Faza inwentaryzacji projektu GEF w Polsce MATERIAŁY ROBOCZE DO SPORZĄDZENIA PROFILU TZO W POLSCE (do ograniczonego korzystania)

Transkrypt

1 Faza inwentaryzacji projektu GEF w Polsce MATERIAŁY ROBOCZE DO SPORZĄDZENIA PROFILU TZO W POLSCE (do ograniczonego korzystania) GF/POL/INV/R.16 OCENA RYZYKA ZAGROŻEŃ DLA ZDROWIA LUDZI I ŚRODOWISKA ZWIĄZANEGO Z WYSTĘPOWANIEM TRWAŁYCH ZANIECZYSZCZEŃ ORGANICZNYCH (12 SUBSTANCJI OBJĘTYCH,,KONWENCJĄ SZTOKHOLMSKĄ ) Referat metodyczny dr hab. inż. Wojciech Mniszek, prof. IMPiZŚ mgr Bożena Wołek Instytut Medycyny Pracy i Zdrowia Środowiskowego w Sosnowcu Lipiec, 2002 Niniejszy raport nie był redagowany. Został odtworzony w takiej postaci, w jakiej został przekazany do Instytutu Ochrony Środowiska przez Autora (Autorów)

2 Spis treści: str 1. Wstęp Wpływ TZO na zdrowie człowieka Właściwości fizyko-chemiczne i toksyczne TZO Metody oceny zagrożenia zdrowia i ryzyka nowotworowego Podsumowanie Piśmiennictwo

3 1. Wstęp,,Konwencja Sztokholmska [1] w sprawie trwałych zanieczyszczeń organicznych (TZO) przyjęła za główny cel ochronę ludzi i środowiska przed najniebezpieczniejszymi zanieczyszczeniami organicznymi. W dokumencie tym (załącznik E),,strony zobowiązały się do opracowania profilu ryzyka odnośnie substancji chemicznych powodujących znaczące negatywne oddziaływanie na zdrowie ludzi i/lub środowisko. Profil ryzyka zgodnie z postanowieniem tego dokumentu powinien zawierać następujące rodzaje informacji: - źródła pochodzenia substancji niebezpiecznej (dane dotyczące produkcji, jej wielkości, lokalizacji, sposobów użytkowania, oraz uwalniania-straty, emisje), - ocena zagrożeń z uwzględnieniem wzajemnych oddziaływań toksycznych wielu substancji chemicznych, - los substancji chemicznej w środowisku, - wyniki monitoringu, - ekspozycja w warunkach lokalnych, oraz informacje dotyczące dostępności biologicznej, - oceny ryzyka w skali krajowej i międzynarodowej, - status danej substancji w ramach konwencji międzynarodowych. Na wstępnej liście (TZO) zamieszczonej w dokumencie znalazły się: dioksyny, furany, polichlorowane bifenyle (PCBs), heksachlorobenzen (HCB), dziewięć pestycydów: aldryna, chlordan, dieldryna, DDT, endryna, heptachlor, mirex, toksafen. Lista ta obejmuje 12 związków, chociaż niektóre np. PCBs, dioksyny czy furany to grupy chloroorganicznych aromatycznych związków chemicznych. Lista ta nie jest zamknięta i może być uzupełniana w przyszłości o nowe substancje i produkty, które wykazują cechy trwałych zanieczyszczeń organicznych. Dołączą do nich z pewnością wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (WWA), kolejna grupa obejmująca ponad sto związków, z których 17 oznacza się jako reprezentatywne, a ze względu na siłę działania kancerogennego i powszechność występowania w środowisku jako wskaźnik całej tej grupy uznawany jest benzo/a/piren. Zgodnie z tytułem referatu Ocena ryzyka zagrożeń dla zdrowia ludzi i środowiska związanego z występowaniem trwałych zanieczyszczeń organicznych musi zawierać zarówno ocenę zagrożeń dla zdrowia jakie stwarza narażenie na trwałe związki organiczne o właściwościach toksycznych w środowisku człowieka, jak i ocenę ryzyka nowotworowego wynikającego z narażenia populacji ludzkiej na związki działające rakotwórczo. 3

4 Wyróżnia się więc zasadniczo dwa elementy, które często utożsamia się błędnie z pojęciem ryzyka zagrożeń dla zdrowia, a mianowicie: ocenę zagrożeń zdrowia, pochodzących od narażenia na substancje chemiczne działające na organizmy ludzkie toksycznie oraz szacowanie ryzyka nowotworowego pochodzącego od narażenia na substancje kancerogenne. Rozróżnianie tych dwóch elementów oceny jest niezbędne, tym bardziej, że sposoby obliczania zagrożeń dla zdrowia i ryzyka nowotworowego są różne. Według definicji podanej przez Światową Organizację Zdrowia WHO [2] zdrowie jest pełnym dobrostanem fizycznym, psychicznym i społecznym, a nie wyłącznie brakiem choroby lub niedomagania. Na zdrowie człowieka wpływa szereg czynników. Są to zarówno warunki społeczno ekonomiczne, stan środowiska zewnętrznego (środowisko pracy, zanieczyszczenie pomieszczeń mieszkalnych, stan skażenia wód, żywności czy gleby) oraz predyspozycje osobnicze. W konsekwencji złożoność tych uwarunkowań stwarza trudności w opracowaniu ocen oddziaływania na zdrowie. Stan wiedzy i praktyki w tym zakresie na świecie pokazuje, że ocena zagrożeń zdrowia wynikających z narażenia na TZO musi być oparta na rzetelnych ocenach oddziaływania na środowisko (OOŚ). W Polsce szczególnie chodzi o zinwentaryzowanie pozostałości poprodukcyjnych na składowiskach przemysłowych, zinwentaryzowanie odpadów, opakowań po pestycydach stosowanych w rolnictwie i leśnictwie (problem mogielników)[3], oraz określenie pełnej emisji do środowiska substancji wymienionych w załączniku C do Konwencji Sztokholmskiej (PCB, HCB i PCDD/F).[4] Dokonanie Ocen Oddziaływania na Środowisko musi być rozszerzone o ocenę oddziaływania na zdrowie (zgodnie z obowiązującą w Polsce ustawą,,prawo Ochrony Środowiska z dnia 27 kwietnia 2001r., rozdział VI pt.,,postępowanie w sprawach Ocen Oddziaływania na Środowisko ). Jest to niezwykle trudne ze względu na często addytywne bądź synergiczne oddziaływania wzajemne wielu czynników narażenia (skażenie powietrza, wody, gleby, żywności) jak i dróg narażenia (droga inhalacyjna, pokarmowa, kontakt bezpośredni). Ocena ryzyka nowotworowego pozwala uzyskać liczbową informację w postaci odpowiedzi na pytanie jak dana ilość substancji pobranej ze środowiska (w danym scenariuszu narażenia) wpłynie na prawdopodobieństwo wystąpienia choroby nowotworowej u osobnika czy też danej populacji. Obliczone zagrożenie zdrowia ze strony substancji toksycznych nie ma wymiaru prawdopodobieństwa, przedstawia jedynie nasilenie zagrożenia wyrażone innymi wartościami niż ryzyko. Interpretując wielkość zagrożenia też potocznie używa się określenia np. zwiększone ryzyko, ale to wprowadza nieporozumienia. 4

