CC BY
2
4. Биглхол Р., Бонита Р., Кьельстрем Т. Основы эпидемиологии: — Женева, 1994.
5. Бобовникова Ц. И., Алексеева Л. Б., Черник Г. В. и др. // Полихлорированные бифенилы. Супертоксиканты XX века. М., 2000. - Вып. 5. — С. 87-103.
6. Бочков Н. П., Субботина Т. И., Яковлев В. В. и др. // Рос. вестн. перинатол. и педиат. — 1994. — № 1. — С. 33-34.
7. Бочков И. П., Жученко Н. А., Катосова Л. Д. // Экологические проблемы педиатрии. — М., 1998. — С. 51-62.
8. Буштуева К. А., Случанко И. С. Методы и критерии оценки состояния здоровья населения в связи с загрязнением окружающей среды. — М., 1979.
9. Гурвич Е. Б., Новохатская Э. А., Рубцова И. Б. // Медицина труда и пром. экол. — 1996. — № 9. — С. 23-27.
10. ЗаридзеД. Г., Земляная Г. М. // Мед. радиол, и ради-ац. безопасн. - 1995. - Т. 40, № 2. - С. 44-46.
11. Засыпкин М. Ю. Современные подходы к решению проблемы бесплодия среди населения городов с развитой химической промышленностью: Автореф. дис. ... канд. мед. наук. — М., 1995.
12. Иванов В. К., Цыб А. Ф., Матвеенко Е. Г. и др. // Радиация и риск. — 1995. — № 1. — С. 3—29.
13. Измеров И., Гурвич Е. Б., Лебедева Н. В. Социально-гигиенические и эпидемиологические исследования в гигиене труда. — М., 1985.
14. Кацнельсон Б. А., Кошелева А. А., Привалова Л. И. и др. // Гиг. и сан. - 2000. - № 1. - С. 15-18.
15. Котляр Н. П. Комплексное изучение влияния выбросов предприятий черной металлургии на здоровье женщин репродуктивного возраста (на модели г. Магнитогорска): Автореф. дис. ... канд. мед. наук. — Оренбург, 2000.
16. Кутепов Е. //. Методические основы оценки состояния здоровья населения при воздействии факторов окружающей среды: Автореф. дис. ... д-ра мед. наук.
' - М., 1995.
17. Мамонтова Е. А. Гигиеническая оценка загрязнения диоксинами и родственными соединениями окружающей среды Иркутской области: Автореф. дис. ... канд. мед. наук. — Владивосток, 1999.
18. Медико-экологический мониторинг / Под ред. А. Маймунова, А. Шатрова. — СПб, 1993.
19. Основы эпидемиологии и эпидемиологическая диагностика неинфекционных заболеваний / Под ред. Л. И. Шляхтенко. - Л., 1994.
20. Плескачевская Г. А., Бобовникова Ц. И. // Гиг. и сан. - 1992. - № 7-8. - С. 16-19.
21. Привалова Л. П., Кацнельсон Б. А., Малых О. Л. и др. // Медицина труда и пром. экол. — 1998. — № 12.
- С. 32-36.
22. Проблемы гигиенической диагностики на современном этапе/ Сидоренко Г. И., Захарченко М. П., Маймулов В. Г., Путсков Е. И. — М., 1995.
23. Ревич Б. А., Двойрин В. В., Аксель Е. М. и др. // Диоксины — супертоксиканты XXI века. — М., 1998.
- Вып. 3. — С. 36-63.
24. Ревич Б., Коррик С., Альтшуль Л. и др. // Полихлорированные бифенилы. Супертоксиканты XX века.
- М., 2000. - Вып. 5. - С. 104-116.
25. Ревич Б. А. Загрязнение окружающей среды и здоровье населения. Введение в экологическую эпидемиологию. — М., 2001.
26. Руководство по эпидемиологии инфекционных болезней / Под ред. В. И. Покровского. — М., 1993. — Т. 1-2.
27. Свинец в окружающей среде и здоровье населения России. 5 лет Российско-Американскому сотрудничеству: 1995—1999 гг. — Вашингтон, 2000.
28. Сидоренко Г. И., Кутепов Е. П. // Гиг. и сан. - 1994.
- № 4. - С. 35-39.
29. Сидоренко Г. И., Кутепов Е. //. // Там же. — № 8. — С. 3-5.
