – відповідь” з метою визначення величин, що позначаються як benchmark dose (BMD) при пероральній експозиції чи тварин benchmark concentration (ВМС) при інгаляційній експозиції. (Benchmark - репер, відправна точка відліку. ) BMD/C визначається як нижня довірча межа дози (концентрації), що викликає обраний рівень відповіді. Наприклад, BMD може бути нижня межа 95% довірчого інтервалу дози, що відповідає підвищенню на 1%частоти виявлення визначеного несприятливого показника в порівнянні з контрольною групою. Лінійна модель приймається як основна для екстраполяції експериментальних залежностей на низькі рівні, але можливий вибір й іншої моделі. Вибір же граничного рівня відповіді (benchmark response level), наприклад 1%, досить довільний, але рекомендується встановлювати його таким, щоб BMD виявилась не набагато нижчою, ніж LOAEL (іноді рекомендується навіть, щоб вона знаходилася між LOAEL і NOAEL). У принципі цей підхід близький до того, що використовується іноді у вітчизняній практиці встановлення ГДК й називається знаходженням ймовірнісного порогу.

Однак істотне розходження між вітчизняною методологією й практикою обґрунтування ГДК і найбільш поширеними випадками оцінки ризику неканцерогенних ефектів американськими експертами виявляється при ознайомленні з тією фактичною інформацією, яка є в базі даних US EPA для обґрунтування NOAEL або BMD/C. Дуже часто при цьому не використовуються (чи не приймаються до уваги як несприятливі) ті тонкі функціональні і біохімічні зрушення, на яких звичайно ґрунтується визначення „порогів” вітчизняними токсикологами та гігієністами. Тому цілком реально, що доза, установлена як NOAEL, розглядалася б для тієї ж самої речовини як діюча (надпорогова) чи порогова, з позицій вітчизняної методології обґрунтування ГДК.

При переході від NOAEL (чи BMD/C) до RfD чи RfC уводиться цілий ряд понижуючих коефіцієнтів (по суті своїй мають те ж призначення, що і прийняті у вітчизняній гігієнічній токсикології так звані коефіцієнти запасу). Максимальні значення цих факторів невизначеності дорівнюють:

10 – з урахуванням екстраполяції з тварин на людей (для інгаляційної RfС – 3, якщо враховані так звані дозиметричні міжвидові розходження, тобто розходження кінетики відкладення і резорбції в респіраторних органах);

10 – з урахуванням особливо чутливих людей;

10 або менше – при наявності тільки короткочасних експериментів;

10 – при неповноті бази даних;

10 – якщо використовується не NOAEL, a LOAEL.

За наявності токсикокінетичної та/чи токсикодинамічної інформації, що робить екстраполяцію з тварин на людину чи врахування міжіндивідуальних розходжень більш серйозно обґрунтованими, перші два фактори знижуються. При цьому рекомендується виходити з того, що фактор невизначеності міжвидових розходжень це добуток фактора невизначеності розходжень токсикокінетики, рівного 4, 0, і фактора невизначеності розходжень токсикодинаміки, рівного 2, 5; для розходжень міжіндивідуальних обидва множники фактора невизначеності приймаються рівними 3, 2. Наприклад, якщо встановлена відсутність істотних розходжень токсикодинаміки розглянутої речовини в людини й у того виду лабораторних тварин, в експерименті на яких установлена залежність „доза – відповідь”, але не можуть бути виключені міжвидові розходження токсикокінетики, то при переході до RfD відповідний фактор невизначеності приймається рівним не 10, а 2, 5. Усі ці допущення умовні.

