Оценка риска.

Lipman M., Cohen B., Schlesinger R. Environmental Health Science. Oxford University Press. Oxford, 2003.- 540 p.

Природа риска.
Идентификация и оценка рисков.
Передача информации о риске.
Идентификация угроз и оценка угрозы и результата.
Использование эпидемиологических данных при оценке риска.
Использование методов оценки риска.
Влияние судебной системы на оценку риска.
Международные аспекты оценки риска.
Литература


Человечество всегда сталкивалось с определенными опасностями. Риск является неизбежным фактом жизни. В то же время, просвещенное общество традиционно всегда пыталось минимизировать те риски, которых невозможно было избежать. Значительно увеличивающаяся продолжительность жизни, которая сейчас наблюдается среди населения промышленно-развитого мира, демонстрирует успех, с которым современная цивилизация смогла уменьшить некоторые из рисков окружающей среды для здоровья человека и его безопасности.

К началу 1980-х годов лидерам общественного здоровья и служб охраны окружающей среды стало ясно, что имеется гигантское количество рисков и угроз общественному здоровью и благополучию от различных химических веществ и физических агентов, которые высвобождаются в окружающую среду в результате антропогенной активности, и что их суммарные ресурсы для борьбы с этими рисками являются ограниченными. Для того, чтобы разработать стратегический подход к характеризации риска и управлению рисками William Ruckelshaus – администратор агентства по охране окружающей среды Соединенных Штатов, затребовал у Национального исследовательского совета (NRC) проведения исследования по возможным подходам к этой проблеме. Отчет, подготовленный комитетом NRC (1) предложил новую парадигму для оценки риска и управления рисками, которая затем была принята ЕРА (агентство по охране окружающей среды) и другими агентствами. Рекомендации этого комитета просуммированы на рисунке 13-1. Рекомендации призывали, чтобы была проведена четкая грань между процессами, описанными в таблице 13-1, которые назывались оценкой риска и базировались, в основном, на получении интерпретации научных принципов и данных, от тех процессов, которые назывались управление рисками. Управление рисками базируется на решениях, которые признают природу и ограничения научной оценки рисков, но также находятся под влиянием ограничений, связанных с юридическим разграничением ответственности, возможностью и стоимостью вмешательства и контроля, а также предполагаемой доступности этих возможностей в данном социально-политическом и юридическом контексте.


  Рисунок 13-1. Оценка риска полагается на технике оценки.

Таблица 13-1. Четыре шага в оценке риска.

Шаг

 Определение

1. Идентификация угроз

 Анализ соответствующей биологической и химической информации, указывающей на то, может или нет, агент являться канцерогеном, и могут ли токсические эффекты в одной ситуации проявляться также и в других ситуациях

2. Оценка взаимоотношений между дозой и результатом

 Процесс оценки дозы и оценки ее взаимосвязи с частотой побочных эффектов для здоровья

3. Оценка воздействия

 Определение или оценка (количественная или качественная) амплитуды, продолжительности и путей воздействия

4. Характеристика риска

 Интегрирование и суммирование идентифицированных угроз, оценка взаимоотношений между дозой и результатом.  Оценка воздействия вместе с допущениями и неопределенностями. Этот финальный этап предполагает оценку риска общественному здоровью и создает структуры для того, чтобы определить значимость риска.

Общая идея заключалась в том, что ученые с соответствующим опытом лучше всего могут выполнять оценку риска, но они не должны иметь специальной или доминантой роли в выборе средств или путей для реализации проектов по борьбе с рисками. Данная задача была зарезервирована за властями, которые могли бы отвечать перед общественностью и судебной системой.

Как указано в таблице 13-1, оценка экологического риска базируется на: (1) идентификации угрозы; (2) оценке взаимоотношения между дозой и результатом; (3) оценке воздействия для того, чтобы определить популяционное распространение воздействий экологическими факторами; и (4) характеристике риска, которая устанавливает оценки риска для популяции в целом и для тех подгрупп популяции в целом, которые могут оказаться наиболее чувствительными к воздействию, при этом все это должно быть проведено с указанием неопределенности оценок.

Данная глава анализирует экологические риски для здоровья человека с двух точек зрения: риск для индивидуума и риск для популяции. В этом контексте рассматриваются научные основы оценки подобного риска, относительный диапазон различных экологических рисков с точки зрения экспертов, противоположные идеи по поводу того, как риски могут оцениваться различными людьми, а также сложности в передаче информации о риске, которая затрудняет усилия общества по защите здоровья и окружающей среды. Возможности для снижения рисков на индивидуальном уровне и уровне популяции в целом обсуждаются в другой главе.

Технические возможности по оценке воздействия химических токсических веществ на человека в деталях обсуждалось в других главах, в других главах также обсуждаются и детали воздействия физических агентов. Более подробно в другом месте были обсуждены вопросы об установлении взаимоотношений между воздействием и результатом. Таким образом, данная глава в основном посвящена обсуждению того, как выполняется оценка риска, и как в различных сегментах населения техническая оценка риска может отличаться от ощущения угрозы.

Природа риска.

Риск в основном определяется как «угроза, или возможность потери или повреждения». Термин экологический риск для здоровья означает вероятность негативного эффекта воздействия на здоровье человека, который является следствием воздействия определенного экологического агента или комбинации подобных агентов. Подобный риск может выражаться различными путями в зависимости от контекста, в котором он рассматривается. Например, средний ежегодный риск для одного человека, средний риск для одного человека на протяжении всей жизни, среднее количество людей, которое подвергается воздействию в данной популяции, средняя потеря продолжительности жизни у людей, которые подверглись воздействию и т.д.

Для определенных типов эффекта на здоровье подобных, индуцированных загрязнителями, случаев злокачественных новообразований, риск также может выражаться либо как абсолютный риск (т.е. абсолютное увеличение в количестве или вероятности случаев рака), или как относительный риск (т.е. относительное увеличение исходной частоты случаев рака). В зависимости от исходной частоты небольшое увеличение относительного риска может быть эквивалентно значительному увеличению количества заболевших людей. С другой стороны, несколько дополнительных случаев относительно редкого заболевания могут приводить к значительному увеличению относительного риска.

Важность, которая относится к тому или иному риску, зависит от тяжести, а также от частоты анализируемого эффекта. Показатель тяжести включает такие факторы как степень, с которой эффект является (или не является) симптоматическим, болезненным, влияющим на внешний вид, приводящим к инвалидизации, необратимым, прогрессирующим, смертельным и т.д. Это все те показатели, которые определяют его воздействие на пораженного человека, или на его/ее членов семьи, наследников, сотрудников, соседей или на популяцию в целом. В наиболее широком контексте, поэтому показатели тяжести имеют очень большое количество нюансов, включая эстетические, психо-социальные, этические и экономические воздействия, а не только воздействия на здоровье.

Кроме объективных показателей частоты и тяжести экологических рисков для здоровья, другие качественные характеристики, такие как перечислены в таблице 13-2, могут оказаться важными для определения того, как воспринимается риск. Не ученые часто не только не могут понять техническую основу оценки данного риска, но на самом деле не доверяют ей и стараются ее отвергнуть. Поэтому было предложено, чтобы определение экологического риска включало не технические аспекты, которые могут вызывать беспокойство у населения, т.е. факторы «возмущения». Важность подобных не технических факторов иллюстрируется тем, насколько оценки данного риска общественностью отличаются от оценок информированных экспертов (см. таблицу 13-3).

Таблица 13-2. Психо-социальные и культуральные характеристики, которые воздействуют на оценку риска.

ХАРАКТЕРИСТИКИ РИСКА, КОТОРЫЕ ИМЕЮТ ТЕНДЕНЦИЮ УВЕЛИЧИВАТЬ ЕГО ПРИЕМЛЕМОСТЬ

ХАРАКТЕРИСТИКИ РИСКА, КОТОРЫЕ ИМЕЮТ ТЕНДЕНЦИЮ УМЕНЬШАТЬ ЕГО ПРИЕМЛЕМОСТЬ

Добровольность

 Не добровольность

Знакомый

 Не знакомый

Немедленное воздействие

 Воздействие по прошествии определенного периода времени

Индивидуум может его обнаружить

 Индивидуум не может его обнаружить

Индивидуум может его контролировать

 Индивидуум не может его контролировать

Справедливый

 Не справедливый

Не катастрофический

 Катастрофический

Хорошо понятный

 Плохо понятный

Естественный

 Искусственный

Источник, вызывающий доверие

Источник, не вызывающий доверия

Видимые положительные результаты

 Нет видимых благоприятных результатов

Таблица 13-3. Предполагаемые, по сравнению с реальными, оценки риска у 30 достаточно широко распространенных видов активности и технологий.

