Водные ресурсы, 2023, T. 50, № 1, стр. 113-124

ВВЕДЕНИЕ

Современные технологии водопользования безопасны и эффективны только при условии удержания контролируемых показателей состава и свойств воды в установленных пределах, гарантией чего является безошибочная оценка соответствия (“conformity assessment” [19]). Поэтому точная водно-экологическая информация становится все более значимой для бизнеса и органов государственного управления. В частности, контроль качества воды необходим для выбора систем водоочистки, оценки выполнения гигиенических и гидробиологических требований, выполнения требований технологических инструкций, стандартов и нормативно-правовых актов. Решение любой из этих задач затрудняется вследствие многообразия и непостоянства анализируемых показателей, необходимости их оценивания в сложной водной матрице, нестабильности и неоднородности отбираемых для анализа проб и ограниченного порога обнаружения многих веществ. Трудности связаны также с отсутствием единых подходов химиков-аналитиков и гидрологов к постановке и решению водно-экологических задач, с недооценкой значимости точных результатов измерений для принятия водохозяйственных решений, недопониманием технологами многофакторных характеристик точности измерений, неспособностью корректно поставить измерительные задачи, а также неумением и даже нежеланием участвовать в планировании химико-аналитического эксперимента.

Данная работа подготовлена с целью содействовать полноценному взаимодействию гидрологов и химиков-аналитиков, необходимому для обеспечения достоверной информации о составе и свойствах воды с учетом особенностей получения таких данных – для этого требуются усилия не только лаборатории, но также и лиц, ответственных за водохозяйственные решения. Заказчики измерений (гидрологи, гидротехники, которым адресована статья) обычно плохо представляют себе источники неизбежной погрешности результатов, не обращают на них внимания, не склонны ни к тщательному выбору лаборатории, вызывающей наибольшее доверие, ни к требованиям по постановке измерительной задачи (технического задания (ТЗ)), ни к анализу лабораторных данных. В научных исследованиях все это приводит к уверенности авторов в выводах, которые на самом деле нельзя признать обоснованными, а в практических делах создает одну из существенных причин появления ошибочных водохозяйственных решений и экономических потерь, для снижения которых в статье предложены (в качестве первого шага) некоторые рекомендации для заказчиков измерений.

Уточним основные понятия, необходимые для взаимопонимания между заявителями и химико-аналитической лабораторией:

точность методов и результатов измерения – близость измеренного и истинного значений показателя, обеспечивается прецизионностью методов и правильностью результатов измерений;

оценка соответствия – доказательство того, что заданные требования к качеству воды выполнены/нарушены;

аккредитация аналитической лаборатории – официальное признание того, что лаборатория компетентна в проведении аналитических работ в соответствующей области (так называемые области аккредитации);

оценивание компетентности лаборатории – оценка соответствия лаборатории критериям аккредитации в заявленной области аккредитации;

методика (метод) измерений – совокупность описанных операций, выполнение которых обеспечивает получение результатов измерений с установленными показателями точности.

ОСОБЕННОСТИ КОНТРОЛЯ КАЧЕСТВА ПРИРОДНЫХ ВОД

При лабораторном исследовании качества воды, как правило, используются косвенные аналитические методы (за исключением таких, как гравиметрический, титриметрический). Исследуются, например, оптическая плотность, интенсивность аналитического сигнала, характеристики хроматографических пиков и т. п. Далее строятся градуировочные характеристики функциональной зависимости контролируемых показателей от содержания искомого компонента в пробе, что позволяет перевести результаты прямых измерений сигнала в значение искомой характеристики. Нетрудно продемонстрировать измерительную процедуру на примере.

Пример 1

Измерение свободной щелочности в природной воде методом титрования пробы раствором соляной кислоты выполняется по схеме, показанной на рис. 1.

Рис. 1.

Методика измерений свободной щелочности в природных водах титриметрическим методом.