5 Procedura oceny zagrożeń i ryzyka jako skutków skażenia środowiska przez TZO będzie stanowić przydatne narzędzie szacunkowe we wdrożeniu odpowiednich działań w dziedzinie zarządzania jakością środowiska w aspekcie konsekwencji dla zdrowia ludzi. 2. Wpływ TZO na zdrowie człowieka TZO ze względu na ich właściwości kumulują się w tkankach tłuszczowych, zarówno ludzi jak i wszystkich organizmów żywych.[5]. Przesunięte zwykle w czasie działanie przewlekłe, wynikające z uwalniania się tych związków do osocza, powoduje nagromadzanie się niewielkich uszkodzeń morfologicznych lub biochemicznych w obrębie narządów. Ta kumulacja czynnościowa (funkcjonalna) stanowi charakterystyczny element współczesnych zagrożeń środowiskowych.[6] TZO zakłócają gospodarkę hormonalną organizmu i jego normalne funkcjonowanie biologiczne. W konsekwencji może to prowadzić do niewydolności rozrodczej, upośledzenia układu odpornościowego, tworzenia guzów i nowotworów, poważnych wad wrodzonych oraz uszkodzenia wątroby, śledziony i nerek. Na pewne skutki oddziaływania tych związków najbardziej wrażliwe są kobiety, niemowlęta i dzieci. Obciążając ciało matki, związki te są przekazywane poprzez łożysko rozwijającemu się płodowi, a za pośrednictwem mleka ssącemu pierś niemowlęciu. Skutki oddziaływania tych zanieczyszczeń nie muszą ujawniać się od razu, ale dopiero po osiągnięciu przez człowieka wieku dorosłości, bądź w następnych pokoleniach. Zaburzenia wtórne pokoleniowe mają najczęściej charakter zaburzeń gonadotoksycznych, embriotoksycznych i teratogennych. Na oddziaływanie TZO najbardziej narażeni są mieszkańcy osiedli usytuowanych w pobliżu źródeł tych zanieczyszczeń. Skażenie organizmu może nastąpić przez wdychanie, kontakt ze skórą oraz żywność. Narażenie potęguje się wśród narodów, których dieta zawiera duże ilości żywności pochodzącej od dzikich zwierząt, zwłaszcza ryb, ssaków morskich i innych organizmów wodnych. W dużym stopniu skażone może być również mięso zwierząt hodowlanych oraz produkty mleczne. Synergizm działania TZO z rozpuszczalnikami, lekami, składnikami organizmu i biosfery często powoduje wielokrotne zwiększenie toksyczności. Zatrucia środowiskowe mają charakter utajony, bez wyraźnych objawów patofizjologicznych, często nawet przez wiele lat. Choroby zakaźne i niedobory żywieniowe mogą uruchamiać nagromadzone w tkance 5

6 tłuszczowej związki, powodując wtórne efekty toksyczne. Wpływ niewielkich stężeń (często nie przekraczających wartości dopuszczalnych), dopiero po wieloletnich obserwacjach umożliwia stwierdzenie działania odległego, którego nie dało się przewidzieć wcześniej. Obserwacje epidemiologiczne przewlekłych zatruć pestycydami wykazują zwiększoną częstość występowania zaburzeń neurologicznych, sercowo-naczyniowych i metabolicznych. Zasadnicze znaczenie mają działania genotoksyczne (mutagenne, teratogenne, rakotwórcze), immunotoksyczne, oraz zaburzenia biochemiczne procesów regulacji hormonalnej i enzymatycznej odpowiedzialne za utrzymanie hemostazy (równowagi) w organizmie. TZO takie jak heksachlorobenzen, PCBs, mirex, DDT, które bardzo słabo rozpuszczają się w wodzie (poniżej 50 µg/dm 3 ) mają najwyższe współczynniki nagromadzenia, (wyrażone jako stosunek stężenia związku chemicznego w tkance tłuszczowej do jego stężenia w diecie) [6]. Zgromadzony w tkance tłuszczowej ksenobiotyk znajduje się w stanie równowagi z krwią. Przy szybkim metabolizmie tkanki tłuszczowej, jaki towarzyszy zwykle znacznemu spadkowi wagi ciała, wskutek np. głodu czy choroby, a także w okresie ciąży, substancje toksyczne przechodzą z tkanki tłuszczowej do osocza, stanowiąc potencjalne ryzyko zatrucia w wyniku nagłego zwiększenia ich stężenia we krwi, wątrobie, nerkach. Z kolei dioksyny są bardzo niebezpieczne w pierwszych trzech miesiącach ciąży, kiedy mogą przenikać do zarodka, powodując jego obumarcie lub wykształcenie się wad rozwojowych. W oddziaływaniu TZO na człowieka w wielu przypadkach można stwierdzić pośredni mechanizm działania toksycznego. Czynne metabolity tych związków mogą ulegać w organizmie ludzkim reakcjom z receptorami i innymi elementami komórkowymi. Metabolity skażających środowisko pochodnych furanu, ze względu na swoje własności alkilujące wiążą się kowalencyjnie wybiórczo w płucach i nerkach, działając cytotoksycznie i rakotwórczo. Postęp wiedzy i współczesnych technik badawczych wprowadza stale uzupełnienia i nowe dane na temat biochemiczno molekularnych mechanizmów działania toksycznego TZO na organizm ludzki. 6

