5. Charakteryzacja ryzyka

Obejmuje:

5.1. Szacowanie ryzyka

5.1.1. Wyniki badań obserwacji polowej

5.1.2. Kategorie i rankingi

5.1.3. Narażenia jednopunktowe oraz porównania skutków

5.1.4. Porównania wykorzystujące całą zależność między czynnikiem stresogennym i

reakcją na niego

5.1.5. Porównania wykorzystujące zmienność narażenia i/lub skutków

5.1.6. Zastosowanie modeli procesów

5.2. Opis ryzyka

5.2.1. Linie dowodów

5.2.2. Określenie środowiskowej przeciwności

5.3. Przedstawienie wyników oszacowań ryzyka

W tej fazie, osoby oceniające ryzyka najpierw wykorzystują wyniki fazy analizy dla

opracowania szacunku ryzyka dla jednostek środowiskowych zawartych w punktach

końcowych oceny określonych w formułowaniu problemu (rozdział 5.1)

.

Po oszacowaniu

ryzyka, osoba przeprowadzająca ocenę opisuje oszacowania ryzyka w kontekście ważności

jakichkolwiek szkodliwych skutków i linii dowodów wspierających ich prawdopodobieństwo

wystąpienia (rozdział 5.2). W końcu osoba przeprowadzająca ocenę identyfikuje i

podsumowuje niepewności, założenia i kwalifikatory w ocenie ryzyka i zgłasza wnioski

osobom zarządzającym ryzykiem (rozdział 5.3). Wnioski przedstawione w fazie

charakteryzacji ryzyka powinny dostarczać osobom zarządzającym ryzykiem jasne

informacje, aby mogły być przydatne w procesie podejmowania decyzji środowiskowych.

5.1. Szacowanie ryzyka

Oszacowania ryzyka można uzyskać przy zastosowaniu jednej, lub kilku z następujących

technik: (1) badania obserwacji polowej, (2) rankingi kategorii, (3) porównania narażenia

jednopunktowego i szacunków skutków, (4) porównania wykorzystujące całą zależność

między czynnikiem stresogennym, a reakcją na niego, (5) wykorzystanie różnorodności w

narażeniu i/lub szacunkach skutków oraz (6) modele procesów częściowo, lub całkowicie

polegające na teoretycznych przybliżeniach narażenia i skutków. Techniki te są opisane w

poniżej.

5.1.1. Wyniki badań obserwacji polowej

Badania obserwacji polowej mogą służyć jako techniki szacowania ryzyka, ponieważ

dostarczają doświadczalnych dowodów łączących narażenie ze skutkami. Badania polowe

mierzą biologiczne zmiany w naturalnych stanach przez zbieranie danych dotyczących

narażenia i skutków dla środowiskowych jednostek zidentyfikowanych w procesie

formułowania problemu.

Znaczną zaletą badań polowych jest możliwość wykorzystania ich do oceny wielu czynników

stresogennych i złożonych zależności ekosystemowych, które nie mogą być odtworzone w

laboratorium. Badania polowe są zaprojektowane aby przedstawić zarówno narażenia, jak i

skutki (łącznie z podrzędnymi skutkami) znalezione w systemach naturalnych, podczas, gdy

szacunki tworzone w wyniku badań laboratoryjnych w ogólności przedstawiają narażenia, lub

skutki w kontrolowanych, lub zadanych warunkach (zob. ramka 5-1).

Ramka 5-1. Przykład metod polowych wykorzystywanych do szacowania ryzyka

Wraz ze stosunkami porównującymi polowe pomiary narażenia z laboratoryjnymi danymi ostrej
toksyczności (zob. ramka 5-3), EPA przeprowadziła ocenę ryzyka granulowanego węglofuranu dla ptaków
w oparciu o zdarzenia zgonów ptaków po wchłonięciu węglofuranu. Udokumentowano ponad 40 zdarzeń z
udziałem prawie 30 gatunków ptaków. Mimo, że osoby przeprowadzające ocenę wykazały problemy z
pojedynczymi badaniami polowymi (np. brak odpowiednich miejsc kontrolnych, brak danych dotyczących
skuteczności poszukiwań zwłok, brak badań potencjalnych synergicznych skutków innych pestycydów oraz
brak wzięcia pod uwagę innych potencjalnych receptorów, jak małe ssaki), uzyskano tak wiele dowodów
śmiertelności połączonej z wchłonięciem węglofuranu, że ubytki w badaniach nie wpłynęły na wnioski
stwierdzające wykrycie przez ocenę wysokiego ryzyka (Houseknecht, 1993).

