Odhad zdravotních rizik

Studijní opora

Odhad zdravotních rizik Vítězslav Jiřík

OSTRAVA 2014 Tento projekt je spolufinancován Evropským sociálním fondem a státním rozpočtem České republiky.

Materiál byl vytvořen v rámci projektu OP VK: Modernizace – Diverzifikace – Inovace Registrační číslo: CZ.1.07/2.2.00/28.0247

OBSAH Úvod ........................................................................................................................... 3 1. Základní pojmy a systém analýzy zdravotních rizik ............................... 5 1.1. Základní pojmy ....................................................................................... 6 1.2. Systém analýzy zdravotních rizik ......................................................... 11 1.3. Hodnocení zdravotních rizik ................................................................. 12 1.4. Řízení zdravotních rizik ........................................................................ 14 2 Identifikace nebezpečnosti .................................................................... 18 2.1. Obecně .................................................................................................. 18 2.2. Zjišťování nebezpečných vlastností ...................................................... 19 2.3. Nebezpečné vlastnosti fyzikálních faktorů ........................................... 20 2.4. Nebezpečné vlastnosti chemických látek.............................................. 24 3 Charakterizace nebezpečnosti ............................................................... 32 3.1. Obecně .................................................................................................. 32 3.2. Vztah expozice a účinku pro fyzikální faktory ..................................... 33 3.3. Vztah expozice a účinku pro chemické látky s prahovými účinky ....... 36 3.4. Vztah expozice a účinku pro chemické látky s karcinogenními účinky 39 4 Hodnocení expozice.............................................................................. 46 4.1. Obecně .................................................................................................. 46 4.2. Zjišťování expozic fyzikálním faktorům .............................................. 48 4.3. Zjišťování expozic chemickým látkám ................................................. 51 4.4. Popis exponované populace .................................................................. 53 5 Charakterizace zdravotních rizik .......................................................... 57 5.1. Obecně .................................................................................................. 57 5.2. Charakterizace zdravotních rizik fyzikálních faktorů ........................... 58 5.3. Charakterizace nekarcinogenních zdravotních rizik chemických látek 59 5.4. Charakterizace karcinogenních rizik chemických látek ........................ 61 5.5. Variabilita a nejistoty ............................................................................ 63 6 Návaznost hodnocení zdravotních rizik na další disciplíny .................. 67 6.1 Environmentální epidemiologie ............................................................ 67 6.2 Posuzování vlivů na zdraví ................................................................... 70 6.3 Komunikace o riziku............................................................................. 72 6.4 Vnímání zdravotních rizik .................................................................... 73 Literatura .................................................................................................................. 75

Použité symboly a jejich význam Průvodce studiem – vstup autora do textu, specifický způsob, kterým se studentem komunikuje, povzbuzuje jej, doplňuje text o další informace.

Klíčová slova

Čas potřebný k prostudování kapitoly Příklad – objasnění nebo konkretizování problematiky na příkladu ze života, z praxe, ze společenské reality, apod.

Pojmy k zapamatování

Shrnutí – shrnutí předcházející látky, shrnutí kapitoly. Literatura – použitá ve studijním materiálu, pro doplnění a rozšíření poznatků. Kontrolní otázky a úkoly – prověřují, do jaké míry studující text a problematiku pochopil, zapamatoval si podstatné a důležité informace a zda je dokáže aplikovat při řešení problémů. Úkoly k textu – je potřeba je splnit neprodleně, neboť pomáhají dobrému zvládnutí následující látky. Korespondenční úkoly – při jejich plnění postupuje studující podle pokynů s notnou dávkou vlastní iniciativy. Úkoly se průběžně evidují a hodnotí v průběhu celého kurzu. Otázky k zamyšlení

Část pro zájemce – přináší látku a úkoly rozšiřující úroveň základního kurzu. Pasáže a úkoly jsou dobrovolné. Testy a otázky – ke kterým řešení, odpovědi a výsledky studující najdou v rámci studijní opory. Řešení a odpovědi – vážou se na konkrétní úkoly, zadání a testy.

Úvod Výukový text se zabývá metodikou (souborem metod či postupů) používanou při hodnocení zdravotních rizik souvisejících s expozicemi environmentálním faktorům. Uvedené základy této disciplíny vycházejí z poznatků publikovaných Světovou zdravotnickou organizací (WHO) a Agenturou pro ochranu prostředí (US EPA). Jsou zde probrány postupy při odhadu rizik nebo po expozici některým fyzikálním faktorům (např. hluku a neionizujícímu záření) a chemickým látkám v ovzduší, potravinách či vodě, se kterými se odborní pracovníci nebo dozorové orgány v oblasti ochrany veřejného zdraví nejčastěji setkávají. Součástí tohoto výukového textu nejsou postupy používané při odhadu zdravotních rizik expozice ionizujícímu záření a biologickým agens. Po prostudování textu budete znát: 

přehled o základech metodiky hodnocení zdravotních rizik, sloužící k

popisu

(charakterizaci)

pravděpodobnosti

či

míry

pravděpodobnosti možného vzniku poškození zdraví, způsobeného expozicemi vnějším faktorům prostředí; 

nejdůležitější veličiny a vztahy používané v uvedené oblasti, smysl a použitelnost získaných výsledků metodiky ke srozumitelnému sdělení závěrů veřejnosti či sloužícím jako podklady pro rozhodování orgánů státní správy, fyzických či právnických osob.