30. Сидоренко Г. И., Румянцев Г. И., Новиков С. М. // Там же. - 1998. - № 4. - С. 3-8.
31. Смулевич В. Б Профессия и рак. — М., 2000.
32. Экология Чапаевска. Окружающая среда и здоровье населения / Сотсков Ю. П., Липченко 10. Н., Ревич Б. А. и др. — Чапаевск; М., 1999.
33. Эпидемиология неинфекционных заболеваний / Под ред. А. М. Вихерта, А. В. Чаплина. — М., 1990.
34. Эпидемиология: Учебное пособие / Ющук Н. Д., Жогова М. А., Бушуева В. В. и др. — М., 1993.
35. Bobovnikova Т., Dibiseva A., Mitroshkov A. et al. // Sc. Total Environ. - 1993. - Vol. 139-140. - P. 357— 364.
36. Goncharov N. P., Nizhnik A. N., Dobracheva A. D. et al. // Organohalogen Compounds. — 1999. — Vol. 42. — P. 61-65.
37. Korrick S., Altshul L., Revich B. et al. // Dioxin'99. Organohalogen Compounds. — 1999. — Vol. 38. — P. 231-233.
38. Mocarelli P., Brambilla P., Gerthoux P. M. et al. // Lancet. - 1996. - Vol. 348. - P. 409.
39. Schecter A., Papke O. // Dioxin'2000. Organohalogen Compounds. - 2000. - Vol. 48. - P. 68-71.
40. Sergeyev O., Zeilert V., Revich B. et al. // Dioxin'2000.
- Organohalogen Compounds. — 2000. — Vol. 47. — P. 211-214.
Поступила 30.03.01
© М. А. ПИНИГИН, 2001 удк 614.72:616.1/.91-07
М. А. Пинигин
СОСТОЯНИЕ И ПЕРСПЕКТИВЫ КОЛИЧЕСТВЕННОЙ ОЦЕНКИ ВЛИЯНИЯ ХИМИЧЕСКОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ АТМОСФЕРЫ НА ЗДОРОВЬЕ НАСЕЛЕНИЯ
НИИ экологии человека и гигиены окружающей среды им. А. Н. Сысина РАМН, Москва
Управление качеством атмосферного воздуха и окружающей среды на основе оценки его влияния на состояние здоровья населения может быть эффективным при условии, что указанная оценка в количественном отношении многопланова, надежна и непротиворечива. При этом под многоплановостью оценки следует понимать возможность учета влияния факторов среды на различные системы и органы человека, а также на заболеваемость и демографические показатели населения в целом. Не-
обходимость многоплановой количественной оценки влияния химических веществ, загрязняющих атмосферный воздух, вытекает прежде всего из характеристики их опасности, получаемой при изучении биологического действия в процессе обоснования регламентов допустимого содержания этих веществ в воздухе [3].
К сожалению, в нормативных документах отражение находят только лимитирующие признаки вредности и то в обобщенном виде: рефлекторное
и/или резорбтивное, и/или рефлекторно-резор-бтивное действие |1б]. Количественная оценка влияния на основе концепции риска пока ограничивается расчетом канцерогенных и/или неканце-рогенных эффектов, что не позволяет со всей полнотой раскрыть степень неблагоприятного воздействия химического загрязнения на здоровье населения. Между тем набор изучаемых показателей здоровья в работах эпидемиологического характера нередко оказывается настолько разнообразным, что необходимость последующего сравнения степени влияния химических факторов на здоровье людей по территориям или во времени практически остается нереализованной. Поэтому определение приоритетных показателей здоровья для оценки степени воздействия загрязнения атмосферного воздуха остается весьма актуальным. Без такого определения управление качеством атмосферного воздуха, предполагающее наиболее рациональное использование материальных и финансовых средств, не выйдет за рамки благих пожеланий.
Под надежностью оценки влияния подразумевается ее однозначность и достоверность. И, наконец, под непротиворечивостью оценки следует понимать то, что вредно действующий на здоровье человека фактор в определенных концентрациях при любых обстоятельствах остается вредным, хотя его относительный вклад в ухудшение здоровья на фоне влияния других факторов может существенно изменяться и, более того, затушевываться, если положительное влияние последних весьма значительно.