АКТИВНОСТЬ ИЛИ ТЕХНОЛОГИИ

ТЕХНИЧЕСКИЕ ОЦЕНКИ (КОЛИЧЕСТВО СМЕРТЕЙ В ГОД)a

ГЕОМЕТРИЧЕСКОЕ СРЕДНЕЕ ОЦЕНОК СМЕРТНОСТИ В СРЕДНЕМ ЗА ГОД

МНОЖИТЕЛЬ ДЛЯ ГЕОМЕТРИЧЕСКОГО СРЕДНЕГО В ГОД ПРОИСХОДЯЩЕЙ КАТАСТРОФЫ

   

ЛЖИb

Студентыc

ЛЖИb

Студентыc

Курение

150,000

6900

2400

1.9

2.0

Алкогольные напитки

100,000

12,000

2600

1.9

1.4

Автомобили

50,000

28,000

10,500

1.6

1.8

Огнестрельное оружие

17,000

3000

1900

2.6

2.0

Электричество

14,000

660

500

1.9

2.4

Мотоциклы

3000

1600

1600

1.8

1.6

Купание

3000

930

370

1.6

1.7

Хирургия

2800

2500

900

1.5

1.6

Рентгеновские исследования

2300

90

40

2.7

1.6

Железные дороги

1950

190

210

3.2

1.6

Частная авиация

1300

550

650

2.8

2.0

Строительство

1000

400

370

2.1

1.4

Велосипеды

1000

910

420

1.8

1.4

Охота

800

380

410

1.8

1.7

Бытовая техника

200

200

240

1.6

1.3

Тушение пожаров

195

220

390

2.3

2.2

Работа полицейского

160

460

390

2.1

1.9

Контрацептивы

150

180

120

2.1

1.4

Коммерческие авиаперелеты

130

280

650

3.0

1.8

Атомные электростанции

100d

20

27

107.1

87.6

Альпинизм

30

50

70

1.9

1.4

Газонокосилки

24

40

33

1.6

1.3

Спорт в школе

23

39

40

1.9

1.4

Лыжи

18

55

72

1.9

1.6

Вакцинация

10

65

52

2.1

1.6

Пищевые красители

e

38

33

3.5

1.4

Пищевые добавки

e

61

63

3.9

1.7

Пестициды

e

140

84

9.3

2.4

Антибиотики

e

160

290

2.3

1.6

Баллончики с краской

e

56

38

3.7

2.4

aПо оценкам экспертов.

bЛига женщин-избирательниц.

cСтуденты.

dГеометрическая средняя оценок, в диапазоне от 16 до 600 в год .

eОценок нет.


Идентификация и оценка рисков.

Оценка экологических рисков на здоровье человека включает в себя последовательность шагов, связанных друг с другом, начинающихся с идентификации причинного фактора или условий воздействия, и кульминирующая в оценки количества людей, которые оказываются под воздействием данного фактора и тяжести их эффектов.

Идентификация угроз.

Первый, из описанных выше шагов идентификации угроз, состоит из идентификации потенциально вредного агента, под воздействием которого мог оказаться человек вне зависимости от уровня воздействия. Для этой цели в основном полагаются на клинические и эпидемиологические данные. Для большинства экологических агентов, однако, токсичность для людей не может быть адекватно оценена на основании ограниченных данных, которые имеются в литературе (2,3). Вместо этого оценка должна зависеть от токсикологических подходов, включая систематический анализ соответствующих взаимоотношений между молекулярной структурой и активностью, результатов краткосрочных тестов in vitro и биологической активности как в краткосрочных, так и в долгосрочных биопробах на животных. Принципы и процедуры для использования подобных методов в предсказании токсичности для людей уже разработаны, и они будут обсуждаться в последующих разделах этой главы. Но широкий диапазон токсических реакций, вызываемых различными агентами, настолько велик и вариабельность в реактивности среди различных видов животных настолько высока, что надежность этого подхода остается ограниченной (3). Для большинства химических веществ, находящихся в коммерческой продукции, существующие токсикологические данные не достаточны для того, чтобы провести адекватную оценку (рисунок 13-2).

Взаимоотношения между дозой и результатом.

На второй стадии взаимоотношения между дозой и результатом устанавливаются математической взаимосвязью между дозой, интересующего нас воздействия, и теми эффектами на здоровье, которые она может вызывать, а затем они оцениваются для того, чтобы установить природу и диапазон возможных рисков, вызываемых этим агентом на тех уровнях воздействия, которые встречаются на практике. Поскольку уровень воздействия в окружающей среде обычно во много раз ниже, чем уровни, при которых были ранее задокументированы, какие бы то ни было, токсические эффекты, формулировка желательных оценок риска часто требует экстраполяции на широкий диапазон доз и/или видов животных, что требует использования модели доза-результат, которая может иметь неопределенную достоверность.

Хотя известно, что пороговые значения существуют для многих (если не для большинства) типов токсических реакций, неизвестно или не предполагается, что не существует пороговой дозы для мутагенных и канцерогенных эффектов определенных токсических веществ. Поэтому для таких агентов должна быть применена адекватная модель дозы-результата для того, чтобы оценить диапазон любых рисков, которые могут воздействовать на популяцию, причем отбор этих рисков связан с неопределенностью. Опять таки проблема осложняется нехваткой соответствующих данных по взаимоотношению между дозой и результатом. Даже при относительно небольшом количестве случаев, когда имеются данные от людей для того, чтобы предоставить опорные точки, от которых можно проводить экстраполяцию, эти данные обычно недостаточны для того, чтобы определить взаимоотношения между дозой и результатами в диапазоне низких доз. При использовании данных о дозе-результате, полученных от лабораторных животных, однако, имеется неопределенность, как по поводу выбора модели для экстраполяции низких доз, так и для модели по экстраполяции результатов на людей (4). Возможности по экстраполяции приведены на рисунке 13-3.

Другим основным источником неопределенности является тот факт, что в окружении человека агенты обычно, если не всегда, встречаются в комбинации с многочисленными другими агентами, а не в чистой форме, в которой они оцениваются в большинстве клинических или токсикологических исследованиях. Поскольку в подобных условиях между агентами могут возникать синергистические и другие сложные взаимоотношения, комбинированный эффект смеси агентов с трудом может быть адекватно предсказан на основании тех данных, которые имеются по поводу токсикологического эффекта любого агента, применявшегося изолированно (5,6).


 


Рисунок 13-2. Для большинства химических веществ, находящихся в коммерческом производстве, токсикологические данные не достаточны для того, чтобы адекватно их оценить.


 


Рисунок 13-3. Гипотетическая кривая между дозой и результатом для химически индуцированного карциногенеза, она показывает измеренную кривую дозы-результата из трех исследований (верхний правый квадрат рисунка) и некоторые возможные формы, которые могли принимать эти кривые в регионе низких доз и низкого риска (нижний левый квадрат). Примечание: Шкала не линейна. Нижний левый квадрат значительно увеличен для того, чтобы проиллюстрировать различные возможности по экстраполяции.

Оценка воздействия.

Третий этап оценки воздействия состоит из оценки степени, с которой люди находятся (или могут находиться) под воздействием определенного экологического агента или комбинации этих агентов. В большинстве случаев оценка воздействия полагается на данные от не проверенных моделей воздействия, или мониторирования некоторых источников воздействия (например, воздуха, воды, почвы, продуктов питания и т.д.). Мониторирование самих людей ограничено, частично ввиду отсутствия адекватно чувствительных, надежных и практичных методов и показателей воздействия. Однако недавний прогресс аналитической техники, заключающийся в развитии биомолекулярных маркеров, таких как измерение продуктов модификации ДНК, дает надежду на улучшение ситуации в этой области.

Характеристика риска.

