Неопределенность, связанная с комбинированным действием токсикантов

В реальных условиях люди не подвергаются изолированному воздействию какого либо одного химического вещества. Как правило, действуют смеси соединений самого различного состава. Естественно, в лабораторных условиях, с целью получения количественных характеристик токсичности, никогда не удастся воспроизвести все эти бесконечные смеси.

А вместе с тем вопрос о том, каков эффект данной комбинации ксенобиотиков, каковы характеристики коергизма компонентов смеси (синергизм или антагонизм) является чрезвычайно важным. В настоящее время существующая методология оценки риска не позволяет решить эту проблему, основываясь на научных представлениях. Существующие методы оценки путем простого суммирования действующих доз ксенобиотиков, составляющих смесь, имеют отчетливый механистический характер.

До настоящего времени многие ученые противятся распространению методологии оценки риска, поскольку считают его не в полной мере адекватным решаемым задачам. Причина этого в высокой степени неопределенности получаемых результатов, в основе которой - скудость наших знаний в области токсикологии огромного количества токсикантов, окружающих современного человека, общих законов науки токсикологии, несовершенство методологии определения токсичности и т.д.

Конечно хотелось бы, основываясь на строгом научном подходе, идентифицировать и устранить все источники риска для здоровья человека. Поэтому следует уделять пристальное внимание развитию методологии оценки риска, но при этом каждому должно быть понятно, что нулевой риск, в частности от действия химических веществ - недостижимая иллюзия.

Воздействие неблагоприятных факторов оценивается по беспороговому принципу вне зависимости от оцениваемого эффекта и типа воздействия. При этом норматив ПДК рассматривается как определенный компромисс, связанный с приемлемым риском, когда для большинства людей отсутствует видимая или скрытая опасность для здоровья.

Так, при нормировании допустимого содержания вредных примесей, обладающих рефлекторным эффектом, для атмосферного воздуха обосновывается ПДК м.р. служащая для предупреждения развития немедленных токсических эффектов. ПДК м.р. определяется как ПДК м.р.=ЕС/Кз где ЕС16 — концентрация вещества, принятая за пороговую при однократном воздействии и вызывающая токсический (рефлекторный, раздражающий и др.) эффект с вероятностью 16 %; Кз — коэффициент запаса, определяемый в соответствии с углом наклона графика зависимости «концентрация—эффект», который на логарифмически-пробитной сетке аппроксимируется прямой.

Значения Кз и tg угла наклона графика служат основанием для отнесения рассматриваемого вещества к одному из четырех классов опасности.

Режим доступа:http://nashaucheba.ru

В таблице 2 представлены величины указанных параметров в соответствии с классом опасности.   

 

Таблица 8.2.

Угол наклона графика зависимости «концентрация – эффект» при отнесении веществ к различным классам опасности

Класс опасности	Кз	Угол, градус
1	5.0	От 71 и выше
2	4.0	От 62 и выше
3	2.3	От 43 и выше
4	1.5	До 43

 

 

 

Таблица 8.3.

Таблица нормально – вероятностного распределения

Prob	Risk	Prob	Risk
-3.0	0.001	0.1	0.540
-2.5	0.006	0.2	0.579
-2.0	0.023	0.3	0.618
-1.9	0.029	0.4	0.655
-1.8	0.036	0.5	0.692
-1.7	0.045	0.6	0.692
-1.6	0.055	0.7	0.726
-1.5	0.067	0.8	0.758
-1.4	0.081	0.9	0.788
-1.3	0.097	10	0.816
-1.2	0.115	11	0.841
-1.1	0.136	12	0.864
-1.0	0.157	13	0.885
-0.9	0.184	14	0.903
-0.8	0.212	15	0.919
-0.7	0.242	16	0.933
-0.6	0.247	17	0.945
-0.5	0.309	18	0.955
-0.4	0.345	19	0.964
-0.3	0.382	20	0.971
-0.2	0.421	25	0.994
-0.1	0.460	30	0.999
0.0	0.500

 

