Санитарно-гигиенический подход к нормированию качества вод

Вопрос

Пестициды

Органические соединения для уничтожения вредителей в с/х и быту. Очень токсичны для гидробионтов. В гидросферу попадают в результате поверхностного смыва. Влияние на величину выноса: доза и время внесения пестицидов; хим.состав и стабильность- определяют самоочищ. способности гидрологич. хар-ки водного объекта; состояние водосбора. Опасность в том, что сохраняются в почве несколько лет и избыток их быстро смывается в водный объект.

Свойства пестицидов: устойчивые, т.к. имеют аккумулятивный эффект; трансформируется в более опасные в-ва.

Представители: ДДТ, альдрин, хлордан, гексахлорбензол, дихлорфеноксиуксусная кислота.

СПАВ (детергенты) – они понижают поверх. натяжение воды. Входят в состав синтетических моющих средств ( но там есть полифосфаты, добавки (пиробораты,пиросульфиты ит.д.))

СПАВ состоит из гидрофильной (SO4^2-, SO3^2-, CO3^2-, в-ва, содержащие N,P), и гидрофобной- вытянутая прямая, которая содержит от 10-18 С (парофиновая цепь)

Поступают со сточными водами с/х, промышл. и т.д., концентрация от тыс.долей мг/л до 1 мг/л и более. Переносятся с пеной.

Последствия: образуются хлопья пены, которые влияют на интенсивность поступления радиации в верхних слоях воды. Пена препятствует воздухообмену. Инфация на 15% уменьшается; фотосинтез уменьшается => дефицит кислорода.

Самоочищения от СПАВ:

Очень низкая самоочищаемость водоемов от этих веществ. Чем выше температура (t= 5º процессы прекращаются) самоочищение идет быстрее. От рН 7-9 самоочищение быстро. Присутствие в воде большого кол-ва взвешенных вещ-в (седиментация). Наличие кислорода, если его становится мало, все процессы самоочищения замедляются.

20.

В настоящее время проблема загрязнения водных объектов является чрезвычайно актуальной. К числу наиболее вредных химических загрязнителей относятся нефть и нефтепродукты. При наличии в воде 0.2-0.4 мг/л нефти вода приобретает нефтяной запах, который не устраняется даже при фильтровании и хлорировании. Плохо очищенные нефтесодержащие стоки способствуют образованию на поверхности водоема нефтяной пленки, толщиной 0,4-1 мм. Одна тонна нефти может покрыть от 150 до 210 га водоема. При наличии нефтяной пленки резко падает количество растворенного в воде кислорода, т.к. он расходуется на окисление нефтепродуктов. Растворению новой порции кислорода препятствует пленка нефти на поверхности воды. Уменьшение кислорода в водной толще отрицательно сказывается на жизнедеятельности гидробионтов. Так, при содержании кислорода 4,5 мг/л наблюдается угнетение дыхания рыб. Нефтяная пленка нарушает и другие физико-химические процессы в водоеме, способствует повышению температуры поверхностного слоя воды. В результате планктон — важная составная часть кормовой базы рыб — прекращает размножаться. Негативные условия создаются и для жизнедеятельности нейстона — богатейшего сообщества самых разнообразных организмов, обитающих в верхних слоях (5-10 см) водной толщи. Здесь находится «питомник» молоди очень многих видов рыб и беспозвоночных животных, которые, вырастая, заселяют водную толщу и дно водоемов. Из нефтяной пленки с поверхности водоема испаряются легкие фракции, водорастворимые — растворяются в воде. Тяжелые фракции нефти адсорбируются на твердых, взвешенных в воде частицах, оседают и накапливаются на дне водоема. Часть из них разлагается, загрязняя воду растворимыми продуктами распада, а часть вновь выносится на поверхность с выделяющимися со дна газами. Каждый пузырек донного газа, выходя на поверхность воды, лопается, образуя нефтяное пятно. Образование загрязненного нефтью донного осадка приводит к отравлению им зоо- и фитобентоса, служащего пищей для рыб. При сильном нефтяном загрязнении образуются зоны, практически лишенные жизни, если не считать развивающихся в большом количестве нефтеокисляющих бактерий. Кроме вышеперечисленных факторов, острая токсичность нефти объясняется еще и тем, что составляющие ее углеводороды смачивают поверхность гидробионтов и, проникая внутрь, растворяют липоидные фракции клеточных оболочек и мембран, разрыхляют и изменяют их проницаемость. Разрушая липопротеидные комплексы, входящие в состав клеток, нефтеобразующие углеводороды изменяют физико-химические свойства цитоплазмы и нарушают упорядоченность биохимических процессов. Установлено негативное воздействие нефти и ее продуктов на генетический аппарат гидробионтов, в частности на содержание в клетках РНК и ДНК. Для рыб наиболее токсичны легкие фракции нефтяных загрязнений, особенно ароматические углеводороды. Они способны накапливаться в тканях рыб и, попадая в организм человека, вызывать в жировых клетках образование канцерогенно-белкового комплекса. Мальки, вылупившиеся из икры загрязненной рыбы, имеют мутагенные нарушения (отсутствие жабр, две головы и др.) В практике экологического мониторинга загрязненных нефтью водоемов для оценки степени ее воздействия используют различные методы. Наиболее простые из них — физико-химические. С их помощью можно фиксировать концентрацию нефти в водных образцах. Однако они не позволяют определять концентрацию разнообразных метаболитов, образующихся при разложении нефти, токсичность которых чаще всего превышает токсичность исходного нефтепродукта.