В связи с этим представляется актуальным изучение того факта, что в промышленных центрах, отдельные из которых отнесены к зонам экологического неблагополучия [1, 11], при высоких показателях заболеваемости показатели смертности оказываются ниже таковых в малых городах или сельских местностях, где воздушная среда чище. Связывая указанную противоречивость в первую очередь с особенностями медицинского обслуживания населения, необходимо установить, в какой мере медицинское обслуживание может агравиро-вать влияния загрязнения атмосферы на заболеваемость и, напротив, препятствовать повышению смертности населения под влиянием этого загрязнения.
В настоящее время при решении задач управления качеством окружающей среды в целом и атмосферного воздуха в частности получает применение методология оценки риска с использованием факторов потенциала канцерогенов и коэффициентов опасности, или коэффициентов риска (КР), неканцерогенных веществ [6, 7, 9, 10, 17—19].
Согласно некоторым работам [10, 17], анализ зависимостей "доза (концентрация) — ответ" является ключевым этапом оценки риска здоровью и, следовательно, его результаты определяют обоснованность или необоснованность выбора природоохранных мероприятий. Между тем даже наиболее отработанная и широко признаваемая оценка риска на основе использования фактора канцерогенного потенциала (ФКП) (параметр наклона прямой "доза — ответ" в области низких доз) по ряду причин остается носителем неопределенностей, создающих риск ошибочных оценок сравнительного влияния отдельных веществ и их смесей. ФКП, характеризующие вероятность развития ра-
ка при поступлении в течение всей жизни человека 1 мг/кг/сут какого-либо вещества, разработаны отдельно для 2 путей поступления (ингаляционного и перорального) и обычно выражаются в единицах (мг/кг/день)-1 [7, 9, 12].
Во всех работах, в которых доказывается надежность использования линейной зависимости для получения факторов наклона, отмечается, что на низких уровнях концентраций, вызывающих эффект меньше 10% (1 • Ю-1), можно говорить о линейной области зависимости вероятности определенного эффекта от уровня концентраций.
Для подтверждения возможности линейной экстраполяции результатов экспериментов с высоких доз на низкие используют математические модели связи между дозой и риском рака (модель "одного удара"; та же модель с экспонентным расширением; модель многоступенчатого развития рака; модифицированная многоступенчатая модель и др.). Однако ни одна из математических моделей линейной зависимости "доза (концентрация) — ответ" не может быть доказана или ниспровергнута экспериментальными данными. Поэтому, отмечает Дж. Мастерз [8], никто не знает, какая из моделей наиболее точна; "правильной" модели не существует, и, следовательно, выбор конкретной модели является политическим решением.
Следует добавить, что признание линейной зависимости "доза—ответ" в области вероятности эффекта от 0 до 1 • Ю-1 явилось только исходной посылкой для определения значений фактора наклона у различных веществ. Вследствие чрезвычайной вариабельности значений их доз, способных вызывать канцерогенный эффект с вероятностью 1 • 10"1, для унификации условий получения факторов наклона в качестве стандартной величины принята доза I мг/кг/сут в течение всей жизни. Это привело к автоматическому переносу линейности "доза—ответ" и на область эффектов, вероятность которых при воздействии многих веществ превысила 1 • 10_| и вышла даже за пределы 1, что нередко сопровождается утратой физического смысла фактора наклона. Например, имеет ли физический смысл ФКП, свидетельствующий о том, что при ежедневном воздействии дозы диоксина 1 мг/кг/сут человек заболеет раком в течение жизни 156 ООО раз?
Это обусловлено тем, что указанная доза для многих веществ является весьма высокой, эффективность ее выходит далеко за пределы реальных доз, которые могут возникнуть в течение жизни человека в результате загрязнения окружающей среды.
Неуверенность в надежности сравнения канцерогенных рисков, определяемых для веществ по ФКП, возникает и при их сопоставлении как тригонометрических параметров. Абсолютная величина фактора наклона, имеющего единицей измерения (мг/кг/сут)-1, как безразмерная величина представляет собой тангенс угла наклона прямой зависимости "доза—ответ". Теоретически значения тангенса могут изменяться от минус бесконечности до плюс бесконечности. Диапазон абсолютных значений ФКП весьма широк: от 0,002 у тетрахлорэтана до 156 000 у диоксина. Следовательно, углы наклона прямых, отражающих зависимости "доза (концентрация) — ответ", колеблются от 0,115° при воздействии тетрахлорэтана до 89,98° при воздействии
диоксина, т. е. эти прямые проходят соответственно почти горизонтально и вертикально.
