Введение. Оценка риска является важнейшим инструментом для исследования влияния факторов среды обитания на здоровье человека. Необходимость внедрения данной методологии для управления качеством окружающей среды и здоровья населения в Российской Федерации была обозначена еще в конце прошлого столетия1. Основы анализа риска, описанные в руководстве Р 2.1.10.1920–042, используются повсеместно в мировой практике, и ее важнейшие этапы, включающие идентификацию опасности, оценку экспозиции, оценку доза – реакция и характеристику риска, были заложены еще в 1983 году [1]. Значительно обогатившись результатами экспериментальных и эпидемиологических исследований, методология продолжает дополняться значениями референтных доз, доказательствами канцерогенности и характером влияния на здоровье человека химических соединений, поступающих из среды обитания. Подтверждением этому факту служит существующая открытая электронная база данных о воздействии на здоровье химических веществ в окружающей среде «Объединенная информационная система о риске» (The Integrated Risk Information System, далее – IRIS). Отечественными источниками данных о рисках, связанных с влиянием факторов среды обитания, является Руководство Р 2.1.10.1920–04, опубликованное в 2004 году, для которого позднее предпринимались попытки обновления [2], а также закрытые информационно-прогнозирующие системы, такие как CISRA (упоминаемое в МосМР 2.1.9.004–033), TERA [3] и др.

Анализ влияния качества питьевой воды на здоровье населения является неотъемлемой частью оценки риска многосредового воздействия химических веществ. Подчеркивает интерес к данному фактору среды обитания то, что его оценка претерпела значительные изменения и дополнения, а именно предпринята попытка объединить санитарно-токсикологический и органолептический критерии в интегральный показатель риска (МР 2.1.4.0032–114). Данные критерии оценки качества воды, лежащие в основе действующего СанПиН 1.2.3685–215 и известные как лимитирующие показатели вредности (ЛПВ), разработаны с учетом знаний о токсичности показателя в водной среде либо с учетом его восприятия органами чувств человека.

Оценка качества воды по ЛПВ используется при проведении санитарно-гигиенического мониторинга (СГМ) объектов хозяйственно-питьевого водоснабжения. В организации СГМ для обеспечения населения качественной питьевой водой из систем централизованного водоснабжения произошли значительные улучшения, связанные с закреплением принципа выбора мониторинговых точек контроля качества воды, порядком отбора проб и перечня показателей, отраженных в СанПиН 2.1.3684–216 и МР 2.1.4.0176–207. В настоящее время данные СГМ объектов хозяйственно-питьевого водоснабжения применяются для увеличения доступности информации о качестве питьевой воды в рамках федеральной программы «Чистая вода»8. В связи с этим была запущена «Интерактивная карта контроля качества питьевой воды», которая позволяет гражданам РФ получить информацию о состоянии систем водоснабжения, о мероприятиях по модернизации инфраструктуры, о качестве питьевой воды в любой точке страны [4][5]. Это делает результаты СГМ оптимальным материалом для выполнения оценки риска, так как именно он обеспечивает необходимый объем и продолжительность исследования для точности оценки и возможность визуализации распространения риска.

Таким образом, в сложившемся многообразии нормативной документации для характеристики питьевой воды представляется актуальными оптимизация и разработка алгоритма гигиенической оценки воды централизованных систем водоснабжения, а также классификация объектов хозяйственно-питьевого водоснабжения по уровню риска, обеспечивающий соответствие современным методам.

Цель исследования: анализ методических подходов к оценке риска, обусловленного качеством питьевой воды централизованных систем водоснабжения, на основе данных социально-гигиенического мониторинга.

Материалы и методы. Для выполнения целей исследования использованы нормативные документы по оценке риска для здоровья населения, связанного с хроническим воздействием химических и органолептических показателей питьевой воды. К ним отнесены отечественные документы Р 2.1.10.1920–04 (далее – Руководство) и МР 2.1. 4.0032–11 (далее – Рекомендации). Учтены периодически обновляющиеся референтные значения IRIS, опирающиеся на токсикологические профили химических соединений, разработанные Агентством по охране окружающей среды (US EPA).