На четвертом этапе характеристики риска информация, сгенерированная на первых трех шагах, интегрируется для того, чтобы получить оценку количества людей, которые могли бы оказаться под воздействием данного агента, типов и тяжести их эффектов. В той степени, в которой информация получена на каждом из предыдущих этапов, она связана с неопределенностью, финальная характеристика риска, полученная на четвертом этапе, также будет неопределенной. Ввиду сложности определения потребности в данных и стоимости каждого этапа данного процесса, а также неопределенностей, детальные и всеобъемлющие попытки характеристики риска были выполнены только для небольшого количества экологических проблем. Примеры, иллюстрирующие некоторые из неопределенностей, имевшихся в подобных оценках, показаны в таблице 13-4.

Таблица 13-4. Основные источники неопределенности при оценке риска.

ИДЕНТИФИКАЦИЯ УГРОЗЫ

ОЦЕНКА ВЗАИМООТНОШЕНИЙ МЕЖДУ ДОЗОЙ И РЕЗУЛЬТАТОМ

ОЦЕНКА ВОЗДЕЙСТВИЯ

ХАРАКТЕРИСТИКА РИСКА

Различные типы исследований:

проспективные, исследования по типу случай-контроль, биологические пробы скрининг in vivo, скрининг in vitro;

виды тестовых животных, штаммы, пол, система 

Отбор моделей для экстраполяции при ситуации с низко дозовым риском

Характеристика сценария загрязнения (производство, распределение, хранение и использование в домашних условиях и в промышленных условиях, удаление, транспортировка, трансформация и распад в экосистеме, географические границы, временные границы)

Неопределенность компонентов

Источник воздействия, продолжительность

Функциональные поведение кривой в низкодозовом регионе (пороговая, сублинейная, супралинейная, гибкая)

Отбор моделей по экологической судьбе воздействия (структурные ошибки)

 Идентификация угрозы

 

 Роль времени (частота воздействия дозы, скорость, продолжительность, возраст, в котором начинается воздействие, количество людей, которые подвергались воздействию на протяжении всей жизни)

 Ошибка оценки параметров

 Оценка взаимоотношений между дозой и результатом

 

Фармакокинетическая модель эффективной дозы, как функции полученной дозы

 Ошибка измерения в полевых условиях

 Оценка воздействия

 

 Воздействия конкурирующих рисков

   

Определение распространенности результата в данном исследовании (положительная - отрицательная связь заболеваемости и воздействия)

 Определение «положительных результатов» в данном исследовании

 Идентификация пути воздействия (чрезкожный, респираторный, пищевой)

 
 

 Количественные результаты против бинарных результатов

 Модель динамики воздействия (абсорбция, процесс потребления)

 

Различные результаты исследования

 Оценка параметров

 Интегрированный профиль воздействия

 

Различное качество исследований

 Различные наборы данных по взаимоотношению между дозой и результатом

 Идентификация целевой популяции

 

Проведение

 Результаты

 Популяция потенциально оказавшаяся под воздействием

 

Определение контрольной популяции

 Качество

 Стабильность популяции на протяжении определенного периода времени

 

Физико-химическое сходство изучаемых соединений с теми, которые вызывают беспокойство

 Типы

   

Неопределенные угрозы

 Экстраполяция тестовых доз на человека

   

Экстраполяция доступных данных на целевую популяцию людей

     

Передача информации о риске.

Люди реагируют на риски так, как они их ощущают, поэтому, помня о том, что даже обученные и имеющие опыт в оценке риска эксперты, часто не могут адекватным образом передать информацию о своей оценке общественности. В связи с этим попытки защитить здоровье людей и окружающую среду часто оказываются направленными в неправильную сторону (7). Как отмечалось выше, восприятие риска включает в себя нетехнические факторы («культурная рациональность»), а также технические аспекты («техническая рациональность»). Поэтому для того чтобы эффективно передать информацию о природе и выраженности того или иного риска, необходимо принимать во внимание оба этих подхода (таблица 13-5). Поскольку нетехнические вопросы имеют свои корни в культурных, антропологических и этических традициях, они варьируют в разных группах общества. Поэтому для того чтобы передать информацию о риске всей аудитории, вряд ли удастся обойтись одним единственным посланием, которое было бы адекватным для всех.

Более того, для оптимальной эффективности для передачи информации о риске процесс должен включать в себя двухсторонний интерактивный обмен информацией между человеком, осуществляющим техническую оценку риска и теми заинтересованными лицами, которые напрямую или косвенно оказываются под воздействием этого фактора. Более того, в идеале подобный обмен должен начинаться настолько рано, насколько это возможно при процессе оценки риска, так чтобы те, кто подвергается воздействию риска, могли бы полностью принимать участие в создании самой процедуры оценки. Доверие между всеми участниками, вовлеченными в оценку, также является критическим для того, чтобы обеспечить успех передачи информации о риске, и оно наилучшим образом объясняется совместным открытым обменом информации – процессом, в котором все принимают участие и все согласны. 

В противоположность другим рискам повседневной жизни (таким как различные типы несчастных случаев, частота которых хорошо отражается в статистических данных), многие экологические риски для здоровья неизвестны с большой точностью и могут быть оценены только на основании не доказанных допущений и экстраполяций. Как отмечалось выше, подобные оценки осложняются на каждом этапе за счет больших неопределенностей в: (1) числовом значении показателей и других характеристиках, которые воздействуют на риск; (2) методах моделирования воздействия и/или токсического результата; (3) временными пространствами и межиндивидуальными различиями в воздействии и/или уязвимости; и (4) сравнении общественного и личного показателей риска. В той степени, в которой эти источники неопределенности ограничивают надежность оценки риска, каждая из них должна быть четко описана, если мы не хотим, чтобы была нарушена всеобъемлемость, доверительность и полезность самой оценки.

Поскольку, как уже отмечалось, ощущение риска является сложным процессом, информацию о риске сложно передавать таким образом, чтобы он был предоставлен в соответствующем окружении. Сравнения количественных оценок риска таких, как часто используются для подобных целей (например, таблица 13-6 и 13-7), пытаются взвесить риски в основном на основании их воздействия на продолжительность или качество жизни, как было показано на рисунке 13-4, или их экономической стоимости, что само по себе бывает неадекватным (8). Вместо этого подхода лучше было бы использовать стратегию для передачи информации о риске, которая бы принимала во внимание известную динамику ощущения риска, включающую следующие принципы: (1) незнакомые риски обычно менее приемлемы, чем знакомые риски; (2) недобровольные риски менее приемлемы, чем добровольные риски; (3) риск, контролируемый другими, менее приемлем, чем риск, контролируемый самим собой; (4) невидимые и не обнаруживаемые риски менее приемлемы, чем риски, которые можно четко заметить и обнаружить; (5) риски, которые, как предполагается, поражают людей не справедливо менее приемлемы, чем риски, которые, как кажется, справедливо поражают разные группы людей; (6) риски, которые не позволяют предпринять меры по индивидуальной защите менее приемлемы, чем риски, которые позволяют предпринять подобные мероприятия; (7) драматичные и ужасные риски менее приемлемы, чем не драматичные и часто встречающиеся риски; (8) непредсказуемые риски менее приемлемы, чем предсказуемые риски; (9) сравнение различных угроз обычно кажется неприемлемым; (10) оценка риска значительно менее интересна людям, чем снижение риска, и ни одна из них не заинтересует людей, если у них отсутствует беспокойство по поводу риска или рисков, которые обсуждаются.

Таблица 13-5. Сравнение факторов, которые связаны с культурной рациональностью и технической рациональностью риска.

ТЕХНИЧЕСКАЯ РАЦИОНАЛЬНОСТЬ

 КУЛЬТУРНАЯ РАЦИОНАЛЬНОСТЬ

Доверие научным методам, объяснениям и демографический процесс

 Доверие политической культуре и доказательствам

Обращение к властям и к экспертизе

 Обращение к народной мудрости, группам людей и традициям

Узкие границы анализа

 Границы анализа широкие и включают использование аналогий и исторических примеров

Риски деперсонализованы

 Риски персонализованы

Внимание к статистической вариабельности и вероятности

 Внимание к воздействию риска на семью и популяцию

Обращаются к воспроизводимости и универсальности

 

Обращаются к определенным вопросам, менее обеспокоены воспроизводимостью подходов

 

Когда в науке возникают разные точки зрения, их решение зависит от работы экспертов и их статуса

 

Общественная реакция на науку,  различия не обязательно следуют принципам престижа

 

Те воздействия, которые не могут быть измерены, являются менее важными

 Не ожидаемые и не высказанные риски также играют большую роль

Рисунок 13-6. Ситуации, которые включают риск смерти, равной одному не миллион.