21.

В соответствии с Санитарными правилами и нормами СанПиН 2.1.4.559-96 питьевая вода должна быть безопасна в эпидемическом и радиационном отношении, безвредна по химическому составу и должна иметь благоприятные органолептические свойства. Под качеством воды в целом понимается характеристика ее состава и свойств, определяющая ее пригодность для конкретных видов водопользования; при этом показатели качества представляют собой признаки, по которым производится оценка качества воды . По санитарному признаку устанавливаются микробиологические и паразитологические показатели воды (число микроорганизмов и число бактерий группы кишечных палочек в единице объема). Токсикологические показатели воды, характеризующие безвредность ее химического состава, определяются содержанием химических веществ, которое не должно превышать установленных нормативов. Наконец, при определении качества воды учитываются органолептические (воспринимаемые органами чувств) свойства: температура, прозрачность, цвет, запах, вкус, жесткость. Требования к качеству воды нецентрализованного водоснабжения определены Санитарными правилами и нормами СанПиН 2.1.4.544-96, причем нормируются запах, вкус, цветность, мутность, коли-индекс, а также указывается, что содержание химических веществ не должно превышать значений соответствующих предельно допустимых концентраций (ПДК). Предельно допустимая концентрация в воде водоема хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования (ПДКв) — это концентрация вредного вещества в воде, которая не должна оказывать прямого или косвенного влияния на организм человека в течение всей его жизни и на здоровье последующих поколений, и не должна ухудшать гигиенические условия водопользования . Предельно допустимая концентрация в воде водоема, используемого для рыбохозяйственных целей (ПДКвр) — это концентрация вредного вещества в воде, которая не должна оказывать вредного влияния на популяции рыб, в первую очередь промысловых [11] Вещество ПДKвр, мг/дм3 ПДKв, мг/дм3 Ртути неорганические соединения (по Hg) 0,0001 0,0005 Аммония фторид (по фтору) 0,05 0,7 Триэтаноламин 0,01 1,0 Таблицы ПДКв, ПДКвр, а также некоторые международные нормативы и стандарты качества воды приведены в Приложении 2 (раздел 2.3). При интерпретации результатов мониторинга состояния водной среды важно знать, к какому типу водных объектов отнесены река, озеро, водохранилище, и использовать для оценки ситуации соответствующие нормативы. В гидрохимической практике используется и метод интегральной оценки качества воды, по совокупности находящихся в ней загрязняющих веществ и частоты их обнаружения. В этом методе для каждого ингредиента на основе фактических концен-траций рассчитывают баллы кратности превышения ПДКвр — Кi и повторяемости случаев превышения Нi, а также общий оценочный балл — Bi : Ki=Ci/ПДКi ; Hi=NПДКi/Ni ; Bi=Ki·Hi, Ki=Ci/ПДКi ; Hi=NПДКi/Ni ; Bi=Ki·Hi, где Сi — концентрация в воде i-го ингредиента; ПДКi — предельно допустимая концентрация i-го ингредиента для водоемов рыбохозяйственного назначения ; NПДКi — число случаев превышения ПДК по i-му ингредиенту; Ni — общее число измерений i-го ингредиента. Ингредиенты, для которых величина общего оценочного балла больше или равна 11, выделяются как лимитирующие показатели загрязненности (ЛПЗ). Комбинаторный индекс загрязненности рассчитывается как сумма общих оценочных баллов всех учитываемых ингредиентов. По величине комбинаторного индекса загрязненности устанавливается класс загрязненности воды [5]. Также оценка качества воды и сравнение современного состояния водного объекта с установленными в прошлые годы характеристиками проводятся на основании индекса загрязнения воды по гидрохимическим показателям (ИЗВ). Этот индекс представляет собой формальную характеристику и рассчитывается усреднением как минимум пяти индивидуальных показателей качества воды. Обязательны для учета следующие показатели: концентрация растворенного кислорода, водородный показатель рН и биологическое потребление кислорода БПК5