ZÍSKÁTE: 

I když je v textu uvedena řada praktických příkladů, hloubka znalostí získaných v tomto předmětu a hlavně praktické zkušenosti pro odpovědné používání metodiky v praxi je ještě nedostatečná. Avšak zvládnutí předmětu je dobrým předpokladem pro budoucí používání metodiky v praxi, a to ať už osobou autorizovanou v hodnocení zdravotních rizik či orgánem ochrany veřejného zdraví. Je nutno si totiž uvědomit, že na základě výsledků hodnocení zdravotních rizik se skutečně rozhoduje o zdraví posuzované populace nebo o nemalých finančních či jiných prostředcích pro rozvoj průmyslu, obchodu či staveb a služeb občanské vybavenosti, ať už na celostátní nebo lokální úrovni.

3

Čas potřebný k prostudování učiva předmětu Délka studia učebního textu jednotlivých kapitol je značně odlišná podle individuálních předpokladů studenta, nemalou měrou se liší i tím, jaké má student znalosti jiných předmětů, zvláště biologie, chemie a fyziky. Proto čas potřebný k prostudování učiva se pravděpodobně bude pohybovat v širokém rozmezí od 3 do 8 hodin na kapitolu, tj. od 18 do 48 hodin na celý předmět.

4

1. Základní pojmy a systém analýzy zdravotních rizik V této kapitole se dozvíte: Cílem je souhrnně uvést základní pojmy s vysvětlením významu těchto pojmů, osvojit si některé názvy používající se v metodice hodnocení zdravotních rizik a zapamatovat si veličiny a jednotky, se kterými se student setká v dalších kapitolách. Dalším cílem kapitoly je získat přehled o systému analýzy zdravotních rizik, uvědomit si účel hodnocení zdravotních rizik v kontextu návazných či souvisejících disciplín, zvláště řízení zdravotních rizik. V celém procesu je ukázána stručná charakteristika jednotlivých částí a jejich návaznost tak, aby je student měl při probírání dalších kapitol neustále na paměti a neztrácela se kontinuita celku této metodiky. Znalosti fyzikálních veličin a jednotek, kterými se obecně vyjadřují různé stavy či jevy, je základním předpokladem pro pochopení významu a souvislostí pojmů dále uvedených v metodice. Student se vždy v dalších kapitolách může vrátit k tomuto přehledu a ujasnit si význam veličiny či pojmu tak, aby správně pochopil souvislosti. Hodnocení zdravotních rizik není osamocenou disciplínou, ale její výsledky jsou následně použity pro návazné rozhodovací procesy vedoucí ke snižování rizik. Zároveň pro úspěšné hodnocení rizik je nutno použít jako vstupních dat celou řadu informací z jiných vědeckých oborů, např. pomocí experimentálních (laboratorních) studií, epidemiologických studií atp. Klíčová slova a pojmy k zapamatování Fyzikální veličina Pojem, pomocí kterého kvalitativně a kvantitativně vyjadřujeme různé jevy, stavy nebo vlastnosti hmoty (tj. polí, záření nebo látek). Fyzikální veličina = číselný údaj a jednotka. Faktor prostředí (agens) Fyzikální faktor, chemická látka či organismus, kterému může být člověk exponován. Nebezpečnost agens

5

Vlastnost agens, kterou lze popsat jeho škodlivými účinky na organismus (člověka). Je to schopnost způsobit poškození zdraví, vznik onemocnění nebo být příčinou smrti. Prahový účinek Takový škodlivý účinek agens, který se může projevit až při překročení jisté meze expozice či dávky. Bezprahový účinek Takový škodlivý účinek agens, který se může projevit při jakékoliv úrovni expozice či dávky. Takový účinek se nazývá někdy stochastický, tj. pravděpodobnostně-statistický. Expozice Kontakt agens s vnější hranicí organismu člověka, který lze vyjádřit vhodnou veličinou či kombinací veličin (popisující faktor prostředí) a dobou trvání kontaktu (časovým údajem). Dávka Vnější (potenciální) dávka je množství agens, které přišlo do kontaktu s vnější hranicí organismu. Vnitřní nebo absorbovaná dávka je množství agens, které bylo organismem vstřebáno či absorbováno. Zdravotní riziko Pravděpodobnost nebo její vhodně zvolená míra, se kterou za definovaných podmínek dojde k poškození zdraví (popř. nemoci či smrti).

1.1. Základní pojmy Fyzikální a chemické faktory Při hodnocení vlivů na veřejné zdraví anebo zdravotních rizik se lze setkat s celou řadou pojmů, názvů, charakteristik, parametrů či veličin, z nichž řada je obecných (lze se s nimi setkat běžně i v jiných disciplínách – např. fyzikální veličiny a jednotky), jiné jsou zcela specifické (např. jednotka karcinogenního rizika). Je vhodné před vlastním probíráním metodiky se s nimi seznámit. Znalost základních a některých odvozených fyzikálních veličin a jednotek, kterými se obecně vyjadřují různé stavy, jevy či vlastnosti hmoty, je základním předpokladem pro pochopení významu a souvislostí pojmů dále uvedených v metodice. Samotná fyzikální veličina se skládá z