ВОЗДЕЙСТВИЕ ИЛИ АКТИВНОСТЬ

 ПРИЧИНА СМЕРТИ

Выкуривание 1,4 сигареты

 Рак, заболевания сердца

Выпивать 0.5 вина

 Цирроз печени

Проведение одного часа в шахте

 Болезнь черных легких

Проведение трех часов в шахте

 Несчастный случай

Жить два дня в Нью-Йорке или Бостоне

 Загрязнение воздуха

Путешествие в течение 6 минут на каноэ

 Несчастный случай

Проехать 10 миль на велосипеде

 Несчастный случай

Проехать 300 миль на автомобиле

 Несчастный случай

Пролететь 1000 миль на самолете

 Несчастный случай

Пролететь 6000 миль на самолете

 Рак, вызываемый космической радиацией

Прожить два месяца в Денвере

 Рак, вызываемый космической радиацией

Прожить два месяца в обычном кирпичном доме

 Рак, вызванный естественной радиоактивностью

Одно рентгенологическое исследование грудной клетки

 Рак, вызванный радиацией

Прожить два месяца в семье с курильщиком

 Рак, болезни сердца

Съесть 40 столовых ложек орехового масла

 Рак печени, вызванный афлатоксином В1

Пить питьевую воду в городе Майами штат Флорида на протяжении одного года

 Рак, вызванный хлороформом

Выпить 30 350 милилитровых банок диетического лимонада

 Рак, вызванный сахарином

Жить пять лет поблизости от ядерной электростанции

 Рак, вызванный радиацией

Съесть 100 поджаренных на угле стейков

 Рак, вызванный бензопереном


Таблица 13-7. Ранжирование рисков от возможных канцерогенов на основании предполагаемой силы.

ИНДЕКС УГРОЗЫ (%)

 ЕЖЕДНЕВНОЕ ВОЗДЕЙСТВИЕ НА ЧЕЛОВЕКА

 ДОЗА КАНЦЕРОГЕНА НА 70 КИЛОГРАММОВОГО ЧЕЛОВЕКА

ЭКОЛОГИЧЕСКОЕ ЗАГРЯЗНЕНИЕ

0,001

 Водопроводная вода, 1 литр

Хлороформ 83 мкг

0,004

 Вода из колодца, 1 литр загрязненная (худшие колодцы в Силиконовой долине)

Трихлорэтилен 280 мкг

0,0004

0,02

0,003

 Вода из колодца, 1 литр загрязненная Вуберн

Трихлорэтилен 267 мкг, Хлороформ 12 мкг, Трихлорэтилен 21 мкг

0,008

 Плавание в бассейне на протяжении 1 часа (для ребенка)

Хлороформ 250 мкг

2.1

 Воздух трейлера (14 часов в день)

 Формальдегид 2.2 мг

ПЕСТИЦИДЫ И ДРУГИЕ ОСТАТКИ

0,002

 ПХБ: ежедневное потребление с пищей

 ПХВ 0,2 мкг

0,0003

 ДДТ: ежедневное дневное потребление

 ДДТ 2,2 мкг

0,0004

 Этилендибромид: ежедневное потребление с пищей (в зерновых и продуктах из них)

 Этилендибромид 0,42 мкг

ЕСТЕСТВЕННЫЕ ПЕСТИЦИДЫ И ПИЩЕВЫЕ ТОКСИНЫ

0,003

 Бекон жаренный (100 г)

 Диметилнитрозамин 0,3 мкг, диетилнитрозамин 0,1 мкг

0,002

 Саке (250 мл)

 Уретан 43 мкг

0,003

 Растительный чай (1 чашка)

 Симфитин 38 мкг (750 мкг пирролизидиновых алкалоидов)

0,03

 Ореховое масло (32 г; 1 сэндвич)

 Афлатоксин 64 нг

0,06

 Сушеные головоногие моллюски, приготовленные в газовой духовке (54 г)

 Диметилнитрозамин 7,9 мкг

0,07

 Коричневая горчица (5г)

 Аллил изотиционат 4,6 мг

0,1

 Базилик (1г сушеных листьев)

 Эстрагол 3,8 мг

2,8

 Пиво (354 мл)

 Этиловый алкоголь 18 мл

4,7

 Вино (250 мл)

 Этиловый алкоголь 30 мл

ПИЩЕВЫЕ ДОБАВКИ

0,06

 Диетический лимонад

 Сахарин 95 мг

ЛЕКАРСТВА

0,3

 Таблетки фенацетина

 Фенацетин 300 мг

16

 Фенобарбитал (1 снотворная таблетка)

 Фенобарбитал 60 мг

17

 Клофибрат (средняя ежедневная доза)

 Клофибрат 2000 мг

ПРОФЕССИОНАЛЬНЫЕ ВОЗДЕЙСТВИЯ

5,8

 Формальдегид (ежедневное потребление)

 Формальдегид 6,1 мг

140

 Этилен дибромид (ежедневное потребление при высоком воздействии)

 Этилен дибромид 150 мг

А – возможная опасность: количество канцерогенов грызунов, указанное в канцерогенной дозе, разделено на 70 кг для того, чтобы дать мг на кг эквивалентные воздействию на человека, и эта человеческая доза приведена как процент ТD50 у грызуна (в мг на кг) для того, чтобы подсчитать индекс эффективности у человека, по отношению к грызунам.


 


Рисунок 13-4. Ежегодные потери здоровья, измеренные при помощи лет жизни, откорректированных на инвалидизацию (disability-adjusted life years - DALY) для некоторых экологических воздействий в Нидерландах.

Идентификация угроз и оценка угрозы и результата.

Исторически многие угрозы были идентифицированы и оценивались в обсервационных исследованиях на популяциях людей, особенно в группах работников, имеющих одинаково высокий уровень воздействия. С достаточной характеристикой и количественным определением их воздействия и достаточным количеством данных о негативных эффектах на здоровье, как следствие различного уровня воздействия, было возможным идентифицировать и, базируясь на профессиональной точке зрения о том, какой эффект (или какая степень результата) может рассматриваться, как негативный эффект на здоровье, можно было установить уровень, на котором не наблюдаются негативные эффекты (NOAEL), или установить самый низкий уровень, с которого начинают наблюдаться негативные эффекты на здоровье (LOAEL). По всей вероятности для негативных эффектов на здоровье имеется пороговый уровень, который находится между этими двумя показателями. Пороговые уровни воздействия отбирались в основном таким образом, чтобы включить некоторый диапазон безопасности для того, чтобы признать неопределенности, существующие в данных, и вероятность того, что другие популяции могли бы включить индивидуумов с большей уязвимостью к негативным откликам, чем те популяции, которые были изучены изначально.

Токсикологический подход.

По мере того, как в коммерческом мире во время и после второй мировой войны появилось большое количество новых химических веществ, было признано, что у них имеется достаточно серьезный потенциал для того, чтобы приводить к негативным эффектам для здоровья, как у работников, контактирующих с ними, так и у потребителей, и пользователей этих продуктов. И их необходимо постоянно проспективно оценивать, используя лабораторных животных в качестве заменителя людей. Идея тестирования токсичности на лабораторных животных была рассмотрена ранее в шестой главе. Данная глава отражает подходы, которые были разработаны в последнее десятилетие для того, чтобы экстраполировать результаты тестирования токсичности на лабораторных животных на оценку риска у людей.

Формальное использование факторов безопасности началось в Соединенных Штатах в середине 1950-х годов, и впервые оно было использовано федеральным управлением контроля за лекарственными и пищевыми продуктами для пищевых добавок. Оно базировалось на концепции того, что безопасный уровень добавок в пище или ее загрязнителей, может быть получен на основании NOAEL (в мг/кг диеты), полученный в исследованиях на животных, и деленный на фактор безопасности, равный 100. Этот подход был также принят объединенным экспертным комитетом по пищевым добавкам Организацией по продуктам питания и сельскому хозяйству и Всемирной Организацией Здравоохранения, а также он был принят на объединенной встрече экспертов по остаткам пестицидов в 1961 году. Безопасный уровень, который был тогда принят, назывался приемлемым ежедневным потреблением, и выражался в мг на кг массы тела в день. Процедура включала в себя сбор всех, необходимых для расчетов данных, установления полноты, имеющихся баз данных, определения NOAEL с использованием наиболее чувствительного индикатора токсичности и применения соответствующего фактора безопасности для того, чтобы получить приемлемую ежедневную дозу потребления для людей. Подход с использованием приемлемой ежедневной дозы потребления, а также сравнимый с ним подход ежедневного переносимого потребления сейчас очень широко используется по отношению ко многим загрязнителям.