Для математического описания зависимости «концентрация—эффект» применима модель индивидуальных порогов, которая для удобства практического пользования может быть разбита на две формулы. Первая из них описывает эту зависимость в виде прямой при условии, что концентрация выражается в десятичных логарифмах, а вероятность неблагоприятного эффекта (риска) в «пробитах» (Prob), то есть в нормально-вероятностной шкале. Соответствие «пробитов» и вероятности эффекта представлено в табл. 2 и 3. Как уже указывалось выше, математически такой график описывается уравнением общего вида Y = a + b–Х. Для конкретизации этого уравнения применительно к нормативам атмосферного воздуха следует принять во внимание, что коэффициент b — это тангенс угла наклона графика зависимости «концентрация—эффект», а коэффициент а — это логарифм концентрации с эффектом действия 0 % — ЕС0, который соответственно может быть определен как:

LqECo= (tq(а) хLqК)-1.

Несложные математические преобразования позволяют показать применимость следующих формул для прогнозирования риска возникновения рефлекторных эффектов при загрязнении атмосферного воздуха:

1 класс Prob= -9.15+11.66 xLg(C/ПДКм.р.)

2 класс Prob=-5.51+7.49xLg(C/ПДКм.р.)

3 класс Prob=-2.35+3.73xLg(C/ПДКм.р.)

4 класс Prob=-1.41+2.33xLg(C/ПДКм.р.)

 

Задача 1.

Требуется определить вероятность возникновения рефлекторных реакций при концентрации сероводорода в воздухе — 0,028 мг/м3.

 

Образец решения

Сероводород относится ко второму классу опасности, ПДКмр = 0.008 мг/м3.

Prob = -5.51+7.49 xLg(0.028/0.008)= -1.435

 

Полученное значение Prob находится в пределах между -1,5-1,4, что соответствует вероятности 0,075. Таким образом, при обнаружении в воздухе сероводорода в концентрации 0,028 мг/м3, 75 человек из 1000, находящихся в зоне воздействия, почувствуют запах, что и является целью оценки риска в данном случае.

В основу расчета риска не канцерогенных эффектов положена информация об отечественных нормативах (ПДК, класс опасности и пр.). В качестве моделей применяются подходы, основанные на принятой в России и других странах СНГ методической схеме обоснования ПДК.

Для расчета эффектов, связанных с длительным (хроническим) воздействием веществ, загрязняющих воздух, воду и пр., используется информация об их осредненных (как минимум за год) концентрациях.

Так, в случае экспериментального обосновании нормативов предельного содержания вредных примесей в атмосферном воздухе по эффекту хронического воздействия математическая обработка результатов, как правило, строится по принципу определения зависимости «концентрация—время—эффект», что соответствует первой из моделей.

Как уже указывалось выше, для практического использования этой модели при фиксированном времени воздействия (в случае хронического воздействия это средняя продолжительность жизни человека) применяют упрощенные формулы:

Risk = 1 – exp( -UR * C),

где Risk—риск возникновения неблагоприятного эффекта, определяемый как вероятность возникновения этого эффекта при заданных условиях, С — реальная концентрация (или доза) вещества, оказывающая воздействие за заданное время, UR — единица риска, определяемая как фактор пропорции роста риска в зависимости от величины действующей концентрации (дозы).

Преобразуем эту формулу для целей расчета риска неспецифической хронической интоксикации (не канцерогенного риска), основываясь на информации о величине осредненной концентрации.

Первой отправной точкой будет служить допущение, что при С = 0, Risk=0. Второй отправной точкой будет служить информация, что пороговая концентрация примеси  связана с нормативом (ПДК) через коэффициент запаса (KJ).

Clim = ПДК х КJ,

При нормировании примесей атмосферного воздуха предлагается принимать значения коэффициентов в зависимости от класса опасности — для веществ 1 класса опасности на уровне (как минимум) 7,5; 2 класса — 6; 3 класса 4,5 и 4 класса — 3.

Пороговой концентрацией считается такая минимальная концентрация, при которой в условиях эксперимента в опытной группе были выявлены достоверные отклонения тех или иных показателей, характеризующих состояние организма, от аналогичных в контрольной группе. Вполне вероятно, что при больших концентрациях эти различия могут исчезнуть, а при еще больших — появиться вновь. По мнению многих авторов, это является проявлением адаптационных процессов и также должно расцениваться как различные фазы интоксикации.