ПРЕДЕЛЬНО ДОПУСТИМАЯ КОНЦЕНТРАЦИЯ (ПДК) ВРЕДНЫХ ВЕЩЕСТВ – это максимальная концентрация вредного вещества, которая за определенное время воздействия не влияет на здоровье человека и его потомство, а также на компоненты экосистемы и природное сообщество в целом. В атмосферу поступает множество примесей от различных промышленных производств и автотранспорта. Для контроля их содержания в воздухе нужны вполне определенные стандартизированные экологические нормативы, поэтому и было введено понятие о предельно допустимой концентрации. Величины ПДК для воздуха измеряются в мг/м3. Разработаны ПДК не только для воздуха, но и для пищевых продуктов, воды (питьевая вода, вода водоемов, сточные воды), почвы. Предельной концентрацией для рабочей зоны считают такую концентрацию вредного вещества, которая при ежедневной работе в течение всего рабочего периода не может вызвать заболевания в процессе работы или в отдаленные сроки жизни настоящего и последующих поколений. Предельные концентрации для атмосферного воздуха измеряются в населенных пунктах и относятся к определенному периоду времени. Для воздуха различают максимальную разовую дозу и среднесуточную. В зависимости от значения ПДК химические вещества в воздухе классифицируют по степени опасности. Для чрезвычайно опасных веществ (пары ртути, сероводород, хлор) ПДК в воздухе рабочей зоны не должна превышать 0,1 мг/м3. Если ПДК составляет более 10 мг/м3, то вещество считается малоопасным. К таким веществам относят, например, аммиак.

22.

Предельно допустимая концентрация в воде водоема хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования (ПДКв) — это концентрация вредного вещества в воде, которая не должна оказывать прямого или косвенного влияния на организм человека в течение всей его жизни и на здоровье последующих поколений, и не должна ухудшать гигиенические условия водопользования . Предельно допустимая концентрация в воде водоема, используемого для рыбохозяйственных целей (ПДКвр) — это концентрация вредного вещества в воде, которая не должна оказывать вредного влияния на популяции рыб, в первую очередь промысловых.

Документы где есть ПДК:

1.»Общесоюзных санитарно-гигиенические и санитарно-противоэпедимические правила»

САНПИН № 4630-88

2. «Обобщённый перечень ПДК и безопасных уровней воздействия (ОБУВ) вредных веще-в для воды рыбохозяйственный водоёмов» 1995г.

Гигиенич. Требования к составу и св-вам водоёмов:

- хоз-питьевого и културно-бытового назначения; ПДК культ- быт.

Для централизованного и нецентрализованного хоз- питьевого водоснабжения, предприятий, питьевой промышленности.

Для рекреаций в черте населённых пунктов.

- рыбохоз. Назначения; ПДК рыбн

высшей и 1 категории исп-ся для сохранения особо ценных рыб.

2 категории.

23.

отрицательные стороны ПДК:

1. только для 30% вещ-в из списка имеются единые методы анализа.

2. ПДК отвечает на вопрос пригодна или непригодна и не говорит на сколько.