Приемлемое ежедневное потребление – это то ежедневное потребление вещества, которое на протяжении всего периода жизни не может привести к определяемому увеличению риска на основе всех известных факторов. Оно обычно включает стократный фактор безопасности для того, чтобы принять во внимание некоторые, или все, из следующих областей неопределенности:

·         Вариабельность между людьми

·         Вариабельность между видами (от животных до человека)

·         Принятие во внимание наличия более чувствительных групп среди людей в результате предшествующих или нынешних заболеваний, по сравнению со здоровыми экспериментальными животными

·         Возможное синергистическое действие многих сознательно добавляемых (или не добавляемых) пищевых добавок или загрязнителей

·         Различия в размере тела лабораторных животных и людей

·         Различия в диете, варьирующие с возрастом, полом, уровнем активности и факторами окружающей среды

·         Различия в обмене жидкостями между телом и окружающей средой у разных видов животных

·         Тот факт, что количество протестированных животных мало, по сравнению с размерами популяции людей, которая окажется под воздействием

·         Сложность в определении количества вещества, которое будет потреблено людьми, и вариабельность этого показателя

Целью определения фактора безопасности является позволить учесть неопределенности, связанные с нашими знаниями, базирующимися на токсическом ответе небольшого количества относительно гомогенных лабораторных животных при определении безопасной дозы для гетерогенной популяции людей, и этот фактор должен периодически пересматриваться. При определении допустимой ежедневной дозы потребления используются различные тестовые данные и оценочные факторы; всегда необходимо принимать во внимание, например, природу эффектов, адекватность, имеющихся данных, эффекты, связанные с возрастом, метаболические и фармакокинетические данные, а также имеющиеся данные, поученные на людях.

При оценке ежедневной допустимой дозы потребления федеральное управление по контролю за качеством лекарственных и пищевых продуктов, при определении данных по краткосрочной токсичности, рекомендует дополнительный фактор 10. Закон об охране качества пищи 1996 года устанавливает что, когда рассматриваются воздействия, связанные с детьми, во внимание должен приниматься дополнительный фактор безопасности, равный 10.

Концепция референтной дозы.

В 1988 году агентство по охране окружающей среды Соединенных Штатов (ЕРА) для того, чтобы способствовать уменьшению загрязнения окружающей среды, после достаточного количества модификаций для всех своих регуляторных мероприятий, формально приняла подход с использованием приемлемой ежедневной дозой потребления. Вместо терминов приемлемая ежедневная доза потребления и фактор безопасности (ФБ), для не онкологических конечных точек использовались термины референтная доза (РД) и фактор неопределенности (ФН). РД является производным от NOAEL  за счет адекватного применения обычно целого ряда ФН одинакового порядка, которые отражают различные виды наборов данных, использующихся для оценки РД.

ФН обычно состоит из:

·         10-кратного фактора, который должен учитывать вариабельность в чувствительности среди людей

·         10-кратного фактора, который должен учитывать неопределенности, связанные с распространением информации от одного вида животных на другие

·         10-кратного фактора, используемого для корректировки NOAEL, полученных в субхронических исследованиях на животных, а не в хронических исследованиях на животных

·         10-кратного фактора, который используется для того, чтобы откорректировать LOAEL в отсутствии данных по NOAEL

·         10-кратного фактора, который принимает во внимание адекватность базы данных в целом

Кроме того, когда база данных включает, например, очень небольшое количество животных для каждого уровня дозы, применяется также модифицирующий фактор (МФ) в диапазоне от 1 до 10.

Calabrese and Gilbert (9), ввиду отсутствия независимости этих факторов, предложили модификацию ФН. ФН для экстраполяции данных одного вида животных к другому обычно считается методом экстраполяции от среднего животного к среднему человеку с учетом того, что люди могут быть в 10 раз более чувствительными. ФН, который связан с экстраполяцией от животного к человеку, обычно предполагает, что для большинства людей вероятность исходов находится примерно в 10-кратном диапазоне. Calabrese and Gilbert предположили, что 10-кратный ФН для экстраполяции с одного вида животного на другой, должен начинаться с анализа данных на людях в среднем, а затем расширяться для того, чтобы включить сегменты высокого риска в популяции. Соответственно, ФН равный 5, должен защитить большее количество людей. Однако ФН-10 должен использоваться, когда пределы базируются на результатах эпидемиологического исследования, выполненного на рабочем месте, поскольку данный тип исследования обычно не включает людей, наиболее чувствительных к негативным воздействиям.

Фактор, использующийся в полухроническом исследовании, включает в себя возраст-зависимый фактор, который во многих отношениях сравним с возраст-зависимым фактором при экстраполяции данных от животных на людей. Возрастной компонент в факторе неопределенности, связанный с экстраполяцией от животных на людей, рассматривает дифференциальный эффект возраста на протяжении всего периода жизни, в то время, как дифференциальный эффект возраста в случае использования фактора, который действует меньше, чем вся продолжительность жизни, принимает во внимание только те различия в возрасте, которые идут от окончания исследования, до нормального времени окончания жизни. Высокая уязвимость не является исключительной для молодых животных. В определенных условиях уязвимость может быть больше во взрослом состоянии, чем у молодых животных и может еще больше увеличиваться у старых животных. Предполагая, что различия в возрасте являются причиной 50% вариабельности оценок между разными видами животных, они считают, что этот фактор может быть разделен на компоненты, 60% которых приходится на дородовый период, а 40% приходится на послеродовой период. Если 24-месячное воздействие на грызуна отвечает за 40% всех возрастных эффектов, тогда можно было бы уменьшить возрастной компонент фактора неопределенности, связанного с экстраполяцией от животных на человека, на соответствующую пропорцию, приписанную этому возрасту. Если рекомендуется фактор 5, тогда это значение будет уменьшено до 4. Таблица 13-8 описывает факторы неопределенности, рекомендованные Calabrese and Gilbert в свете описанных выше идей.

Таблица 13-8. Рекомендованные модификации факторов неопределенности, исходя из концепции независимости и зависимости факторов неопределенности.

Шаг экстраполяции

 Фактор неопределенности

От животного к человеку

10

Внутрииндивидуальные

 

Исследования на животных, продолжавшиеся меньше продолжительности жизни животных

5

Исследования на животных с нормальной экспериментальной продолжительностью жизни

4

Эпидемиологическое исследование, базирующееся на профессиональных группах

10

Экологическое эпидемиологическое исследование (нормальная продолжительность жизни)

5

Использование LOAEL вместо NOAEL

10

Данные, полученные на периоде, который продолжается меньше, чем продолжительность жизни

10

Концепция сравнительной дозы (Benchmark).

NOAEL определяется как самая высокая доза, на которой не возникает статистически значимых эффектов (для всех конечных точек, которые рассматриваются как важные с токсикологической точки зрения). Чрезвычайно важно помнить, что NOAEL не равняется истинному значению, при котором не возникает побочных эффектов, и что хотя NOAEL и может рассматриваться как оценка истинной пороговой дозы, качество (точность) этой оценки не может быть оценено.

Было высказано достаточно много возражений против использования NOAEL. В целом имеется потребность в рассмотрении всей кривой взаимосвязи между дозой и результатом. Одной из альтернатив, которая была предложена – это, так называемая, альтернатива сравнительных (вenchmark) доз. Данный подход связан с созданием регрессионного уравнения, которое описывает данные по результату, и используется для того, чтобы оценить дозу, при которой не обнаруживаются негативные эффекты на здоровье (10). Использование регрессионных моделей для описания взаимоотношения между дозой и эффектом имеет два преимущества: во-первых, специальные поправки, которые необходимы для того, чтобы описать степень крутизны кривой дозы-результат становятся избыточными и, во-вторых, нет необходимости экстраполировать LOAEL к NOAEL. Последнее должно рассматриваться как достаточно серьезное преимущество, поскольку нет научных доказательств использования некоего фактора, который бы позволял объяснять экстраполяцию LOAELNOAEL.

