Microsoft Word - 19-malec-bubak.doc

137

PRAKTYCZNY PRZYKŁAD OCENY ŚRODOWISKOWEGO

RYZYKA ZDROWOTNEGO

Mgr Beata Malec, dr Marek Biesiada, dr Anicenta Bubak

Instytut Medycyny Pracy i Zdrowia Środowiskowego, Sosnowiec

Wstęp

Zagrożenia  zdrowotne  stwarzane  przez  istniejące  zakłady  przemysłowe  stanowią  od
lat  przedmiot  zaniepokojenia  opinii  publicznej  oraz  aktywnej  działalności  naukowo-
badawczej. Wciąż jednak brakuje standardów w zakresie wykonywania ocen tego typu
zagrożeń.  Konkretną  propozycję  w  tym  zakresie  stanowi  metodologia  tzw.  oceny  ry-
zyka  zdrowotnego,  wypracowana  w  USA  i  stosowana,  w  różnym  zakresie  także  w
krajach Europy Zachodniej. Przykład prezentowany w niniejszym referacie pochodzi z
większego programu,  w którym uczestniczył  IMPiZŚ  oraz  IMP  w  Łodzi,  którego  ce-
lem była ocena zagrożeń stwarzanych przez zakłady przemysłowe uznane za uciążliwe
dla  ludzi  zamieszkałych  w  zasięgu  ich  oddziaływania.  W  celu  wykonania  programu,
przyjęta  została  koncepcja  implementacji  amerykańskiego  modelu  ocen  ryzyka  zdro-
wotnego polegającego na rozważaniu zagrożeń zdrowotnych wynikających z narażenia
na  substancje  toksyczne  oraz  dodatkowego  ryzyka  nowotworowego  wynikającego  z
narażenia na substancje kancerogenne emitowane do środowiska. Koncepcja ta zakła-
da zastosowanie modelu probabilistycznego w celu oszacowania sumarycznego ryzyka
zdrowotnego  oraz  sumarycznego  ilorazu  zagrożenia  w  możliwie  najbardziej  reali-
styczny  sposób,  a  następnie  prezentację  przestrzennego  rozkładu  ilorazów  zagrożeń
oraz  dodatkowego  ryzyka  zdrowotnego  przy  użyciu  systemów  informacji  przestrzen-
nej (GIS).

Na podstawie operatów otrzymanych z zakładów uzyskano informacje o wielkości emisji
substancji szkodliwych do powietrza atmosferycznego, ilości i rodzaju wytwarzanych od-
padów i ścieków. Z punktu widzenia ilościowej oceny ryzyka zdrowotnego, jedyną możli-
wą do dalszego wykorzystania informację stanowiła emisja szkodliwych substancji do po-
wietrza atmosferycznego. Na podstawie znanych parametrów emitora, wielkości emisji i
średniorocznej róży wiatrów, przy zastosowaniu modelu dyspersyjnego ZANAT, w wę-
złach siatki przestrzennej o wymiarach 500 m

× 500 m pokrywającej kwadrat 20 km × 20

km, obliczano średnioroczne stężenia szkodliwych substancji C

w zasięgu oddziaływania

zakładu.

W charakterze przykładu przedstawiony zostanie Zakład A zlokalizowany na terenie silnie
uprzemysłowionego miasta. Substancje szkodliwe emitowane do atmosfery to: NO

, tolu-

en, octan etylu, alkohol butylowy, metyloetyloketon, kumen, propylobenzen, Mn, Fe, F,
Al, Cu, Ni, Cr, akroleina, cyjanowodór, epichlorhydryna, fenol, aceton, etylobenzen, glikol
etylenowy, kaprolaktam, ksylen, formaldehyd oraz trójchloroetylen.

138

Dane toksykologiczne badanych substancji zaczerpnięto z bazy danych US EPA Region
III, w której prezentowane są wartości dawek referencyjnych oraz wskaźników siły działa-
nia kancerogennego dla ok. 600 substancji. Baza ta stanowi konkretny punkt referencyjny,
gdyż dane te są rekomendowane w USA do stosowania w prowizorycznych ocenach ryzy-
ka.. Informacje toksykologiczne dla substancji rozważanych w odniesieniu do Zakładu A
przedstawia Tabela I.

