Полная версия

Главная arrow Экология arrow Методы анализа и управления эколого-экономическими рисками

  • Увеличить шрифт
  • Уменьшить шрифт


<<   СОДЕРЖАНИЕ ПОСМОТРЕТЬ ОРИГИНАЛ   >>

Показатели экологического риска и особенности их использования в управлении качеством окружающей среды

Основные положения теории «экологического риска»

Начиная с 80-х гг. XX в. в развитых странах, прежде всего в Нидерландах, США, Японии и некоторых других, в практику природоохранной деятельности стала активно внедряться концепция управления, основанная на положениях риск-анализа, согласно которым индикатором риска снижения качества окружающей среды служит состояние здоровья человека, выраженное с помощью специальных показателей риска.

Ее отличительная особенность состоит в допущении «приемлемого» риска в человеческой жизнедеятельности, в том числе и риска, обусловленного нахождением человека в загрязненной среде, и в формировании с учетом этого стратегий управления качеством окружающей среды, направленных на снижение уровня риска до «приемлемого». «Приемлемость» риска обосновывается с учетом целого ряда экономических и социальных факторов. Обычно уровень риска от снижения качества окружающей среды считается «приемлемым», если его величина в сопоставлении с получаемой при этом выгодой оценивается как незначительная (приемлемость основывается на оценке показателя коэффициента риска). При этом человек и общество сознательно готовы допускать определенный риск в ходе жизнедеятельности ради получения выгоды, принимая во внимание то обстоятельство, что выгода в конечном счете направляется на цели снижения риска.

Таким образом, теория риска предполагает смену ориентации в управлении природоохранной деятельностью, т.е. переход от концепции ограничения величины воздействия опасного фактора к ее снижению до оптимального уровня, определяемого величиной приемлемого риска. Напомним, что принцип «приемлемого» риска получил название принципа ALARA (As Low As Reasonable Achievable — «так низко, как это достижимо в пределах разумного»).

Теория риска как механизм управления природоохранной деятельностью базируется на двух взаимосвязанных составляющих элементах — системе оценки риска и системе управления риском. В данном разделе рассмотрим вопросы организации оценки экологических рисков.

Система оценки риска имеет своей целью установление объективной картины риска на определенной территории (включая классификацию факторов опасности и возможные последствия их действия), количественных оценок риска и ущербов применительно к здоровью населения и окружающей среде. Эта система может рассматриваться как инструмент, используемый для выявления проблем, связанных с риском, их описания и структуризации.

Как и в общей теории риска, она предполагает выполнение ряда достаточно четких последовательных процедур:

  • • идентификация риска — Data Collection and Evolution;
  • • оценка характера воздействия загрязнителей на человека и окружающую среду — Explosure Assessment;
  • • оценка токсичности последствий для человеческого организма воздействий загрязнителей — Toxicity Assessment;
  • • определение характеристик риска — Risk Characterization.

Каждая из перечисленных процедур базируется на применении ряда формализованных и не вполне формализованных методов, позволяющих стандартизировать процесс получения результатов и избежать неоднозначности в их толковании.

Идентификация риска включает в себя следующие стадии — сбор данных, их обработку, результатом которой является вывод о наличии или отсутствии риска, и в случае необходимости представление информации в удобном для дальнейшего использования виде.

Сбор данных осуществляется с учетом принятой структуризации окружающей среды и загрязнителей. В качестве основных элементов окружающей среды рассматриваются: почва, вода (поверхностная и подземная), воздух, окружающий растительный и животный мир. При этом предполагается, что загрязнители, находясь в каждом из этих элементов, характеризуются специфическими особенностями воздействия на организм человека.

Сами загрязнители по видам своего воздействия на человека подразделяются на два класса: вызывающие токсичные эффекты и канцерогенные эффекты. Среди последних выделяются радиоактивные вещества, отличающиеся особым механизмом воздействия на человека.

Этап сбора данных предполагает следующие шаги:

  • 1) составление первоначального списка потенциально опасных загрязнителей, определение сред их распространения и характеристик их опасности;
  • 2) идентификацию источников загрязнения и путей попадания загрязнителя в организм человека;
  • 3) установление типа воздействия, его продолжительности, характеристик, определяющих его особенности;
  • 4) оценку естественного фона загрязнителя.