Процесс измерений здесь включает следующие стадии:

1) измерение объема отобранной пробы;

2) определение поправочного коэффициента К для приведения концентрации кислоты точно к 0.1 моль/дм³;

3) приготовление раствора соляной кислоты концентрации 0.1 моль/дм³;

4) приготовление раствора натрия углекислого концентрации 0.1 моль/дм³;

5) титрование пробы со смешанным индикатором до фиолетовой окраски;

6) регистрация объема израсходованной кислоты.

Выполнение каждой стадии вносит вклад в суммарную погрешность (неопределенность) измерения. Эта величина особенно велика при необходимости оценивать концентрацию в пределах <10 мкг/дм³ (табл. 1), что характерно для концентрации в природной воде цветных металлов, жидких углеводородов, пестицидов, галогенорганических соединений, полихлорированных бифенилов, хлорфенолов, продуктов фармацевтических производств.

Таблица 1.  

Нормы погрешности измерений в зависимости от ПДК загрязняющих воду веществ [2]

Нормы погрешности, ±, %	ПДК для питьевой воды, мг/дм3	ПДК природных и сточных вод, мг/дм3
80	>000005	>00001
70	0.000005–0.00001	0.00001–0.0001
60	0.00001–0.0001	0.0001–0.001
50	0.0001–0.001	0.001–0.01
40	0.001–0.01	0.01–0.1
30	0.01–0.1	1–10
20	1–10	100–500
15	>10	500–1000

При формировании задания химико-аналитической лаборатории необходимо учитывать и другой, не менее значимый источник погрешности, обусловленный выборочным контролем показателей качества воды, характеризующихся высокой пространственно-временнóй нестабильностью. Читателю, заинтересованному в более детальном изучении данной проблемы, следует обратиться к большому количеству имеющихся научных публикаций, таких как обзоры [27, 28].

Следующий пример иллюстрирует факты ошибочной оценки качества природных вод.

Пример 2

На рис. 2 приведены результаты измерений одного из самых распространенных загрязняющих веществ природной воды, полученные на одном и том же гидрохимическом створе (на р. Исети в мае–октябре 2013 г. в 7 км ниже Екатеринбурга) лабораториями Уральского управления Росгидромета и центра испытаний “Акваметрия” (аттестат об аккредитации № РОСС RU.0001.03ЭП00).

Рис. 2.

Результаты ежемесячных измерений концентрации железа (мг/дм³), полученные по ежемесячным данным гидрохимического поста (сплошная линия) и еженедельных наблюдений ЦСИ “Акваметрия”, выполненных в начале каждой рабочей недели (круглый маркер) и в конце недели (прямоугольный маркер).

Первая лаборатория осуществляла исследования один раз в месяц, а вторая чаще – два раза в неделю. При этом данные о составе воды у каждой из лабораторий отсутствовали вплоть до следующего измерения, поэтому водопользователь, обратившийся к одной из лабораторий, должен был ориентироваться на предыдущее измерение, что и отражено на рисунке горизонтальными отрезками кусочно-линейных кривых.

Из рис. 2 видно, что только в четырех случаях, когда забор проб для обеих лабораторий осуществлялся одновременно, результаты Росгидромета и “Акваметрии” практически совпадали. В то же время при ежемесячных измерениях, выполненных лабораторией Росгидромета, часть случаев перехода воды из категории, соответствующей нормативу воды, в категорию несоответствующую и обратно оставались незамеченными. Таково следствие недостаточной репрезентативности данных, которое может показаться заказчику лабораторных исследований неприемлемым. Впрочем, могут быть недостаточными и еженедельные измерения. Во всяком случае, если они выполнялись в начале недели, то средняя концентрация поллютанта составляла 0.08 мг/дм³, а если в конце, то на 40% больше. Возможно, эта разница обусловлена преобладающими сбросами загрязняющих веществ предприятиями выбранного промышленного региона в конце недели, однако для данной работы существенно, что в обоих случаях велик разброс результатов.