Как показано в работах многих исследователей первые достоверные изменения показателей, характеризующих состояние организма, возникают тогда, когда они затрагивают примерно 16 % испытуемых. Иначе говоря, при хроническом воздействии примеси на уровне пороговой концентрации (дозы) риск проявления неспецифических токсических эффектов составляет 16 % (или 0,16, если его выражать в долях единицы). Таким образом, уравнение расчета риска принимает вид:

Risk = 1 –exp [ln (1-0.16) x С/(ПДК х КJ)} или 

Risk = 1 –exp [ln (0.84) x С/(ПДК х КJ)}

(Эффект при воздействии примеси третьего класса опасности в концентрации С3 равен эффекту при воздействии примеси другого класса опасности в концентрации Сп.
Risk = 1 –exp [ln (0.84) x С/(ПДК х КJ)}.

При этом считается, что значения коэффициента Ъ должны быть приняты для веществ 1, 2, 3 и 4 классов соответственно на уровне 2,35, 1,28, 1,00 и 0,87.

Пример 2. Требуется определить риск развития хронических неспецифических эффектов при средней концентрации серной кислоты в воздухе на производственной  территории 0,4 мг/м3

 

Решение. Серная кислота относится ко второму классу опасности

b = 1.28, Ко = 6, ПДКсс = 0.1 мг/м3.

 

Risk = 1 –exp [ln (0.84) x0.4 * 1.28/(0.1х6)}=0.086

 

Таким образом, при постоянном воздействии атмосферного воздуха, загрязненного серной кислотой в концентрации 0,4 мг/м3, у 86 человек из 1000 постоянно работающих на исследуемой территории на протяжении своей трудовой деятельности  могут проявиться симптомы хронической интоксикации.

К сожалению, нельзя быть уверенным, что это эквивалентно аналогичному увеличению заболеваемости, так как это медико-статистический показатель, который зависит от того, обратится ли каждый из этих людей за медицинской помощью и зарегистрирует ли при этом лечащий врач заболевание.

Возможна оценка риска комплексного и комбинированного действия на основе раздельной оценки риска здоровью, который обусловлен воздействием токсических примесей через различные объекты окружающей среды (воздух, воду и пр.), а затем суммирование этого риска в соответствии с законами теории вероятности и статистики.

Одним из способов оценки комбинированного воздействия нескольких примесей является расчет суммарных показателей. Под комбинированным действием принимается воздействие нескольких примесей, поступающих через один из факторов (воздух, воду или др.) окружающей среды. При определении суммарных показателей (индексов загрязнения) используется принцип изоэффективности, т. е. кратности превышения ПДК каждого вещества сначала «приводятся» к третьему классу опасности, а затем рассчитывается индекс загрязнения (Р). При этом можно отметить, что получаемый таким образом индекс загрязнения по сути представляет собой кратность превышения ПДК условного вещества третьего класса опасности, токсический эффект которого равен сумме всех веществ, входящих в смесь. Следовательно, для оценки риска при комбинированном воздействии нескольких веществ целесообразно сначала рассчитать суммарный индекс загрязнения, а затем, используя вышеуказанные подходы, провести оценку риска.

Другим подходом является метод, основанный на умножении вероятностей. Основанием для такого суждения служит следующее. Хорошо известно, что для оценки комбинированного действия нескольких примесей, обладающих эффектом суммации, используют метод расчета приведенной концентрации (Спр):

Спр =С1 +С2 * ПДК1/ПДК2 + …+ Сп * ПДКп./ПДКп

При этом риск комбинированного действия такой смеси может быть легко определен с использованием подходов, изложенных выше, где Спр принимается как биологический эквивалент суммарного воздействия примесей, входящих в смесь. Вместе с тем, учитывая, что риск по своей сути является величиной вероятностной, мы не исключаем возможность определения риска комбинированного действия в соответствии с правилом умножения вероятностей, где в качестве множителя выступают не величины риска здоровью, а значения, характеризующие вероятность его отсутствия:

Riskсум =1-(1-Risk1) х (1-Risk2)х…х(1-Riskn),

где Riskсум — риск комбинированного действия примесей, RisklRiskn — риск действия каждой отдельной примеси.

Оказалось, что суммарный риск появления неблагоприятных для здоровья эффектов, рассчитанный как по первому так и по второму уравнениям, дают совершенно идентичные результаты.

