Сравнительный анализ техногенного воздействия атмосферных примесей электростанций на здоровье населения

Размещено на http://www.allbest.ru

Размещено на http://www.allbest.ru

Содержание

• Введение
• 1. Общая методология оценки риска для здоровья человека от различных источников воздействия
• 1.1 Основные термины и определения
• 1.2 Методология оценки риска от химического воздействия
• 1.3 Методология оценки риска от радиационного воздействия
• 1.4 Методология оценки ущерба здоровью населения
• 1.5 Постановка задачи
• 2. Описание программного средства и методики расчёта
• 2.1 Модуль NukPacts
• 2.2 Модуль AirPacts
• 2.3 Описание исходных данных и объектов исследования
• 3. Оценки риска здоровью и ущерба от техногенного воздействия электростанций
• 3.1 Характеристики воздействия атмосферных выбросов АЭС
• 3.2 Характеристики воздействия атмосферных выбросов ГРЭС
• 4. Сравнительный анализ техногенного воздействия атмосферных примесей электростанций на здоровье населения
• Заключение
• Литература
• Введение
• Развитие общества на современном этапе все в большей мере сталкивается с проблемами обеспечения безопасности, защиты человека и окружающей среды.
• Одним из важных аспектов данной проблемы является усиление внимания к расшифровке этиологической обусловленности заболеваний человека, выявлению факторов риска и нарушений состояния здоровья у отдельного индивидуума, определенных групп лиц и населения в целом.
• Принято считать, что здоровье человека определяется сложным воздействием целого ряда факторов: наследственность, образ и качество жизни, а также качество окружающей среды.
• Вклад каждого из этих факторов в развитие заболеваний очень изменчив и зависит от анализируемого вида заболевания. По мнению экспертов, ВОЗ 23% всех заболеваний и 25% все случаев рака обусловлены воздействием окружающей среды. Вклад экологических факторов в риск развития нарушений, состояния здоровья населения не постоянен и зависит от вида анализируемых нарушений, конкретный географических, экономических и многих других особенностей исследуемого региона.
• В связи со сложной многофакторной природой некоторых хронических неинфекционных заболеваний доказать этиологическую связь между развившимся у человека заболеванием и предшествующим вредным воздействием очень трудно. Однако путем правильно спланированных эпидемиологических и гигиенических исследований нередко удается выявить и количественно оценить дополнительную вероятность, т.е. риск развития подобных заболеваний для относительно больших групп населения. При этом лишь с определенной долей вероятности можно предполагать наличие повышенного риска у конкретного индивидуума. В подобных случаях фактор окружающей среды может рассматриваться как фактор риска, т.е. такой компонент этиологии, который, хотя и важен для развития и прогрессирования заболевания, однако, сам по себе при отсутствии других условий (например, генетической предрасположенности, измененного статуса организма) не способен вызвать заболевание у конкретного человека.
• Большинство неинфекционных заболеваний имеют сложную, множественную этиологию и риск их развития зависит от большого числа разнообразных факторов. Сложность анализа в подобных ситуациях обусловлена тем, что в популяции и без наличия изучаемого фактора окружающей среды отмечается определенный и нередко относительно высокий фоновый уровень заболеваемости, связанный с другими известными или неизвестными причинами.
• В общем понимании риск - это вероятность возникновения какого-либо события с предсказуемыми последствиями за определенный промежуток времени. Существует множество различных определений риска для здоровья. В частности, согласно ВОЗ, риск - ожидаемая частота нежелательных эффектов, возникающих от заданного воздействия загрязняющего вещества.
• В настоящее время анализ рисков стал рассматриваться в качестве одного из главных механизмов принятия решений по проблемам обеспечения безопасности населения и защиты окружающей среды от техногенных и природных источников опасности для здоровья человека. Все более актуальными становятся выявление, оценка и прогнозирование степени риска для человека, обусловленной различными источниками опасности.
• Особое место в настоящее время занимает проблема обеспечения радиационной безопасности, которая определяет перспективы развития атомной энергетики и радиационных технологий, но неоднозначно воспринимается обществом, прежде всего из-за имевших место радиационных аварий. В связи с этим наибольшее развитие получила оценка риска здоровью человека воздействия от ионизирующей радиации. В настоящее время имеется широкий выбор методов оценки радиационного риска: от простых (использование коэффициентов риска на основе эффективной дозы) до детальных расчетных методов. Последние позволяют установить зависимость риска, как от характеристики источника ионизирующей радиации, так и от медико-демографических особенностей объекта воздействия (население или персонал).
• В рамках международных исследований в РНЦ “Курчатовский институт” с участием специалистов из других научно-исследовательских организаций проведена работу по развитию научно-методического и расчетно-компьютерного комплекса по оценке риска здоровью населения от разных источников вредного воздействия. Этот комплекс получил название “Bard Com” (Банк данных по анализу риска).
• Цель дипломной работы - сравнительный анализ последствий для здоровья населения от годовых атмосферных выбросов атомной электростанции и электростанции использующей органические энергоносители при эксплуатации предприятий в нормальном режиме в конкретном месте расположения с помощью программного комплекса “BardCom”.
• Объектами исследования являются Смоленская АЭС и Рязанская ГРЭС.
• Выполненная работа является частью мероприятий по проектированию и разработке программного комплекса оценки техногенного воздействия выбросов, предприятий электроэнергетики на здоровье населения и объекты окружающей среды для автоматизированной информационно-аналитической поддержки принятия решений в сфере защиты окружающей среды.
• 1. Общая методология оценки риска для здоровья человека от различных источников воздействия
• Как известно, здоровье человека зависит не только от факторов риска, связанных с окружающей средой. Современная методология сравнительной оценки риска предусматривает параллельное рассмотрение рисков для здоровья, экологических рисков, обусловленных нарушением экосистем и вредными влияниями на водные и наземные организмы (кроме человека), рисков снижения качества и ухудшения условий жизни. Цель сравнительной оценки риска - выявление приоритетных проблем, связанных с окружающей средой. Обычно сравнительная оценка риска предшествует проведению углубленных исследований по оценке риска для здоровья и осуществляется путем экспертного анализа имеющихся данных о возможных неблагоприятных эффектах различных веществ.
• 1.1 Основные термины и определения

Риск - это очень широкое понятие, отражающее многие, как правило, негативные явления в жизни отдельного человека или общества, проявления которых носит вероятностный (стохастический) характер. Здесь рассматривается риск здоровью или жизни человека от действия техногенных или природных источников вреда и, прежде всего, ионизирующей радиации и химического загрязнения. В количественном отношении риск выражается в величинах, колеблющихся от нуля (представляющего уверенность в том, сто вред не будет иметь места) до единицы (представляющей уверенность в том, что вред будет иметь место).