Источником информации могут быть данные мониторинга,

инспекторские оценки, результаты опроса общественности и некоторые другие. Важно подчеркнуть, что список потенциально опасных загрязнителей составляется не только на основе научно обоснованной информации, но и с учетом субъективных представлений об их опасности. Таким образом, в него могут быть включены вещества, опасность которых для человека научно не доказана, но в отношении которых общественность высказывает серьезную озабоченность.

Источники загрязнения подразделяются на две группы: природные (например, месторождения) и антропогенные, т.е. обусловленные человеческой деятельностью.

На стадии обработки данных проводятся определенные процедуры по представлению исходных данных в необходимой для получения вывода о наличии или отсутствии риска форме и оценки его характеристик в дальнейшем. К ним относятся:

  • • обобщение информации о загрязнителях, полученной из различных источников и в разные периоды, с целью выявления динамики распространения загрязнителя в различных средах и обусловливающих эти изменения причин;
  • • оценка и кодирование качественных данных с целью их дальнейшего использования в оценке риска. В основном, это связано с разрешением неопределенности в оценках уровня концентрации загрязнителей, маршрутов их проникновения в организм человека, продолжительности воздействия и т.п.;
  • • формирование окончательного варианта информации, используемой в оценках риска.

По результатам этой стадии формируется окончательный вариант списка загрязнителей, для которых следует определять риски, их характеристик и путей воздействия на человека.

Воздействие загрязнителей на человека теория экологического риска рассматривает как результат его контакта (или контакта физического носителя загрязнителя) с человеческим организмом. Уровень воздействия (или его величина) определяется по результатам измерения или оценки количества носителя, попавшего в организм (через дыхательные, пищевые пути, кожу и т.п.) в течение определенного периода времени.

В результате, оценка воздействия представляет собой количественную характеристику его силы, определенную с учетом количества проникающего в организм человека загрязнителя, частоты и маршрута проникновения, продолжительности периода жизни, в течение которого организм оказывается подверженным такому воздействию.

Процедура оценки характера воздействия включает в себя несколько шагов.

  • 1. Определение условий воздействия (Characterization of exposure setting). На этом шаге описываются общие характеристики зоны воздействия и подверженного ему населения (в том числе климат, природный мир, водная гидрология, количество населения, его категории по возрасту, занятости и т.п.).
  • 2. Идентификация путей воздействия (Identification of explosure hathways). На этом шаге определяются способы и маршруты проникновения в организм человека (из числа подвергающегося воздействию населения) загрязнителей. Во внимание здесь принимаются характеристики источников, типы, размещение загрязнителей на территории, особенности окружающей среды, определяющие закономерности распространения загрязнителя по территории, включая трансграничные переносы, и другие факторы.
  • 3. Определение количественных характеристик воздействия (Quantification of explosure). Здесь оценивается величина, частота и продолжительность по каждому из маршрутов воздействия загрязнителя. Этот шаг обычно состоит из двух этапов: оценки концентраций и расчета доз воздействия.

На первом из них определяются концентрации загрязнителей в окружающей среде, с которыми контактирует население. Для этого используются данные мониторинга и (или) оценки способов распространения загрязнителей в окружающей среде, в том числе и полученные путем моделирования.

Расчет доз воздействия предполагает определение характеристики «силы» воздействия загрязнителя по каждому из возможных путей его попадания в организм. Эта сила выражается в единицах массы загрязнителя на 1 кг веса человека в день: mg/kg • day или мг/кг в день. Данная характеристика представляет собой формализованную оценку воздействия, названную «внутренней дозой».

Оценки токсичности проводятся для двух целей: идентификации риска (hazard identification) и оценок взаимосвязи полученной дозы и реакции на нее организма (dose-response evolution, «доза — эффект»).

Идентификация риска отвечает на вопрос является ли воздействие причиной роста заболеваемости и можно ли ожидать роста числа заболевших среди подвергающегося воздействию населения.

Оценки «доза — эффект» являются количественными характеристиками взаимосвязи между полученной дозой загрязнителя и заболеваемостью среди подвергшегося его воздействию населения. Их результаты затем используются при определении количественных характеристик риска при различных уровнях воздействия.

Процесс оценки токсичности состоит из нескольких этапов.

