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