SZACOWANIE RYZYKA WYSTĄPIENIA SKUTKÓW ZDROWOTNYCH NARAZENIA NA CZYNNIKI CHEMICZNE Marek Jakubowski Instytut Medycyny Pracy w Łodzi WSTĘP Początek szacowania ryzyka w formie zorganizowanej został zapoczątkowany przez agencje federalne w Stanach Zjednoczonych w latach siedemdziesiątych. Wcześniej ustalano wartości najwyższych dopuszczalnych stężeń w powietrzu w środowisku pracy a U.S Food and drug Administration ( FDA ) ustalała wartości dopuszczalnego dziennego pobrania z dietą ( ADI ) pozostałości pestycydów i dodatków do żywności. W 1958 roku Kongres USA zalecił FDA w poprawce Delaneya wprowadzenie zakazu dodawania do żywności substancji o działaniu rakotwórczym dla ludzi i zwierząt. Przy zastosowaniu podejścia pragmatycznego można było uznać, że niewykrycie obecności tego typu substancji powodowało uznanie żywności za bezpieczną. Postęp w dziedzinie analityki sprawił, że zaczęto wykrywać ilości uprzednio niewykrywalne. Przestało istnieć pojęcie ryzyka zerowego i konieczne okazało się stworzenie postępowania umożliwiającego ilościowe szacowanie ryzyka. Odpowiadając na zapotrzebowanie National Research Council w opracowaniu Risk Assessment in the Federal Government: Managing the Process szerzej znanym jako czerwona księga zamieścił w 1983r. poszczególne etapy procesu szacowania ryzyka obejmujące identyfikację zagrożenia, opracowanie zależności dawka - odpowiedź i charakterystykę ryzyka w celu utworzenia spójnego schematu postępowania dla agencji rządowych zajmujących się tym zagadnieniem (5). W USA istnieje zwarty system ilościowej oceny ryzyka opisany w szeregu dokumentów USEPA. Opis postępowania dla związków kancerogennych został podany w 1986 r. (6) a w 1996 roku ukazała się propozycja jego aktualizacji (9). W krajach należących do Unii Europejskiej w roku 1993 wprowadzono zalecenia Dyrektywy 93/67 /EEC , która obliguje kraje członkowskie do jednolitego postępowania w dziedzinie szacowania ryzyka (1). Także Międzynarodowy Program Bezpieczeństwa Chemicznego (IPCS) przygotował dokument dotyczący rekomendacji z dziedziny szacowania ryzyka (3). W miarę rozwoju toksykologii, epidemiologii, oceny narażenia oraz metod modelowania procesów biologicznych następował istotny postęp w dziedzinie szacowania ryzyka. Tym niemniej zadania stawiane w tej dziedzinie powodują konieczność ekstrapolacji wyników daleko poniżej wielkości narażenia występujących w badaniach epidemiologicznych lub eksperymentalnych. Powoduje to konieczność przyjmowania trudnych do udokumentowania założeń. Szacowanie ryzyka stanowi jeden z elementów pełnego procesu mającego zapewnić możliwość wyeliminowania, z określonym prawdopodobieństwem, skutków zdrowotnych narażenia zawodowego i środowiskowego na czynniki chemiczne. Obejmuje on : Szacowanie ryzyka Proces polegający na ilościowej ocenie prawdopodobieństwa wystąpienia szkodliwych efektów narażenia na czynniki szkodliwe. Części składowe procesu obejmują: identyfikację zagrożenia, określenie zależności dawka: odpowiedź, ocenę narażenia oraz jako produkt końcowy charakterystykę ryzyka określającą częstość występowania efektu działania w danej populacji. Jest to etap działalności naukowej. Zarządzanie ryzykiem Proces podejmowania decyzji łączący aspekty polityczne, socjalne, ekonomiczne oraz uwarunkowania techniczne z odpowiednimi wynikami szacowania ryzyka w celu tworzenia, oceny lub porównywania różnych rozwiązań prawnych. Zasadniczym celem jest wybór optymalnych rozwiązań w przypadku określonych zagrożeń. Jest to zadanie czynników administracyjnych . Informacja