hjem › Salong › Luftforurensning ved naturlige og menneskeskapte utslipp. Meteorologiske faktorers rolle i luftforurensning

Luftforurensning ved naturlige og menneskeskapte utslipp. Meteorologiske faktorers rolle i luftforurensning

Nivået av overflatekonsentrasjon av skadelige stoffer i atmosfæren fra stasjonære og mobile gjenstander for industri og transport med samme masseutslipp kan variere betydelig i atmosfæren avhengig av teknogene og naturlig-klimatiske faktorer.

TIL teknologisk faktorer inkluderer:

intensitet og volum av utslipp av skadelige stoffer;

· høyden på munningen til kilden til utslipp fra jordoverflaten;

størrelsen på området der forurensning forekommer;

· nivå av teknologisk utvikling i regionen.

TIL naturlig og klimatisk faktorer inkluderer:

Kjennetegn ved sirkulasjonsregimet;

termisk stabilitet av atmosfæren;

Atmosfærisk trykk, luftfuktighet, temperaturregime;

temperaturinversjoner, deres frekvens og varighet;

vindhastighet, frekvens av luftstagnasjon og svak vind (0 - 1 m/s);

varighet av tåke, terrengavlastning, geologisk struktur og hydrogeologi i området;

Jord- og planteforhold (jordtype, vanngjennomtrengelighet, porøsitet, granulometrisk sammensetning av jord, jorddekkeerosjon, vegetasjonstilstand, bergartssammensetning, alder, kvalitetsklasse);

· bakgrunnsverdier for indikatorer på forurensning av naturlige komponenter i atmosfæren, inkludert eksisterende støynivåer;

tilstanden til dyreverdenen, inkludert ichthyofaunaen.

I naturlige omgivelser lufttemperaturen, hastigheten, styrken og vindens retning er i konstant endring, så spredning av energi og ingrediensforurensning skjer under stadig nye forhold. Følgende synoptiske situasjon er ugunstig - en antisyklon med et gradientløst felt av isobarer i lukkede bassenger mellom fjellene. Prosessene med nedbrytning av giftige stoffer på høye breddegrader ved lave verdier av solstråling bremser ned. Nedbør og høye temperaturer, tvert imot, bidrar til intensiv nedbrytning av giftige stoffer.

I Moskva, for eksempel, skapes meteorologiske forhold ugunstige med tanke på luftforurensning knyttet til luftstagnasjon og inversjoner om sommeren, hovedsakelig om natten med svak nordlig og østlig vind.

Med det generelle mønsteret for å redusere forurensningsnivået med avstand fra veien, oppstår reduksjonen i støynivået på grunn av spredningen av lydenergi i atmosfæren og dens absorpsjon av overflatedekket. Spredning av avgasser avhenger av vindens retning og hastighet (fig. 5.1).

Høyere overflatetemperaturer i løpet av dagen fører til at luften stiger oppover, noe som resulterer i ytterligere turbulens.

Om natten er temperaturene nær bakken kjøligere, så turbulensen reduseres. Dette fenomenet er en av årsakene til bedre lydutbredelse om natten sammenlignet med dagtid. Avgassspredning reduseres derimot.

Jordoverflatens evne til å absorbere eller utstråle varme påvirker den vertikale fordelingen av temperatur i atmosfærens overflatelag og fører til temperaturinversjon (avvik fra adiabatisitet). En økning i lufttemperatur med høyden fører til at skadelige utslipp ikke kan stige over et visst tak. Under inversjonsforhold svekkes den turbulente utvekslingen, og forholdene for spredning av skadelige utslipp i atmosfærens overflatelag forverres. For en overflateinversjon er repeterbarheten av høydene til den øvre grensen av spesiell betydning, for en forhøyet inversjon er repeterbarheten til den nedre grensen.

Kombinasjonen av naturlige faktorer som bestemmer det mulige nivået av luftforurensning er preget av:

· meteorologisk og klimatisk potensial for atmosfærisk forurensning;

høyden på blandelaget;

· repeterbarhet av overflate- og forhøyede inversjoner, deres kraft, intensitet;

· repeterbarhet av luftstagnasjon, rolige lag opp til forskjellige høyder.

Fallet i konsentrasjoner av skadelige stoffer i atmosfæren skjer ikke bare på grunn av fortynning av utslipp fra luft, men også på grunn av gradvis selvrensing av atmosfæren. I prosessen med selvrensing av atmosfæren skjer:

1) sedimentasjon, dvs. avsetning av utslipp med lav reaktivitet (faste partikler, aerosoler) under påvirkning av tyngdekraften;

1) nøytralisering og binding av gassformige utslipp i åpen atmosfære under påvirkning av solstråling eller biotakomponenter.

Visse potensielle selvhelbredende egenskaper miljø, inkludert rensing av atmosfæren, er assosiert med absorpsjon av opptil 50 % av naturlige og menneskeskapte utslipp av CO 2 fra vannoverflater. Andre gassformige luftforurensninger løses også opp i vannmasser. Det samme skjer på overflaten av grønne områder: 1 hektar urbane grønne områder absorberer samme mengde CO 2 i løpet av en time som 200 mennesker puster ut.

Kjemiske elementer og forbindelser inneholdt i atmosfæren absorberer noen av forbindelsene av svovel, nitrogen, karbon. Råtnende bakterier i jorda bryter ned organisk materiale og frigjør CO 2 til atmosfæren. På fig. 5.2 viser et opplegg for miljøforurensning fra kreftfremkallende polysykliske aromatiske hydrokarboner (PAH) i kjøretøyutslipp, transportinfrastrukturanlegg og rensing fra disse stoffene i miljøkomponenter.

Forurensing atmosfærisk luft- enhver endring i sammensetningen og egenskapene som har en negativ innvirkning på menneskers og dyrs helse, tilstanden til planter og økosystemer. Luftforurensning er et av vår tids viktigste problemer.

De viktigste forurensningene (forurensningene) i atmosfærisk luft dannet i prosessen med industrielle og andre menneskelige aktiviteter - svoveldioksid, nitrogenoksider, karbonmonoksid og svevestøv. De står for om lag 98 % av de totale utslippene av skadelige stoffer. I tillegg til de viktigste forurensningene i atmosfæren til byer og tettsteder, er det mer enn 70 typer skadelige stoffer, inkludert - formaldehyd, hydrogenfluorid, blyforbindelser, ammoniakk, fenol, benzen, karbondisulfid, etc.. Det er imidlertid konsentrasjonene av hovedforurensningene (svoveldioksid osv.) som oftest overstiger de tillatte nivåene.

utslipp til atmosfæren av de fire hovedforurensningene (forurensningene) i atmosfæren - utslipp til atmosfære av svoveldioksid, nitrogenoksider, karbonmonoksid og hydrokarboner. I tillegg til disse hovedforurensningene kommer mange andre svært farlige giftige stoffer inn i atmosfæren: bly, kvikksølv, kadmium og andre tungmetaller(utslippskilder: biler, smelteverk, etc.); hydrokarboner(CnHm), blant dem er den farligste benzo (a) pyren, som har en kreftfremkallende effekt (eksosgasser, kjeleovner, etc.), aldehyder, og først av alt, formaldehyd, hydrogensulfid, giftige flyktige løsningsmidler(bensin, alkoholer, etere) etc.

Den farligste luftforurensningen - radioaktive. For tiden er det hovedsakelig på grunn av globalt distribuerte langlivede radioaktive isotoper - produkter fra atomvåpentester utført i atmosfæren og under jorden. Atmosfærens overflatelag er også forurenset av utslipp av radioaktive stoffer til atmosfæren fra drift av kjernekraftverk under normal drift og andre kilder.

En annen form for atmosfærisk forurensning er lokal overskuddsvarmetilførsel fra menneskeskapte kilder. Et tegn på termisk (termisk) forurensning av atmosfæren er de såkalte termiske sonene, for eksempel en "varmeøy" i byer, oppvarming av vannforekomster, etc. P.

13. Økologiske konsekvenser av global atmosfærisk forurensning.

Drivhuseffekt- temperaturstigningen på planetens overflate som et resultat av termisk energi som oppstår i atmosfæren på grunn av oppvarming av gasser. De viktigste gassene som fører til drivhuseffekten på jorden er vanndamp og karbondioksid.

Fenomenet drivhuseffekten gjør det mulig å opprettholde en temperatur på jordoverflaten der fremveksten og utviklingen av liv er mulig. Hvis drivhuseffekten var fraværende, ville den gjennomsnittlige overflatetemperaturen på kloden vært mye lavere enn den er nå. Men når konsentrasjonen av klimagasser stiger, øker atmosfærens ugjennomtrengelighet for infrarøde stråler, noe som fører til en økning i jordens temperatur.

Ozonlag.

På 20 - 50 kilometer over jordoverflaten er det et lag med ozon i atmosfæren. Ozon er en spesiell form for oksygen. De fleste oksygenmolekyler i luften består av to atomer. Ozonmolekylet består av tre oksygenatomer. Ozon dannes ved påvirkning av sollys. Når fotoner av ultrafiolett lys kolliderer med oksygenmolekyler, spaltes et oksygenatom fra dem, som sammen med et annet O2-molekyl danner Oz (ozon). Ozonlaget i atmosfæren er veldig tynt. Hvis all tilgjengelig atmosfærisk ozon jevnt dekker et område på 45 kvadratkilometer, vil et lag 0,3 centimeter tykt bli oppnådd. Litt ozon trenger med luftstrømmer inn i de nedre lagene av atmosfæren. Når lysstråler reagerer med stoffer som finnes i avgasser og industrigasser, dannes det også ozon.

Sur nedbør er en konsekvens av luftforurensning. Røyken som genereres under forbrenning av kull, olje og bensin inneholder gasser - svoveldioksid og nitrogendioksid. Disse gassene kommer inn i atmosfæren, hvor de løses opp i vanndråper, og danner svake løsninger av syrer, som deretter faller til bakken som regn. Sur nedbør dreper fisk og skader skoger i Nord-Amerika og Europa. De ødelegger også avlingene og til og med vannet vi drikker.

Planter, dyr og bygninger tar skade av sur nedbør. Påvirkningen deres er spesielt merkbar i nærheten av byer og industrisoner. Vinden bærer skyer med vanndråper som inneholder syrer over lange avstander, så sur nedbør kan falle tusenvis av mil fra der den opprinnelig oppsto. For eksempel er det meste av det sure regnet som faller i Canada forårsaket av røyk fra amerikanske fabrikker og kraftverk. Konsekvensene av sur nedbør er ganske forståelige, men ingen vet nøyaktig hvordan de oppstår.

14 spørsmål Prinsippene som er skissert for dannelse og analyse av ulike former for miljømessig miljørisiko for folkehelsen er nedfelt i flere sammenhengende stadier: 1. Risikoidentifikasjon for visse typer industri- og landbruksbelastninger med allokering av kjemiske og fysiske faktorer i deres struktur iht. nivået av miljøsikkerhet og toksisitet. 2. Evaluering av den reelle og potensielle påvirkningen av giftige stoffer på mennesker i visse områder, tatt i betraktning komplekset av forurensninger og naturlige faktorer. Det legges særlig vekt på den eksisterende tettheten av bygdebefolkningen og antall tettsteder. 3. Identifisering av kvantitative mønstre for reaksjonen til den menneskelige befolkningen (av ulike alderskohorter) på et visst eksponeringsnivå. 4. Miljørisiko anses som en av de viktigste komponentene i spesielle moduler i det geografiske informasjonssystemet. I slike moduler dannes problematiske medisinske og miljømessige situasjoner. GIS-blokker inkluderer informasjon om eksisterende, planlagte og forventede endringer i strukturen til territorielle og produksjonskomplekser. En informasjonsbase med slikt innhold er nødvendig for å utføre den tilsvarende modelleringen. 5. Karakteristika for risikoen for den kombinerte innvirkningen av naturlige og menneskeskapte faktorer på folkehelsen. 6. Identifisering av romlige kombinasjoner av naturlige og menneskeskapte faktorer, som kan bidra til deres mer detaljerte prognoser og analyse av mulig dynamikk av lokale og arealmessige kombinasjoner av risiko på regionalt nivå. 7. Differensiering av territorier i henhold til nivåer og former for økologisk risiko og tildeling av medisinske og økologiske regioner i henhold til regionale nivåer av menneskeskapt risiko. Ved vurdering av den menneskeskapte risikoen tas et kompleks av prioriterte giftstoffer og andre menneskeskapte faktorer i betraktning.