6

číselného (kvantitativního) údaje a jednotky (tzv. rozměru, který obsahuje kvalitativní informaci, jaká vlastnost či jev se má na mysli). Tabulka 1: Základní fyzikální veličiny a jednotky Základní veličina Jednotka Co popisuje (značka) Délka (l) metr (m) Vzdálenost mezi body prostoru kilogram Setrvačné nebo gravitační účinky Hmotnost (m) (kg) hmoty°) Čas (t) sekunda (s) Vzdálenost mezi událostmi Elektrický proud Pohyb látkových částic*) nesoucí ampér (A) (I) elektrický náboj Stav (míra) vnitřního pohybu částic*) Teplota (T) kelvin (K) hmoty Látkové množství mol (mol) Počet látkových částic*) (n) Intenzita světla (počet fotonů*)) Svítivost (I) kandela (cd) přepočtená na citlivost lidského oka °) Hmota je základní fyzikální pojem. Zjednodušeně si lze hmotu představit jako látku (pevné, kapalné, plynné látky, plazma) a pole (gravitační, elektromagnetické, jaderné). *) Základní částice hmoty (bez známé vnitřní struktury) jsou tzv. elementární částice. Ty se rozdělují na fermiony (někdy tzv. látkové částice, např. elektron) a bozony (někdy tzv. polní částice, např. foton). Mol není počet fermionů, ale počet atomů či molekul (tj. částic s vnitřní strukturou, skládající se z elementárních částic). Tabulka 2: Některé odvozené fyzikální veličiny a jednotky používané v hodnocení rizik Odvozená veličina Jednotka Co popisuje (např.) Vystavení člověka frekvenčně váženému ) 2 Expozice* hluku (EA) Pa .s akustickému tlaku v určitém časovém intervalu Střední expozice*) Ekvivalentní hladina frekvenčně váženému dB akustického tlaku A (LAeq,T) akustickému tlaku za určitý časový interval Intenzita elektrického pole (E) V.m-1 Elektrické pole -1 Intenzita magnetického pole (H) A.m Magnetické pole Magnetická indukce (B) T Magnetické pole -2 Hustota indukovaného proudu v A.m Slouží k popisu účinků těle (J) elektrických a magnetických polí na člověka -1 Měrný absorbovaný výkon W.kg Slouží k popisu účinků (SAR) radiofrekvenčního záření v těle (na kg tkáně) 7

Hustota zářivého toku (S)

W.m-2

Optické a mikrovlnné záření Spektrální zář (Eλ, Lλ) W.m-3.sr-1 Optické záření -3 Hmotnostní koncentrace (c) mg.m Látka v ovzduší ng.l-1 Látka v kapalině -1 µg.kg Látka v potravinách či půdě (hmotnostní zlomek) -1 Molární koncentrace (c) mmol.l Látka v tělní tekutině -3 Početní koncentrace N.m Počet (N) respirabilních KTJ.100 ml- vláken v ovzduší 1 Počet jednotek (např. baktérií nebo shluku baktérií) tvořících kolonie při kultivaci na živném médiu, ze kterých lze usuzovat na počet zárodků ve vodě nebo nápoji. Průměrná denní dávka (ADD) mg.kg-1.den- Expozice*) látce 1 v potravině *) Expozice je rovněž veličina, jejíž význam je popsán dále. Kromě veličin a jednotek jsou v hodnocení rizik velmi často používány pojmy či názvy v následujících významech: Faktory prostředí či environmentální faktory jsou fyzikální (např. hluk či záření), chemické (chemické látky) a biologická (organismy) agens, kterými může být člověk ovlivňován. Mezi environmentální faktory bývají zařazovány rovněž socioekonomické faktory (např. úroveň bydlení, pracovní příležitosti). Pro popis fyzikálních a chemických faktorů prostředí a jejich interakcí s organismem (člověka) se používají fyzikální veličiny. Vhodně zvolená veličina pak může dostatečně správně popsat velikost a trvání expozice určitému agens. Popis biologických agens a jejich interakce s organismem člověka pomocí fyzikálních veličin má značná omezení a nelze ho vždy provést. Nebezpečnost je vlastnost uvedených agens, kterou lze popsat jeho škodlivými účinky na organismy (včetně člověka) a prostředí. Je to schopnost způsobit poškození zdraví, vznik onemocnění nebo být příčinou smrti. Expozice je kontakt agens s vnější hranicí organismu či vystavení organismu environmentálnímu faktoru. Lze ho zpravidla vyjádřit vhodnou

8

veličinou či kombinací veličin popisující environmentální faktor a dobou trvání kontaktu či vystavení. Expoziční cesta (pathway) je souhrn procesů, kterými prochází agens v jednotlivých složkách prostředí, zahrnující i expoziční vstup (route). Expoziční vstup je zpravidla dermální (kůží), inhalační (vdechnutí) či orální (ingescí, ústy), ale může být i specifický, např. hluk sluchovým orgánem, optické záření očima, bakterie sliznicemi. Expozice mohou být krátkodobé (trvající maximálně několik dnů), dlouhodobé (trvající až řadu let) či celoživotní (trvající podstatnou část života jedince). Vnější (potenciální) dávka je množství agens, které přišlo do kontaktu s vnější hranicí organismu. Vnitřní (absorbovaná) dávka je množství agens, které se vstřebalo do organismu. Biologické účinky projevující se ihned při expozici či v krátké době po ní se nazývají akutní (minuty, hodiny, dny). Účinky projevující se v řádu týdnů se nazývají subakutní, v řádu měsíců subchronické. Chronické účinky jsou takové, které se projeví onemocněním či syndromem po delší době, zpravidla až po řadě měsíců, jindy po několika letech či desítkách let. Biologické účinky, které se projeví až po delší době od zahájení expozice či po jejím skončení, se nazývají oddálené, popř. pozdní či opožděné. Biologické účinky lze rovněž rozdělit podle rozsahu a typu poškození organismu. Toto dělení rozlišuje lokální účinky (tj. místní účinky, poškození je rozměrově omezené na část tkáně), systémové či orgánové účinky (účinky na cílový orgán či orgány), celkové účinky (účinky, kdy je postižena většina životně důležitých orgánů), mutagenní účinky (způsobující změny v genetickém materiálu buněk), karcinogenní účinky (vyvolávající růst novotvarů). Zdravotní riziko je pravděpodobnost nebo její vhodně zvolená míra, se kterou za definovaných podmínek dojde k poškození zdraví (popř. nemoci či smrti). Prahový účinek je takový biologický účinek agens, který se může projevit až při překročení jisté meze expozice či dávky. Odhady prahů, mezí či limitů pro prahové biologické účinky mají řadu názvů, nejčastěji jsou používány NOAEL (No Observed Adverse Effect Level, tj. nejvyšší úroveň expozice či dávky, při které ještě nejsou pozorovány nepříznivé 9