o ryzyku Interpretowanie i przekazywanie w zrozumiały, przystępny sposób informacji na temat wyników oceny ryzyka osobom i społecznościom nie posiadającym systematycznej wiedzy w tej dziedzinie. W opracowaniu omówiono elementy procesu szacowania ryzyka skutków zdrowotnych narażenia na czynniki chemiczne o działaniu progowym i bezprogowym. IDENTYFIKACJA ZAGROŻENIA Identyfikacja zagrożenia może być dokonywana z zastosowaniem różnych metod badawczych: zależności struktura-aktywność, testów krótkoterminowych umożliwiających ocenę toksyczności genetycznej, długoterminowych badań doświadczalnych na zwierzętach oraz wyników badań epidemiologicznych. Zależność struktura-aktywność W wielu przypadkach dane na temat toksyczności są ograniczone. Ze względu na wysokie koszty badań działania rakotwórczego obejmujących okres życia zwierząt często podejmuje się decyzję dotyczącą podjęcia takich badań na podstawie wstępnej oceny potencjalnego działania w oparciu o właściwości fizykochemiczne. Obecnie uważa się, że badania zależności budowa-aktywność są przydatne w przypadku związków, które inicjują proces nowotworowy poprzez tworzenie wiązań kowalentnych z DNA. Do oceny wykorzystuje się następujące parametry: -rodzaj i reaktywność elektrofilowego fragmentu cząsteczki -potencjalne możliwości tworzenia reaktywnych elektrofilnych produktów pośrednich w drodze procesów aktywacji chemicznej , fotochemicznej lub metabolicznej -właściwości fizykochemiczne (rozpuszczalność, współczynnik podziału oktanol: woda, okres półtrwania w roztworze wodnym) -budowa strukturalna -kierunki przemiany w ustroju -możliwa droga wchłaniania Testy krótkoterminowe Istnieje szereg testów mogących wskazywać na możliwość działania kancerogennego takich jak występowanie uszkodzenia DNA , mutacji genowych, aberracji chromosomowych, aneuploidii i transformacji neoplastycznej komórek. Testy genotoksyczności przeprowadza się na zwierzętach lub komórkach hodowanych in vitro . Badania doświadczalne na zwierzętach Badania doświadczalne na zwierzętach stanowią ciągle podstawową grupę badań mających na celu identyfikację zagrożenia. Dotyczy to zarówno oceny działania toksycznego jak i oceny działania kancerogennego. Przyjmuje się, że czynniki, które powodują tworzenie nowotworów u zwierząt doświadczalnych są także rakotwórcze dla ludzi. Zgodnie z opinią IARC (2), jakkolwiek nie można stwierdzić, że wszystkie czynniki chemiczne lub ich mieszaniny, które są czynnikami kancerogennymi u zwierząt będą powodowały powstawanie nowotworów u ludzi to jednak w braku odpowiednich danych u ludzi jest rozważne i możliwe do przyjęcia założenie, że związki o dobrze udowodnionym działaniu rakotwórczym u zwierząt stwarzają ryzyko działania kancerogennego u ludzi. Generalnie najbardziej odpowiednie dla identyfikacji zagrożenia są badania, w których drogi narażenia odpowiadają występującym w przypadku narażenia człowieka. Do wyników badań doświadczalnych należy jednak podchodzić ostrożnie, gdyż niektóre mechanizmy działania mogą nie występować u ludzi. Klasycznym przykładem jest wywoływanie nowotworów nerki u samców szczura w wyniku wiązania związków z a 2u-globuliną, specyficznym niskocząsteczkowym białkiem nie występującym u samic szczura, ludzi i innych gatunków jak myszy czy małpy. Związane białko ulega kumulacji w komórkach docelowych powodując, martwicę, odwracalną hiperplazję, zwapnienie kanalików nerkowych, neoplazję. Inne objawy występujące u szczura, które prawdopodobnie nie mogą służyć dla przewidywania działania rakotwórczego u