Podczas, gdy badania polowe mogą przedstawiać rzeczywistość, podobnie jak w przypadku

innych badań mogą być ograniczone przez (1) brak powtórzeń, (2) odchylenia przy

uzyskiwaniu reprezentatywnych próbek, lub (3) nieudane pomiary krytycznych składników

systemu, lub losowe różnice. Ponadto, brak zaobserwowanych skutków w badaniu polowym

może mieć miejsce ze względu na fakt, że pomiary mają zbyt małą czułość dla wykrycia

skutków środowiskowych.

Przy opisywaniu wyników badań polowych należy jasno wyrazić kilka założeń, lub

kwalifikacji. Pierwszą kwalifikacją jest to, czy zależność przyczynowy między czynnikami

stresogennymi i skutkami (rozdział 4.6.3) jest odpowiednio uwzględniona. O ile zależności

przyczynowe nie będą dokładnie zbadane, wnioski dotyczące zaobserwowanych skutków

mogą być niedokładne, ponieważ skutki są powodowane przez czynniki nie związane z

rozpatrywanymi czynnikami stresogennymi. Ponadto, badania polowe przeprowadzane w

jednym momencie nie są zwykle prognozujące. Opisują skutki związane tylko z

scenariuszami narażenia związanymi z przeszłymi, lub obecnymi warunkami.

5.1.2. Kategorie i rankingi

W niektórych przypadkach, do rankingu ryzyka przy wykorzystaniu kategorii takich jak

„niskie”, „średnie” oraz „wysokie”, lub „tak”/”nie”, mogą być wykorzystane profesjonalne

osądy, lub oceny jakościowe. To podejście jest najczęściej używane gdy ograniczone są dane

dotyczące narażenia i skutków, lub gdy nie są one łatwo wyrażalne w kategoriach

ilościowych.

Dla przenoszenia osądu jakościowego na matematyczne porównanie mogą być

wykorzystywane techniki rankingu.

Ramka 5-2. Wykorzystanie jakościowych kategorii dla szacowania ryzyka dla wprowadzonego
gatunku

Import bali drewna z Chile wymagał przeprowadzenia analizy ryzyka powodowanego przez potencjalne
wprowadzenie kornika Hylurgus ligniperda (USDA, 1993). Eksperci ocenili potencjał dla kolonizacji i
rozprzestrzenienia się tego gatunku, a ich opinie zostały wyrażone jako „wysokie”, „średnie”, lub „niskie”,
w zależności od prawdopodobieństwa przyjęcia się kornika (narażenie), lub od skutków wystąpienia
kornika. Niepewności zostały podobnie wyrażone. Po czym wykorzystano schemat rankingowy do zebrania
poszczególnych elementów w ogólny szacunek ryzyka (wysokie, średnie, lub niskie). Ogólnym procesom
rankingowym towarzyszyły wyjaśnienia narratora.

Analiza matematyczna oparta na teorii zbiorów rozmytych została wykorzystana do

przeprowadzenia rankingu ryzyka pochodzącego od każdego czynnika stresogennego, z kilku

perspektyw, łącznie ze stopniem natychmiastowego ryzyka, czasem trwania skutków oraz

zarządzaniem działaniami zapobiegawczymi i zaradczymi. Wyniki posłużyły do

przeprowadzenia rankingu potencjalnego ryzyka środowiskowego pochodzącego od

czynników stresogennych w oparciu o najlepszy osąd profesjonalny.