Наряду с различием канцерогенной активности немаловажное значение в определении крутизны наклона прямых, отражающих зависимость "доза (концентрация) — ответ", имеют условия построения этих кривых (характер и масштаб сеток, на которых они изображаются, значение стандартных параметров их сравнения и т. п.).
В связи с неопределенностью аргументов за или против использования модели линейной зависимости "доза (концентрация) — ответ" для ее оценки целесообразно применить токсикометрические критерии и на этой основе получить суждение о надежности рассматриваемой методологии оценки риска здоровью и возможности эффективного использования ее результатов в решении задач охраны атмосферного воздуха.
Токсикометрия характеризует количественно биологическую активность химических соединений, загрязняющих окружающую среду и атмосферный воздух в частности, в отношении их токсичности и опасности.
В соответствии с понятием токсичности (несовместимости вещества со здоровьем и жизнью) ее количественные характеристики обратно пропорциональны абсолютным значениям среднесмер-тельныхдоз (LD50) и концентраций (CL50), порогов острого (Limac) и хронического (Limch) общетоксического действия и порогов специфического (Limsp) действия (аллергенного, эмбриотропного, тератогенного, мутагенного, канцерогенного) [3, 21]. Для получения указанных параметров, за исключением DL50 и CLS0, использовались преимущественно биологические показатели, учитываемые в градированной форме. Абсолютные значения этих параметров явились основой разделения веществ на 4 класса токсичности: I класс — чрезвычайно токсичные, II класс — высокотоксичные, III класс — умеренно токсичные и IV класс — малотоксичные.
Согласно существующему понятию опасности веществ (вероятности возникновения вредных эффектов в реальных условиях), ее количественными характеристиками являются величины отношений между параметрами токсичности |3, 21]: зона острого действия (Zac) как отношение CL50 к Lim.ic; зона хронического действия (Zch) как отношение Limnc к Limch; зона биологического действия (Zbiol) как отношение CLj0 к Limch; зона специфического действия (Zsp) как отношение Limch к Limsp; коэффициент кумуляции. На основе параметров опасности вещества разделяются на 4 класса: чрезвычайно опасные (I класс), высокоопасные (II класс), умеренно опасные (III класс) и малоопасные (IV класс).
Для характеристики опасности веществ используются также сами параметры токсичности, ибо "токсичность прямо пропорциональна опасности", т. е. чем ниже уровень пороговой и предельно допустимой концентрации, тем опаснее вещество [3]. Однако, используя параметры токсичности для оценки опасности веществ, не следует допускать размывания этих понятий, так как вещества определенного класса токсичности могут относиться к разным классам опасности, и наоборот, вещества
Классификация загрязняющих атмосферу веществ в отношении опасности развития общстоксичсских и ольфакторнык эффектов по параметрам кривой концентрация — ответ"
Показатель Класс опасности
I II III IV
Угол наклона, градусы >57 57 — > 45 45—26 < 26 tgee >1,5 1,5 —>1 1-0,5 <0,5
одного класса опасности могут быть отнесены к разным классам токсичности.
Оценка токсичности как несовместимости вещества со здоровьем всегда предполагает определенность биологической (неспецифической или специфической) активности веществ, их общую токсичность, органотропность, гонадотропность, аллергенность, генотоксичность, канцерогенность, включая на перспективу способность вызывать до-нозологические изменения и/или способствовать развитию или обострению различных нозологических форм болезней и т. п. Поэтому можно считать, что оценка опасности как степени изменения вероятности неблагоприятных эффектов при определенном изменении содержания вещества в окружающей среде и атмосферном воздухе в частности должна всегда базироваться на качественной определенности биологического эффекта, в отношении которого классифицируется вещество по степени опасности.
Так, вещества, загрязняющие атмосферный воздух, классифицируются в отношении опасности развития ольфакторных и общетоксических эффектов. При этом в качестве критериев опасности наряду с отмеченными токсикометрическими параметрами используются углы (тангенсы) наклона прямых, аппроксимирующих зависимости соответственно "1£ концентрация — вероятность ощущения запаха" [2] и концентрация — ^ время" [13, 15]. На основе классификации опасности веществ по параметрам зависимости концентрация — ^ время" предложена классификация опасности по параметрам зависимости концентрация — вероятность токсического эффекта" (табл. 1) [14].