Оценка риска - процесс, целью которого является расчет или оценка тех или иных показателей риска для данной системы-мишени в результате экспозиции конкретным агентом. Данный процесс, включает в себя четыре этапа: идентификация опасности, оценка зависимости “доза-ответ”, оценка экспозиции и характеристика риска. Оценка риска также является первым этапом в анализе риска.

Приемлемый риск - вероятность наступления события, негативные последствия которого настолько незначительны, что ради получаемой выгоды от фактора риска человек, или группа людей, или общество в целом готовы пойти на этот риск. Уровень приемлемого риска устанавливается путем его сопоставления с риском, который существует в повседневной деятельности или жизни людей.

Абсолютный риск - частота определенных патологических эффектов, вызванных воздействием какого-либо фактора или их комбинацией.

Относительный риск - отношение частоты неблагоприятных эффектов к аналогичным последствиям, возникающим в результате других воздействий.

Показатель риска - величина, количественно характеризующая риск. Имеется набор таких показателей, выбор и использование которых определяется постановкой конкретной задачи.

Анализ риска - аналитический процесс для получения информации, необходимой для предупреждения негативных последствий для здоровья и жизни человека, состоящий из трех компонентов: выявление (идентификация) источников и факторов риска, оценка риска, характеристика риска (ранжирование рисков).

Функция экспозиция - ответ (ФЭО) - связь между воздействием агента (дозой, количеством полученного (абсорбированного) популяцией агента, экспозицией и т.п.) и возникшими изменениями в данной популяции вследствие такого воздействия.

Сценарий экспозиции - описание специфических условий экспозиции, совокупность фактов, предположений и заключений о механизме воздействия. Сценарий экспозиции может включать несколько маршрутов воздействия.

Рецептор - исследуемый организм или популяция, входящие в анализируемый маршрут воздействия.

Путь поступления - способ проникновения радиоактивного или химического вещества в организм (например, ингаляционный, пероральный, накожный).

Мониторинг риска - один из компонентов управления риском - процесс, заключающийся в постоянном (непрерывном) или периодическом контроле уровней риска.

Управление риском - процесс принятия решений, включающий рассмотрение политических, социальных, экономических и технических факторов совместно с соответствующей информацией по оценке риска с целью разработать, проанализировать и применить меры нормативно-правового, экономического и технического характера, обеспечивающие предотвращение и/или снижение уровня опасности и ожидаемого ущерба. Управление риском, как правило, состоит из трех этапов: сравнительная характеристика риска, контроль эмиссий, экспозиций, и воздействий, мониторинг риска.

Контроль воздействия - компонент управления риском, предусматривающий действия, предпринимаемые для поддержания дозы (экспозиции) на уровне или ниже установленного уровня.

Распространение информации о риске - взаимный процесс обмена информацией о рисках между специалистами по оценке риска, руководителями (лиц, принимающих решения по регулированию риска), средствами массовой информации, заинтересованными группами и широкой общественностью.

Референтная доза - допустимое суточное поступление химического вещества в течение всей жизни (выражаемое в мг/кг-день), которое, вероятно, не сопровождается ощутимым риском для здоровья.

Канцерогенный эффект - возникновение злокачественных новообразований при воздействии факторов окружающей среды.

Канцерогенный риск - риск развития злокачественных новообразований, обусловленный воздействием ионизирующей радиации или другого канцерогенного фактора.

Неопределенность - ситуация, обусловленная несовершенными знаниями, касающимися настоящего или будущего состояния рассматриваемой системы или явления.

Опасность - неотъемлемое свойство любого агента или ситуации вызывать неблагоприятные эффекты в организме, популяции или экологической системе. Поэтому, этим свойством могут обладать вещество, агент, источник энергии или ситуация (обстановка).

Оценка воздействия окружающей среды на здоровье - оценка неблагоприятных эффектов или рисков для здоровья, которые, вероятно, могут последовать в результате планируемого или ожидаемого изменения окружающей среды.

Ущерб - количественная оценка риска (один из показателей риска), характеризующий степень воздействия вредного фактора на здоровье населения. Ущерб может быть выражен в натуральных или экономических показателях.

Натуральный ущерб - величина, характеризующая вред здоровью человека и количественно описываемая показателями ущерба.

Показатель ущерба - величина, количественно описывающая ущерб, см. предыдущий пункт и выражаемая числом смертных случаев, числом заболеваний разного вида, количеством дней (лет) потерянной здоровой жизни, количеством медицинских процедур, необходимых для лечения заболеваний и т.п.

Единица натурального ущерба, или единица показателя ущерба - ей может быть 1 день (год) потерянной здоровой жизни, 1 случай некоторого конкретного заболевания; кроме того, ей может быть также 1 вид медицинской процедуры (обслуживания), связанной с этим заболеванием, единица дозы или экспозиции и т. п.

Потерянный день (год) жизни - день (год) жизни потерянный в результате преждевременной смерти от действия некоторого вредного фактора.

Ущерб экономический - выражение ущерба в денежной форме.

Удельная (базовая) величина ущерба - экономическая оценка единицы натурального ущерба.

1.2 Методология оценки риска от химического воздействия

Методология оценки риска предполагает следующие этапы:

- идентификация опасности.