В качестве примера приведем следующий расчет, табл. 8.4

 

Таблица 8.4.

Пример расчета риска комбинированного действия

 

Примеси	Концентрация	Доля ПДК	Риск
Примесь 1	2	1	0,08
Примесь 2	4	1,5	0,1
Примесь 3	0,25	0,1	0,09
СП1 (приведенная к первой примеси)	7,17	1	0,24
Риск, определенный по правилу умножения вероятностей			0,24

 

Это наблюдение дает основание для использования второго из предложенных уравнений как универсального способа определения риска комбинированных и комплексных эффектов различных факторов однонаправленного биологического действия.
При использовании данной схемы следует обратить внимание на то обстоятельство, что люди наиболее подверженные воздействию одних примесей, также оказываются более чувствительными и к другим. В связи с этим, потенциальный риск немедленного действия при комбинированном воздействии чаще всего определяется максимальным риском отдельной примеси среди всех воздействующих ингредиентов.

Хроническое воздействие химических веществ на уровне малых концентраций (1-15 ПДК) характеризуется однотипными неспецифическими эффектами, что заставляет думать о необходимости обязательного использования уравнения расчета суммарного риска для всех примесей, являющихся потенциальными токсикантами хронического действия.

Оценка риска позволяет получить при данном уровне информации соотношение между определенной концентрацией вещества и вероятностью негативного воздействия.

Использование риска в качестве единого индекса вреда при оценке различных негативных факторов на человека начинает в настоящее время применяться для обоснованного сравнения безопасности различных отраслей экономики, типов работ и применения различных технических систем, аргументации социальных преимуществ и льгот для определённой категории лиц.

Эффекты действия загрязнителей всегда зависят, некоторым образом, от количества загрязнителя в организме. Величина дозы, в свою очередь, зависит от путей поступления в организм. Существование порога эффектов действия загрязнителей на здоровье населения дискуссируется на протяжении многих лет. В целом для токсических эффектов характерными являются зависимости порогового типа. Отметим, что руководящие принципы ограничения профессионального воздействия часто основываются на наборах значений практического порога (ПП) (характеризует границу статистически регистрируемого эффекта). С определённым коэффициентом «запаса», который и определяет пределы доз профессионального воздействия. Исследования последних лет показали, что кбеспороговым относятся канцерогенные и генетические эффекты, вызванные действием на геном человека, так называемых мутагенов, или радиационного облучения в малых дозах. Канцерогены вызывают увеличение частоты злокачественных новообразований. Их важная особенность заключается в отсутствие порога их действия, т.е. любое количество загрязнителя в воздухе предопределяет отличный от нуля риск смерти от соответствующих новообразований. Кроме того, они влияют на наследственность. Отметим, что канцерогенные и генетические эффекты тесно взаимосвязаны и сопоставимы по величине. Вместе они образуют класс стохастических эффектов.Для большинства новообразований (раковых опухолей) типичен очень медленный рост и развитие, поэтому они обнаруживаются (диагностируются) много лет спустя после воздействия обусловившего возникновение рака. Продолжительность времени между воздействием загрязнителя и диагностированием соответствующего неблагоприятного эффекта называется латентным периодом. Именно для этих соединений главным инструментов Для исследования взаимосвязи «доза - эффект» являются методология и методы оценки риска. Для получения количественной оценки риска требуется наличие достаточно мощного инструментария в виде комплексов расчётных кодов, опирающихся на базы данных, обобщающих накопленную информацию о возможных сценариях поведения рассматриваемой системы при различных граничных и начальных условиях. Кроме того, должны существовать базы данных и базы знаний по механизму попадания в организм человека воздействия на него биологически опасных веществ и соединений, а также расчётные программы оценки ущерба для здоровья. В силу неполноты базы данных и базы знаний количественные результаты оценки риска могут иметь значительную неопределённость. Существует четыре основных источника появления неопределенности в методологии оценки риска:

- влияние свойств и особенностей окружающей среды на эффекты, вызываемые токсикантами;

- допущения в процессе установления зависимости "доза-эффект";

- допущения при определении токсикокинетических параметров ксенобиотика;

- неопределенность, обусловленная переходами от одного этапа исследования к другому.

Для правильного отношения к результатам исследования необходимо

иметь представление о причинах и механизмах появления неопределенности в процессе оценки риска.