5.1.3. Narażenia jednopunktowe oraz porównania skutków

Gdy dostępna jest wystarczająca ilość danych do ilościowego określenia narażenia i

oszacowania skutków, najprostszym podejściem dla porównania tych szacunków jest ilorazu

stężenia narażenia i stężenia skutków. Ilorazy takie wykorzystuje się często dla chemicznych

czynników stresogennych, gdzie szeroko dostępne są źródła odniesienia, lub graniczne

wartości toksyczności.

Wartości odpowiednich ilorazów wykorzystuje się także dla integracji ryzyka pochodzącego

od licznych chemicznych czynników stresogennych: ilorazy dla poszczególnych składników

mieszaniny są generowane przez podzielenie każdego poziomu narażenia przez

odpowiadający mu punkt końcowy toksyczności (np. LC

50

, EC

50

, NOAEL). Chociaż

toksyczność mieszaniny może być większa, lub mniejsza niż przewidziana na podstawie

toksyczności składników mieszaniny, podejście oparte na dodawania ilorazów zakłada, że

toksyczności można dodawać, lub w przybliżeniu dodawać. Takie założenie może być

najkorzystniejsze do zastosowania, gdy tryby działania chemikaliów w mieszaninie są

podobne, jednakże istnieją dowody, że nawet w przypadku chemikaliów o różnych trybach

działania, powszechne jest stosowanie podejść dodawania, lub prawie dodawania (Könemann,

1981; Broderius, 1991; Broderius i in., 1995; Hermens i in., 1984a, b; McCarty i Mackay,

1993; Sawyer i Safe, 1985). Jednakże należy zachować ostrożność przy zakładaniu, że

chemikalia w mieszaninie działają niezależnie od siebie, ponieważ wiele badań zostało

przeprowadzonych na organizmach wodnych i wobec tego może nie być odpowiednich dla

innych punktów końcowych, scenariuszy narażenia, czy też gatunków. Gdy nieznane są tryby

działania dla składników mieszaniny, założenia i stosunki dotyczące wzajemnych

oddziaływań chemikaliów powinny być wyraźnie określone.

Istnieją jednak pewne ograniczenia dla stosowania metody ilorazów zob. Smith i Cairns,

1993; Suter, 1993a). Podczas, gdy iloraz może być przydatny prze określeniu, czy ryzyko jest

wysokie, czy niskie, może nie stanowić pomocy dla osoby zarządzającej ryzykiem, która musi

podjąć decyzję dotyczącą jakościowej oszacowaniu przyrostu ryzyka. Na przykład, rzadko

jest przydatne stwierdzenie, że podejście łagodzenia ryzyka zmniejszy wartość stosunku z 25

do 12, skoro ta redukajca nie może być jasno zinterpretowana w kategoriach skutków punktu

końcowego oceny.

Inne ograniczenia metody ilorazów mogą być powodowane przez braki w formułowaniu

problemu oraz fazach analizy. Na przykład LC

50

uzyskane w wyniku 96 godzinnego testu

laboratoryjnego przy użyciu stałych poziomów narażenia może nie być odpowiednie dla

oceny wpływów na reprodukcję dla krótkotrwałych pulsowych narażeń.

Ponadto, metoda ilorazów może nie być najodpowiedniejsza dla przewidywanie skutków

podrzędnych (chociaż można wyciągnąć wnioski o takich skutkach). Wzajemne

oddziaływania i skutki wykraczające poza to, co zostało przewidziane na podstawie prostego

lorazu mogą być krytyczne dla charakteryzacji pełnego zakresu skutków narażenia na

działanie czynników stresogennych (np. bioakumulacja, eutrofizacja, utrata gatunków

będących pożywieniem dla drapieżników, okazje dla sprowadzenia gatunków inwazyjnych).

W większości przypadków, metoda ilorazów nie bierze jasno pod uwagę niepewności (np.

ekstrapolacja z testowanych gatunków do rozpatrywanych gatunków, lub społeczności).