účinky), LOAEL (Low Observed Adverse Effect Level, tj. nejnižší úroveň expozice či dávky, při které již byly pozorovány nepříznivé účinky), BMD (Benchmark Dose, tj. dávka vypočtená z konfidenčního intervalu vztahu mezi dávkou a účinkem a zvolené hladiny pravděpodobnosti). Pokud tyto odhady prahových hodnot byly získány v experimentu na zvířatech a extrapolujeme je na lidskou populaci, jsou odvozeny další veličiny, např. referenční dávka RfD či koncentrace RfC (vyjádření meze pro průměrnou celoživotní expozici, jejíž nepřekračování pravděpodobně nebude znamenat poškození zdraví u většiny populace) nebo mezní hodnoty s obdobným významem, jako ADI (Acceptable Daily Intake, tj. akceptovatelný denní příjem, zpravidla pro aditiva v potravinách), PMTDI (Provisional Maximum Tolerable Daily Intake, tj. provizorní maximální tolerovatelný denní příjem pro kontaminanty v potravinách, které nemají kumulativní vlastnosti), PTWI (Provisional Tolerable Weekly Intake, tj. prozatímní tolerovatelný týdenní přívod pro kontaminanty v potravinách s kumulativními vlastnostmi). Bezprahový účinek je takový biologický účinek agens, který se může projevit při jakékoliv úrovni expozice či dávky. Takový účinek se nazývá

někdy

stochastický,

tj.

pravděpodobnostně-statistický.

U

stochastických biologických účinků se v metodice hodnocení zdravotních rizik posuzuje karcinogenita provázející přímou mutagenitu (tj. přímou reakci karcinogenu či jeho metabolitu s DNA), přičemž k popisu vztahu mezi dávkou a biologickým účinkem se používá pojem směrnice karcinogenního rizika (CSF, tj. Cancer Slope Factor), vyjadřující lineární vzestup (sklon přímky) pravděpodobnosti vzniku nových případů novotvarů v populaci v závislosti na celoživotní dávce. Pokud je expozice vyjádřená (v případě inhalace škodlivin v ovzduší) pomocí dlouhodobé expoziční koncentrace, směrnice se nazývá jednotka karcinogenního rizika (UCR, tj. Unit Cancer Risk). Rizika negenotoxické karcinogenity (bez přímé mutagenity) se hodnotí, viz publikaci US EPA Guidelines for Carcinogen Risk Assessment 2005, obdobně jako prahové účinky látek s orgánovou či systémovou toxicitou, nikoliv pomocí směrnice karcinogenního rizika.

10

V legislativě (zákony, nařízení vlády, vyhlášky) je možné se setkat s celou řadou tzv. regulačních limitů (regulatory limits), které mohou, ale nemusí, odpovídat zdravotně zdůvodnitelným hodnotám. Pokud jsou tyto hodnoty přijaty k ochraně zdraví lidí, je možno je považovat za meze přijatelnosti rizika (acceptability of risk) pro tu populaci, na kterou se předpis vztahuje. Meze přijatelného rizika jsou bezpečnými limity pouze v případě, že odpovídají referenčním či obdobným prahovým hodnotám biologických účinků na člověka pro agens s prahovými účinky. Praxe Pro ochranu ovzduší je v legislativě přijatá celá řada emisních a imisních limitů. Jsou stanoveny pro účely regulace (snižování) znečištění ovzduší škodlivinami. Emisní limity jsou regulační meze, které přímo nesouvisejí s expozičními koncentracemi zasažené populace, proto emisní limity nejsou ani bezpečnými prahy, ani mezemi přijatelnosti rizika. Imisní limity jsou konstruovány rovněž jako regulační, některé pro účely ochrany zdraví lidí, jiné pro ochranu vegetace či ekosystémů. V případě benzo(a)pyrenu je imisní limit pro ochranu zdraví stanoven na úrovni průměrné roční koncentrace 1 ng.m-3. Vzhledem k tomu, že zdravotně zdůvodnitelná závislost mezi expozicí a účinkem je popsaná jednotkou karcinogenního rizika, nemůže imisní limit znamenat bezpečný práh, pod kterým nelze očekávat žádné riziko vzniku novotvarů (převážně rakoviny plic). Tento imisní limit tak lze považovat pouze za mez přijatelnosti rizika.

1.2. Systém analýzy zdravotních rizik Hodnocení zdravotních rizik není osamocenou disciplínou, ale její výsledky jsou následně použity pro návazné rozhodovací procesy vedoucí ke snižování rizik. Zároveň pro úspěšné hodnocení rizik je nutno použít jako vstupních dat celou řadu informací z jiných vědeckých oborů, získaných např. pomocí experimentálních (laboratorních) studií, epidemiologických studií apod. Pojem „riziko“ je pravděpodobně spojen s jakoukoliv lidskou činností. O vyhodnocení závažnosti rizika poškození zdraví, vzniku onemocnění či ztráty života se můžeme pokusit pro jízdu člověka autem, pro práci horníků v dolech nebo pracovníků v chemickém průmyslu, pro

11

děti hrající si v písku, pro určitou skladbu jídelníčku nebo nápojů, pro horolezectví, skoky padákem nebo kouření, ale rovněž pro velké části populace exponované hluku či chemickým látkám v ovzduší. Abychom mohli rizika popsat, odhadnout jejich závažnost, mezi sebou porovnat a rozhodnout o opatřeních vedoucích ke snížení rizik, musíme je analyzovat. Analýza rizik v sobě zahrnuje několik kroků, ale dá se rozdělit na dvě velké kategorie, a to na hodnocení (posouzení a odhad) rizik (risk assessment) a na řízení rizik (risk management), které na sebe přímo navazují. Obě disciplíny jsou dále provázány s dalšími, jakými jsou např. komunikace o rizicích, vnímání rizik, posuzování vlivů na veřejné zdraví, hodnocení rizik při práci apod. (viz příslušné kapitoly), které jsou rovněž nezbytnými nástroji v celé hierarchii rozhodování o snížení rizik.