Tabela I. Wartości dawek referencyjnych (RfD), współczynników siły kancerogennej

(CSF) oraz współczynników

α i β (uwzględniających strukturę demograficzną i

różnice populacyjne w fizjologicznych czynnikach narażenia - patrz tekst) dla
substancji emitowanych przez Zakład A.

Nazwa substancji

RfD

[ mg kg

-1

]

CSF

[kg d mg

-1

]

-1

]

-1

]

1.060

0.312

Toluen

0.114

2.890

Octan etylu

0.943

0.350

Alkohol butylowy

0.106

3.120

Metyloetyloketon

0.286

1.15

Kumen

0.110

3.000

Propylobenzen

0.011

31.20

1.43 10

-5

2.30 10

0.314

1.050

0.063

5.240

Al.

0.001

330

0.043

7.690

0.021

15.80

3.0 10

-5

1.1 10

13.8

Akroleina

5.71 10

-6

5.77 10

Cyjanowodór

8.75 10

-4

385

Epichlorhydryna

2.85 10

-4

4.20 10

-3

1150

1.38 10

-3

Fenol

0.629

0.524

Aceton

0.106

3.12

Etylobenzen

0.29

1.14

Glikol etylenowy

2.09

0.158

Kaprolaktam

0.514

0.641

Ksylen

0.2

1.65

Formaldehyd

0.046

0.015

Trójchloroetylen

6. 10

-3

1.98 10

-3

Metodyka Oceny Ryzyka

Zastosowana metodyka jest przykładem klasycznej oceny ryzyka zdrowotnego opartej na
modelu amerykańskim – rekomendowanym przez US EPA. Oznacza to, że oddzielnie
analizowane były substancje szkodliwe o działaniu rakotwórczym i substancje o działaniu
toksycznym - dla pierwszej grupy wyznaczano jednostkowe ryzyko nowotworowe, dla
drugiej – iloraz zagrożenia.

Wyspecyfikowane w operatach substancje chemiczne emitowane przez dany zakład dają
się podzielić na trzy grupy: substancje, dla których znane są dawki referencyjne (RfD) oraz
jednostkowe ryzyko nowotworowe (UCR lub CSF), substancje, dla których znane są tylko

139

obowiązujące  w  kraju  najwyższe  dopuszczalne  stężenia  w  powietrzu  atmosferycznym
(NDS)  oraz  substancje,  dla  których  żadne  z  powyższych  danych  nie  są  znane.  Ostatnia
grupa  nie  była  uwzględniana  w  ilościowej  analizie  zagrożeń  i  ryzyka  zdrowotnego.  Dla
substancji  grupy  drugiej  i  pierwszej  (znane  wartości  NDS)  wyznaczane  były  wskaźniki
przekroczeń  na  podstawie,  których  obliczano  sumaryczny  wskaźnik  wielokrotności  prze-
kroczenia wartości NDS –

ΣW

NDS

według wzoru:

ΣW

NDS

= C

/NDS

+ C

/NDS + ... + C

/NDS

gdzie:
C

- stężenie średnioroczne substancji 1 do "n"

NDS - wartość środowiskowego normatywu higienicznego (NDS) dla substancji 1 do "n".

Dla substancji grupy pierwszej obliczano: iloraz zagrożenia HQ, czyli iloraz dawki pobra-
nej i dawki referencyjnej dla pojedynczej substancji. Wzór, według którego wykonywano
obliczenia można zapisać w postaci

= C

× α

gdzie:
Cs - stężenie danej substancji w powietrzu atmosferycznym,

αs – współczynnik specyficzny dla danej sub-

stancji, obliczany według wzoru

)

(

Inh

RfD

−

gdzie:
RfD

1-n

- wartość dawki referencyjnej dla substancji 1 do "n"

Inh

0-6

– wielkość wentylacji dobowej płuc dla dzieci w wieku 0-6 lat

Inh

7-19

– wielkość wentylacji dobowej płuc dzieci w wieku 7-19 lat

Inh

– wielkość wentylacji dobowej płuc dla osób dorosłych

M.C.

0-6

– masa ciała dzieci w wieku 0-6 lat

M.C.

7-19

– masa ciała dzieci w wieku 7-19 lat

M.C.

– masa ciała w subpopulacji kobiet

M.C.

– masa ciała w subpopulacji mężczyzn.

Współczynniki

α (oraz analogiczny współczynnik β dla ryzyka nowotworowego) opraco-

wane zostały w celu ułatwienia obliczeń niezbędnych dla graficznej prezentacji izolinii
sumarycznego ilorazu narażenia oraz sumarycznego dodatkowego ryzyka nowotworowe-
go.