7 3. Właściwości fizyko-chemiczne i toksyczne TZO Związki, określane wspólną nazwą TZO, posiadają szereg podobnych właściwości: - są trwałe i nie poddają się rozkładowi poprzez procesy biologiczne, chemiczne czy fizyczne - słabo rozpuszczają się w wodzie, a dobrze w tłuszczach (lipidach) - są półlotne, co sprawia, że jako związki trwałe przedostają się do atmosfery unoszone prądami powietrza; przemieszczają się na duże odległości, a następnie powracają na ziemię. Ponieważ słabo parują w niskich temperaturach, gromadzą się w takich regionach jak Arktyka, tysiące kilometrów od ich pierwotnych źródeł. [5] Zgromadzono pokaźne i przekonywujące dowody na to iż związki należące do tej grupy nie tylko stanowią,,czynnik ryzyka, ale także aktualne źródło znaczących szkód ponoszonych przez biosferę - ludzi, dziką przyrodę i całe rozproszone po świecie ekosystemy. Chociaż wszystkie TZO stanowią poważne zagrożenie dla zdrowia ludzi, to jednak ich aktywność toksykodynamiczna i toksykokinetyczna jest zróżnicowana, nawet w obrębie poszczególnych grup. Szczególne miejsce w klasyfikacji toksykologicznej spośród wszystkich TZO z którymi styka się człowiek zajmują pestycydy. Zagrożenie dotyczy całej populacji bez względu na wiek, płeć czy rejon geograficzny. Przyczyną jest ogólnoświatowe skażenie pestycydami wszystkich ekosystemów środowiska powietrza, wody, w tym wody pitnej i gleby. Dodatkowo wzrasta narażenie na tę grupę związków u pracujących na roli i w leśnictwie. Działanie substancji aktywnych i izomerów, stanowiących zanieczyszczenia pestycydów, użytkowych postaci prostych i złożonych, metabolitów powstających w organizmie lub w wyniku transformacji środowiskowej. stanowi o toksykodynamice tych związków. Pestycydy we współczesnym ujęciu są zaliczane do środków chemicznych o wysokim stopniu ryzyka zagrożenia toksykologicznego. [7],[8] Toksykologią pestycydów zajmuje się odrębny dział toksykologii szczegółowej, obejmujący opis teoretyczny i badania szczegółowe tej grupy związków. Z kolei narażenie na polichlorowane bifenyle ( grupę 209 aromatycznych, syntetycznych związków chemicznych) związane jest z powszechnością stosowania tych związków jako płynów dielektrycznych w transformatorach i kondensatorach, plastyfikatorów do farb, tworzyw sztucznych, oraz jako składników płynu hydraulicznego turbin gazowych i pomp próżniowych. Zagrożenia dla zdrowia ludzi (szczególnie ze względu na ich właściwości 7

8 rakotwórcze i immunosupresyjne), związane z parowaniem PCBs z urządzeń, jak i możliwością ich samorzutnego powstawania podczas spalania odpadów, chlorowania wody pitnej czy ścieków, stało się przedmiotem wielu konferencji lokalnych i międzynarodowych.[9] Ciągle również doskonalone są technologie utylizacji PCBs.[10],[11]. Dioksyny i furany, to grupa związków, której obecność w środowisku jest prawie wyłącznie wynikiem działalności człowieka, a przede wszystkim spalania odpadów, wytopu i przetwórstwa metali, produkcji opartej o związki chloru (PCW), transportu samochodowego. Do grupy tych związków należy: 75 polichlorowanych dibenzodioksyn (PCDD) i 135 polichlorowanych dibenzofuranów (PCDF). Wśród nich siedem PCDD i dziesięć PCDF uważa się za toksykologicznie najbardziej szkodliwe. Pomiędzy tymi siedemnastoma związkami chemicznymi 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-dioksyna (2,3,7,8-TCDD) jest uważana za najsilniejszą truciznę. Przyjęto dla niej współczynnik równoważny toksyczności (TEF) 1, a pozostałe szesnaście otrzymały indywidualne TEF, odpowiadające sile toksykologicznej poszczególnych związków w stosunku do 2,3,7,8-TCDD. Sumując pomnożone stężenia poszczególnych kongenerów PCDD/F, oznaczonych w badanej próbce przez odpowiadające im jednostkowe współczynniki TEF, otrzymuje się wartość liczbową nazywaną poziomem toksyczności analizowanej próbki - TEQ.[5],[9]. Powyższe rozważania możemy uznać za pierwszy etap oceny ryzyka zdrowotnego (zagrożenia zdrowia). Stanowią one zgodnie z rekomendacją amerykańskiej agencji ochrony środowiska US EPA identyfikację zagrożeń - rozpoznanie czy dana substancja występuje w środowisku i jakie wywiera działanie biologiczne. Dopełnieniem tego etapu jest przedstawienie danych toksykologicznych niezbędnych z punktu widzenia oceny ryzyka oraz normatywów dotyczących dopuszczalnych stężeń TZO w w elementach środowiska). W tabeli 1 zamieszczono wykaz poszczególnych TZO oraz klasyfikację wg International Agency for Research on Cancer) 8

9 TABELA 1 Wykaz poszczególnych TZO oraz klasyfikacja wg International Agency for Research on Cancer (IARC) L.p. Nazwa związku (grupy) Nomenklatura międzynarodowa 1 Dioksyny 2,3,7,8-TCDD Chlorinated dibenzo- -p-dioksins (CDDs) CAS nr Przynależność do grupy wg. klasyfikacji IARC [ ] 2A 2 Furany furan [ ] 3 3 Polichlorowane bifenyle Polychlorinated biphenyls (PCBs) 4 Heksachlorobenzen Heksachlorobenzene [ ] 2A [ ] 2B 5 Aldryna Aldrin [ ] 2B 6 Chlordan Chlordane [ ] 2B 7 Dieldryna Dieldrin [ ] 3 8 DDT [ ] 2B (1,1,1-trichloro-2,2-bis (4-chlorofenylo)etan 9 Endryna Endrin [ ] 3 10 Heptachlor Heptachlor [ ] 2B 11 Mirex Mirex [ ] 2B 12 Toksafen Toxaphene [ ] 2B 13 Benzo/a/piren Benzo-a-pyrene(BaP) [ ] 2A gdzie: CAS nr Numer Chemical Abstracts Service Klasyfikacja związków wg IARC (International Agency for Research on Cancer) [12] Grupa 1: związek (mieszanina) działająca rakotwórczo dla ludzi. Grupa 2A: związek (mieszanina) działająca prawdopodobnie rakotwórczo dla ludzi. Grupa 2B: związek (mieszanina) o działaniu możliwie prawdopodobnie rakotwórczym dla ludzi. Grupa 3: związek (mieszanina) nie zaliczana jako działająca kancerogennie dla ludzi. Grupa 4: związek (mieszanina) nie zaliczana jako działająca możliwie kancerogennie dla ludzi 9