Это процесс установления причинной связи между экспозицией (дозой, концентрацией) химического вещества и частотой или тяжестью неблагоприятных эффектов (летальных или мутагенных) на здоровье людей, выражающихся в виде их гибели, возникновении злокачественных опухолей, уродств и прочее. Идентификация опасности включает сбор и оценку данных о типах повреждения здоровья или тех заболеваниях, которые могут быть вызваны действием химического вещества, а также об условиях экспозиции, провоцирующих их развитие. На этом этапе потенциальная вредность химических соединений связана с вероятными путями воздействия, а функции экспозиция - ответ, в свою очередь, определяются “маршрутами” веществ в организме человека и местами (органами) воздействия.

Одной из сложных проблем оценки воздействия факторов окружающей среды является присутствие в ней большого числа химических соединений. Поэтому необходимо сфокусировать свое внимание на ограниченном числе химических веществ, которые в наибольшей степени определяют существующие риски.

- оценка экспозиции.

Это получение информации о том, с какими реальными дозовыми нагрузками сталкиваются те или иные группы населения.

Наиболее важными шагами при оценке экспозиции являются: определение вероятных источников загрязнения, оценка маршрутов воздействия, анализ продолжительности воздействия и определение количественных характеристик экспозиции, а также идентификация групп населения, подвергающегося воздействию.

При оценке экспозиционных нагрузок принято выделять, как минимум, три типа воздействия: острое (при продолжительности воздействия менее 2 недель), подострое (при продолжительности воздействия до 7 лет), хроническое (при продолжительности воздействия более 7 лет).

В качестве итога выполнения второго этапа оценки риска, следует рассматривать расчет среднесуточной дозы (AAD) или поступления.

Стандартное уравнение для расчета среднесуточной дозы или среднесуточного поступления имеет следующий вид:

,

где ADD - среднесуточная доза(I - среднесуточное поступление); C - концентрация вещества в среде обитания; CR - скорость поступления (объем ежедневно вдыхаемого воздуха м3/день); ED - продолжительность воздействия, лет; EF- частота воздействия, дней/год; BW - масса тела человека; AT - период осреднения экспозиции, лет; 365- число дней в году.

- установление зависимости доза-эффект

Это процесс количественной характеристики токсикологической информации и установления связи между воздействующей дозой (концентрацией) загрязняющего вещества и случаями вредных эффектов в экспонируемой популяции.

Под анализом функции экспозиция - ответ обычно понимают установление причинной обусловленности развития вредного эффекта при действии данного вещества, выявление наименьшей дозы, вызывающей развитие наблюдаемого эффекта, и определение интенсивности возрастания эффекта при увеличении дозы.

Международная методология оценки риска предполагает два общих постулата:

- канцерогенные эффекты при воздействии химических канцерогенов, обладающих генотоксическим действием, могут возникать при любой дозе, вызывающей инициирование повреждений генетического материала;

- для неканцерогеных веществ и канцерогенов с негенотоксическим механизмом действия предполагается существование пороговых уровней, ниже которых вредные эффекты не возникают.

При оценке соотношения между дозой и реакцией организма считается, что:

- уровень реакции зависит от дозы химического вещества;

- чем выше доза, тем больше процент населения, реагирующего на химическое воздействие;

- чем выше доза, тем тяжелее реакция, возникающая у человека;

- неканцерогенный эффект проявляется только после достижения предельных (пороговых) доз;

- для канцерогенных эффектов пороговые дозы теоретически установлены быть не могут.

Наиболее часто используемые в практике характеристики функций экспозиция - ответ (ФЭО).

1) величина наклона зависимости, отражающая возрастание вероятности развития вредной реакции при увеличении дозы (концентрации) на 1 мг/кг или 1 мг/м3;

2) уровень воздействия, связанный с определенной вероятностью эффекта;

3) максимальная недействующая доза и минимальная доза, вызывающая пороговый эффект (для неканцерогенов и канцерогенов, обладающих негенотоксическим механизмом действия).

Параметры 1-2 групп в основном используются для оценки канцерогенных рисков, а также рисков для здоровья при воздействии некоторых наиболее распространенных химических загрязнений, достаточно подробно изученных в эпидемиологических исследованиях. Кроме того, показатели 2-й группы применяются для установления реперных (опорных) доз и концентраций.

Для характеристики риска развития неканцерогенных эффектов наиболее часто используются показатели 3-й группы, являющиеся основой для установления уровней минимального риска - референтных доз (RfD) и концентраций (RfC) химических веществ. При их применении не устанавливается вероятность развития того или иного вредного эффекта, а характеризуется правдоподобие отсутствия вредных реакций. Превышение референтной (безопасной) дозы не обязательно связано с развитием вредного эффекта: чем выше воздействующая доза и чем больше она превосходит референтную, тем выше вероятность появления вредных эффектов. Однако оценить эту вероятность при данном методологическом подходе не возможно. В связи с этим итоговые характеристики оценки экспозиции на основе референтных доз и концентраций получили название коэффициенты и индексы опасности.

В основе характеристики риска развития неканцерогенных эффектов лежит сопоставление воздействующей дозы (концентрации) с величиной порогового (NOAEL) или безопасного уровня воздействия. NOAEL (Nonobservable Adverse Effect Level) - наивысший уровень, при котором не наблюдается вредный эффект, LOAEL (Lowest Observed Adverse Effect Level) - наименьший уровень, при котором наблюдается эффект.

Безопасный для здоровья человека уровень воздействия химических веществ устанавливается путем деления NOAEL на величину фактора неопределенности (UF), умноженный на модифицирующий фактор (MF). В случае отсутствия NOAEL для расчета безопасного уровня используется LOAEL:

Данный методический прием представлен на рисунке 1.

Рисунок 1 - Установление референтного уровня воздействия на основе пороговой или недействующей дозы

Величина коэффициента неопределенности (UF) устанавливается с учетом возможного влияния на достоверность оценки безопасного уровня целого ряда факторов. Он характеризует степень соответствия анализируемого исследования тем “идеальным” требованиям, которые предъявляются к безопасному уровню воздействия химического вещества на человека. Чем меньше фактор неопределенности, тем лучше условия установления безопасного уровня соответствуют “идеалу”.

