Podstawy oceny

środowiskowego ryzyka

zdrowotnego

W badaniach epidemiologicznych koncentrujemy się na
istniejących danych o skutkach zdrowotnych i staramy się
ocenić, które spośród licznych czynników narażenia i w
jakim stopniu są odpowiedzialne za obserwowany stan
rzeczy. Badania te jednak są dość kosztowne i
czasochłonne.

Częste są sytuacje, gdy potrzebne są szybkie dane

dotyczące ryzyka lub też, gdy w rozważaniach związanych
z ryzykiem zdrowotnym nie można się oprzeć na
rzeczywistych danych epidemiologicznych. Ma to miejsce
np. w przypadku ocen oddziaływania na środowisko i
zdrowie ludzkie inwestycji planowanych, istniejących lub
likwidowanych. W takim przypadku można zastosować
procedurę nazywaną oceną ryzyka zdrowotnego.

Koncepcja oceny środowiskowego ryzyka zdrowotnego

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 procesie oceny ryzyka wyróżnia się następujące

etapy postępowania:



Identyfikacja zagrożenia;



Ocena narażenia;



Określenie zależności dawka-odpowiedź;



Charakterystyka ryzyka i analiza niepewności.

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.

Substancje chemiczne , uznane jako szkodliwe dla

człowieka zostały sklasyfikowane w zależności od skutku
biologicznego jako :



rakotwórcze;



nierakotwórcze.

W

zależności

od

czasu

wystąpienia

skutków

biologicznych mówimy o zagrożeniach ostrych i
przewlekłych. Istotne jest jak precyzyjnie zdefiniowane
jest zagrożenie. Stopień precyzji (a szczególnie jej brak)
na poziomie definicji zagrożenia przenosi się na pozostałe
elementy oceny ryzyka wpływając na dokładność wyniku.
Identyfikacja i charakterystyka zagrożenia w odniesieniu
do szkodliwych substancji w poszczególnych elementach
środowiska powinna zawierać:



identyfikację szkodliwych substancji w powietrzu,
wodzie pitnej i glebie;



rozkład zawartości szkodliwych substancji jako funkcję
odległości od źródła emisji;



ocenę mobilności danej substancji w elementach
środowiska , jej biodostępność;



charakterystykę toksykologiczną warzyw i owoców oraz
produktów zwierzęcych wytwarzanych na skażonym
terenie.

Dane

toksykologiczne

charakteryzujące

szkodliwą

substancję 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

(RfD – Reference Dose);



w przypadku substancji rakotwórczych-

jednostkowe

ryzyko nowotworowe

.

Istnieją toksykologiczne bazy danych udostępniające
wartości: RfD, ADI oraz innych danych toksykologicznych.

IRIS

(Integrated Risk Information System) – źródło

informacji o truciznach zawartych w niebezpiecznych
odpadach zwykle spotykanych na skażonych terenach
przeznaczonych do remediacji;

HEAST

(Health Effects Assessment Summary Tables)

-

zawiera

tymczasowe

wartości

RfD

oraz

CPF

(Cancer Potency Factor).

Ocena narażenia

Aby mówić o narażeniu konieczne jest istnienie trzech

elementów:

1.

źródło skażenia;

2.

wrażliwy osobnik;

3.

drogi narażenia.

Eliminacja jednego z tych trzech elementów likwiduje
narażenie.

Losy substancji pomiędzy źródłem i populacją narażoną
obejmują

zanieczyszczenia

w

podstawowych

elementach

środowiska

: powietrzu, wodzie i glebie. Istotną rolę

odgrywa

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 hodowanych na
obszarach o dużym stopniu degradacji środowiska.



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, zawartość materii organicznej.

W precyzyjnej zintegrowanej ocenie narażenia należy brać
pod uwagę różne czynniki jak np.:

Pobranie szkodliwej substancji ze środowiska przez

indywidualnego osobnika może nastąpić jedną lub
kilkoma jednocześnie z następujących dróg narażenia:



droga

pokarmową

- spożycie skażonej wody, skażonego

pożywienia;



drogą

inhalacyjną

- szkodliwe gazy, pyły;



drogą

przezskórnej absorpcji

- 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 całożyciowe czy jedynie podczas
aktywności zawodowej.