15 spørsmål SMOG Smog (engelsk smog, fra røyk - røyk og tåke - tåke), alvorlig luftforurensning i store byer og industrisentre. Smog kan være av følgende typer: Våt London-type smog - en kombinasjon av tåke med innblanding av røyk og gassavfall fra produksjon. Issmog av Alaska-typen - smog dannet ved lave temperaturer fra dampen fra varmesystemer og innenlandske gassutslipp. Stråletåke - tåke som oppstår som følge av strålingsavkjøling av jordoverflaten og en masse fuktig overflateluft til duggpunktet. Stråletåke oppstår vanligvis om natten under antisyklonforhold med skyfritt vær og lett bris. Strålingståke oppstår ofte under forhold med temperaturinversjon, noe som forhindrer stigningen av luftmassen. I industriområder kan det oppstå en ekstrem form for stråletåke, smog. Tørrsmog av Los Angeles-typen - smog som følge av fotokjemiske reaksjoner som oppstår i gassutslipp under påvirkning av solstråling; vedvarende blåaktig dis av etsende gasser uten tåke. Fotokjemisk smog - smog, hovedårsaken til dette anses å være bileksos. Eksosgasser fra biler og utslipp av forurensende stoffer fra bedrifter under temperaturinversjon går inn i en kjemisk reaksjon med solstråling og danner ozon. Fotokjemisk smog kan forårsake åndedrettsskade, oppkast, øyeirritasjon og generell sløvhet. I noen tilfeller kan fotokjemisk smog inneholde nitrogenforbindelser som øker sannsynligheten for kreft. Fotokjemisk smog DETALJER: Fotokjemisk tåke er en flerkomponentblanding av gasser og aerosolpartikler av primær og sekundær opprinnelse. Sammensetningen av hovedkomponentene i smog inkluderer ozon, nitrogen og svoveloksider, en rekke organiske peroksidforbindelser, samlet kalt fotooksidanter. Fotokjemisk smog oppstår som et resultat av fotokjemiske reaksjoner under visse forhold: tilstedeværelsen av en høy konsentrasjon av nitrogenoksider, hydrokarboner og andre forurensninger i atmosfæren, intens solstråling og rolig eller svært svak luftutveksling i overflatelaget med en kraftig og økt inversjon i minst en dag. Vedvarende rolig vær, vanligvis ledsaget av inversjoner, er nødvendig for å skape en høy konsentrasjon av reaktanter. Slike forhold skapes oftere i juni - september og sjeldnere om vinteren. I langvarig klart vær forårsaker solstråling nedbrytning av nitrogendioksidmolekyler med dannelse av nitrogenoksid og atomært oksygen. Atomisk oksygen med molekylært oksygen gir ozon. Det ser ut til at sistnevnte, oksiderende nitrogenoksid, igjen skulle bli til molekylært oksygen, og nitrogenoksid til dioksid. Men det skjer ikke. Nitrogenoksidet reagerer med olefinene i avgassene, som deretter splittes ved dobbeltbindingen og danner fragmenter av molekyler, og et overskudd av ozon. Som følge av den pågående dissosiasjonen splittes nye masser av nitrogendioksid og gir ytterligere mengder ozon. En syklisk reaksjon oppstår, som et resultat av at ozon gradvis akkumuleres i atmosfæren. Denne prosessen stopper om natten. I sin tur reagerer ozon med olefiner. Ulike peroksider er konsentrert i atmosfæren, som til sammen danner oksidanter som er karakteristiske for fotokjemisk tåke. Sistnevnte er kilden til de såkalte frie radikalene, som er preget av en spesiell reaktivitet. Slik smog er et hyppig fenomen over London, Paris, Los Angeles, New York og andre byer i Europa og Amerika. I henhold til deres fysiologiske effekter på menneskekroppen, er de ekstremt farlige for luftveiene og sirkulasjonssystemene og forårsaker ofte for tidlig død av byboere med dårlig helse. Smog observeres vanligvis med svak turbulens (virvling av luftstrømmer) i luften, og derfor med en stabil fordeling av lufttemperaturen langs høyden, spesielt under temperaturinversjoner, med lett vind eller stille. Temperaturinversjoner i atmosfæren, en økning i lufttemperatur med høyden i stedet for dens vanlige reduksjon for troposfæren. Temperaturinversjoner forekommer både nær jordens overflate (overflatetemperaturinversjoner.), Og i den frie atmosfæren. Overflatetemperaturinversjoner dannes oftest på rolige netter (om vinteren, noen ganger på dagtid) som følge av intens varmestråling fra jordoverflaten, noe som fører til avkjøling av både seg selv og det tilstøtende luftlaget. Tykkelsen på overflatetemperaturinversjoner er titalls til hundrevis av meter. Økningen i temperatur i inversjonslaget varierer fra tideler av grader til 15-20 °C og mer. De kraftigste inversjonene av vinteroverflatetemperaturen er i Øst-Sibir og Antarktis. I troposfæren, over overflatelaget, er det mer sannsynlig at temperaturinversjoner dannes i en antisyklon

16 spørsmål I den atmosfæriske luften ble det målt konsentrasjonene av stoffer bestemt av prioritetslisten over skadelige urenheter etablert i henhold til "Temporary recommendations for compiling a priority list of skadelige urenheter som skal kontrolleres i atmosfæren", Leningrad, 1983. Konsentrasjonene av 19 forurensninger ble målt: de viktigste (suspenderte stoffer, svoveldioksid, karbonmonoksid, nitrogendioksid) og spesifikke (formaldehyd, fluorforbindelser, benzo (a) pyren, metaller, kvikksølv).

17 spørsmål Det er 7 store elver i Kasakhstan, lengden på hver av dem overstiger 1000 km. Blant dem: Ural-elven (den øvre løp ligger på Russlands territorium), som renner ut i Det Kaspiske hav; Syr Darya (den øvre banen ligger på territoriet til Kirgisistan, Usbekistan og Tadsjikistan) - til Aralhavet; Irtysh (den øvre delene i Kina; på Kasakhstans territorium har den store sideelver Tobol og Ishim) krysser republikken, og allerede på Russlands territorium renner inn i Ob, som renner ut i Polhavet; Ili-elven (den øvre delene ligger på Kinas territorium) renner ut i Balkhash-sjøen. Det er mange store og små innsjøer i Kasakhstan. De største blant dem er Det Kaspiske hav, Aralhavet, Balkhash, Alakol, Zaysan, Tengiz. Kasakhstan omfatter det meste av den nordlige og halvparten av den østlige kysten av Det Kaspiske hav. Lengden på kysten av Det kaspiske hav i Kasakhstan er 2340 km. Det er 13 reservoarer i Kasakhstan med et totalt areal på 8816 km² og et totalt vannvolum på 87.326 km³. Landene i verden er forsynt med vannressurser ekstremt ujevnt. Følgende land er de mest utstyrt med vannressurser: Brasil (8 233 km3), Russland (4 508 km3), USA (3 051 km3), Canada (2 902 km3), Indonesia (2 838 km3), Kina (2 830 km3), Colombia (2 132) km3), Peru (1.913 km3), India (1.880 km3), Kongo (1.283 km3), Venezuela (1.233 km3), Bangladesh (1.211 km3), Burma (1.046 km3).

Av avgjørende betydning for utviklingen av tiltak for å forbedre miljøsituasjonen i byene er tilgjengeligheten av fullstendig, objektiv, spesifikk informasjon om dette problemet. Siden 1992 har slik informasjon blitt publisert i de årlige statsrapportene til Naturressursdepartementet. Den russiske føderasjonen"Om tilstanden og beskyttelsen av det naturlige miljøet i Den russiske føderasjonen", rapporter fra Institutt for naturforvaltning og miljøvern til regjeringen i Moskva "Om tilstanden til miljøet i Moskva", og andre lignende dokumenter.

I følge disse dokumentene er "miljøforurensning fortsatt det mest akutte miljøproblemet med prioritert sosial og økonomisk betydning for den russiske føderasjonen."

Et konstant miljøproblem i urbane områder er luftforurensning. Dens viktigste betydning bestemmes av det faktum at luftrenhet er en faktor som direkte påvirker befolkningens helse. Atmosfæren har en intens innvirkning på hydrosfæren, jord- og vegetasjonsdekket, geologisk miljø, bygninger, strukturer og andre menneskeskapte gjenstander.

Blant de menneskeskapte kildene til forurensning av overflateatmosfæren er forbrenningen de farligste forskjellige typer drivstoff, husholdnings- og industriavfall, kjernefysiske reaksjoner i produksjon av kjernekraft, metallurgi og bearbeiding av varmemetaller, ulike kjemiske industrier, inkludert gass-, olje- og kullbehandling. Bygningsobjekter, transport- og motortransportanlegg bidrar til urban luftforurensning.

Så, for eksempel, i Moskva, ifølge data for 1997, var kilder til luftforurensning rundt 31 tusen industri- og konstruksjonsanlegg (inkludert 2,7 tusen motortransportanlegg), 13 varme- og kraftverk og deres filialer, 63 regionale og kvartalsvise termiske stasjoner , mer enn 1 tusen små kjelehus, samt over 3 millioner kjøretøy. Som et resultat ble det sluppet ut rundt 1 million tonn forurensninger i atmosfæren hvert år. Samtidig er deres Totaløkt hvert år.

Det bør også tas i betraktning at i store byer forverres den negative virkningen av atmosfærens generelle tilstand av det faktum at mesteparten av befolkningen tilbringer opptil 20-23 timer i døgnet innendørs, mens nivået av forurensning inne i bygningen overskrider nivået for utendørs luftforurensning med 1,5- 4 ganger.

De viktigste luftforurensningene er nitrogendioksid, karbonmonoksid, suspenderte stoffer, svoveldioksid, formaldehyd, fenol, hydrogensulfid, bly, krom, nikkel, 3,4-benzapyren.

I følge Rosstat-data for 2007 slipper mer enn 30 000 bedrifter ut forurensninger med avgasser fra stasjonære kilder til atmosfæren. Mengden av forurensninger som slippes ut fra dem - 81,98 millioner tonn; slippes ut i atmosfæren uten rensing - 18,11 millioner tonn Av utslippene mottatt kl. behandlingsfasiliteter, fanget og nøytralisert 74,8%.

Omtrent 58 millioner mennesker bor i byer med høy luftforurensning, inkludert 100 % i Moskva og St. Petersburg, og mer enn 70 % av befolkningen i regionene Kamchatka, Novosibirsk, Orenburg og Omsk. I byer, hvis atmosfære inneholder høye konsentrasjoner av nitrogendioksid, bor 51,5 millioner mennesker, suspenderte stoffer - 23,5, formaldehyd og fenol - mer enn 20, bensin og benzen - mer enn 19 millioner mennesker. Imidlertid siden slutten av 1990-tallet antall byer med høye og svært høye nivåer av luftforurensning øker.

Frem til tidlig på 1990-tallet ga industribedrifter det viktigste bidraget til luftforurensning i atmosfæren. I denne perioden, blant bosetninger med det høyeste nivået av luftforurensning inkludert slike "fabrikk byer" som Bratsk, Jekaterinburg, Kemerovo, Krasnoyarsk, Lipetsk, Magnitogorsk, Nizhny Tagil, Novokuznetsk, Novosibirsk, Rostov-on-Don, Tolyatti, Norilsk, etc. Men som nedgangen , og så litt løfting og gjenbruk industriell produksjon, på den ene siden, og den akselererte veksten av parkeringsplassen, som skjer i tråd med globale trender, på den andre siden har det vært endringer i listen over prioriterte faktorer som påvirker atmosfærens tilstand i bosetningene.