Модифицирующий фактор (MF), величина которого зависит от профессиональной оценки полноты и достоверности всех анализируемых токсикологических данных, наличия поддерживающих и дополняющих исследований. Его величина колеблется в диапазоне 1< MF=10. Чаще всего величина MF принимается равному 1,0.

Оценка функции экспозиция - ответ у канцерогенов с беспороговым механизмом действия осуществляется путем линейной экстраполяции реально наблюдаемых в эксперименте или в эпидемиологических исследованиях зависимостей в область малых доз и нулевого канцерогенного риска. Пример функции экспозиция - ответ для канцерогена с беспороговым механизмом действия приведен на рисунке 2.

Рисунок 2 - Функция экспозиция - ответ для химического канцерогена

Основным параметром для оценки канцерогенного риска воздействия канцерогенного агента с беспороговым механизмом действия является фактор канцерогенного потенциала (CPF) или фактор наклона (SF), отражающий степень нарастания канцерогенно риска с увеличением воздействующей дозы на одну единицу. Фактор наклона имеет размерность (мг/кг x день)-1. Этот показатель отражает верхнюю, консервативную оценку канцерогенного риска за ожидаемую продолжительность жизни человека (70 лет). Значение SF устанавливаются раздельно для ингаляционного (SFi) и перорального (SFo) поступления химических канцерогенов.

- характеристика риска.

Характеристика риска интегрирует данные об опасности анализируемых химических веществ, величине экспозиции, параметрах зависимости доза-эффект, полученные на всех предшествующих этапах исследований, с целью количественной и качественной оценки риска, выявления и оценки сравнительной значимости существующих проблем для здоровья населения. Кроме того, на этом этапе осуществляется характеристика всех предположений, научных гипотез и неопределенностей, которые способны исказить результаты анализа риска и конечные выводы.

В процессе характеристики рисков используется величина условно принимаемого приемлемого риска. Величина приемлемого дополнительного риска развития тяжелых последствий для здоровья находится в диапазоне 10-4-10-6.

Расчет индивидуального пожизненного канцерогенного риска (ICR) осуществляется с использованием данных о величине и значениях факторов канцерогенного потенциала (фактор наклона, единичный риск). Как правило, для канцерогенных химических веществ дополнительная вероятность развития рака у индивидуума на всем протяжении жизни оценивается с учетом среднесуточной дозы в течение жизни (LADD):

,

где LADD - среднесуточная доза в течение жизни, мг/(кг x день); SF - фактор наклона, (мг/(кг x день))-1.

Другим параметром для оценки канцерогенного риска является величина так называемого единичного риска (UR), представляющего собой верхнюю, консервативную оценку канцерогенного риска у человека, подвергающегося на протяжении всей своей жизни постоянному воздействию анализируемого канцерогена в концентрации 1 мкг/м3 (атмосферный воздух) или 1 мкг/л (питьевая вода).

Единичный риск рассчитывается с использованием величины SF и стандартных значений массы тела человека (70 кг), суточного потребления воздуха (20 мг3) и питьевой воды (2 л):



Популяционный канцерогенный риск характеризует дополнительное (к фоновому уровню заболеваемости) число случаев злокачественных новообразований в исследуемой популяции как при воздействии в течение всей жизни, так и за год:

,

,

где POP - численность исследуемой популяции; 70 лет - средняя продолжительность жизни.

В нашей стране в нормах радиационной безопасности (НРБ-99) предусмотрен предел индивидуального пожизненного риска для населения, равный 5,5 x 10-5, в то время как уровень пренебрежимого риска, который разделяет область оптимизации риска и область, безусловно, приемлемого риска, составляет 10-6.

Характеристика риска развития неканцерогенных эффектов проводится на основе расчета коэффициента опасности:

,

где: HQ - коэффициент опасности; AD(AC) - средняя доза (концентрация), мг/кг (мг/м3). RfD(RfC) - референтная (безопасная) доза (концентрация), мг/кг (мг/м3).

При HQ, равном или меньшем 1,0. риск вредных эффектов рассматривается как пренебрежимо малый. С увеличением HQ вероятность развития вредных эффектов возрастает, однако точно указать величину этой вероятности невозможно.

Результаты расчетов канцерогенного и неканцерогенного рисков могут представлять собой очень объемный и нередко разнородный массив информации, который малодоступен для четкого восприятия лицами, принимающими решения по управлению рисками. В связи с этим в процессе характеристики рисков необходимо правильно сгруппировать полученные данные с учетом количественных значений рисков, тяжести и социальной значимости возможных вредных эффектов, экспонируемых групп населения, оцениваемых зон воздействия химических веществ.

1.3 Методология оценки риска от радиационного воздействия

В отличие от химических загрязнителей, радиоактивные вещества не включаются в процесс самоочищения биосферы и представляют опасность даже в малых концентрациях, вплоть до полного распада. Это составляет главное отличие радиоактивного загрязнения от других видов, например химического, для которого “разбавление” до предельно допустимых концентраций гарантирует полную безопасность.

Измерение воздействия ядерной активности начинается с измерения выбросов атомной промышленности в воздух и в воду радиоактивных отходов, распределения этих отходов в биосфере во времени и пространстве; их поглощения экосистемами и пищевыми сетями и выяснения их устойчивости в биосфере; определения факторов переходов их в окружающую среду, поглощения человеком, физиологических распределений в теле и выяснения их биохимических свойств, оценки доз для персонала и населения и последствий облучения для здоровья человека и окружающей среды.

Опасность больших и малых доз радиации различается только временем проявления онкологических заболеваний и генетических нарушений, а пренебрежение малыми дозами радиации создает реальную угрозу генетическому фонду человеческой популяции.