3. необходимое комплексное ограничение учитывающие эффект совместного д-ия группы вещ-в в воде. т.е. ужесточение требований ЛПВ. Итоговый результат зависит от кол-ва определённых вещ-в.

4. ПДК устанавл для водоёмов, а не для сточных вод, контроль проходит не в месте стока, а в месте смешения и ве-во никуда не исчезает, а лишь уменьшает его концентрацию.

5. при использовании ПДК не учитывается аккумуляция токсичности вещ-в в гидробионтах.

6. не учитывается то что сточные воды могут играть стимулирующую роль по отношению к эфперефикации водой.

7. ПДК не учитывает условий географич зональности т.к. они едины для всей территории страны.

24.

Допустимая- использовать в любых целях.

Умеренная- нет опасности для культурно-бытового. Для хозяйственного использования не пригодна, необходимо очищать.

Чрезвычайно высокая- абсолютная непригодность для всех видов водопользования.

Тенденции:

1. Охарактеризовывать по как можно большим показателям.

2. Получение неких единых ингридиентов и индексов определяемых степень загрязнения.

Методика для второй тенденции:

Формализованая комплексная оценка качества поверхностных и морских вод по гидрохимическим показателям. В результате этой методики высчитывается индекс загрязнённости вод ( НЗВ )

Для оценки принимается среняя за год средняя концентрация ве-ва т.е. средне арифмитическая, но лучше было быопределять средне-взвешенную по стоку, т.к. качество воды зависит от водности.

Классификация качества воды по НЗВ

Класс качества Текстовое описание НЗВ

1 вода очень чистая до 0,3

2 чистая 0,3-1

3 умеренно загрязнённая 1-2,5

4 загрязнённая 2,5-4

5 грязная 4-6

6 очень грязная 6-10

7 чрезвычайно грязная больше 10

важно учитывать водность при определении качества воды, учитывается в компнент.

25

Основания систем классификации водоемов

Критериями оценки качества (quality criterion) является любая совокупность количественных показателей, характеризующих свойства изучаемых объектов и используемых для их классифицирования или ранжирования. Оценка качества пресноводных водоемов [Каминский, 1982; Комплексные оценки.., 1984; Кимстач, 1993] осуществляется по трем основным аспектам, включающим следующие комплексы показателей:

• факторы, связанные с физико-географическим и гидрологическим описанием водоема, как целостного природного или водохозяйственного объекта;
• контролируемые показатели состава и свойств водной среды, дающие формализованную оценку качества воды и ее соответствия действующим нормативам;
• совокупность критериев, оценивающих специфику структурно-функциональной организации сообществ гидробионтов и динамику развития водных биоценозов.

Гидрографическое описание водоема включает в себя большое количество показателей, оценивающих место расположения, ландшафтные, природно-климатические и геолого-морфологические особенности, топологию русла или котловины днища, гидродинамику водных и ветровых потоков, характеристику водоохранной зоны, эстетическое восприятие, стадии рекреационной дигрессии, условия и интенсивность поступления в водоем загрязняющих веществ от точечных и распределенных источников, схему и условия водопользования и др. Основы классификации водных объектов по комплексу этих показателей широко представлены в литературных источниках [Муравейский, 1948; Богословский, 1960; Щукин, 1964; Хатчинсон, 1969; Логвиненко, 1974; Леме, 1976; Китаев, 1978, 1984; Драбкова, Сорокин, 1979; Авакян с соавт., 1987; Баканов, 1990; Исаченко 1991; Теоретические вопросы.., 1993] и регламентируются государственными стандартами [ГОСТ 17.1.1.02-77, ГОСТ 17.1.5.02-80 и ГОСТ 17.1.1.03-86].

Темой настоящей главы являются критерии качества воды (water quality criterion) – “характеристики состава и свойств воды, определяющие пригодность ее для конкретных видов водопользования” [ГОСТ 17.1.1.01-77]. Поскольку за последние 30 лет законодательное мировоззрение потеряло сугубо антропоцентрическую направленность, современное понимание нормативов качества окружающей среды связывается также с “обеспечением устойчивого функционирования естественных экологических систем и предотвращением их деградации” [Федеральный закон.., 2002, статьи 25-26; выделено нами]. Качество воды в такой расширенной трактовке является главенствующим фактором абиотической среды, определяющим устойчивость развития и степень деградации отдельных гидробиологических компонентов экологической системы, о чем подробно пойдет речь в следующей главе.