При построении зависимостей концентрация — вероятность ощущения запаха" и "1§ концентрация — вероятность токсического эффекта" показатели биологического действия (эффекты) вещества учитываются в альтернативной форме, лежащей в основе оценки риска. Следовательно, токсикометрия органически связана с оценкой риска, ибо сам риск есть мера частоты (вероятности) токсических эффектов в зависимости от дозы (концентрации) веществ в окружающей среде.
Таким образом, получение зависимости "1§ концентрация — 1§ вероятность определенного эффекта", которая может быть аппроксимирована на логарифмической сетке прямой, позволяет характеризовать опасность вещества однозначно на вероятностной основе, или, как теперь говорят, на основе концепции риска. Такие кривые можно использовать при оценке опасности загрязнения для здоровья населения с условием, что параметры кривых установлены по соответствующим показателям здоровья человека, что определяет многозначность опасности загрязнения среды одними и теми же веществами.
Биологически эквивалентные концентрации канцерогенов при их непрерывном ингаляционном поступлении в организм человека на протяжении его жизни (70 лет)
Вещество ФКП Концентрации (в мг/м'), вызывающие заболевание раком в течение жизни человека
вероятность
0,9 0,5 0.3 0,1 0,01 0,001 0,0001 0,00001 0.000001
Хром 150 0,021 0,0117 0,007 0,002 0.0002 0,00002 0,000002 0,0000002 0.00000002
Мышьяк 50 0,063 0,035 • 0,021 0,007 0,0007 0.00007 0,000007 0,0000007 0,00000007
Бенз(а)пирен 6,11 0,516 0,286 0,172 0,057 0.0057 0,00057 0,000057 0,0000057 0,00000057
Бензол 0,1 31,5 17,5 10,5 3,5 0,35 0,035 0,0035 0,00035 0,0000035
Формальдегид 0,045 70.0 38,8 23,33 7,778 0,778 0,0778 0,00778 0,000778 0,0000778
Анилин 0,006 552,6 307,0 184,2 61,4 6,14 0,614 0,0614 0,00614 0,000614
Классификации опасности веществ, основанные на концепции риска, можно использовать для оценки ФКП, получаемых с помощью линейной зависимости "доза — ответ". С этой целью в соответствии со значениями ФКП проведен расчет биологически эквивалентных (по вероятности возникновения канцерогенных эффектов) концентраций ряда веществ (хром, мышьяк, бенз(а)пирен, бензол, формальдегид, анилин) в атмосферном воздухе (табл. 2). В качестве ФКП взяты их значения при ингаляционном поступлении веществ в организм человека на протяжении всей его жизни (ФКПинг).
Значения ФКПинг веществ, представленных в табл. 2, охватывают их широкий спектр (от 0,0057 до 150,0). Биологически эквивалентные концентрации рассчитаны для нескольких уровней риска — от 0,9 (9- Ю-') до 0,000001 (1 • 10"6). Последняя величина нередко рассматривается в качестве приемлемого канцерогенного риска [10, 11].
Используя заданные вероятности заболеть раком и соответствующие им концентрации веществ в воздухе, можно построить графики зависимости "концентрация — ответ" для каждого вещества.'«*' Графики указанной зависимости построены на сетках с двойным логарифмическим масштабом, позволяющим охватить широкий диапазон изменения вероятностей развития рака и значений соответствующих им концентраций веществ, поступающих в организм в течение всей жизни человека. Логарифмические сетки вследствие того, что изменение их масштаба не сопровождается изменением угла наклона (тангенса) изображаемых на них прямых, позволяют характеризовать вещества не только по степени их канцерогенности (токсичности), но и по канцерогенной опасности.
В соответствии с графиками зависимости "lg концентрация — lg ответ" можно сделать следующие выводы:
— зависимость "доза — ответ", установленная согласно значению ФКПинг вещества, может быть аппроксимирована на двойной логарифмической сетке в виде прямой в широком диапазоне концентраций и вероятности эффекта;
— прямые, отражающие зависимость "доза — ответ" при действии разных веществ, проходят параллельно, что характеризует эти вещества как вещества одинаковой степени опасности;
— углы наклона прямых, аппроксимирующих зависимость 'доза — ответ", равны 45° = 1), что позволяет отнести указанные вещества к веществам, канцерогенная опасность которых лежит на границе между умеренно и высокоопасными веществами;
— канцерогенная активность (канцероген-ность) веществ характеризуется концентрацией, которая вызывает канцерогенный эффект с заданной вероятностью (например, равной 0,1 или 0,001, или 0,000001), а опасность канцерогена — тангенсом наклона прямой, аппроксимирующей зависимость "концентрация — ответ";
— при альтернативном решении задач охраны окружающей среды, в частности при снижении риска на один порядок, допустим, с 1 • Ю-5 до 1 • 10"6, имеющиеся средства можно направить на снижение в 10 раз концентраций любого вещества, так как такое снижение для всех веществ биологически эквивалентно.