Iloraz zagrożenia HQ

nie ma znaczenia prawdopodobieństwa wystąpienia określonego

efektu zdrowotnego, wskazuje on jedynie ile razy oszacowana wielkość narażenia wyrażo-
na w postaci dawki pobranej, ważonej strukturą demograficzną narażonej populacji, jest
większa lub mniejsza od wartości dawki referencyjnej (RfD) dla danej substancji. Korzy-
stając z definicji dawki referencyjnej, możemy stwierdzić, że jeśli wartość HQ

jest mniej-

sza od 1, to wśród populacji narażonej nie wystąpi zauważalne ryzyko wystąpienia szko-
dliwych efektów zdrowotnych w ciągu całego okresu życia. Jeśli natomiast wartość HQ

jest większa lub równa 1, wówczas nie można wykluczyć możliwości wystąpienia określo-
nych skutków działania toksycznego wśród narażonej populacji. Zakładając dodatnią ko-
relację między wzrostem narażenia a zwiększeniem częstości lub nasilenia szkodliwych
skutków zdrowotnych wynikających z tego narażenia możemy przypuszczać, że większej

140

wartości HQ

będzie towarzyszyć większe ryzyko wystąpienia szkodliwych skutków

zdrowotnych.
Dalej obliczano sumaryczny iloraz zagrożenia jako:

HQ = HQ

+ HQ

+ ... + HQ

W dalszej części oceny przyjęto strategię, że jeżeli HQ≥1, wówczas należało oszacować
wielkości udziału poszczególnych substancji w wartości HQ

wykonać segregację substan-

cji pod kątem określonego kierunku działania toksycznego, np. hepatotoksycznego, nefro-
toksycznego itd. i ponownie ocenić możliwość wystąpienia skutków zdrowotnych dla
określonych kierunków działania toksycznego.

Dla substancji o działaniu kancerogennym obliczano wartość dodatkowego, indywidualne-
go ryzyka nowotworowego R

, ważonego strukturą populacyjną, dla każdej z tych substan-

cji według wzoru:

Ryzyko

= C

× β

gdzie:
C

- stężenie danej substancji kancerogennej w powietrzu atmosferycznym,

– współczynnik analogiczny

do współczynnika

obliczany wg wzoru:

)

(

Inh

CSF

−

gdzie:
CSF

oznacza wskaźnik siły działania kancerogennego dla danej substancji, znaczenie pozostałych

symboli jest takie samo jak we wzorze na α

Kolejnym krokiem było obliczenie sumarycznego dodatkowego ryzyka nowotworowego
ważonego strukturą populacyjną

R = R

+ R

+ ... + R

Symulacje Monte Carlo

W celu uwzględnienia zmienności międzyosobniczej fizjologicznych czynników narażenia
oraz zmienności przestrzennej stężeń szkodliwych substancji w powietrzu atmosferycz-
nym, zastosowano metodę probabilistyczną wykorzystując symulacje Monte Carlo w opar-
ciu o w/w wzory. We wzorach tych traktowano zmienne C

, Inh

oraz M.C.

(i = 0-6, 7-19,

m, k) jako zmienne losowe o zadanych rozkładach prawdopodobieństwa. Dla wygenero-
wania rozkładu ilorazów zagrożenia oraz ryzyka metodą Monte Carlo, wykonywano 10
000 prób na każdą symulację.

Wyniki modelowania przestrzennego rozkładu stężeń zanieczyszczeń przy użyciu modelu
dyspersyjnego  zostały  opisane  heurystycznym  rozkładem  prawdopodobieństwa  odzwier-
ciedlającym  częstość  występowania  poszczególnych  wartości  stężenia  w  obszarze  mode-
lowym.  Za  obszar  modelowy  przyjmowano  maksymalny  „zasięg  oddziaływania”  (obszar
niezerowych stężeń wyznaczonych modelem ZANAT) w grupie badanych substancji. Je-
żeli zasięg oddziaływania dla danej substancji był mniejszy od obszaru modelowego, róż-

141

nicę tę uwzględniano przez wprowadzenie we wzorach na sumaryczne wskaźniki HQ i R
odpowiednich czynników wagowych równych stosunkowi powierzchni zasięgów oddzia-
ływania. Heurystyczny rozkład stężenia nie posiada interpretacji rozkładu przestrzennego
sensu stricte, chociaż wywodzi się ze zmienności przestrzennej. Właściwą jego interpreta-
cją jest uśredniony przestrzennie (po obszarze modelowym) rozkład stężenia danej sub-
stancji.