1.3. Hodnocení zdravotních rizik Hodnocení rizik (risk assessment) je postup využívající spojení (syntézu) všech dostupných údajů o nebezpečných vlastnostech agens, kterým je nebo bude sledovaná populace vystavena, údajů o rozsahu a velikosti expozic těmto faktorům prostředí a údajů o složení sledované populace, popisu charakteru a odhadu závažnosti existujících či potenciálních zdravotních rizik. Obvykle se tento postup dělí na čtyři kroky: 1. Identifikace nebezpečnosti (hazard identification) 2. Charakterizace nebezpečnosti (hazard characterization) 3. Hodnocení expozic (exposure assessment) 4. Charakterizace rizik (risk characterization) Toto dělení je relevantní v případech, kdy je nutné provést rozsáhlý výzkum k vyslovení závěrů o nebezpečných vlastnostech posuzovaného agens a závislosti mezi expozicí či dávkou a biologickým účinkem. Pokud jsou tyto informace dostupné z věrohodných zdrojů (např. v publikacích WHO – Guidelines, Environmental Health Criteria atp.), první dva kroky je možné spojit v tzv. hodnocení nebezpečnosti (pro chemické látky se někdy nazývá toxicity assessment). Vzhledem k tomu, že tato studijní opora má sloužit odborníkům, u kterých se dá předpokládat použití metodiky v běžné praxi, nikoliv

12

výzkumu, lze předpokládat provádění prvních dvou kroků v hodnocení zdravotních rizik pomocí literárních rešerší, a tudíž i jejich spojení v uvedené hodnocení nebezpečnosti. Hodnocení nebezpečnosti Tato část metodiky hodnocení zdravotních rizik obsahuje první dva výše uvedené kroky, kdy v prvním kroku (identifikace nebezpečnosti) je nutno vyhodnotit, která agens mohou hrát roli v posuzovaných rizicích, shromáždit a vyhodnotit data o jejich nebezpečných vlastnostech a uvážit podmínky expozice, za kterých se nebezpečné vlastnosti agens mohou projevit. Druhým krokem (charakterizace nebezpečnosti), který lze provést zároveň s krokem prvním, je potřeba odhadnout nebo z literárních údajů převzít kvantitativní vztahy mezi expozicí (nebo dávkou) a biologickým účinkem. Používají se prahové hodnoty platné pro lidskou populaci pro agens

s

prahovými

biologickými

účinky

anebo

odhad

směrnic

karcinogenního rizika pro řadu agens s prokázanými či pravděpodobnými karcinogenními účinky na člověka. Pokud kvantitativní vztahy neexistují a lze je pouze popsat kvalitativně, odrazí se to v posledním kroku (charakterizace rizik) v tom, že rizika budou moci být charakterizována pouze kvalitativně. Hodnocení expozice V třetím kroku jde o zjištění zdroje, popř. transportu nebezpečného agens, odhad velikosti, frekvence a trvání kontaktů agens (pro chemická nebo biologická agens) s lidským organismem či vystavení organismu fyzikálnímu agens a zjištění rozsahu exponované populace a jejího složení. K tomu existuje celá řada metod, které se zpravidla rozdělují na přímé a nepřímé. Charakterizace rizik Čtvrtý krok v hodnocení rizik využívá závěrů předcházejících částí ke kvalitativnímu popisu zjištěných rizik a kvantitativnímu odhadu závažnosti rizik. Pro agens s prahovými účinky, kde ke kvantitativnímu popisu vztahu mezi velikostí expozice (nebo dávky) se používá běžně pouze prahová hodnota, je možné odhadnout míru poškození zdraví či vznik onemocnění. Při použití směrnic pro závislosti mezi expozicí (dávkou) a 13

karcinogenním účinkem je možné odhadnout přímo pravděpodobnost vzniku nových případů novotvarů. Pokud nejsou k dispozici kvantitativní vztahy mezi expozicí a biologickým účinkem, lze rizika charakterizovat pouze slovním popisem zjištěných rizik bez vyčíslení pravděpodobnosti nebo její míry. V těchto případech se jedná o kvalitativní hodnocení zdravotních rizik. Nezbytnou součástí popisu a odhadu zdravotních rizik je popis, popř. odhad variability expozic a nejistot, které zákonitě provázejí uvedenou metodiku, resp. všechny její uvedené části.