ludzi obejmują guzy zlokalizowane w przedżołądku po podaniu doustnym lub guzy w płucach spowodowane przeładowaniem mechanizmu usuwającego ziarna pyłu z płuc. Wyniki badań u ludzi Dane te mogą pochodzić z badań epidemiologicznych lub opisu przypadków. Największe znaczenie dla wykrycia ryzyka skutków zdrowotnych narażenia posiadają dobrze udokumentowane badania epidemiologiczne, w których wykazano zależność pomiędzy wielkością narażenia a częstością występowania efektu. Epidemiologia jest nauką o rozmieszczeniu i przyczynach chorób w populacji. Celem badań epidemiologicznych w przypadku identyfikacji zagrożenia jest wykrycie różnic ryzyka wystąpienia skutków zdrowotnych pomiędzy różnymi grupami w populacji lub między różnymi populacjami a następnie określenie czy różnice te mogą być przypisane określonym czynnikom zewnętrznym. Wyniki dobrze wykonanych i udokumentowanych badań epidemiologicznych posiadają najwyższą wartość w dziedzinie szacowania ryzyka. Głównymi typami badań epidemiologicznych są badania analityczne i opisowe. W skład badań analitycznych wchodzą badania kliniczno- kontrolne oraz badania kohortowe. Badanie opisowe ustala różnice występowania chorób w populacji w odniesieniu do wieku, płci, rasy i różnic warunków środowiskowych. Badaniami tego rodzaju można jedynie określić tryb i trendy występowania choroby w odniesieniu do obszaru. Nie można określić natomiast czynnika odpowiedzialnego oraz stopnia ekspozycji. Badanie tego typu umożliwiają jednak stawianie hipotez dla dalszych badań. Badania epidemiologiczne zawierające elementy badań z dziedziny biochemii lub biochemii molekularnej stwarzają możliwość poznania mechanizmów kancerogenezy a stosowanie biomarkerów może poprawić możliwość wnioskowania o wielkości narażenia i wchłoniętej dawce. Opis przypadku zawiera dane o skutkach narażenia jednostki lub grupy. Dane te posiadają ograniczoną przydatność dla procesu szacowania ryzyka Umożliwiają one jednak niekiedy identyfikację związku przyczynowo-skutkowego w przypadkach unikalnych jak np. angiosarcoma w wyniku narażenia na chlorek winylu. OKREŚLENIE ZALEŻNOŚCI DAWKA -ODPOWIEDŹ Obserwacje empiryczne wskazują, że w miarę wzrostu dawki wzrasta nasilenie objawów oraz częstość występowania efektu działania w grupie. Poddając ocenie zależność dawka-odpowiedź należy dokonać wyboru z kilku możliwych efektów działania efektu krytycznego. Należy także zdecydować co przyjmie się za dawkę. Istotną sprawą jest dokonawanie ekstrapolacji międzygatunkowych. Ze względu na to, że dane uzyskane w wyniku badań populacji są zwykle skąpe konieczny jest wybór z wielu badań eksperymentalnych na zwierzętach badań kluczowych z punktu widzenia możliwości oceny ryzyka. Zadaniem eksperta jest dokonanie oceny , który z zastosowanych modeli jest najbardziej zbliżony do warunków narażenia ludzi, które ze zwierząt wykazuje właściwości toksykokinetyczne najbliższe człowiekowi. W przypadku gdy brak gatunku zbliżonego pod tym względem do człowieka wybiera się gatunek najbardziej wrażliwy. Tam gdzie istnieją dobrze udokumentowane badania epidemiologiczne sytuacja jest o tyle korzystna, ze unika się konieczności ekstrapolacji międzygatunkowej. Jednakże w większości przypadków konieczne jest ekstrapolacja z dawek wysokich do dawek niskich. Dobór efektu krytycznego, najbardziej właściwego dla możliwości oceny ryzyka danych wymaga wysokich kwalifikacji ekspertów zajmujących się tą dziedziną. Nietrafny dobór może sprawić, że dane przedstawiane osobom odpowiedzialnym za zarządzanie ryzykiem będą niewłaściwe (przeszacowane lub niedoszacowane ryzyka może pociągnąć za sobą konsekwencje finansowe lub zdrowotne ). Ustalone na podstawie istniejących danych efekty krytyczne dzieli się klasycznie na dwa rodzaje : posiadające próg działania , poniżej którego efekt nie występuje oraz bezprogowe ( genotoksyczne kancerogeny ) które mogą wystąpić przy każdym poziomie narażenia. Szacowanie ryzyka dla związków o działaniu progowym Podstawowe znaczenie dla określenia narażenia, które nie będzie pociągało za sobą z dużym prawdopodobieństwem wystąpienia skutków zdrowotnych u ludzi narażonych na dany czynnik chemiczny posiada po określeniu efektu krytycznego określenie wartości poziomu bez obserwowanego działania szkodliwego (NOAEL) lub najniższego obserwowanego poziomu działania szkodliwego (LOAEL). W klasycznym postępowaniu podanym przez US EPA w 1989 r. (7) zaleca się wyjście z wartości LOAEL lub NOAEL a następnie dochodzenie do wartości bezpiecznej dla człowieka dawki referencyjnej, RfD (mg/kg-dzień) lub stężenia referencyjnego (RfC) w drodze stosowania współczynników niepewności zależnie od jakości posiadanych wyników. Generalnie im gorsza jakość danych tym większa wartość iloczynu współczynników. Przyjmuje się, że przy przekroczeniu wartości 10000 dane nie pozwalają na określenie wartości RfD. Najczęściej występuje współczynnik 100 . Jeśli dane pochodzą z dobrze udokumentowanych badań u ludzi wystarczy współczynnik 10 dla różnic wewnątrzgatunkowych. Im lepsze dane tym bardziej precyzyjne wnioskowanie. W 1993 zaproponowano podzielenie współczynników niepewności dotyczących różnic międzygatunkowych i wewnątrzgatunkowych na dwie składowe dotyczące toksykokinetyki i toksykodynamiki (3). Zgodnie z tym schematem zwykle stosowany współczynnik 10 w przypadku różnic międzygatunkowych zostałby rozbity na dwie wartości 2,5 dla dynamiki i 4 dla kinetyki przy założeniu większej możliwości różnic dla kinetki niż dynamiki. Prowadzone sa także prace nad uzasadnieniem wielkości współczynników np LOAEL-NOAEL. Innym podejściem wykorzystującym wartości NOAEL w celu oceny ryzyka jest ocena marginesu ekspozycji (MOE) lub marginesu bezpieczeństwa (MOS), gdzie wartość NOAEL wyrażona w mg/kg-dzień jest porównywana z wartością ekspozycji ludzi. Jeśli wartości te są wysokie mogą one wskazywać na brak ryzyka. Jeśli są niższe niż 100 wskazują na konieczność podejmowania dalszych ocen i ewentualnych działań. Tabela 1. Zastosowanie współczynników niepewności w celu uzyskania wartości RfD (7).
Współczynniki niepewności (UF)
H = osoby wrażliwe A = zwierzęta - ludzie S = badanie podprzewlekłe- badanie przewlekłe L = LOAEL - NOAEL D = dane niekompletne M= czynnik modyfikujący (MF)	Stosować współczynnik 10 x podczas ekstrapolacji wyników uzyskanych dla przeciętnej populacji ludzkiej . Ma na celu uwzględnienie istnienia w populacji osób wrażliwych. Stosować współczynnik 10 x ekstrapolując wyniki uzyskane w trakcie przewlekłych badań eksperymentalnych gdy brak odpowiednich danych dla ludzi. Stosować współczynnik 10 x ekstrapolując wyniki badania krótszego niż przewlekłe u zwierzat doświadczalnych lub u ludzi gdy brak wyników przewlekłych badań u ludzi. Stosować współczynnik 10 x gdy brak wartości NOAEL. Stosować współczynnik 10 x ekstrapolując z danych doświadczalnych, które są niekompletne. Dokonać oceny profesjonalnej w celu ewentualnego przyjęcia innych współczynników niepewności , łącznie ? 10. Wartość współczynnika zależy od oceny danych ( np. liczba zwierząt ). Gdy brak wątpliwości współczynnika się nie stosuje.