Сам по себе химический состав воды является основанием для большого количества различных систем классификации водоемов, учитывающих, как правило, степень минерализации и соленость. Так, в соответствии с ГОСТ 13273-73 "Воды минеральные, питьевые лечебные и лечебно-столовые", водоемы с содержанием природных солей до 1 г/л относят к пресным водам, от 2 до 5 г/л – к минерализованным, а от 10 до 35 г/л – к высокоминерализованным. Согласно Венецианской системы [Алекин, 1970], все природные воды подразделяются на пресные (соленость до 0,5°/₀₀), миксогалинные, или солоноватые (0,5–30°/₀₀), олигогалинные (0,5–4°/₀₀), мезогалинные (5–18°/₀₀), полигалинные (18–30°/₀₀), эугалинные или морские (30–40°/₀₀), гипергалинные или пересоленные (более 40°/₀₀). Похожие градации выделяет и так называемая “обобщенная эколого-санитарная классификация качества поверхностных вод суши” [Романенко с соавт., 1990]. Существует ряд систем классификации природных вод по преобладанию в ионном составе вод одного или нескольких компонентов. Например, классификация С.А. Щукарева [1934] основана на делении вод по шести главным ионам (Na⁺, Mg²⁺, Cl^-, Са²⁺, SO₄^2-, HCO₃^-), причем с использованием всех возможных комбинаций трех катионов с тремя анионами можно получить 49 классов природных вод. Наиболее часто применяется в настоящее время классификация природных вод О.А. Алекина [1946], по которой все воды делятся на 3 класса по анионам с 3 группами по катионам. Однако, все перечисленные подходы к типизации воды водоемов отражают чисто гидрохимические аспекты и никак не учитывают влияния факторов минерального состава на биотические компоненты экосистем.

При определении степени экологического неблагополучия водоемов оценивается два основных фактора:

• опасное для здоровья людей снижение качества питьевой воды и санитарно-эпидемиологического загрязнения водных объектов рекреационного назначения (т.е. фактор изменения среды обитания человека);
• создание угрозы деградации или нарушения функций воспроизводства основных биотических компонентов естественных экологических систем водоемов (т.е. "общеэкологический" фактор изменения природной среды).

Как экологическое, так и санитарно-гигиеническое нормирование основаны на знании негативных эффектов, являющихся результатом биохимического воздействия разнообразных факторов на отдельные рецепторы, физиологические системы живых организмов или их популяции. Одним из важных понятий в токсикологии и медико-биологическом нормировании является понятие “вредного вещества”. В специальной литературе принято называть вредными все вещества, воздействие которых на биологические системы может привести к отрицательным последствиям как в результате однократного действия, “так и в отдаленные сроки жизни настоящего и последующих поколений” [ГОСТ 12.1.007-76]. Исходя из известного тезиса Парацельса “Ничто не лишено ядовитости”, все ксенобиотики (чужеродные для живых организмов или искусственно синтезированные химические соединения) изначально рассматриваются как вредные вещества.

Парацельс (Paracelsus, он же Филипп Теофаст Бомбаст фон Гогенгейм, 1493-1541) - врач и основоположник ятрохимии - направления в медицине, рассматривающего все болезни как результат нарушения химического равновесия.

Определение порога критического действия

Установление нормативов качества окружающей среды основывается на концепции критичности (пороговости) воздействий.Порог вредного действия – это минимальная доза вещества, при воздействии которой в биореципиенте возникают изменения, выходящие за пределы физиологических и приспособительных реакций, или появляется скрытая (т.е. временно компенсированная) патология [Трахтенберг с соавт., 1991]. Таким образом, пороговая доза вещества или критическое воздействие вообще вызывает в биологическом объекте (в экологическом аспекте – популяции особей) отклик, который не может быть скомпенсирован за счет гомеостатических механизмов поддержания внутреннего равновесия реакций живого организма (или биоценоза).