При использовании концепции сравнительной дозы необходимо постулировать критический размер эффекта (КРЭ). КРЭ для критической конечной точки определяется как значение размера эффекта, ниже которого нет необходимости беспокоиться. И связанная с этим критическая эффективная доза (КЭД) определяется как доза, при которой среднее животное будет иметь (постулированный) критический размер эффекта для определенной конечной точки.

Недостатком использования для оценки токсичности кривых зависимости между дозой и эффектом является то, что нынешние токсикологические и биологические знания не предоставляют достаточных оснований для того, чтобы адекватно установить точку разделения для большинства конечных точек, связанных со здоровьем, между негативными и не негативными размерами эффекта. Поскольку одной единственной универсальной критической эффективной дозы похоже не существует, необходимо выбирать значения для каждой конечной точки. Широкое применение и принятие значений критической эффективной дозы для каждой из наиболее важных конечных точек будет требовать достаточно широкого консенсуса.

Если критическая эффективная доза является истинно неизвестным значением, это можно только оценить только с определенной степенью точности, когда будут иметься соответствующие данные для интересующей конечной точки. Истинный уровень отсутствия негативных эффектов тогда определяется, как самая низкая критическая эффективная доза для всех конечных точек, т.е. иными словами, истинный уровень отсутствия негативных эффектов равняется минимуму всех критических эффективных доз.

Определение уровня отсутствия негативных эффектов связано не только с неизвестным, но и на самом деле, с весьма теоретическим значением, поскольку неизвестно с какой конечной точкой он связан. На практике никогда нельзя быть уверенным, что все важные конечные точки были проанализированы. Более того, самая низкая критическая эффективная доза в двух ситуациях (например, животные и люди) может не быть связана с одной и той же конечной точкой. Например, крысы могут быть более чувствительны к конечной точке А, но люди - к конечной точке В. С практической точки зрения негативной стороной использования моделирования взаимоотношений между дозой и результатом является то, что большинство данных по токсичности не адекватны для процедур создания регрессионных кривых. Типичный дизайн исследования, как, например, описано в руководстве по тестированию токсичности организации по кооперации промышленно-развитых стран, рассматривает три группы и контрольную группу. В идеале для каждой дозы надо было бы иметь большее количество групп, в каждой из которых было бы меньшее количество животных.

Когда имеются данные для определенной точки, которые позволяют создать регрессионную кривую, можно оценить критическую эффективную дозу. В зависимости от качества данных эта оценка имеет некоторую неопределенность. Полностью неопределенное распределение можно оценить, используя методику бутстрапинга (bootstrapping). После того как была создана регрессионная модель, используются случайные выборки (Монте Карло) для того, чтобы из этой регрессионной модели создать большое количество новых наборов данных с тем же количеством данных точек в группе, получавших ту или иную дозу, как и у животных в реальном эксперименте. Критическая эффективная доза заново оценивается для каждого рассчитанного набора данных. После того как оценены все эти критические эффективные дозы, получается требуемое нам распределение.

Значения пределов для людей. 

Поскольку будет иметься определенное распределение значений для всех конечных точек и для всех веществ, для каждого эффекта можно экстраполировать любую критическую эффективную дозу от одной ситуации до другой. Таким образом, вместо того чтобы выбирать одну единственную (более чувствительную) конечную точку от данных, полученных на животных, каждое распределение критических эффективных доз, которое связано с определенной конечной точкой, может быть экстраполировано на распределение взаимосвязанных критических эффективных доз у чувствительных людей при помощи стохастической комбинации распределений каждого эффекта. Это приводит к серии распределений критических эффективных доз для чувствительных людей, каждая из которых связана с другой конечной точкой. Затем полный набор распределений может рассматриваться в качестве основы для создания предельно допустимых значений у людей, например, выбором наименьших из критических процентилей в каждом распределении. Было предложено, что в том случае, если есть полная независимость распределений эффектов, подобное допущение худшего случая может и не быть достоверным (9). Когда можно продемонстрировать корреляцию между показателями, и эти корреляции можно оценить, метод позволяет учесть зависимость между переменными, используя коэффициенты корреляции.

Подход, который обсуждался выше, отличается от подхода сравнительных доз по целому ряду показателей. Crump (11) предложил использовать сравнительный минимальный уровень дозы, который определяется как нижний 95% доверительный предел критической эффективной дозы, и эта точка используется для экстраполяции на (наиболее чувствительных) людей. Это значение делится на факторы оценки для вариабельности между видами животных и внутри животных (по умолчанию принимается значение 10), и таким образом рассчитывается предельно допустимая доза для человека. Вместо подобного подхода Vermeire и соавторы (10) предложили вместо нижнего 95% доверительного интервала критических эффективных доз использовать все распределение критических эффективных доз. Во-вторых, они предложили скомбинировать это распределение критических эффективных доз с распределениями фактов экстраполяции, используя стохастические подходы. Результатом стохастической комбинации распределений является одна из форм распределения оценки, поэтому при каждой из проводящихся оценок может быть учтена степень консерватизма. Данный подход позволяет получать предельные концентрации для людей, как функцию заранее выбранной степени консерватизма. Кроме того, он позволяет оценивать нижние и верхние пределы возможного эффекта для здоровья для каждого данного уровня воздействия в чувствительной популяции.

Использование эпидемиологических данных при оценке риска.

Эпидемиологические данные могут играть ведущую роль в идентификации угроз и оценки взаимоотношений между дозой и результатом, и они также могут использоваться для оценки воздействия и характеристики риска. Идентификация угроз по самой своей сути является интегративным подходом, опирающимся на все имеющие значения уровни доказательств точно так же, как и критерии причинности, которые широко применяются для интерпретации эпидемиологических данных. На самом деле не существует одного единственного руководства для интерпретации эпидемиологических данных при оценке риска, которые бы шли за пределами обычно применяющихся критериев причинности. Поскольку эпидемиологические данные получаются при анализе людей, им обычно уделяют значительно большее внимание, если они указывают на наличие опасного для здоровья эффекта. С другой стороны, комментируя информацию о токсических загрязнителях воздуха, а отчете NRC «Наука и определение в оценке риска» (3) предпочтение было отдано токсикологическому сбору данных перед эпидемиологическим сбором данных, с привлечением особого внимания к стоимости эпидемиологических исследований и двойственности результатов некоторых обсервационных исследований. Однако имеются многочисленные примеры доказательств, полученных из эпидемиологических исследований, которые предоставили четкую идентификацию угроз, включая такие хорошо известные причинные взаимосвязи, как радон и рак легких, асбест и мезотелиома легких, винил хлорид и ангиосаркома печени, а также активное и пассивное курение сигарет и рак легких.

После того, как угроза была идентифицирована, начинается второй компонент – оценка взаимоотношений между дозой и результатом – для того, чтобы установить количественные взаимоотношения между дозой воздействия и результатом. В то время как взаимоотношение между дозой и результатом является одним из основных компонентов оценки риска, эпидемиологические исследования обычно ориентируются на взаимоотношения между воздействием и результатом. Воздействие означает контакт с материалом, в то время как доза – это материал, который действительно попал в организм. Измерение воздействия может рассматриваться в качестве суррогатного показателя для дозы и может использоваться для того, чтобы оценить дозу. Для целей оценки риска необходимо охарактеризовать взаимоотношения между воздействием и результатом во всем диапазоне уровней воздействия, которые могут возникать у людей. Для некоторых агентов таких, как вдыхаемый пассивно сигаретный дым, существуют данные по поводу рисков для всего, интересующего нас диапазона; для многих других данные для оценки взаимоотношений между дозой и результатом часто получаются при изучении рабочих, и могут быть доступны только для уровня тех доз воздействия, которые резко превышают обычный уровень, встречающийся в окружающей среде. Для подобных воздействий взаимоотношение между воздействием и результатом оценивается при более высоких воздействиях, а затем его экстраполируют на боле низкие показатели, допуская некие взаимосвязи между воздействием и дозой. Когда биологическое понимание механизма действия достаточно ясное, биологическая модель взаимоотношения между воздействием или дозой и результатом, может быть адекватно сформулирована для анализа либо токсикологических, либо эпидемиологических данных, как, например, было сделано VI Комитетом по биологическим эффектам ионизирующей радиации при разработке модели риска для взаимоотношений между радоном и раком легких, когда они, базируясь на биологических данных, предположили наличие линейной беспороговой связи (12). Альтернативно эпидемиологические данные могут использоваться в анализе для того, чтобы определить кривую, наилучшим образом описывающую имеющиеся данные по взаимоотношениям между воздействием или дозой и результатом.