Jednakże niektóre niepewności mogą być włączone do szacunków jednopunktowych dla

zapewnienia stwierdzenia prawdopodobieństwa, że szacunek punktowy skutków przekracza

szacunek punktowy narażenia. Jeśli różnorodność narażenia zostanie obliczone, wówczas

punktowy szacunek skutków może być porównany ze skumulowanym rozkładem narażenia,

jak opisano w ramce 5-3. Dalsze omawianie porównań szacunków punktowych skutków oraz

rozmieszczeń narażenia można znaleźć w Suter i in., 1983.

W świetle zalet i ograniczeń metody ilorazów, istotne jest, aby osoba oceniająca ryzyko

wzięła pod uwagę następujące punkty przy ocenie szacunków metody stosunków.

- w jaki sposób stężenie skutków odnosi się do punktu końcowego oceny?

- Jakie ekstrapolacje są wykorzystane?

- W jaki sposób punktowy szacunek narażenia odnosi się do potencjalnej czasowej i

przestrzennej zmienności narażenia?

- Czy dane są wystarczające do zapewnienia pewnych odległości w punktach

końcowych?

Rys. 5.1. Techniki szacowania ryzyka: krzywa reakcji na czynnik stresogenny porównana ze
skumulowanym rozkładem narażenia.

5.1.4. Porównania wykorzystujące całą zależność między czynnikiem

stresogennym i reakcją na niego

Jeśli dostępna jest krzywa wiążąca poziom czynnika stresogennego z wielkością reakcji,

wtedy szacowanie ryzyka może objąć ryzyko związane z wieloma różnymi poziomami

narażenia (rysunek 5.1). Te szacunki są szczególnie użyteczne, gry wynik oceny ryzyka nie są

oparte na przekroczeniu wcześniej określonej kryterium decyzyjnego, np. poziomu

granicznego toksyczności.

Istnieją zarówno zalety, jak i ograniczenia związane z porównywaniem krzywej czynnika

stresogennego i reakcji na niego z rozmieszczeniem narażenia. Nachylenie krzywej skutków

pokazuje natężenie zmian skutków związanych z wewnętrznymi zmianami w narażeniu, a

zdolność przewidywania zmian w natężeniu i prawdopodobieństwie skutków dla różnych

scenariuszy narażenia może być wykorzystana dla porównania różnych opcji zarządzania

ryzykiem. Ponadto, niepewność może być włączona przez nałożenie granic obszarów

niepewności na zależność pomiędzy czynnikiem stresogennym a reakcją na niego, lub na

oszacowania narażenia. Porównanie krzywych narażenia i zależności między czynnikiem

stresogennym i reakcją na niego daje dodatkowe informacje brakujące w metodzie ilorazów.

Jednakże podobnie, jak metoda ilorazów, ograniczenia z kolejnych faz formułowania

problemu i analizy mogą ograniczyć przydatność wyników. Tymi ograniczeniami mogą być:

niepełne wzięcie pod uwagę skutków podrzędnych, założenie, że wzór narażenia

Ramka 5-3. Porównywanie rozmieszczania narażenia z punktowym szacunkiem skutków

Biuro ds. Zapobiegania Zanieczyszczeniom i Środków Toksycznych EPA wykorzystuje Model
Probabilistycznego Rozcieńczania(PDM3) dla tworzenia rozkładów dziennych średnich stężeń w oparciu o
oszacowane zmiany w przepływie strumienia w systemie modelowym. Model PDM3 porównuje to r
rozkładów narażenia z punktem końcowym testu toksyczności wodnej dla oszacowania ilości dni w okresie
roku, w których przekroczone jest stężenie punktu końcowego (Nabholz i in., U.S.EPA, 1988b).
Częstotliwość przekraczania opiera się na czasie trwania testu toksyczności wykorzystanego dla uzyskania
punktu końcowego skutku. Wobec tego, jeśli punkt końcowy był rozpatrywanym poziomem ostrej
toksyczności, zauważono by przekroczenie, jeśli rozpatrywany poziom był by przekroczony przez co
najmniej 4 dni (nie koniecznie kolejne). Szacunki narażenia są konserwatywne w tym, ze zakładają
natychmiastowe mieszanie chemikalium w kolumnie wodnej i brak strat powodowanych skutkami
fizycznymi, chemicznymi, lub biodegradacją.