  • 1. Сбор и обработка исходной токсикологической информации. Она может быть получена для некоторых загрязнителей из эпидемиологических наблюдений, испытаний над животными и ряда других исследований (например, фармакинетики). Данная информация включает в себя оценку характеристик и условий воздействия (концентрации, доз, частоты, продолжительности, данных о населении, данных о животных и т.п.).
  • 2. Определение характеристик токсичности для неканцерогенных эффектов. На этой стадии рассчитываются различные варианты эталонных доз (reference dose — RfD), которые отличаются в зависимости от маршрута воздействия (ингаляция или поглощение), последующим эффектом и т.п.

Например, хроническая RfD определяется как оценка уровня ежедневного воздействия загрязнителя, не приводящего к увеличению риска появления отрицательных эффектов у всех групп населения в период от семи до 70 лет. Субхроническая RfD используется для оценки эталонных доз при непостоянных воздействиях (от двух недель до семи лет). Разовые дозы RfD рассчитываются для периода до двух недель, как правило, при высоком уровне воздействия загрязнителя (обозначается RfDdf).

Эти дозы определяют так называемый «пороговый эффект» воздействия загрязнителя на организм человека, т.е. тот безопасный уровень его воздействия, к которому, как предполагается, организм оказывается нечувствительным. Такие уровни могут оцениваться для различных групп населения (детей, женщин, работающих).

3. Определение характеристик токсичности для канцерогенных эффектов. При рассмотрении канцерогенных эффектов обычно предполагается отсутствие пороговых воздействий, т.е. любой уровень воздействия на организм человека признается потенциально опасным. На этой стадии решаются две основные проблемы. Во-первых, для рассматриваемого загрязнителя устанавливается сам факт порождения его воздействием канцерогенного эффекта. Во-вторых, определяется зависимость между силой его воздействия (дозой) и произведенным эффектом (slope factor — SF).

Наличие канцерогенного эффекта определяется либо по эпидемиологическим исследованиям подвергшегося воздействию населения, либо по данным экспериментов над животными, либо по тем и другим результатам совместно.

Slope factor представляет собой коэффициент пропорциональности между полученной дозой и реакцией человека (усредненной по множеству людей, ее получивших), которая, в свою очередь, рассматривается как вероятность заболевания раком в течении жизни вследствие данного воздействия. При этом, как правило, этот коэффициент устанавливается для средних доз, а его значение в области малых доз экстраполируется при помощи моделей «доза — эффект». Таким образом, slope factor выражает величину риска, нормированную по дозе: slope factor = risk/dose, в mg/(kg day)_1. Для единичного сильного воздействия slope factor выражается в (mg/kg)-1.

Как правило, в расчетах используется абсорбированная доза.

Необходимо отметить, что SF определен не для всех маршрутов попадания загрязнителей в организм человека. В частности, его значение не оценено для кожных контактов. В этом случае на практике допускается использование значений SF для дыхательных путей.

На основе оценок воздействия и токсичности определяются характеристики риска (Risk characterization) для отдельных загрязнителей и для их комплекса по разным маршрутам, а затем формируется суммарная оценка риска. Вообще говоря, в теории риска используются различные показатели риска для неканцерогенных и канцерогенных воздействий.

В случае канцерогенных воздействий риски выражаются вероятностью заболевания раком в течение среднепродолжительного периода жизни (70 лет) вследствие воздействия канцерогенов. Их значения при относительно малых дозах воздействия выражаются произведением хронической дневной дозы, усредненной к 70-летнему периоду (CDI — mg/kg • day), и коэффициента пропорциональности SF:

При высоких уровнях канцерогенных воздействий данная вероятность может быть оценена с использованием каких-либо математических моделей, например, следующего вида:

Они учитывают нелинейный характер связи между вероятностью заболеть раком и усредненной дозой при увеличении ее значений.

Для неканцерогенных воздействий мерой для выражения заболеваемости (риска заболеть) является так называемый индекс риска. Его значение определяется как отношение усредненного (например, за ожидаемый период жизни) уровня воздействия (усредненной дозы Е и пороговой дозы RfD). Эти характеристики выражаются в одинаковых единицах за один и тот же период, т.е. как хронические — от семи до 70 лет, субхронические (subchronic) — от двух недель до семи лет или как разовые (shorter-term) — до двух недель.