1.4. Řízení zdravotních rizik Řízení rizik (risk management) využívá výsledků z procesu hodnocení rizik k přijetí rozhodnutí o realizaci vhodných řídících opatření ke snížení rizik. Tento postup lze rozdělit do následujících kroků: 1. Vyhodnocení zdravotních rizik (risk evaluation) 2. Výběr a stanovení postupů ke snížení rizik (option assessment) 3. Implementace postupů do praxe (option implementation) 4. Monitoring a hodnocení efektivity přijatých postupů (monitoring and review) Celý proces je nutno podrobit komplikované analýze z hlediska politických, ekonomických a sociálních vlivů. Jsou to např. politická analýza (odhad politických důsledků vyplývajících z přijatých rozhodnutí), ekonomická analýza (tzv. cost benefit analysis z hlediska efektivnosti nákladů), právní analýza (možnosti využití legislativy), analýza veřejného mínění. Vyhodnocení zdravotních rizik V prvním kroku jde o to seznámit se a zvážit výsledky hodnocení zdravotních rizik, stanovit priority a stanovit strategii (politiku) pro realizaci rozhodnutí o nápravných opatřeních v praxi. Stanovení postupů řízení rizik Ve druhém kroku je nutné zvážit možné alternativy postupů řízení rizik, vybrat nejvhodnější postupy a přijmout konečné rozhodnutí pro aplikaci postupů vedoucí k realizaci nápravných opatření. Implementace rozhodnutí do praxe

14

Ve třetím kroku se již spouští realizace jednotlivých, předem připravených a navázaných postupů (program řízení rizika), sledování faktorů ovlivňujících program implementace (účastníci programu, technické podmínky, politicko-ekonomické podmínky apod.) a efektivní zásahy v případě potřeby nápravy. Monitoring a hodnocení efektivity přijatých postupů Ve čtvrtém kroku se monitoruje efektivita realizovaných opatření a vyhodnocuje se jejich dopad na očekávané snížení rizik. Praxe Snížení rizik není možné provádět vždy a za jakoukoliv cenu. I když je ochrana zdraví často prioritou (v zemích EU jde o oficiální politické programy vycházející z programů a strategií WHO), rozhodnutí o řízení rizik musí být učiněno po zvážení případných ekonomických důsledků v porovnání s ochranným efektem, po zvážení technické proveditelnosti, vnímání opatření veřejností apod. Zdůrazňovaným aspektem je aktivní podíl všech zúčastněných stran, tj. nejen manažerů rizika, ale i zástupců spotřebitelů, výrobců, distributorů, dozorových a zastupitelských orgánů. Řízení rizik není možné úspěšně provádět bez pozitivního vnímání situace všemi zainteresovanými stranami. Otázky k sebehodnocení 1. Vyjadřuje jednotka kvantitativně hodnotu veličiny? 2. Jaká jiná než výše uvedená vyjádření expoziční koncentrace je možno použít za pomocí veličin a jednotek SI? 3. Pokud je zdravotní riziko vyjádřeno jako pravděpodobnost, jakých hodnot může nabývat? 4. Kterým krokem v hodnocení zdravotních rizik je zjišťování kvantitativních vztahů mezi expozicí a účinkem? 5. Lze vyhodnotit zdravotní riziko kvantitativně (číselnou hodnotou)? 6. Ve kterém kroku řízení rizik se přijímá rozhodnutí o realizaci opatření ke snížení rizik? Kontrolní otázky 15

1.1. Vyjádřete rozdíl mezi expozicí a dávkou. 1.2. Vysvětlete rozdíl mezi akutní expozicí a akutním biologickým účinkem a rozdíl mezi chronickou expozicí a chronickým biologickým účinkem. 1.3. V jakých jednotkách byste vyjádřili referenční dávku? 1.4. Jak byste vlastními slovy definovali směrnici karcinogenního rizika? 1.5. Definujte a vysvětlete pojem mez přijatelnosti rizika. 1.6. Jak se vyjadřují nejčastěji vztahy mezi expozicí (nebo dávkou) a biologickým účinkem? 1.7. Které nejdůležitější výstupy by měla obsahovat část hodnocení expozice? 1.8. Jak se dá vysvětlit význam slova charakterizace v metodice hodnocení zdravotních rizik? Shrnutí V kapitole byly probrány základní a vedlejší fyzikální veličiny a jednotky soustavy SI, včetně odvozených veličin a jednotek vztahujících se na popis expozic vnějším faktorům prostředí. Jsou zde shrnuty nejdůležitější pojmy používané v metodice hodnocení zdravotních rizik. Je probrána hierarchie činností (postupů) při hodnocení a řízení zdravotních rizik. Každá disciplína je vlastním procesem, přičemž při řízení rizik je využito závěrů z hodnocení rizik k opětovnému vyhodnocení a přijetí rozhodnutí o realizaci nápravných opatření ke snížení rizika. Odpovědi na otázky k sebehodnocení 1. Ne, kvantitu (velikost) vyjadřuje číselný údaj, jednotka veličiny vyjadřuje kvalitu vlastnosti agens (tzv. rozměr). 2. Může to být molární koncentrace (např. mmol.l-1) nebo objemová koncentrace (např. ml.m-3). Jednotky objemových koncentrací ppm(v), tj. parts per million, nejsou v soustavě SI obsaženy, rovněž tak hmotnostní zlomky ppm(m). Znamenají vlastně (analogicky jako objemová či hmotnostní procenta) počet milióntin z celkového objemu, resp. počet milióntin z celkové hmotnosti.

16

3. Pravděpodobnost vždy může nabývat pouze hodnot od nuly do jedné, resp. od 0 % do 100 %. 4. Je to charakterizace nebezpečnosti, která je druhým krokem v metodice hodnocení zdravotních rizik. 5. Ano, přičemž odhad pravděpodobnosti vzniku onemocnění se dá provést pouze v případě stochastických účinků sledovaného agens. V případě agens s prahovými účinky jsou kvantitativně vyhodnocovány pouze míry pravděpodobnosti. 6. Je to ve druhém kroku, kdy je již provedeno vyhodnocení zdravotních rizik, stanovení priorit a jsou vybrány nejvhodnější postupy k jejich realizaci.