wykorzystany dla uzyskania krzywej czynnika stresogennego i reakcji na niego jest

porównywalny ze wzorem środowiskowego narażenia oraz nie wzięcie pod uwagę

niepewności takich, jak ekstrapolacje z testowanych gatunków na rozpatrywane gatunki, lub

społeczności

5.1.5. Porównania wykorzystujące zmienność narażenia i/lub skutków

Jeśli profile narażenia, lub związku miedzy czynnikiem stresogennym a reakcją na niego

opisują zmienność narażenia, lub skutków, wówczas można wyznaczyć wiele szacunków

ryzyka. Zmienność narażenia może być wykorzystywana do szacowania ryzyka dla średnio,

lub wysoce narażonych członków badanej populacji, podczas, gdy zmienność skutków może

być wykorzystana do oszacowania ryzyka dla przeciętnych, lub wrażliwych członków

populacji. Znaczną zaletą tego podejścia jest zdolność przewidywania zmian w natężeniu i

prawdopodobieństwie wystąpienia skutków dla różnych scenariuszy narażenia i wobec tego

dostarczania środków dla porównania różnych opcji zarządzania ryzykiem. Jak zauważono

powyżej, porównywanie rozkładów także zezwala na identyfikację i ilościowy podział ryzyka

miedzy różnymi segmentami populacji. Ograniczenia to wzrost wymogów dotyczących

danych w porównaniu z poprzednio opisanymi technikami oraz niejawne założenie, że pełny

zakres zmienności w danych dotyczących narażenia i skutków jest odpowiednio

reprezentowany. Podobnie, jak w przypadku metody stosunków, ta technika nie ocenia od

razu skutków podrzędnych.

5.1.6. Zastosowanie modeli procesów

Modele procesów są matematycznymi wyrażeniami przedstawiającymi nasze pojmowanie

mechanistycznego działania rozpatrywanego systemu. Mogą być przydatnymi narzędziami

zarówno w analizie oraz charakteryzacji ryzyka. Dla celów ilustracyjnych, przydatne jest

rozróżnienie między modelami procesów stosowanymi w analizach, które skupiają się na

ocenach narażenia, lub skutków oraz modelami procesów stosowanymi w szacowaniu ryzyka,

łączącymi informacje dotyczące narażenia i skutków (zob. ramka 5-4).

Ramka 5-4. Szacowanie ryzyka przy użyciu modeli procesowych
Do szacowania ryzyka mogą być wykorzystywane modele integrujące zarówno informacje dotyczące
narażenia jak i skutków. Podczas szacowania ryzyka ważne jest jasne zaznaczenie sił oraz ograniczeń
podejścia modelu procesowego. Brody i in. (1993; zob. Dodatek D) połączył dwa modele procesowe dla
integrowania informacji dotyczącej narażenia i skutków oraz prognozowania przestrzennych i czasowych
zmian w społecznościach leśnych oraz wartości ich środowiska. Podczas, gdy modele były przydatne dla
prognozowania długoterminowych skutków w oparciu o zrozumienie kierujących mechanizmów zmiany w
społecznościach leśnych i środowisku fauny, nie były w stanie ocenić wszystkich możliwych
rozpatrywanych czynników stresogennych i miały ograniczenia w zakresie gatunków flory i fauny, które
mogły wziąć pod uwagę. Zrozumienie zarówno sił, jak i ograniczeń modeli jest konieczne dla dokładnego
przedstawiania ogólnego zaufania do oceny.

Poważną zaletą wykorzystywania modeli procesów w szacowaniu ryzyka jest zdolność

rozpatrywania scenariuszy „co jeśli” i prognozowanie wykraczające poza granice

zaobserwowanych danych ograniczające techniki oparte jedynie na danych doświadczalnych.