Якщо ж експерт вбачає в отриманій інформації будь-які додаткові невизначеності, він може ввести ще так званий модифікуючий фактор, що не перевищує 10. Якщо добуток усіх цих факторів перевищує 10 000, то база даних визнається занадто слабкою для використання. Не можна, однак, не помітити, що і за величини цього підсумкового дільника близько 1000 – 10 000 утрачає серйозне значення оцінка NOAEL чи LOAEL з точністю, що перевищує десяткові порядки величин. Усю цю процедуру встановлення граничних (для тварин), а потім – стерпних (для людини) доз і концентрацій, як і пошук токсикологічної інформації, на якій вона ґрунтується, може здійснювати самостійно кожен фахівець з оцінки ризику, і саме так працюють найбільш кваліфіковані фахівці з такої оцінки в США. Однак поряд з цим вона часто ґрунтується не тільки на використанні створеної і періодично поновлюваної в US EPA базі даних IRIS (і ряду інших баз даних), але і на рекомендованих цим Агентством для багатьох речовин(і наведених в тій же IRIS) величинах NOAEL і Rf/C.

Пряме використання „референтних” доз і концентрацій, застосовуваних у США, для вирішення задач оцінки ризику в Україні можливе лише як тимчасовий захід у зв’язку з відзначеною вище розбіжністю принципів експериментально-токсикологічної оцінки граничних доз (концентрацій) у цих країнах. Варто також мати на увазі, що повним такий список обґрунтованих стерпних доз ніколи не буде, і завжди можлива поява забрудника навколишнього середовища, для якого буде потрібно спеціальне обґрунтування стерпної дози.

Залежності „доза – відповідь”, знайдені на основі аналізу, а іноді й метаналізу результатів епідеміологічних досліджень, можуть не обмежуватися згаданим вище знаходженням LOAEL. В ідеалі вони виражаються як рівняння регресії, що пов’язують дозу (концентрацію) токсичної речовини з очікуваною частотою того чи іншого порушення здоров’я, характерного для ефектів дії цієї речовини, або з частотою госпіталізації з приводу визначеного захворювання, або зі смертністю тощо. Подібний підхід до цього етапу оцінки ризику добре розроблений для таких забрудників навколишнього середовища, як свинець, пил (paniculate matters - РМ), сірчистий ангідрид, але цілком можливо і розширення його на інші фактори, якщо експерт знаходить у літературі відповідні епідеміологічні матеріали і пропонує адекватний спосіб їхнього використання.

При оцінці залежності „доза – відповідь” для канцерогенів US EPA найчастіше (хоча і не завжди) розглядає їхню дію як безпорогову. Таке розмежування між канцерогенними і неканцерогенними токсикантами не властиве вітчизняній методології обґрунтування ГДК, яка виходить з того, що незаперечний доказ концепції безпороговості (як і концепції пороговості) канцерогенної дії в принципі неможливий. Можна знайти такий низький рівень експозиції, за якого статистично значиме підвищення частоти виникнення пухлин у порівнянні зі спонтанним рівнем не вдається встановити ні епідеміологу, ні експериментатору, хоча завжди залишається якась гіпотетична ймовірність того, що на більш численних (і практично неможливих) когортах людей чи групах лабораторних тварин така відповідь була б встановлена й на цьому низькому рівні. Цей рівень цілком відповідає американським визначенням понять NOAEL (для експериментальних тварин) чи RfD (для людей), якими підкреслюється, що мова йде про дози, що не викликають помітного чи статистично значимого ефекту. Таким чином, перешкодою до визначення зазначених параметрів для канцерогенних речовин є прихильність до парадигми безпороговості їхньої дії. Крім того, у сучасній літературі навіть прихильниками цієї парадигми вона сприймається тільки для тих речовин, канцерогенність яких є наслідком їх генотоксичності, але не для досить великої кількості негенотоксичних канцерогенів.

Саме тому проект нового Посібника US EPA з оцінки ризику канцерогенних речовин визнає можливість пороговості для тих із них, канцерогенність яких не пов’язана з мутагенністю (наприклад, є вторинним наслідком токсичної дії, яка сама має поріг).