Наиболее разработанной является проблема количественно оценки последствий облучения в малых дозах на основе рабочей гипотезы о беспороговом действии, ионизирующих излучений. Разработку этих исследований проводит Международная комиссия по радиационной защите (МКРЗ). В рассуждения МКРЗ различаются детерминированные и стохастические эффекты, но предполагается, что детерминированный эффект не существует при низких дозах, а единственным стохастическим эффектом является рак. Для низких и промежуточных доз МКРЗ принимает линейную связь между дозой и числом раковых заболеваний.

Есть две возможные модели для прогнозирования возможных канцерогенных эффектов и пожизненного риска данных стохастических эффектов.

1. Модель абсолютного аддитивного риска.

2. Модель относительного мультипликативного риска.

Аддитивный (абсолютный) риск определяется как число дополнительный случаев рака в пересчете на человека на единицу дозы и единицу времени. Под термином дополнительный риск подразумевается дополнительное число опухолей, обусловленных облучением или связанных с ним. Модель абсолютного риска основывается на предположении, что риск дополнительных (связанных с облучением) случаев рака не зависит от естественной частоты его возникновения. В модели абсолютного аддитивного риска проявление дополнительного риска в облученной популяции людей (или животных) начинается спустя некоторый период после облучения и в последующее время не изменяется. По этой модели абсолютный риск выражается как число дополнительных к “естественному” случаев рака на 1 млн. чел.

Мультипликативная модель постулирует, что дополнительный радиогенный канцерогенный риск по окончании латентного периода будет иметь пропорциональную зависимость между естественной смертностью от рака и ее превышением, вызванным облучением для данной конкретной популяции.

В стохастическом диапазоне эффектов, МКРЗ концентрируется на раке, как главном результате облучения, и устанавливает факторы вероятности, или факторы риска рака, базирующиеся, в основном. На эпидемиологических последствиях сильно облученных групп. В добавление МКРЗ использует коэффициент, называющийся Фактор эффективности дозы и мощности дозы (Dose Rate Effectiveness Factor - DDRF). Он выбирается так, чтобы снизить фактор риска для низкого уровня облучения, веря, что эффект низких доз менее тяжкий, чем высоких. По оценкам различных ученых, значение ФЭДМД может варьировать в пределах от 2 до 10. МКРЗ решила для целей радиационной безопасности на современном этапе использовать ФЭДМД=2.

Факторы риска МКРЗ 1990 для различных последствий облучения низкоуровневой радиацией представлены в таблице 1.

Таблица 1 - Факторы риска (на зиверт) для населения для эффектов на весь организм.

Результат	Факторы риска МКРЗ
Смертельный рак	0,05
Не смертельный рак	0,01
Тяжелый наследственный эффект	0,013

1.4 Методология оценки ущерба здоровью населения

Одним из основных принципов радиационной защиты, как и вообще защиты окружающей среды и обеспечения безопасности промышленных объектов, является принцип оптимизации. Для его реализации необходим экономический подход к анализу риска. Кроме принятия решений по оптимальным мерам защиты оценка ущерба необходима и для решения вопроса о компенсации за возможный ущерб.

Основные препятствия проведению экономического анализа риска связаны с проблемами оценки ущерба, производимого окружающей среде или здоровью населения тем или иным источником вредного воздействия. Наиболее сложные из них связаны с оценкой ущерба здоровью населения.

Спорной и не до конца решенной проблемой остается установление значений параметров оценки ущерба в экономических показателях, или другими словами, стоимостей единиц ущерба, выраженного в натуральных показателях. До сих пор отсутствует регулирующий документ или рекомендации компетентного органа относительно значений таких параметров.

Ущерб здоровью населения выражается набором показателей: числом случаев преждевременной смерти, заболеваниями разного вида и разной степени тяжести. Специалистами разных стран разрабатываются предложения по формированию обобщенного показателя риска, который объединил бы все виды натурального ущерба: смертность и заболеваемость. Таковым показателем могло бы быть число лет (дней) потерянной здоровой жизни. В него входят годы потерянной жизни в результате преждевременной смерти и годы (дни) болезни с взвешивающим фактором, зависящим от тяжести болезни.

Для экономической оценки в этом случае достаточно было бы установить значение одного параметра: “цены” одного года потерянной жизни.

Общие методологические подходы к оценке изменений здоровья, принятые в мировой практике, оперируют двумя основными категориями: продолжительность жизни и качество жизни. Продолжительность жизни служит базовым показателем для дальнейших расчетов, например, сокращения (увеличения) ожидаемой продолжительности жизни, потерь человеко-лет жизни, трудопотерь.

В качестве показателя риска смерти часто используется вероятность и число случаев преждевременной смерти. Соответственно для оценки экономического ущерба вводится так называемая “стоимость статистической жизни” (value of statistical life) G как экономический параметр оценки ущерба. В зарубежных исследованиях по оценке риска чаще всего используется именно такой подход. Перенимая зарубежную методику, в некоторых отечественных оценках риска также используется эта величина.

Однако следует иметь в виду, что случаи смерти от разных факторов воздействия могут иметь разные значения потерянных лет жизни. Для смерти от рака, вызванного воздействием ионизирующей радиации или химического канцерогена, средняя потеря лет жизни составляет 15 лет на один случай летального рака. Для смерти в результате аварии или несчастного случая эта потеря в среднем составляет 35 лет. Смертность от неканцерогенных заболеваний в результате воздействия химических загрязнителей биосферы также имеет разную длительность потерянных лет жизни. В частности, средняя потеря лет жизни в результате смерти от воздействия взвешенных частиц оценена равной 14 годам. Отсюда видно, что одним значением величины G обойтись нельзя.

Учитывая это обстоятельство, в качестве одного из основных показателей риска смерти - натурального ущерба здоровью человека - предлагается использовать число потерянных лет жизни в результате преждевременной смерти. Соответственно в качестве базового стоимостного параметра оценки ущерба вводится удельная величина экономического ущерба - экономическая оценка (“цена”) одного года потерянной жизни.