10 TABELA 2. Dane do obliczeń narażenia i ryzyka L.p. Nazwa związku (grupy) Dawka referencyjna RfD [mg/kg/dzień] Wskaźnik kancerogennoości Wkc [1/mg/kg/d] Stężenie dla ryzyka akceptowalnego na poziomie 1E-6 NOAEL 1 Dioksyny O 2,3,7,8-TCDD 2 Furany O :1E-3 b.d. b.d. O: 2 mg/kg converted to 1.4 mg/kg/day on5 days/7 days basis [mg/kg/day] LOAEL O: 4 mg/kg/day (rat) 3 Polichlorowane bifenyle 4 Heksachlorobenzen O :7E-5 (dla AROCLOR1016) O: 2.0 Inh: 2.0 O :8E-4 O: 1.6 Inh: 1.6 w wodzie pitnej: 0.1 [ug/l] w powietrzu: 0.01 [ug/cu.m] w wodzie pitnej 2E-2 [ug/l] w powietrzu 2E-3 [ug/cu.m] (dane dla AROCLOR 1016) (dane dla AROCLOR1016 O: 0.25 ppm in feed (0.007 mg/kg-day) O: 1 ppm in feed (0.028 mg/kgday) O: 1.6 ppm (diet) (0.08 mg/kg/day) O: 8.0 ppm (diet) (0.29 mg/kg/day) 5 Aldryna O :3E-5 O: 1.7E+1 Inh: 1.7E+1 6 Chlordan O:5E-4 Inh:7E-4 [mg/cu m ] O: 3.5E-1 Inh: 3.5E-1 7 Dieldryna O :5E-5 O: 1.6E+1 Inh: 1.6E+1 w wodzie pitnej: 2E-3 [ug/l] w powietrzu 2E-4 [ug/cu.m] w wodzie pitnej 1E-1 [ug/l]] w powietrzu 1E-2 [ug/cu.m ] w wodzie pitnej 2E-3 [ug/l] w powietrzu 2E-4 [ug/cu.m] O: none O: 0.15 mg/kg-day Inh: 0.24 mg./cu m O: 0.1 ppm (0.005 mg/kg/day) O: 0.5 ppm diet (0.025mg/kg/day) O: 0.75 mg/kg-day O: 1.0 ppm (0.05 mg/kg/day) 8 DDT O :5E-4 O: 3.4E-1 b.d. b.d. b.d. Inh: 3.4E-1 9 Endryna O :3E-4 b.d. b.d. O: 1 ppm in diet (0.025 mg/kg/day) O: 2 ppm in diet (0.05 mg/kg/day) 10

11 L.p. Nazwa związku (grupy) Dawka referencyjna RfD [mg/kg/dzień] Wskaźnik kancerogennoości Wkc [1/mg/kg/d] 10 Heptachlor O :5E-4 O: 4.5E+1 Inh: 4.5E+1 Stężenie dla ryzyka akceptowalnego na poziomie 1E-6 w wodzie pitnej 8E-3 [ug/l] w powietrzu 8E-4 [ug/cu.m] NOAEL O: 3 ppm diet (0.15 mg/kg/day) LOAEL O: 5 ppm diet (0.25 mg/kg/day) 11 Mirex O :2E-4 b.d. b.d. O: 1 ppm (0.07 mg/kg/day) Inh:b.d. O: 10 ppm (0.7 mg/kg/day) Inh:b.d. 12 Toksafen b.d. O: 1.1E+1 Inh: 1.1E+1 w wodzie pitnej 3E-2 [ug/l] w powietrzu 3E-3 [ug/cu.m] O: b.d. O: b.d. 13 Benzo/a/piren b.d. O: 7.3E+1 Inh: 3.1 w wodzie pitnej: 5E-3 [ug/l] O: b.d. O: b.d. Powyższe dane toksykologiczne przydatne w wyznaczaniu efektów szkodliwych wg: Przykładową wydruk z bazy danych dołączono do opracowania Objaśnienia do Tabeli 2 b.d. - brak danych RfD sumaryczna dawka referencyjna (w większości narażenie drogą doustną,,o ) Wkc Współczynnik siły kancerogennej 11

12 NOAEL (no-observed-adverse-effecct level): największe stężenie lub dawka substancji, określone doświadczalnie bądź na podstawie obserwacji, które nie powoduje wykrywalnych, szkodliwych zmian morfologicznych, wydolności czynnościowej, wzrostu, rozwoju i długości życia narażonego organizmu w określonych warunkach narażenia. Przy tym poziomie narażenia mogą być wykryte zmiany morfologiczne, wydolności czynnościowej, wzrostu, rozwoju, bądź długości okresu życia, jednak nie mogą to być efekty, które można uznać za szkodliwe. W tabeli 1 zamieszczono wartości NOAEL dla drogi narażenia: doustnego,,o i inhalacyjnego,,inh LOAEL (lowest-observed-effect level): najniższe stężenie lub dawka substancji, określone doświadczalnie bądź na podstawie obserwacji, które powoduje szkodliwe zmiany morfologiczne, wydolności czynnościowej, wzrostu, rozwoju bądź długości życia u narażonego organizmu, różne od stwierdzonych u normalnych (kontrolnych) organizmów tego samego gatunku i szczepu. Inne informacje przydatne w obliczaniu narażenia i ryzyka zamieszczono w Tabeli 3 (wg danych obowiązujących w Polsce): i w Tabel4 4 dane wg EPA Region III. 12

13 TABELA 3 Dane wg stanu prawnego w Polsce L.p. Nazwa związku (grupy) Najwyższe dopuszczalne stężenie w wodzie pitnej [µg/l] Najwyższe dopuszczalne stezenia dla zdrowia w środowisku pracy[mg/m 3 ] Dopuszczalne wartości stężeń w powietrzu [µg/m 3 ] w odniesieniu do okresu 24 godzin 1 Dioksyny 2,3,7,8-TCDD b.d. b.d. b.d. 2 Furany b.d. b.d. b.d. 3 Polichlorowane bifenyle b.d. 4 Heksachloro- b.d. 0.5 b.d. benzen 5 Aldryna b.d. 6 Chlordan b.d. b.d. b.d. 7 Dieldryna 0.03 b.d. b.d. 8 DDT 0.5 (jako suma pestycydów) 0.1 b.d. 9 Endryna b.d b.d. 10 Heptachlor 0.03 (dla epoksydu heptachloru) 11 Mirex b.d. b.d. b.d. 12 Toksafen b.d. b.d. b.d. 13 Benzo/a/piren b.d. b.d. 13