17

2

Identifikace nebezpečnosti

V této kapitole se dozvíte: Cílem kapitoly je seznámit se způsoby posuzování závažnosti důkazů o nežádoucích účincích faktorů prostředí na člověka, se způsoby zjišťování nebezpečných vlastností agens, dále s nejdůležitějšími nebezpečnými vlastnostmi některých fyzikálních faktorů a kvalifikací nebezpečných vlastností chemických látek v návaznosti na jejich biologické účinky. V běžné praxi při hodnocení zdravotních rizik se metody zjišťování nebezpečných

vlastností

nepoužijí.

Hodnotitel

potřebné

údaje

o

nebezpečnosti zpravidla přebírá z hodnověrných informačních zdrojů, jako jsou např. publikace WHO či US EPA. Pokud ovšem jde např. o novou látku nebo hodnotitel zjišťuje další nebezpečnou vlastnost určitého agens, je nutno provést potřebné experimenty či epidemiologické studie. Klíčová slova a pojmy k zapamatování Nebezpečné vlastnosti a biologické účinky agens, akutní a chronické účinky, lokální, systémové a celkové účinky, mutagenní a karcinogenní účinky, účinky na reprodukci a vývoj jedince

2.1. Obecně V

prvním

kroku

při

hodnocení

rizik,

tj.

při

identifikaci

nebezpečnosti, jde především o správný výběr těch agens, která mohou hrát pro hodnocení rizik významnou roli. Která agens budou hodnocena je dáno buď znalostmi o jejich použití, nebo je nutno zvážit jejich výběr na základě informací o složení materiálů, na základě technologií výrob, úniku do složek životního prostředí a jejich změnách v prostředí, a rovněž studiem věrohodných publikací o podobných problematikách. Řada vědeckých institucí se zabývá rešeršemi vědeckých prací z celého světa a takovéto souhrny publikuje. Ty jsou pak velmi užitečné při výběru agens v konkrétním případě. Je např. již známo, jaké škodliviny „indikují“ znečištění ovzduší a které specifické škodliviny můžeme očekávat v blízkosti určitých významných zdrojů znečištění, což významně usnadňuje hodnotiteli tento první krok v hodnocení rizik.

18

Poté, co je výběr agens proveden, je potřeba se zabývat zjištěním jejich nebezpečných vlastností.

2.2. Zjišťování nebezpečných vlastností Nebezpečné vlastnosti agens, které jsou definované jako jejich fyzikální, chemické či biologické vlastnosti, které mohou za určitých podmínek vyvolat nežádoucí biologické účinky, jsou zjišťovány na základě hodnocení údajů získaných z pozorování u lidí, z experimentálních studií na zvířatech, na izolovaných orgánech, tkáních, buněčných systémech nebo částech buněk, v případě chemických látek rovněž z dat získaných ze studií vztahů mezi chemickou strukturou a biologickou účinností. Agens s nebezpečnými vlastnostmi může mít několik nežádoucích (nepříznivých) biologických účinků současně. Pokud uvažujeme při hodnocení zdravotních rizik pouze ten účinek, který se objeví při nejnižší expozici (dávce), hovoříme o kritickém účinku. Epidemiologické studie přinášejí velmi hodnotné informace o biologických účincích faktorů prostředí na člověka. Zvláště kvalitně provedené analytické epidemiologické studie (viz příslušná kapitola) mohou přinést kromě údajů o nebezpečných vlastnostech agens rovněž kvantitativní údaje o vztahu expozice – účinek. Výhodou oproti datům získaným v experimentálních studiích na zvířatech je to, že údaje jsou zjišťované přímo v reálných situacích na lidech a odpadá nutnost extrapolace z dat získaných na zvířeti (tzv. mezidruhová extrapolace) a extrapolace z vysokých expozic či dávek do oblasti nízkých dávek. Velký počet lidí braných do epidemiologických studií také zajišťuje vysokou genetickou diverzitu (rozmanitost) a často přítomnost citlivější části populace (děti, nemocní, staří). Nevýhodou bývá problematický výběr kontrolní skupiny, popř. reprezentativní výběr případů, působení rušivých vlivů, tzv. confounderů, a mnohdy malý rozsah expozic. Experimentální studie na laboratorních zvířatech přinášejí stále nejvíce důkazů o nebezpečných vlastnostech agens. Výhodou tohoto testování je možnost řídit velikost expozice a zjistit prahové hodnoty u systémově toxických účinků agens. Mezi hlavní nevýhody však patří možnost používat pouze omezené množství laboratorních zvířat v

19

experimentu a z toho vyplývající nutnost použití relativně vysokých expozic či dávek k vyvolání chronických účinků a následné extrapolace získaných údajů z vysokých dávek na mnohem nižší reálné expozice člověka. Jiné metody, např. QSAR (Quantitative Structure – Activity Relationships), tj. analýza kvantitativních vztahů mezi chemickou strukturou a biologickou účinností, QAAR (Quantitative Activity – Activity Relationships), tj. analýza kvantitativních vztahů mezi účinnostmi látky pro různé druhy organismů, QTTR (Quantitative Toxicity – Toxicity Relationships), tj. analýza kvantitativních vztahů mezi toxicitami látky pro různé druhy organismů, se zabývají metodami stanovení toxicity a toxických indexů chemických látek, které nebyly testovány experimentálně. Používají tedy metody in vitro (mimo vyšší organismus) a in silico (výpočet). Cílem je rychle, levně a bez utrpení pokusných zvířat získat informaci o nebezpečných vlastnostech chemických agens pro člověka.