Først og fremst påvirket dette økologien til store byer. Så, i Moskva i 1994-1998. hovedtrendene i miljøtilstanden var preget av "... en nedgang i industriens påvirkning på tilstanden til alle naturmiljøer. Andelen luftforurensning fra industrianlegg har sunket til 2-3 % av de totale utslippene Andelen offentlige tjenester (energi, vannforsyning, avfallsforbrenning, etc.) sank også kraftig og er ca. 6-8 %. Den avgjørende faktoren i tilstanden til Moskva-luftbassenget på det nåværende tidspunkt og for neste 15-20 år har blitt motortransport.

Seks år senere, i 2004, i Moskva, økte inntaket av forurensninger fra industribedrifter til 8%, bidraget fra termiske kraftanlegg forble nesten uendret - 5%, og andelen veitransport økte enda mer - 87%. (I samme periode var gjennomsnittet for Russland annerledes: utslipp fra motorkjøretøyer utgjorde 43 %). Til dags dato er hovedstadens parkeringsplass på over 3 millioner enheter. Det totale utslippet av miljøgifter til atmosfæren i byen er 1830 tonn/år eller 120 kg per innbygger.

I St. Petersburg var bidraget fra motortransport til bruttoutslippet av forurensninger i 2002 ca. 77 %. I løpet av 90-tallet økte parkeringsplassen i byen 3 ganger. I 2001 var antallet 1,4 millioner enheter.

Den akselererte veksten av motortransport har en kraftig negativ innvirkning på miljøtilstanden i byer, som ikke er begrenset til luftforurensning med forbindelser som nitrogendioksid, formaldehyd, benzapyren, suspenderte partikler, karbonmonoksid, fenol, blyforbindelser, etc. Denne faktoren fører til jordforurensning, støyubehag, hemming av vegetasjon nær motorveier, etc.

I Russland er den ukontrollerte veksten av motortransportflåten ledsaget av en nedgang i antall miljøvennlige kollektivtransportenheter - trolleybusser og trikker. I tillegg påvirker motorisering av befolkningen miljøtilstanden mer enn i andre industriland, siden den forekommer under forhold med etterslepende miljøytelse for innenlandske kjøretøyer og brukt motordrivstoff fra verdensnivå, samt henger etter i utviklingen og veinettets tekniske tilstand. I denne forbindelse er hovedspørsmålet for miljøpolitikk i store byer i Russland "grønngjøringen" av motortransportkomplekset, noe som betyr ikke bare selve bilene, men også strategien for utvikling av offentlig transport, byplanleggingspolitikk, strategi for å bevare det naturlige komplekset, systemet med regulatoriske rettsakter, økonomiske mekanismer "fortrengning" av hydrokarbondrivstoff (med unntak av naturgass), etc.

Hovedprosessene som følger med spredningen av atmosfæriske urenheter er diffusjon og den fysisk-kjemiske interaksjonen av urenheter med hverandre og med komponentene i atmosfæren.

Eksempler på fysisk respons: kondensering av sure damper i fuktig luft med dannelse av en aerosol, reduksjon i størrelsen på væskedråper som følge av fordampning i tørr varm luft. Flytende og faste partikler kan kombineres, løse opp gassformige stoffer.

Noen prosesser med kjemiske transformasjoner begynner umiddelbart fra det øyeblikket utslipp kommer inn i atmosfæren, andre - når gunstige forhold vises for dette - de nødvendige reagensene, solstrålingen og andre faktorer.

Hydrokarboner i atmosfæren gjennomgår forskjellige transformasjoner (oksidasjon, polymerisering), og interagerer med andre forurensninger, først og fremst under påvirkning av solstråling. Som et resultat av disse reaksjonene dannes peroksider, frie radikaler, forbindelser med NO x og SO x.

Svovelforbindelser kommer inn i atmosfæren i form av SO 2 , SO 3 , H 2 S, CS 2 . I en fri atmosfære oksideres SO 2 etter en tid til SO 3 eller interagerer med andre forbindelser, spesielt hydrokarboner, i en fri atmosfære under fotokjemiske og katalytiske reaksjoner. Sluttproduktet er en aerosol eller løsning av svovelsyre i regnvann.

Med teknogene faktorer vil vi forstå intensiteten og volumet av utslipp av skadelige stoffer; høyden på munningen til kilden til utslipp fra jordoverflaten; størrelsen på området der forurensning forekommer; nivået på teknologisk utvikling i regionen.

De naturlige og klimatiske faktorene for spredning av forurensninger inkluderer vanligvis:

Atmosfærisk sirkulasjonsmodus, dens termiske stabilitet;

Atmosfærisk trykk, luftfuktighet, temperaturforhold;

Temperaturinversjoner, deres frekvens og varighet;

Vindhastighet, frekvens av luftstagnasjon og svak vind (0¸1 m/s);

Varighet av tåke;

Terrengavlastning, geologisk struktur og hydrogeologi i regionen;

Jord- og planteforhold (jordtype, vannpermeabilitet, porøsitet, jordgranulometrisk sammensetning, vegetasjonsstatus, bergartssammensetning, alder, kvalitetsklasse);

Bakgrunnsverdier for indikatorer på forurensning av naturlige komponenter i atmosfæren;

Tilstanden til dyreverdenen

La oss vurdere disse faktorene mer detaljert. I det naturlige miljøet er lufttemperatur, hastighet, styrke og vindretning i konstant endring. Derfor skjer spredning av energi og ingrediensforurensning under stadig skiftende forhold. Prosessene med nedbrytning av giftige stoffer på høye breddegrader ved lave verdier av solstråling bremser ned. Nedbør og høye temperaturer, tvert imot, bidrar til intensiv nedbrytning av stoffer. Høyere overflatetemperaturer i løpet av dagen fører til at luften stiger oppover, noe som resulterer i ytterligere turbulens. Om natten er temperaturene nær bakken kjøligere, så turbulensen reduseres. Dette fenomenet fører til en reduksjon i avgassspredning.

Jordoverflatens evne til å absorbere eller utstråle varme påvirker den vertikale fordelingen av temperatur i atmosfærens overflatelag og fører til temperaturinversjon (avvik fra adiabatisitet). En økning i lufttemperatur med høyden fører til at skadelige utslipp ikke kan stige over et visst "tak". Under inversjonsforhold svekkes den turbulente utvekslingen, og forholdene for spredning av skadelige utslipp i atmosfærens overflatelag forverres. For en overflateinversjon er repeterbarheten av høydene til den øvre grensen av spesiell betydning, for en forhøyet inversjon er repeterbarheten av høydene til den nedre grensen.

Kombinasjonen av naturlige faktorer som bestemmer det mulige nivået av atmosfærisk forurensning er preget av det meteorologiske og klimatiske potensialet til atmosfærisk forurensning, så vel som høyden på blandelaget, frekvensen av overflate- og forhøyede inversjoner, deres kraft, intensitet, frekvensen av luftstagnasjon, rolige lag til forskjellige høyder.

Nedgangen i konsentrasjonen av skadelige stoffer i atmosfæren skjer ikke bare på grunn av fortynning av utslipp fra luft, men også på grunn av den gradvise selvrensingen av atmosfæren. Fenomenet selvrensing er ledsaget av følgende hovedprosesser

Sedimentasjon, dvs. avsetning av utslipp med lav reaktivitet (faste partikler, aerosoler) under påvirkning av tyngdekraften;

Nøytralisering og binding av gassformige utslipp i åpen atmosfære under påvirkning av solstråling

Et visst potensial for selvhelbredelse av miljøets egenskaper, inkludert rensing av atmosfæren, er forbundet med absorpsjon av opptil 50 % av naturlige og menneskeskapte CO 2 -utslipp av vannoverflater. Andre gassformige luftforurensninger løses også opp i vannmasser. Det samme skjer på overflaten av grønne områder: 1 hektar urbane grønne områder absorberer på en time samme mengde CO 2 som 200 mennesker puster ut.

Kjemiske elementer og forbindelser som finnes i atmosfæren absorberer noen av forbindelsene av svovel, nitrogen, karbon. De forråtnende bakteriene som finnes i jorda bryter ned organiske rester, og returnerer CO 2 til atmosfæren.

Miljøforurensning er et komplekst og mangefasettert problem. Imidlertid er det viktigste i dens moderne tolkning de mulige negative konsekvensene for helsen til både nåværende og fremtidige generasjoner, fordi i noen tilfeller har en person allerede krenket og fortsetter å krenke noen viktige miljøprosesser som hans eksistens avhenger av.
Påvirkning av miljøet på helsen til bybefolkningen
Luftforurensning påvirker i stor grad bybefolkningens helse.
De mest aktive forurensningene i atmosfæren i byen vår
(Dnepropetrovsk) er industribedrifter. Ledere blant dem - PD
State District Power Plant (gjennomsnittlig mengde skadelige stoffer som slippes ut i atmosfæren årlig er ca. 78 501,4 tonn), OAO Nizhnedneprovsky Pipe Rolling Plant
(6503,4 tonn), PO YuMZ (938 tonn), OJSC DMZ im. Petrovsky (10124,2 tonn).
Kjøretøy gir et betydelig bidrag til bildet av den generelle atmosfæriske luftforurensningen i byen. Det står for mer enn 24 % av alle utslipp av giftige stoffer.
På territoriet til Dnepropetrovsk er det rundt 1500 flåter.
Det er rundt 27 tusen enheter med offentlig transport. Omtrent 123 000 biler er i personlig bruk av innbyggerne.
I en rekke distrikter i byen (Ostrovsky Square, Gazety Pravdy Avenue,
Lenin) er det et overskridelse av de maksimalt tillatte nivåene av gassforurensning for karbonmonoksid (CO) og hydrokarbon (CH).
Det høyeste nivået av luftforurensning er observert på Ostrovskogo-plassen, som er en av transportutvekslingene i Dnepropetrovsk. En av årsakene til luftforurensning er avgasser fra kjøretøy.
Å redusere innvirkningen av veitransport på den økologiske tilstanden
Dnepropetrovsk Department of City Ecology, utfører arbeid på følgende områder: re-utstyr av kjøretøy for komprimert naturgass; forbedre miljøegenskapene til drivstoff ved å modifisere det; kontroll og regulering av drivstoffutstyr for avgasstoksisitet: overføring av kjøretøy fra flytende til gassformig drivstoff.
Arbeid på disse områdene har vært utført siden 1995. Fire avgjørelser fra GEC ble vedtatt (nr. 1580 - 95; nr. 442 - 96; nr. 45 - 97 og nr. 380 -98)
Det siste vedtaket (nr. 380 datert 19. mars 1998) kombinerer alle områder av avdelingens virksomhet for å redusere påvirkningen av kjøretøyeksosgasser på luftforurensning, fastsetter gjennomføringsprosedyre og prioriterte tiltak.
Institutt for økologi, etter avgjørelsen fra byens eksekutivkomité, overvåker overholdelse av kravene i miljølovgivningen for kjøretøy.
For tiden er det 10 stasjonære luftforurensningsovervåkingsposter i byen, hvorav sju tilhører Ukrhydromet og tre automatiserte - til SEM-City.
I 1998 var den totale mengden utslipp av skadelige stoffer til atmosfæren i forhold til
redusert i 1997. Så, for eksempel, Pridneprovskaya GRES, hvis forurensende utslipp utgjør 75-80% av utslippene fra alle bedrifter i byen, reduserte volumet med 7453 tonn, OJSC "DMZ oppkalt etter Petrovsky" - med 940 tonn. OJSC "Dneproshina" - med 220 tonn, PO "UMZ" - med 72,5 tonn.
Flere bedrifter økte utslippene i 1998 sammenlignet med 1997, men økningen er ubetydelig: OAO Nizhnedneprovsky Pipe Rolling Plant - med 15 tonn, OAO Dnepropetrovsk Silicate Plant - med 79,2 tonn.
Endringer i volumene av utslipp av miljøgifter til atmosfæren er forbundet med endringer i produksjonsvolumer. Tiltak for å redusere utslipp til atmosfæren i rapporteringsåret ble ikke gjennomført på grunn av manglende midler. Den totale grensen for utslipp av miljøgifter til atmosfæren fra stasjonære kilder i Dnepropetrovsk i 1998 var 128 850 tonn. Antall luftforurensende virksomheter i byen er 167, mottatt
"null" grense - 33.
Gjennomsnittlige årlige konsentrasjoner av miljøgifter i 1998 iht
Dnepropetrovsk overskred MPC:

Ved støv 2 ganger;

Nitrogendioksid 2 ganger;

Nitrogenoksid med 1,2 ganger;

Ammoniakk 1,8 ganger;

Formaldehyd med 1,3 ganger.