Modele procesów może także wziąć pod uwagę skutki podrzędne, w przeciwieństwie do

technik szacowania ryzyka, takich jak metoda ilorazów, lub porównania narażenia i

rozmieszczenia skutków. Ponadto, niektóre modele procesów mogą prognozować połączone

skutki działania wielu czynników stresogennych, jak wpływ wielu chemikaliów na zdolność

podtrzymania populacji ryb (Barnthouse i in., 1990).

Dane wyjściowe modeli procesowych mogą być szacunkami punktowymi, rozkładami, lub

korelacjami. We wszystkich przypadkach osoby oceniające ryzyko powinny uważnie je

interpretować. Mogą zakładać większy poziom niepewności, niż odpowiedni i są zbyt często

obserwowane bez poświęcenia wystarczającej uwagi bazowym założeniom. Brak wiedzy

dotyczącej podstawowych historii życiowych dla wielu gatunków oraz niepełna wiedza

dotycząca struktury i funkcjonowania danego ekosystemu często są tracone w danych

wyjściowych modelu. Ponieważ modele procesowe są tak dobre, jak założenia, na których są

oparte, powinny być traktowane jako hipotetyczne przedstawienia rzeczywistości do czasu

przeprowadzenia odpowiednich testów z danymi doświadczalnymi. porównywanie wyników

modelu z danymi polowymi pozwala sprawdzić, czy nasze zrozumienie systemu jest

prawidłowe (Johnson, 1995), w szczególności z uwzględnieniem hipotez ryzyka

przedstawionych podczas formułowania problemu.

Ramka 5-5. Porównanie skumulowanego narażenia i rozmieszczenia skutków dla chemicznych
czynników stresogennych

Rozmieszczenia narażenia dla chemicznych czynników stresogennych może być porównane z
rozmieszczeniami skutków uzyskanymi z wartości szacunków punktowych ostrej, lub chronicznej
toksyczności dla różnych gatunków (np. HCN, 1993; Cardwell i in., 1993; Baker i in., 1994; Solomon i in.,
1996). Rysunek 5.2 przedstawia rozmieszczenie stężeń narażenia na działanie środku chwastobójczego w
porównaniu z danymi dotyczącymi toksyczności dla jednego gatunku dla alg (i jednego gatunku
naczyniowców) dla tego samego chemikalium. Stopień zachodzenia krzywych wskazuje
prawdopodobieństwo tego , że na pewien odsetek osobników danego gatunku może być wywarty szkodliwy
wpływ. Na przykład, rysunek 5.2 wskazuje, że 10 centyl wartości EC

5

gatunku alg jest przekraczany przez

mniej niż 10% czasu.

Wartość tego podejścia jest wyraźna. Stopień osiągalnego zmniejszenia ryzyka przez zmiany związane z
zaproponowanymi opcjami łagodzenia ryzyka mogą być od razu określone przez porównanie zmienionych
rozmieszczeń narażenia z krzywą rozmieszczenia skutków.

Przy wykorzystywaniu rozmieszczeń skutków otrzymanych z danych dotyczących toksyczności dla
pojedynczych gatunków, osoby oceniające ryzyko powinny rozpatrzyć następujące pytania:

-

Czy podzestaw gatunków dla których dostępne są dane z testów toksyczności reprezentuje zakres
gatunków obecnych w środowisku?

-

Czy szczególnie wrażliwe (lub niewrażliwe) grupy organizmów są przedstawione w
rozmieszczeniu?

