Критерии причинно-следственных связей в системе «среда-здоровье» и оценка риска для здоровья населения

Проблема оценки риска для здоровья человека тесно связана с проблемой «общей теории здоровья» и основывается на теоретических подходах к оценке переходов в системе «норма-патология» или «здоровье-болезнь». Как указывает И.В. Давыдовский (1971), болезнь есть одна из форм жизни - способ приспособления организма, обеспечивающий его выживание в условиях болезненных нарушений. При этом особо следует отметить подчеркиваемую многими авторами необходимость рассмотрения проблемы «норма-патология» в системе «организм-среда», где основным причинно-следственным механизмом рассматриваемых процессов является цепочка: фактор среды - организм - эффект, т.е. (состояние организма) [43].

Наиболее распространенными вариантами исследований состояния здоровья (заболеваемости) населения в связи с целевыми установками можно считать следующие:

- исследования «эпидемиологического» типа, имеющие целью, прежде всего, получение всеобъемлющей (углубленной) картины в отношении заболеваемости и смертности, особенно касающейся хронической патологии, детской и онкологической заболеваемости, с выдвижением гипотез об их причинах;

- исследования, направленные на всесторонний учет всех потенциальных факторов, в том числе и экологических, могущих оказать влияние на здоровье населения с определением наиболее приоритетных из них; основу этих исследований может составлять расчет вероятностей развития той или иной нозологии и патологии под влиянием исследуемых факторов, например, загрязнителя на здоровье;

- оценивается сила, частота воздействия, в частности, определяются объемы выбросов или концентрации загрязнителей в среде обитания.

Первый этап - своего рода экологическая диагностика факторов риска, при которой используются методы мониторинга, биотестирования.

Существенным этапом в разработке системы доказательств влияния неблагоприятных факторов окружающей среды на состояние здоровья населения является выбор показателей, характеризующих эти воздействия. Однако показатели заболеваемости вряд ли можно рассматривать как наиболее чувствительные. Более перспективными представляются те виды мониторинга, которые ориентируются на способы «до нозологической» диагностики состояния здоровья. Так, диагностика до нозологических форм может базироваться на исследовании функции внешнего дыхания, реактивности сердечно-сосудистой системы, системы терморегуляции, неспецифической резистентности организма (по активности лизоцима слюны, кожной аутомикрофлоры, бактерицидности кожи). Установлено, что изменения вышеперечисленных показателей при воздействии неблагоприятных факторов среды обитания были достоверны при отсутствии значимых отклонений по данным заболеваемости, а также клинического осмотра детей и взрослых. Оценка адаптивных возможностей организма человека может быть дана по характеристикам антиоксидантной системы [10].

Однако система доказательств влияния неблагоприятных факторов окружающей среды на здоровье населения нуждается в более фундаментальном обосновании. По мнению многих авторов, результаты большинства эпидемиологических исследований оказываются недостаточными для принятия решений. Именно эти обстоятельства заставляют использовать при комплексной оценке связи техногенного загрязнения среды обитания с обнаруживаемым эффектом целый ряд критериев, а именно:

а) совпадение наблюдаемых эффектов у населения с экспериментальными данными;

б) согласованность наблюдаемых эффектов в различных группах населения;

в) правдоподобность ассоциаций (простые статистические связи, не согласующиеся с разумным биологическим объяснением, отвергаются);

г) сила ассоциаций, превышающая значимость обнаруживаемых различий с вероятностью более 0, 99;

д) наличие градиентов взаимосвязи «доза-эффект», «время-эффект»;

е) увеличение неспецифической заболеваемости среди населения с повышенным риском (курильщики, старики, дети и др.);

ж) однотипность клинической картины у пострадавших;

з) тенденция к нормализации показателей после улучшения обстановки или устранения контакта с вредными веществами (факторами) и другие.