Ущерб от заболеваемости (смертности) в более детальном анализе может состоять из следующих компонент:

1. Упущенная выгода для общества из-за постоянной и/или временной нетрудоспособности в результате заболевания (смерти);

2. Затраты на оказание медицинской помощи (лечения) людям, потерявшим свое здоровье;

3. Затраты на компенсацию временной или постоянной нетрудоспособности людей, потерявших свое здоровье (жизнь);

4. Дополнительная компенсация заболевшему человеку (или его семье), если это заболевание или смерть доказательно связано с “неестественными” причинами: авария, террористический акт, воздействие техногенного загрязнения окружающей среды и т. п.

В последние годы мнение специалистов в области экономического анализа риска (ЭАР) свелось к тому, что концептуальной основой установления цены ущерба здоровью или жизни человека должны следующие два подхода (приближениях):

A. Анализ желания общества платить за снижение риска (WTP - willingness to pay);

B. Анализ желания (готовности) получать компенсацию за некоторый дополнительный риск (WTA - willingness to accept).

Для удельной величины экономического ущерба, относящегося к любому виду натурального ущерба здоровью (заболеваемость, смертность и т.п.), используется обозначение z.

При распространении опыта США и ЕС на те страны, где на национальном уровне не установлены значения удельных (базовых) величин экономического ущерба z, международными организациями (МАГАТЭ, ЕС) предлагается выбирать эти значения, используя рекомендации ЕС с поправочным множителем x, равным отношению значений подушного ВНП:

.

Представляется разумным использовать такой подход и для России, по крайней мере, для тех эффектов воздействия на здоровье человека, для которых трудно сделать экономическую оценку на основе имеющихся к настоящему времени данных. Прежде всего, эта рекомендация относится к величинам z, определяющим ущерб от заболевания.

Исходя из всех имеющихся данных по России, предлагается установить следующее значение базового значения z для ущерба от смертности (в рублях (евро), цены января 2004 г):

Рекомендуемые значения удельных (базовых) величин экономического ущерба приведены в таблице 2.

Таблица 2 - Рекомендуемые значения z удельных (базовых) величин экономического ущерба (в рублях января 2004 г.)

Вид ущерба, обусловленного воздействием на здоровье человека	Единица измерения	z, 103 руб.
смертность
Сокращение продолжительности жизни в результате преждевременной смерти	1 чел.-год	600
Летальное злокачественное новообразование вследствие воздействия ионизирующей радиации или химического канцерогена	1 случай	7000
Смерть в результате воздействия взвешенных частиц	1 случай	6500
Смерть в результате аварии или несчастного случая, от ОЛБ	1 случай	11000
Смерть в детском возрасте	1 случай	14000
Воздействие ионизирующей радиации, описываемое коллективной дозой	1 чел.-Зв	300
заболеваемость
Хронический бронхит	1 случай	1500
Обострение астмы	1 чел.-день	0,7
Острый бронхит	1 случай	4,2
Симптомы острого респираторного заболевания	1 чел.-день	0,5
Временная утрата трудоспособности	1 чел.-день	0,7

Методология оценки радиационных рисков, развитая детально за последние 50 лет и подкрепленная современным инструментальным контролем, при всей ее продвинутости, страдает некоторой изолированностью от общей методики этих рисков. Даже в рамках линейной беспороговой концепции радиационного риска сложилось гипертрофированное преувеличение роли техногенных факторов воздействия по сравнению с другими. В том числе регулируемыми (радон, медицина) факторами облучения населения.

Существуют серьезные методологические и научные проблемы нормирования и оптимального снижения рисков ухудшения, состояния здоровья населения и окружающей среды, связанных с химическими загрязнителями. Среди них одна из важнейших - это системная недостаточность данных по канцерогенным и токсикологическим свойствам химических веществ и их воздействию на природные экосистемы.

Накопленный в области анализа радиационных рисков научный и технологический потенциал должен расширяться на новые области, а именно анализ и контроль химического загрязнения и его воздействия на человека и окружающую среду.

1.5 Постановка задачи

Требуется оценить и сравнить воздействие на здоровье населения годовых атмосферных выбросов двух электростанций, работающих на топливе различных типов.

Этапы исследований:

1. С помощью программного комплекса “BardCom” необходимо оценить риски для здоровья населения (например, смертельные и не смертельные раки, тяжелые наследственные эффекты), проживающего в районе расположения Смоленской АЭС и определить стоимость ущерба от этих эффектов, вызванных функционированием Смоленской АЭС за период эксплуатации с год.

2. Оценить экологическую обстановку района расположения Смоленской АЭС, разместив на ее территории Рязанскую ГРЭС, такой же мощности и примерно с такими же характеристиками за то же время эксплуатации. Определить число случаев заболеваемости и смертности у населения, обусловленных вредоносным воздействием химических выбросов этой ГРЭС, оценить возможный экономический ущерб.

3. Сравнить величины рисков, вызванных эксплуатацией АЭС и ГРЭС одинаковых мощностей, которые расположены в одинаковых природных условиях.

2. Описание программного средства и методики расчёта

Комплекс BARD_COM включает следующие модули:

- модуль AirPacts для оценки риска и ущерба здоровью от эксплуатации предприятий энергетики на органическом топливе;

- модуль NukPacts для оценки риска и ущерба здоровью от эксплуатации АЭС и других ядерных объектов.

Модуль AirPacts в свою очередь состоит из нескольких подмодулей, позволяющих производить оценку риска разной степени сложности в зависимости от наличия и полноты исходных данных. В порядке роста упрощения и вообще говоря, снижения точности расчета, это следующие модели и одноименные подмодули: QUERI, RUWM-2, RUWM-1 и SUWM.

2.1 Модуль NukPacts

Основные выбросы объектов атомной промышленности делятся на 3 главных категории:

1) выбросы в атмосферу;

2) сбросы жидких отходов в реки или моря;

3) захоронение отходов в землю.

