ПРИНЦИПИ ОЦІНКИ ЕКОЛОГІЧНИХ РИЗИКІВ ПРИ ЗАБРУДНЕННІ НАВКОЛИШНЬОГО ПРИРОДНОГО СЕРЕДОВИЩА



       Звягінцева Г.В., к.т.н, Донецький національний технічний університет

Ссылка на источник: Зб. тез доповідей учасників ІІI Всеукр. наук-практ. конф. “Охорона навколиш-нього середовища промислових регіонів як умова сталого розвитку України”. Запоріжжя: Фінвей, 2007 – С. 156-159


       Екологічна безпека, що спрямована на забезпечення захисту життєвих інтересів людини, суспільства та природного середовища, є важливою складовою національної безпеки держави. Практично в усіх країнах світу в якості домінуючого механізму розробки й обґрунтування оптимальних форм управління екологічною безпекою розглядається методологія аналізу ризику.
       Аналіз ризику – процес отримання інформації щодо попередження несприятливих наслідків для життєдіяльності людини та довкілля при негативних впливах. Відомо, що аналіз ризику складається з трьох взаємозв'язаних процедур: оцінки ризику, управління ризиком та інформування про ризик [1].
       Сучасна методологія оцінки екологічних ризиків передбачає встановлення ймовірності розвитку несприятливих ефектів та наслідків при негативних впливах небезпеки, пов’язаних з забрудненням довкілля, на об’єкти живої природи – людину, тварин, рослини, біосферу в цілому тощо [2, 3]. Для кожного об’єкта встановлюється перелік видів негативних впливів при реалізації небезпеки.

       В якості пріоритетних складових, які слід розглядати при оцінці екологічних ризиків, пропонується відобразити наступні природні та техногенні об’єкти і території:
  • природно-промислові об’єкти з зонами впливу промислових підприємств;
  • міста, населені пункти, житлові масиви;
  • рекреаційні території;
  • природні території та об’єкти, ліси, землі сільськогосподарського призначення;
  • території та об’єкти природозаповідного фонду.
       В якості об’єктів впливу (реципієнти) необхідно виділити наступні об’єкти живої природи: людина, тварини, рослини, риби та водні організми, а також біосфера в цілому. В свою чергу, в якості біогеохімічних середовищ, які можуть впливати на реципієнтів, слід розглядати повітряне середовище, водне середовище та ґрунти [4–10]. Слід зазначити, що для різних реципієнтів оцінку ризиків треба проводити при різних видах впливу, а саме:
       а) для людини – при хронічному, гострому, рефлекторному та канцерогенному;
       б) для тварин – при хронічному та гострому;
       в) для рослин – при хронічному та гострому;
       г) для риб та водних організмів – при хронічному;
       д) для біосфери в цілому – при хронічному та гострому.
       Хронічний вплив шкідливих речовин на людину припускає тривалий вплив факторів середовища мешкання, який створює загрозу життю або здоров'ю людини чи погрозу життю або здоров'ю майбутніх поколінь. Оцінка ризику хронічної дії шкідливих речовин ґрунтується на застосуванні двох альтернативних підходів. При застосуванні першого підходу в якості безпечного рівня впливу припускається використання референтних концентрацій. При другому підході використовуються гранично допустимі середньодобові концентрації. Ці дві методології припускають: застосування різних методів і показників для оцінки стану організму при впливах; використання різних методик визначення безпечних рівнів і порогів впливів; завдання різних способів перерахування граничних рівнів і недіючих концентрацій, визначених у токсикологічних експериментах над тваринами, на людину тощо. При оцінці ризику хронічних впливів у випадку забруднення поверхневих вод використовується усереднена за декілька років концентрація шкідливої або небезпечної речовини у воді, у випадку забруднення ґрунтів використовується усереднена за декілька років концентрація шкідливої або небезпечної речовини у ґрунті.
       Гостра дія шкідливих речовин на людину є короткочасною безперервною (від 5 – 30 хвилин до 6 – 8 або 24 годин) і визначається впливом речовин, які викликають зміну біологічних показників на рівні цілісного організму, що виходять за межі пристосовницьких фізіологічних реакцій. При короткочасних впливах хімічних речовин для оцінки ризику використовуються безпечні рівні, що диференційовані за тривалістю експозиції, контингентом осіб, які підпадають під вплив, а також враховується тяжкість можливих несприятливих наслідків для здоров'я людини. Безпечні рівні короткочасних впливів спрямовані на попередження смерті і недопущення розвитку гострих отруєнь різного ступеня або неприємних суб'єктивних відчуттів при нетривалому, але інтенсивному забрудненні атмосфери.
       Рефлекторна дія шкідливих речовин обумовлюється появою дратівних ефектів при впливі речовини. Безпечний рівень рефлекторного впливу пов'язано з порогом відчуття запаху. При рефлекторному впливі шкідливих речовин на людину оцінку діапазонів недіючих концентрацій варто здійснювати з урахуванням даних за порогами запаху [5]. В свою чергу, на порозі запаху ризик задається в діапазоні R=0,1-0,2.
       Канцерогенна дія шкідливих речовин характеризує виникнення новоутворень у організмі при впливі факторів навколишнього середовища. Оцінка небезпеки канцерогенів здійснюється з використанням показника канцерогенного ризику, що уявляє собою приріст ризику на одиницю концентрації.

