Главная Коллекция "Otherreferats" Медицина Оценка потенциального риска здоровью в системе гигиенического мониторинга при оценке качества окружающей среды

Оценка потенциального риска здоровью в системе гигиенического мониторинга при оценке качества окружающей среды

Механизмы реакции организма на воздействие загрязнения окружающей среды. Особенности этапов оценки риска: идентификация опасности, оценка экспозиции, оценка зависимости "доза-эффект", характеристика риска. Практическое применение результатов оценки.

Рубрика Медицина
Вид реферат
Язык русский
Дата добавления 22.04.2013
Размер файла 244,5 K

Отправить свою хорошую работу в базу знаний просто. Используйте форму, расположенную ниже

Студенты, аспиранты, молодые ученые, использующие базу знаний в своей учебе и работе, будут вам очень благодарны.

Страница:

Prob = -2 + 3.32*lg(Концентрация/норматив) (20)

В ряде случаев, этот риск помогает оценить потребность дополнительных ресурсах питьевой воды при "залповом" загрязнении источника примесями, придающими воде неприятный запах или привкус. Так, например, норматив фенола в питьевой воде составляет 0,001 мг/л, при кратковременном увеличении его концентрации до 0,003 мг/л, риск появления запаха составляет :

Prob = -2 + 3.32 x lg(0.003/0.001) = -0,416, что соответствует риску 0,34

Таким образом, при таком загрязнении питьевой воды примерно 34% населения будут воспринимать эту воду как неблагоприятной по органолептическим свойствам и в первую очередь нуждаться в альтернативных источниках. По мере снижения концентрации фенола доля населения, нуждающегося в этой воде, будет снижаться, что позволяет оптимальным образом спланировать мероприятия по купированию экологического неблагополучия.

В основу оценки риска возникновения эффектов немедленного действия от физических факторов (шума и пр.) следует так же ориентироваться на вероятность возникновения неспецифических эффектов и жалоб населения. В случае оценки шума здесь применимо следующее уравнение [32]:

Prob = -6.5027 + 0.0889 * Lэкв. (21)

Вероятностная (беспороговая) модель неканцерогенного риска при хроническом воздействии на основе использования отечественной нормативной базы предельного содержания вредных веществ в объектах окружающей среды.

Данный подход также нормативно закреплен в МР «Комплексная гигиеническая оценка степени напряженности медико-экологической ситуации различных территорий, обусловленной загрязнением токсикантами среды обитания населения», Методические рекомендации, Утверждены Главным государственным санитарным врачом России Г.Г.Онищенко “30”июля 1997 г. №2510/5716-97-32. Применим при уровне загрязнения объекта среды обитания до 10 - 15 ПДК. Для расчета эффектов, связанных с длительным (хроническим) воздействием веществ, загрязняющих воздух, воду и пр., используется информация об их осредненных (как минимум за год) концентрациях.

Так, в случае экспериментального обосновании нормативов предельного содержания вредных примесей в атмосферном воздухе, питьевой воде и пр. по эффекту хронического воздействия математическая обработка результатов, как правило, строится по принципу определения зависимости "концентрация-время-эффект" [8,9,17,18]. Как уже указывалось выше, для практического использования этой модели при фиксированном времени воздействия (в случае хронического воздействия это средняя продолжительность жизни человека) применяют упрощенные формулы:

Risk = 1-exp(-UR x C) (22)

где

Risk - риск возникновения неблагоприятного эффекта, определяемый как вероятность возникновения этого эффекта при заданных условиях;

C - реальная концентрация (или доза) вещества, оказывающая воздействие за заданное время;

UR - единица риска, определяемая как фактор пропорции роста риска в зависимости от величины действующей концентрации (дозы).

Попробуем преобразовать эту формулу для целей расчета риска неспецифической хронической интоксикации (неканцерогенного риска), основываясь на информации о величине осредненной концентрации. Первой отправной точкой будет служить допущение, что при С=0, Risk = 0. Второй отправной точкой будет служить информация, что пороговая концентрация примеси (C.lim) связана с нормативом (ПДК) через коэффициент запаса (Кз).

C.lim = ПДК х Кз (23)

Величина коэффициента запаса при нормировании примесей в питьевой воде составляет, как правило, 10. В ряде случаев может быть меньше (например, свинец - 3) или больше (ряд канцерогенов, пестицидов до 100). При нормировании примесей атмосферного воздуха предлагается [8] принимать значения коэффициентов в зависимости от класса опасности - для веществ 1 класса опасности на уровне (как минимум) 7.5; 2 класса - 6; 3 класса 4.5 и 4 класса - 3.