Utslipp av skadelige stoffer til atmosfærisk luft etter regioner (tusen tonn)
| | Stasjonære kilder | Mobil |
| | Forurensning | betyr |
| |1985 |1990 |1996 |1985 |1990 |1996 |
| Ukraina | 12163.0 | 9439.1 | 4763.8 | 6613, | 6110, | 1578, |
| | | | |9 |3 |5 |
| Autonome republikk | 593.2 | 315.9 | 61.7 | 362.3 | 335.2 | 60.8 |
|Krim | | | | | | |
| Vinnitsa | 272,6 | 180,2 | 83,4 | 281,3 | 248,5 | 67,5 |
| Volyn | 37.3 | 33.9 | 15.3 | 142.9 | 134.5 | 38.4 |
| Dnepropetrovsk | 2688.7 | 2170.1 | 831.4 | 273.1 | 358.3 | 66.7 |
| Donetsk | 3205.2 | 2539.2 | 1882.6 | 570.3 | 550.9 | 135.5 |
| Zhytomyr | 79,2 | 84,8 | 23,1 | 205,9 | 192,4 | 52,3 |
| Transcarpathian | 32.0 | 38.2 | 11.6 | 132.9 | 106.3 | 20.4 |
| Zaporozhye | 748,3 | 587,5 | 277,0 | 305,9 | 299,6 | 67,1 |
| Ivano-Frankivsk | 468.2 | 403.3 | 180.4 | 101.1 | 146.2 | 41.7 |
| Kiev | 233,8 | 219,9 | 81,1 | 358,2 | 289,2 | 85,7 |
| Kirovograd | 252,3 | 171,7 | 59,5 | 204,5 | 166,3 | 42,1 |
| Luhansk | 1352.3 | 862.3 | 529.6 | 174.5 | 308.2 | 78.6 |
| Lviv | 378,0 | 271,9 | 106,4 | 320,7 | 295,4 | 74,7 |
| Nikolaev | 154,4 | 98,6 | 27,2 | 222,5 | 201,7 | 41,7 |
| Odessa | 174,8 | 129,0 | 36,6 | 354,2 | 297,1 | 72,2 |
| Poltava | 221,3 | 220,7 | 97,3 | 324,9 | 279,8 | 99,9 |
| Rivne | 117,9 | 63,5 | 20,4 | 161,2 | 141,4 | 35,1 |
| Sumy | 121,5 | 117,8 | 33,7 | 183,5 | 179,6 | 52,7 |
| Ternopil | 41,4 | 71,6 | 16,8 | 183,0 | 148,6 | 37,1 |
| Kharkov | 389,1 | 355,9 | 169,0 | 434,7 | 318,6 | 108,5 |
| Kherson | 120,4 | 74,7 | 25,8 | 236,9 | 189,1 | 47,0 |
| Khmelnitsky | 82,5 | 125,2 | 31,4 | 214,6 | 183,4 | 49,8 |
| Cherkasy | 147,4 | 129,7 | 56,6 | 286,0 | 213,2 | 62,5 |
| Chernivtsi | 29.3 | 25.9 | 7.7 | 121.4 | 107.3 | 20.3 |
| Chernihiv | 109,5 | 81,6 | 32,9 | 186,8 | 174,7 | 55,2 |
| g. Kiev |99.6 |54.7 |61.5 |231.3|218.3|57.0 |
| g. Sevastopol |12.8 |11.3 |3.8 |39.3 |26.5 |8.0 |

Vurdere helserisikoen til bybefolkningen på grunn av miljøforurensning.
Systemet med medisinsk og miljømessig regulering er basert på antakelsen om at miljøforurensning utgjør en fare for menneskers helse. Årsaken til dette er for det første de mange klagene fra befolkningen som bor i et forurenset miljø om ubehagelige lukter, hodepine, generell dårlig helse og andre ubehagelige forhold; for det andre dataene fra medisinsk statistikk, som indikerer en trend mot en økning i forekomsten i de forurensede områdene; for det tredje, dataene fra spesielle vitenskapelige studier rettet mot å bestemme de kvantitative egenskapene til forholdet mellom miljøforurensning og dens effekt på kroppen (se ovenfor).
I denne forbindelse er vurderingen av risikoen for menneskers helse forårsaket av miljøforurensning for tiden et av de viktigste medisinske og miljømessige problemene. Det er imidlertid betydelig usikkerhet når det gjelder å definere begrepet helserisiko og fastslå faktum om menneskelig eksponering for forurensninger og dets kvantitative egenskaper.
Dessverre gjenspeiler ikke dagens praksis med å vurdere risikoen for forurensning, basert på sammenligning av kvantitative indikatorer for innholdet av urenheter (konsentrasjon) med regulatoriske forskrifter (maksimal konsentrasjonsgrense, SHEL, etc.), det sanne bildet av risikoen. av helseforverring som kan være knyttet til miljøet. Dette skyldes følgende årsak.
Grunnlaget for å etablere sikre nivåer av eksponering for miljøforurensninger er konseptet med terskelen for skadelige effekter, som postulerer at for hvert middel som forårsaker visse uønskede effekter i kroppen, finnes det og kan finnes doser.
(konsentrasjon) hvor endringer i kroppsfunksjoner vil være minimale
(terskel). Terskelen for alle typer handlinger er det ledende prinsippet for hushygiene.
I hele organismen utføres prosesser for tilpasning og restaurering av biologiske strukturer, og skade utvikler seg bare når hastigheten på ødeleggelsesprosesser overstiger hastigheten på prosesser for restaurering og tilpasning.
I virkeligheten avhenger verdien av terskeldosen av følgende faktorer:
- individuell følsomhet av kroppen,
- valg av en indikator for dens bestemmelse,
- følsomheten til metodene som brukes.
Så, forskjellige folk reagere forskjellig på samme stimuli. I tillegg er den individuelle følsomheten til hver person også utsatt for betydelige svingninger. Dermed forårsaker de samme nivåene av miljøforurensning ofte en langt fra entydig reaksjon både i befolkningen som helhet og hos samme person. På den annen side, jo høyere sensitivitet metodene har, jo lavere er terskelen. Teoretisk vil selv en liten mengde biologisk aktive stoffer reagere med biosubstrater og vil derfor være aktive.

Enhver miljøfaktor kan bli patogen, men dette krever passende forhold. Disse inkluderer: intensiteten eller kraften til faktoren, økningshastigheten til denne kraften, varigheten av handlingen, kroppens tilstand, dens motstand. Kroppens motstand er på sin side en variabel: den avhenger av arv, alder, kjønn, den fysiologiske tilstanden til kroppen på tidspunktet for eksponering for en ugunstig faktor, tidligere sykdommer, etc. Derfor, under de samme miljøforholdene, blir en person syk, mens den andre forblir frisk, eller den samme personen blir syk i det ene tilfellet og ikke i det andre.
Dermed kan vi konkludere med at studiet av forekomsten av befolkningen er med på å bestemme risikoen for uheldige effekter av miljøforurensning, men ikke i fullt omfang. Medisinsk og miljømessig regulering bør ikke bare sikre forebygging av fremveksten av sykdommer blant befolkningen, men også bidra til å skape de mest komfortable leveforholdene.

Metodikk for helserisikovurdering

Ved vurdering av helserisiko, som bestemmes av miljøkvaliteten, er det vanlig å gå ut fra følgende teoretiske betraktninger, som har fått anerkjennelse fra det vitenskapelige miljøet:
den biologiske effekten av eksponering avhenger av intensiteten av det skadelige
(kjemisk, fysisk, etc.) faktor som virker på menneskekroppen;
rus er en av fasene av tilpasning;
Maksimalt tillatt nivå av miljøforurensning er et sannsynlighetsbegrep som bestemmer en akseptabel (tillatt) risiko og har en forebyggende orientering og humanistisk betydning.
Ordningen for helserisikovurdering består av fire hovedblokker:
beregning av potensiell (anslått) risiko i samsvar med resultatene av miljøkvalitetsvurdering;
vurdering av sykelighet (helse) av befolkningen i samsvar med materialet til medisinsk statistikk, dispensasjonsobservasjoner og spesielle studier;
vurdering av reell helserisiko ved hjelp av statistiske og ekspertanalysemetoder;
vurdering av individuell risiko basert på beregning av akkumulert dose og bruk av differensialdiagnostiske metoder.

MILJØKVALITETSVURDERING OG POTENSIELL RISIKOBEREGNING
1. Vurdering av potensielt skadelige faktorer
Vurdering av kvaliteten på miljøet er umulig uten en helhetlig redegjørelse for alle kilder som kan forurense det. Tradisjonelt er slike kilder delt inn i to hovedgrupper:
naturlig (naturlig),
antropogen (assosiert med menneskelige aktiviteter).
Den første av disse gruppene manifesterer sin effekt under naturkatastrofer, som vulkanutbrudd, jordskjelv, naturlige branner. Samtidig inn i atmosfæren, vannforekomster, jord, etc. det frigjøres store mengder suspendert stoff, svoveldioksid etc. I noen tilfeller kan det også skapes farlig forurensning i relativt «rolige» situasjoner, for eksempel når radon og andre farlige naturlige forbindelser frigjøres fra tarmene.
Jorden gjennom sprekker og brudd i overflatelagene.
Imidlertid er den andre gruppen av kilder, som skaper menneskeskapt forurensning, den farligste for øyeblikket. Den ledende plassen i denne typen forurensning tilhører industribedrifter, termiske kraftverk og motortransport. Disse kildene, som direkte forurenser atmosfæren, vannforekomster, jord, skaper forhold for dens sekundære forurensning, og forårsaker akkumulering av urenheter i miljøgjenstander.
2. ANALYSE AV MEDISINSK STATISTISKE DATA
Medisinsk statistikk innebærer et stort arbeid på nasjonal skala knyttet til dannelsen av informasjonsgrunnlag på følgende indikatorer.
Demografiske indikatorer (fødselsrate, dødelighet, spedbarnsdødelighet, neonatal, postnatal, perinatal dødelighet, forventet levealder).
Fødselsrater er uttrykt ved demografiske koeffisienter og beregnes i forhold til antall innbyggere som bor i det administrative territoriet. De viktigste er generelle og spesielle indikatorer på fruktbarhet. Den generelle indikatoren gir bare en omtrentlig idé om prosessen med befolkningsreproduksjon, siden den beregnes i forhold til størrelsen på hele befolkningen, mens bare kvinner føder og bare i fertil alder. Fertil (fertil) alder anses å være være 15-49 år. I denne forbindelse, mer objektivt, kan fødselsraten representeres av en spesiell indikator beregnet spesielt for denne alderen.
Dødelighetsstatistikk reflekterer indirekte helsetilstanden til den levende befolkningen, og karakteriserer risikoen for død, som avhenger av mange faktorer.
Dødeligheten bestemmes ved å beregne dødeligheten.
Dødeligheten kan deles inn i generelle og spesifikke. Når du beregner dem, er det svært viktig å være sikker på at antall dødsfall som brukes til å beregne denne koeffisienten, finner sted i befolkningen som beregningen utføres for. En slik befolkningsgruppe kvalifiserer som en risikobefolkning. Risikobefolkningen er gjennomsnittsbefolkningen i et gitt område i perioden som dødeligheten refererer til.
Barnedødelighet refererer til barns død i det første leveåret. I analysen av aldersspesifikk dødelighet er spedbarnsdødeligheten skilt ut for spesiell analyse på grunn av dens spesielle betydning som et kriterium for befolkningens sosiale velvære og som en indikator på effektiviteten av rekreasjonsaktiviteter. Barnedødeligheten utgjør en betydelig andel av den totale dødeligheten og krever nøye analyse av årsakene. Dødeligheten i det første leveåret overstiger dødeligheten i påfølgende aldre, med unntak av ekstrem alderdom, og reduserer den gjennomsnittlige levealderen betydelig.
Dødeligheten til barn i den første levemåneden kalles neonatal og deles inn i tidlig nyfødt (i første leveuke) og sen nyfødt. Dødelighet for barn i alderen fra en måned til ett år kalles postneonatal.
Perinatal dødelighet er antall barn som er dødfødte og dør i løpet av de første 7 dagene av livet (168 timer). I sammensetningen av perinatal dødelighet skilles prenatal, intranatal og postnatal dødelighet.
(dødelighet før fødsel, henholdsvis under fødsel og etter fødsel).
Forventet levealder bestemmes ved å sette sammen levetabeller. Livstabeller er en spesifikk måte å uttrykke dødsraten i en gitt befolkning for en gitt tidsperiode. Hovedelementene deres er indikatorer på sannsynligheten for død, beregnet separat for individuelle leveår eller aldersgrupper.
Gjennomsnittlig forventet levealder er antall år som personer i en gitt alder har igjen å leve, og gjennomsnittlig levealder
- dette er antall år som i gjennomsnitt en gitt generasjon fødsler eller jevnaldrende i en viss alder vil måtte leve, forutsatt at dødeligheten i hver aldersgruppe gjennom hele livet vil være den samme som den var i året som beregningen ble gjort for.
Denne prosedyren for å bestemme gjennomsnittlig levealder er akseptert i internasjonal statistisk praksis og i livsforsikring. Derfor, for forskjellige land, er indikatorene for gjennomsnittlig levealder sammenlignbare.