Алгоритм включает в себя три вида риска, которые приведены в указанных документах и возможны при анализе химических и органолептических показателей: канцерогенный, неканцерогенный и органолептический. Их основу составляют химические вещества, для которых могут быть определены концентрации, и сопутствующие комбинации канцерогенных и неканцерогенных рисков, а также органолептических и неканцерогенных рисков.

Результаты. Для удобства с практической точки зрения в оценке риска объединены идентификация опасности и оценка экспозиции в общий этап, в котором работа с базой данных по качеству питьевой воды произведена по всем гигиеническим показателям вне зависимости от вида риска, который они несут в себе. Действия данного этапа для анализа риска приведены в рис. 1. Формирование баз данных по качеству питьевой воды относится к первостепенной задаче мониторинга, без которой невозможен дальнейший анализ риска. Характеристика объектов водоснабжения необходима для поиска закономерности их влияния на качество питьевой воды. Она подразумевает количество населения под воздействием, тип водоисточника, вид населенного пункта, класс и удаленность водоисточника от точки на распределительной сети, методы очистки и обеззараживания воды, устройство водоснабжения.

Идентификация опасности включает скрининговую оценку показателей на превышение гигиенических нормативов и позволяет сфокусировать внимание исследователя на приоритетных санитарно-химических показателях, которые вероятнее всего и возьмут на себя максимальный удельный вес в суммарной оценке риска. В то же время показатели в точках воздействия, которые обнаруживаются менее чем в 5 % проб, следует исключить из анализа, чтобы избежать значительной асимметрии кривой распределения концентраций веществ.

При оценке экспозиции веществ обращает на себя внимание нижний предел обнаружения метода (НПО), использующийся для определения концентраций химических веществ. Требование ГОСТ Р 51232–989 устанавливает верхнюю границу НПО по уровню 0,5 ПДК. В случаях, когда НПО недостаточно низкий, использующиеся ориентировочные концентрации на данном уровне в анализе риска могут безосновательно превышать пороговое значение. Для исключения подобных случаев должна быть проведена оценка риска от концентраций веществ на уровне НПО и принято решение об исключении показателей, НПО которых приводит к недопустимым значениям риска.

Усреднение концентраций веществ согласно нормативным документам при оценке хронического воздействия может ориентироваться на среднюю тенденцию экспозиции показателя в точке воздействия, как правило, используются данные 3-летних и более длительного периода наблюдений. При этом согласно Руководству допустимо использование как среднеарифметического значения, так и верхнего предела 95 % доверительного интервала (ДИ). Проанализировав данные, было отмечено, что в случаях, когда наблюдаются единичные превышения ПДК показателя, а в оставшихся пробах результат отмечен на границе НПО метода и не обусловлен погрешностью измерений, верхний предел 95 % ДИ превышает реальную максимальную концентрацию показателя. Данная особенность обусловлена распределением значений выборки, отличным от нормального. В таких случаях использование доверительных границ для среднего значения вводит в заблуждение исследователя. Однако Рекомендации не дают альтернативного варианта усреднения концентрации для таких случаев. Расчет риска по верхней границе 95 % ДИ вернее всего использовать для показателей СГМ с ежемесячной кратностью отбора при общей продолжительности наблюдения до 5 лет, которые обеспечивают достаточный объем выборки. В остальных случаях для усреднения экспозиций правильнее использовать медиану или процентили для различных сценариев воздействия, а их ДИ использовать только для представления данных в описательных таблицах.

Согласно группе показателей качества питьевой воды в дальнейшем определяется тип риска (рис. 2). При анализе риска выделяются химические вещества, нормируемые по органолептическому критерию вредности, так как они одновременно могут нести в себе неканцерогенный риск согласно Руководству и органолептический риск согласно Рекомендациям. В целом органолептический риск представлен комбинацией химических соединений (например, алюминий, железо, магний, марганец, нитраты, нефть), органолептических (например, запах, мутность, цветность) и обобщенных показателей (например, водородный показатель), влияющих на восприятие воды органами чувств потребителя.