Bardzo istotne jest czy narażenie dotyczy

populacji

generalnej

czy

dzieci

bądź

osób starszych

(inne parametry

kształtujące narażenie: masa ciała, wielkość wentylacji
płuc,

powierzchnia

ciała).

Uchwycenie

właściwej

charakterystyki rozważanego problemu pod kątem
częstości narażenia i wielkości fizjologicznych czynników
narażenia odbywa się poprzez konstrukcję odpowiedniego
scenariusza narażenia: mieszkańca, pracownika, kontakt
przypadkowy.

U podstaw oceny narażenia leży pojęcie

dawki pobranej

,

której istotą jest oznaczenie ilości substancji szkodliwej, z
którą styka się organizm na danej

drodze narażenia

w

ciągu doby w przeliczeniu na 1 kg masy ciała [mg/(kg d )]

.

Przy obliczaniu dawki pobranej oprócz

stężenia danej

szkodliwej substancji w środowisku

uwzględnia się także

częstotliwość i czas trwania

kontaktu z danym elementem

środowiska (ile godzin na dobę, przez ile dni w roku, ile lat)
natomiast okres uśredniania w tzw. scenariuszu
całożyciowego przewlekłego narażenia przyjmowany jest
najczęściej jako 70 lat.

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/m3 ], [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 [m3 /d], dobowe spożycie gleby [mg/d];

CK - częstotliwość i czas trwania kontaktu (ile godzin na

dobę, przez ile dni w roku, ile lat)- zależy od rodzaju
scenariusza;

MC - średnia masa ciała [kg];

T - okres uśredniania ( dni, lata).

Fizjologiczne czynniki narażenia

Podstawowym wykładnikiem różnicującym fizjologiczne

czynniki narażenia jest rodzaj wrażliwej populacji tzn. jej
charakterystyka

pod

względem

wieku,

płci

czy

wykonywanego zawodu. Od tych cech zależą inne czynniki
jak: masa ciała 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 i 6 r.ż przyjmuje się do obliczeń

masę ciała 16 kg

.

Dane dotyczące dobowego pobrania mediów

środowiskowych



Wentylacja płuc

- gdy nie jest podany rodzaj 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

;



Przypadkowe spożycie gleby

- dotyczy głównie dzieci na

skutek wkładania do ust niemytych rąk. Przyjmowane tu
wartości to:

150- 200 mg/d

w grupie wiekowej 1-6 lat,

100 mg/d

dla grup wiekowych starszych od 6 lat,

800

mg/d

- najwyższa wartość , wyłączając tzw. PICA czyli

spaczone łaknienie.

Modelowanie potencjalnych scenariuszy narażenia

wiodące do ilościowej oceny ryzyka jest dobrze
opracowaną procedurą dla ekspozycji na chemiczne
substancje toksyczne i rakotwórcze.

Modelowanie potencjalnych scenariuszy

narażenia

Pobór substancji chemicznych z wodą pitną

I = Cw × FI × ( Kw × CK ) / ( MC × T )

gdzie:

I- dawka pobrana [ mg/d kg],

Cw- średnie stężenie substancji w wodzie [mg/l],

FI- liczba z przedziału od 0 do 1 określająca, jaka część

faktycznego spożycia pochodzi ze skażonego źródła,

Kw- wielkość dobowego spożycia wody pitnej [l wody/d ],

US EPA przyjmuje 2 l/d;

CK- częstotliwość i czas trwania kontaktu;

MC- średnia masa ciała [kg];

T- okres uśredniania ( przyjmowany najczęściej jako 70 lat).

gdzie:

I- dawka pobrana [mg/d kg];

Cg- średnia zawartość substancji w glebie [mg/kg];

FI- liczba niemianowana z przedziału od 0 do 1;

Kg - 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 powyżej 6 lat;

Pobór substancji chemicznych

przez

przypadkowe spożycie gleby

I = Cg × FI × CF × ( Kg × CK ) / ( MC × T )