Пороговой концентрацией считается такая минимальная концентрация, при которой в условиях эксперимента в опытной группе были выявлены достоверные отклонения тех или иных показателей, характеризующих состояние организма, от аналогичных в контрольной группе. Вполне вероятно, что при больших концентрациях эти различия могут исчезнуть, а при еще больших - появиться вновь. По мнению многих авторов, это является проявлением адаптационных процессов, и также должно расцениваться как различные фазы интоксикации. В собственных исследованиях автора, а также в работах других авторов [8,9,13,14,29] было показано, что первые достоверные изменения показателей, характеризующих состояние организма, возникают тогда, когда они затрагивают примерно16% испытуемых. Иначе говоря, при хроническом воздействии примеси на уровне пороговой концентрации (дозы) риск проявления неспецифических токсических эффектов составляет 16% (или 0.16, если его выражать в долях единицы). Таким образом, уравнение расчета риска принимает вид:

Risk = 1 - exp (ln(1-0.16) x C / (ПДК*Кз)) или (24)

Risk = 1 - exp (ln(0.84) x C / (ПДК*Кз)) (25)

Применительно к атмосферному воздуху ряд авторов [9,10] предлагает учитывать особенности кумулятивного действия примесей, вводя дополнительный коэффициент b, позволяющий оценивать изоэффективные эффекты примесей различных классов опасности:

E(C3) = E(Cnb) (26)

(Эффект при воздействии примеси третьего класса опасности в концентрации С3 равен эффекту при воздействии примеси другого класса опасности в концентрации Сn в степени b).

При этом считается [9,10,11,32], что значения коэффициента b должно быть принято для веществ 1, 2, 3 и 4 классов соответственно на уровне 2.35, 1.28, 1.00 и 0.87. Таким образом для оценки риска неспецифических хронических эффектов при загрязнении атмосферного воздуха уравнение расчета риска приобретает вид:

Risk = 1 - exp (ln(0.84) x (C /ПДК) b / Кз)

Пример. Требуется определить вероятностный риск развития хронических неспецифических эффектов при средней концентрации серной кислоты в воздухе на селитебной территории 0,4 мг/м3. Серная кислота относится ко второму классу опасности (b=1.28, K3 = 6), ПДК сс = 0,1 мг/м3.

Risk = 1- exp(ln(0.84) x (0.4/0.1)1.28 / 6) = 0.157

В данном случае при постоянном воздействии атмосферного воздуха, загрязненного серной кислотой в концентрации 0,4 мг/м3 у 157 человек из 1000 постоянно проживающих на исследуемой территории на протяжении своей жизни могут проявиться симптомы хронической интоксикации. Формально это корреспондирует с эквивалентным увеличением общей заболеваемости, однако это медико-статистических показатель, и он в значительной степени зависит от того, обратиться ли каждый из этих людей за медицинской помощью и зарегистрирует ли при этом лечащий врач заболевание.

Модель оценки загрязнения окружающей среды свинцом.

В основу модели оценки загрязнения окружающей среды свинцом положена информация о том, что эффекты воздействия зависят от концентрации данного вещества в крови человека. Так в соответствии с данными ATSDR, при увеличении содержания свинца в почве урбанизированных территорий на каждые 1000 мг/кг, его содержание в крови увеличивается соответственно на 10 ug/dL (10 микрограмм на децелитр, т.е. 100 мл). При возрастании концентрации свинца в воздухе на 1 мкг/мЗ его концентрация в крови увеличивается: у взрослых на 1,8 мкг/100 мл, у детей на 4,2 (3,3-5,2) мкг /100 мл. В качестве допустимой концентрации этого элемента в крови, как правило, принимается величина 10 мкг/100 мл. При превышении этой величины пользуются следующей шкалой (рис. 1).

Поскольку прирост концентрации свинца в крови при его поступ-лении в организм из внешней среды зависит от исходного уровня содержания элемента в биосубстратах человека, при углубленных исследованиях рекомендуется пользоваться специализированными моделями, такими как биокинетическая модель для свинца (IEUBK Model, Научный центр «Окружающая среда - риск - здоровье»), или LRISK (НИИ ЭЧ и ГОС им. А.Н. Сысина РАМН).

Рис. 1 Эффекты неблагоприятного воздействия при разном уровне содержания свинца в крови.