Поскольку моделирование реакции E любой сложной системы на нестационарное возмущающее воздействие С, представляет собой нетривиальную задачу [Баевский, 1979], то оценка величины критического воздействия в реальных условиях экотоксикологического нормирования связана с целым рядом методологических проблем, часть из которых приведена ниже.

1. Химическое загрязнение, как объект изучения представляет собой нестационарный динамический ряд, т.е. вариационную последовательность разовых концентраций, характеризующую изменение уровней воздействия во времени и в пространстве. Например, экспериментальные данные по трансформации большинства ксенобиотиков в природных водах свидетельствует о том, что деструкция загрязнений в малых концентрациях подчиняется чаще всего кинетике реакций первого порядка и аппроксимируется ниспадающей экспоненциальной кривой [Каплин, 1973].
2. Сам порог вредного действия Е представляет собой величину, дифференцированную по времени экспозиции ксенобиотика [Рашевски, 1966; Проблема пороговости.., 1979; Соловьев с соавт., 1980; Васюкович, 1983]. Например, Б.М. Штабский [1986] приводит одну из возможных простейших зависимостей времени

t наступления эффекта (при E = const) от уровня концентрации или дозы С вещества в виде:

lg t = - k lg C + lg a , (3.1)

где kи a– коэффициенты уравнения регрессии. В общем случае, при t   нижним пределом эффективных концентраций (доз) является порог хронического действия Lim_ch, т.е. предполагается, что уровни воздействия ниже Lim_chвообще не вызывают изменений, поддающихся регистрации, безотносительно к длительности воздействия вещества. При t  0 концентрация С определяет порог однократного (острого) действия Lim₀ , который, как правило, превышает Lim_ch. Последовательность изоэффективных концентраций между Lim₀ и Lim_ch представляет собой набор критических нагрузок при суточной, недельной, месячной и иной экспозиции воздействия.

1. В широком диапазоне сверхпороговых воздействий развитие во времени процесса патологических изменений имеет нестационарный фазовый характер, так что уравнение (3.1) может служить адекватной моделью только в пределах первой доадаптационной фазы. Через некоторое время организм или экосистема вступает в стадию компенсации, которая может поддерживаться неограниченно долго. В течение данной фазы, ранее выявленные патологические сдвиги либо вовсе исчезают ("истинная адаптация"), либо накапливаются на подпороговом уровне [Пиотровски, 1976], в результате чего возможен бифуркационный взрыв. Например, при некотором достаточно высоком уровне концентраций биогенных веществ в биоценозах развиваются процессы эвтрофикации, конечный результат которых не всегда бывает однозначным.
2. Разница между порогами однократного и хронического действия (

Lim₀ - Lim_ch) отражает сложный процесс материальной и функциональной кумуляции, зависящий от многих факторов: вида воздействия, динамики изменения возмущений, природы реципиента и проч. [Лазарев, 1938; Рашевски, 1966; Покровский, 1979, Новиков, Фурсова, 1987]. В простейшем варианте количественная оценка эффекта кумуляции может быть выполнена с использованием приближенных индексов [Lim et al., 1961; Каган, Станкевич, 1964; Штабский, Каган, 1974; Гелашвили с соавт., 1998]. В более общем плане интенсивность накопления негативных функциональных изменений в условиях нестационарных воздействий определяется кинетикой двух конкурирующих процессов: скоростью развития патологических эффектов и скоростью восстановительной адаптации организма или экосистемы [Тихонов, Шитиков, 1984а, 1987; Штабский, 1986; Новиков с соавт., 2001].

Оценку величины порогового воздействия выполняют, как правило, с использованием традиционных методов математической статистики [Саноцкий, Уланова, 1975; Каган, 1978], для чего сравнивают между собой параметры распределения показателей отклика, измеренные при различных уровнях воздействия (в том числе, на контрольных объектах с нулевым ксенобиотическим фактором). Если установлено математическое ожидание M для генеральной совокупности регистрируемого показателя, то по t- распределению Стьюдента можно косвенно судить о вероятности  _э, с которой анализируемая выборка, имеющая эмпирическую оценку М_э, будет принадлежать к множеству, характеризуемому параметром M. Нулевую гипотезу H₀: m - m_э = 0 о равенстве параметров теоретической (m) и изучаемой (m_э) совокупностей отклоняют, как маловероятную, на уровне значимости  _кр, если  _э<  _кр. На этой основе предлагаются различные конкретные методики и вероятностные шкалы для разных по природе откликов — показателей организма или экосистемы, характеризующих эффект действия ксенобиотика по полученной в эксперименте аналоговой или частотной величине М_э.

Две основных концепции нормирования (иметь выраженный эффект и для уменьшения ошибки использовать больший охват величин, характеризующих норму) объединил И.В. Саноцкий [1993], предложив относить к порогу вредного действия изменения не только статистически значимые ( _э <= 5 %), но и выходящие за пределы нормы или физиологических колебаний (±3 ) показателя. Поскольку вероятность гиподиагностики в ряде случаев применения схемы Саноцкого была признана неприемлемо большой, И.М. Трахтенберг [1998; Трахтенберг с соавт., 1991] предложил при оценке вызванных в организме изменений выбирать критические уровни значимости  _кр с учетом цели и ответственности исследования, специфичности показателей к изучаемому воздействию, степени их вариабельности. Рекомендовано повысить  _кр с 5 до 10% для наиболее специфичных показателей, и принять его равным 10, 5 и 1 % соответственно для жестких, пластичных и высокопластичных показателей. Детальный анализ этих концепций и основных методологических ошибок по установлению критических концентраций вредных веществ с помощью математической статистики был выполнен И.Д. Ташкером [1991; URL].

Общую зависимость величины отклика от уровней воздействия характеризует S-образная кривая, точки перелома которой указывают на резкие качественные изменения, а линейный участок – описывает нормальное функционирование адаптационных систем. В разных диапазонах варьирования фактора информативны различные показатели. Наборам кривых, представляющих разные показатели жизнедеятельности, можно поставить в соответствие сводную S-образную кривую зависимости доза-эффект, вершина которой соответствует смерти. На этой кривой Т. Хэтч [1973] выделил 3 точки, соответствующие начальному проявлению негативного фактора (А), минимальному физиологическому нарушению, которое предшествует стрессовым изменениям (В), максимальным уровням воздействия, при которых реакции не отклоняются от нормы (С). Допустимые уровни воздействия, по мнению Т. Хэтча, устанавливали в бывшем СССР по точке С (начальные отклонения от нормы), а в США — по точке В (начальные проявления патологии).

Кривые Хэтча и аналогичные графики других авторов позволяют обобщить большой материал в виде математических моделей, в которых состояния биологического объекта и уровни воздействия факторов будут фиксированы или охарактеризованы точечными и интервальными оценками. Дифференциация смежных областей окажется тем точнее, чем большей будет разность между центральными значениями дифференцируемых градаций D = m₁ - m₂. Величины параметров могут быть ориентированы на конкретные популяции или на условный организм (как, например, это сделано в справочнике [Человек. Медико-биологические.., 1977]). Последний способ особенно полезен для выражения разности близких состояний, четко определяемой лишь в лабораторных условиях. Тем более, что при сравнении совокупностей параметр D может быть единственным в формулировке статистической гипотезы.

Понятие предельно допустимой концентрации

Предельно допустимая концентрация (ПДК) – “максимальное количество вредного вещества в единице объёма (воздуха, воды или др. жидкостей) или веса (например, пищевых продуктов), которое при ежедневном воздействии в течение неограниченно продолжительного времени не вызывает в организме каких-либо патологических отклонений, а также неблагоприятных наследственных изменений у потомства. Для установления ПДК используют расчётные методы, результаты биологических экспериментов, а также материалы динамических наблюдений за состоянием здоровья лиц, подвергшихся воздействию вредных веществ” [Популярная медицинская.., 1988]. Основой для обоснования ПДК является некоторое множество n порогов хронического действия Lim_ch , оцененных для различных видов i биологических объектов (подопытные животные, рыбы, зеленые насаждения) и разных путей транспортировки вещества к рецепторам живого организма:

ПДК = min ( Lim_{ch i}) / K_з ,  i = 1,2,…, n, (3.2)

где K_з – коэффициент запаса, учитывающий видовую чувствительность, реальную опасность интоксикации, кумулятивные свойства вещества, вероятность канцерогенного или иного специфического действия, возможность отдаленных последствий на генетическом уровне и т.д. Очевидно, что при n   , ПДК  0, т.е. “всегда можно найти такую специфическую лошадь, которую убьет капля никотина”.