Sykelighet: smittsom og ikke-smittsom (sykdommer i ulike organer og systemer), reproduktiv funksjon av befolkningen, funksjonshemming.
Sykeligheten i befolkningen er en av de viktigste egenskapene folkehelse. For å evaluere det brukes koeffisienter som beregnes som forholdet mellom antall sykdommer og antall befolkningsgrupper de oppdages i over en viss tidsperiode, og beregnes på nytt til standarden (100,
1000, 10 000, 100 000 mennesker).
Disse koeffisientene gjenspeiler sannsynligheten (risikoen) for forekomsten av en bestemt sykdom i den studerte befolkningsgruppen.
Hovedindikatorene på forekomsten av befolkningen er presentert i tabell. 2.1.
Når vi snakker om sykelighet, betyr de vanligvis bare nye tilfeller av sykdommer (primær sykelighet). Hvis det er nødvendig å få en ide om både nye tilfeller av sykdommer og de som allerede eksisterer, beregnes sykelighetsindikatoren. Derfor er forekomsten en dynamisk indikator, og

Merk at q er antall nylig diagnostiserte sykdommer, P er antallet av alle sykdommer, N er gjennomsnittlig populasjon. sårhet - statisk. Sykelighet kan avvike markant fra kronisk sykdom, men forskjellen er ubetydelig for kortvarig sykdom. Ved identifisering av årsakssammenhenger anses insidensratene som de mest hensiktsmessige. Etiologiske faktorer manifesteres først og fremst gjennom utviklingen av sykdommen, så jo mer følsomme og dynamiske indikatorene er, jo mer nyttige er de i studiet av årsakssammenhenger. For å fastslå effekten av habitat på helse, må insidensrater beregnes for spesifikke befolkningsgrupper, slik at tilstedeværelse eller fravær av årsakssammenhenger mellom påvirkningen av spesifikke miljøfaktorer på den tilsvarende befolkningsgruppen deretter kan bestemmes.
Det skal bemerkes at fullstendigheten og påliteligheten til data om sykelighet avhenger betydelig av metoden for studien.
Funksjonshemming er et vedvarende (langvarig) tap eller betydelig funksjonshemming. Funksjonshemming, sammen med sykelighet, er klassifisert som en medisinsk indikator på folkehelse. Oftest er årsaken til funksjonshemming en sykdom som til tross for behandling blir stabil, og funksjonen til et eller annet organ blir ikke gjenopprettet.
Fysisk utvikling: informasjon som karakteriserer helsen til barn, ungdom og voksne.
Den fysiske utviklingen til en person forstås som et kompleks av funksjonelle og morfologiske egenskaper til kroppen, som til slutt bestemmer reserven av dens fysiske styrke. Fysisk utvikling påvirkes av mange faktorer av endogen og eksogen karakter, som bestemmer hyppig bruk av fysiske utviklingsvurderinger som integrerte indikatorer for å karakterisere helsetilstanden. Indikatorer for fysisk utvikling er som regel klassifisert som positive helsetegn. Imidlertid kan personer med sykdommer, dvs. bærere av negative tegn har også et visst nivå av fysisk utvikling. Derfor er det tilrådelig å kvalifisere fysisk utvikling ikke som en uavhengig positiv indikator på helse, men som et kriterium som henger sammen med andre indikatorer som karakteriserer den kvalitative siden av befolkningens liv.
Spesielt veldig viktig indikatorer for fysisk utvikling brukes til å vurdere helsen til de gruppene av befolkningen hvis sykelighet og funksjonshemming er relativt ubetydelig: barn over 1 år, arbeidere i visse yrker med streng profesjonelt utvalg. Rollen til fysisk utvikling innen forebygging bestemmes også av det faktum at hans tilstand i stor grad er kontrollert - ved hjelp av regulering av ernæring, arbeid og hvile, motorisk modus, nektelse av dårlige vaner etc.
For å karakterisere befolkningens helse kan andre indikatorer på "livskvaliteten" eller helsen til friske mennesker brukes: mental utvikling, mental og fysisk ytelse, etc.
Analysen av medisinske statistikkdata involverer en rekke påfølgende stadier.
1. Antagelse: påvisning av sykdommer som står i kontrast i tid eller rom
Studiet av befolkningens helse og sykelighet basert på medisinsk statistikk gjør det mulig å sammenligne disse indikatorene med tidsmessige og romlige egenskaper. I dette tilfellet kan hovedformålet med en slik sammenligning betraktes som bestemmelse av territorier som skiller seg ut i kontrast når det gjelder dødelighet, sykelighet, etc. En spesiell plass her er okkupert av metoder for elektronisk kartlegging av observasjonsområder, som gjør det mulig å få tilstrekkelig visuell informasjon. Veldig karakteristisk i denne forbindelse er de mye brukte I det siste arbeid med å lage medisinske og miljøatlas. Spesiell oppmerksomhet bør rettes mot påliteligheten til den overvåkede informasjonen.
Så for eksempel er materialene til medisinske institusjoner (HCI) mest brukt for å studere sykelighet ved omsettelighet. Innhenting av meldinger om helseinstitusjoner i godkjente former gir som regel ikke store vanskeligheter. Disse dataene kan og bør brukes av interesserte organisasjoner for å vurdere befolkningens helse. Det bør imidlertid tas i betraktning at det eksisterende systemet for regnskap og rapportering av helseinstitusjoner tillater å oppnå bare omtrentlige estimater av sykelighet, samt midlertidig funksjonshemming på grunn av sykdommer og skader. Dataene til helseinstitusjoner gjenspeiler ganske nøyaktig bare arbeidet til disse institusjonene selv, men ikke fordelingen av sykelighet etter territorium og befolkningsgrupper. Dette er på grunn av følgende omstendigheter.
1. Regnskap og rapportering av helseinstitusjoner er basert på registrering av henvisninger. Men blant de som faktisk ble syke, er det ikke alle som søker medisinsk hjelp, og andelen som søker blant de syke avhenger av ulike årsaker: alvorlighetsgraden av sykdommen, tilgjengeligheten av en bestemt type medisinsk behandling i nær fremtid.
Medisinske fasiliteter, alder og kjønn på pasienter, arten av deres arbeid.
2. Sammen med territorielle helseinstitusjoner er det avdelings- og private institusjoner. Det er ekstremt vanskelig å bestemme andelen mennesker som bor i tjenesteområdet til helseinstitusjoner, men som mottar medisinsk behandling i andre institusjoner (medisinske enheter av industribedrifter, poliklinikker i Moskva-regionen, innenriksdepartementet, etc. ). I tillegg er det ofte dobbeltregistrering av samme sykdom i ulike medisinske institusjoner.
3. Folk som bor i samme territorium søker om forskjellige sykdommer til forskjellige helseinstitusjoner: poliklinikker, dispensarer, diagnostiske sentre, traumesentre. I tillegg spesialiserte kontorer
(f.eks. endokrinologi, urologi) tjener ofte befolkninger som bor i flere poliklinikker.
4. Barn og voksne serveres, som regel, i forskjellige klinikker, kvinner går til svangerskapsklinikker for en rekke sykdommer.
Geografisk overlapper tjenesteområdene til disse tre typene helseinstitusjoner hverandre, og deres grenser faller vanligvis ikke sammen.
I studiet av sykelighet i henhold til henvisninger til helseinstitusjoner, sammen med spørsmålet om fullstendighet og pålitelighet av registrerte tilfeller av sykdommer, er problemet med å kombinere data som karakteriserer forekomsten av befolkningen (grupper av befolkningen) som bor i en bestemt territorium oppstår. Det skal bemerkes at jo mindre området hvor forekomsten er studert, desto vanskeligere er det å løse dette problemet. Dermed kan man få relativt fullstendige data for byen som helhet; mindre pålitelige data for de administrative distriktene i byen, og når du analyserer forekomsten i tjenesteområdene til medisinske fasiliteter, og enda mer i medisinske distrikter, lar studiet av oppmøte selv med statistiske kort deg bare få rene veiledende indikatorer.
Bruk av data om sykelighet basert på resultater fra medisinske undersøkelser gjør det mulig å klargjøre informasjonen som mottas i helseinstitusjoner, siden i denne saken muligheten byr seg:
1) identifisere sykdommer i de innledende stadiene;
2) å gjennomføre en ganske fullstendig redegjørelse for "kroniske" sykdommer;
3) å gjøre resultatene av undersøkelser uavhengige av nivået på sanitærkulturen til befolkningen, tilgjengeligheten av medisinsk behandling og andre ikke-medisinske faktorer.
Innhenting av data om sykelighet ved å registrere dødsårsakene gjør det mulig å fastslå de sykdommene som førte til plutselig død, men som ikke ble oppdaget av de to første metodene (forgiftning, traumer, hjerteinfarkt, slag, etc.). Verdien av metoden avhenger av andelen i strukturen av forekomsten av de tilsvarende formene for patologi. Det bør tas i betraktning at andre sykdommer med et gunstig utfall for livet ikke faller inn i synsfeltet til leger som studerer sykelighet etter dødsårsak.
Innhenting av data om sykelighet ved intervjumetoden (spørreskjema-spørreskjemametoden) er av interesse som en tilleggsmetode for å identifisere klager fra befolkningen og spesielt for å innhente informasjon om miljø- og livsstilsfaktorer for i ettertid å studere sammenhengen mellom disse indikatorene med Helse. I mange land brukes denne metoden ganske mye på grunn av det faktum at den private karakteren til medisin og helsevesen gjør det nesten umulig å analysere den sanne forekomsten av befolkningen i henhold til dataene fra anker og medisinske undersøkelser.
2. Fremsette hypoteser (teoretisk underbyggelse av muligheten for kommunikasjon med omgivelsene)
Hvis man finner territorier som står i kontrast til nivået av sykelighet, fysisk utvikling, dødelighet eller andre indikatorer på medisinsk statistikk, fremsettes hypoteser om at dette fenomenet er relatert til miljøkvaliteten. I dette tilfellet brukes data fra vitenskapelige studier om funksjonene til den biologiske virkningen av visse urenheter.
(se ovenfor), samt resultatene fra tidligere epidemiologiske studier.
En veiledende liste over sykdommer som kan være forbundet med individuelle faktorer miljø (tabell 2).