В данной проблеме важнейшее значение имеет выбор адекватных критериев гигиенической оценки качества среды обитания. Интегративным показателем, отражающим безопасность окружающей среды и состояние здоровья, по мнению Г.И. Сидоренко и ряда других специалистов является показатель средней ожидаемой продолжительности жизни (СОПЖ), рассчитываемый на основе данных смертности. Именно этот критерий в числе важнейших маркеров использован в обеспечении функционирования гигиенических информационных систем на региональном уровне [21, 54].

К числу других маркерных критериев здоровья относят показатели детской, подростковой заболеваемости, нарушения репродуктивной функции, онкозаболеваемость, выход на инвалидность, смертность новорожденных, детей, взрослого населения в трудоспособном возрасте [109].

Как указывают Н.М. Страален, А.В. Есенин (1995), в современных условиях ни один из подходов, применяемых в отечественной и зарубежной науке для установления стандартов качества окружающей среды (ПДК, NOEC, т.е. концентрация, не обладающая видимым эффектом; НС5; CL50 и др.), не представляется полностью удовлетворительным с научной точки зрения, В конечном счете, эффекты воздействия, полученные на основе экспериментов по влиянию на хроническую репродуктивность, представляют, возможно, наилучшую основу для оценки риска здоровью в экотоксикологии.

В настоящее время для медико-экологического управления качеством окружающей среды предлагается несколько подходов, основными из которых являются:

1) методы оценки риска, основанные на отечественных принципах гигиенического регламентирования вредных факторов окружающей среды, в том числе, системе гигиенического нормирования на основе предельно допустимых концентраций [21];

2) методы оценки риска, разработанные Американским Агентством по охране окружающей среды - US ЕРА [1, 14, 43].

Концептуальные сходства и отличия этих подходов заключаются в следующем: в отечественном подходе норматив (ПДК, ПДУ) рассматривается как определенный компромисс, связанный с приемлемым риском, когда для большинства людей отсутствует видимая или скрытая опасность для здоровья [10]. В качестве моделей применяются подходы, основанные на принятой в России методической схеме обоснования ПДК (ПДУ), а риск немедленного воздействия оценивается по моделям с использованием максимальных разовых концентраций. При этом в качестве эффекта оценивается не только риск появления заболеваний, но и вероятность рефлекторных реакций (ощущение раздражения, неприятного запаха и пр. - то, что вызывает основной поток жалоб населения) или эффектов психологического дискомфорта, что также расценивается как факт нарушения здоровья. В рамках такого подхода возможна оценка риска комплексного и комбинированного действия на основе раздельной оценки риска здоровью, который обусловлен воздействием токсических примесей через различные объекты окружающей среды (воздух, вода и пр.), а затем суммирование этого риска в соответствии с законами теории вероятности и статистики.

Наряду с отечественными подходами, создание региональных систем эколого-гигиенической безопасности населения в настоящее время представляется весьма перспективным на основе несколько иной методологии оценки риска здоровью - нового научного направления, интенсивно разрабатываемого Американским Агентством охраны окружающей среды (US EPA). Согласно Глоссарию US EPA, риск - это «вероятность повреждения, заболевания или смерти при определенных обстоятельствах» [1].

Этапы оценки риска здоровью в соответствии с методологией US EPA состоят в идентификации опасности, выявлении специфических химических веществ, вызывающих токсические эффекты; оценке воздействия, на стадии которой определяется уровень воздействия на человека, типы воздействия, а также описывается математическая модель зависимости «доза-ответ» с идентификацией двух типов вредных эффектов: канцерогенного и неканцерогенного. Для канцерогенов оценка зависимости «доза-ответ» осуществляется с учетом «фактора потенциала», идентифицирующего риск заболевания раком в течение жизни. Причем согласно методике US EPA, применение фактора потенциала для конкретного ингредиента позволяет рассчитать риск на высшей границе оценки, т.е. с некоторой переоценкой риска.