В реальных условиях многокомпонентного загрязнения окружающей среды возникает проблема учета различных синергических эффектов:комбинированного (одновременное или последовательное действие нескольких веществ при одном и том же пути поступления), комплексного (поступления одного вредного вещества в организм различными путями и с различными средами — с воздухом, водой, пищей, через кожные покровы) и сочетанноговоздействия всего многообразия физических, химических и биологических факторов окружающей среды [Кустов с соавт., 1975; Пинигин, 2001]. ПДК представляют собой принципиально индивидуальные стандарты, регламентирующие изолированное действие нормируемого вредного агента и не предполагающие количественной корректировки в случае совместного присутствия нескольких компонентов. На уровне нормативов представлены достаточно ограниченные перечни веществ, обладающих эффектом суммации при их одновременном содержании в атмосферном воздухе. Экспериментальный метод анализа комбинированного действия смеси веществ с постоянным соотношением компонентов предложен Б.М. Штабским и Ю.С. Каганом [1974]; алгоритм реализации этого метода на основе автоматизированной процедуры планирования эксперимента описан Д.Б. Гелашвили с соавторами [1998].

Санитарно-гигиенические и экологические нормативы определяют качество окружающей среды по отношению к здоровью человека и состоянию экосистем, но не указывают на источник воздействия и не регулируют его деятельность. Требования, предъявляемые собственно к источникам воздействия, отражают научно-технические нормативы. К научно-техническим нормативам относятся нормативы предельно допустимых выбросов и сбросов вредных веществ (ПДВ и ПДС), а также технологические, строительные, градостроительные нормы и правила, содержащие требования по охране окружающей природной среды. В основу установления научно-технических нормативов положен следующий принцип: при условии соблюдения этих нормативов предприятиями региона содержание любой примеси в воде, воздухе и почве должно удовлетворять требованиям санитарно-гигиенического нормирования.

Санитарно-гигиенический подход к нормированию качества вод

Содержание химических веществ в окружающей среде начали контролировать еще в 1925 г., когда определили первые значения ПДК для воздушной среды рабочей зоны. В 1949 г. впервые были установлены некоторые ПДК для атмосферного воздуха, а в 1950 г. – для воды. Современное санитарно-гигиеническое нормирование охватывает все среды, включая почву, продукты питания и т.д., а также различные пути поступления вредных веществ в организм.

Нормативы, ограничивающие вредное воздействие, устанавливаются и утверждаются специально уполномоченными государственными органами в области охраны окружающей природной среды, санитарно-эпидемиологического надзора и совершенствуются по мере развития науки и техники с учетом международных стандартов [Методы определения.., 1970; Основы общей.., 1976; Новиков с соавт., 1990; Фомин, 1995; Предельно допустимые.., 1998; Федеральный закон.., 2002]. Существует большое количество справочников, содержащих подробную и исчерпывающую информацию о ПДК и токсикологических показателях различных химических веществ [Беспамятнов, Кротов, 1985; Дмитриев с соавт., 1991; Сборник санитарно-гигиенических.., 1991; Беляев, 1993; Майстренко с соавт., 1996; Перечень рыбохозяйственных.., 1999; Гусева с соавт., 2000]. "Российский регистр потенциально опасных химических и биологических веществ" Минздрава РФ (адрес в Интернет http://www.regchem.msk.ru ) распространяет АИПС "Опасные вещества" – базу данных по опасным химическим и биологическим веществам, содержащую данные о 2350 зарегистрированных в РПОХВ веществах (химическая номенклатура, физико-химические характеристики, параметры токсикометрии, оценку специфических и отдаленных эффектов, показатели экологической безопасности, гигиенические и экологические нормативы, библиографические данные). В базу данных, наряду с исчерпывающей отечественной информацией, включены сведения из ведущих зарубежных баз данных опасных веществ, в том числе международного регистра потенциально токсичных веществ.