Методика ВОЗ для оценки загрязнения воздуха взвешенными веществами.

В соответствии с инструктивными документами ВОЗ риск для здоровья при ингаляционном воздействии взвешенных веществ определяется размерами частиц взвесей. Существуют примерные предположения о стандартном процентном соотношении разных частиц пылей в воздухе урбанизированной территории, однако по нашему мнению, это требует обязательного лабораторного уточнения на конкретной изучаемой территории скриниговыми исследованиями.

В соответствии с данными ВОЗ [36] увеличение среднегодовой концентрации пыли (общая пылевая фракция) на 10 мкг/м3 приводит к возрастанию частоты заболеваний бронхитом у детей на 11%. При увеличении среднесуточной концентрации пылевых частиц размером менее 10 мкм на 10 мкг/м3 частота симптомов со стороны верхних дыхательных путей возрастает на 3,5%, обращаемость и госпитализация по поводу респираторных заболеваний - на 0,84%, частота применения бронходилятаторов - на 2%, смертность от заболеваний органов дыхания - на 1,2%, смертность от сердечно-сосудистых заболеваний - на 0,8%.

Методика ВОЗ для оценки загрязнения воздуха диоксидом азота.

По данным ВОЗ [36] при увеличении среднесуточной концентрации на 30 мкг/мЗ число заболеваний нижних дыхательных путей у детей в возрасте 5-12 лет возрастает на 20%. В случае хронического воздействия данного газа для расчета прироста частоты случаев заболеваний органов дыхания у детей в возрасте 6-7 лет используется уравнение:

Y = 1 / (1 + exp(0.536 - 0,0275 х N02 + 0,0295 x k))

где: Y - прирост случаев/численность популяции, еxp - символ экспоненты (основание натурального логарифма в степени выражения, стоящего в скобках), NO2 - концентрация диоксида азота в мкг/м3; величина коэффициента "к" для мальчиков составляет -1, для девочек k = 0.

При увеличении среднесуточной концентрации диоксида азота на 10 мкг/м3 продолжительность приступов обострения заболеваний верхних дыхательных путей (в частности, бронхиальной астмой) возрастает на 6,5 %.

Методика ВОЗ для оценки загрязнения воздуха диоксидом серы.

По данным ВОЗ [36] увеличение среднесуточной концентрации диоксида серы на 10 мкг/м3 приводит к росту общей смертности на 0,6% (ВОЗ), смертности от болезней органов дыхания на 1,2%, смертности от сердечно-сосудистых заболеваний на 0,6%. У людей в возрасте 65 лет и более прослеживается увеличение госпитализации и/или обращаемости за скорой медицинской помощью по поводу респираторных заболеваний на 0,5 % на каждые дополнительные 10 мкг/м3.

Методика ВОЗ для оценки загрязнения воздуха оксидом углерода.

По данным ВОЗ [36] прирост частоты госпитализации и/или обращаемости по поводу заболеваний сердца (в возрасте 65 лет и более), выраженный в виде отношения: дополнительное число случаев госпитализации/численность экспонируемого населения, составляет: 0,00000011 х СО/1,15, где СО - концентрация в мг/м3. Изменение частоты приступов у некурящих больных стенокардией в возрасте 35 - 37 лет (снижение межприступного периода, %) описывается уравнением:

Увеличения частоты приступов (в %) = -1,89 х 0,45 х СО/1,15

Изменение содержания карбоксигемоглобина (СОНb) в крови (исходное содержание 0,5 %) при увеличении концентрации СО в воздухе характеризуется следующей зависимостью:

Прирост СОНb = 0,45 х СО/1,15

Таким образом, суть третьего этапа оценки риска применительно к практической деятельности врача-гигиениста, заключается в том, что здесь необходимо выявить количественные значения вероятности проявления негативных для здоровья реакций на воздействие конкретного неблагоприятного фактора, действующего с определенной силой и в заданный промежуток времени.

2.4 Характеристика риска

Заключительный этап - характеристика риска, является обобщением результатов предыдущих этапов. Этап характеристики риска включает, помимо количественных величин риска, анализ и характеристику неопределенностей, связанных с оценкой, и обобщение всей информации по оценке риска.

Так, одним из разделов работ последнего этапа является расчет комбинированного действия или комбинированного риска. Упрощенным методом оценки комбинированного риска (так как это принято, например, в международной практике) является способ, где комбинированный риск определяется как сумма рассчитанных величин риска по каждому из принятых в расчет веществ.