Fizjologiczne  czynniki  narażenia  dla  poszczególnych  subpopulacji  odzwierciedlających
strukturę  demograficzną  rozpatrywanego  obszaru  modelowano  przy  pomocy  następują-
cych  funkcji  rozkładu  prawdopodobieństwa.  Wentylacja  dobowa  płuc:  Inh

0-6

– rozkład

normalny N(5 m

-1

; 3 m

-1

) zawężony do przedziału [2 m

-1

; 20 m

-1

]; Inh

7-19

– rozkład

normalny N(17 m

-1

; 5 m

-1

) zawężony do przedziału [12 m

-1

; 40 m

-1

]; Inh

– roz-

kład normalny N(20 m

-1

; 15 m

-1

) zawężony do przedziału [13 m

-1

; 60 m

-1

]. Masa

ciała: M.C.

0-6

– rozkład jednorodny w przedziale [3 kg; 28 kg]; M.C.

7-19

– rozkład jedno-

rodny w przedziale [19 kg ; 80 kg]; M.C.

– rozkład normalny - N(60 kg ; 10 kg) zawężony

do przedziału [47 kg ; 87 kg]; M.C.

– rozkład normalny - N(74 kg; 11 kg) zawężony do

przedziału [57 kg; 95 kg].

Wyniki

Wyniki oceny sumarycznego ilorazu zagrożenia HQ dla Zakładu A przedstawia Ryc.
1. Tabela II zawiera opis statystyczny prognozowanego sumarycznego ilorazu zagro-
żenia dla 23 substancji o działaniu toksycznym, emitowanych przez zakład.

Rycina 1. Rozkład sumarycznego ilorazu zagrożenia dla Zakładu A otrzymany metodą

symulacji Monte Carlo.

,000

,012

,025

,037

,050

2,31E-3

1,42E-2

2,62E-2

3,81E-2

5,00E-2

obi

eń

142

,000

,019

,039

,058

,077

8,31E-8

8,12E-7

1,54E-6

2,27E-6

3,00E-6

opo

eń

Wyniki oceny dodatkowego ryzyka nowotworowego wynikającego z inhalacyjnego nara-
żenia na formaldehyd, trójchloroetylen, chrom i epichlorhydrynę przedstawia Ryc. 2.

Rycina 2. Rozkład sumarycznego dodatkowego ryzyka nowotworowego dla Zakładu A

otrzymany metodą symulacji Monte Carlo

Statystyczne parametry prognozowanego dodatkowego ryzyka związanego z narażeniem
na rozważane substancje kancerogenne zestawiono w Tabeli II.

Tabela II. Parametry statystyczne rozkładu sumarycznego ilorazu zagrożenia HQ oraz
sumarycznego dodatkowego ryzyka nowotworowego R otrzymanych metodą symulacji
Monte Carlo.

Średnia

1.72 10

-2

8.64 10

-7

Odchylenie standardowe

6.24 10

-2

6.34 10

-6

4.86 10

-3

1.50 10

-7

20 percentyl

5.96 10

-3

1.89 10

-7

30 percentyl

6.98 10

-3

2.30 10

-7

40 percentyl

7.99 10

-3

2.78 10

-7

50 percentyl

9.29 10

-3

3.39 10

-7

60 percentyl

1.08 10

-2

4.15 10

-7

70 percentyl

1.32 10

-2

5.22 10

-7

80 percentyl

1.71 10

-2

7.12 10

-7

90 percentyl

2.68 10

-2

1.23 10

-6

W świetle standardowej interpretacji wyników oceny ryzyka (tzn. wartości ilorazu zagro-
żenia i dodatkowego ryzyka nowotworowego) należy uznać rozpatrywany zakład produk-
cyjny za nieszkodliwy dla zdrowia ludności zamieszkującej w obszarze jego oddziaływa-
nia. Wartość sumarycznego ilorazu zagrożenia na poziomie HQ = 0.017 (średnio) i przy 90
percentylu HQ wynoszącym 0.027 świadczą o braku szkodliwego działania toksycznego w
zakresie rozważanych substancji. Podobnie poziom średniego sumarycznego ryzyka no-

143

wotworowego wynoszący 8.6 10

-7

jest poziomem ryzyka uznanego powszechnie za ak-

ceptowalne. Jego 90 percentyl wynoszący 1.23 10

-6

leży już na granicy powszechnej ak-

ceptowalności ryzyka.