Dawka wyznaczająca - Benchmark dose ( BMD ) Odnoszenie wnioskowania do wartości NOAEL było krytykowane. Stwierdzano, że: - NOAEL musi być zgodnie z definicją jedną badaną dawką. - Po określeniu wartości NOAEL pozostałej części zależności dawka- odpowiedź nie bierze się pod uwagę. - Wartość NOAEL ulega zwiększeniu w miarę zmniejszania liczby zwierząt użytych w eksperymencie. - Liczba dawek i rozpiętość między dawkami wywiera wpływ na wartość NOAEL. W związku z tym U.S EPA zaproponowała inne rozwiązanie ilościowe oparte na wszystkich wynikach badania (8). Polega ono na określeniu dawki wyznaczającej (benchmark dose, BMD) odpowiadającej niewielkiemu lecz mierzalnemu przyrostowi częstości występowania efektu działania oraz 95% przedziału ufności dla badanego zakresu. Jest to zwykle 5 lub 10 % wzrost częstości występowania efektu w populacji (BMD 05 lub BMD10). Częściej BMD jest wyrażana jako niższa granica przedziału ufności tego przyrostu (np. BMDL10). Szacowanie ryzyka w przypadku związków o działaniu bezprogowym Stosuje się w przypadku genotoksycznych czynników rakotwórczych . Przyjmuje się obecnie ,że substancje genotoksyczne są to substancje które powodują mutacje w wyniku bezpośredniego wiązania substancji niezmienionej lub jej metabolitu z DNA lub też wywierają bezpośredni wpływ na strukturę lub liczbę chromosomów. Substancje , które nie reagują z DNA nazywane są kancerogenami niegenotoksycznymi. W ciągu ostatnich kilkunastu lat wiele krajów przystąpiło do oceny ryzyka jakie stwarza w populacji narażenie na czynniki rakotwórcze. Liczba danych dotyczących działania rakotwórczego czynników chemicznych wzrosła w ciągu ostatnich dwudziestu lat dramatycznie. Spektrum informacji obejmuje badania epidemiologiczne, przewlekłe badania na zwierzętach , wyniki testów genotoksycznych oraz w coraz większym stopniu badania mające na celu zrozumienie mechanizmów działania rakotwórczego. Charakterystyka ryzyka obejmuje, tak jak w przypadku związków o działaniu progowym, identyfikację zagrożenia (w tym przypadku działania kancerogennego) ustalenie zależności dawka -odpowiedź (łącznie z ekstrapolacją wyników badań doświadczalnych na ludzi ) oraz ocenę narażenia. . W różnych krajach przyjmuje się różne sposoby klasyfikacji jakościowej czynników rakotwórczych. Wszystkie organizacje dokonują identyfikacji kancerogenów na podstawie wyników badań epidemiologicznych lub danych eksperymentalnych jakkolwiek rodzaj danych eksperymentalnych branych pod uwagę jest zróżnicowany. Generalnie klasyfikacja polega na zaliczeniu substancji lub procesów do poszczególnych grup z punktu widzenia możliwości działania rakotwórczego u ludzi i zwierząt doświadczalnych. W Holandii klasyfikuje się substancje zależnie od mechanizmu działania. I tak czynniki inicjujące i pełne kancerogeny ulokowane są w grupie I. W Norwegii i w Szwecji dodatkowo dzieli się czynniki rakotwórcze na podklasy zależnie od siły działania co wykracza poza czystą klasyfikację jakościową. Nieco odmienne podejście polegające na odejściu od ścisłego kwalifikowania do grup zaproponowano w dokumencie US EPA z 1996 r. (9) zawierającym propozycję zmian dokumentu z 1986r. (6). Pozwala ona na elastyczność uzupełniając dane o dodatkowe uwagi dotyczące siły dowodu. Próba ujęcia wszystkich danych w formie punktów wymaga 10-30 numerów kodowych co jest nie do opanowania pamięciowego. Dlatego zaproponowano system opisowy. Ekstrapolacja ryzyka obejmuje zarówno zagadnienia ekstrapolacji do dawek niskich poniżej obserwacji doświadczalnych oraz ekstrapolację międzygatunkową. Oba rodzaje ekstrapolacji prowadzone są różnie w różnych krajach. W niektórych krajach stosuje się szczegółowe opisy współczynników niepewności w kontekście ekstrapolacji ryzyka . W innych stosuje się jedynie ogólne opisy. Dwie