Для целей оценки риска эпидемиологические данные могут использоваться для того, чтобы количественно описать взаимоотношения между дозой и результатом, или для того, чтобы обеспечить выбор между альтернативными моделями взаимоотношений между дозой и результатом. Способность четко оценить количественные взаимоотношения между дозой и результатом, могут быть до определенной степени ограничены имеющимися данными и тем, что имеется ошибочное определение воздействия или дозы. Воздействие дозы очень часто оценивается на основании неполной информации, или с использованием суррогатных показателей, и всеобъемлющие данные во всех биологически важных временных периодах могут и не быть доступными. Соответственно, неправильная классификация воздействия может сместить характеристики взаимоотношений между воздействием и результатом и привести к очень широким доверительным интервалам, что в свою очередь, вполне возможно может привести к иным политическим решениям для тех рисков, которые расположены на нижнем или верхнем краю распределения.

При анализе эпидемиологических данных о взаимоотношениях между дозой и результатом, исследователи обычно имеют априорный интерес в определении того, насколько четко можно продемонстрировать, что взаимоотношения между дозой и результатом являются статистически значимыми, и им необходимо охарактеризовать форму этой взаимосвязи. Изначально форма взаимоотношений между дозой и результатом может быть проанализирована описательно, но неизбежно необходимо будет использовать статистические модели для того, чтобы при увеличивающемся воздействии количественно оценить изменения в результате. Исследователи в основном полагаются на линейные беспороговые модели, в особенности, когда речь идет о канцерогенах. Для некоторых агентов, например, альфа радиации, существуют достаточно серьезные основания для того, чтобы принять линейные модели, в то время как для других агентов выбор линейной беспороговой модели отражает политическое решение, принимаемое по умолчанию, и рассматриваемое как наиболее «консервативное» и защищающее общественное здоровье, поскольку основным допущением подобной модели является то, что при любом уровне воздействия имеется некоторый риск.

Эпидемиологические данные могут также использоваться для того, чтобы проанализировать альтернативные модели взаимоотношений между дозой и результатом, для того чтобы выяснить имеется ли неопределенность по поводу наиболее адекватной формы взаимосвязи (смотри рисунок 13-3). Подгонка модели может использоваться для того, чтобы идентифицировать «наилучшую модель», однако эпидемиологические данные крайне редко имеются в достаточном количестве для того, чтобы обеспечить мощное разделение между альтернативными моделями, а требования к размерам выборки для сравнения альтернативных моделей, имеющих различные последствия для принятия решений в области общественного здоровья, могут быть очень высокими. Для политических целей форма взаимоотношений между дозой и результатом при низких уровнях воздействия, которые чаще всего встречаются в популяции, являются наиболее важной, но эпидемиологические данные для этих уровней часто крайне ограничены, или вообще отсутствуют.

Для целей оценки риска необходима информация о полном распределении воздействий в популяции. Показатели центральной тенденции могут быть адекватными для оценки общего риска популяции, но использование одиноких центральных показателей может скрыть существование индивидуумов, которые подвергаются воздействию значительно сильнее, чем остальные и этот уровень для них неприемлем. Таким образом, верхняя часть распределения воздействия может также оказаться весьма интересной, что и указано в Руководстве по оценке воздействия агентства по охране окружающей среды США (13). В основном в результате необходимости оценки риска, оценка воздействия оформилась и стала особой областью, постепенно отделяющейся от эпидемиологии. Современная оценка воздействия базируется на концептуальных моделях, связывающих источники загрязнения с эффектами за счет многочисленных путей воздействия, которые и определяют дозу. Центральной является концепция общего воздействия на индивидуума, иными словами, для оценки риска для здоровья необходимо рассматривать воздействия, которые получаются индивидуумами из всех источников и всех средств. В настоящий момент при оценке воздействия для оценки риска эпидемиологические данные не играют ведущей роли. Однако эпидемиологические данные могут способствовать и использоваться для валидизации моделей воздействия.

Использование методов оценки риска.

Использование оценки риска стало играть центральную роль во многих действиях регуляторных агентств федерального уровня и уровня штатов, а также частных компаний с момента публикации Красной книги (1). Оценка риска используется регуляторными агентствами для того, чтобы: (1) установить приоритеты для деятельности регуляторных агентств; (2) установить законодательные пределы воздействия, стандарты выбросов или стандарты очистки; и (3) установить приоритеты для исследовательской деятельности. Кроме того, информация, собранная в рамках оценки риска, широко используется различными другими группами, которые включают промышленников, профсоюзы и потребителей.

Федеральные агентства, которые довольно часто используют оценку риска, включают в себя агентства по охране окружающей среды, администрацию по безопасности и здоровью на работе, а также комиссию по безопасности потребительских продуктов. Законодательные акты, требующие применения методов оценки рисков для здоровья, включают в себя закон о чистом воздухе, федеральный закон об инсектицидах, фунгицидах и роденцицидов, закон о контроле над токсическими веществами, закон о профессиональной безопасности и здоровье, закон об охране качества пищевых продуктов, лекарственных средств и косметических продуктах, закон о безопасности питьевой воды и закон о компенсациях и ответственности.

Внутри самих агентств использование оценок риска может диктоваться требованиями закона, и при этом он даже может варьировать в зависимости от различных разделов одного и того же закона. Например, 108 раздел закона о чистом воздухе требует, чтобы агентство по охране окружающей среды разработало и периодически анализировало данные по поводу загрязняющих веществ, которые называются «критериальными» загрязнителями (озон, моноксид углерода, диоксид азота, мелкодисперсная пыль, свинец и диоксид серы). Это должно делаться путем подготовки всеобъемлющего документа с критериями. Стандарт требует, чтобы общественное здоровье охранялось с адекватными пределами безопасности вне зависимости от стоимости. В противоположность этому 112 раздел акта о чистом воздухе, который применяется для загрязняющих веществ, исходящих из одного источника, в первой фазе в основном ориентируется на существующие технологии, требуя, чтобы для 189 веществ, вне зависимости от риска для здоровья, применялась бы максимально доступная технология для контроля. Примерно через 8-9 лет после применения контрольной технологии, агентство по охране окружающей среды должно определить, необходимы ли более жесткие стандарты для того, чтобы защитить общественное здоровье «в адекватных пределах безопасности». Фаза, ориентирующаяся на риск, требует, чтобы агентство по охране окружающей среды установило подобные стандарты для канцерогенов, которые дают повышенный риск рака с частотой более, чем один - на–миллион, даже в том случае, если максимально доступная контрольная технология уже действует. В третьем примере использования оценки риска в законе о чистом воздухе, от управления агентства по охране окружающей среды требуется, чтобы были идентифицированы не менее чем 30 из 189 токсических веществ, которые представляют наибольшую угрозу для общественного здоровья в большом количестве городских регионов. Затем от руководства требуется создать программу действий, которая значительно уменьшит риски для здоровья от опасных веществ, загрязняющих воздух, и этими действиями добиться уменьшения распространенности злокачественных новообразований, связанных с воздействием опасных загрязнителей воздуха, которые выбрасываются стационарными источниками, по крайней мере, на 75%. Другие законы также имеют специфические разделы, посвященные оценке риска.

С момента публикации Национальным исследовательским советом книги «Наука в оценке риска» увеличилось признание того факта, что необходимо использовать оценку риска для формулировки исследовательских вопросов – и таким образом увеличить адекватность исследовательских данных для оценки риска – например, «Каков риск для детей?», «Имеются ли субчувствительные популяции?», «Какие основные пути воздействия?». Парадигма оценки риска, разработанная Национальным советом в 1983 году, была инструментом для организации в 1995 году офиса по исследованию и развитию в управлении по охране окружающей среды, что привело к созданию Национальных лабораторий по эффектам воздействию управления рисками, а также Национальных центров по оценке риска и исследовательскому анализу данных, а также обеспечению качества. Эта организационная структура была создана для того, чтобы предоставить логичную адекватную схему для концептуализации и проведения исследований, которые бы наилучшим образом реагировали бы на неопределенности в оценке риска.