С учетом того, что здесь ПДК железа состав-ляет 0.1 мг/дм³ [17], из рис. 2 следует:

по данным лаборатории Росгидромета вода соответствует установленному нормативу с вероятностью 16/24 ≈ 0.7 и не соответствует с вероятностью ~0.3;

по данным лаборатории “Акваметрия”, в начале недели вода является соответствующей с вероятностью 22/24 ≈ 0.9 и несоответствующей с вероятностью ~0.1; в конце недели соответствие наблюдается с вероятностью 8/24 ≈ 0.3, а несоответствие – с вероятностью ~0.7.

Соотношение последних двух результатов (0.3/0.7) прямо противоположно такому же соотношению по данным Росгидромета (0.7/0.3), что указывает на высокий уровень неопределенности данных [7], вряд ли пригодных для принятия водохозяйственных решений.

Статистически достоверный результат лабораторного эксперимента требует его правильного планирования, обеспечивающего необходимую точность результата при минимальном количестве проведенных опытов. Однако такого планирования в условиях повышенных погрешностей измерений и пространственно-временнóй нестабильности контролируемых показателей лаборатория выполнить не может без технического задания, предусматривающего минимально допустимый уровень достоверности измерительной информации, необходимый при решении конкретной водохозяйственной задачи.

Отметим, что приводимые в данной в статье методические указания полезны при контроле качества не только природных, но и сточных вод. Однако статистические методы, обычно связываемые с моделью черного ящика, для случая природных вод подходят практически безоговорочно, между тем как формирование сточных вод представляет собой, скорее, “серый”, а не черный, ящик из-за специфики действия технологических факторов. Поэтому в случае сточных вод требуется специально убедиться в корректности применения стандартных статистических методов и при необходимости модифицировать постановку задачи.

ЭЛЕМЕНТЫ ТЕХНИЧЕСКОГО ЗАДАНИЯ НА ЛАБОРАТОРНЫЙ ЭКСПЕРИМЕНТ, НЕОБХОДИМЫЕ ДЛЯ ОБЕСПЕЧЕНИЯ ТРЕБУЕМОЙ ДОСТОВЕРНОСТИ ДАННЫХ

Не существует жестких стандартов на формирование технического задания для химико-аналитических лабораторий. Однако для успешного использования полученных результатов необходимо обеспечить их достаточную достоверность.

В условиях повышенной изменчивости контролируемых показателей единичные измерения могут адекватно характеризовать разве что лабораторное смещение (оценка которого входит в задачу планирования эксперимента) [9], но никак не качество воды. Выполнение повторных измерений, конечно, снижает риск ошибки, но все же и результаты $n > 1$ измерений позволяют получить не истинные значения контролируемых показателей, а их оценки. Таковы средняя концентрация исследуемого загрязнения $\bar {C} = \frac{1}{n}\sum\nolimits_{i{\kern 1pt} = {\kern 1pt} 1}^n {{{C}_{i}}} $ и дисперсия ${{S}^{2}} = \frac{1}{{n - 1}}\sum\nolimits_{i{\kern 1pt} = {\kern 1pt} 1}^n {{{{\left( {{{C}_{i}} - \bar {C}} \right)}}^{2}}} $. Если n не превышает 20–30, то с вероятностью γ можно доверять только результатам выше верхней (В) и ниже нижней (Н) границ доверительного интервала: ${{C}_{{{\text{В\;Н}}}}} = \bar {C} \pm {{t}_{{{{\left( {1{\kern 1pt} + {\kern 1pt} \gamma } \right)} \mathord{\left/ {\vphantom {{\left( {1{\kern 1pt} + {\kern 1pt} \gamma } \right)} 2}} \right. \kern-0em} 2}}}}\frac{S}{{\sqrt n }}~$ ($t\left( {n - 1} \right)$ – распределение Стьюдента). Далее вопрос о приемке/браковке воды зависит от уровня норматива, например ПДК. При ${{C}_{{{\text{В\;}}}}}$ <  ПДК вода соответствует установленному требованию (зона приемки), при ${{C}_{{{\text{Н\;}}}}}$ > ПДК – не соответствует (зона браковки), а при ${{C}_{{\text{Н}}}}~$ > ПДК > $~{{C}_{{\text{В}}}}$ характеристика $\bar {C}$ находится в зоне неопределенности (рис. 3).