bardzo obszerne listy czynników rakotwórczych publikowane przez IARC i US Department of Health and Human Services klasyfikują czynniki rakotwórcze nie dając oceny ilościowej. Stopień uszczegółowienia procedur jest bardzo zróżnicowany. W Zjednoczonym Królestwie stosuje się procedurę badania pojedynczych przypadków zarówno dla genotoksycznych jak i niegenotoksycznych kancerogenów bez stosowania żadnej procedury ogólnej. Każda substancja jest oceniana w oparciu o kompletny zestaw danych zależnie od opinii ekspertów. Nie stosuje się modeli matematycznych do ekstrapolacji w rejonie niskich dawek. Jest to jedna skrajność. W Kanadzie nie stosuje się metody ekstrapolacji odnosząc wartość TD5 (tumorigenic dose) do narażenia populacji i określając współczynnik ryzyka związanego z narażeniem na czynniki rakotwórcze (exposure-potency index, EPI) (3). W Danii, Holandii, UK, EEC dzieli się czynniki rakotwórcze na genotoksyczne i niegenotoksyczne przy czym dla niegenotoksycznych wykorzystuje się wartość NOAEL i współczynniki niepewności jak w przypadku substancji o działaniu progowym. W Holandii dla substancji genotoksycznych stosuje się liniową ekstrapolację od najniższej dawki o stwierdzonym działaniu do zera. W Norwegii nie ekstrapoluje się do dawek niskich określając wartość TD50 i klasyfikując kancerogeny z kategorii I do trzech klas. Generalnie w Europie w przypadku związków o działaniu rakotwórczym dokonywana jest ocena rzeczywistego ryzyka dla populacji na podstawie indywidualnej oceny każdej substancji (4). Na drugim końcu skrajności znajduje się system ilościowej oceny ryzyka opracowany przez US EPA. Różni się on w sposób istotny od innych systemów. Agencja ta zakłada, że określenie rzeczywistego ryzyka w sposób naukowy nie jest możliwe. Zamiast tego w systemie US EPA określa się prawdopodobne górne ograniczenie ryzyka stwierdzając, że rzeczywiste ryzyko znajduje się pomiędzy wartością zera i wartością górnego ograniczenia. Procedura przyjęta przez USEPA jest dobrze zdefiniowana i możliwa do zastosowania w przypadku każdej substancji. Zawiera szczegółowy opis postępowania. Poprzednie zalecenia zostały wydane w 1986 r . W 1996r roku ukazał się w Federal Register projekt zmian postępowania w odniesieniu do substancji o działaniu rakotwórczym (9). Czynione są starania mające na celu ujednolicenie systemu postępowania w skali światowej jakkolwiek nie wydaje się aby było to możliwe w najbliższym czasie. Pismiennictwo 1. Commission Directive 93/67/EEC of 20 July 1993 laying down the principles for assessment of risks to man and the environment of subtances notified in accordance with Council Directive 67/548/EEC. Official Journal of the European Communities, No L 227/9. 2. IARC Monographs on the evaluation on the evaluation of cancerogenic risk to humans. WHO, Lyon, 1994. 3. IPCS. Environmental Health Criteria 170. Assessing Human Health Risks of Chemicals: Derivation of Guidance Values for Health-based Exposure Limits. WHO , Geneva, 1994. 4. Molenaar R.J. : Carcinogenic risk assesment : International comparison. Regulatory Toxicol Pharmacol, 20 : 302-336 ( 1994 ) 5. NRC. Risk Assessment in the Federal Government : Managing the Process. Washington, DC , National Academy Press, 1983. 6. U.S. Environmental Protection Agency. Guidelines for carcinogen risk assessment. Federal Register , 51:33992-34003 ( 1986 ). 7. U.S. Environmental Protection Agency. Interim methods for development of inhalation reference doses. EPA/600/8-88/006F, 1989. 8. U.S. Environmental Protection Agency. The use of the benchmark dose approach in health risk assessment. EPA/630/R-94/007, 1995. 9. U.S. Environmental Protection Agency. Proposed Guidelines for Carcinogen Risk Assessment ; Notice. Federal Register , 61 : 17959-18011 ( 1996 ).

---