Неканцерогенные эффекты включают, например, раздражающее действие на дыхательную систему, общетоксические эффекты для печени, почек и других жизненно важных органов, нарушение репродуктивной функции и т.д. В любом случае оценка опасности (токсичности) вещества осуществляется по результатам эпидемиологических и экспериментальных исследований.

Последним этапом процесса оценки риска является характеристика риска, когда производится расчет индивидуального и популяционного канцерогенного риска в течение всей жизни и каждого года в отдельности на примере исследуемого региона. Характеристика риска проводится, как правило, путем перемножения концентрации токсиканта в точке-рецепторе на фактор потенциала и время, в течение которого наблюдается воздействие. Калифорнийским агентством по охране окружающей среды предлагается оценивать канцерогенный риск отдельно для детей и взрослых. Однако, в подходах US EPA, не оцениваются эффекты немедленного воздействия (т.е. отсутствует аналог отечественного норматива для веществ, обладающих рефлекторным воздействием).

Обзор регионального опыта оценки риска здоровью по указанным методикам приводится в серии рабочих докладов на примере Перми, Клина, Красноуральска и др., выполненных в рамках программы ГИМР в России по политике в области окружающей среды Агентства Международного развития США (Оценка риска для здоровья..., 1997, 1998) [1, 14].

В соответствии с Постановлением «Об использовании методологии оценки риска для управления качеством окружающей среды и здоровья населения в Российской Федерации» №25 от 10.11.97 и рядом других нормативных документов МЗ РФ оценка риска здоровью является в настоящее время важным аспектом медико-экологических исследований. Оценка потенциального риска сориентирована на конкретный «управляемый» (известный и измеряемый) фактор среды. По сути дела, практическое использование расчета потенциального риска в нашей стране началось достаточно давно, с внедрением концепции ПДК, когда врач-гигиенист получил возможность, опираясь на цифры содержания вредных примесей в объектах среды обитания человека, судить о допустимости тех или иных ситуаций. Дальнейшее развитие такого подхода позволило ранжировать уровни загрязнения на несколько степеней - от допустимой (или приемлемой) до чрезвычайно опасной, ориентируясь на кратность превышения норматива.

Принципиальные положения методологии оценки риска при решении задач управления качеством окружающей среды, сформулированные Г.И. Сидоренко, С.Л. Авалиани (1997) [1], в современных условиях требуют изменения и переноса акцентов с проблем гигиенического нормирования на количественную оценку потенциальной и реальной опасности от уровней воздействий техногенных факторов среды обитания в условиях населенных мест.

Причем, в системе оценки риска, согласно мнению А.П. Щербо, А.В. Киселева (1997), целесообразно выделять три аспекта:

а) риск немедленных эффектов, проявляющихся непосредственно в момент воздействия (острое отравление, раздражающие эффекты и т.д.);

б) риск хронического воздействия, проявляющийся в росте неспецифической патологии, снижении иммунного статуса и т.д.;

в) риск специфического действия, проявляющийся в возникновении специфических заболеваний или канцерогенных, эмбриотоксических и иных эффектов.

Применительно к практической деятельности, перспективным является подход, основанный на поиске и региональной апробации различных методик расчета риска здоровью, поскольку утверждение единой, унифицированной методики ограничит научное развитие проблемы.

Таким образом, современный этап исследования причинно-следственных связей в системе «среда - здоровье» характеризуется переходом от традиционной гигиенической регламентации (на основе подхода ПДК) к дифференцированной оценке фактического и потенциального риска здоровью с учетом канцерогенного и неканцерогенного, хронического и немедленного токсического эффекта, в том числе, с учетом поглощенной суммарной дозы.

Решение этой проблемы, требует внедрения математических подходов, с учетом особенностей их применения в предметной области гигиены окружающей среды и охраны здоровья населения. Это позволит формализовать процедуру оценки риска здоровью и, в конечном итоге, добиться максимальной точности в установлении характера эффекта воздействия и, следовательно, целенаправленной разработки мероприятий по обеспечению эколого-гигиенической безопасности населения.