Рис. 3.

Шкала значений концентрации воды, ограничивающая зоны браковки и приемки воды [10].

Водопользователю необходимо решить, каким образом предполагается устанавливать соответствие или несоответствие контролируемого показателя нормативу ${{C}_{N}}$ (например, ПДК). На этом основании заказчик лабораторного исследования должен установить приемлемый уровень максимального размера зоны неопределенности и наименьшую допустимую доверительную вероятность. Во многих случаях эти характеристики лимитированы точностью измерительного оборудования, но в практике водного контроля с его повышенной погрешностью контролируемых показателей и с малым объемом выборок это чаще всего не так. Здесь указанные показатели зависят преимущественно от числа повторных измерений проб воды и от частоты пробоотбора.

Из выражения для границ доверительного интервала видно, что увеличение числа измерений n сопровождается уменьшением разности ${{C}_{{\text{В}}}} - {{C}_{{\text{Н}}}}$. Это либо снижает долю проб воды неустановленного качества, либо повышает доверительную вероятность и, тем самым, достоверность вывода о соответствии/несоответствии контролируемого показателя нормативу.

Снижение погрешности измерений достигается путем их дублирования n₁ > 1 раз, а повышение достоверности выборочного контроля – увеличением количества отбираемых для исследования проб n₂. В обоих случаях затраты прямо пропорциональны n, а их достоверность – $\frac{1}{{\sqrt n }}$, независимо от индекса (1 или 2) при n. При составлении технического задания это позволяет ограничиться рассмотрением влияния одной только погрешности измерений на соотношение цены и качества водно-экологического исследования.

ВЫБОР ИСПЫТАТЕЛЬНОЙ ЛАБОРАТОРИИ

Техническая компетентность лаборатории для выполнения испытаний показателей качества воды – важнейшее условие принятия безошибочных водохозяйственных решений. Признаки компетентности лаборатории проявляются в том, что проведенные ею измерения (испытания) удовлетворяют следующим критериям:

1) обеспечивают достоверность и сопоставимость результатов;

2) строго соответствуют международной системе единиц СИ;

3) демонстрируют соблюдение международно признанных действующих систем качества;

4) обеспечивают соблюдение прозрачных процедур проверки компетентности, подтверждаемых документально;

5) обеспечивают оценку показателей точности на основе валидированных, прошедших аттестацию и допущенных в установленном порядке к применению методик анализа путем:

демонстрации адекватности процесса измерений требованиям нормативных документов на методики выполнения измерений;

применения методов внутрилабораторного контроля, форм и алгоритмов контроля стабильности получаемых в лаборатории результатов анализа;

экспериментальной проверки технической компетентности при инспекционном контроле за аккредитованной лабораторией с учетом результатов ее участия в программах проверки квалификации лаборатории.

В соответствии со стандартом [4] система менеджмента лаборатории должна располагать возможностью демонстрировать способность проводить испытания с необходимой точностью, использовать программы проверки квалификации, предусматривающие участие в сравнительных испытаниях, в том числе по международным программам по линии Комиссии “Кодекс Алиментариус” (Codex Alimentarius [21]), Мониторинга морской среды QUASIMEME (Quality Assurance of Information in Marine Environmental Monitoring) [24]), Независимого Института межлабораторных испытаний IIS (Institute for Interlaboratory Studies, Нидерланды [23]), Программы проверки квалификации FAPAS (Food Analysis Performance Assessment Scheme [22]) и др.