14 gdzie: b.d. brak danych Najwyższe dopuszczalne stężenie w wodzie pitnej dane z Dz.U 87,poz.937 Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dn.4 wrzesień 2000 Najwyższe dopuszczalne stężenia dla zdrowia w środowisku pracy-dane z Dz.U nr4 poz.36 Rozporządzenie Ministra Pracy i polityki Społecznej z dn.2 stycznia 2001 Dopuszczalne wartości stężeń w powietrzu-dane z Dz.U nr55.poz355 Rozporządzenie Ministra Ochrony Środowiska, zasobów Naturalnych i Leśnictwa z dn.28 kwietnia

15 TABELA 4. Dane wg EPA L.p. Nazwa związku (grupy) Najwyższe dopuszczalne stężenie Dopuszczalne wartości stężeń Stężenie w glebie(tereny Stężenie w glebie (tereny mieszkalne) w wodzie pitnej w powietrzu przemysłowe) [mg/kg] [µg/l] [µg/m 3 ] [mg/kg] 1 Dioksyny 2,3,7,8-TCDD 4.5E-7 4.2E-8 3.8E-5 4.3E-6 2 Furany E+3 7.8E+1 3 Polichlorowane 3.3E-2 3.1E E-1 bifenyle 4 Heksachloro- 4.2E-2 3.9E E-1 benzen 5 Aldryna 3.9E-3 3.7E-4 3.4E-1 3.8E-2 6 Chlordan 1.9E-1 1.8E-2 1.6E Dieldryna 4.2E-3 3.9E-4 3.6E-1 4.0E-2 8 DDT 2.0E-1 1.8E-2 1.7E Endryna 1.1E E+2 2.3E+1 10 Heptachlor 1.5E-2 1.4E E-1 11 Mirex E-1 4.1E+2 1.6E+1 12 Toksafen 6.1E-2 5.7E E-1 13 Benzo/a/piren 9.2E-3 2.0E-3 7.8E-1 8.7E-2 15

16 4. Metody oceny zagrożenia zdrowia i ryzyka nowotworowego Opracowywaniem metod oceny zagrożeń dla zdrowia ludzi wynikających z narażenia na czynniki szkodliwe, oraz metod liczenia ryzyka powstającego w wyniku istnienia tych zagrożeń od wielu lat zajmują się specjaliści europejscy i amerykańscy, działający w ramach Międzynarodowego Programu Bezpieczeństwa Chemicznego, który jest wspólnym przedsięwzięciem Programu Środowiskowego Narodów Zjednoczonych, Międzynarodowej Organizacji Pracy oraz Światowej Organizacji Zdrowia[13],[14],[15],[16],[17],[18],[19] Naukowcy z dziedziny higieny i epidemiologii badają wpływ środowiska na zdrowie ludzi, oraz reakcje organizmu na te wpływy. Wykorzystując metody epidemiologiczne: opisowe, analityczne, czy też eksperymentalne, ( pozwalające ocenić związki przyczynowo-skutkowe między narażeniem na szkodliwe czynniki a częstością występowania chorób ), higieniści starają się w praktyce usuwać z otoczenia czynniki ujemne. Badania epidemiologiczne, chociaż są niezwykle czasochłonne i kosztowne powinny być zawsze podstawowym układem odniesienia, we wszystkich szacunkowych ocenach oddziaływania środowiska na zdrowie w danej populacji. Dostarczają bowiem informacji o skutkach zdrowotnych występujących, w wyniku oddziaływania czynników narażenia. Odnoszenie danych z rutynowych działań monitorujących poziom zanieczyszczeń powietrza, oraz z biologicznego monitoringu indywidualnego do programów medycznego nadzoru zdrowia wymaga wypracowania odpowiednich metod wiązania informacji z różnych źródeł. Tak więc ocena ryzyka zdrowotnego, to zadanie wymagające wykorzystania wiedzy z zakresu różnych dziedzin (nauki środowiskowe, toksykologia, nauki medyczne, statystyka ), gdzie poprzez zgromadzenie odpowiednich danych na drodze modelowania matematycznego przewiduje się prawdopodobne skutki zdrowotne. Procedura oceny ryzyka (prawdopodobieństwa wystąpienia niekorzystnych skutków zdrowotnych nowotworów), obejmuje wyznaczenie szeregu wskaźników, które przedstawią zagrożenie w postaci liczbowej charakterystyki, a w praktyce mogą pomóc w przyszłości uniknąć niekorzystnych skutków dla zdrowia ludzi. Zgodnie z rekomendacją amerykańskiej agencji ochrony środowiska US EPA w procesie oceny ryzyka wyróżnia się następujące etapy postępowania: - identyfikację zagrożenia - ocena narażenia 16

17 - ocena zależności narażenie skutek (dawka odpowiedź). - charakterystyka ryzyka i analiza niepewności Identyfikacja zagrożenia obejmuje rozpoznanie, czy dana substancja występuje w środowisku, jakie ma działanie na organizm i jakiego typu efekty toksyczne występują w różnych zakresach wchłoniętych dawek Ocena narażenia obejmuje określenie wielkości, częstości, czasu trwania oraz drogi narażenia. Podstawowym pojęciem jest w ocenie narażenia dawka pobrana, czyli ilość substancji szkodliwej, (w naszym przypadku ilość poszczególnych TZO) z którą styka się organizm na danej drodze narażenia (inhalacyjnej, pokarmowej, wchłaniania przez skórę i błony śluzowe) w ciągu doby, w przeliczeniu na 1 kg masy ciała. Poniższy wzór stanowi ogólny schemat obliczania dawek pobranych różnymi drogami narażenia: I = C x FI x (K x CK) / (MC x T) (1) gdzie: I dawka pobrana [mg/doba kg] C stężenie średnie substancji w danym medium środowiskowym [mg/kg gleby], [mg/l wody], [mg/m 3 powietrza] itp. FI liczba niemianowana z przedziału od 0 do 1 określająca, jaka część faktycznego pobrania pochodzi ze skażonego źródła, K wielkość kontaktu z danym medium środowiskowym w jednostce czasu np. [mg gleby/dobę], [l wody/dobę], [m 3 powietrza/dobę], itp. CK częstotliwość i czas trwania kontaktu (ile godzin na dobę, przez ile dni w roku, ile lat) MC średnia masa ciała T - okres uśrednienia, przyjmowany najczęściej jako 70 lat tzw. całożyciowe, przewlekłe narażenie Oceniając narażenie na dany związek należy określić główne, indywidualne drogi narażenia. W przypadku TZO będzie to: droga wziewna zanieczyszczone powietrze, oraz przez przewód pokarmowy skażona woda pitna, skażona żywność, przypadkowe pobranie z 17