- Jeśli wybrany jest poziom kryterium, np. ochrona 95% gatunków, to czy 5% potencjalnie

narażonych gatunków zawiera organizmy o znaczeniu środowiskowym, handlowym, lub

RANK

IN

G

P

O

DTR

Z

YMYWALNO

Ś

CI

GA

T

U

N

K

Ó

W

CZ

Ę

STOTL

IWO

ŚĆ

OB

SERW

ACJ

I

STĘŻENIE W µg/L

Porównanie stężenia 90.
centyla z 10. centylem LC

5

s

Rozkład LC

5

s

Rozkład stężeń
wodnych

Rys. 5.2 Techniki szacowania ryzyka: porównanie rozkładu narażenia środkami
chwastobójczymi w wodach powierzchniowych z danymi toksyczności dla pojedynczych
gatunków słodkowodnych. Reprodukcja z Baker i in., 1994 r. (Ranking centylowy dla danych
LC

5

dotyczących gatunków uzyskano przy użyciu wzoru (100 x n/[N+1]), gdzie n jest liczbą

porządkową LC

5

, a N jest całkowitą liczbą punktów danych w zestawie; przyjęte za Parkhurst

i in., 1995r.).

5.2. Opis ryzyka

Po przygotowaniu szacunku ryzyka, osoby oceniające ryzyko muszą zinterpretować i

przedyskutować istniejące informacje dotyczące ryzyka dla punktów końcowych oceny. Opis

ryzyka obejmuje ocenę linii dowodów wspierających, lub obalających szacunki ryzyka oraz

obejmuje interpretację znaczenia przeciwnych skutków dla punktów końcowych ryzyka.

Podczas fazy analizy osoba oceniająca ryzyko mogła ustalić zależność między punktami

końcowymi oceny oraz pomiarami skutków i odpowiednimi liniami dowodowymi w

przeliczalny, łatwy do opisania sposób. Jeśli tak się nie stało, osoba oceniająca ryzyko może

powiązać dostępne linie dowodów z punktami końcowymi oceny przy użyciu połączeń

jakościowych. Niezależnie od techniki szacowania ryzyka, techniczny opis wspierający

szacunek ryzyka jest równie istotny co sam szacunek.

5.2.1. Linie dowodów

Opracowanie linii dowodów daje zarówno proces, jak i szkielet dla wyciągnięcia wniosków

dotyczących pewności szacunku ryzyka. Zaufanie do wniosków z oceny ryzyka może być

podwyższone przy użyciu kilku linii dowodów dla interpretacji i porównywania szacunków

ryzyka. Linie dowodów mogą być te linie dowodów mogą być uzyskane z różnych źródeł, lub

przy użyciu różnych technik odpowiednich dla przeciwnych skutków dla punktów

końcowych oceny, jak szacunki stosunków, wyniki modelowania, czy badania polowe.

Istnieją trzy główne kategorie współczynników, które muszą rozważyć osoby oceniające

ryzyko przy ocenie linii dowodów: (1) adekwatność i jakość danych, (2) stopień i rodzaj

niepewności związanej z dowodami oraz (3) powiązanie dowodów z pytaniami oceny ryzyka.

Jakość danych ma wpływ na stopień zaufania, jakim osoby przeprowadzające ocenę ryzyka

mogą obdarzać wyniki badania i wyciągane z niego wnioski. Specyficzne zagadnienia do

rozpatrzenia dla poszczególnych linii dowodów obejmują stwierdzenie, czy eksperymentalny

projekt był odpowiedni dla pytań zadanych w danym badaniu i czy cele jakości danych były

jasne i spełnione. Ocena zrozumienia naukowego naturalnej różnorodności cech

rozpatrywanych jednostek środowiskowych jest istotna dla określenia, czy dostępne były

wystarczające dane dla wybranej analizy i dla określenia, czy analizy były wystarczająco

dokładne i stabilne dla identyfikacji perturbacji spowodowanych przez czynniki stresogenne.

Ocena względnych niepewności dla każdej linii dowodów jest bezpośrednio związana z

zagadnieniami jakości danych. Jednym z głównych źródeł niepewności są ekstrapolacje. Im

większa jest ich liczba, tym większa niepewność jest wprowadzana do badania.

W końcu, sposób w jaki linie dowodów odnoszą się bezpośrednio do pytań stawianych

podczas oceny ryzyka może określić ich względną istotność w kontekście jednostki

środowiskowej i cech punktu końcowego oceny. Linie dowodów bezpośrednio związane z

hipotezami ryzyka i te tworzące zależności przyczynowo-skutkowe oparte bardziej na

określonym mechanizmie, niż samych związkach będą prawdopodobnie najważniejsze.