 В дополнение к федеральным агентствам и агентствам, работающим на уровне штатов, оценку риска также используют частные организации. Например, некоторые компании используют принципы оценки риска для того, чтобы установить пределы профессионального воздействия для веществ, которые не попали в регуляторные документы. Так например, в одной из публикаций (14) рекомендованы предельные дозы, которые хоть и не являются обязательными, также служат как рекомендации для безопасных профессиональных воздействий. Эти дозы обычно предполагают, что имеется зависимость между дозой и результатом с пороговым значением, отделяющим безопасные и не безопасные воздействия. Для неотложных целей были также разработаны краткосрочные возможные пределы воздействия (обычно базирующиеся на острых эффектах). Часто эти руководства по определению воздействий или пределов базируются на результатах эпидемиологических исследований профессиональных рисков. Техника оценки риска все чаще и чаще используется в экологической области, где оцениваются эффекты воздействия (на животных, рыбах, и растениях). 

Влияние судебной системы на оценку риска.

Принятие новых регуляторных актов Федеральным агентством в Соединенных Штатах часто приводит к тому, что они оспариваются в суде теми, кто оказывается заинтересованным в изменении исхода. Некоторые из наиболее интересных примеров, перечисленных ниже, повлияли не только на соответствующее регуляторное действие, но также на те пути и способы, которыми стали приниматься решения в будущем.

1980 год – решение о бензене.

В случае, который базировался на анализе стандартов воздействия для бензена, Верховный суд постановил, что администрация по профессиональной безопасности и здоровью должна представлять оценки реального риска, связанного с токсическим веществом. Хотя в данный случай была вовлечена только администрация по профессиональной безопасности и здоровью, данное решение de facto означало необходимость проведения количественной оценки риска во всех регуляторных агентствах. Верховный суд признал, что администрация по профессиональной безопасности и здоровью может использовать допущения при оценке риска, но только до той степени, до которой данные допущения базируются на адекватных научных доказательствах.

1987 год – решение по винил-хлориду.

В данном судебном иске, который был направлен против стандартов выбросов в воздух винил-хлорида, установленных агентством по охране окружающей среды, Верховный суд США интерпретировал закон так, что Акт о чистом воздухе, должен потребовать от агентства по охране окружающей среды определить в первую очередь «безопасный» уровень воздействия для веществ, загрязняющих воздух, прежде чем будет рассматриваться экономическая или техническая возможность снижения выбросов. Это требование было применено к агентству по охране окружающей среды.  В дальнейшем агентство по охране окружающей среды приняло решение применять количественную оценку риска для определения стандартов чистого воздуха.

1992 год – решение по загрязнению воздуха.

В данном случае Верховных суд США отменил предельно допустимые концентрации для 428 токсических веществ, базируясь основании того, что предположение, использовавшееся администрацией по профессиональной безопасности и здоровью при оценке риска, на основании которой были разработаны эти предельно допустимые концентрации, не основываются на доступных научных данных. Данный случай повторил уроки решения по бензену, из которого следует вывод, что хотя научные предположения и могут использоваться при оценке риска, они должны обязательно базироваться на фактах. За счет данной публикации администрация по профессиональной безопасности и здоровью пыталась обновить стандарты, которые были установлены более 20 лет тому назад. Требуя более адекватных научных обоснований для допущений – требование, которое не всегда может оказаться практичным и возможным – данный случай эффективно заблокировал способность администрации по профессиональной безопасности и здоровью обновлять многие из более ранних стандартов, особенно все вместе.

2001 год – решение по мелкодисперсным частицам и озону.

В данном случае Верховный суд не поддержал жалобу о том, что решение конгресса, посвященное тому законодательному акту, что агентство по охране окружающей среды может устанавливать стандарты качества воздуха внутри помещений, является не конституционным и установил, что агентство по охране окружающей среды адекватно воспользовалось имеющейся научной информацией, для того чтобы установить новый стандарт для концентрации мелкодисперсных частиц. Однако он поставил под сомнение, насколько другой предел концентрации мелкодисперсных частиц (РМ10) является хорошим показателем качества воздуха для того, чтобы контролировать воздействие грубой фракции мелкодисперсных частиц.

Международные аспекты оценки риска.

Формальные процедуры оценки риска все чаще и чаще используются международными регуляторными агентствами. Некоторые из этих процедур используют различные методы для определения отношения между дозой и результатом. Например, Maynard и соавторы (15) предложили процедуру оценки риска, базируясь на NOAEL и факторах неопределенности для канцерогенов, вместе с последующими шагами по управлению рисками. Аналогичным образом Hunter и соавторы (16) описывают процесс, используемый в Европейском Союзе, для определения установления пределов для профессиональных воздействий, и упоминают подход с использованием NOAEL и факторов неопределенности для не канцерогенов, но рекомендуют этот метод для канцерогенов. Другие страны, такие как Голландия и Канада, при изучении взаимоотношений между дозой и результатом полагаются на подходы с математическим моделированием. В то время как детали процедур, используемые в шагах оценки взаимоотношений между дозой и результатом, варьируют от одной страны к другой, однако при оценке разных эффектов на здоровье, общей темой является предпочтение к использованию высококачественных эпидемиологических данных, если они существуют, для оценки риска. Несмотря на эти предпочтения, относительно небольшое количество оценок риска использовали эпидемиологические данные в идентификации угроз и определении взаимоотношений между дозой и результатом.

Литература. 

1.       National Research Council. Risk Assessment in the Federal Government: Managing the Process, Washington, DC: National Academy Press, 1983.

2.       National Research Council. Toxicity Testing: Strategies to Determine Needs and Priorities. Washington, DC: National Academy Press, 1984.

3.       National Research Council. Science and Judgement in Risk Assessment. Washington, DC: National Academy Press, 1994.

4.       Rodricks, J.V. Calculated Risks. Cambridge: Cambridge University Press, 1992.

5.   National Research Council. Complex Mixtures: Method for In Vivo Toxicity Tesing. Washington, DC: National Academy Press, 1988.

6.   Mauderly, J.L. Toxicological approaches to complex mixtures. Environ. Health Pespect. Suppl. 101(4):155-164, 1993.

7.   National Research Council. Understanding Risk. Informing Decisions in a Democratic Society. Washington, DC: National Academy Press, 1996.

8.       National Research Council. Improving Risk Communication. Washington, DC: National Academy Press, 1989.

9.   Calabrese, E.J. and Gilbert, C.E. Lack of total independence of uncertainty factors (UFs): Implications for the size of the total uncertainty factor. Regulat. Toxicol. Pharmacol. 17:44-51, 1993.

10.        Vermeire, T., Stevenson, H., Pieters, M.N., Rennen, M., Slob, W., and Hakkert, B.C. Assessment factors for human health risk assessment: A discussion paper. Crit. Rev. Toxicol. 29(5):439^t90, 1999.

11.        Crump, K.S. A new method for determining allowable daily intakes. Fundam. Appl. Toxicol. 4:854-871, 1984.

12.        National Research Council. Health effects of exposure to radon (BEIR VI). Committee on Health Risks of Exposure to Radon, et al. Washington, DC: National Academy Press, 1998.

13.        U.S. Environmental Protection Agency. Guidelines for exposure assessment. Washington, DC: Office of Health and Environmental Assessment (Publication No. EPA/6002-92/001 FR57:2288-22938), 1997.

14.        ACGIH. Threshold Limit Values for Chemical Substances and Physical Agents, and Biological Exposure Indices, Cincinnati American Conference of Governmental Industrial Hygienists, 1999.

15.        Maynard, R.L., Cameron, K.M., Fielder, R., et al. Setting air quality standards for quantitative carcinogens: An alternative to mathematical qualitative risk assessment. Hum. Toxicol. 14:175-186, 1995.

16.        Hunter, W.J., Aresini, G., Haigh, R., et al. Occupational exposure limits for chemicals in the European Union. Occup. Environ. Med. 54:217-222, 1997.