CC BY
7
— 22%), атмосферный воздух (в пределах 6—15% для всех групп населения) и салоны городского транспорта (5,4% для бензола у взрослого работающего населения). Таким образом, суммарный вклад жилых помещений и общественных зданий в величину неканцерогенного риска составляет порядка 80—90% для всех исследуемых групп населения, а вклад городского атмосферного воздуха колеблется в пределах 4,5—15%.
Оценивая полученные данные можно сделать вывод о целесообразности применения методологии оценки риска для характеристики воздействия химических веществ на здоровье населения в различных городских микросредах (воздух жилых помещений, общественных зданий и др.).
Л итература
1. Губернский Ю. Д., Калинина Н В. // Гиг. и сан., 1996.
- N° 1. - С. 20-23.
2. Губернский Ю. Д., Калинина Н. В., Мельникова А. И. // Там же. - 1998. - № 4. - С. 50-54.
3. Губернский Ю. Д., Калинина Н. В. // Там же. — 2001.
- № 4. - С. 21-24.
4. Пинигин М. А. и др. — // Материалы II Всесоюзной конф. по комплексным проблемам гигиены. — М., 1982. - Ч. 2. - С. 80-85.
Поступила 22.03.02
О КОЛЛЕКТИВ АВТОРОВ. 2002 УДК 614.8
В. Ф. Демин, В. Я. Голиков, Е. В. Иванов, С. И. Иванов, Л. А. Ильин, С. М. Новиков НОРМИРОВАНИЕ РАЗЛИЧНЫХ ВИДОВ РИСКА
РНЦ "Курчатовский институт", Москва; РМАПО Минздрава РФ, Москва; НИИРГ Минздрава РФ, Москва; Минздрав РФ. Москва; ГНЦ — Институт биофизики Минздрава РФ, Москва; НИИ ЭЧ и ГОС им. А. Н. Сысина РАМН, Москва
В России на государственном уровне приняты меры для поддержки научных исследований по анализу риска и его внедрения в санитарно-гигиеническое нормирование [12]. Ранее анализ риска использовался в основном в области обеспечения радиационной защиты населения и работников радиационно-опасных производств.
Для принятия решений о безопасности человека на основе анализа риска необходимо установить соответствующую систему его показателей. В эту систему входят нормы безопасности, разного рода контрольные уровни, уровни вмешательства после аварии, уровни пренебре-жимого риска (уровни "de minimus") и др. В связи с этим возникает вопрос о показателе риска, который мог бы использоваться для установления таких уровней на единой основе или, иными словами, о сопоставимых показателях вреда здоровья. Встает также вопрос о том, какой показатель риска разумно использовать для сравнения индивидуального риска, создаваемого разными источниками вреда, источников риска и др.
Для защиты населения или персонала опасных производств некоторые национальные организации обычно устанавливают нормы безопасности (пределы риска) в терминах индивидуальной интенсивности риска смерти (годовой вероятности смерти) г. Очевидно, что такие нормы не могут быть напрямую применены для источников риска с отсроченными проявлениями вреда здоровью. Таковыми являются, например, ионизирующая радиация, химические загрязнители с канцерогенными и (или) генетическими эффектами и т. п. Отметим, что для химического и радиационного канцерогенеза характерно наличие относительно большого латентного периода (интервала времени между воздействием и возможным появлением рака): для большинства радиогенных раковых заболеваний ("солидные" раки) минимальное значение латентного периода равно 10 годам, среднее — 40— 50 годам. По этой причине среднее количество потерянных лет жизни на один случай радиогенного летального рака £Jpp значительно меньше, чем средняя потеря лет жизни в случае немедленной смерти £Jpc в результате аварии или несчастного случая. Аналогичная картина складывается и в отношении химического канцерогенеза.
Согласно оценкам МКРЗ [13, 14], среднемировые значения составляют:
L\> = 15 лет; (1)
= 35 лет. (2)
Значение показателя потерянных лет жизни Lн с для населения какой-либо конкретной страны легко можно
определить путем проведения расчета. На рис. 1 приведены результаты расчета величины £нс (а) в зависимости от возраста а для мужского населения России и Франции (на 1991). Средняя продолжительность жизни 7*для мужчин в 1991 г. составляла 63,8 и 73,0 года соответственно. Там же приведены расчетные значения ¿1р (а) для облучения в возрасте а.
Иногда можно встретить ошибочное утверждение, что показатель потерянных лет жизни ¿ис (а) в случае смерти человека в возрасте а составляет ¿нс (а) = Г- а. На самом деле это равенство справедливо только при а = 0, при а > 0 ¿"с (а) > Т- а, т. е. чем старше человек, тем больше у него шансов прожить большее число лет после возраста, равного средней продолжительности жизни: человек в возрасте а = а0 > 0 благополучно преодолел риски смерти в возрасте а < а0. Таким образом, ¿"с (а) (кривые /, 3 на рис. 1) отражает потерю всей ожидаемой предстоящей жизни в результате смерти в возрас-
801
Рис. 1. Рассчитанные количества потерянных лет жизни Ца) = ¿нс(я) в результате немедленной смерти в возрасте а (кривые /, 3) или смерти от радиогенного рака Ца) = Ь""(а) в результате разового облучения всего тела дозой 0,2 Зв в возрасте а (кривые 2, 4) для мужского населения России (1,2) и Франции (3, 4) 1991 г. Расчет выполнен с помощью компьютерной системы по оценке риска БАРД [6).