І у відношенні до раку найбільшою довірою, природно, користуються залежності „доза – відповідь”, які обґрунтовані на епідеміологічних даних, однак кількість таких залежностей, використовуваних при оцінці ризику, вкрай невелика. Найкращим прикладом є миш’як, для якого обґрунтовані коефіцієнти регресії (фактори нахилу) у (мг/кг/день)^-1, що розрізняються стосовно раку різних локалізацій: 1, 0 – для раку печінки, 2, 5 – для раку легень і сечового міхура, 0, 86 – для раку нирок, 1, 5 – для раку шкіри.

Завдання оцінки залежності „доза – відповідь” для канцерогенів за відсутності епідеміологічних матеріалів зводиться до використання експериментальних даних, які рекомендується одержувати на тваринах найбільш чутливих видів або такого виду, про який відомо, що його реагування на даний канцероген найбільше подібне до людського. При цьому перевага надається тим шляхам впливу на тварин, які найбільше відповідають умовам людської експозиції. Однак позитивні результати такого експерименту на чисельно завжди обмежених групах лабораторних тварин реально можуть бути отримані тільки за дії високих доз, що дають високу ймовірність виходу пухлин, а система оцінки ризику припускає як основу заходів для керування ризиком визначення тих доз, за дії яких ця ймовірність дуже низька. Тому проводиться екстраполяція знайденої залежності „доза – відповідь” на діапазон доз, що істотно нижче реально використаних в експерименті. Для такої екстраполяції використовуються різні математичні моделі (багатоступінчаста, логістична, пробітна, модель одного удару, модель Вейбулла), що дають неоднакову оцінку відповіді в діапазоні низьких доз. Кожна модель базується на тій чи іншій загальній теорії канцерогенезу, а не на даних, отриманих при вивченні дії конкретних хімічних речовин, і жодна з них не може бути ні строго доведена, ні переконливо спростована.

Раніше US EPA надавало перевагу так званій лінеаризованій багатоступінчастій моделі (linearized multistage model) як основі уніфікованого підходу до екстраполяції з високих доз на низькі:

P(d) = 1-exp{-[q(0) + q(1)d + q(2)d^**2 +... + q(k)d^**k]},

 де P(d) - ймовірність розвитку раку від безперервного рівня дози d, q(i) - константи, k - число груп, що одержували різні дози (d^**) або число стадій, через які передбачається проходження процесу канцерогенезу. (Модель виходить з гіпотези, відповідно до якої рак ініціюється клітинною мутацією через кінцевий ряд кроків. )

Основним параметром для розрахунку ризику для людини при цьому є так званий фактор нахилу (slope factor), у якості якого використовується верхня 95% довірча межа нахилу лінійної ділянки кривої „доза – відповідь”. Фактор нахилу виражається як (мг/кг/день)^-1 і є мірою ризику від одиничної дози канцерогену. Наприклад, якщо хтось зазнав упродовж усього життя щодня впливу канцерогену дозою 0, 002 мг/кг, а фактор нахилу знайдений рівним 0, 02 (мг/кг/день)^-1, то доданий ризик, одержуваний множенням дози на фактор нахилу, оцінюється величиною 4-10^-5 Іншими словами, визнається ймовірним розвиток 4 додаткових випадків раку на 100000 чоловік, що зазнає експозиції такого рівня.

При цьому приймаються наступні принципові допущення:

· процеси канцерогенезу в людини і лабораторних гризунів фундаментально одноманітні;

· ймовірність розвитку раку за впливу якогось канцерогену, що діє протягом життя тварини, така ж як і в людини;

· можливі міжвидові розходження токсикокінетики канцерогенних речовин, що обумовлюють неоднаковий вміст їх в органах-мішенях за еквівалентного дозування, а також можливі міжвидові розходження токсикодинаміки, а саме чутливості цих органів до дії тої самої кількості даного канцерогену можуть не прийматися до уваги, якщо тільки немає конкретної токсикокінетичної й токсикодинамічної інформації для кількісного обліку цих розходжень.