При выборе подходящей лаборатории необходимо удостовериться в ее возможности получения результатов с точностью, отвечающей требованиям нормативных документов для методик выполнения измерений, а также методов внутрилаборторного контроля. Следует иметь в виду, что важнейшие элементы в системах такого контроля следующие:

оперативный контроль процедуры испытаний (на основе оценки погрешности результатов испытаний при реализации отдельно взятой контрольной процедуры);

контроль стабильности результатов испытаний (на основе контроля стабильности среднеквадратического отклонения внутрилабораторной прецизионности, погрешности, среднеквадратического отклонения повторяемости);

экспериментальный контроль значимых составляющих бюджета неопределенности результатов испытаний (для методик с постадийно оцененным значением показателя точности);

выбор приемлемой программы экспериментальной проверки технической компетентности при оценивании технической компетентности лаборатории.

Современной версией [4] введен термин “риск” как новое понятие в практике лаборатории. Риск определен в стандартах [26] как “следствие влияния неопределенности на достижение поставленных целей”. В связи с этим следует обратить внимание на то, что есть разница между общим риском, связанным с лабораторной деятельностью, и риском, ассоциированным с правилом принятия решения (риском по принятию решения по измерениям). Последний риск находится прежде всего под управлением пользователя результатами измерений, который устанавливает и правила принятия решения, и уровень неопределенности информации. Соответственно, он принимает на себя риск, связанный с заявлением о качестве воды.

Как лаборатории, так и пользователю результатoв измерений надо помнить, что в соответствии с российскими и международными правилами [11] может потребоваться оценка не только погрешности измерений, но и так называемой неопределенности измерений, принятой в международной практике [6, 13].

ПРАВИЛА ПРИНЯТИЯ РЕШЕНИЙ О КАЧЕСТВЕ ВОДЫ

Чаще всего результаты измерений концентрации загрязняющих воду веществ используются с целью оценки их соответствия установленным требованиям, например ПДК. Обычно применяется одностороннее ограничение, но хорошо известно и двустороннее для показателей физиологически полноценной воды. Таковы общая минерализация, жесткость, содержание микроэлементов, водородный показатель и т. д. Во всех этих случаях из-за погрешности измерений и недостаточной репрезентативности данных непосредственное сопоставление результатов измерений с нормативом неприемлемо, а возникающий риск ошибочной оценки тем выше, чем меньше объем измерительной информации.

Как правило, техническое задание, стандарт или спецификация не включают в себя правила принятия решения о качестве воды [18], так что лаборатории и заказчику нелегко установить правильное заключение по результатам измерений. Особенно непросто, если все-таки имеется регламентирующий документ, но он содержит ошибочные требования. Таков, например, Федеральный закон “О водоснабжении и водоотведении” [20], в ст. 23 которого определено, что “вода, подаваемая абонентам с использованием централизованной системы холодного водоснабжения, считается соответствующей установленным требованиям в случае, если уровни показателей качества воды не превышают нормативов качества питьевой воды более чем на величину допустимой ошибки метода определения”. Данное правило учета показателей точности допускает многократное превышение концентрации загрязняющих веществ над ограничивающим нормативом [1]. С другой стороны, существует международный документ [29], в котором прописаны правила принятия решения при обнаружении веществ, для которых установлены предельно допустимые пороговые значения. Можно также обратиться к Руководству [25]. Этот документ содержит лишь общие требования к выбору подходящего правила принятия решения, т. е. технического задания он заменить не может, но полезна основная идея предлагаемого подхода, заключающаяся в предложении использовать так называемую “защитную полосу”.

Использование такой “полосы” создает возможность сделать превентивные выводы о возможном недопустимом снижении качества воды и, тем самым, снизить вероятность принятия ошибочного водохозяйственного решения. Для этого в зависимости от поставленной задачи с обеих сторон доверительного интервала или с одной его стороны вводится дополнительная “предупреждающая” граница, более жестко лимитирующая требования к качеству воды.