Показатели, связанные с органолептическим типом воздействия, оцениваются по рискам согласно Рекомендациям и не упоминаются в Руководстве, так как вкладывают в понятие «риска» отличное от основного значение. Органолептический риск отражает восприятие воды органами чувств и не позволяет оценить эффекты на здоровье человека. Изначально подход к оценке риска по органолептическим свойствам воды предложен в МР 2510/5716-97-3210 и в дальнейшем дополнен в Рекомендациях отдельными моделями для оценки по запаху и привкусу, цветности, мутности, водородному показателю. Все модели объединены индивидуальными порогами действия, в основе которых лежит нормально-вероятностное распределение, связанное с риском обнаружения изменений свойств воды потребителем, но не риском воздействия на здоровье.

Порядок оценки неканцерогенного риска трактуется Руководством и Рекомендациями различно (рис. 3). Согласно Руководству, проводится расчет величины поступления химического вещества в зависимости от величины контакта, частоты и продолжительности воздействия, массы тела и времени усреднения экспозиции. По Рекомендациям используется концентрация веществ напрямую и обозначается как «средняя ежедневная концентрация вещества, поступающего в организм человека с питьевой водой в течение его жизни». В связи с этим для характеристики неканцерогенного риска по Рекомендациям не применяются референтные дозы, а используется ПДК и его коэффициент запаса, который определяется отношением минимально действующей концентрации в хроническом опыте к ПДК.

Принципиальные различия наблюдаются и в интерпретации неканцерогенного риска. Рекомендации представляют расчет неканцерогенного риска на основе беспороговой модели. Отсутствие порога в данном случае относится к механизму воздействия изучаемых веществ на здоровье населения и не подразумевает, что в этой методике отсутствует приемлемое пороговое значение риска. Характеристика питьевой воды дается по отношению вычисленного значения риска к статистическому уровню значимости, который, как правило, равен 0,02–0,05. Руководство интерпретирует неканцерогенный риск как кратность превышения поглощенной дозы к референтной, показывая относительный риск.

Проанализировав безопасные дозы веществ, представленных в Руководстве, следует отметить, что на территории РФ не существуют открытой системы обновляющихся референтных значений для химических веществ (RfD), несмотря на то что, руководствуясь определению референтных значений, они представляют суточное воздействие химического вещества в течение всей жизни, которое устанавливается с учетом всех имеющихся современных научных данных. В то же время в IRIS референтные значения открыто обновляются регулярно с отсылкой на проведенные эпидемиологические и экспериментальные исследования, что делает данный ресурс приоритетным. Поэтому в алгоритм оценки предложено включить расчет коэффициентов риска по референтным значениям IRIS с указанием, как его значение соотносится со значением из Руководства.

Несмотря на широкую распространенность оценки риска при употреблении питьевой воды перорально, всё еще нечасто встречается исследования накожной или ингаляционной экспозиции, так как расчет абсорбированной дозы за одно событие на экспонируемую площадь кожи невозможен на основе данных открытых источников в русскоязычной литературе. В то же время упомянутая выше открытая электронная база IRIS позволяет провести расчеты рисков для всех видов экспозиций, однако ее использование наблюдается преимущественно в зарубежных исследованиях по оценке риска при употреблении воды. Ингаляционный путь не рассматривается в представленном алгоритме, так как представляет собой сценарий, характерный для горячей воды централизованных систем водоснабжения, и типичен для ограниченного числа санитарно-токсикологических показателей, представляющих собой летучие вещества. Горячее водоснабжение и вместе с этим ингаляционный путь поступления химических соединений из нее при организации социально-гигиенического мониторинга остается второстепенным.

Порядок оценки риска от воздействия канцерогенных веществ, затрагивающих вероятность развития злокачественных новообразований, представлен ниже (рис. 4). В основе расчета канцерогенного риска лежит линейная экстраполяция области малых доз в общеизвестной сигмовидной (или S-образной) кривой, отражающей действие токсических веществ. Угол наклона этой прямой зависит как от поступления канцерогенного вещества, так и от фактора канцерогенного потенциала, который является справочным значением. Руководство и Рекомендации сходятся в порядке расчета канцерогенного риска, однако различаются в справочных значениях по величине водопотребления и верхнем пределе приемлемого риска.

Для интерпретации степени опасности в основу взяты целевые риски (таблица), изложенные в руководстве по комплексной профилактике экологически обусловленных заболеваний [6]. Данная классификация подходит как для коэффициента неканцерогенного риска по Руководству, так и для значения по Рекомендациям, равного отношению искомого риска и статистического уровня значимости.