18 gleby, czy też dla grup zawodowych (rolnicy, leśnicy) przez bezpośredni kontakt ze skórą. Ponadto należy przeprowadzić ocenę scenariusza narażenia. Zwykle dla obliczeń modelowych stosuje się trzy podstawowe rodzaje scenariuszy narażenia: mieszkańca, pracownika, kontakt przypadkowy. Przyjmując konkretny model narażenia możemy określić jego czas trwania np.: narażenie całożyciowe scenariusz mieszkańca, rezydenta narażenie 365dni w roku przez 24 godziny na dobę, scenariusz pracownika -narażenie w wieku dorosłym zależne od czasu pracy w ciągu doby i ilości lat zatrudnienia itd. Całkowitą dawkę pobraną danego związku oblicza się jako sumę dawek pobranych na poszczególnych drogach narażenia. Dla przykładu: Pobór danej substancji drogą inhalacyjna obliczymy korzystając ze wzoru: I = C p x ( K inh x CK ) / (MC x T) (2) gdzie: I dawka pobrana [mg/doba kg] C p średnie stężenie substancji w powietrzu [mg/m 3 ] K inh wielkość dobowej wentylacji płuc [m 3 /dobę] CK, MC, T znaczenie jak we wzorze (1) Pobór danej substancji z wodą pitną: I = C w x FI x ( K w x CK ) / (MC x T) (3) gdzie: I dawka pobrana [mg/doba kg] C w średnie stężenie substancji w wodzie [mg/l] K w wielkość dobowego spożycia wody pitnej [ l wody/dobę] FI, CK, MC, T znaczenie jak we wzorze (1) 18

19 Pobór danej substancji ze skażonymi płodami rolnymi, owocami, warzywami: I = C p r x FI x CF x ( K pr x CK ) / (MC x T) (4) gdzie: I dawka pobrana [mg/doba kg] C pr średnie stężenie substancji w płodach rolnych, owocach, warzywach [mg/kg]. Przyjmuje się wartości uzyskane z pomiarów lub modeli transferu zanieczyszczeń gleba roślina. K pr wielkość dobowej konsumpcji skażonego produktu [g produktu /dobę] CF współczynnik przeliczeniowy 10 3 kg /g FI, CK, MC, T znaczenie jak we wzorze (1) Zgodnie z zasadami szacowania ryzyka zdrowotnego (nowotworowego i zagrożenia zdrowia) należy stosować powyższe wzory odpowiednio do danego scenariusza narażenia tzn. dla każdej z dróg narażenia i dla każdej występującej w danym środowisku substancji szkodliwej. Oszacowanie narażenia, a więc określenie dawki pobranej powinno być uzasadnione wielkością stężeń substancji przede wszystkim w powietrzu, żywności, wodzie do picia, glebie. W przypadku gleby wszędzie, gdzie to możliwe, oszacowania narażenia powinny uwzględniać narażenie drogą pokarmową, jak i przez skórę. Ponieważ biodostępność zanieczyszczeń gleby może być ograniczona zarówno po pobraniu drogą pokarmową, jak i po narażeniu przez skórę, należy ten fakt uwzględnić w trakcie szacowania wielkości odsetka narażenia ze strony gleby w ogólnej puli substancji pobranej ze wszystkich nośników.[11] Przy szacowaniu dawki pobranej należy pamiętać nie tylko o biodostępności (jeśli dysponujemy odpowiednimi danymi), ale również o ujednoliceniu jednostek w których jest podana dawka pochodząca z poszczególnych dróg narażenia. Standardowe dane dotyczące dobowego pobrania mediów środowiskowych są następujące: Masa ciała: powinna być dobrana w zależności od grupy wiekowej rozważanej populacji. Przyjmuje się, że średnia masa ciała osób dorosłych wynosi 70 kg dla populacji generalnej, lub w zależności od płci 78,1 kg dla mężczyzn i 65.4 kg dla kobiet. W przypadku dzieci 19

20 w grupie wiekowej pomiędzy 1 r.ż.(rokiem życia) a 6 r.ż. przyjmuje się do obliczeń masę ciała 16 kg. Wentylacja płuc: gdy nie jest określony schemat aktywności przyjmuje się średnią dobową wentylację płuc na poziomie 20 m 3 /dobę dla dorosłych i 5 10 m 3 /dobę dla dzieci. Spożycie wody pitnej: wartość średnia = 1.4 l/dobę Przypadkowe spożycie gleby: dotyczy głównie dzieci na skutek wkładania do ust niemytych rąk. Przyjmuje się następujące wartości modelowe: mg/dobę w grupie wiekowej 1 6 lat, 100 mg/ dobę dla grup wiekowych starszych od 6 lat. Aby obliczyć dawkę pobraną należy odwołać się do OOŚ, czy możemy oszacować stężenie poszczególnych związków z grupy TZO w miejscu potencjonalnego kontaktu. Można tu również wykorzystać toksykologiczne bazy danych np. IRIS (US EPA) [20] czy HEAST, w których znajdziemy stężenia graniczne odpowiadające jednostkowemu ilorazowi zagrożenia - dla substancji toksycznych, lub odpowiadające ryzyku 10-6 (w różnych mediach środowiskowych) dla substancji o działaniu rakotwórczym. Kolejnym krokiem w ocenie narażenia jest przeliczenie dawki pobranej na dawkę wchłoniętą - wg następującego wzoru: gdzie; AF- współczynnik wchłaniania. Dawka = I x AF (5) Gdy współczynnik wchłaniania jest nieznany należy przyjmować AF=1, zgodnie z zasadą konserwatywnej oceny ryzyka ( przyjmujemy w sytuacjach niepewnych większy margines bezpieczeństwa narażonej populacji). Współczynnik wchłaniania jest wielkością zależną od wieku, sposobu odżywiania, drogi narażenia. Przyjmowane wartości współczynników wchłaniania dla substancji chemicznych mieszczą się w zakresie AF= dla substancji wchłoniętych przez przewód pokarmowy, a dla inhalacyjnej drogi narażenia AF= Zależność dawka odpowiedź. Z praktycznego punktu widzenia w Ocenach Oddziaływania na Zdrowie ludzi w odniesieniu do substancji chemicznych stosuje się podział tych substancji na kancerogenne (rakotwórcze) i niekancerogenne (toksyczne). 20

21 Przyjmuje się, że substancje o działaniu toksycznym (substancje niekancerogenne) charakteryzują się pewnym progiem stężenia, poniżej którego fizjologiczne mechanizmy obronne chronią organizm przed negatywnymi skutkami narażenia. Próg ten ilościowo opisuje tzw. wskaźnik NOAEL (poziom braku obserwowalnych skutków szkodliwych) Aby uwzględnić potencjalne błędy wynikające z przeniesienia wniosków wyciąganych z badań na zwierzętach na populacje ludzkie, efekty ekstrapolacji z obszaru wysokich dawek (w modelu doświadczalnym) na obszar dawek niskich (typowych dla narażenia środowiskowego) oraz jakość toksykologicznych baz danych, wprowadza się tak zwany współczynniki modyfikujące i współczynnik niepewności przez które dzieli się NOAEL uzyskując (często o kilka rzędów wielkości niższą) wartość dawki referencyjnej ( RfD ). W przypadku substancji rakotwórczych, przyjmuje się, że nie ma bezpiecznego progu narażenia tzn. przy niezerowym narażeniu zawsze istnieje pewne prawdopodobieństwo wystąpienia nowotworu. Współczynnik przeliczający pochłoniętą dawkę substancji na skutek zdrowotny (prawdopodobieństwo wystąpienia nowotworu) nazywamy wskaźnikiem siły działania kancerogennego ( Wkc ). Jest on wyznaczony jako nachylenie krzywej dawka odpowiedź, będącej matematyczną prezentacja zależności pomiędzy wzrastającymi dawkami kancerogenu, a wystąpieniem zmian nowotworowych. Ocena ryzyka powinna być oparta o wszystkie informacje dostępne w chwili opracowania. U podstaw oceny potencjonalnego ryzyka zdrowotnego narażenia na substancje rakotwórcze, leży pojęcie ryzyka indywidualnego, tzn. ryzyka ponoszonego przez typowego przedstawiciela rozważanej ( w danym scenariuszu narażenia ) populacji w wyniku narażenia na daną substancje ( w naszym przypadku związek należący do grupy TZO ): Ryzyko indywidualne = Dawka x Wkc (6) Ryzyko indywidualne może być następnie przeliczone na ryzyko populacyjne, czyli na oczekiwana liczbę dodatkowych zachorowań na nowotwory w rozważanej populacji. Ryzyko populacyjne = Ryzyko x Liczebność narażonej populacji 21

22 Przeliczenie ryzyka jednostkowego na populacyjne ma sens jedynie dla odpowiednio licznych populacji ( zgodnie z,,prawem wielkich liczb i przy założeniu jego stosowalności). Ryzyko indywidualne ( jednostkowe) zachowuje natomiast swe znaczenie nawet dla mało licznych populacji, dając informację ilościową o prawdopodobieństwie zachorowania gdy miało miejsce narażenie ( tzw. prawdopodobieństwo warunkowe ). Substancje rakotwórcze działają bezprogowo, zatem fizjologia nie wyznacza tu naturalnego progu szkodliwości. W zastosowaniach praktycznych dąży się jednak do wyznaczenia wartości referencyjnych ( krytycznych ). Decyzja co do tego jaką wartość ryzyka przyjąć za akceptowalną jest w dużej mierze decyzją o charakterze społeczno ekonomicznym. W większości krajów zachodnich za wartość wymagającą interwencji przyjmuje się ryzyko 10-3, natomiast akceptowalną (bezdyskusyjnie) wartością jest ryzyko niższe niż 1 na milion ( tj ). W zintegrowanym podejściu do oceny ryzyka zdrowotnego, obejmującym analizę wszystkich możliwych dróg narażenia wyznacza się ryzyko całkowite: Ryzyko całkowite = Σ s,dn Ryzyko indywidualne s,dn gdzie indeksy,,s i,,dn symbolizują, że sumowanie odbywa się po wszystkich rozważanych substancjach ( zakładamy addytywność ich działania) i po wszystkich drogach narażenia. W przypadku substancji o działaniu niekancerogennym strategia oceny jest inna. Na podstawie znajomości progu toksycznego działania określonego jako LOAEL ( najniższe stężenie wywołujące efekt biologiczny ), lub na podstawie najwyższego stężenia nie dającego efektu - NOAEL, wyznacza się ( poprzez uwzględnienie niepewności związanych z różnicą podatności wewnątrz populacji, koniecznością ekstrapolacji międzygatunkowej oraz przeniesienia wyników badań doświadczalnych w warunkach narażenia podostrego na całożyciowe narażenie ) tzw. dawkę referencyjną RfD. Dysponując dla danej substancji dawką referencyjna ( z toksykologicznych baz danych ) dokonuje się jej porównania z wielkością rzeczywistej dawki wchłoniętej obliczając tzw. iloraz zagrożenia HQ: HQ = Dawka / RfD (7) 22

23 Jeżeli HQ > 1 istnieje możliwość wystąpienia negatywnych skutków zdrowotnych w wyniku długotrwałego narażenia na daną substancję. W przeciwnym razie przyjmuje się, że zagrożenie to jest zaniedbywalnie małe. Podobnie jak w przypadku ryzyka całkowitego dla kancerogenów, dla substancji nierakotwórczych liczy się całkowity iloraz zagrożenia: HQ całk = Σ s,dn HQ s,dn gdzie indeksy,,s i,,dn symbolizują, że sumowanie odbywa się po wszystkich rozważanych substancjach ( zakładamy addytywność ich działania) i po wszystkich drogach narażenia. Należy podkreślić, że nie ma do tej pory żadnej uznanej powszechnie standardowej procedury zintegrowanego podejścia do oceny ryzyka zdrowotnego, polegającej na liczeniu syntetycznych wskaźników. Podane propozycje, mimo toczących się dyskusji nad ich adekwatnością, są jedynymi szerzej stosowanymi w praktyce. Ilościowa ocena ryzyka jest oparta na prawdopodobieństwie i należy mieć to na względzie przy podejmowaniu decyzji w oparciu o ocenę ryzyka. Ocena ryzyka powinna być w każdym przypadku uzupełniona analizą czułości i niepewności. Analiza czułości dotyczy wpływu poszczególnych parametrów narażenia na ostateczny wynik oceny. Wykonać taką analizę można zmieniając systematycznie kolejne parametry przy stałych wartościach pozostałych parametrów. W dyskusji niepewności ocen ryzyka powinny być zidentyfikowane źródła niepewności, takie jak: niepewność wynikająca z dokładności oszacowań wielkości emisji szkodliwych substancji do środowiska, niepewność wynikająca z założeń modelowych takich jak scenariusz narażenia ( zawsze upraszczający złożoną rzeczywistość ), wiarygodność danych toksykologicznych, uzyskiwanych najczęściej z badań na zwierzętach ( konieczność ekstrapolacji międzygatunkowej ) oraz niepewność w sferze decyzyjnej polegająca na braku jasnych schematów postępowania opartych na wynikach oceny ryzyka (problem jak w praktyce interpretować uzyskane wyniki ). 23

24 5. Posumowanie Przedstawione metody ocen potencjalnych skutków zdrowotnych wynikających z narażenia na szkodliwe czynniki w środowisku dobrze nadają się do studiów porównawczych, prawie jednak nigdy nie mogą być interpretowane w sposób jednoznaczny i bezwzględny jeżeli chodzi o przewidywalną liczbę zachorowań, należy brać pod uwagę, że są to szacunki z określonym prawdopodobieństwem statystycznym. Często w tego typu ocenach stosuje się pewne uproszczenia, które mogą zaburzać obraz rzeczywistej sytuacji. Istnieje także wiele trudności w dokonywaniu szacunków potencjalnych skutków zdrowotnych, wynikają one między innymi z: - braku odpowiednich informacji, nie wszystkie właściwości danej substancji są już zbadane i poznane, - braku obowiązujących aktów prawnych w zakresie dopuszczalnych stężeń substancji w różnych mediach środowiskowych, a nawet gdy one są niekoniecznie brano pod uwagę kryteria zdrowotne przy ich ustalaniu (swojego rodzaju paradoks), - uwarunkowaniami oddziaływania TZO na ludzi (wyjściowy stan zdrowia, istnienie dodatkowych zagrożeń i ryzyka dodatkowego jako wpływu narażenia na inne czynniki szkodliwe), - braku badań epidemiologicznych, które są kosztowne i długotrwałe - braku danych z monitoringu środowiska, TZO nie są mierzone rutynowo i przed oceną potencjalnych skutków zdrowotnych należałoby prowadzić kosztowne pomiary dodatkowe - braku kompetentnych laboratoriów, specjalizujących się w pomiarach TZO w środowisku. Oceny zagrożeń i ryzyka wynikające z narażenia na TZO powinny być opracowywane zgodnie z postanowieniem Konwencji (załącznik E) w skali krajowej i międzynarodowej. W oparciu o aktualne dane krajowe i wyszczególnione trudności dokonanie tych ocen może być trudne. Niekiedy wyjściem z takiej sytuacji jest opracowanie ocen dla ograniczonych regionalnie przypadków i przyjęcie uproszczonych kategorii ocen jakościowych (ryzyko,,niskie,,,średnie,,,wysokie ). Przeprowadzanie wiarygodnych ocen liczbowych pod 24

25 kątem ryzyka i zagrożeń dla zdrowia ludzi, wymaga stosowania systematycznego i wnikliwego monitoringu środowiskowego dla TZO. Wszystkie matematyczne oceny zagrożeń i ryzyka w aspekcie oddziaływania na zdrowie to tylko szacunki. Aby nie były prowizoryczne wymagają dodatkowych ocen eksperckich przez spojrzenie całościowe z uwzględnieniem wszystkich czynników mających wpływ na zdrowie w danej populacji. 25

26 6. Piśmiennictwo 1,,Konwencja Sztokholmska w sprawie trwałych zanieczyszczeń organicznych. (Uchwalona )- Instytut Ochrony Środowiska. Zeszyt 17 2 IPCS Human Exposure Assessment. World Health Organization, Geneva, A. Siłowiecki,,System kontroli użytkowania pestycydów w Polsce i problem likwidacji mogilników Seminarium inicjujące realizację projektu GEF w Polsce, Szczegółowy plan realizacji projektu GF/POL/01/04,,Umożliwienie działań zmierzających do przyspieszenia prac nad wdrożeniem Konwencji Sztokholmskiej w sprawie TZO, Seminarium inicjujące realizację projektu GEF w Polsce, Trwałe zanieczyszczenia organiczne w Polsce Kraków 2001r. Raport Ogólnopolskiego Towarzystwa Zagospodarowania Odpadów,,3R 6 W. Seńczuk Toksykologia PZWL W-wa 1990r. 7 MziOS Kryteria zdrowotne Środowiska.t.78, Łódź1994 Pestycydy ditiokarbaminianowe, etylenotiomocznik i propylenotiomocznik. Wprowadzenie ogólne. 8 MziOS Kryteria zdrowotne środowiska t.64, Łódź Karbaminiany 9 A. Grochowalski.,,Pomiary emisji i stężeń polichlorowanych dibenzodioksyn, dibenzofuranów i bifenyli. Seminarium inicjujące realizację projektu GEF w Polsce. 10 W. Bogutyn,,Problemy likwidacji PCB w polskiej gospodarce.seminarium inicjujące realizację projektu GEF w Polsce MZiOS Kryteria zdrowotne środowiska t.170, Łódź 1998,,Ocena ryzyka dla zdrowia ludzi narażonych na substancje chemiczne: wyznaczanie wartości wskaźnikowych dla normatywów higienicznych ustalonych na podstawie kryteriów zdrowotnych 14 MziOS Kryteria zdrowotne Środowiska.t.155, Łódź1995, Biomarkery i ocena ryzyka. Pojęcia i zasady 15 MziOS Kryteria zdrowotne Środowiska.t.30, Łódź 1994,,,Zasady oceny ryzyka zdrowotnego dla potomstwa związanego z narażeniem w czasie ciąży na substancje chemiczne 16. Barański i W. Szymczak,,Podstawy metod oceny ryzyka zdrowotnego IMP Łódź IPCS. Environmental Health Criteria 210, Geneva 1999,,,Principles for the Assessment of Risk to Human Health from Exposure to Chemicals. 18 M. Biesiada,,Teoria i praktyka oceny ryzyka zdrowotnego Medycyna Środowiskowa 3(2), 83, W.Szymczak, N. Szeszenia-Dabrowska,,Szacowanie ryzyka zdrowotnego związanego z zanieczyszczeniem środowiska,bibloiteka Monitoringu Środowiska PIOŚ W-wa