tabell 2

Som det fremgår av den presenterte tabellen, kan de samme sykdommene være forårsaket eller provosert av forskjellige miljøfaktorer. I denne forbindelse, når hypoteser underbygges, bør spesiell oppmerksomhet rettes mot å sammenligne insidensraten med den potensielle risikoen for eksponering for hver av de sannsynlige faktorene.
3. Testing (ytterligere prøver, spesielle studier)
Å teste de fremsatte hypotesene innebærer å gjennomføre spesielle studier av «epidemiologisk» karakter. Samtidig anbefales det om mulig å gjennomføre en rekke tilleggsstudier rettet mot å innhente data om det kvantitative innholdet av skadelige urenheter eller deres metabolitter i ofrenes vev og organer, samt å gjennomføre en klinisk undersøkelse med utformingen av spesifikke tester.
Tatt i betraktning at et tilstrekkelig antall publikasjoner er viet metodene for epidemiologiske studier, vil vi dvele ved de viktigste punktene knyttet til risikobestemmelse.
Følgende punkter er viktige i metodikken til epidemiologiske studier: utforming av studier, dannelse av eksperimentelle og kontrollgrupper, observasjon ved hjelp av ulike tester, og bestemmelse av relativ risiko. Selve studien kan være retrospektiv og prospektiv, langsgående og tverrgående, kohort med dannelsen av eksperimentelle grupper og kontrollgrupper.
En retrospektiv studie innebærer analyse av materiale som er samlet inn over siste periode, og en prospektiv studie utføres ved direkte observasjon. En retrospektiv studie sparer tid når du samler inn materiale, lar deg ganske tydelig definere den allerede etablerte observasjonsgruppen, finne ut forholdene som påvirket forekomsten av et bestemt fenomen. En retrospektiv studie har imidlertid et begrenset program, siden det bare tillater å ta hensyn til funksjonene som er tilgjengelige i materialene og dokumentene som brukes til studien.
En prospektiv studie kan ha et program med ethvert sett med funksjoner og deres kombinasjoner. I tillegg er det mulighet for å overvåke endring i skilt under påvirkning av ulike faktorer, mulighet for langtidsovervåking av en befolkningsgruppe.
En tverrsnittsstudie karakteriserer en populasjon på et tidspunkt. Samtidig gjennomføres en undersøkelse av hele befolkningen eller individuelle kontingenter samtidig, kliniske, fysiologiske, psykologiske og andre egenskaper ved de undersøkte bestemmes med identifisering av pasienter eller personer med helseavvik.
Longitudinell forskning innebærer å observere dynamikken til samme populasjon. I dette tilfellet er det mulig å utføre dynamiske observasjoner av hver representant for en slik populasjon og bruke individualiserende vurderingsmetoder.
Kohortmetoden innebærer tildeling av forsøks- og kontrollgrupper, og den statistiske populasjonen er her bygd opp av relativt homogene observasjonsenheter. Hovedforskjellen mellom forsøks- og kontrollgruppen er tilstedeværelsen og fraværet av skadelige faktorer.

4. Systematisering (dannelse av databaser og tabellmateriale)
Et av de viktige resultatene av analysen av medisinsk statistikk og anvendelsen av den epidemiologiske forskningsmetoden er bestemmelse av relativ og umiddelbar risiko. Relativ risiko (RR) er forholdet mellom insidensrater i en gruppe personer eksponert for den studerte faktoren til de samme indikatorene hos personer som ikke er påvirket av denne faktoren (tar vanligvis verdier fra 1 til ).
Umiddelbar risiko (HR) er forskjellen i insidensrater hos individer som er eksponert og ikke eksponert for faktoren (den kan ta "verdier" fra 0 til 1). Den statistiske karakteren av tegn på risiko bestemmer uunngåeligheten av de såkalte feilene av den første typen (ikke-inkludering i risikogruppen av personer som er mottakelige for sykdommen) og feil av den andre typen
(inkludering i risikogruppen som ikke er mottakelig for sykdommen).
Hovedmålet med å studere befolkningens helsetilstand eller sykelighet i risikovurderingssystemet er således beregningen av tilskrivbar risiko i befolkningsgrupper som er i vesentlig forskjellige miljøforhold. Det er denne indikatoren som er mest hensiktsmessig for å vurdere formålet med denne studieblokken, og det er denne indikatoren som skal sammenlignes med risikoverdiene oppnådd i henhold til metodikken beskrevet i avsnitt 2.1. Databaser og tabellmateriale som er et resultat av behandlingen av medisinsk statistikk bør inneholde informasjon om nivåene av sykelighet, dødelighet og andre indikatorer som karakteriserer helsetilstanden til befolkningen i observasjonsområdene:
antall rapporterte tilfeller;
relative indikatorer (per 100, 1000, 10 000 eller 100 000);
relative risikoverdier sammenlignet med indikatorer for territoriet valgt for kontroll eller sammenligning;
henførbare risikoverdier.

Analyse (bestemmelse av lenker i "miljø-helse"-systemet)
Åpenbart gjør den potensielle risikoen, bestemt i samsvar med nivået av atmosfærisk luftforurensning og intensiteten av virkningen av en rekke andre faktorer (støy, drikkevannsforurensning, etc.), det mulig å vurdere sannsynligheten for en negativ effekt knyttet til denne forurensningen.
Den potensielle risikoen bestemmer med andre ord risikogruppens maksimale størrelse (i prosenter eller brøkdeler av en enhet), det vil si antallet personer som potensielt kan oppleve uheldige effekter knyttet til en gitt miljøfaktor. Samtidig er, som vist ovenfor, befolkningen som kan vise tegn på sykdommen kun en del av risikogruppen. En enda mindre andel er personer hvis eksponering for forurenset luft kan føre til døden. I denne forbindelse bør det vies spesiell oppmerksomhet til å bestemme den reelle risikoen, dvs. sannsynligheten for en økning i sykelighet, dødelighet og andre medisinske og statistiske indikatorer. For beregningen er en spesiell analyseblokk ment i felles system risikodefinisjoner.
.1. Definisjon av formelle statistiske sammenhenger
Statistiske metoder for å bestemme forholdet mellom miljøkvaliteten og folkehelseindikatorer i vitenskapelig og spesialisert litteratur gis ganske mye oppmerksomhet. Variasjonen av mulige alternativer tillater oss ikke å tilby et tilstrekkelig entydig og rigid opplegg for slike studier. Men ifølge forfatterne er det mest hensiktsmessig å bruke følgende tilnærminger her.
Beregning av uheldig effekt (sykelighet, dødelighet etc.) i risikogruppen.

Denne tilnærmingen er basert på beregningen av bestemmelseskoeffisienten (R), som er numerisk lik kvadratet på korrelasjonskoeffisienten mellom potensiell risiko (miljøblokk) og attributiv risiko (medisinsk statistikkblokk). Det er generelt akseptert at bestemmelseskoeffisienten i dette tilfellet viser andelen av miljøets bidrag til dannelsen av patologien som studeres i observasjonsområdet. Når du bruker denne tilnærmingen, bør det bemerkes at en betydelig verdi av R vanligvis oppstår når miljøet er en av de ledende faktorene som forårsaker eller provoserer den observerte patologien, og multipliserer R med en dødelighet, morbiditet eller annen relativ indikator, kan du få antall dødsfall, sykdommer og etc. forårsaket av miljøforurensning.
Faktoranalyse - beregning av bidraget fra ulike faktorer, inkludert miljømessige, til forekomsten av uheldige effekter på folkehelsen når de samtidig eksponeres.
I motsetning til den forrige metoden, er det i dette tilfellet mulig å vurdere miljøfaktorens bidrag til dannelsen av folkehelse i den generelle konteksten av påvirkning av andre faktorer, hvis de også måles. Basert på den resulterende faktormatrisen er det mulig å bygge en matematisk modell av nivået av uønskede effekter under påvirkning av hele settet med faktorer tatt i betraktning, som kan brukes til å ta ledelsesbeslutninger, utvikle en økonomisk strategi, forutsi sykelighet , dødelighet, etc. Faktoranalyse kan være å foretrekke generelt sett med statistiske analysemetoder som gir de mest nøyaktige resultatene, men det kan ikke alltid brukes. Dette skyldes det faktum at i dette tilfellet på den ene siden kreves en tilstrekkelig stor mengde pålitelig innledende informasjon, og på den annen side fører et forsøk på å "bare" komplisere den matematiske modellen til det som kalles en " kombinatorisk eksplosjon" - en massiv økning i beregningsmessig kompleksitet ettersom dimensjonen til de ønskede relasjonene øker. I tillegg kommer problemet med metodefeilvekst, når den sannsynlige feilen kan stå i forhold til forventet resultat.
Hvis vi antar at den reelle risikoen skal være en verdi som karakteriserer det reelle antallet tilleggstilfeller av sykdommer forårsaket av miljøforurensning, så er følgende fra hele arsenalet av tilgjengelige statistiske metoder mest passende.
Forenklet tilnærming.
1. Korrelasjonskoeffisienten (r) mellom potensiell risiko og nivået av relativ sykelighet bestemmes. Når det gjelder pålitelighet og samsvar med sunn fornuft, beregnes den lineære regresjonsligningen:

Forekomst = a + b Risiko, hvor Risiko er den potensielle risikoen.
Som et resultat estimeres følgende: a - bakgrunnsnivået av sykelighet, dvs. en som ikke er avhengig av miljøforurensning; b er koeffisienten for andelen av økningen i forekomst avhengig av nivået av potensiell risiko; for hvert territorium bestemmes antall ytterligere sykdommer (per 1000 eller andre) ved å multiplisere b med
Risiko videre kan resultatene oppsummeres i tabeller og kartlegges for å sone inn observasjonsområdet etter grad av medisinsk og miljømessig risiko.
En tilnærming basert på bruk av standardiserte medisinske og statistiske data om nivåene av sykelighet i befolkningen.
Forskjellen mellom denne tilnærmingen og den forrige er at i dette tilfellet brukes standardisert medisinsk og statistisk informasjon om insidensraten. Den standardiserte indikatoren er det gjennomsnittlige regionale nivået til en bestemt patologi (eller klasse), som bestemmes av spesielle studier basert på langsiktig medisinsk og statistisk observasjon. Noen ganger, i fravær av godkjente (eller aksepterte som sådan) standardiserte data, brukes gjennomsnittlige territorielle nivåer i stedet. For eksempel, når man sammenligner forekomsten i bydeler, velges dens gjennomsnittlige byverdi som standardiserte data, i tjenesteområdene til en poliklinikk eller TMO - den gjennomsnittlige regionale verdien, etc. I dette tilfellet, følgende algoritme for å beregne den reelle risikoen er foreslått.
1. Tabeller over standardiserte indikatorer fylles ut. I fravær av sistnevnte bestemmes de gjennomsnittlige territorielle indikatorene: alle tilfeller av en bestemt sykdom (eller klasse) i alle territorier for hele befolkningen aldersgruppe, uttrykt per 1000, 100 000 eller 1000 000, med definisjonen av feil (m) og varians (st).
2. Fra listen over sykdommer velger forskeren formene eller gruppene (klassene) av interesse for ham.
3. For en tidsperiode bestemt av forskeren (fortrinnsvis for sammenligning med den potensielle risikoen for umiddelbar handling - kortest mulig periode, for andre - lengst)
(per 1000 osv.) insidensraten for hver patologi og/eller klasse for alle (eller valgt av forskeren i denne beregningen) territorier.
4. Det standardiserte (eller gjennomsnittlige territorielle) nivået trekkes fra insidensraten for hvert valgt territorium, og den resulterende forskjellen uttrykkes i kunstens verdier. Sannsynligheten for avvik av forekomsten fra den gjennomsnittlige regionale verdien bestemmes ved hjelp av fordelingen
Student:

| o | Sannsynlighet |
|0,50 |0,383 |
|1.00 |0,682 |
|1.50 |0,866 |
|1.96 |0,950 |
|2.00 |0,954 |