Атмосферные выбросы радионуклидов могут произвести неблагоприятный эффект здоровью человека. Основными путями поступления радионуклидов в организм человека являются:

- ингаляция радионуклидов из воздуха;

- внешнее облучение, обусловленное облаком радиоактивных газов;

- внешнее облучение, обусловленное осадками радионуклидов;

- внутреннее облучение, обусловленное наземными пищевыми цепочками (пероральное поступление).

При отслеживании переноса радионуклидов в воздухе необходимо использовать математическую модель перемещения загрязнителей в атмосфере. Под переносом принято считать перенос с ветром и через атмосферную диффузию, которая обусловлена турбулентностью нижних (примерно до 1-2 км) слоев атмосферы.

Существует множество видов доступных моделей расчета. Наиболее подробной и распространённой из этих моделей является модель диффузии Пасквилла, которая основана на статистическом (гауссовом) распределении примесей в атмосфере (Gaussian - plume model).

Согласно этой модели, выбросы загрязняющих веществ распространяются наружу из вентиляционной трубы в форме идеального конуса, в соответствии с направлением ветра. При этом плотность концентрации загрязняющих веществ уменьшается при удалении потока от источника вдоль горизонтальной и вертикальной проекций осей. Таким образом, концентрация загрязняющего вещества максимальна в середине и нормально распределена от центра к границам области выброса. Поэтому можно определить концентрацию в любой части конуса (рисунок 3.).

Рисунок 3 - Гауссова модель. Ось x совпадает с направлением ветровой струи

На рассеяние загрязнителей влияет скорость и преобладающее направление ветра, увеличивая разбавление начальной концентрации примеси или задерживая облако на высоте. Важным фактором, влияющим на распространение эмиссий, является класс устойчивости атмосферы. Используются 6 классов устойчивости Пасквилла - Гиффорда. Этот параметр изменяется от класса A (неустойчивая категория погоды) до класса F (очень устойчивая категория погоды). Нейтральные условия представлены промежуточным классом D.

Область воздействия разделяется на локальную зону (от 0 до 100 км от источника излучения) и региональную (от 100 до 1000 км) зону. В свою очередь, локальная зона вокруг источника разделяется 12-ю концентрическими окружностями, (это требуется для дальнейшего расчёта), как показано на рисунке 4.

Рисунок 4 - Локальное пространственное распределение рецепторов относительно источника

Гауссова модель диффузии

Запишем уравнение для приземной концентрации для источника излучения следующим образом:

,

где - приземная концентрация i радионуклида на расстоянии dj от источника (Бк/ м3); - интенсивность выброса (мощность излучения) радионуклида i; He - эффективная высота выброса (м); м - среднегодовая скорость ветра (м/с); уy - стандартное отклонение (горизонталь); уz - стандартное отклонение (вертикаль).

Средняя скорость осаждения представлена следующей формулой:

,

где - средняя скорость осаждения i радионуклида на расстоянии dj от источника (Бк/ м2 с); - скорость сухих и влажных осаждений (м/с).

Методология сводится к оценке общей коллективной дозы для населения, расположенного в локальной зоне, для каждого пути поступления радионуклида в организм. Для этого сначала необходимо определить население, которое подвержено риску и его среднюю плотность (чел/км2). Общее число населения, находящегося в исследуемой области может быть представлено в виде:

.

Для каждого пути поступления вычисляется общая коллективная доза.

Первый шаг в определении коллективной дозы при ингаляции радионуклида состоит в оценке среднегодового поступления радионуклида i в область dj:

,

где - среднегодовое индивидуальное потребление радионуклида i в области dj (Бк/м3); Br - среднегодовая норма объема вдыхаемого воздуха (м3/год).

Следующий шаг - определение средней индивидуальной дозы:

,

где - средняя индивидуальная доза при ингаляции радионуклида i в области dj (Зв/год); - эффективный дозовый эквивалент за 50 лет для взрослых при ингаляции радионуклида i в области dj (Зв/Бк).

Средняя индивидуальная доза для всех радионуклидов в области dj определяется как:

.

И, наконец, общая коллективная доза записывается следующим образом:

.

Аналогично вычисляются коллективные дозы для остальных путей поступления от радиоактивного облака:

,

от радиоактивных осаждений:

.

При пероральном поступлении радионуклиды поступают внутрь человека с загрязненными продуктами питания. Основными продуктами считаются говядина, баранина, зерновые, зелень, овощи, корнеплоды и молоко.

Для этого пути поступления сначала вычисляется степень загрязнения радионуклидами каждого продукта, производимых в области dj:

,

где - общая загрязненность продукта k, производимого в области dj,(Бк); - степень загрязнения продукта k-м радионуклидом i (Бк/кг); - общая масса всей продукции, производимой в области dj (тонн).

Затем вычисляется эффективная доза для перорального поступления загрязненных продуктов k:

,

где Di(k) - доля радиоактивности, которая остается в продукте k ко времени его употребления (%).

Коллективная доза при пероральном поступлении k продукта, производимого в области dj:

,

где ek - съедобная доля продукта k (%).

Общая коллективная доза при пероральном поступлении всех загрязненных продуктов, производимого в области dj:

.

Общее число заболеваний, которые могут возникнуть в результате атмосферных выбросов в исследуемой области, определяется по формуле:

,

где - общее число заболеваний h в локальной области (случаев в год); - общая коллективная доза, в зависимости от пути поступления p радионуклида чел. Зв/ год; Rh - фактор риска случаев/ чел. Зв.

Последняя стадия анализа воздействия радиации на здоровье человека заключается в определении стоимости ущерба, причиненного ею.

Существует два способа оценки стоимости смертельного рака: Value of Statistical Life (VOSL) и Value of a Life Year Lost (VLYL).

Формула для стоимости ущерба получается следующим образом: если в стране X установлена стоимость ущерба от различных заболеваний, и необходимо преобразовать ее в стоимость ущерба для страны Y, то можем записать выражение:

,

где PPP GNP - валовой национальный продукт на одного человека.