Другим способом оценки комбинированного воздействия нескольких примесей является расчет суммарных показателей [9]. Под комбинированном действием принимается воздействие нескольких примесей, поступающих через один из факторов (воздух, вода или др.) окружающей среды. При определении суммарных показателей (индексов загрязнения) используется принцип изоэффективности, т.е. кратности превышения ПДК каждого вещества сначала "приводятся" к третьему классу опасности, а затем рассчитывается индекс загрязнения (Р). При этом можно отметить, что получаемый таким образом индекс загрязнения по сути представляет собой кратность превышения ПДК условного вещества третьего класса опасности, токсический эффект которого равен сумме всех веществ, входящих в смесь. Следовательно, для оценки риска при комбинированном воздействии нескольких веществ целесообразно сначала рассчитать суммарный индекс загрязнения [10,11], а затем, используя выше указанные подходы, провести оценку риска.

Еще одним подходом, который, по нашему мнению, с успехом может применяться как для оценки комбинированного, так и комплексного действия, является метод, основанный на умножении вероятностей. Основанием для такого суждения служит следующее. Хорошо известно [10,11], что для оценки комбинированного действия нескольких примесей, обладающих эффектом суммации, используют метод расчета приведеннной концентрации (Спр):

С пр. = С1 + C2 x ПДК1/ ПДК2 + ... + Сn x ПДК1/ ПДКn ,

где С1, С2…Сn - концентрации 1-й, 2-й … n-ой примесей, а ПДК1, ПДК2… ПДКn - соответственно их нормативы.

При этом, риск комбинированного действия такой смеси может быть легко определен с использованием подходов, изложенных выше, где Спр принимается как биологический эквивалент суммарного воздействия примесей, входящих в смесь. Вместе с тем, учитывая, что риск, по своей сути, является величиной вероятностной, мы не исключаем возможность определения риска комбинированного действия в соответствии с правилом умножения вероятностей, где в качестве множителя выступают не величины риска здоровью, а значения, характеризующие вероятность его отсутствия:

Risk сум = 1 - (1-Risk1) *(1-Risk2) *(1-Risk3) *...*(1-Riskn)

где Risk сум - риск комбинированного действия примесей;

Risk1 - Riskn - риск действия каждой отдельной примеси.

Оказалось, что суммарный риск появления неблагоприятных для здоровья эффектов, рассчитанный как по первому так и второму уравнениям, дают совершенно идентичные результаты.

В качестве примера приведем следующий расчет.

Пример расчета риска комбинированного действия

Примеси

Концентрация

ПДК

Риск

Примесь 1

2,0

1,0

0,075

Примесь 2

4,0

1,5

0,098

Примесь 3

0,25

0,1

0,092

Спр(приведенная к первой примеси)

7,17

1,0

0,243

Риск, определенный по правилу умножения вероятностей

0,243

Это наблюдение дает основание для использования второго из предложенных уравнений как универсального способа определения риска комбинированных и комплексных эффектов различных факторов однонаправленного биологического действия.

При использовании данной схемы следует обратить внимание на следующее.

Эффекты немедленного действия чаще всего проявляются в виде рефлекторных реакций у наиболее чувствительных лиц. Иными словами, люди наиболее подверженные воздействию одних примесей также оказываются более чувствительными и к другим. В связи с этим, потенциальный риск немедленного действия при комбинированном воздействии чаще всего определяется максимальным риском отдельной примеси среди всех воздействующих ингредиентов, хотя ряде отдельных случаев необходим учет эффекта суммации.

Хроническое воздействие химических веществ общетоксического характера действия на уровне малых концентраций (1 - 15 ПДК) [2,3,9,17,21,32] характеризуется однотипными неспецифическими эффектами, что заставляет думать о необходимости обязательного использования в этом случае уравнения расчета суммарного риска для всех примесей, являющиеся потенциальными токсикантами хронического действия.

За заключительном этапе оценки риска важно также получить информацию о популяционном риске, представляющим собой произведение индивидуального риска (отдельно по каждому веществу и их комбинаций) на численность экспонированной популяции. При этом обязательно должны оцениваться все неопределенности, допущенные на предыдущих этапах. Существует четыре основных источника неопределенности:

Неопределенность, вызванная проблемами статистической выборки;

Неопределенность в моделях воздействия или моделях "доза-эффект", особенно на уровне доз малой интенсивности;

Неопределенность, связанная с формированием исходной выборки баз данных;

Неопределенность, вызванная неполнотой совпадения с реальностью использованных моделей.