Jednakże proces oceny obejmuje więcej rzeczy, niż tylko wypisanie dowodów wspierających,

lub obalających szacunki ryzyka. Osoba przeprowadzająca ocenę ryzyka powinna dokładnie

zbadać każdy współczynnik i ocenić jego wkład w kontekście oceny ryzyka. Istotność linii

dowodów polega na tym, że każdy współczynnik jest opisany i zinterpretowany. Dane, lub

wynik badań często nie są zgłaszane, ani przekazywane dalej podczas oceny ryzyka,

ponieważ posiadają niewystarczającą jakość. Jednakże, jeśli takie dane, lub wyniki badań

będą eliminowane z procesu oceny, cenne informacje mogą zostać stracone w kontekście

wymaganych polepszeń metodologii, lub zaleceń dla dalszych badań.

5.2.2. Określenie środowiskowej przeciwności

W tym kontekście przeciwne skutki środowiskowe przedstawiają zmiany, które nie są

pożądane, ponieważ zmieniają cenne strukturalne, lub funkcjonalne cechy rozpatrywanych

jednostek środowiskowych. Osoba przeprowadzająca ocenę ocenia stopień przeciwności, co

jest często trudnym zadaniem i często opiera się na profesjonalnym osądzie osoby

oceniającej.

Podczas dyskusji wyników oceny z osobą zarządzającą ryzykiem, pod uwagę powinny być

wzięte inne współczynniki, jak gospodarcze, prawne, lub socjalne skutki szkód

środowiskowych. Osoba zarządzająca ryzykiem wykorzysta te informacje dla określenia czy

dany przeciwny skutek jest do zaakceptowania. Może także je wykorzystać przy ogłaszaniu

ryzyka zainteresowanym stronom.

Kryteria dla oceny przeciwnych zmian w punktach końcowych oceny to:

• Natura i natężenie skutków;

• Skala przestrzenna i czasowa;

• Potencjał naprawy szkód.

Dla odróżnienia przeciwnych zmian środowiskowych od mających miejsce w normalnym

schemacie zmienności ekosystemu, lub powodujących małe, lub nie powodujących żadnych

zmian wśród organizmów żywych, istotne jest branie pod uwagę natury i natężenia skutków.

5.3. Przedstawienie wyników oszacowań ryzyka

Po ukończeniu charakteryzowania ryzyka, osoby oceniające ryzyko powinny być w stanie

oszacować ryzyko środowiskowe, wskazać ogólny poziom zaufania dla oszacowań ryzyka,

zacytować linie dowodów wspierające oszacowania ryzyka oraz zinterpretować

wagę

skutków środowiskowych.

Ramka 5-6. Możliwe elementy raportu oceny ryzyka

• Opis wyników planowania osoby przeprowadzającej ocenę/osoby zarządzającej ryzykiem.

• Przegląd modelu pojęciowego i punktów końcowych oceny.

• Dyskusja głównych źródeł danych oraz wykorzystanych procedur analitycznych.

• Przegląd profili reakcji na czynnik stresogenny oraz narażenia.

• Opis ryzyka dla punktów końcowych oceny, łącznie z szacunkami ryzyka i ocenami przeciwności.

• Przegląd i podsumowanie dla głównych obszarów niepewności (wraz z ich kierunkiem) oraz

podejść wykorzystanych dla rozpatrzenia ich.

• Dyskusja stopnia zgodności naukowej w kluczowych obszarach niepewności.

• Określenie głównych luk w danych i, gdzie jest to odpowiednie, wskazanie, czy zebranie

dodatkowych danych w istotny sposób zwiększy ogólne zaufanie dla wyników oceny.

• Dyskusja osądów polityki, lub podstawowych założeń użytych dla zapełnienia luk w informacjach

oraz podstawy tych założeń.

• Dyskusja dotycząca sposobu, w jaki elementy ilościowej analizy niepewności są osadzone w

szacunku ryzyka.