Общий ущерб для одного года атмосферных выбросов атомной промышленности записывается следующим образом:

,

где - ущерб, причиненный эффектом h в локальной области, определяемый VOSL или VLYL (US $ / год выброса); - число заболеваний, вызванных эффектом h (число случаев в год); - установленная экономическая единица стоимости эффекта h для VOSL,VLYL.

2.2 Модуль AirPacts

Модуль AirPacts позволяет оценить последствия воздействий на здоровье человека и связанные с ними ущербы, вызванные первичными загрязнителями из источника. Первичные загрязнители - взвешенные частицы, диоксид серы (SO2), окись азота (NOx), угарный газ (CO). Вторичные загрязнители - нитратные и сульфатный аэрозоли, образованные в результате химический превращений (рисунок 5).

Рисунок 5 - Химические реакции образования сульфатов и нитратов при миграции загрязнителей NO и SO2

Взвешенные частицы - собирательное понятие, которые включает жидкие и твердые частицы, аэрозоли органические, металлы, полиароматические углеводороды и другие вещества.

Взвешенные частицы способны вызывать множество неблагоприятных эффектов на здоровье в зависимости то их химического состава и дисперсности. Доказано влияние взвешенных частиц на показатели общей смертности, смертности от сердечно-сосудистых и легочных заболеваний. Для них также характерно влияние на верхние и нижние дыхательные пути.

Результатами воздействия на здоровье человека химических веществ NOx, SO2, CO могут быть такие заболевания как астма, нарушение сердечной деятельности, болезни системы кровообращения, хронический бронхит, а также смертность.

Как уже было сказано, модуль AirPacts состоит из четырех подмодулей:

Модель SUWM (Simple Uniform World Model).

Для расчета по модели SUWM требуется минимальное количество исходных данных. Такие как интенсивность выбросов загрязнителей, скорость осаждения загрязнителей и функция экспозиция-ответ. В модели имеется ряд допущения. Предполагается, что значения ветра, высота слоя смешения и другие переменные параметры постоянна по всей области воздействия, равномерное вертикальное смешения загрязнителя. Модель SUWM дает самую приближенную оценку ущерба здоровью человека.

Модель RUWM-1(Robust Uniform World Model).

Основными исходными данными для этой модели является: интенсивность выбросов загрязнителей, их скорость осаждения, параметры местонахождения источника, плотность локального и регионального населения и функция экспозиция-ответ. Предполагается, что в пределах, как данной местности, так и региона население равномерно распределено по всей соответствующей области воздействия, скорость ветра постоянна и загрязнитель хорошо перемешан в вертикальном направлении.

Модель RUWM-2.

Для модели RUWM-2 необходимы те же основные исходные данные, что и для RUWM-1. Предполагается, что в пределах данной области воздействия население распределено равномерно. Метеорологические данные для локальной области усреднены и используется равномерная роза ветров. Для данной модели необходимо знать, в какой местности производится оценка (сельская или городская), местонахождение источника, плотность рецепторов в локальной и региональной области. Также необходимо средняя скорость воздуха, средняя температура окружающей среды, распределение по классам Пасквиля. Необходимым требованием к исходным данным является характеристики вытяжной трубы, то есть высота, выходной диаметр трубы, температуру и скорость выбрасываемых газов.

Модель QUERI.

Наиболее развитая среди них модель использует полуэмпирический подход. Основными исходными данными является интенсивность выбросов загрязнителей, скорость осаждения загрязнителей, параметры трубы (высота, выходной диаметр трубы, температуру и скорость выбрасываемых газов, какие загрязнители выбрасываются). Также необходимо знать детальные метеоданные, плотность регионального и расположение локального населения, параметры местонахождения источника и функцию экспозиция-ответ (таблица 3).

Таблица 3 - Необходимые исходные данные для подмодулей, включенных в модуль AirPacts

Параметр	SUWM	RUWM	QUERI
Характеристика области воздействия
Городское сельское распределение		+	+
Локальная плотность населения		+	+
Региональная плотность населения	+	+	+
Плотность населения (5 x 5 км2)			+
Метеорология
Скорость ветра		+
Температура		+
Устойчивость атмосферы		+
Детальные метеоданные			+
Характеристика источника
Высота трубы		+	+
Диаметр		+	+
Температура потока		+	+
Скорость выброса		+	+
Эмиссии	+	+	+
Скорость осаждения	+	+	+
Другие
Функция экспозиция - ответ	+	+	+

Далее, на примере модели SUWM описывается методология расчета, используемая в модуле AirPacts.

Начальным этапом оценки риска является определение воздействия химических загрязнителей на здоровье человека.

,

где с(r) - плотность населения; Fer- функция доза-эффект; C(Q) - положительное приращение приземной концентрации в соответствии с выбросом Q; A - зона воздействия; r - радиус-вектор источник-рецептор.

Система координат помещается в географическое место расположения источника.

Обычно, область воздействия изменяется от нескольких 100 до нескольких 1000 км для источника излучения, в зависимости от времени пребывания загрязнителей в атмосфере. Время пребывания - это время нахождения различных частиц в воздухе (после выброса) до их вступления в химическую реакцию, распада (в случае радона) или осаждения. Этот временной интервал колеблется от нескольких минут до года, или даже до десятков лет. Парниковые газы, такие как CO2, CH4 и N20, имеют долгий период пребывания в атмосфере. Вот почему загрязнение этими газами носит глобальный характер.

Крупные частицы (10 мкм и более) осаждаются очень быстро ( в воздухе они находятся несколько дней), и поэтому их действие ограничивается в пределах нескольких километров от источника.

Допущения модели SUWM.

1. Рецепторы, подверженные риску, равномерно распределены по области вычисления:

с(r) = сuni = constant.

2. Функция экспозиция - ответ может быть записана следующим образом:

Наклон функции fer не зависит от концентрации в воздухе. Другими словами функция экспозиция - ответ предполагается линейной по всей области значений приземной концентрации.

3. Угол наклона функции экспозиция - ответ для всех значений r:

...