Риски для не канцерогенных эффектов характеризуются соотношением действующей дозы вредного экологического фактора и его референтной дозы. Этот показатель называется «индивидуальное отношение экспозиции (IER):

IER= Д.Др,

где Д – доза токсиканта, Др – референтная доза токсиканта.

IER показывает, насколько действующая доза токсичного вещества превосходит безопасный уровень, что соответственно коррелирует с вероятностью вредного воздействия. При расчете IER воздействующие и референтные дозы должны быть приведены к единым единицам измерения. При расчете дозы учитывается концентрация, выраженная в миллиграммах на литр питьевой воды, на грамм почвы или пищи, на кубический метр воздуха, а доза имеет размерность миллиграммы на килограмм массы тела в день:

Д = См/М , (мг/ru),

где См – концентрация токсиканта, мг/м3;

П – потребность воздуха человека, м3; М – масса тела человека, кг.

соответствии с Руководством по оценке риска для здоровья населения при воздействии химических веществ, загрязняющих окружающую среду, стандартные значения учитываемых факторов экспозиции (Федеральный центр госсанэпиднадзора Минздрава РФ, 2004):

потребление вдыхаемого воздуха (л/8 часов) для взрослого;

средний вес человека 70 кг.

Пересчет стандартного объема вдыхаемого воздуха на 1 час составит для взрослых мужчины и женщины соответственно 450 и 362,5 литра или 0,45 и 0,3625 м³.

Итоговое представление информации о не канцерогенном риске предполагает составление обобщающей таблицы, в которой сводятся все результаты анализа не канцерогенных рисков, что будет полезно для последующего ранжирования рисков.

Согласно вышеуказанному Руководству по оценке риска для здоровья населения, при отсутствии референтной концентрации в качестве ее эквивалента возможно применение предельно допустимых концентраций.

Учитывая, что для значительного количества загрязняющих веществ в Руководстве не отражены референтные концентрации и дозы, в дальнейшем в качестве их эквивалентов будут использованы предельно допустимые концентрации (ПДК), принимаемые в качестве безопасных.

Оценка риска действия токсиканта строится на анализе конкретной ситуации и состоит в определении вероятности вредного действия изучаемого фактора. Частным случаем является количественная оценка вероятности ущерба здоровью человека, связанного с действием определенных агентов, например, химических веществ, находящихся в окружающей среде или на рабочем месте. Базовой информацией для проведения исследования является токсикологическая характеристика вещества, риск от воздействия которого предполагается оценить. Изучение токсикологической характеристики веществ — сложный процесс, включающий целый спектр технических приемов.
Токсикологическая характеристика вещества, привлекаемая для оценки риска его воздействия включает: Химические и физические свойства. Судьба в окружающей среде и способы воздействия на биологические системы (организм):

(смертельных) воздействиях (мутагенез, канцерогенез, тератогенез).
Токсиканты, способные провоцировать токсические процессы, развивающиеся только по пороговому принципу, могут быть охарактеризованы с помощью критерия «фактор безопасности» (индекс опасности). Оценить риск контакта с таким веществом, означает, по сути, — определить порог его токсического (или безопасного) действия, выразив его через величины предельно допустимой дозы (ПДД) или ПДК. За рубежом для этой цели используют такие показатели как: уровень максимального загрязнения (УМЗ, англ: Maximum Contaminant Level); допустимый суточный прием (ДСП, англ. Acceptable Daily Intaky); рекомендуемая доза (РД, англ. Reference Dose).

Эти характеристики определяются по специальным методикам, в основе которых лежит установление зависимости «доза—эффект», и в дальнейшем утверждаются законодательно. В любом случае указанные величины характеризуют количество токсиканта (в миллиграммах на килограмм массы тела или миллиграммах на единицу объема объекта, среды), контакт с которым не приводит к появлению каких бы то ни было неблагоприятных последствий при хроническом действии в популяции, включая группы чувствительных лиц.

В ходе оценки риска, измеряют действующие дозы токсикантов, находящихся в окружающей среде (экспозиционные дозы — ЭД), после чего их сравнивают с величинами безопасных доз и концентраций и на этом основании судят о степени риска воздействия.