Полученные согласно ФКПинг параметры зависимости доза (концентрация) — ^ ответ" свидетельствуют о том, что в этом случае все канцерогены при значительном различии их канцерогенности одинаково опасны в отношении развития рака у человека ^сс = 1). Это противоречит общепризнанному положению, что не только по канцерогенности, но и по канцерогенной опасности химические вещества существенно различаются. Так, в табл. 3 представлены значения параметров прямых,
Таблица 3
Значения параметров прямых, отражающих зависимость вероятности заболевания раком легкого при ингаляционном воздействии сигаретного дыма и бснз(а)нирена
Ингаляционное воздействие Контингент заболевших раком лег- Параметры зависимости "lg концентрация — 1ц ответа"
кого угол наклона, градусы iga
Сигаретный дым при разном числе выкуриваемых сигарет в течение дня Курящие 61 1,8
Бенз(а)пирен в различных концентрациях в соответствии с ФКПинг, полученным
на основе линейной зависимости "доза—ответ" Средний человек 45 1
Бенз(а)пирсн в различных концентрациях в воздухе городов и сельской местности [5] Женщины 15,6 0,28
отражающих зависимость "lg концентрация — lg ответ" при ингаляционном воздействии сигаретного дыма и бенз(а)пирена и полученных на основе эпидемиологических исследований [4, 5, 20], а также в соответствии с ФКПи бенз(а)пирена.
Как видно из табл. 3, параметры прямых, отражающих зависимость "lg концентрация — lg ответ" и полученных в соответствии с результатами эпидемиологических исследований (tga 1,8 и 0,28), существенно отличаются от параметров аналогичной зависимости (tga =1), но полученной для бенз(а)пирена в соответствии с его ФКП.
Таким образом, принятая линейность зависимости "доза — ответ" для установления ФКПи может вносить значительную неопределенность в оценку их значений, а следовательно, и в оценку риска канцерогенов при решении практических задач охраны атмосферного воздуха.
Для оценки линейности "доза — ответ" немаловажное значение имеет фактор времени. Однако зависимость "доза — время" как одна из токсико-метрических характеристик веществ еще не используется при оценке их риска. Между тем нередко расчет риска проводится с учетом длительности воздействия того или иного вещества, в частности твердых частиц с диаметром менее 10 мкм (РМ10). По данным литературы |12], кратковременное (суточное) воздействие этих частиц с увеличением их концентрации на каждые 10 мкг/м3 сопровождается возрастанием смертности на 1%, т. е. КР смерти линейно зависит от концентрации РМ10.
Согласно данным литературы [11, 12], при вдыхании указанной концентрации пыли индивидуальный (для отдельного человека) риск смерти в США в течение дня (суток) составляет 2,ЗЕ~7; года — 8,43Е~5 и 70 лет — 5,9Е~3. Следовательно, риск смерти от легочной патологии находится в линейной зависимости от концентрации указанной пыли и от времени ее воздействия (числа суток), что позволяет рассчитать значения концентраций и время их воздействия, при котором эти концентрации будут эквивалентны индивидуальному пожизненном риску (табл. 4).
В соответствии с данными табл. 4, а также аналогичными данными по бензолу построены прямые, отражающие зависимость времени наступления определенного риска неблагоприятного эффекта от концентрации (дозы) вещества в воздухе — зависимость "концентрация (доза) — время".