В идеальном случае, каждая неопределенность должна сопровождаться распределениями индивидуальной и обобщенной вероятности, из которых выводятся средние или худшие индивидуальные оценки негативного эффекта. Оценка риска является одной из основ для принятия решений по профилактике неблагоприятного воздействия экологических факторов на здоровье населения, но не самим решением. Другие необходимые для этого условия - анализ не рисковых факторов, сопоставление их с характеристиками риска и установление между ними соответствующих пропорций входят в процедуру управления, являющейся, как мы уже говорили, третьим этапом системы социально-гигиенического мониторинга. Решения, принимаемые на такой основе, не являются ни чисто хозяйственными, ориентирующимися только на экономическую выгоду, ни чисто медико-экологическими, преследующими цель устранения даже минимального риска для здоровья человека или стабильности экосистемы без учета затрат на обеспечение такой ситуации. Другими словами, сопоставление медико-экологических, социальных и технико-экономических факторов дает основу для ответа на вопрос о степени приемлемости риска и необходимости принятия регулирующего решения, ограничивающего или запрещающего использование того или иного технического решения, функционального зонирования территории поселения при разработке его генплана, и т.д.

В заключение данной статьи хотелось бы отметить, что методология оценки риска начинает широко использоваться в практической деятельности органов санэпидслужбы. Были разработаны региональные нормативы и методики, связанные с оценкой риска здоровью населения при воздействии факторов окружающей среды, производственных факторов, качества ряда продуктов питания и пр. Оценка риска используется при принятии решений в различных областях санэпиднадзора, от выбора и согласования участка под строительство отельных зданий и сооружений до принятия стратегических решений, связанных с вопросами функционального зонирования территории города, реконструкцией промышленных узлов, формирования транспортной инфраструктуры города и пр.

риск здоровье гигиенический загрязнение

ЛИТЕРАТУРА

1. Давыдовский И.В. Общая патология человека. 3-е издание М., Медицина, 1971. 216 с.

2. Казначеев В.И. Современные аспекты адаптпции. Новосибирск. Наука, 1980. 191 с.

3. Крутько В.Н. Подходы к "Общей теории здоровья"// Физиология человека том 20, #6 1994, с.34 - 41.

4. Барышников И.И., Мусийчук Ю.И. Здоровье человека - системообразующий фактор при разработке проблем экологии современных городов.//В сб. Медико-географические аспекты оценки уровня здоровья населения и состояния окружающей среды. СПб, 1992, с.11-36.

5. Moghissi A.A., Narland R.E., Congel F.J. Eckerman K.F. Methodology for environmental human exposure and health risk assessmen.//Dyn.Exposure and Hazard Assessment Toxic chem. Ann Arbor.,Michigan, USA, 1980, p. 471 - 489.

6. Wark, K. & Warner, C.P. (1981). Air Pollution: Its Origin and Control, Second Ed., New York: Harper & Row.

7. Wilson, R, (1990). Simple Area Source Algorithm for Risk Assessment Screening. Memorandum to P. Cirrone.

8. Временные методические указания по обоснованию предельно допустимых концентраций (ПДК) загрязняющих веществ в атмосферном воздухе населенных мест. #4681-88 от 15 июля 1988.

9. Пинигин М.А. Гигиенические основы оценки степени загрязнения атмосферного воздуха//Гигиена и санитария #7 1993 с.4.

10. Яничкин Л.П., Королева Н.В., Пак В.В. О применении индекса загрязнения атмосферы.//Гигиена и санитария #11 с.1991 с.93-95.

11. Санитарно-гигиенические нормативы загрязняющих веществ в атмосферном воздухе населенных мест и правила их применения. К указанию #875-У. М.,1990 г.

12. Вихерт А.М., Жданов В.С., Чаклин А.В. и др. Эпидемиология неинфекционных заболеваний. М., Медицина 1990. 272 с.

13. Сепетлиев Д. Статистические методы в научных медицинских исследованиях. М., Медицина, 1968, с.242.

14. Львовский Е.Н. Статистические методы построения эмпирических формул. М.,1988, с. 10 - 48.

15. А.П. Щербо, Белкин А.С. Вопросы гигиенического нормирования качества воды при различных условиях водопользования. Учебное пособие для врачей-слушателей. СПб МАПО, 1995 г. 22 с.