В качестве верхнего допустимого уровня канцерогенного риска используется вероятность одного дополнительного случая рака на 100 000 подвергшихся воздействию людей в течение всей жизни (1 × 10–4) по Руководству, но Рекомендации предлагают разделять допустимые уровни риска по группе канцерогена на 1 × 10–5 (группа А) и 1 × 10–4 – для остальных. Приемлемое значение органолептического риска выбрано согласно Рекомендациям на основе усредненной доли населения, которое должно быть удовлетворено органолептическими показателями питьевой воды. Разделение надпороговых значений органолептического риска предложено производить в ситуации, в которых выявлены более одного показателя с неприемлемым значением органолептического риска.

Итогом этапа оценки рисков на здоровье населения, включенного в общую методологию, которая также содержит в себе управление рисками и информацию о риске, является ранжирование приоритетных загрязнителей питьевой воды, определение критических систем и органов и гигиеническое районирование по степени риска. Данные характеристики позволяют применить пространственное отображение распространение риска на картограммах. Для этого лучше всего подходит геоинформационная система ArcGIS с привязкой по координатам точек.

Обсуждение. Ряд отечественных авторов проводят оценку риска для здоровья населения, связанного с хроническим воздействием санитарно-химических показателей питьевой воды, объединяя принципы Руководства и Рекомендаций [7–9]. Базовые отличия в интерпретации неканцерогенного риска согласно нормативным документам исследователями не сопоставляются. Например, выделяются исследования, представляющие неканцерогенный риск как вероятность развития симптомов хронической интоксикации на протяжении определенного времени в количестве дополнительных случаев общей заболеваемости [10, 11]. Другие авторы представляют неканцерогенный риск как отношение поглощенной дозы вещества к референтной и его специфическое воздействие на критические органы и системы [12–14].

Для расчета неканцерогенного риска согласно Рекомендациям необходимо обладать информацией о коэффициенте запаса, который использовался при обосновании ПДК каждого использующегося в оценке химического вещества. Данные доступных значений коэффициента запаса представлены в материалах к обоснованию гигиенических нормативов некоторых соединений, но полноценно не отражены в Рекомендациях [15–17]. В то же время отсутствие открытых отечественных информационных систем не позволяет провести оценку риска при накожном и ингаляционном воздействии загрязняющих веществ воды с использованием одного лишь Руководства, вынуждая исследователей прибегать к альтернативным зарубежным источникам информации [18][19], либо отказу от многомаршрутной экспозиции воды [13][14][20].

При определении факторов экспозиции за стандартную величину водопотребления для взрослого населения принимают согласно Руководству – 2 л/сут, согласно Рекомендациям – 3 л/сут. Величина, равная 2 л/сут, соответствует рекомендациям ВОЗ11 и подтверждена результатами анкетирования, проведенного с целью анализа водопотребления среди населения различных регионов Российской Федерации [21][22]. Стандартная величина водопотребления остается актуальной для многих исследований [7][8][23], однако ряд авторов отмечают, что потребление питьевой воды централизованных систем водоснабжения без учета доочистки и приготовления пищи и напитков значительно меньше общего выпиваемого объема воды [24–26], что вносит вклад в неопределенность экспозиции.

Концентрации химических веществ на уровне предела чувствительности методики при оценке риска настораживают исследователей, так как не отражают реальных значений, а показывают возможности выбранного аналитического метода [20]. Для решения данной проблемы Федоров В. Н. и др. [27] предлагают критерии выбора методик количественного химического анализа питьевой воды, в соответствии с которыми может быть проведена оценка риска здоровью населения.

При усреднении концентраций веществ для оценки риска большинство авторов придерживаются Руководства и находят среднеарифметическое значение либо верхний предел 95 % ДИ. Также авторы, которые указывают на статистически отличные от нормального распределения, используют значения медианы, а для аггравированного (преувеличенного) сценария используют значения 90-го или 95-го процентиля [14][28][29]. В методических рекомендациях по организации мониторинга качества питьевой воды (МР 2.1.4.0176–20) аналогично предлагается использование медианы при анализе малого количества данных.