Построенная с учетом линейных параметров (ФКП и КР) зависимость "концентрация — время" при действии соответственно канцерогенов и неканцерогенов на двойной логарифмической сетке аппроксимируется прямой с углом наклона 135° (tga = — 1) и свидетельствует о том, что время наступления определенного риска обратно пропорционально концентрации веществ в воздухе. В соответствии с классификацией опасности веществ по параметрам зависимости "lg концентрация — lg время" рассматриваемые вещества, для которых параметры этой зависимости установлены с учетом ФКП и КР, полученных на основе линейности "доза — ответ", можно отнести к веществам, которые по своей опасности находятся на границе между II и III классом. Аналогичная опасность была установлена и для других канцерогенов, ФКП которых определен на основе линейности "доза — ответ".
Время непрерывного вдыхания и концентрации взвешенных частиц (до 10 мкм — РМ10) в атмосферном воздухе, при которых возникающий риск смерти эквивалентен индивидуальному пожизненному риску (5,9Е~3)
Время непрерывного воздействия, годы Концентрация РМ10, мгм/м'
70 10
35 20
23,3 30
17,5 40
14 50
11,7 60
10 70
8,8 80
7,8 90
7 100
6,4 110
5 140
2 350
1 700
Следовательно, построенные с учетом ФКП и КР прямые, аппроксимирующие зависимость "концентрация (доза) — время", представляют частный случай ее выражения, так как тангенс угла их наклона равен у всех веществ -1. Между тем реально тангенс угла прямых, отражающих зависимость "концентрация — время", может быть меньше и больше 1, что, в свою очередь, свидетельствует о целесообразности при решении воздухо-охранных задач использовать ФКП и КР, установленные не только на основе линейной зависимости "доза — ответ".
Для получения таких параметров, надежно характеризующих зависимости "концентрация (доза) — ответ", "время — ответ" и "концентрация (доза) — время", нужны углубленные эпидемиологические исследования.
Исследования, направленные на установление количественных закономерностей взаимодействия организма с химическим загрязнением окружающей среды и атмосферного воздуха в частности, с полным основанием можно отнести к фундаментальным, осуществление которых возможно при условии создания соответствующей материально-технической базы, научного кадрового потенциала и полигона, на котором они могут быть развернуты.
Таким образом, анализ состояния количественной оценки влияния загрязнения атмосферного воздуха на здоровье населения позволяет сделать следующие выводы, которые одновременно определяют и перспективы развития этой оценки:
1. Исследования, направленные на установление параметров зависимостей типа "доза — ответ", "время — ответ", "доза — время наступления определенного ответа" относятся к фундаментальным исследованиям з области управления качеством атмосферного воздуха и окружающей среды в целом.
2. Плодотворные результаты фундаментальных исследований могут быть достигнуты лишь при условии создания соответствующей материально-технической базы, научного кадрового потенциала и полигона для их проведения.
3. Социально-гигиенический мониторинг, развиваемый по стране в целом, не может обеспечить решения фундаментальных научных задач управления качеством окружающей среды. Однако, несо-
мненно, социально-гигиенический мониторинг отдельных городов и регионов (при условии методического, кадрового и материально-технического обеспечения) может явиться важнейшим полигоном проведения углубленных эпидемиологических исследований по установлению параметров количественных зависимостей между различными характеристиками качества среды и показателями состояния здоровья населения.
Л итература
1. Акимова Е. И. Комплексная гигиеническая оценка состояния окружающей среды и ее влияния на здоровье населения области (на примере Ярославской области): Автореф. дис.... канд. мед. наук. — М., 1988.
2. Андреещева И. Г., Пинигин М. А. // Гигиенические аспекты охраны окружающей среды. — М., 1977. — Вып. 5. - С. 40-41.
3. Временные методические указания по обоснованию ПДК загрязняющих веществ в атмосферном воздухе населенных мест. — М., 1989.
4. Гигиенические проблемы охраны окружающей среды от загрязнения канцерогенами /Янышева Н. Я., Ки-реева И. С., Черниченко И. А. и др. — Киев, 1985.
5. Кирввва И. С. Гигиенические основы охраны атмосферного воздуха от загрязнения канцерогенными полициклическими ароматическими углеводородами: Автореф. дис. ... д-ра мед. наук. — Киев, 1984.
6. Киселев А. В., Фридман К. Б. Оценка риска здоровью. Международный институт оценки риска здоровью. - СПб., 1997.
7. Курляндский Б. А., Новиков С. М. // Токсиколог, вестн. — 1998. - № 1. — С. 2-6.
8. Мастерз Дж. М. // Введение в экологическую технику и науку. — США, 1991. — № 1.