Такое “дублирование” границ доверительного интервала можно выполнить, задавая повышенное, против допустимого, значение доверительной вероятности γ, характеризующей степень надежности того, что действительное значение измеряемой величины лежит внутри заданного интервала. В частности, для построения защитной полосы можно задать одно значение γ на уровне предельно допустимого риска ошибочной оценки соответствия, а другое – на “предупреждающем” уровне.

Так, в рамках принятой в настоящее время нестрогой оценки качества воды при интервальном оценивании правило соответствия может быть представлено в виде неравенства: C_H = $ = \bar {C} - {{t}_{{{{\left( {1{\kern 1pt} + {\kern 1pt} \gamma } \right)} \mathord{\left/ {\vphantom {{\left( {1{\kern 1pt} + {\kern 1pt} \gamma } \right)} 2}} \right. \kern-0em} 2}}}}\frac{S}{{\sqrt n }} < {{C}_{N}}$. Здесь табулированный коэффициент ${{t}_{{{{\left( {1{\kern 1pt} + {\kern 1pt} \gamma } \right)} \mathord{\left/ {\vphantom {{\left( {1{\kern 1pt} + {\kern 1pt} \gamma } \right)} 2}} \right. \kern-0em} 2}}}} = - {{t}_{{{{\left( {1{\kern 1pt} - {\kern 1pt} \gamma } \right)} \mathord{\left/ {\vphantom {{\left( {1{\kern 1pt} - {\kern 1pt} \gamma } \right)} 2}} \right. \kern-0em} 2}}}}$ при нормальном законе распределения контролируемого показателя повышается с ростом γ со скоростью, зависящей от объема выборки (табл. 4).

Отсюда нетрудно убедиться в том, что вода будет соответствовать установленным требованиям в 95% случаев, если результат измерения находится на уровне $\bar {C} - \frac{{2S}}{{\sqrt n }}$, и в 80% – если на уровне $\bar {C} - \frac{{1.4S}}{{\sqrt n }}$ или несколько более при повышении n.

Необходимо отметить, что контролируемые показатели качества воды не обязательно описываются нормальным распределением; реальные распределения чаще всего характеризуются “тяжелыми правыми хвостами”. Поэтому выбор для оценки доверительных интервалов распределения Стьюдента не может быть универсальным, и в данной научно-методической работе оно используется как простейшая иллюстрация правил принятия решений о качестве воды.

Устанавливая нижнюю предельно допустимую доверительную границу $~{{C}_{{\text{Н}}}}$(γ₁) на уровне соответствующего значения γ₁ и предупреждающую границу $~{{C}_{{\text{Н}}}}$(γ₂) при более строгой доверительной вероятности γ₂ > γ₁, водопользователь получает возможность своевременно предпринять превентивные действия при обнаружении нежелательного снижения качества воды.

Пример 6

Необходимо построить защитную полосу, воспользовавшись данными Росгидромета, приведенными на рис. 2. Принять, что более высокий (предупреждающий) уровень качества воды задан при доверительной вероятности γ₂ = 0.95, а предельно допустимый уровень – при γ₁ = 0.8.