Таким образом, индекс риска (hazard index — HI) рассчитывается согласно следующему выражению:

Его смысловое содержание состоит в следующем. Если Е> RfD, т.е. HI> 1, то при сохранении существующего уровня воздействия могут существовать неканцерогенные эффекты, т.е. заболеваемость (не связанная с раком) населения может превысить средний уровень. Как правило, чем больше значение HI (при Н1> 1), тем больший уровень заболеваемости можно ожидать. Но здесь следует иметь в виду, что HI нельзя интерпретировать как статистическую или вероятностную характеристику. Иными словами, значение HI = 0,01 не означает, что существует один шанс из 100 заболеть. Аналогично теория риска не связывает при HI > 1 уровень заболеваемости с величиной этого показателя.

Таким образом, значение HI можно рассматривать скорее в качестве ранжированной (порядковой) характеристики ожидаемой заболеваемости.

Теория риска использует определенные допущения об отсутствии синергических эффектов воздействия, позволяющие оценивать характеристики риска в случае канцерогенных и неканцерогенных эффектов при комплексном воздействии загрязнителей, т.е. когда один загрязнитель воздействует на организм человека различными путями, а также при воздействии ряда загрязнителей (одним или несколькими путями). В этом случае суммарные оценки риска предполагается рассчитывать как аддитивную сумму частных рисков:

где т — суммарная характеристика риска (вероятность заболеть раком или индекс риска в случае неканцерогенных воздействий);

ЛйА:, — соответствующая частная оценка риска, /= 1, 2, п, где индекс / означает порядковый номер воздействия.

На всех стадиях получения оценок риска объективно существуют неопределенности, связанные, например, с нечеткими представлениями или недостатком информации об опасности загрязнителя, о маршрутах и времени его воздействия, о количественных оценках токсичности и методах оценок характеристики риска, а также ряде других факторов. Пример разрешения такого рода неопределенности был приведен выше. Так, загрязнитель принято считать потенциально опасным, если сложилось устойчивое мнение об этом у общественности, даже при отсутствии подтверждающих его достоверных научных фактов.

Вообще говоря, теория риска устанавливает достаточно четкие принципы и правила разрешения неопределенностей. Они могут быть разрешены либо путем проведения более углубленного изучения проблемы (ситуации) с привлечением дополнительных данных, либо на основе использования определенных принципов в принятии решений относительно конкретной неопределенности. Например, бывает достаточно сложно установить среднюю частоту и продолжительность контакта с водой загрязненного водоема во время купания. В таких случаях рекомендуется использовать усредненные данные для страны, полученные для конкретного климата, и существующих тра!&(шшзк§шацйж>ю такого исследования в конечном счете является установление взаимосвязи между частной неопределенностью отдельного шага процедуры оценки риска с неопределенностью ее конечного результата, т.е. значений характеристики риска. Обычно для этого рекомендуется сформировать причинно-следственную цепь преобразования неопределенностей от первого шага исследования до конечного его результата, а затем попытаться оценить количественную взаимосвязь между ее характеристиками (например, дисперсиями). Эта задача может быть решена с использованием известных статистических методов при возможности количественного задания характеристик неопределенности (обычно закона распределения). В качестве решения в таких случаях может быть выбрано математическое ожидание параметра.

Если невозможно получить однозначные характеристики неопределенностей, но имеются их порядковые оценки (ранги), теория риска рекомендует устанавливать области существования тех или иных значений параметров, выражаемые значениями их нижних и верхних границ. Окончательное решение в таких случаях может быть получено экспертным путем как некоторое значение исследуемого параметра из данного интервала, либо как некоторая средневзвешенная комбинация максимума и минимума.

Подобные приемы рекомендуется использовать, например, при определении средней силы антропогенного воздействия в случае недостатка исходной информации.

В некоторых ситуациях, связанных с отсутствием исходной информации, неопределенности предполагается также разрешать экспертным путем, т.е. для получения исходных данных использовать результаты опроса экспертов.

Среди рекомендованных теорией риска методов можно также выделить методы имитационного моделирования. Они часто применяются при определении разброса конечных характеристик риска путем их расчета при различных вариантах значений исходных данных.

 
<<   СОДЕРЖАНИЕ ПОСМОТРЕТЬ ОРИГИНАЛ   >>