Часто для оценки риска используют еще одну величину — хронического ежедневного приема (ХЕП). ХЕП характеризует воздействия, при контакте с токсикантом на протяжении всей жизни. Единицей измерения ХЕП является величина массы токсиканта приходящаяся на величину массы тела в единицу времени (мг/кг ¦ сут). Для химических веществ с определенным порогом токсического действия оценка риска сводится к определению отношения ЭД к РД и т. д. Эти соотношения и называются «индексом опасности».
Порядок расчета индекса опасности, связанной с действием вещества, осуществляется следующим образом:

Индекс опасности = ЭД/РД,

 

где ЭД— экспозиционная доза, РД— рекомендуемая доза (при этом ЭД и РД должны выражаться в одинаковых величинах, применительно к одинаковым временным условиям воздействия — острому, подострому, хроническому). Если индекс опасности выше 1, имеется риск связанный с действием токсиканта.

Риск развития эффектов, развивающихся по беспороговому принципу, должен быть охарактеризован другим способом. В частности, следует установить действующую дозу токсиканта, при которой частота возникновения вызываемого эффекта (канцерогенез) в экспонируемой популяции, находится на «допустимом» (выбранном субъективно) уровне. Эта доза рассчитывается путем математического моделирования. Обычно, в качестве «допустимого» принимают воздействие, при котором в популяции количество, например, смертей от новообразований увеличится не более чем на 1 случай на миллион  (1х10-6),  при условии контакта людей с токсикантом в течение всей жизни. Однако в зависимости от обстоятельств (особенности региона и т. д.) этот уровень может колебаться в диапазоне  1х10-3 - 1х10-6. Такой подход обозначается как методология оценки риска беспорогового действия, а определенная таким образом доза токсиканта в зарубежной литературе получила название виртуальная безопасная доза (virtualsafedose — ВБД). В России, в основе регламентации канцерогенов лежит определение их ПДК.

За рубежом, для веществ, вызывающих беспороговые эффекты (канцерогенез и др.), риск выражают как вероятностную величину. В частности для оценки риска канцерогенеза используют «фактор канцерогенной активности вещества». Эта величина определяется с помощью расчетных методик на основе экспериментального материала и представляет собой угол наклона зависимости между величинами вероятности развития новообразования и действующей дозы токсиканта.

Результат умножения величины хронического ежедневного приема, усредненной на 70 лет жизни (ХЕП) (мг/кг-сут), на фактор канцерогенной активности вещества q дает безразмерную величину риска развития новообразования. Если эта величина превышает установленный уровень, воздействие признается опасным.

Порядок расчета опасности воздействия веществ, связанной с развитием беспороговых эффектов, осуществляется следующим образом:

 

Риск = 1 — ехр (—ХЕП ¦ q).

 

Методика оценки опасности может быть упрощена, при условии, что безопасные концентрации вещества уже известны. В этом случае величину ХЕП просто сравнивают с величиной временно безопасной дозы (ВБД). Если ХЕП больше, это свидетельствует о превышении допустимого содержания вещества, установленного законодательством.
Целью определения риска иногда являются числовые характеристики вероятности развития определенных неблагоприятных эффектов, например фиброза легких, хронической печеночной недостаточности, новообразования, смерти и т. д.
Процесс оценки риска. Из-за большого разнообразия условий и свойств токсикантов невозможно создать единый сценарий, позволяющий оценивать риск всех химических веществ во всех возможных ситуациях. Существует методология поэтапного решения задачи, в соответствии с которой можно провести полный анализ различных случаев.
В результате получают данные, позволяющие оценить количество вещества, поступающего в организм в течение длительного и пожизненного воздействия:

I = С-К-D/W- Т

где I— количество вещества, поступающего в организм (мг/кг); С—концентрация токсиканта в среде (средняя концентрация за период воздействия: мг/л; мг/м3 и т. д.); К— количество зараженного элемента внешней среды, поступающего в организм в сутки (л/день, г/день); D — кратность и продолжительность воздействия; W — средний вес тела человека за весь период воздействия; Т — время, в течение которого получены усредненные данные.

Характеристика риска — конечный этап работы. На этом этапе обобщается вся информация, использованная и полученная на предыдущих этапах. Итоговый документ по оценке риска составляется в зависимости от цели исследования.