5. Korrelasjonskoeffisienten (r) mellom den potensielle risikoen og sannsynligheten for avvik av insidensraten fra det ikke-distriktsmessige (eller standardiserte) gjennomsnittet bestemmes. Når det gjelder pålitelighet og samsvar med sunn fornuft, beregnes den lineære regresjonsligningen:
Avvikssannsynlighet = a + b Risiko.
2. Evaluering av pålitelighet (eliminering av skjevhet)
Under vurderingen av påliteligheten til de oppnådde statistiske mønstrene, i tillegg til statistisk pålitelighet, bør man først og fremst forstå avskjæringen av alt som ikke samsvarer med sunn fornuft. Med andre ord bør enkle statistiske sammenhenger som ikke stemmer med en rimelig biologisk forklaring avvises. Dette blir ofte referert til som utelukkelse av skjevhet. Det finnes flere typer (nivåer) av skjevhet. La oss nevne noen av dem.
Forskerpersonlighet. De spesifikke oppgavene han løser kan påvirke både valg av innledende informasjon og identifisering og tolkning av de resulterende relasjonene.
Tilgjengelighet av kildeinformasjon. Størrelsen på utvalget som fungerte som grunnlag for konklusjonene kan i betydelig grad påvirkes av kostnadene og mengden arbeid som kreves for å innhente førstegangsinformasjon, den manglende viljen hos enkeltpersoner og organisasjoner til å delta i studien (for eksempel ved intervju av kreft og andre alvorlig syke pasienter), etc. Dette kan føre til at den statistiske populasjonen på grunn av organisatoriske feil ikke fullt ut vil karakterisere hele populasjonen som konklusjonene overføres til.
Virkningen av migrasjon. Migrasjon fører til en endring i reelle dosebelastninger assosiert med virkningen av faktoren som studeres.
Andre typer. Knyttet til de spesifikke betingelsene for studien.
Det finnes ulike metoder for å eliminere skjevhet, hvorav de viktigste er følgende:
randomisering,
systematisering,
stratifisering,
gruppering,
flertrinns prøvetaking, etc.
Vurdering av gyldigheten av funn er den mest komplekse og viktige delen av helserisikovurderingsstudier. I stor grad avhenger kvaliteten på konklusjonene på dette stadiet av kvalifikasjonene til eksperter og deres evne til å bruke moderne kunnskap på saken som diskuteres.
3. Konklusjoner om tilstedeværelsen av lenker i «miljø-helse»-systemet
Konklusjoner om tilstedeværelsen av koblinger i "miljø-helse"-systemet er vanligvis formulert på de allment aksepterte prinsippene for medisinsk og miljøforskning. Det er følgende kriterier for å bedømme den reelle helserisikoen forbundet med miljøforurensning:
1) sammenfallet av de observerte effektene i befolkningen med eksperimentelle data;
2) konsistens av observerte effekter i ulike befolkningsgrupper;
3) plausibiliteten til assosiasjoner (enkle statistiske sammenhenger som ikke stemmer overens med en rimelig biologisk forklaring avvises);
4) en nær korrelasjon som overstiger betydningen av de oppdagede forskjellene med en sannsynlighet på mer enn 0,99;
5) tilstedeværelsen av gradienter av forholdet "dose-effekt", "tidseffekt";
6) en økning i uspesifikk sykelighet blant befolkningen med økt risiko (røykere, eldre, barn, etc.);
7) polymorfisme av lesjoner under påvirkning av kjemikalier;
8) enhetligheten i det kliniske bildet hos ofrene;
9) bekreftelse av kontakt ved påvisning av et stoff i biologiske medier eller ved spesifikke allergologiske tester;
10) en tendens til å normalisere indikatorer etter forbedring av situasjonen eller eliminering av kontakt med skadelige stoffer eller faktorer.
Påvisningen av mer enn fem av de listede skiltene gjør sammenhengen mellom de oppdagede endringene med miljøforhold ganske sannsynlig, og syv tegn - bevist.
4. Definisjon av individuell risiko
Definisjonen av individuell risiko er en spesiell form for medisinsk og miljømessig ekspertise, som har som formål å diagnostisere tilfeller av miljøbetingede sykdommer. Dessverre er det juridiske rammeverket ennå ikke utviklet. statlig system diagnostisering av disse sykdommene, da det ikke finnes noen godkjent definisjon av "miljøbetinget sykdom". Så langt er hovedfunksjonene for å etablere tegn på sykdommer i økologisk etiologi tildelt medisinske og forebyggende institusjoner lokalisert på det administrative territoriet til byen, uavhengig av form for eierskap og avdelingstilknytning. Identifisering av tegn på sykdommer utføres i perioden hvor befolkningen søker medisinsk hjelp og under medisinske undersøkelser. I dette tilfellet skilles følgende stadier av diagnostikk.
4.1. Bestemmelse av intern dose
For å vurdere individuell risiko er det viktig å bestemme den interne dosen av et kjemikalie, som avhenger av de spesifikke egenskapene til menneskelig kontakt med miljøet. Den mest nøyaktige metoden for å beregne den interne dosen er dens bioindikasjon, dvs. laboratoriekvantitativ bestemmelse av miljøgifter eller deres metabolitter i menneskelige vev og organer. Sammenligning av laboratorieresultater med eksisterende standarder gjør det mulig å bestemme den virkelige interne dosen av miljøbelastningen. For de fleste av de vanligste kjemiske miljøgiftene er imidlertid bioindikasjon enten umulig eller vanskelig. Derfor er en annen måte å bestemme den interne dosen på å beregne. Et av alternativene for en slik beregning er bruken av informasjon om konsentrasjoner av kjemikalier i ulike soner for menneskelig opphold og gjennomsnittlig oppholdstid i disse sonene. Så, for eksempel, etter å ha gjennomført en undersøkelse, kan du bestemme den gjennomsnittlige tiden en person oppholder seg i et hjem, i et boligområde, et forstadsområde, transport, i et arbeidsområde. Ved å vite konsentrasjonen av stoffet, volumet av inhalert luft, tiden brukt i forskjellige soner, kan eksperten beregne den interne dosen mottatt per år, som i dette tilfellet kalles den aerogene belastningen. Ved å summere opp den aerogene belastningen med enkeltstoffer, er det mulig å beregne den totale individuelle aerogene belastningen.
Ulike stoffer har ulik toksisitet, og derfor, for en mer nøyaktig risikovurdering, er det tilrådelig å bruke ikke bare den aerogene belastningen i milligram av stoffet, men størrelsen på den potensielle risikoen.
4.2. Bestemmelse av biologiske effekter (beregning av biodose)
Biodosen betyr oftest den akkumulerte (akkumulerte) mengden uønskede effekter forårsaket av eksponering for et økotoksisk middel. I den tradisjonelle tolkningen betyr kumulering summeringen av virkningen av gjentatte doser av miljøgifter, når neste dose kommer inn i kroppen før effekten av den forrige tar slutt. Avhengig av om selve stoffet akkumuleres i kroppen, skilles følgende typer kumulering.
materialakkumulering. Ikke i seg selv akkumulering av et stoff, men deltakelse av en stadig økende mengde av et økotoksisk middel i utviklingen av en giftig prosess.
funksjonell kumulering. Den endelige effekten avhenger ikke av gradvis akkumulering av små mengder gift, men av dens gjentatte virkning på kjente celler i kroppen. Virkningen av små mengder gift på celler oppsummeres, som et resultat av at det skapes en akkumulert effekt (biodose).
blandet kumulering. Med slik kumulering finner både disse og andre effekter sted. Det er mulig at en forurensning er fullstendig eliminert fra kroppen, men en del av molekylet eller metabolitten er bundet til reseptoren.
Det er flere alternativer for matematisk beregning av biodose. Uten å gå inn på deres detaljerte beskrivelse, merker vi at de alle er basert på bruken av følgende hovedindikatorer
maksimal og/eller gjennomsnittlig påvirkningskonsentrasjon;
varigheten av en enkelt kontakt;
andelen av stoffet som holdes tilbake i kroppen under respirasjon;
kumulative egenskaper av urenheter;
antall kontakter med en urenhet (eksponeringsmåte);
total varighet av eksponering;
kroppsmasse.
4.3. Vurdering av uønskede effekter (diagnose)
Etiologien og patogenesen til miljøbetingede tilstander (ubehag, sykdom, død) krever bruk av både tradisjonelle og spesielle diagnostiske metoder. Grunnlaget for mistanke om den økologiske etiologien til sykdommen er følgende tegn:
identifikasjon i det kliniske bildet av karakteristiske symptomer som ikke finnes i andre nosologiske former og ikke er relatert til fagets profesjonelle aktivitet;
gruppekarakteren til ikke-smittsomme sykdommer i bostedsområdet blant personer som ikke er knyttet til et vanlig yrke eller arbeidssted;
tilstedeværelsen av skadelige eller farlige miljøfaktorer i subjektets boligområde.
Det er også nødvendig å ta hensyn til muligheten for å utvikle en sykdom av økologisk etiologi etter opphør av kontakt med en skadelig faktor. Diagnostiske kriterier for en sykdom av økologisk etiologi er:
sanitære og hygieniske egenskaper til boligområdet;
varighet av botid i området;
profesjonell historie;
generell historie;
redegjørelse for ikke-spesifikke kliniske tegn som forekommer i andre nosologiske former, men patogomoniske for denne spesielle sykdommen;
studie av dynamikken i den patologiske prosessen, under hensyntagen til både ulike komplikasjoner og langsiktige konsekvenser, og reversibiliteten til patologiske fenomener, som avsløres etter avsluttet kontakt med det aktive middelet.
Diagnostisering av miljøbetingede tilstander er som regel basert på deres retrospektive analyse med søk etter hensiktsmessige årsak-virkningsforhold og konstruksjon av sannsynlige diagnostiske modeller på grunnlag av disse. Samtidig bør et av de viktige forskningsområdene på dette området betraktes som bestemmelsen av faktorer eller deres kombinasjoner som forårsaker, provoserer, fremmer eller følger med forekomsten av disse tilstandene, som videre brukes for å forutsi deres og forebygging.
Slike studier innebærer å innhente og analysere tilstrekkelig voluminøs og heterogen informasjon. Samtidig er moderne medisinske og miljømessige data preget av ganske komplekse forhold, som et resultat av at allment aksepterte tradisjonelle metoder Statistisk analyse viser seg ofte å være utilstrekkelig korrekt, siden de er avhengige av betydelig forenklede modeller av mengder og relasjoner mellom dem (for eksempel antas relasjoner å være lineære, korrelasjoner å være kvadratiske osv.). I virkelige problemer er forhold som regel mye mer flerdimensjonale, når betydningen av en funksjon avhenger avgjørende av konteksten og bruken av tradisjonelle metoder for å behandle verdier blir uakseptabel. Når du utfører medisinske og miljømessige studier for å utvikle diagnostiske regler for å identifisere miljømessige forårsaket sykdommer, er det tilrådelig å bruke kombinerte tilnærminger basert på bruk av kombinasjoner av ulike metoder.
Et eksempel på en slik tilnærming er bruken av en kombinasjon av metoder for matematisk logikk og statistikk. De første dataene, på grunnlag av hvilke det er ment å utvikle et system med regler for diagnostisering av miljøforårsakede sykdommer, bør inneholde informasjon som er relatert til betingelsene for forekomst av ulike sykdommer (ikke bare de som er diskutert) og som vil bli beskrevet av logiske tegn. Når du analyserer slike data, er det nyttig å stille tre hovedspørsmål.
1. Hvilke kombinasjoner av tegn er typiske for en gruppe tilfeller der visse sykdommer oppsto? Vi vil vurdere som karakteristiske de kombinasjonene som ofte finnes i gruppen av tilfeller som beskriver denne sykdommen, og som aldri (eller sjelden) finnes i resten. Antall funksjoner i en karakteristisk kombinasjon er ikke begrenset. Merk at hvert enkelt trekk fra deres karakteristiske kombinasjon kanskje ikke er spesifikke i tradisjonell forstand (dvs. det kan forekomme like ofte i de sammenlignede gruppene). Et trekk får betydning når det deltar i en karakteristisk kombinasjon, dvs. i sammenheng med andre trekk inkludert i den karakteristiske kombinasjonen.
2. Gjør de karakteristiske kombinasjonene som er funnet det mulig å pålitelig identifisere hele gruppen av tilfeller av en bestemt sykdom, for å skille den fra resten?
3. Omfatter den karakteristiske kombinasjonen egenskaper som karakteriseres som miljøfaktorer?
Den beskrevne tilnærmingen gjør det mulig å få svar på alle tre spørsmålene, og dersom svarene på det andre og tredje spørsmålet er positive, blir det mulig å bygge et statistisk pålitelig system av logiske regler for diagnostisering av miljøforårsakede sykdommer.
Å søke etter funksjonskombinasjoner gir bare mening for boolske datatyper, og denne metoden fungerer utelukkende med denne typen data. Derfor, før du analyserer dataene ved hjelp av denne metoden, er det nødvendig å transformere dem til en logisk form. Begrepet "kombinasjon" betyr en konjunksjon av logiske trekk som har en positiv verdi hvis alle funksjonene som er inkludert i konjunksjonen også har denne verdien. Med andre ord er kombinasjonen av tegn i beskrivelsen av en sak bare åpenbar når alle tegnene som inngår i dens sammensetning finnes i den.
Metoden forutsetter implementeringen av følgende tilstand: i prosessen med å søke etter kombinasjoner betraktes en negativ verdi ikke som en negasjon av en funksjon, men som mangel på informasjon om den og tas ikke i betraktning på noen måte; tegn med negativ verdi kan ikke inkluderes i karakteristiske kombinasjoner.
Dette lar deg jobbe med ufullstendige data, under forhold med betydelig informasjonsusikkerhet, og bidrar til å unngå utseendet til meningsløse kombinasjoner når fraværet av en funksjon ikke er informativ og ikke indikerer noe. Hvis den negative verdien til en funksjon fortsatt er informativ for å løse problemet, er det tilstrekkelig å eksplisitt definere en tilleggsfunksjon som vil ha en positiv verdi hvis og bare hvis den opprinnelige funksjonen har en negativ verdi.
Hvis vi antar at reliabilitet er et estimat av antakelsen om at hyppigheten av forekomst av en tilfeldig hendelse i utvalget er lik sannsynligheten, så bestemmes reliabiliteten av antall tilfeller i utvalget og øker etter hvert som utvalgsstørrelsen øker. Samtidig er påliteligheten til flere hendelser
(uniform estimat) bestemmes av forholdet mellom antall hendelser og utvalgsstørrelsen. Forskjellen på denne tilnærmingen fra mange andre metoder er at påliteligheten til resultatene ikke avhenger av dimensjonen til det originale funksjonsrommet. Det avhenger bare av antall karakteristiske kombinasjoner som er nødvendige for å løse problemet: jo færre, jo bedre.
Søket etter karakteristiske kombinasjoner innebærer oppregning av et tilstrekkelig stort volum av kombinasjoner av funksjoner, som mest vellykket kan utføres ved hjelp av datateknologi. For dette formålet kan du bruke både generelle applikasjonspakker (regnearkprosessorer) og spesialiserte pakker (for eksempel Rule Maker).
4.4. Konklusjoner om effekter og individuell "helserisiko"
Den endelige avgjørelsen knyttet til diagnosen av en miljøbestemt tilstand tas vanligvis av en gruppe eksperter. Når en person er identifisert med tegn på en sykdom av økologisk etiologi, sender den medisinske institusjonen en melding i foreskrevet form til senteret for statlig sanitær og epidemiologisk tilsyn på pasientens bosted. Alle personer med identifiserte sykdommer, så vel som personer som ikke har uttalt avvik fra organer og systemer, i hvis etiologi miljøfaktoren spiller hovedrollen, bør være under dispensærobservasjon av relevante spesialister (terapeut, nevropatolog, dermatovenereolog, osv.).
Retten til å etablere en funksjonshemmingsgruppe for en sykdom av denne etiologien og bestemme prosentandelen av uførhet gis til medisinske og arbeidsekspertkommisjoner. Ekspertuttalelsen er grunnlaget for at fornærmede kan fremme krav om erstatning for skade forårsaket av miljøsituasjonen.