16. Ю.С. Тарасов. Рекомендации по составу и свойствам воды рекреационных водоемов. Методические рекомендации для студентов. Кубышев, 1990 с.13.

17. Токсикометрия химических веществ, загрязняющих окружающую среду. Под общей редакцией А.А. Каспарова и И.В. Саноцкого, М.,1986, 428 с.

18. Методические указания по разработке и научному обоснованию предельно допустимых концентраций вредных веществ в воде водоемов. #1296-75 М.,1976.

19. Руководство по контролю качества питьевой воды. Издание ВОЗ. Женева,1987 том 2, с.294 - 299.

20. Методические указания по установлению предельно допустимых концентраций вредных веществ для рыбохозяйственных водоемов и дополнительных характеристик, нужных для расчета ПДС. ГОСНИОРХ, Л.,1989.

21. Расчетно-экспериментальное обоснование временно допустимых нагрузок химической этиологии. Методические рекомендации под ред. проф. Р.А. Арутюняна. Ереван. 1988.

22. Ю.С. Тарасов. Нормирование состава и свойств воды рекреационных водоемов.//Социально-экономические проблемы Самарской Луки. Куйбышев, 1990 с.39 - 41.

23. Ю.С. Тарасов. Гигиенические проблемы рекреационного использования открытых водоемов. Автореферат диссертации на соискание ученой степени доктора медицинских наук. Ростов-на-Дону, 1993.

24. Методические указания по эпидемиологической оценке санитарно-гигиенических условий в целях профилактики кишечных инфекций. #28-6/20 от 6 июля 1986 г. М., 1986.

25. Андреева - Галанина Е.Ц. и др. Шум и шумовая болезнь. Л.1972.

26. Суворов Г.А., Шкаринов Л.Н. и Денисов Э.И. Гигиеническое нормирование производственных шумов и вибраций. М.,1984.

27. Осипов Г.Л., Прутков Б.Г., Шишкин И.А. и Карагодина И.Л. Градостроительные меры борьбы с шумом. М., Стройиздат, 1975. с. 99 - 114.

28. Денисов Э.И. Физические основы и методика расчета дозы шума. Гигиена труда, #11, 1979, с. 24 - 28.

29. Захарченко М.П. с соавт. Гигиеническая экспресс-диагностика токсичности дезинфектантов питьевой воды с помощью биотестирования. Гигиена и санитария #9, 1994 г. с. 3 - 4.

30. Duffus J. H., Park M.V. Chemical Risk Assessment. Training Module #3, UNEP/IPCS, 1999.

31. Павлов В.Н., Литвинов Н.Н Применение закономерностей токсикокинетики в гигиенических исследованиях. В Сб. Научное обоснование гигиенических мероприятий по оздоровлению объектов окружающей среды, М., 1083, с 127 - 130.

32. Киселев А.В., Фридман К.Б. Оценка риска здоровью, СПб, 1997. 100с.

33. Постановление Департамента Госсанэпиднадзора "Об использовании методологии оценки риска для управления качеством окружающей среды и здоровья населения в Российской Федерации" №25 от 10.11.97.

34. «Комплексная гигиеническая оценка степени напряженности медико-экологической ситуации различных территорий, обусловленной загрязнением токсикантами среды обитания населения», Методические рекомендации, Утверждены Главным государственным санитарным врачом России Г.Г. Онищенко “30”июля 1997 г. №2510/5716-97-32.

35. Информационно-методическое письмо Департамента Госсанэпиднадзора МЗ РФ №1100/731-01-111 от 26.03.2001 «Оценка риска многосредового воздействия химических веществ (расчет дозовой нагрузки, критерии оценки риска канцерогенных и неканцерогенных эффектов)»

36. Критерии оценки риска для здоровья населения приоритетных химических веществ, загрязняющих окружающую среду. Методические рекомендации. Утверждены главным государственным санитарным врачом г. Москвы. М.: НИИ ЭЧ и ГОС им А.Н. Сысина, ММА им. И.М. Сеченова, ЦГСЭН в г. Москве , 2000 г. 53 с.

Размещено на Allbest.ru

Страница:


Подобные документы

Работы в архивах красиво оформлены согласно требованиям ВУЗов и содержат рисунки, диаграммы, формулы и т.д.
PPT, PPTX и PDF-файлы представлены только в архивах.
Рекомендуем скачать работу.

© 2000 — 2023, ООО «Олбест» Все права защищены