В соответствии с американским подходом для воздушных канцерогенных загрязняющих веществ, представляющих опасность для здоровья (выбранных на этапе идентификации риска), производится оценка среднесуточного поступления на кг веса тела [мг/кг·сут] (СВI), которая посредством умножения на фактор потенциала [кг·сут/мг] (SР) определяет пожизненный риск смерти (LR). Среднесуточное поступление через органы дыхания рассчитывается по следующей формуле:

CDI = ACxIRxEFxED/(BWxATxK),

где АС - концентрация загрязняющего вещества в воздухе[мкг/м³], IR - интенсивность дыхания [м³/сут] (для взрослых принимается равной 20 м³/сут), ЕF - частота экспозиции [сут/год] (350 сут/год), ЕD - продолжительность экспозиции (например, 70 лет), BW - средний вес тела в период экспозиции (70 кг), АТ - время усреднения [сут] (363сут·70лет = 25550 сут), К - переводной коэффициент (1000 мкг/мг).

Экстраполяция — это процесс распространения выводов (суждений, заключений), полученных для определенных объектов в определенных условиях, на иные объекты и иные условия. Экстраполяция при оценке риска действия токсикантов, как правило, касается переноса данных, полученных на одном виде животных, на другие биологические объекты (другие виды животных, человека), установленные в условиях моделирования непрерывного воздействия — на интермитирующее, результатов, полученных для больших доз воздействия — на малые и т. д.

 Оценка риска канцерогенных эффектов

Расчет индивидуального канцерогенного риска осуществляется с использованием данных о величине экспозиции и значениях факторов канцерогенного потенциала (фактор наклона, единичный риск). Как правило, для канцерогенных химических веществ дополнительная вероятность развития рака у индивидуума на всем протяжении жизни (CR) оценивается с учетом среднесуточной дозы в течение жизни (LADD):

СR = LADDxSF,

где: LADD - среднесуточная доза в течение жизни, мг/(кг x день); SF - фактор наклона, (мг/(кг x день))(-1).

При использовании величины единичного риска (UR) расчетная формула приобретает следующий вид

СR = LADСxUR,

где: LADC - средняя концентрация вещества в исследуемом объекте окружающей среды за весь период усреднения экспозиции (питьевая вода, мг/л; воздух, мг/куб. м); UR - единичный риск для воды (риск на 1 мг/л) или воздуха (риск на 1 мг/куб. м).

 Определение величин популяционных канцерогенных рисков (PCR), отражающих дополнительное (к фоновому) число случаев злокачественных новообразований, способных возникнуть на протяжении жизни вследствие воздействия исследуемого фактора, проводится по формуле:

PCR = CR x POP,

где: CR - индивидуальный канцерогенный риск; POP - численность исследуемой популяции, чел.

 При сравнительной характеристике риска часто используется величина популяционного годового риска (PCRa) - расчетное число дополнительных случаев рака в течение года. Например, в случае анализа канцерогенных влияний загрязнений атмосферного воздуха величина PCRa будет равна :

PCRa =SUM (Ci x Uri) x POP/70

где: C_i - среднегодовая концентрация i-го вещества; POP - численность популяции, подвергающейся воздействию; URi - единичный риск за всю жизнь (70 лет).

Характеристика риска развития не канцерогенных эффектов для отдельных веществ проводится на основе расчета коэффициента опасности по формуле:

HQ = AD/RiDилиHQ = AС/RiС,

где: HQ - коэффициент опасности; AD - средняя доза, мг/кг; AC - средняя концентрация, мг/куб. м; RfD - референтная (безопасная) доза, мг/кг; RfC - референтная (безопасная) концентрация, мг/куб. м.

 

Практическая часть

Задача 1.

Рассчитайте хроническую дневную дозу (I) поступления химического вещества (аммония) (Таблица 8.5) в организм взрослого человека ингаляционным путём.