       Оцінка екологічних ризиків здійснюється через три взаємозв’язані етапи: ідентифікація небезпеки, оцінка ризику впливів та характеристика ризику.

       Сформульовано принципи оцінки екологічних ризиків для різних об’єктів впливу з використанням безпечних рівнів впливу для людини, які в основному заключаються у наступному.       

  1. При кількісному визначенні ризику та при аналізі різних видів впливів використовуються основні закономірності, які визнані у теорії небезпеки та ризику, тобто безпечні рівні впливу, індексний підхід при оцінці небезпеки, адитивність показників небезпеки та ризиків, пороговий принцип, залежність “вплив-ефект” тощо.
  2. Базовим визначенням у теорії небезпеки та ризику є залежність “вплив-ефект” (“доза-ефект”), яка відображає характеристику впливу і визначає зв’язок між впливаючим фактором (наприклад, дозою або концентрацією забруднюючої речовини, інтенсивністю теплового випромінювання тощо) та випадками (ймовірностями) несприятливих ефектів і наслідків у об’єктів негативного впливу (наприклад, загибель, травмування, гостре отруєння, хронічна захворюваність, радіаційне ураження тощо). Основою для формування залежності “доза-ефект” є кількісна інформація про впливи фактора небезпеки та його наслідки для людини. Залежність “вплив-ефект” кількісно сугубо конкретна, охоплює області впливів від безпечних рівнів (від украй низьких концентрацій) до верхніх меж максимально недіючих концентрацій (або порогів дії шкідливих речовин), при яких можуть бути негативні ефекти у вразливих груп об’єктів впливу.
  3. При кількісній оцінці ризику зазвичай для опису сильних та слабких впливів використовують різні математичні моделі. Такий підхід дозволяє отримати результати, які наближаються до фактичних даних. Слід зазначити, що частіше за все при слабких впливах використовують лінійні залежності “вплив-ефект”, а при сильних – S-образні розподіли з наочно представленою невизначеністю, що зумовлено варіабельністю даних. Частіш за все залежність “вплив-ефект” описується функціями наступних видів розподілів: логарифмічно-нормальним, Вейбулла, розподілами Пуасона, Парето, гама-розподілом, експоненціальним розподілом тощо. При цьому вигляд розподілу визначається небезпечним фактором.
  4. Аналіз екологічної небезпеки проводиться за низкою можливих негативних впливів та їхніх наслідків. Кількісна оцінка ризику здійснюється переважно для середньо вразливих груп популяцій та середніх значень факторів з урахуванням гарантійних інтервалів, які характеризують невизначеність ризику.
  5. Вихідними даними для оцінки ризику при хронічних та канцерогенних впливах є середні багаторічні значення концентрацій речовин в атмосферному повітрі, воді або ґрунтах за даними спостережень та їхні верхні 95 % гарантійні інтервали, які встановлені за середньодобовими концентраціями. Для розрахунку вищезгаданих величин зазвичай використовуються дані трьохрічних спостережень, але не менш ніж за 1 рік. Для оцінки гострих та рефлекторних впливів (тривалістю впливу не більше 24 години) використовуються максимальні концентрації й 95-ая процентіль.
  6. Оцінку залежності “вплив-ефект” при неканцерогенному впливі (хронічний, рефлекторний, гострий вплив) здійснюють шляхом імітаційного моделювання можливої області впливів недіючого рівня для об’єктів впливу. Основними показниками для оцінки ризику впливів в цьому випадку для більшості речовин є безпечні рівні впливів. Моделювання ймовірної області залежності “вплив-ефект” виконується з урахуванням наступних допущень:
    • Безпечний рівень впливу (RfC або ГДК) приймається як мінімальне значення діапазону недіючих концентрацій, що спостерігається у найбільш вразливих груп населення (або інших об’єктів впливу).
    • При хронічних впливах максимальне значення NOAEL, а також відповідне максимальне значення діапазону недіючих концентрацій можливо розглядати як верхню межу недіючих концентрацій. Ця межа уявляє собою максимальну недіючу концентрацію при впливах на невразливі групи населення.
    • Законодавчо допустимі норми встановлюються відповідно до прийнятих методик визначення безпечних рівнів впливу шкідливих речовин. Наприклад, безпечний для здоров'я людини рівень впливу RfС встановлюється як відношення експериментально визначеної величини NOAEL до добутку фактора невизначеності (UF) і модифікуючого фактора (МF). Величину МF, яка визначає вірогідність даних, приймають у діапазоні 1,0-10,0, найчастіше МF=1,0. Максимальне значення фактора невизначеності UF при внутрішньовидовій екстраполяції приймається рівним стандартному значенню 10,0, мінімальне значення – 1,0.
    • Аналогічний підхід може бути використано і при гострих впливах на людину, однак у цьому випадку діапазон внутрішньовидової вразливості приймається менше.
    • Оцінка ризику при хронічних або гострих впливах для інших об’єктів впливу, для яких не встановлені безпечні рівні при дії шкідливих речовин (тварини) або встановлені для обмеженої кількості шкідливих речовин (рослини, біосфера тощо), проводиться з урахуванням коефіцієнтів міжвидової вразливості.
  7. Діапазони зміни ризику при хронічних та гострих впливах в області недіючих концентрацій можна задати з припущення, що на безпечному рівні впливу ризик не перевищує прийнятний рівень ризику (10-6), а на рівні NOAEL або максимально недіючої концентрації для невразливих груп населення ризик може бути оцінено, виходячи з 5 – 10 % збільшення ризику виникнення несприятливих ефектів природного фону.
  8. Середнє значення ризику та допустиме 95 % відхилення від середнього визначається шляхом імітаційного моделювання ризику у межах мінімального та максимального значень з використанням рівномірного розподілу генераторів випадкових чисел.
  9. Сумарний ризик визначається при впливі на об’єкти живої природи для кожного середовища (атмосфера, вода, ґрунти) шляхом складання середніх ризиків для кожної речовини.
  10. Канцерогенний ефект оцінюється тільки для людини, для інших об’єктів впливу оцінка не виконується. Оцінка залежності “вплив-ефект” у канцерогенів з безпороговим механізмом дії здійснюється шляхом лінійної екстраполяції залежностей, які реально спостерігаються в експерименті або в епідеміологічних дослідженнях при малих дозах та при нульовому канцерогенному ризику. Залежність виводиться з урахуванням визначення реперної концентрації, яка характеризується 95и–відсотковим гарантійним інтервалом для опорного рівня ризику, що визначає збільшення частоти шкідливих реакцій на 5 – 10 % у порівнянні з контрольним або природним фоном.
       Вказані принципи можуть бути покладено в основу розробки Методики з оцінки екологічних ризиків при забрудненні навколишнього природного середовища. Така Методика повинна визначати порядок проведення аналізу небезпек та оцінки екологічних ризиків при забрудненні навколишнього природного середовища, встановлювати методичні принципи, терміни і поняття аналізу ризику, задавати критерії прийнятних ризиків та їхні рівні, визначати методи дослідження небезпек і кількісних оцінок ризику.
       Методика може використовуватися при визначенні ступеня екологічного ризику при проведенні екологічної експертизи та екологічного аудиту, при виконанні робіт з оцінки впливів на навколишнє середовище (ОВНС), а також при оцінці екологічних ризиків експлуатації об’єктів, що становлять екологічну небезпеку.