Wielkości  powyższe  należy  interpretować  jako  miarę  potencjalnego  zagrożenia  zdrowot-
nego stwarzanego przez dany zakład dla hipotetycznej populacji ludzkiej, o strukturze de-
mograficznej  zbliżonej  do  rzeczywistej,  zamieszkującej  w  sposób  jednorodny  modelowy
obszar  oddziaływania  zakładu.  Ponadto  ocena  ryzyka  przeprowadzona  w  tym  przypadku
należy do kategorii ocen prowizorycznych (ang. provisional) gdyż oparto się tu nie na da-
nych o faktycznej imisji pochodzącej z zakładu, lecz na symulacjach średniorocznych stę-
żeń  zanieczyszczeń  modelem  dyspersyjnym,  który  jakkolwiek  będąc  rekomendowanym
modelem  jest  niedokładny.  Pewne  wątpliwości  może  budzić  zastosowane  tu  sumowanie
ilorazów zagrożeń substancji o zróżnicowanym oddziaływaniu na organizmy ludzkie, su-
mowanie powinno się stosować przy występowaniu addytywnych skutków oddziaływania.
Tych zróżnicowanych charakterów oddziaływania nie brano tu pod uwagę, zakładając, że
jeżeli suma ilorazów zagrożeń nie przekracza jedności, to wnioskowanie na tej podstawie o
braku zagrożeń zdrowia jest stwierdzeniem bezpiecznym.

Ponadto, maksymalny zasięg oddziaływania zakładu nie jest określony jednoznacznie –
zależy on od przyjętej dokładności uzyskania wyników w modelu dyspersyjnym, a ściślej
– od minimalnej wartości stężenia uznanego jako niezerowe. Owa minimalna wartość stę-
żenia przyjmowana była jako jedna i ta sama dla wszystkich substancji – niezależnie od
stopnia ich toksyczności. Efekt ten działa w kierunku zaniżania wielkości skutku zdrowot-
nego dla substancji bardziej toksycznych tzn. posiadających niskie wartości RfD. Jednakże
dla rozważanych substancji i przy przyjętych minimalnych progach w modelu dyspersyj-
nym skala tego efektu jest marginalna. Istnienie różnic w zasięgu oddziaływania (w zakre-
sie poszczególnych substancji) uwidocznionych w modelu dyspersyjnym zostało uwzględ-
nione przez wprowadzenie odpowiednich czynników wagowych opisanych powyżej. Brak
uwzględnienia czynników wagowych powodowałby po pierwsze utratę porównywalności
wyniku dla różnych substancji, a po drugie – sztuczne zawyżenie wielkości skutku zdro-
wotnego w stosunku do stanu faktycznego.

Dla zwiększenia stopnia szczegółowości informacji o przestrzennym rozkładzie ryzyka i
zagrożeń związanych z narażeniem na substancje o działaniu toksycznym, opisana w ni-
niejszej pracy ilościowa analiza ryzyka metodą symulacji Monte Carlo była poszerzona o
graficzną prezentację izolinii sumarycznego ilorazu zagrożenia oraz sumarycznego dodat-
kowego ryzyka nowotworowego. W tym celu zostały wprowadzone współczynniki

α i β -

wartości stężeń w węzłach siatki pomnożone przez te współczynniki dawały w rezultacie
wartości ilorazów zagrożeń i dodatkowego ryzyka, z których po zsumowaniu otrzymywa-
no odpowiednie wskaźniki sumaryczne w węzłach siatki. Następnie wartości w węzłach
były interpolowane do izolinii HQ i R.

Oryginalne aspekty podejścia przedstawionego w niniejszym przykładzie obejmują:

uwzględnienie struktury demograficznej realnej populacji (jako wyznacznika zróżni-

cowania odpowiedzi biologicznej na poziomie fizjologicznych czynników narażenia)
poprzez wprowadzenie koncepcji narażenia ważonego strukturą demograficzną

uwzględnienie zmienności przestrzennej pola stężeń zanieczyszczeń powietrza oraz

zmienności międzyosobniczej w fizjologicznych czynnikach narażenia w ramach po-