Решение. Статистическая граница концентрации, гарантирующая соответствие с вероятностью γ, равна $C\left( {{{\gamma }_{{1,2}}}} \right) = {{C}_{{\text{N}}}} - {{t}_{{{{\left( {1{\kern 1pt} + {\kern 1pt} {{\gamma }_{{1,2}}}} \right)} \mathord{\left/ {\vphantom {{\left( {1{\kern 1pt} + {\kern 1pt} {{\gamma }_{{1,2}}}} \right)} 2}} \right. \kern-0em} 2}}}}\frac{S}{{\sqrt n }}$. Здесь, в соответствии с концентрацией железа по данным Росгидромета, S = 0.04 мг/дм³. При этом С(γ₁ = = 0.8) = 0.09 мг/дм³; С(γ₂ = 0.95) = 0.08 мг/дм³, так что ширина защитной полосы составляет ${{C}_{{\text{Н}}}}\left( {{{\gamma }_{1}} = 0.8} \right) - {{C}_{{\text{Н}}}}\left( {{{\gamma }_{2}} = 0.95} \right) \approx 0.01\,\,{{{\text{мг}}} \mathord{\left/ {\vphantom {{{\text{мг}}} {{\text{д}}{{{\text{м}}}^{{\text{3}}}}}}} \right. \kern-0em} {{\text{д}}{{{\text{м}}}^{{\text{3}}}}}}$.

Результаты наблюдений приведены на рис. 4 для наглядности с использованием вариационных рядов измерений, выполненных ЦСИ “Акваметрия”. Учитывая, что C_N = 0.1 мг/дм³, видим, что концентрация железа трижды оказывалась в защитной полосе при измерениях в начале недели и пять раз – при измерениях в конце недели, что безусловно позволяло предпринять своевременно необходимые меры для нормализации качества воды в источниках. В то же время при использовании результатов ежемесячных наблюдений Росгидромета никаких превентивных мероприятий реализовать не удалось бы.

Рис. 4.

Защитная полоса, ограниченная сплошными линиями, позволяющая предупредить превышение ПДК (штриховая линия) для концентрации железа (мг/дм³), по данным ЦСИ “Акваметрия” (рис. 2), представленным в виде вариационных рядов.

С использованием защитных полос заявление о соответствии может быть представлено в виде:

качество воды “соответствует” установленным требованиям – результат измерения в поле допуска, т. е. ниже защитной полосы;

качество воды “условно соответствует” – результат измерения частично лежит внутри защитной полосы, частично в поле допуска;

вода “условно не соответствует” — результат частично оказался выше защитной полосы;

вода “не соответствует” – результат измерения выше защитной полосы (рис. 5).

Рис. 5.

Графическое представление защитной полосы.

Можно варьировать ширину защитной полосы, например увеличивать ее, задавая пониженные значения γ₁ и повышенные значения γ₂. Подобные манипуляции требуют от лиц, принимающих водохозяйственные решения, определения допустимого уровня риска ошибочной оценки показателей качества воды. При недооценке этого легко попасть в метрологическую ловушку, пример которой приведен ниже.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Анализ массивов экспериментальных данных о качестве воды необходим для получения заключений водного контроля о выполнении/нарушении установленных требований в рамках концепции приемлемого риска. При этом обнаружение фактов отсутствия нарушений установленных требований (нормативов качества) – функция корректного производственного водного контроля, а наличия таких нарушений – задача органов контрольно-надзорного органа. Необходимо учитывать, что правило “если нарушений не обнаружено, то установленные требования выполняются” не эквивалентно правилу “если требования выполняются, то нарушений не будет обнаружено”, которое более строго свидетельствует о качестве воды. Это объясняется тем, что в случае интервального оценивания установление факта отсутствия нарушений требует существенно большего объема измерений, чем обнаружение фактов собственно нарушений.

В целом получение достоверной информации о качестве воды предполагает готовность водопользователя задать пределы риска получения ошибочной информации исходя из собственных потребностей и ресурсных возможностей. На этом основании следует формулировать техническое задание на проведение водного контроля и подобрать лабораторию, способную продемонстрировать способность адекватно выполнять аналитические процедуры. Такова непростая задача, в конечном счете направленная на получение достоверных водно-экологических данных.

В свою очередь выбранная компетентная лаборатория должна согласовать с заказчиком уровень приемлемого для него риска ложной оценки соответствия/несоответствия качества воды нормативам и удостовериться, что она четко понимает поставленную задачу.