Однак залишається складною проблема еквівалентності дозувань, яка пов’язана з необхідністю врахувати істотні розходження маси і поверхні тіла тварин і людини. Розглянувши теоретичні й експериментальні передумови до різних способів перерахування доз, використаних в експерименті, на дози для розрахунку канцерогенного ризику в людини, спеціальна міжвідомча група американських фахівців зупинилася на єдиній рекомендації - вважати еквівалентними дози, віднесені до одиниці маси тіла, зведеної в ступінь^3/4, тобто виражені як мг/кг^3/4/день.  

Разом з тим запропоновані в 1996 р. нові підходи до аналізу залежності „доза – відповідь” істотно відрізняються від колишньої методології US EPA:

· Як вихідна точка для екстраполяції на кривій, що описує експериментальну залежність „доза – відповідь”, обирається нижня 95% довірча межа дози, що відповідає 10% ймовірності розвитку раку – нижня ефективна доза (НЕД), що дає 10% відповідь (НЕД₁₀).

· При достатніх теоретичних підставах для допущення лінійної залежності в діапазоні малих доз (наприклад, коли передбачається, що канцерогенність пов’язана з дією даної речовини на ДНК) точка на кривій, що відповідає НЕД₁₀, з’єднується прямою з початком координат. Точка перетину цієї прямої з перпендикуляром, опущеним тієї точки на осі абсцис, що відповідає оціненій людській дозі, має ординату, яка дорівнює шуканому доданому ризику раку в людини.

· Якщо допущення лінійної залежності недостатньо обґрунтоване і є досить підстав вважати її нелінійною (і тим більше тоді, коли може бути допущений поріг канцерогенної дії), US EPA відмовляється від застосування будь-якої нелінійної математичної моделі, визнаючи, що різні моделі дають занадто відмінні оцінки ризику. У цих випадках екстраполяція взагалі не проводиться і людський ризик не може бути оцінений як ймовірність розвитку раку чи як прогнозована кількість додаткових випадків раку в популяції. Замість цього використовується непрямий критерій величини ризику: відношення НЕД₁₀ до оціненої дози для людини - МОЕ (Margin of exposure – приблизний переклад: „запас експозиції”). Цей критерій аналогічний відношенню NOAEL до оціненої дози для людини неканцерогенної токсичної речовини.

Таким чином, у цілому новий методичний документ US EPA за низкою позицій наближає підходи до оцінки ризику канцерогенів і „системних токсикантів”, однак колишня методологія ще досить широко застосовується як у самих США, так і в країнах, що запозичили її.

Наближення підходів US EPA до аналізу експериментально встановлюваних залежностей „доза – відповідь” для канцерогенів і неканцерогенів полегшує сприйняття методології оцінки ризику вітчизняними гігієністами та токсикологами, які при встановленні ГДК як канцерогенних, так і неканцерогенних хімічних речовин виходять з наявності порогу дози, нижче якого доказовий несприятливий ефект відсутній чи, принаймні, не може бути практично виявлений.

Однак чисто умоглядна парадигма безпороговості канцерогенної дії як теоретична основа оцінки ризику зберігається більшістю західних експертів для речовин, канцерогенність яких пов’язується з генотоксичністю. На ній і заснована пропонована екстраполяція залежності „доза – відповідь” до нульової точки, що обумовлює обчислення хоч якогось кінцевого ризику при будь-якій малій експозиції. Неминучим наслідком при цьому є необхідність прийняти рішення, який ступінь ризику може бути прийнятий як припустимий – рішення, для прийняття якого, поки що не існує науково обґрунтованих і суспільно прийнятних критеріїв.

Для більшості практично значимих канцерогенних забрудників навколишнього середовища становить інтерес також оцінка ризику неканцерогенних шкідливих ефектів. Тому для таких речовин, як нікель, хром, миш'як, кадмій та ін., оцінка залежності „доза – відповідь” дається як у відношенні раку, так і у відношенні неонкологічних шкідливих ефектів. З іншого боку, західні експерти нерідко прогнозують (на підставі експериментальних даних) канцерогенний ризик для населення у ймовірнісному вираженні й для тих речовин, що не є твердо встановленими „людськими” канцерогенами, що не схвалюється вітчизняними токсикологами.  

Характеристика ризику („risk characterization”)

Характеристика ризику – завершальний етап, метою якого є синтез усіх результатів оцінки ризику і формулювання висновків, переданих особі чи організації, яка приймає рішення в сфері екологічної політики.

На цьому етапі оригінальна методологія US EPA вимагає також підсумувати й дати характеристики всіх невизначеностей кожного з попередніх етапів оцінки ризику, повідомивши про них особу, що приймає управлінські рішення та громадськість. Саме безліч таких невизначеностей і недостатня обґрунтованість допущень, прийнятих для їхнього обліку, викликають найбільшу критику всієї системи оцінки ризику, якої вона зазнає в самих США. Як відомо, практично ті ж невизначеності властиві і прийнятим вітчизняним величинам ГДК. Однак після обговорення вузьким колом експертів ці величини встановлюються як обов'язкові нормативи, а інформація про невизначеності не доводиться до відома користувачів цими нормативами. Очевидно, необхідно нагромадити досвід реального використання оцінок ризику в наших умовах, перш ніж установити дійсну необхідність, можливість, обсяг і порядок надання користувачу інформації про невизначеності таких оцінок.

Форма характеристики ризику може бути різною: від описової до напівкількісної і навіть кількісної (скоріше квазікількісної), але найчастіше використовується комбінація цих підходів. Одним з кількісних показників, які використовуються для непрямої характеристики неканцерогенного ризику, є відношення оціненої добової дози речовини до RfD, яке називається коефіцієнтом небезпеки (hazard quotient - HQ). Тільки HQ > 1, 0 розглядається як свідчення потенційного ризику для здоров'я. Іншою мірою потенційної шкідливості експозиції є запас її безпеки (МОЕ – margin of exposure), що дорівнює відношенню NOAEL до оціненої в тих же одиницях дози для людини. Коли ця величина співрозмірна з добутком усіх факторів невизначеності чи навіть перевищує його, необхідність керування ризиком вважається непереконливою.

Коли мова йде про оцінку ризику від забруднення якогось одного компонента середовища, тобто в тих випадках, у яких немає необхідності розрахунку дози й рівень експозиції адекватно оцінюється концентрацією, коефіцієнт небезпеки HQ = С: RfС, причому замість „референтної концентрації” може бути використана величина ГДК. Цей спосіб оцінки екологічної ситуації з гігієнічних позицій давно відомий у Росії та Україні. Розрахунок HQ для оцінки „багатосередовищного” ризику допускає додавання доз, отриманих з різних середовищ різними шляхами, і порівняння такої сумарної дози зі стерпною.

При оцінці ризику, створюваного декількома хімічними речовинами, що володіють системною токсичністю, якщо є підстави допустити адитивність їхньої дії (особливо, коли вони викликають той самий ефект, обумовлений подібними механізмами), US EPA рекомендує підсумовувати величини HQ, що відповідають кожному такому токсиканту (якщо немає розходжень ефекту при різних шляхах впливу). Цей спосіб оцінки небезпеки комбінованого забруднення також давно застосовується вітчизняними гігієністами (як сума відношень фактичних концентрацій речовин, до їх ГДК). Варто мати на увазі, що адитивність доз є далеко не переважним типом комбінованої дії, особливо на низьких рівнях експозиції; зокрема, для комбінованої токсичності металів характерний більш-менш виражений антагонізм. Безумовно, можуть зустрітися і комбінації, що володіють дією вище адитивної (синергізм, потенціювання). Проте у всіх випадках, коли подібна інфор­мація про конкретні токсиканти відсутня, виправдано розраховувати „коефіцієнт небезпеки” як сумарний.

Однак у будь-якому випадку коефіцієнтом небезпеки характеризується не власне ризик для здоров’я як ймовірнісний параметр відповідно до його офіційного визначення, а лише як непрямий критерій, що з багатьма застереженнями можна використовувати для ранжування ризиків, але не для їхньої абсолютної оцінки.

Тільки залежності „доза – відповідь”, засновані на епідеміологічних даних, дозволяють дати таку оцінку для речовин, що не володіють канцерогенністю для людини. У цьому випадку, на основі одиничного ризику (що оцінює на етапі аналізу залежності „доза – відповідь” імовірність розвитку того чи іншого шкідливого ефекту на одиницю експозиції), що перемножується на дозу (знайдену на етапі оцінки експозиції), одержують величину „індивідуального ризику”, тобто ймовірність розвитку цього ефекту в жителя розглянутої території, а множенням цієї ймовірності на чисельність населення - величин „популяційного ризику кількості очікуваних випадків даного порушення здоров’я.

Наприклад, одиничний ризик кадмієвої нефропатії дорівнює 55, 9% на 1мг/кг/день, а середньодобова доза кадмію для населення міста Верхня Пишма за рахунок всіх шляхів експозиції – 0, 353057 мг/кг/день. Отже, індивідуальний ризик 55, 9* 0, 353057=19, 74 %. При чисельності населення 53 тис. чоловік це означає, що збереження того ж рівня експозиції на увесь час його життя призведе до розвитку 10, 5 тис. випадків нефропатії.

Характеристика ризику розвитку раку полягає або в прогнозі ймовірного числа додаткових випадків цього захворювання за весь період життя, що отримують перемножуванням дози на фактор нахилу чи шляхом лінійної екстраполяції, або ж через критерій МОЕ. Такий кількісний прогноз в умовах України припустимо давати тільки для речовин, офіційно визнаних канцерогенними для людини. Разом з тим доцільно повідомляти і про наявність за тих чи інших умов експозиції до речовин, канцерогенність яких для людини передбачається (група В). Допускаючи незалежність механізмів канцерогенної дії різних речовин і лінійність залежності „доза – відповідь”, можна підсумовувати додаткові ризики розвитку злоякісних новоутворень, створювані окремими канцерогенами при комбінованій експозиції.

Зв’язок між оцінкою ризику і керуванням ним

Характеристика ризику є основою для прийняття рішень з керування ризиком (risk management), тобто з організаційних, політичних, правових і інших заходів, спрямованих на його попередження, ліквідацію або хоча б зниження. У будь-якій країні це керування залежить не тільки від оціненої чи передбачуваної величини ризику, але і від багатьох інших факторів, що враховуються при формуванні як рішення в кожному конкретному випадку, так і в цілому позиції держави й суспільного менталітету в сфері питань охорони природи і захисту здоров'я населення. Ці фактори відносяться до числа соціальних, соціально-психологічних, економічних, політичних, технологічних тощо.

Проте порівняльна оцінка ризику, створюваного здоров’ю населення різних територій або для різних груп населення (професійних, вікових, статевих), або ризику, створюваного різними джерелами забруднення навколишнього середовища і/чи різними його забрудниками, або ризику, пов’язаного із забрудненням однією речовиною різних компонентів навколишнього середовища тощо, повинна відігравати важливу роль у ранжуванні пріоритетів природоохоронної політики і вимог державного санітарного нагляду на різних рівнях (місцевому, регіональному, державному). Так, у Росії Спільна Постанова Головного державного санітарного лікаря РФ і Головного державного інспектора РФ з охорони природи від 10. 11. 97 р. визначає, що методологія оцінки ризику повинна використовуватися при проведенні „державного санітарного нагляду і державного екологічного нагляду, екологічної і гігієнічної експертизи, екологічного аудиту, екологічної і гігієнічної паспортизації, визначення зон екологічного лиха і надзвичайної екологічної ситуації, соціально-гігієнічного моніторингу в частині оцінки впливу навколишнього середовища на здоров'я населення”. Усі ці види діяльності або ж прямо містять у собі елементи керування ризиком (особливо запобіжного керування, наприклад, у результаті державної експертизи проектів), або ж створюють найважливіші передумови як для зазначеного ранжування пріоритетів, так і для фінансового й іншого забезпечення заходів керування ризиком (зокрема, після надання будь-якій території статусу особливої зони).

Економічний аналіз керування ризиком. Істотною підмогою для вибору оптимальних „сценаріїв керування ризиком” може стати економічний аналіз типу „витрати – ефективність”. Той сценарій (іншими словами, та система заходів керування), для якого прогнозується найбільший ефект зниження ризику на одиницю майбутніх витрат, звичайно рекомендується як кращий. Разом з тим не меншого значення необхідно надавати абсолютній величині очікуваного ефекту.

Варто звернути особливу увагу на об’єктивність і повноту обліку витрат на сценарії керування, що порівнюються. Так, при порівнянні різних підходів до зниження ризику від забруднення навколишнього середовища автомобільних викидів досить розповсюдженою помилкою є твердження, що повний перехід на неетильований бензин не тільки найбільш ефективний (що не підлягає сумніву), але й економічно надзвичайно вигідний тому, що він нібито не пов’язаний взагалі з будь-якими витратами й економічними втратами. Насправді проблема значно складніша.

З великою обережністю варто сприймати широко використовуваний на заході економічний аналіз типу „витрати – вигоди”. У цьому випадку для прогнозування ефективності різних сценаріїв керування порівнюють витрати на відповідні заходи не просто з ефектом зниження ризику для здоров’я населення, а з можливим зниженням економічних утрат, обумовлених цим ризиком. Насамперед варто підкреслити, що таке зіставлення може бути лише одним із критеріїв вибору політичних та інших рішень з керування ризиком, але ніяк не вирішальним, оскільки цінність здоров’я і людського життя для суспільства не еквівалентна економічним утратам, пов’язаним із хворобою й смертю. Крім того, оцінка цих утрат західними експертами звичайно базується на двох параметрах, що не можуть бути прямо перенесені в розрахунки для вітчизняних умов. Один з них – „вартість хвороби”, тобто усереднена сума витрат і грошових утрат, пов’язаних з тим чи іншим захворюванням. Цей параметр повинний бути встановлений на основі конкретних досліджень для України в цілому, а найкраще – для кожного розглянутого регіону. В умовах економічної нестабільності дати оцінку „вартості хвороби” важко. Інший параметр, так звана „готовність платити”, є сума, яку пересічний представник населення психологічно готовий витратити на попередження конкретного ризику. Ця величина, що з’ясовується при соціологічних дослідженнях, які ще не проводилися в Україні, безумовно не може бути перенесена з-за кордону, де і соціально-економічні умови, і суспільний менталітет істотно відмінні від наших.

Слід зазначити, що в практиці US EPA є випадки залучення значних засобів (зокрема, витрат так званого суперфонду на очищення територій, забруднених виробничими відходами чи в результаті аварій) навіть тоді, коли оцінити ризик для здоров’я необхідно у невеликій групі жителів, тобто при неможливості „окупити” ці витрати будь-якими фінансовими „вигодами”, як би вони не розраховувалися.

Керування ризиком і гігієнічне нормування. Найважливішим елементом оперативного і довгострокового керування ризиком у сфері системи державного санітарного нагляду було і залишається наукове обґрунтування, встановлення і, головне, контроль за дотриманням нормованих рівнів забруднення навколишнього середовища (ГДК, ОБРВ). За умови розумної адаптації методології US EPA до принципів і практики зазначеного обґрунтування (зокрема, у результаті включення в цю методологію прийнятих в Україні критеріїв нешкідливості і відповідного перегляду американських рекомендацій у відношенні стерпних доз) можна буде попередити небезпеку принципових протиріч між рекомендаціями з керування ризиком, заснованими на його оцінці за новою для України методикою, з одного боку, чи на необхідності дотримання діючих нормативів ГДК – з іншого.

Ще одна потенційна можливість таких протиріч пов’язана з тим, що на відміну від унітарної системи гігієнічних стандартів припустимого забруднення оцінка ризику значною мірою визначається позицією експерта, інформацією, якою він володіє, обраними математичними моделями тощо. Разом з тим, необхідно вирішити складне питання про раціональний ступінь відкритої інформації щодо невизначеностей характеристики ризику, переданої користувачу, від якого органи нагляду вимагають дотримуватись ГДК як цілком детермінованої величини. З огляду на особливе в умовах України значення системи державних гігієнічних стандартів забруднення середовища, що не має такого розвитку в жодній країні світу (за межами СНД), небезпечно підірвати до неї довіру в результаті подібних колізій.

Разом з тим добре відомою, але усе ще не усунутою слабкістю вітчизняної системи ГДК є те, що для одного й того ж забрудника в різних компонентах навколишнього середовища вони, як правило, обгрунтовуються незалежно, найчастіше різними дослідниками, нерідко – на базі не цілком співпадаючих критеріїв нешкідливості. Визначення стерпної дози („референтної дози”) для системних токсикантів на етапі оцінки залежності „доза – відповідь” створює можливість розрахунку відповідних їй стерпних концентрацій у кожному компоненті середовища при тому чи іншому співвідношенні шляхів експозиції. Саме з цих позицій викладає використання методології оцінки ризику один із критеріїв – документів Міжнародної програми хімічної безпеки. Тут розглядається рішення цього завдання з урахуванням не тільки „сценаріїв експозиції” людини, але й того, наскільки надійно і при яких шляхах експериментальної експозиції визначена стерпна доза, наскільки подібні ефекти, за якими вона оцінювалася при різних шляхах експозиції. Ось два приклади такого підходу з числа розглянутих у цьому документі.

Приклад 1. За оціненою експозицією, 50%сумарної дози одержані з їжею, 20% – з водою і 30%– з повітрям. Наявні дані адекватні для обґрунтування як пероральної (СД_ор), так і інгаляційної (СД_інг) стерпних доз, що засновані на подібних ефектах і лежать в одному порядку величин. За основу розрахунку може бути прийнята кожна з них, але, з огляду на те, що основним шляхом експозиції людини є пероральний, прийнята СД_ор. Таким чином, припустимі дози, що надходять з їжею, водою і повітрям, відповідно дорівнюють 0, 5 СД_ор, 0, 2 СД_ор і 0, 3 СД_ор. Ці дози можуть бути перераховані у відповідні ГДК на базі прийнятих норм споживання води, повітря і харчових продуктів (з урахуванням складу харчового раціону).

Приклад 2, За сценарієм експозиції 70% сумарної дози одержані з повітрям, 20% – з водою, 10%– з їжею. Ця речовина присутня також у деяких споживчих товарах, але кількісна оцінка пов’язаної з цим експозиції неможлива. Даних про концентрацію його в ґрунті немає, але, виходячи з фізико-хімічних властивостей речовини, ці концентрації, ймовірно, низькі.

Наявні дані адекватні для обґрунтування як СД_ор, так і СД_інг, які засновані на подібних ефектах і лежать в одному порядку величин. За основу розрахунку може бути прийнята кожна з них, але, з огляду на те, що основним шляхом експозиції людини є інгаляційний, прийнята СД_інг. Оскільки, однак, на основі експериментальних даних при цьому встановлювалася стерпна концентрація (RfC у нотації US EPA), необхідно перерахувати її в мг/кг/добу на основі інформації про об’єм дихання, маси тіла і токсично-кінетичних параметрів, якщо вони доступні. 10 % СД резервуються для надходження зі споживчих товарів і ґрунту (які неможливо оцінити). Інші 90%розподіляються так: 0, 63 СД_інг – з повітрям, 0, 18 СД_інг – з питною водою, 0, 09 СД_інг – з їжею. Ці дози можуть бути перераховані у відповідні ГДК на базі прийнятих норм споживання води, повітря і харчових продуктів (з урахуванням складу харчового раціону).

Взаємозв’язок оцінки експозиції та оцінки ефектів

		ОЦІНКА ЕКСПОЗИЦІЇ · рівень · розподіл · кількість людей · джерело викиду · досліджувана доза