ØKONOMISKE ASPEKTER VED HELSERISIKOVURDERING
1. PRISEN PÅ HELSERISIKO
For at helserisikovurdering skal bli en styringsfaktor, må den være preget av økonomiske kategorier (pris, lønnsomhet, effektivitet osv.).
For å forstå hvor vanskelig det er å argumentere for prisen på helse, tilbyr vi en forenklet ordning for dens bestemmelse, basert på de eksisterende økonomiske mekanismene for helsevesenet i vårt land.
Beregninger gjort i henhold til metodene presentert i denne publikasjonen lar oss bestemme antall personer som har høy risiko for negative konsekvenser. For å gjøre dette må vi kjenne nedslagsområdet, antall mennesker som bor i det og risikoindikatoren. Den nødvendige informasjonen kan fås fra: a) systemet for sosial og hygienisk overvåking, b) de konsoliderte volumene av MPE (VSS), c) lagerkontorene til den utøvende grenen, d) statistiske objekter.

Men med alle manglene ved de foreslåtte økonomiske beregningene, er det vanskelig å overvurdere verdien av selve risikokostnadsindikatoren - det mest effektive verktøyet i risikostyringssystemet. Noen eksempler vil bli gitt nedenfor.
2. Risikostyring
Forebyggende sanitærtilsyn
I henhold til eksisterende regler skal prosjekteringsmaterialene i EIA-delen inneholde informasjon om prognosen for helsepåvirkningen til befolkningen i anlegget som er planlagt for bygging eller gjenoppbygging. Helserisikovurderingssystemet vi foreslår vil passe fullt ut både for designeren, kunden og eksperten. Det er to alternativer for å beregne risikoen: a) forholdene i den eksisterende situasjonen, b) etter at objektet (prosjektet) er satt i drift.
Kildematerialet for prediktive beregninger er hentet fra selve prosjektet. I utgangspunktet er det ikke risikoen som vurderes her, men dens dynamikk under gjennomføringen av prosjektet, som er mye viktigere for å få en fullverdig konklusjon.
Hvis vi fortsetter økonomiske beregninger, bestemme prisen på risiko (prisen på risikodynamikk) og inkludere den resulterende verdien i utgiftsdelen av forretningsplanen
(estimat), så med en stor mengde risiko forårsaket av objektet, kan sistnevnte vise seg å være økonomisk uhensiktsmessig (ulønnsomt). I dette tilfellet vil "helse"-faktoren fungere som en økonomisk mekanisme og vil avgjøre den endelige beslutningen om prosjektet uten administrativ tvang.
Gjeldende sanitærtilsyn
Det vil være hensiktsmessig å bruke et helserisikovurderingssystem for å innføre en differensiert avgift på grunn og eiendom. Det er åpenbart at risikoen for helsen til befolkningen som lever i en ugunstig miljøsituasjon er høyere enn under forhold med minimal eksponering for miljøfaktorer.
Begrunnet på denne måten gjør ulike skattesatser på land og følgelig på eiendom det mulig på den ene siden å kompensere for helseskader påført befolkningen ved å redusere skatten i økologisk ugunstige mikrodistrikter, og på på den annen side å kompensere administrasjonen for tilbakeholdenhet i utviklingen av industri og transport i nabolag med gunstige miljøforhold. Det er uansett alltid et sosialt pålegg om at sanitetstjenesten skal drive sosial og hygienisk overvåking, beregning og vurdering av risikoen for folkehelsen, som til syvende og sist bestemmer strategien og taktikken til sanitetstjenesten.

Tiltak for sanitær beskyttelse av atmosfærisk luft i befolkede områder

Problemet med å beskytte atmosfæren mot skadelige utslipp er komplekst og sammensatt. Det er tre hovedgrupper av aktiviteter:

teknologisk;

planlegger;

Fra et økonomisk synspunkt er det billigere å håndtere skadelige stoffer på stedene for dannelsen deres - opprettelsen av lukkede teknologiske sykluser, der det ikke vil være noen avgasser eller avgasser. Anvendelse av miljøprinsippet om rasjonell bruk av naturressurser - maksimal utvinning av alle nyttige komponenter og avfallshåndtering
(maksimal økonomisk effekt og minimum avfall som forurenser miljøet).
Denne gruppen inkluderer også:
1) erstatning av skadelige stoffer på jobben med mindre skadelige eller ufarlige;
2) rensing av råvarer fra skadelige urenheter (avsvovling av fyringsolje før forbrenning);
3) erstatning av tørre metoder for behandling av støvete materialer med våte;
4) utskifting av flammeoppvarming med elektrisk (akselovner med elektrisk induksjon);
5) forseglingsprosesser, bruk av hydro- og pneumatisk transport ved transport av støvete materialer;
6) erstatning av intermitterende prosesser med kontinuerlige.
2. Planlegging av aktiviteter

Gruppen med planleggingsaktiviteter inkluderer et sett med teknikker, inkludert:

Sonering av territoriet til byen,

Kampen mot naturlig støv,

Organisering av sanitære beskyttelsessoner (avklaring på vindrosen, landskapsforming av sonen)

Planlegging av boligområder (arrondering av byggeklosser),

Landskapsarbeid av befolkede områder.
3. Sanitære tiltak

Spesielle beskyttelsestiltak ved hjelp av behandlingsanlegg:

Tørre mekaniske støvsamlere (sykloner, multisykloner),

Filtreringsenheter (stoff, keramikk, metall-keramikk, etc.),

Elektrostatisk rengjøring (elektrostatiske utskillere),

Våtrengjøringsutstyr (scrubbere),

Kjemisk: katalytisk gassrensing, ozonering.

BIBLIOGRAFI

1. Baryshnikov I. I., Musiychuk Yu. I. Menneskelig helse er en systemdannende faktor i utviklingen av miljøproblemer i moderne byer. - Lør:

Medisinsk-geografiske aspekter ved vurdering av folkehelsenivå og miljøtilstand. - St. Petersburg, 1992, s. 11-36.

2. Vikhert A. M., Zhdanov V. S., Chaklin A. V. et al. Epidemiologi av ikke-smittsomme sykdommer. - M.: Medisin, 1990. - 272 s.

3. Midlertidige retningslinjer for underbyggelse av maksimalt tillatte konsentrasjoner (MPC) av miljøgifter i den atmosfæriske luften i befolkede områder. nr. 4681-88 datert 15. juli 1988

4. Krutko VN-tilnærminger til "General Theory of Health". - Human Physiology, 1994, nr. 6, v. 20, s. 34-41.

5. Osipov G. L., Prutkov B. G., Shishkin I. A., Karagodina I. L.

6. Pinigin M. A. Hygieniske grunnlag for vurdering av graden av atmosfærisk luftforurensning. - Hygiene og sanitet, 1993, nr. 7.

7. Toksikometri av kjemikalier som forurenser miljøet / Red. A. A. Kasparov og I. V. Sanotsky. - M., 1986. - 428 s.

8. Risikostyring i sosioøkonomiske systemer: konseptet og metodene for implementering. Del 1. Offentliggjøring av Fellesutvalget for risikostyring. - I boken: Problemer med sikkerhet i nødssituasjoner. Gjennomgangsinformasjon, utgave 11. M.. VINITI 1995, S. 3-36.

9. Yanichkin L. P., Koroleva N. V., Pak V. V. Om anvendelsen av den atmosfæriske forurensningsindeksen. - Hygiene og sanitet 1991, nr. 11, s. 93-95. "

Populær i kategorien: