PODSTAWY OCENY ŚRODOWISKOWEGO RYZYKA ZDROWOTNEGO Dr Marek Biesiada, dr Anicenta Bubak Instytut Medycyny Pracy i Zdrowia Środowiskowego, Sosnowiec Wstęp Adekwatnych metod opisu częstości występowania chorób oraz związków przyczynowo - skutkowych, pomiędzy narażeniem i chorobą dostarcza epidemiologia. Wobec tego badania epidemiologiczne powinny zawsze służyć jako właściwy układ odniesienia do dyskusji wpływu czynników środowiskowych na stan zdrowia populacji. W badaniach epidemiologicznych koncentrujemy się na istniejących danych o skutkach zdrowotnych (częstości występowania określonych schorzeń w badanej populacji) i staramy się ocenić, które spośród licznych czynników narażenia i w jakim stopniu są odpowiedzialne za obserwowany stan rzeczy. Jednakże, badania epidemiologiczne są zazwyczaj dość kosztowne i czasochłonne, jeśli miałyby objąć populację dostatecznie liczną dla wyciągania wiarygodnych wniosków statystycznych. Istnieją natomiast sytuacje, gdy potrzebne są szybkie prowizoryczne dane dotyczące ryzyka lub też, gdy w rozważaniach związanych z ryzykiem zdrowotnym nie można się oprzeć na rzeczywistych danych epidemiologicznych. Tego typu sytuację stanowią oceny oddziaływania na środowisko i zdrowie ludzkie inwestycji planowanych, istniejących lub likwidowanych. W tym przypadku można zastosować procedurę nazywaną oceną ryzyka zdrowotnego. Koncepcja oceny ryzyka przebiega w odwrotnym kierunku: znając istniejące narażenie populacji na szkodliwe substancje w środowisku staramy się wyciągać wnioski odnośnie spodziewanych potencjalnych skutków zdrowotnych. Ocena ryzyka zdrowotnego wynikającego z narażenia na szkodliwe substancje w środowisku polega na zintegrowanym podejściu do problemu oszacowania narażenia poprzez wykorzystanie fundamentalnej wiedzy z różnych dyscyplin (toksykologia, nauki środowiskowe, nauki medyczne). W oparciu o istniejące dane środowiskowe na drodze modelowania matematycznego przewiduje się tu prawdopodobne skutki zdrowotne. Zgodnie z rekomendacją amerykańskiej agencji ochrony środowiska US EPA, co znalazło odbicie w dyrektywach Unii Europejskiej w procesie oceny ryzyka wyróżnia się następujące etapy postępowania: identyfikacja zagrożenia, ocena narażenia, określenie zależności dawka-odpowiedź. charakterystyka ryzyka i analiza niepewności. 29
Pierwsze trzy etapy są w pewnym stopniu niezależne od siebie aczkolwiek ściśle ze sobą związane. Identyfikacja zagrożenia Ta część procesu oceny ryzyka dotyczy rozpoznania czy dana substancja chemiczna lub czynnik fizyczny występujące w środowisku wywierają szkodliwe działanie biologiczne, jakiego typu efekty zdrowotne występują w różnych zakresach wchłoniętych dawek itp. Etap identyfikacji zagrożenia obejmuje także poznanie własności toksykologicznych rozważanych substancji. Istnieją tysiące substancji chemicznych znanych jako substancje szkodliwe dla człowieka. Zostały one sklasyfikowane w zależności od skutku biologicznego jako rakotwórcze (kancerogenne) oraz nierakotwórcze. W zależności od skali czasowej manifestacji skutków biologicznych mówimy o zagrożeniach ostrych i przewlekłych. Należy zaznaczyć, że istotną rolę odgrywa problem jak ostro i precyzyjnie zdefiniowane jest zagrożenie. Stopień precyzji (a szczególnie jej brak) na poziomie definicji zagrożenia przenosi się na pozostałe elementy oceny ryzyka wnosząc odpowiedni wkład w końcową niepewność wyniku. Identyfikacja i charakterystyka zagrożenia w odniesieniu do szkodliwych substancji w poszczególnych elementach środowiska powinna zawierać następujące kroki: identyfikacja szkodliwych substancji w powietrzu, wodzie pitnej i glebie, rozkład zawartości szkodliwych substancji jako funkcję odległości od źródła emisji, ocenę mobilności danej substancji w mediach środowiskowych, jej biodostępności, charakterystykę toksykologiczną warzyw i owoców oraz produktów zwierzęcych wytwarzanych na skażonym terenie. Dane toksykologiczne opisujące profil szkodliwej substancji do wykorzystania w procesie oceny ryzyka zdrowotnego powinny z kolei zawierać: opis skutków toksycznych ostrych i przewlekłych, dane o toksyczności ostrej i przewlekłej w postaci dawki referencyjnej, w przypadku substancji rakotwórczych - jednostkowe ryzyko nowotworowe. Istnieją bazy danych spełniające te wymagania np. IRIS (US EPA) czy HEAST. Ocena narażenia Narażenie jest to bezpośredni kontakt czynnika chemicznego, fizycznego lub biologicznego z organizmem ludzkim. Aby mówić o narażeniu konieczne są trzy elementy: źródło skażenia, wrażliwy osobnik (lub populacja) oraz drogi narażenia. Eliminacja jednego z tych trzech elementów likwiduje narażenie. Narażenie ujmuje się zazwyczaj ilościowo jako uśrednione po czasie trwania kontaktu stężenie czynnika szkodliwego w medium środowiskowym, za pośrednictwem, którego miał miejsce kontakt. Wobec tego ocena narażenia obejmuje określenie wielkości, częstości, czasu trwania oraz drogi narażenia. Losy substancji pomiędzy źródłem i populacją narażoną obejmują redystrybucję zanieczyszczeń w podstawowych elementach środowiska: powietrzu, wodzie i glebie. Istotną rolę odgrywa też łańcuch pokarmowy, dzięki któremu człowiek staje się narażony na środowiskowe czynniki szkodliwe poprzez spożywanie roślin i owoców uprawianych na terenach skażonych oraz przez spożywanie produktów zwierzęcych pochodzących od zwierząt 30
hodowanych na obszarach o dużym stopniu degradacji środowiska. Dlatego też w precyzyjnej zintegrowanej ocenie narażenia należy brać pod uwagę różne czynniki jak np. warunki meteorologiczne (prędkość wiatru, wilgotność, temperatura, wielkość opadów deszczu), własności hydrogeologiczne terenu (kierunki spływu wód gruntowych i powierzchniowych), sposób wykorzystania terenu (uprawy, nieużytki, rekreacja), własności gleby (ph, skład itp.). Pobranie szkodliwej substancji ze środowiska przez indywidualnego osobnika może nastąpić jedną lub kilkoma jednocześnie z następujących dróg narażenia: drogą pokarmową (spożycie skażonego pożywienia, skażonej wody, przypadkowe spożycie małych ilości gleby i kurzu), drogą inhalacyjną (szkodliwe gazy, cząstki zawieszone - frakcja respirabilna) drogą przezskórnej absorbcji (bezpośredni kontakt ze skażoną glebą lub wodą). Narażony na szkodliwości środowiskowe człowiek styka się z różnymi stężeniami szkodliwych substancji w środowisku pracy, z innymi w miejscu zamieszkania, a z jeszcze innymi na terenach rekreacyjnych. Różne są też czasy przebywania w owych miejscach, a co za tym idzie różnie się kształtuje całkowite narażenie. Istotną rolę odgrywa też czas trwania narażenia: czy jest ono tzw. całożyciowe, to znaczy, czy występuje przez cały okres życia, czy jedynie podczas aktywności zawodowej. Kolejna ważna sprawa to rodzaj wrażliwej populacji: czy narażenie dotyczy dzieci (inne wartości mają tu także fizjologiczne parametry kształtujące narażenie: masa ciała, wielkość wentylacji płuc, powierzchnia ciała itd.), czy też osób starszych, bądź populacji generalnej. Uchwycenie właściwej charakterystyki rozważanego problemu pod kątem częstości narażenia i wielkości fizjologicznych czynników narażenia odbywa się poprzez konstrukcję odpowiedniego scenariusza narażenia. Do obliczeń modelowych wykorzystuje się trzy podstawowe rodzaje scenariuszy narażenia: mieszkańca, pracownika, kontakt przypadkowy. Tabela 1 przedstawia znaczenie poszczególnych dróg narażenia w różnych scenariuszach narażenia w odniesieniu do czasu trwania narażenia. Tabela 1. Typowe założenia odnośnie czasu trwania narażenia populacji różnymi drogami narażenia w różnych scenariuszach narażenia. Oznaczenia: Cż - narażenie całożyciowe, Dor - narażenie w wieku dorosłym, Dz - narażenie w wieku dziecięcym. Droga narażenia/ medium środowiskowe Scenariusz mieszkańca Scenariusz pracownika Kontakt przypadkowy Droga pokarmowa Wody gruntowe Cż Dor - Wody powierzchniowe Cż Dor Cż, Dz Osad Dz Dor Cż, Dz Gleba Cż, Dz Dor Cż, Dz Pokarmy Cż - Cż Droga inhalacyjna Faza gazowa Cż Dor Cż Pył zawieszony Cż Dor Cż Kontakt przez skórę Wody powierzchniowe Cż Dor Cż, Dz Wody gruntowe Cż Dor - Osad Dz Dor Cż, Dz Gleba Cż, Dz Dor Cż, Dz 31
U podstaw oceny narażenia leży pojęcie dawki pobranej, której istotą jest oznaczenie ilości substancji szkodliwej, z którą styka się organizm na danej drodze narażenia (inhalacyjnej, pokarmowej, wchłaniania przez skórę) w ciągu doby w przeliczeniu na 1 kg masy ciała. Tak, więc ma ona miano [mg/(kg d)]. Przy obliczaniu dawki pobranej oprócz stężenia danej szkodliwej substancji w środowisku (powietrzu, wodzie, glebie) uwzględnia się także częstotliwość i czas trwania kontaktu z danym medium środowiskowym (ile godz. na dobę, przez ile dni w roku, ile lat) natomiast okres uśredniania w tzw. scenariuszu całożyciowego przewlekłego narażenia przyjmowany jest najczęściej jako 70 lat. Poniższy wzór stanowi ogólny schemat, na którym opierają się obliczenia dawek pobranych różnymi drogami narażenia: I = C FI (K CK) / (MC T) I - dawka pobrana [mg/(kg d)], C - średnie stężenie substancji w danym medium środowiskowym [mg/l], [mg/m 3 ], [mg/kg] FI - liczba niemianowana z przedziału od 0 do 1 określająca, jaka część faktycznego pobrania pochodzi ze skażonego źródła, K - wielkość dobowego kontaktu (spożycia wody pitnej [l wody/d], dobowa wentylacja płuc [m 3 /d], dobowe spożycie gleby [mg/d] itp.) CK - częstotliwość i czas trwania kontaktu (ile godz. na dobę, przez ile dni w roku, ile lat) - zależy od konkretnego scenariusza narażenia, MC - średnia masa ciała [kg], T - okres uśredniania (dni, lata, w tzw. przewlekłym narażeniu całożyciowym przyjmowany najczęściej jako 70 lat). Dawkę całkowitą pobraną oblicza się jako sumę dawek pobranych na poszczególnych drogach narażenia. Na poziomie dawki całkowitej danej substancji następuje integracja wszystkich dróg narażenia na daną substancję. Fizjologiczne czynniki narażenia Podstawowym wykładnikiem różnicującym fizjologiczne czynniki narażenia jest rodzaj wrażliwej populacji tzn. jej charakterystyka pod względem wieku, płci czy wykonywanego zawodu. Od powyższych cech zależą inne czynniki jak np. masa ciała (średnio inna u kobiet, inna u mężczyzn, inna w przypadku dzieci) czy częstość kontaktu (inny scenariusz u dzieci, inny u dorosłych). 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 w grupie wiekowej pomiędzy 1 r.ż. i 6 r.ż. przyjmuje się do obliczeń masę ciała 16 kg. Dane powyższe są oparte na 50 - percentylu rozkładu masy ciała w danych antropometrycznych. Standardowe dane dotyczące dobowego pobrania mediów środowiskowych są następujące. Wentylacja płuc: gdy nie jest wyspecyfikowany schemat aktywności przyjmuje się średnią dobową wentylację płuc na poziomie 20 m 3 /d dla dorosłych i 5-10 m 3 /d dla dzieci. Konsumpcja wody pitnej: wartość średnia = 1.4 l/d, 90-ty percentyl rozkładu = 2.0 l/d. 32
Przypadkowe spożycie gleby - dotyczy głównie dzieci na skutek wkładania do ust niemytych rąk. Przyjmowane tu wartości to: 150-200 mg/d = 50-ty percentyl rozkładu w grupie wiekowej 1-6 lat, 100 mg/d dla grup wiekowych starszych od 6 lat, 800 mg/d - najwyższa wartość (prawy ogon rozkładu) - wyłączając tzw. pica, czyli spaczone łaknienie. Modelowanie potencjalnych scenariuszy narażenia Modelowanie potencjalnych scenariuszy narażenia wiodące do ilościowej oceny ryzyka jest dobrze opracowaną procedurą dla ekspozycji na chemiczne substancje toksyczne i rakotwórcze. Pobór substancji chemicznych z wodą pitną I = Cw FI (K w CK) / (MC T) Cw - średnie stężenie substancji w wodzie [mg/l], FI - liczba niemianowana z przedziału od 0 do 1 określająca, jaka część faktycznego spożycia pochodzi ze skażonego źródła, K w - wielkość dobowego spożycia wody pitnej [l wody /d], w/g rekomendacji US EPA przyjmuje się 2 l/d CK - częstotliwość i czas trwania kontaktu (ile godz. na dobę, przez ile dni w roku,ile lat) - zależy od konkretnego scenariusza narażenia, MC - średnia masa ciała [kg], T - okres uśredniania (przyjmowany najczęściej jako 70 lat - tzw. całożyciowe przewlekłe narażenie). Pobór substancji chemicznych przez przypadkowe spożycie gleby I = Cg FI CF (K g CK) / (MC T) Cg - średnia zawartość substancji w glebie [mg/kg], FI - liczba niemianowana z przedziału od 0 do 1 określająca, jaka część faktycznego przypadkowego spożycia gleby pochodzi ze skażonego źródła, K g - wielkość dobowego przypadkowego (przez ręce i przedmioty zanieczyszczone pyłem z gleby) spożycia gleby [mg /d], przyjmuje się 200 mg/d dla dzieci poniżej 6 lat, 100 mg/d dla wieku pow. 6 lat, CF - współczynnik przeliczeniowy 10-6 kg/mg (konieczny, ponieważ spożycie gleby wyraża się w [mg] gleby na dobę, natomiast zawartość szkodliwych substancji w [mg] substancji na [kg] gleby); Pobór substancji chemicznych z gleby na drodze wchłaniania przezskórnego I = (Cg SA AF ABS)/MC FI CF CK / T Cg - średnia zawartość substancji w glebie [mg/kg], SA - powierzchnia skóry eksponowana na kontakt z glebą [m 2 ], AF - czynnik adherencji gleby do skóry [mg/cm 2 ], ABS - czynnik absorpcji przezskórnej; wielkość niemianowana z przedziału od 0 do 1 określająca wydajność procesu desorpcji czynnika szkodliwego z cząstek gleby i następowej jego absorpcji przez skórę, wiedza na temat tego parametru jest bardzo znikoma FI - liczba niemianowana z przedziału od 0 do 1 określająca, jaka część gleby, z którą kontaktowała się skóra narażonej osoby pochodzi ze skażonego obszaru; zazwyczaj przyjmuje się FI = 1, 33
CF - współczynnik przeliczeniowy 10-6 kg/mg, Pobór substancji chemicznych ze skażonymi płodami rolnymi, owocami i warzywami I = Cpr FI CF (K pr CK) / (MC T) Cpr - średnia zawartość substancji w płodach rolnych, owocach i warzywach [mg/kg], przyjmuje się wartości uzyskane z pomiarów lub modeli transferu zanieczyszczeń gleba - roślina, FI - liczba niemianowana z przedziału od 0 do 1 określająca, jaka część faktycznego spożycia pochodzi ze skażonego źródła, K pr - wielkość dobowej konsumpcji skażonego produktu [g produktu /d], CF - współczynnik przeliczeniowy 10-3 kg/g Pobór substancji chemicznych ze skażonymi produktami mięsnymi i nabiałem I = Cpm FI CF (K mn CK) / (MC T) Cpm - średnia zawartość substancji w produktach mięsnych i nabiale [mg/kg], wartość tego parametru ocenia się na podstawie wyników oznaczeń metodą podwójnej porcji lub też na podstawie modelowania uwzględniającego skażenie gleby i wody, czynniki akumulacji substancji w roślinach, oraz współczynniki transferu pokarm - mięso, pokarm - nabiał; FI - liczba niemianowana z przedziału od 0 do 1 określająca, jaka część faktycznego spożycia pochodzi ze skażonego źródła, K mn - wielkość dobowej konsumpcji skażonego produktu [g produktu /d], CF - współczynnik przeliczeniowy 10-3 kg/g Pobór substancji chemicznych drogą inhalacyjną Cp - średnie stężenie substancji w powietrzu [mg/m 3 ], K inh - wielkość dobowej wentylacji płuc [m 3 /d] I = Cp (K inh CK) / (MC T) Zgodnie z zasadami szacowania ryzyka zdrowotnego należy stosować wyżej przedstawione wzory w odniesieniu do rozważanego scenariusza narażenia tzn. dla każdej z wymienionych tam dróg narażenia i dla wszystkich potencjalnie szkodliwych dla zdrowia substancji związanych z danym scenariuszem. Tak postawione zadanie jest na ogół bardzo trudne, jeżeli nie niemożliwe do wykonania z powodu braku wystarczających informacji w istniejących opracowaniach. Istnieje ścisła współzależność między zjawiskami zdrowotnymi a zjawiskami demograficznymi. Do prawidłowej oceny zdrowia populacji konieczne są informacje o liczbie ludności zamieszkującej dany teren oraz o jej strukturze wiekowej. 34
Rodzaj narażonej populacji (ludzie w wieku produkcyjnym - pracownicy narażeni zawodowo, populacja generalna tzn. także dzieci i osoby starsze), jej struktura wiekowa i płeć determinują fizjologiczne czynniki narażenia, takie jak: masa ciała, wielkość i częstość kontaktu ze skażonym medium (dobowa wentylacja płuc, aktywność fizyczna) itd. Wielkość dawki pobranej zależna jest od parametrów fizjologicznych zdeterminowanych przez płeć i wiek. Dlatego w ocenach narażenia rekomendowane jest zastosowanie procedury syntezy populacyjnej tzn. obliczenie średniej populacyjnej dawki pobranej (tzn. średniej dawki pobranej ważonej strukturą demograficzną narażonej populacji) według wzoru. I pop = w 0-6 I 0-6 + w 7-19 I 7-19 + w m I m + w k I k w 0-6 I 0-6 w 7-19 I 7-19 w k I k w m I m oznacza procent populacji przypadający na dzieci w wieku 0-6 lat, oznacza dawkę pobraną obliczoną dla dzieci w wieku 0-6 lat, oznacza procent populacji przypadający na dzieci w wieku 7-19 lat, oznacza dawkę pobraną obliczoną dla dzieci w wieku 7-19 lat, oznacza procent populacji przypadający na kobiety, oznacza dawkę pobraną obliczoną dla kobiet, oznacza procent populacji przypadający na mężczyzn, oznacza dawkę pobraną obliczoną dla mężczyzn. Określone w powyższy sposób średnie populacyjne należy obliczać dla danej substancji i danej drogi narażenia osobno. Wszędzie gdzie jest to tylko możliwe powinno się dążyć do przeliczenia dawki pobranej na dawkę wchłoniętą. Dawka = I AF AF oznacza współczynnik wchłaniania. Wszędzie tam gdzie współczynnik wchłaniania jest nieznany należy przyjmować AF = 1, zgodnie z zasadą konserwatywnej oceny ryzyka. Innymi słowy zasada ta polega na przyjmowaniu większego możliwego ryzyka w sytuacjach niepewnych (większy margines bezpieczeństwa narażonej populacji). Odnośnie czynników absorpcji istnieje duża niepewność w literaturze. Przyjmowane wartości współczynników dla substancji (organicznych lub nieorganicznych) wchłoniętych przez przewód pokarmowy mieszczą się w zakresie AF = 0.1-1.0, a dla inhalacyjnej drogi narażenia AF = 0.75-1.0. Współczynnik wchłaniania jest wielkością zależną silnie od wieku i sposobu odżywiania się. Na przykład, współczynnik wchłaniania dla ołowiu pobranego drogą oddechową u dziecka ocenia się na 0.25-0.45, a drogą pokarmową na 0.3-0.5. Współczynnik wchłaniania drogą pokarmową jest dla ołowiu silnie malejącą funkcją czasu i dla dorosłych wynosi już 0.03-0.05. Zależność dawka - odpowiedź Z praktycznego punktu widzenia istotne jest rozróżnienie na substancje kancerogenne i niekancerogenne (toksyczne). Przyjmuje się, że substancje o działaniu toksycznym posiadają pewien próg stężenia, poniżej którego mechanizmy obronne chronią organizm przed negatywnymi skutkami narażenia. Próg ten ilościowo opisuje tzw. NOAEL - poziom braku obserwowalnych efektów 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 da- 35
nych, wprowadza się tzw. 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 każdym narażeniu zawsze istnieje pewne prawdopodobieństwo wystąpienia nowotworu. Stochastyczny charakter procesu kancerogenezy sprawia, że rejestrowaną odpowiedzią biologiczną jest tu prawdopodobieństwo wystąpienia nowotworu (tzn. częstość wystąpienia nowotworu w badanej grupie zwierząt lub ludzi - w retrospektywnych badaniach osób narażonych zawodowo na kancerogeny). Współczynnik przeliczający pochłoniętą dawkę substancji kancerogennej na skutek zdrowotny (prawdopodobieństwo wystąpienia nowotworu) nazywa się jednostkowym ryzykiem nowotworowym (UCR). Jest on wyznaczany jako nachylenie krzywej dawka-odpowiedź. Krzywa zależności dawka-odpowiedź ma, więc charakter krzywej kalibracyjnej pozwalającej przełożyć dawkę na ryzyko nowotworowe. Ocena ryzyka U podstaw oceny potencjalnego ryzyka zdrowotnego narażenia na substancje rakotwórcze leży pojęcie ryzyka indywidualnego, tzn. ryzyka ponoszonego przez typowego przedstawiciela rozważanej (w danym scenariuszu narażenia) populacji: Ryzyko = Dawka UCR Ryzyko indywidualne może być następnie przeliczane na ryzyko populacyjne, czyli na oczekiwaną liczbę dodatkowych zachorowań na nowotwory w rozważanej populacji. Ryzyko Populacyjne = Ryzyko Liczebność narażonej populacji Przeliczanie ryzyka indywidualnego na populacyjne ma sens jedynie dla odpowiednio licznych populacji (w sensie prawa wielkich liczb). Ryzyko jednostkowe zachowuje natomiast swe znaczenie nawet dla mało licznych populacji, niosąc informację ilościową o prawdopodobieństwie zachorowania, gdy miało miejsce narażenie (tzw. prawdopodobieństwo warunkowe). Niezależnie jednak od prezentowania wyniku w postaci ryzyka populacyjnego rozważenie liczebności narażonej populacji ma znaczenie kluczowe w procesie analizy ryzyka zdrowotnego, w szczególności w stadium interpretacji wyników. Substancje rakotwórcze działają bezprogowo, zatem fizjologia nie wyznacza tu naturalnego progu szkodliwości. W zastosowaniach praktycznych dąży się jednak do wyznaczania wartości referencyjnych (krytycznych). Decyzja, co to 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 (bezdyskusyjnie) akceptowalną wartością jest ryzyko niższe niż 1 na milion (tj. 10-6 ). W przypadku substancji toksycznych strategia oceny jest inna: na podstawie znajomości progu toksycznego działania określonego jako LOAEL (najniższe stężenie wywołujące efekt biologiczny), lub najwyższego stężenia nie dającego efektu NOAEL, wyznacza się tzw. dawkę referencyjną RfD poprzez uwzględnienie niepewności związanych z różnicą 36
podatności wewnątrz populacji, koniecznością ekstrapolacji międzygatunkowej oraz przeniesienia wyników badań przewlekłych na całożyciowe narażenie itp. Dysponując dla danej substancji dawką referencyjną (z toksykologicznych baz danych) dokonuje się jej porównania z wielkością rzeczywistej dawki obliczając tzw. iloraz narażenia: HQ = Dawka / RfD 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. W odniesieniu do substancji toksycznych liczebność populacji narażonej na działanie toksyczne (tj., dla której HQ 1) jest szczególnie ważnym wskaźnikiem obrazującym rangę problemu. W zintegrowanym podejściu do oceny ryzyka zdrowotnego obejmującym analizę wszystkich możliwych dróg narażenia wyznacza się ryzyko całkowite: Ryzyko całkowite = s, d n Ryzyko Indywidualne s, d n indeksy s i dn symbolizują, że sumowanie odbywa się po wszystkich rozważanych substancjach i po wszystkich drogach narażenia. Podobnie liczy się całkowity iloraz zagrożenia: HQ całk. = s, dn HQ s, dn 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 powyżej propozycje są, mimo toczących się dyskusji nad ich adekwatnością jedynymi szerzej stosowanymi w praktyce. Analiza czułości i niepewności Ocena ryzyka powinna w każdym przypadku być uzupełniona analizą czułości i niepewności. Analiza czułości dotyczy określenia wpływu poszczególnych parametrów narażenia na ostateczny wynik oceny. Analizę taką prowadzi się zmieniając systematycznie kolejne parametry przy ustalonych wartościach pozostałych parametrów. Analiza niepewności obejmuje natomiast dyskusję dokładności końcowego wyniku w świetle jakości wiedzy toksykologicznej, jakości stosowanych baz danych oraz rozmycia czynników narażenia, które jako wielkości opisujące statystyczne własności populacji ludzkich posiadają swoje własne rozkłady prawdopodobieństwa. 37
38