По оси абсцисс — возраст (годы), по оси ординат — потерянные годы.
те я. Рассчитывается L"c (а) по хорошо известной в анализе риска формуле |6|:
«
¿нс (я) = Т (я) = \Н (a,d)dd,
а
где Т(а) — длительность ожидаемой (предстоящей) жизни для человека возраста а, Н (а, а) — функция выживаемости (или дожития: вероятность человеку возраста я дожить до возраста я). Кривые 2, 4 для смерти от радиогенного рака в результате разового облучения ионизирующей радиацией в возрасте я нуждаются в дополнительном пояснении. Как уже отмечалось, смерть от радиогенного рака может наступить много лет спустя после облучения. Величина ¿лр (я) равна количеству потерянных лет жизни одним умершим от радиогенного рака человеком.
Рассмотрим когорту Л/^, людей возраста я, получивших разовую дозу облучения всего тела D. Чаше всего при оценке радиационного риска рассчитывают пожизненный риск смерти от радиогенного рака R (я, D) и потерянные годы жизни G (я, D) в результате смерти от радиогенного рака (как результат этого облучения), среднестатистически рассчитанные для одного облученного человека |6]. Полная коллективная потеря лет жизни от смертельного радиогенного рака рассчитывается по формуле: G (я, D) • N^, при этом из N^ умрет от радиогенного рака Nc = N^ ■ R (я, D) человек. Именно потерянное ими количество лет составит весь ущерб от облучения. Остальные Л^— Л/с человек не пострадают от облучения (они умрут вследствие других причин). Число потерянных лет жизни в пересчете на одного умершего:
L(я) = G(a, D) • NUN^ • R (а, D) = G (я, D)/R (я, D).
По этой формуле рассчитывалась величина L"' (я), показанная на рис. 1. G (а, D) и (Ä (я, D) зависят от возраста и дозы, но Ln р (я) в области относительно малых доз облучения от дозы не зависит.
Рассчитанные средние значения ¿"рс для кривых /, Зна рис. I равны 34 годам (мужчины, Россия) и 41 году (мужчины, Франция) соответственно; для кривых 2, 4 ¿у средние значения составляют 15 и 14 лет соответственно.
Напомним некоторые значения показателей риска эффективной дозы |14], отнесенные к единице эффективной дозы Е.
Для всех радиогенных эффектов, включая наследственные заболевания, количество потерянных лет жизни на единицу эффективной дозы рассчитывается следующим образом:
1 чел. • год/чел. • Зв для населения, gE= J 0,8 чел. • год/чел. • Зв для профессионального облучения; (3)
риск летального радиогенного рака (для населения)
ф = 0,05/Зв.
(4)
Из уравнений (I) и (4) легко получить, что для летального радиогенного рака (¿"£р = ¿<рр )
Йр = • 4Р = 0,75 чел. • год/1 чел. • Зв.
Значение отличается от gí для населения тем, что включает только часть радиогенных эффектов — летальный рак.
Таким образом, случаи смерти, вызванной разными источниками риска, могут иметь разный ущерб, выраженный в годах потерянной жизни, т. е. они не эквивалентны. По этой причине установление норм безопасности для разных источников вреда в терминах риска смерти или их сравнение в показателях вероятности смерти или в числе случаев смерти, как это иногда делается,
нельзя признать обоснованным. Такое сравнение риска использовали в научных работах 70—80-х годов в соответствии с уровнем развития анализа риска в те годы |5).
Сравнение риска по показателю смертности или риска смерти можно встретить и в современных работах, но это не всегда обоснованно или его можно рассматривать как грубое приближение. Особенно мало подходит показатель риска "вероятность риска смерти в год" для оценки риска от проживания вблизи АЭС или другого источника ионизирующей радиации. Текущий годовой риск определяется всеми предыдущими радиоактивными выбросами и сильно растет со временем, текущие годовые выбросы и годовые дозы формируют риск в течение последующих десятков лет и для нескольких поколений.
МКРЗ [14] в определении эффективной дозы £ использовала интегрированный показатель пожизненного риска R£. В нем учитывается риск смерти и заболевания, а также разница в значении величины Ь — потерянных лет здоровой жизни при разных видах рака. Это важный шаг в развитии системы показателей риска. Однако следует иметь в виду, что этот показатель специфичен только для радиационного риска. Соответствующий взвешивающий множитель/114], используя который учитывают среднюю потерю лет жизни для конкретного вида стохастического эффекта 1 (определенный вид рака или наследственное заболевание), нормирован на ¿лС|)р — среднюю потерю лет жизни на один случай смертельного радиогенного рака (1): / = /15 лет. Таким образом, возможно взвешивание только для случаев радиационного риска — сравнение между разными радиогенными стохастическими эффектами, но радиационный риск R[ нельзя напрямую сравнивать с другими видами риска. Можно предположить, что это одна из причин, по которой МКРЗ установила основные нормы безопасности в терминах эффективной дозы £, но не риска RE. Отметим также, что в нормах радиационной безопасности заложен некоторый консерватизм: при расчете величины Rc и ее компонент — поправочный фактор (ООИЕР) для оценки зависимости от мощности дозы и дозы, принят равным 2 (из диапазона неопределенности 2—10) |14|. Вследствие того, что при малых дозах и мощностях доз для редкоионизирующей радиации (Р-, у-радиации) радиационный риск на единицу дозы меньше в ООЯЕР раз по отношению к риску от облучения при больших дозах и мощностях доз, оценка риска на основе R£ или ее компонент приводит к завышению значений радиационного риска в среднем в ООЯЕР/2 раз.
Установить основные нормы радиационной безопасности в терминах радиационного риска в соответствии с формально эквивалентными действующими дозо-выми нормами — значит отказаться от консервативного (осторожного) подхода. Дозовые нормы жестче ограничивают риск для здоровья человека, чем нормы в терминах радиационного риска По этой причине установление в НРБ-96, а затем и в НРБ-99 [11] пределов риска в терминах R£, формально эквивалентных основным до-зовым пределам, но фактически приводящих к завышению уровня риска, нельзя признать обоснованным.
В статье предлагается специальный показатель риска для установления уровней принятия решений, включая универсальные нормы безопасности. Подготовка этого предложения осуществлялась в рамках работы Проблемной комиссии "Комплексная оценка риска воздействия факторов окружающей среды на здоровье человека" Минздрава РФ, а также в рамках разработки рекомендаций по использованию анализа риска в принятии решений по мерам радиационной и социальной защиты населения в программе НИР Координационного совета по анализу риска в ядерном комплексе Минатома РФ. Некоторые предварительные версии предложения опубликованы [7, 18].
Разработке данного предложения предшествовал анализ рекомендаций МКРЗ [13, 14] и анализ разных пока-
зателей риска, способов их преобразования и использования для различных источников вреда и др. Отметим, в частности, предложения по установлению показателя "рад-эквивалент" для сравнения радиационного и химического риска (Л. А. Ильин, В. А. Книжников, 60—70-е годы). Следует обратить также внимание на то, что в современных исследованиях по сравнению риска от разных энергопроизводств показатель £ стал использоваться как показатель ущерба, а не числа случаев смерти (4, 19].
Рассмотрим ситуацию с хроническим воздействием некоторого вредного фактора на здоровье человека, проявление которого носит вероятностный (стохастический) характер. Нормируется или сравнивается обычно интенсивность риска или годовой риск. В качестве возможного последствия действия данного источника вреда примем во внимание пока только смертность.
Как было отмечено, вероятность смерти в год как мера риска не совсем подходит в качестве универсального показателя для нормирования или сравнения риска. Потерянные годы жизни в результате годового пребывания человека под воздействием источника риска — вот очевидный универсальный показатель. Для разных источников риска этот ущерб реализуется по-разному. Если речь идет о несчастных случаях или авариях, то ущерб реализуется мгновенно: если человек погиб, то он потерял сразу всю оставшуюся жизнь. Для ионизирующей радиации или химического канцерогенеза вероятность смерти растягивается на всю оставшуюся жизнь, и при этом есть некоторый промежуток времени после момента воздействия (латентный период), в течение которого возможность проявления заболевания или смертного случая равна нулю.
Итак, приведенный годовой ущерб, выражающийся в потерянных годах жизни, как следствие пребывания человека в течение года под воздействием источника риска, и есть та величина, которую предлагается использовать для нормирования и сравнения риска. Обозначим эту величину как /?. Термин "приведенный" означает отнесение потерянных лет жизни к данному моменту времени (к данному году).
Имеется хорошо известное определение приведенного ущерба:
приведенный (ожидаемый) ущерб = вероятность событии • полный ущерб от реализации этого события. Используя это определение, легко найти значение приведенного годового ущерба Я для риска смерти от несчастных случаев, аварий и т. п. (т. е. для источника риска немедленного действия):
Я = (5)
где г — интенсивность риска смерти (вероятность смерти в год) от действия данного источника риска; gr — потерянные годы здоровой жизни в результате смерти в данный год. Согласно определению g, = ¿"с.
Для таких источников вреда, как ионизирующая радиация и химическое загрязнение, в качестве физической меры воздействия на здоровье человека используется доза этого воздействия, которая по-разному выражается для разных источников вреда. Здесь рассматривается интенсивность дозы, или годовая доза. Как уже отмечалось, в результате получения годовой дозы для рассматриваемых источников вреда вероятность реализации вреда может быть растянута во времени после данного года на десятки лет. Опуская строгий математический вывод, выпишем значение Я.