При практическом применении математико-статистических подходов для целей оценки риска здоровью необходимо корректное применение основных этапов статистического анализа, в виде блок-схемы. Использование современных программных средств, в частности, электронных таблиц EXCEL, позволяет вполне успешно реализовать указанные алгоритмы.

Количественная оценка риска может осуществляться с помощью корреляционно-регрессионного анализа.

По коэффициентам корреляций можно судить о связи между загрязнением среды и состоянием здоровья, а регрессионный анализ позволяет оценить тренды динамики состояния среды и общественного здоровья, а также построить математическую модель зависимости показателей состояния здоровья населения от качества окружающей среды.

Для оценки степени относительного риска для здоровья малых контингентов населения, находящихся под воздействием или в контакте с вредными факторами среды, целесообразен метод когортных групп («копи-пара»), сущность которого заключается в оценке достоверности различий основной и контрольной групп населения, подобранных с позиции максимального сходства анализируемых контингентов населения, но различающихся по уровням воздействия анализируемых факторов риска.

Принципиальные основы методологии оценки риска US EPA для здоровья населения базируются на следующих постулатах [14]:

- живые организмы и человек имеют в основном сходные ответные реакции на воздействие факторов риска, особенно химических загрязнителей среды;

- существует количественная зависимость дозы и эффекта воздействия, которая может быть описана математически;

- существуют биомаркеры, т.е. индикаторы воздействий, характеризующие взаимодействие между биологическим видом и потенциально опасным фактором физической, химической или биологической природы.

Базируясь на этой методологии, возможно, идентифицировать и количественно оценивать уровни риска, а также планировать меры по организации мониторинга окружающей среды и снижению риска в экологически неблагополучных районах.

Общая схема оценки риска для здоровья населения включает 4 основных этапа.

1. Идентификация или распознавание опасности, а) определяется сама возможность вредного воздействия фактора среды, выявление путей поступления ксенобиотиков в организм и особенностей их трансформации,

б) производится выбор приоритетных, наиболее распространенных для региона токсикантов, включающихся в пищевые цепи или природные процессы циркуляции веществ, а также являющихся сферой контакта с населением,

в) устанавливаются биомаркеры вредных воздействий и токсических эффектов.

Так, одним из наиболее известных биомаркеров промышленного загрязнения в городах является содержание в волосах и крови человека свинца: широко известны факты параллельного накопления свинца в объектах среды обитания, например, в почве и биосредах - живых организмах.

2. Оценка воздействия. Определяется экспозиция, характеризующая длительность, частоту и величину воздействия, которому подвержены или могут быть подвержены индивидуумы и популяции в присутствии факторов риска. Затем рассчитывается доза, т.е. количество вещества, поступившего в организм. Для каждого вредного фактора составляется маршрут воздействия, характеризующий механизм попадания в окружающую среду и организм человека.

При этом в расчетах используются следующие общемировые стандарты, показанные в таблице 2.3.

Таблица 2.3

Средние параметры жизнедеятельности человека (норма) [53]

3. Оценка зависимости «доза-эффект», характеристика риска. Осуществляется анализ количественных данных об изменениях в среде и популяции под воздействием фактора риска, т.е. описывается взаимоотношение между полученной дозой и величиной отрицательного влияния на здоровье.

Смысл этого этапа заключается в количественной оценке уровней риска (например, риск «1× 10^-6» интерпретируется как 1 случай заболевания на 1 миллион жителей в течение средней продолжительности их жизни. Это по критериям ВОЗ не вызывает беспокойства и соответствует уровню допустимого, приемлемого риска.

Для сравнения: опасен канцерогенный риск более «1× 10^-4», т.е. 1 заболевание на 10 тыс. жителей).

Известно, что большинство токсических, т.е. вредных для здоровья эффектов от загрязнения среды нелинейны. Причем выделяют два основных типа эффектов: канцерогенные и неканцерогенные.