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).

gdzie:

I- dawka pobrana [mg/d kg];

Cpr- średnia zawartość substancji w płodach rolnych,

owocach i warzywach [mg/kg], przyjmuje się wartości
uzyskane

z

pomiarów

lub

modeli

transferu

zanieczyszczeń gleba - roślina;

Pobór substancji chemicznych ze skażonymi

płodami rolnymi, owocami i warzywami

I = Cpr × FI × CF × (Kpr × CK) / (MC × T)

FI - liczba niemianowana z przedziału od 0 do 1;

Kpr - wielkość dobowej konsumpcji skażonego produktu

[g produktu/d];

CF - współczynnik przeliczeniowy 10

-3

kg/g.

gdzie:

I- dawka pobrana [mg/d kg];

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;

Pobór substancji chemicznych ze skażonymi

produktami mięsnymi i nabiałem

I = Cpm × FI × CF × (Kmn × CK) / (MC × T)

FI - liczba niemianowana z przedziału od 0 do 1;

Kmn- wielkość dobowej konsumpcji skażonego produktu

[g produktu/d];

CF - współczynnik przeliczeniowy 10

-3

kg/g.

gdzie:

I- dawka pobrana [mg/d kg];

Cp- średnie stężenie substancji w powietrzu [mg/ m

3

];

Kinh- wielkość dobowej wentylacji płuc [m

3

/d].

Pobór substancji chemicznych drogą

inhalacyjną

I = Cp × (Kinh × CK) / (MC × T)

Zgodnie z zasadami szacowania ryzyka zdrowotnego

należy stosować wyżej wymienione wzory w odniesieniu
do rozważanego scenariusza narażenia tzn. dla każdej z
wymienionych dróg narażenia i dla wszystkich
potencjalnie

szkodliwych

dla

zdrowia

substancji

związanych z danym scenariuszem.

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

. Rodzaj narażonej

populacji (ludzie w wiek produkcyjnym- pracownicy
narażeni zawodowo, populacja generalna, 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).

Wielkość dawki pobranej zależna jest od parametrów
fizjologicznych zdeterminowanych przez wiek i płeć.
Dlatego w ocenach narażenia rekomendowane jest
zastosowanie

syntezy populacyjnej

tzn. obliczenie

średniej populacyjnej dawki pobranej (tzn. średniej dawki
pobranej ważonej strukturą demograficzną narażonej
populacji) według wzoru:

Ipop = W

0-6

×

I

0-6

+ W

7-19

× I

7-19

+ W

m

× I

m

+ W

k

× I

k

gdzie:

W

0-6

- oznacza procent populacji przypadający na dzieci w

wieku 0-6 lat;

I

0-6

- oznacza dawkę pobraną obliczoną dla dzieci w wieku

0-6 lat;

m- mężczyźni;

k- kobiety.

Określone w powyższy sposób średnie populacyjne należy

obliczać dla danej substancji i danej drogi narażenia
osobno.

AF

- oznacza

współczynnik wchłaniania

. Wszędzie tam

gdzie współczynnik jest nieznany należy przyjmować
AF = 1, zgodnie z zasadą konserwatywnej oceny ryzyka.
Zasada ta polega na przyjmowaniu większego możliwego
ryzyka w sytuacjach niepewnych (większy margines
bezpieczeństwa narażonej populacji).

Dawka Wchłonięta = I × AF

Wszędzie gdzie jest to tylko możliwe powinno się dążyć do
przeliczenia dawki pobranej na dawkę wchłoniętą.

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 odżywienia 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 droga pokarmową jest
dla ołowiu silnie malejącą funkcją czasu i dla dorosłych
wynosi już 0,03- 0,05.

Zależność dawka - odpowiedź

Istotne jest rozróżnienie na substancje kancerogenne
i niekancerogenne (toksyczne). Przyjmuje się, że substancje
o działaniu toksycznym osiadają pewien próg stężenia,
poniżej którego mechanizmy obronne chronią organizm
przed negatywnymi skutkami narażenia. Próg ten ilościowo
opisuje tzw.