9. Окружающая среда. Оценка риска для здоровья (мировой опыт). Программа Поддержки общественных инициатив. Федерация "Спасите детей". Консультативный центр по оценке риска здоровью / Авалиани С. Л., Андрианова М. М., Печенникова Е. В., Пономарева О. В. — М., 1996.
10. Отчет по проекту "Обоснование приоритетности природоохранных мероприятий в Самарской области на основе эффективности затрат по снижению риска для здоровья населения". Консультативный
центр по оценке риска / Новиков С. М., Пономарева О. В., Гудкевич А. 3. и др. — М., 1999.
11. Оценка риска для здоровья населения от стационарных источников загрязнения атмосферного воздуха в г. Ангарске (Рабочий доклад) / Прусаков В. М., Вержбицкая Э. А., Гантимурова Ю. и др. — Ангарск, 1998.
12. Оценка риска здоровью населения от стационарных источников загрязнения атмосферного воздуха в г. Волгограде (Рабочий доклад). — Волгоград, 1998.
13. Пинигин М. А. Биологическая эквивалентность в решении методических задач гигиенического регламентирования атмосферных загрязнений: Автореф. дис. ... д-ра мед. наук. — М., 1977.
14. Пинигин М. А., Тепикина Л. А. и др. // Оценка риска неспецифических и специфических эффектов при воздействии атмосферных загрязнений по экспериментальным и эпидемиологическим данным. Заключительный отчет НИИ ЭЧ и ГОС им. А. Н. Сы-сина РАМН. УДК № 614.71/72. Гос. регистрации 01.940001793. - М„ 1996.
15. Пинигин М. А., Остапович И. К., Тепикина Л. А., Са-фиулин А. А. //Тезисы докл. 1-го токсикологического съезда России, 17—20 ноября 1998 г. — М., 1998.
- С. 89.
16. Предельно допустимые концентрации (ПДК) загрязняющих веществ в атмосферном воздухе населенных мест. ГН 2.1.6.695-98. МЗ России. - М., 1998.
17. Проблемы обеспечения санитарно-эпидемиологического благополучия населения. Ч. 1: Научно-ме-тодические аспекты оценки санитарно-эпидемиологической ситуации / Онищенко Г. Г., Куценко Г. И., Беляев Е. Н. и др. - М., 2000.
18. Румянцев Г. П., Новиков С. М. // Гиг. и сан. — 1997.
- № 6. - С. 13-18.
19. Сидоренко Г. И., Румянцев Г. И., Новиков С. М. // Там же. - 1998. - № 4. - С. 3-8.
20. Сравнительная канцерогенная эффективность ионизирующего излучения и химических соединений. Рекомендации национальной комиссии США по радиационной защите и измерениям. Публикация 96 НКРЗ: Пер. с англ. / Под ред. И. В. Филюшкина.
- М., 1992.
21. Токсикометрия химических веществ, загрязняющих окружающую среду. Центр международных проектов ГКНТ. - М., 1986.
Поступила 30.03.2001
Методы исследования
© коллектив авторов, 2001 удк 616.1/.9-02:614.71-07
/О. А. Рахманин, Р. И. Михайлова, Н. В. Зайцева, Я. И. Вайсман
МЕТОДЫ ДОНОЗОЛОГИЧЕСКОЙ ДИАГНОСТИКИ ЭКОЛОГИЧЕСКИ ОБУСЛОВЛЕННЫХ ЗАБОЛЕВАНИЙ
НИИ экологии человека и гигиены окружающей среды им. А. Н. Сысина РАМН, Москва; Научно-исследовательский клинический институт детской экопатологии Минздрава РФ, Пермь
В настоящее время убедительно показано, что патогенетическую основу заболеваний, связанных с воздействием химических загрязнений различных объектов окружающей среды, составляют нарушения процесса адаптации организма, т. е. изменения тех или иных систем организма, которые получили название преморбидных (предпатологических) состояний, отличающихся от заболеваний преобладанием неспецифических изменений над специфическими [2, 6—8].
В последние годы ведется интенсивный поиск и разработка объективных и информативных методов оценки ранних изменений в организме, обусловленных неблагоприятным влиянием факторов окружающей среды и, в первую очередь, высокоинформативных неинвазивных методов [ 1, 3—5, 9].
Одним из этапов работы при оценке влияния химического состава воды на состояние здоровья является направленное обследование наблюдаемых групп населения