Для канцерогенных веществ предполагается, что их вредные эффекты могут возникать при любой дозе, вызывающей инициирование повреждений генетического аппарата и канцерогенез. Считается, что вещества, обладающие канцерогенным эффектом, не имеют уровня, ниже которого они были бы безопасны для здоровья человека, т.е. эти вещества не обладают порогом действия.

Что касается другой группы - не канцерогенов, - то для них допускается существование пороговых уровней, ниже которых вредные эффекты не должны возникать. Эту группу образует большое количество веществ обще токсического, аллергенного, но неканцерогенного действия. Между дозой токсиканта и ответной реакцией организма существуют зависимости.

Так, известно:

- чем выше доза, тем более выражена реакция,

- чем выше доза, тем выше процент населения, реагирующего на загрязнение,

- канцерогенные эффекты проявляются с самого начала воздействия, а с увеличением дозы вероятность канцерогенного эффекта возрастает,

- неканцерогенные эффекты проявляются только после достижения предельных (пороговых) доз.

Оценка не канцерогенных, т.е. общетоксических рисков основана на убеждении в пороговом действии большинства не канцерогенов, что олицетворяет основной российский гигиенический стандарт - предельно допустимая концентрация (ПДК загрязнителя).

В зарубежной, в частности, американской науке, такие пороговые дозы олицетворяет референтная доза (Rfd) - показатель токсичности вещества (мг/кг массы тела в сутки), - характеризующая уровень минимального токсического эффекта для экспонированного населения.

С учетом опасности веществ в российской практике вводят коэффициент запаса, характеризующий степень токсичности загрязнителя, а референтную дозу измеряют произведением предельно допустимой концентрации токсиканта на коэффициент запаса (К_з).

Математический аппарат оценки канцерогенного и неканцерогенного рисков, а также методика расчета потенциального времени наступления токсического эффекта от присутствия загрязнителя в окружающей среде приведены ниже («опасное» время составляет менее одной трети средней продолжительности жизни человека, т.е. менее 25 лет).

При расчете времени наступления токсического эффекта используется формула:

Т = 10^{lg(Т₀^{) - lg(Ci/ПДК)b}}

где Т - вероятное время наступления токсического эффекта;

Т_о - расчетное время гарантированного (р< 0, 05) отсутствия токсического эффекта, на которое разрабатывается норматив (25 лет);

Ci - осредненная концентрация вещества в атмосферном воздухе населенных мест за оцениваемый период;

ПДК - гигиенический регламент;

b - коэффициент изоэффективности, учитывающий особенности токсических свойств вещества (определяется в соответствии с классом опасности, либо содержится в материалах экспериментального обоснования норматива).

ИКР = ССД × SF × a

Условные обозначения:

ИКР - индивидуальный канцерогенный риск (доля единицы);

ССД - среднесуточная доза поглощения загрязнителя (мг/кг массы в сутки);

ССД = (С_атм × ДП)/МТ;

ДП - суточное потребление атмосферного воздуха (для взрослого человека = 20 м³ сутки) или питьевой воды (для взрослого человека = 2 л);

МТ - средняя масса тела (для взрослого человека = 70 кг);

SF - фактор канцерогенного потенциала (мг/кг в сутки, БД IRIS);

а — константа, показывающая долю времени в течение жизни, когда наблюдается воздействие канцерогена (а = 70/70 = 1 при условии оценки риска в течение всей жизни, средняя продолжительность жизни = 70 лет).

ПКР = (ИКР × N) / 70

ИКР - популяционный (годовой) канцерогенный риск (количество случаев рака);

N - численность экспонированного населения (человек).

ИНР = (ССД / Rfd) × a

ИНР - индивидуальный неканцерогенный (общетоксический) риск;

Rfd - референтная доза (ПДК × К_з);

ПДК - предельно-допустимая концентрация загрязнителя в окружающей среде;

К_з - коэффициент запаса = константа, принимающая значения 7, 5; 6; 4, 5; 3 соответственно для веществ 1; 2; 3; 4 классов опасности/