^ _ I для ионизирующей радиации; (6) \digt для химических загрязнителей, (7)
где </[ г — мощность дозы (годовая доза) ионизирующей радиации, получаемая человеком, g¡r — ущерб (потеря лет жизни Ц) от единицы дозы, с1х — мощность химиче-
ской дозы, например, поступление химического вещества в организм человека в единицу времени (год), gx — ущерб (потеря лет жизни ¿) от единицы химической дозы. Как правило, соотношение доза—эффект для химических загрязнителей нормируется на так называемую экспозицию — временнбй интеграл концентрации этого вещества в атмосфере или воде. В этом случае размерность выражается соотношением </л: (год • мкг/м')/год. Для такого варианта величина gx есть воздействие единичной концентрации в единицу времени (единичной экспозиции).
Определение (5)—(7) можно обобщить: Л количественно вычисляется как математическое ожидание потери лет предстоящей здоровой жизни, отнесенное к единице времени (обычно I год) пребывания человека под действием рассматриваемого /-го источника риска:
Л = (8)
где — мощность дозы (обычно годовая доза); термин "доза" означает физическую меру воздействия источника риска на здоровье человека, ее более конкретное определение зависит от рассматриваемого источника риска, см. выражения (5)—(7); gl — ущерб I от воздействия единицы дозы.
Размерность величины Л — соотношение количества потерянных лет жизни и количества лет пребывания под действием источника риска. В среднестатистическом смысле Л — условно доля этого года, которая теряется в результате действия рассматриваемого источника риска в течение всего года. Реально же теряются годы жизни после этого воздействия. В условном смысле Л — безразмерная величина.
Здесь рассматривалась только смертность от источников риска. Приведенные формулы могут быть обобщены и в отношении заболеваемости, как это, например, делается для ионизирующей радиации [14]. Отметим также эффект конкуренции разных видов риска: между собой конкурируют и годовые риски, рассматриваемые выше (уменьшают друг друга: полный (пожизненный) риск смерти всегда равен 1 [6|). Однако для оценки воздействия на уровне норм безопасности или ниже этим эффектом можно пренебречь. Кроме того, игнорирование конкуренции годовых рисков есть хотя и незначительный, но элемент консерватизма (запаса надежности) в установлении норм безопасности.
При установлении норм безопасности и других уровней принятия решений по защитным мерам обычно используют усредненные для лиц разного возраста и пола значения величин в определениях (5)—(8). Так это сделано, например, с коэффициентами радиационного риска при установлении норм радиационной безопасности [14].
Для источника риска немедленного действия — см. выражение (5) — среднее для представителей разных возрастных групп значение g'' равно по определению величине ¿"рс из уравнения (2).
В выражении (6) в соответствии с современной практикой следует использовать эффективную дозу и ее коэффициенты:
R = ge•dE, (9)
где с!Е — мощность эффективной дозы (эффективная доза в год), gE — хорошо известный усредненный коэффициент риска для ионизирующей радиации, см. уравнение (3).
В литературе [4, 9, 10, 19, 20] можно найти важные примеры значений ущерба для химических загрязнителей атмосферы. Чтобы продемонстрировать использование величины Л в нормировании риска, мы ограничимся рассмотрением только мелкодисперсных аэрозо-
лей РМ2 з (диаметр частиц не более 2,5 мкм), выбрасываемых энергетическими предприятиями, и мышьяка:
0,0006 года/( год • мкг/м3); РМ2 5, население ЕС, ] 0,0008 годаДгод- мкг/м5); РМ2 5, население РФ,
ох \ _
0,002 года/(год • мкг/м3); мышьяк, население земного шара. (10)
Эффекты воздействия аэрозолей РМ2 5 на здоровье проявляются в заболеваемости патологией органов кровообращения и дыхания (бронхиты и другие респираторные заболевания, инфаркты, инсульты, рак и др.) и смерти от них, мышьяка — в формировании злокачественных новообразований. Отметим, что время проявления болезней и смерти после начала воздействия аэрозолей РМ2 5 варьирует от нескольких дней и недель до года для неканцерогенных эффектов от 10 лет и более для рака. Таким образом, неканцерогенные заболевания в результате воздействия летучей золы относятся практически к числу неотсроченных эффектов. Для РМ2 5 потерянные годы жизни взяты из работы [20]. Они были рассчитаны для демонстрации их возможных различий для разных стран. Для мышьяка и других канцерогенов данные по оценке риска известны только в виде пожизненных рисков Я. Потерянные годы жизни для химических канцерогенов в уравнении (10) и ниже выбраны, исходя из подобия радиационного и химического канцерогенеза. В ближайшем будущем они будут уточнены после доработки методологии оценки риска от химических веществ в применении к медико-демографическим условиям России.
Используя введенный показатель риска Я, можно установить универсальные нормы безопасности. Чтобы они формально соответствовали уже установленным нормам радиационной безопасности, следовало бы принять значения:
R. =
0,001 для населения,
0,016 для профессиональных
работников.
(11)
Легко заметить, что производные нормы безопасности — нормы безопасности для ионизирующей радиации, получаемые из определений (3), (9) и (11) в терминах эффективной дозы Е, равны (£„ = RJgc) нормам МКРЗ [14) и НРБ-99 [II]:
J1 мЗв/год для населения, Е„ = ^ 20 мЗв/год для профессиональных
работников.
(12)
Однако в силу отмеченного выше консерватизма, заложенного в основу дозовых норм безопасности (12), нормы безопасности (11) и (12) не эквивалентны: нормы (12) жестче ограничивают риск, чем нормы (11)!
Чтобы сделать дозовые нормы и нормы в показателях риска эквивалентными, необходимо пределы риска (11) несколько уменьшить. Кроме того, если поставить задачу сделать уровень безопасности в неядерной сфере столь же жестким, как в нормах радиационной безопасности, то также возникает необходимость снизить нормы (11).
Вопрос о том, насколько нужно ужесточить первичные нормы риска, должен решаться не только в рамках радиационного риска. Необходимо рассматривать техногенный риск в целом.
В качестве начального предложения для обсуждения среди специалистов предлагается вместо значений (11) установить следующие универсальные нормы:
0,0007 для населения, 0,01 для профессиональных работников.
(13)
с „ =
Для источника риска немедленного действия производный норматив в терминах интенсивностси г риска
смерти получается из выражений (2), (5) и (13) равным
('„ = W; ff = )
(2,0 ■ 10-5/годдля отдельных лиц из населения, (14) 2,9- 10~7годдля профессиональных работников. (15)
Из (14) следует, что для профессиональных работников перенос норм радиационной безопасности в неядерную сферу может сделать нормы профессиональной безопасности жестче, чем современный достигнутый уровень безопасности в промышленности. Эта проблема требует дальнейшего анализа и принятия решения о возможном изменении нормы (15).
Для рассмотренных выше химических загрязнителей атмосферы производные нормы безопасности для населения в терминах долговременной концентрации с должны быть таковы — с„ = RJgx, см. (10) и (13):
1,2 мкг/м3; РМ2 j, население ЕС,
0,9 мкг/м3; РМ2 j, население России,
0,4 мкг/м3; мышьяк, население земного шара. (16)
Также легко из определений (10) и (13) рассчитать производные нормы химической безопасности для профессиональных работников.
Уровень пренебрежимо малого риска (уровень "de minimus") Rdm предлагается установить равным 10~5. Соответственно производный уровень для отдельных лиц из населения составит г„„, = 3 • 10"7/год (источник риска немедленного действия) и 20 мЗв/год (ионизирующая радиация).
В терминах показателя риска R можно предложить следующие уровни вмешательства на случай аварийной ситуации (уровни приведенного годового риска):
I = 0,8 • 10"3 —нижний уровень вмешательства (уровень невмешательства); К«.2 = 3,8- 10"1 — ограничение проживания (добровольное проживание, меры зашиты); .1 = 1.5' 10"J — запрет на проживание.
Нетрудно видеть, что для радиационной аварии эти уровни эквивалентны дозовым уровням вмешательства 1, 5 и 20 мЗв/год соответственно 11 ] (с учетом поправочного множителя 1,5, который был дополнительно введен для установления фактической эквивалентности между нормами радиационной безопасности и нормами риска).
Для корректного сравнения должны быть определены и обоснованы "сценарий", цели, задачи и показатели сравнения. Каждый "сценарий" имеет свой смысл и свое назначение. Наиболее употребительные "сценарии", или варианты сравнения:
сравнение индивидуальной интенсивности риска (годового риска) от разных источников; например, риска от проживания вблизи опасного предприятия, в опасной зоне, риска от транспорта (автомобильного, авиационного и др.);
сравнение норм безопасности, установленных ранее на основе разных, несогласованных подходов для различных источников вреда здоровью человека; например, сравнение норм безопасности для ионизирующей радиации и химических загрязнителей окружающей среды;
сравнение источников риска по полному риску (ущербу) в течение года или другого промежутка времени, например, разных энергопроизводств (производства электроэнергии на угле, природном газе и ядерном топливе);
сравнение полного риска здоровью населения от разных болезней и других источников вредного воздействия, например, сравнение полной смертности или заболеваемости населения России в целом или отдельного ее региона от болезней и внешних причин смерти.
2200 -
ПВОО
7400 -
1000 -
600,
Рис. 2. Годовая стандартизованная смертность на 100 ООО человек.
По оси абсцисс — годы, по оси ординат стандартизованная смертность от всех причин: I — мужчины РФ, 2 — мужчины ЕС, 3 — женщины РФ. 4 — женщины ЕС.
Приведем несколько показательных примеров сравнения.
Пример 1. Сравнение индивидуального риска. Когда сравнивают риск проживания вблизи АЭС с риском смерти от транспортных аварий, удара молнии и др., часто используют показатель интенсивности риска смерти (годовая вероятность смерти). Однако для радиации, как это видно из особенностей реализации радиационного риска, этот показатель не подходит. Из определения показателя Л нетрудно видеть, что именно этот показатель более пригоден для сравнения разных источников риска.
Известно, что риск смерти от удара молнии и транспортных аварий на дорогах в России равен в среднем 10"'/Г°Д и 2 • Ю^/год соответствен но. Годовая эффективная доза за границей санитарно-зашитной зоны не превышает 0,01 мЗв/год (она намного меньше установленного основного дозового предела I мЗв/год) [2], из чего следует, что риск от этих источников вреда в терминах приведенного годового ущерба составит:
Л = 4 • 10"* — вследствие удара молнии;
7-10-3 — вследствие транспортных аварий на дорогах;
< Ю-3 — вследствие проживания на границе санитарно-защитной зоны АЭС.
В последней оценке использованы коэффициенты риска gE эффективной дозы.
Пример 2. Сравнение полной смертности от болезней и внешних причин (несчастных случаев, аварий, убийств и т. п.) для разных групп населения, например, для населения разных территорий России, для населения Рос-
Таблииа 1
Стандартизованная смертность М (число смертей на 100 000) мужского населения России в 1998 г. от всех внешних причин смерти (несчастные случаи, аварии, отравления, убийства, самоубийства и др.) и злокачественных новообразований (расчет по БАРД [6])
Причина 1 -
Внешняя причина смерти: 310
автомобильная авария 20
отравление алкоголем 30
убийство, самоубийство 100
Злокачественные новообразования 290
Всего...
1860
сии и какой-либо другой страны и т. п. Такое сравнение нельзя проводить по числу смертей (в так называемых интенсивных показателях) из-за возможной существенной разницы в возрастном составе. Например, в одной группе преобладают молодые люди, в другой — лица старшего возраста. Чтобы исключить влияние разных возрастных составов, в медицинской демографии давно уже используются стандартизованные показатели смертности. В них суммарное значение смертности получается путем сложения фактической смертности в каждой возрастной группе, но состав возрастных групп берется из возрастного стандарта. Последний устанавливается компетентным органом. Как правило, используется возрастной стандарт, устанавливаемый Всемирной организацией здравоохранения (ВОЗ). В примерах сравнения риска (см. рис. 2 и табл. I) используется европейский стандарт ВОЗ. Аналогичным образом сравнивается заболеваемость.
Пример 3. Сравнение норм радиационной и химической безопасности. Нормы безопасности (предельно допустимые концентрации — ПДК) для вредных химических веществ, обладающих общетоксическим и канцерогенным действием, устанавливаются, как правило, на основе разных подходов. В последние годы у ряда химических веществ — токсикантов найдены также и канцерогенные свойства. Для части из них в России продолжают сохраняться старые нормы, основанные на учете только общстоксического действия. В связи с этим представляет практический интерес сравнение канцерогенного риска для ионизирующей радиации и химических канцерогенов на уровне предельно допустимых доз или концентраций (табл. 2, 3). Предполагается, что данный уровень воздействия сохраняется в течение всей жизни человека. Риск оценен в показателях пожизненного риска смерти Л, потерянных лет жизни <7 и приведенного годового ущерба Л (предложенный в настоящей работе показатель). Все три показателя отнесены к одному среднестатистическому человеку, проживающему в указанных условиях в течение всей жизни. В табл. 2, 3 приведено сред-
Таблица 2
Ионизирующая радиация и спонтанный рак, население России 90-х годов
Я. % С, сутки (год)
ПД (ПДК) Пол летальный рак
радиационный спонтанный радиационный спонтанный радиационный спонтанный
ПД
1 мЗв/год Радон*,
ПДК 100 Бк/м1
М Ж М + Ж М Ж М + Ж
0,19 0,18 0,19 2,0 0,3 1.2
19 13 17 7,2 1,2 4,2
12 сут
13 сут 12 сут
0,3 года 0,05 года 0,16 года
2,9 года 2,3 года 2,6 года
0,0005
0,0005
0,0005
0,004
0,0007
0,002
0,05 0,03 0,04
Примечание. ПД — предел дозы (основная норма радиационной безопасности из НРБ-99 [II]; рассматривается равномерное облучение всего тела; звездочка — для радона указана ПДК для жилых помещений, эффект воздействия: рак органов дыхания.
Таблица 3
Химическое загрязнение атмосферы, среднемировые данные для мужчин и женщин
Химическое вещество ПДК, мг/м> Я, % С. сутки (год)
Бензол 0,1 0,3 18 сут. 0,0008
Винил хлорид 0,01 0,08 5 сут 0,0002
Сг (VI) 0,0015 22 3,7 года 0,06
Мышьяк 0,003 1,3 0,21 года 0,003
нее по возрасту значение Лср. Величины С связаны простым соотношением Лср = С/Г (Г — продолжительность жизни): С — полный пожизненный ушерб (математическое ожидание сокращения продолжительности жизни в результате действия данного источника риска в течение всей жизни); Лср — потерянные годы жизни, отнесенные в среднем к одному году жизни человека. Не-усредненное значение К сильно зависит от возраста человека. Оно максимально лля детского возраста, уменьшается с возрастом и стремится к нулю в пожилом возрасте.
Ниже приведено сравнение канцерогенного риска от некоторых химических веществ и ионизирующей радиации при предельно допустимых уровнях воздействия, а также от спонтанного рака в показателях пожизненного риска смерти Л, пожизненного ущерба в потерянных сутках (годах) жизни Си приведенного годового ущерба Лср (расчет по БАРД |6]).
Данное сравнение сделано в основном для демонстрации способа сравнения и использования показателей риска. Однако из результатов сравнения можно сделать вывод о том, что в связи с выявлением канцерогенных свойств у ряда химических веществ необходимо для некоторых из них пересмотреть ПДК, установленные по общетоксическому эффекту. В частности, очевидному пересмотру в сторону ужесточения подлежит ПДК для Сг (VI).
Пример 4. Риск проживания на территории, радиак-тивно загрязненной в результате Чернобыльской аварии. Оценивать этот риск в среднегодовых показателях смертности еще менее обоснованно, чем оценивать в таких показателях риск проживания вблизи АЭС. Во-первых, в первые 5—7 лет после аварии имеется сильная зависимость от времени годовой дозы облучения человека. Во-вторых, индивидуальный риск сильно зависит от возраста человека на момент аварии и времени после аварии.
В зависимости от назначения может быть несколько вариантов сравнения риска для данного источника вреда. Пусть стоит задача получить обшее представление о последствиях аварии для здоровья населения и сравнить их с некоторым привычным риском, сопровождающим человека в его жизни. В этом случае представляется разумным выбрать группу людей с некоторым определенным возрастным составом на момент аварии и проследить ее судьбу в последующие годы после аварии, оценивая годовой риск смерти от радиогенного (воздействие аварии) и спонтанного рака. Пример такого сравнения приведен на рис. 3.
Оценки радиационного и нерадиационного риска выполнены для сельского населения территории Брянской области с относительно высоким уровнем радиоактивного загрязнения в результате Чернобыльской аварии (плотность радиоактивных выпадений больше ! МБк С"С5)/м2 (более 30 Ки/км3)). Расчеты сделаны в предположении отсутствия защитных мер с использованием компьютерной системы БАРД РНЦ "Курчатовский институт" [6]. Исходные данные по дозам взяты из [3].
В табл. 4 приведены значения приведенного годового ущерба Лср и интегральные значения рисков, выраженные в виде значений пожизненных рисков смерти Л от сравниваемых источников вреда здоровью.
б
Рис. 3. Ежегодная смертность (на 100 ООО человек) от радиогенных (вследствие Чернобыльской аварии) и спонтанных раков как функция времени после аварии для сельского населения Брянской области |6].
По оси абсиисс — время после аварии (годы); по оси ординат — ежегодная смертность на 100 000 человек; а — ежегодная смертность от всех видов раков (возраст 0—25 лет): 1 — спонтанный рак, мужчины, 2 — спонтанный рак, женщины, 3 — радиогенный рак. женщины, 4— радиогенный рак, мужчины. 6 — ежегодная смертность от раков органов дыхания (мужчины старше 25 лет): I — спонтанный рак, 2 — радиогенный рак.
Из этих данных следует давно уже известный результат оценки прямого ущерба здоровью населения от Чернобыльской аварии (см., например, публикации [8. 17]): на территориях с относительно высоким уровнем радиоактивного загрязнения ущерб от радиогенного рака не превышает десятой доли ущерба от спонтанного рака, даже если бы не проводилось никаких защитных мер. Также уже отмечалось, что другие, непрямые воздействия: социально-психологический фактор, социально-экономическое неблагополучие как результат ошибочных контрмер и общей перестройки в стране привели к намного большим отрицательным последствиям для здоровья человека (см. рис. 2).
Данные рис. 3 и табл. 4 приведены как демонстрационные примеры сравнения разных видов риска. В них ставилась задача продемонстрировать выбор сценария и показателей риска для сравнения. По этой причине здесь опущены оценки неопределенностей и анализ чувствительности. Отметим также, что использование показателя пожизненного риска смерти Л в этом сценарии уместно из-за подобия временной зависимости частоты заболевания радиогенным и спонтанным раком.
В информационном бюллетене Минатома 116] в разделе "Экологическая и радиационная безопасность" разные источники риска в России (смертность от несчастных случаев, от химического загрязнения атмосферы, авиационных катастроф, проживания вблизи АЭС и др.) сравниваются по числу смертей в год. Такое сравнение
Таблица 4
Риск смерти от спонтанного и радиогенного (Чернобыльская авария) рака для сельского населения Брянской области (расчет по БАРД [6])
Вид рака R. %
возраст до 25 лет возраст старше 25 лет возраст до 25 лет
Спонтанный:
М 13 13 0.05
Ж 7 6 0,03
Радиогенный:
М 1 0,31 0,005
Ж 0,8 0.14 0,006
В том числе рак легкого
М 0.14
Всего...
М 14 13,3 0,054
Ж 7,8 6,2 0,035
Примечание. Возраст указан на момент Чернобыльской аварии.
на современном уровне развития анализа риска научно необоснованно и практически неудовлетворительно. Другим серьезным недостатком сравнения риска в [16] является путаница разных "сценариев" сравнения, что делает бессмысленными некоторые его результаты. Отметим, что сравнение из публикации [16] было повторено в журнале Ядерного общества [15].
Благодарим Беляева С. Т., Кутькова В. А. и Осмачки-на В. С., взявшим на себя труд прочесть рукопись статьи и сделавшим ряд ценных критических замечаний.
Литература
1. Балонов М. И.. Иванов Е. В., Цыб А. Ф. и др. // Вестник научной программы "Семипалатинский полигон/Алтай". — Барнаул, 1995. — № 3. — С. 16—22.
2. Безруков Б. А., Иванов Е. А., Кочетков О. А., Шерша-ков В. М. // Безопасность, эффективность и экономика атомной энергетики: II Международная науч -тех. конф., Москва, 22—23 марта 2001. — М., 2001.
3. Бюллетень национального эпидемиологического регистра // Радиация и риск. — 19%. — Вып. 7. — С. 39-245.
4. Васильев А. П., Демин В. Ф. // Proceedings of the International Conference "PSAM 5 — Probabilistic Safety Assessment and Management", 27.11 —1.12.2000, Osaka, Japan / Eds S. Kondo, K. Funita. — Tokyo, 2000.
- Vol. 1. - P. 281-287.
5. Воробьев В. И., Ковалев Е. Е. Радиационная безопасность экипажей летательных аппаратов. — М., 1983.
6. Демин В. Ф. // Атомная энергия. — 1999. — Т. 86, вып. 1. - С. 46-63.
7. Демин В. Ф, Голиков В. Я., Кутьков В А. и др. //Там же. - Т. 87, вып. 5. - С. 384-396.
8. Демин В. Ф.. Диденко В. И.. Яцало Б. И. // Радиоактивность при ядерных взрывах и авариях. Сб. тр. Международной конф. 24—26 апреля 2000 г. Москва. - С.-Петербург. - 2000. - Т. 3. - С. 250-254.
9. Новиков С. М., Румянцев Г. И., Жолдакова 3. И. и др. // Гиг. и сан. - 1998. - № 1. - С. 12-19.
10. Новиков С. М. Алгоритмы расчета доз при оценке риска, обусловленного многосредовыми воздействиями химических веществ. — М., 1999.
11. Нормы радиационной безопасности (НРБ-99). — М„ 1999.
12. Об использовании методологии оценки риска для управления качеством окружающей среды и здоровья населения в Российской Федерации. Постановление № 25, 10.11.97, Минздрав РФ. - М., 1997.
13. Рекомендации Международной комиссии по радиационной защите. Публикация № 45, Количественное обоснование единого индекса вреда: Пер. с англ.
- М„ 1989.
14. Рекомендации Международной комиссии по радиационной защите 1990 г. Публикация № 60: Пер. с англ. - М., 1994.
15. Экологическая и радиационная безопасность // Ядерное общество. — 2001. — № I. — С. 18.
16. Ядерные технологии в XXI веке: Россия на мировом рынке услуг по обращению с ядерным топливом. — М., 2000.
17. Demin V. F. // Radiat. Protect. Dosimetry. - 1996. -Vol. 64, N 1/2. - P. 109-112.
18. Demin V. F. // Proceedings of ESREL and Europe Annual Conference "Foresight and Precaution". Edinburgh, UK, 15-17 May 2000. - Rotterdam, 2000. - Vol. 1.
- P. 117-123.
19. Externalities of Fuel Cycles: "ExternE Project". — Vol. 8. European Commission, DC XII, 1998.
20. Leksell I., Rabl A. // Risk Analysis. - 2001. - Vol. 21, N 2. - P. 109-114.
Поступила 22.03.02
О В. М. ПРУСАКОВ, Э. А ВЕРЖБИЦКАЯ. 2002 УДК 614.72:616.1/.«
В. М. Прусаков, Э. А. Вержбицкая
КОЭФФИЦИЕНТЫ РИСКА НЕКАНЦЕРОГЕННЫХ ЭФФЕКТОВ
НИИ биофизики Ангарской государственной технической академии
Внедрение методологии оценки риска в решение задач обоснования степени экологического неблагополучия территорий по эпидемиологическим данным о нарушениях здоровья, разработки и оценки эффективности мероприятий по выводу их из состояния неблагополучия и переходу на устойчивое развитие является сегодня актуальной задачей. Успешное ее решение зависит от ряда методических моментов, одним из которых является разработка коэффициентов риска неканцерогенных эффектов от загрязнения окружающей среды. В свою очередь использование оценки риска здоровью населения для обоснования принятия решений по оптимизации качества окружающей среды на территориях экологического неблагополучия предъявляет повышенные требования к коэффициентам риска неканцерогенных эффектов. Это обусловлено прежде всего необходимостью выполнения анализа вкладов риска от загрязнения в формирование
относительных рисков заболеваемости всеми болезнями и болезнями отдельных классов, оцениваемых по эпидемиологическим или статистическим данным. Такой анализ является этапом обоснования приоритетов и управленческих решений по снижению риска на экологически неблагополучных территориях [10].
В настоящем сообщении проанализирован опыт использования предложенного нами [11[ методического подхода к установлению коэффициентов риска заболеваемости от загрязнения атмосферного воздуха, полученный при оценке риска от различных источников в Ангарске, Шелехове и Улан-Удэ.
При этом рассмотрены следующие вопросы: а) возможности определения коэффициентов риска для отдельных примесей на основе доли прироста заболеваемости на единицу содержания суммы веществ, полученной в эпидемиологических исследованиях; б) возмож-