В основном авторы исследований при интерпретации неканцерогенных рисков пользуются единственным пороговым значением, не классифицируя коэффициенты риска в зоне надпороговых значений [13][23][29]. Наряду с этим встречаются исследования, в которых за допустимый уровень неканцерогенных эффектов принимали значения до трехкратного превышения референтного значения [18][21].

Заключение

Исходя из рассмотренной проблемы вариативности оценки риска, обусловленного качеством воды централизованных систем водоснабжения на основе данных социально-гигиенического мониторинга, представляется необходимым обобщить предложения по унификации и оптимизации подходов:

Представленный алгоритм, основанный на действующих нормативных документах с авторскими дополнениями, затрагивает большинство аспектов, с которыми сталкиваются гигиенисты при планировании и в процессе исследования влияния качества питьевой воды на здоровье населения. В частности, он позволяет оптимизировать оценку риска, обусловленного качеством питьевой воды централизованных систем водоснабжения, на основе данных социально-гигиенического мониторинга. Кроме того, в нем обобщен установленный в нормативной документации неоднозначный порядок оценки рисков, дополненный опытом отечественных многолетних исследований.

1. Постановление Главного государственного санитарного врача Российской Федерации от 10 ноября 1997 года № 25; Главного государственного инспектора Российской Федерации по охране природы от 10 ноября 1997 года № 03-19/24-3483 «Об использовании методологии оценки риска для управления качеством окружающей среды и здоровья населения в Российской Федерации». [Электронный ресурс] Режим доступа: http://docs.cntd.ru/document/420276120 (дата обращения: 08.09.2022). 2. Р 2.1.10.1920–04 «Руководство по оценке риска для здоровья населения при воздействии химических веществ, загрязняющих окружающую среду». М.: Информационно-издательский центр Минздрава России, 2005. 161 с. 3. Методические рекомендации. Расчет доз при оценке риска многосредового воздействия химических веществ. М.: Санэпидмедиа, ГУ «НИИ ЭЧ и ГОС имени А.Н. Сысина РАМН», ММА имени И.М. Сеченова, Консультационный центр по оценке риска, Центр госсанэпиднадзора в г. Москве, 2003. 28 с. 4. МР 2.1. 4.0032–11 «Питьевая вода и водоснабжение населенных мест. Интегральная оценка питьевой воды централизованных систем водоснабжения по показателям химической безвредности. Методические рекомендации» (утв. Главным государственным санитарным врачом РФ 31.07. 2011). 5. СанПиН 1.2.3685–21 «Гигиенические нормативы и требования к обеспечению безопасности и (или) безвредности для человека факторов среды обитания». М., 2021. 988 с. 6. СанПиН 2.1.3684–21 «Санитарно-эпидемиологические требования к содержанию территорий городских и сельских поселений, к водным объектам, питьевой воде и питьевому водоснабжению, атмосферному воздуху, почвам, жилым помещениям, эксплуатации производственных, общественных помещений, организации и проведению санитарно-противоэпидемических (профилактических) мероприятий». М., 2021. 69 с. 7. МР 2.1.4.0176–20 «Питьевая вода и водоснабжение населенных мест. Организация мониторинга обеспечения населения качественной питьевой водой из систем централизованного водоснабжения». 8. Постановление Правительства РФ от 22.12.2010 № 1092 (ред. от 25.05.2016) «О федеральной целевой программе ‟Чистая вода‟ на 2011–2017 годы». [Электронный ресурс] Режим доступа: http://www.consultant.ru/document/cons_doc_LAW_109553 (дата обращения: 08.09.2022). 9. ГОСТ Р 51232–98 «Вода питьевая. Общие требования к организации и методам контроля качества». М.: ФГУП «Стандартинформ», 2010. 39 с. 10. МР 2510/5716-97-32 «Комплексная оценка степени напряженности медико-экологической ситуации различных территорий, обусловленной загрязнением токсикантами среды обитания населения»: Метод. рекомендации № 2510/5716-97-32. М., 1997. 13 с. 11. Руководство по обеспечению качества питьевой воды. 4-е изд. [Электронный ресурс] // Всемирная организация здравоохранения. 2017. 628 с. [Электронный ресурс] Режим доступа: https://www.who.int/water_sanitation_health/publications/dwq-guidelines-4/ru/ (дата обращения: 18.01.2022).