NOAEL

– poziom braku obserwowalnych

efektów szkodliwych.

W przypadku substancji rakotwórczych przyjmuje się, że nie

ma bezpiecznego progu narażenia tzn. przy każdym
narażeniu zawsze istnieje pewne prawdopodobieństwo
wystąpienia nowotworu.

UCR jednostkowe ryzyko nowotworowe

- współczynnik

przeliczający pochłoniętą dawkę substancji kancerogennej na
skutek

zdrowotny

(prawdopodobieństwo

wystąpienia

nowotworu, ryzyko nowotworowe).

U podstaw oceny potencjalnego ryzyka zdrowotnego

narażenia na substancje rakotwórcze leży pojęcie ryzyka
indywidualnego, tzn. ryzyka ponoszonego przez typowego
przedstawiciela rozważanej populacji:

Ryzyko indywidualne może być następnie przeliczane na

ryzyko populacyjne, czyli na oczekiwaną liczbę
dodatkowych zachorowań na nowotwory w rozważanej
populacji:

Ocena ryzyka

Ryzyko indywidualne = Dawka × UCR

Ryzyko populacyjne = Ryzyko indywidualne × Liczebność

narażonej populacji

Przeliczanie ryzyka indywidualnego na populacyjne ma sens
jedynie dla odpowiednio licznych populacji. Ryzyko
jednostkowe zachowuje natomiast swe znaczenie nawet dla
mało licznych populacji, niosąc informację ilościową o
prawdopodobieństwie zachorowania, gdy miało miejsce
narażenie. 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 do
wyznaczenia wartości krytycznych. W większości krajów
zachodnich za wartość wymagającą interwencji przyjmuje
się ryzyko

10

-3

, natomiast akceptowalną wartością jest

ryzyko niższe niż

1 na milion

.

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 dawkę

RfD

poprzez uwzględnienie niepewności związanych z różnicą
podatności

wewnątrz

populacji,

koniecznością

ekstrapolacji

międzygatunkowej

oraz

przeniesienia

wyników badań przewlekłych na całożyciowe narażenie
itp.

Dysponując dla danej substancji dawką referencyjną

dokonuje się porównania z wielkością rzeczywistej dawki
obliczjąc tzw.

iloraz narażenia

:

Jeżeli HQ > 1

istnieje możliwość wystąpienia negatywnych

skutków zdrowotnych w wyniku długotrwałego narażenia
na daną substancję. W przeciwnym razie przyjmuje się , że
zagrożenie jest tak małe, że można je pominąć.
W odniesieniu do substancji toksycznych liczebność
populacji narażonej na działanie toksyczne jest szczególnie
ważnym wskaźnikiem obrazującym rangę problemu.

HQ = Dawka / RfD

Ryzyko całkowite = Σ

s,dn

Ryzyko indywidualne s,dn

W zintegrowanym podejściu do oceny ryzyka zdrowotnego

obejmującym analizę wszystkich możliwych dróg narażenia
wyznacza się ryzyko całkowite:

gdzie:

„s”, „dn” symbolizują że sumowanie odbywa się po

wszystkich substancjach i po wszystkich drogach
narażenia.

Podobnie liczy się całkowity iloraz zagrożenia:

HQ całk.= Σ

s,dn

HQ s, dn

Nie ma do tej pory żadnej uznanej powszechnie

standardowej procedury zintegrowanego podejścia do oceny
ryzyka. Podane propozycje są jedynymi stosowanymi w
praktyce.

Ocena ryzyka powinna w każdym przypadku być
uzupełniona analiza czułości i niepewności. Analiza
czułości dotyczy określenia wpływu poszczególnych
parametrów narażenia na ostateczny wynik oceny. Analizę
taka prowadzi się zmieniając systematycznie kolejne
parametry przy ustalonych wartościach pozostałych
parametrów. Analiza niepewności obejmuje natomiast
dyskusję dokładności końcowego wyniku w świetle jakości
wiedzy toksykologicznej czy jakości stosowanych baz
danych.

Analiza czułości i niepewności