       Перелік посилань
  1. Р 2.1.10.19920-04. Руководство по оценке риска для здоровья населения при воздействии химических веществ, загрязняющих окружающую среду. – М.: Федеральный центр Госсанэпиднадзора Минздрава России, 2004. – 143 с.
  2. Посібник до розроблення матеріалів оцінки впливів на навколишнє середовище (до ДБН А.2.2.1-2003). Харків: УкрНДІІНТВ, 2005. – 332 с.
  3. Методика визначення ризиків та їх прийнятних рівнів для декларування об’єктів підвищеної небезпеки. К.: Основа, 2003. – 191 с.
  4. РД 52.04.186-89. Руководство по контролю загрязнения атмосферы. – М.: Гос. ком. СССР по гидрометеорологии – Минздрав СССР, 1991. – 691 c.
  5. Временные методические указания по обоснованию предельно допустимых концентраций (ПДК) загрязняющих веществ в атмосферном воздухе населенных мест. – М.: Минздрав СССР, Гл. санэпид. упр. 1989. – 110 с.
  6. Методика определения предельно допустимых концентраций вредных газов для растительности. – М.: МЛИ Госкомплес СССР, 1988. – 15 с.
  7. Методические указания по разработке и научному обоснованию ПДК вредных веществ в воде водоемов. М.: Минздрав СССР, 1976.
  8. Методические указания по установлению ПДК загрязняющих веществ в воде рыбохозяйственных водоемов. – М.: ВНИРО, 1988.
  9. Методические рекомендации по гигиеническому обоснованию ПДК химических веществ в почве. Издание второе. № 2609–82, Утв. МЗ СССР 05.08.82, М., 1982.
  10. Єдине міжвідомче керівництво по організації та здійсненню державного моніторингу вод. Нормативний документ. – К.: Мінекоресурсів України, 2001. – 54 с.