 

Количество вещества, поступающего в организм ингаляционным путём рассчитывают по формуле:

 

I = [(Ca х Tout х Vout)+ (Ch х Tin х Vin)] х EF х ED/BW х AT х 365)]

Таблица 8.5

Токсикологическая характеристика вредного вещества

Параметр	Характеристика	Стандартное значение
I	Величина поступления, мг/кг· х день	-
Ca	Концентрация вещества в атмосферном воздухе, мг/м3	-
Ch	Концентрация вещества в воздухе жилища, мг/м3	1,0· Ca
Tout	Время, проводимое вне помещений, час/день	8 часов/день
Tin	Время, проводимое внутри помещений, час/день	16 часов/день
Vout	Скорость дыхания вне помещений, м3 /час	1,4 м3 /час
Vin	Скорость дыхания внутри помещений, м3 /час	0,63 м3 /час
EF	Частота воздействия, дней/год	350 дней/год
ED	Продолжительность воздействия, лет	30 лет; дети: 6 лет
BW	Масса тела, кг	70 кг; дети: 15 кг
AT	Период осреднения экспозиции, лет	30 лет; дети: 6 лет; канцерогены: 70 лет
CR	Скорость дыхания, м3 /день	20 м3 /день; дети: 8,7 м3 /день

Так как речь идет о поселке, то для расчетов не учитываются концентрации химических веществ в воздухе жилых помещений и время нахождения там. Соответственно, формула будет выглядеть:

I =Cх CR х ED х EF/ BW х АТ х 365

Концентрация аммония в точке воздействия C = 5,5· 10-3 мг/м3 . Количество смеси, поступающей в организм за день CR = 20 м3 /день. Частота поступления или контакта в течение года EF = 350 дней. Продолжительность воздействия ED = 30 лет. Вес тела взрослого человека BW = 70 кг. Период осреднения экспозиции для неканцерогенов AT = 30 лет.

I =5.5х10 -3 х 20 х 350 х 30/70 х 365 х 30 = 1.51 х 10-3 мг/кг х день

 

Задача 2.

Проранжируйте не канцерогенные вещества по степени опасности для почв.

 Для не канцерогенных веществ степень токсичности определяют по формуле:

St = Cmax/ RfD,

где St - степень токсичности, Cmax - максимальная концентрация, RfD - эталонная доза для хронического воздействия (референтная концентрация (максимальная недействующая)). Данные представим в виде таблицы 8.6.

 

Таблица 8.6

Ранжирование веществ по токсичности для почвы

Вещество	Максим.концентр. мг/кг	RfD, оральный мг/кг· день	Показатель токсичности	Ранг токсичности
Хлороформ	4,10	1,00Ч10-2	4,10Ч102	4
Хлорбензол	8,40	2,00Ч10-2	4,2Ч102	3
Бензидин	5,76	3,0Ч10-3	1,92Ч103	1
Цинеб	21,5	5,0Ч10-2	4,3Ч102	2

 

Задача 3.

Проранжируйте канцерогенные вещества по степени опасности для почв. Данные представить в виде табл. 8.4.

 Для канцерогенных веществ степень токсичности определяют по формуле:

St = Cmax х SF ,

где SF – показатель канцерогенности.

 

Таблица 8. 4.

Ранжирование канцерогенных веществ по токсичности для почвы

Вещество	Максим.концентр. мг/кг	SF, оральный 1/мг/кг·х день	Показатель токсичности	Ранг токсичности
Хлороформ	4,10	6,10Ч10-3	2,501Ч10-2	2
Бензидин 5,76	5,76	230	1324,8	1

 

Задача 4.

Расчет канцерогенного риска и индекса опасности химических веществ.

Канцерогенный риск (Таблица 8.5) определяется как произведение хронического дневного поступления и показателя канцерогенности по формуле:

R = I х SF,

 

Коэффициент опасности (Таблица 8.6.) HQ по формуле:

 

HQ = I / RfD

 

Таблица 8.5.

Классификация уровней риска

Уровень риска	Индивидуальный пожизненный канцерогенный риск
Чрезвычайно высокий	10-1
Высокий	10-1 – 10-3
Средний 10-3 – 10-4	10-3 – 10-4
Низкий 10-4 – 10-6	10-4 – 10-6
Минимальный (приемлемый)	менее 10-6

 

Таблица 8.6.

Классификация уровней риска развития неканцерогенных эффектов

 

Уровень риска	Коэффициент опасности развития неканцерогенных эффектов (HQ)
Чрезвычайно высокий	>10
Высокий	5-10
Средний	1-5
Низкий	0,1-1,0
Минимальный менее	менее 0,1

 

Кон<