2.3. Nebezpečné vlastnosti fyzikálních faktorů Nebezpečné vlastnosti a potažmo biologické účinky pro člověka vyplývají z fyzikálních vlastností těchto agens, zvláště z charakteru přenášené energie. Hluk Hlukem rozumíme zvuky, které mohou být škodlivé pro zdraví. Hluk se rovněž dá definovat jako nechtěný nebo obtěžující zvuk. Zvuk je mechanické vlnění (vlnění je fyzikální jev, jehož charakteristikou je frekvence, pro slyšitelný zvuk od 16 Hz do 20 kHz, infrazvuk <16 Hz, ultrazvuk >20 kHz), které má schopnost přenášet mechanickou energii látkami tvořícími prostředí (nejčastěji vzduch, ale uplatňují se i jiné látky). Hluk přijímaný sluchovým orgánem lidí může nad určitou mírou expozice způsobit poškození ucha s částečnou či úplnou ztrátou sluchu (specifické účinky), a to jak akutně, tak chronicky. I když je ztráta sluchu, zvláště u vysokých frekvencí, fyziologickým jevem v procesu stárnutí, při nadprahových úrovních expozice dochází k podstatnému zrychlení tohoto procesu. Pod úrovní tohoto prahu však pozorujeme zcela jiné nežádoucí účinky (nespecifické účinky), které se již neprojevují na sluchovém orgánu,

20

ale na jiných orgánových systémech (nervový, imunitní, kardiovaskulární systém). Mezi tyto účinky zařazujeme řadu onemocnění a syndromů (někdy nazývaných civilizačními chorobami), tj. zvýšený krevní tlak, stres, pocit nepohody – rozmrzelost, účinky na pracovní výkonnost, účinky na komunikaci a bezpečnost a obtěžování hlukem. Vzhledem k možnosti rušení spánku při velmi nízkých expozicích a z něj vyplývajících nervových poruch (nemusí se jednat pouze o probouzení se, ale rovněž o snížení kvality spánku) bývají někdy takovéto účinky označovány za bezprahové. Statická a nízkofrekvenční elektrická pole Elektrické pole je forma hmoty, která se vyskytuje kolem jakýchkoli nabitých částic a projevuje se silovými účinky. Pokud se elektrické náboje pohybují, může se pomocí těchto polí (v součinnosti s magnetickým polem) šířit vlnění (charakter tohoto vlnění je ovšem zcela odlišný od mechanického vlnění v látkách). Pokud má vlnění frekvenci <1 Hz, hovoříme o statickém poli, pokud jsou frekvence <100 kHz, tj. vlnová délka >3 km, hovoříme o nízkofrekvenčních polích. Uvedené elektromagnetické vlnění ještě nenazýváme zářením, protože energie těchto vln (která závisí na frekvenci) je velmi malá a účinky kvant tohoto vlnění (tj. fotonů) jsou zanedbatelné. Elektrická pole s sebou nenesou významné nebezpečné vlastnosti pro člověka, neboť v důsledku impedance a elektrické permitivity kůže proniká do těla pouze jejich zlomek. Uvnitř těla (v orgánech) mají elektrická pole zpravidla o 5 až 6 řádů nižší hodnotu než vnější elektrické pole, kterému je člověk vystaven. Tak je rovněž omezen na zanedbatelnou míru vznik indukovaného elektrického proudu ve tkáních při reálných expozicích. Kromě nepříliš vážného sršení nábojů na pokožce nebo částech oděvu, které může být provázeno nepříjemnými pocity, případně vstávání vlasů a chlupů při expozicích vysokým hodnotám intenzity vnějšího elektrického pole, hrozí vážné nebezpečí pouze při přeskoku vlastních látkových částic nesoucích elektrický náboj na organismus a průchodu vzniklého proudu tělem nebo jeho částí. K akutnímu úrazu elektrickým proudem samozřejmě může dojít rovněž přímým dotykem s vodičem, kterým prochází elektrický proud nebo je na něj přivedeno elektrické napětí. Statická a nízkofrekvenční magnetická pole 21

Magnetické pole vzniká kolem pohybujících se nabitých částic. V tomto smyslu je vázané na elektrické pole (to vzniká i kolem nabitých částic v klidu), ale ve svých vlastnostech se od něj v mnohém odlišuje. Statické magnetické pole vzniká jako makroskopický výsledek součtu mikroskopických magnetických polí, která vznikají kolem pohybujících se nabitých částic. Statická a nízkofrekvenční magnetické pole o frekvencích < 100 kHz již představují vyšší míru nebezpečnosti pro člověka než pole elektrická. Tato pole totiž prostupují látkami i organismy (z důvodu magnetické permeability tkání), přičemž dochází k indukci elektrických proudů v těle, které při překročení jisté hodnoty mohou ovlivňovat přenos nervových signálů, popř. jiných procesů závislých na přenosu elektrického náboje. Radiofrekvenční záření Elektromagnetické vlnění či záření o frekvenci od 100 kHz do 300 GHz, tj. vlnové délky od 3 km do 1 mm, má u nižších frekvencí (do 10 MHz) obdobné biologické účinky jako nízkofrekvenční magnetické pole, přičemž většina záření tělem člověka prochází, aniž by byla absorbována. Se zvyšující se frekvencí se začínají projevovat u tohoto záření také tepelné účinky, a to v závislosti na schopnostech tkání část tohoto záření absorbovat. V rozmezí frekvencí od 100 kHz do 10 MHz (nízkofrekvenční záření) jsou považovány obě uvedené nebezpečné vlastnosti (schopnost indukovat elektrický proud v těle a schopnost zahřívat tkáně) za významné. Pro vysokofrekvenční záření o frekvenci od 10 MHz do 10 GHz jsou již tepelné účinky na tkáň zcela dominantní, přičemž záření proniká do hloubky těla, kde se prakticky zcela absorbuje. Zvýšení teploty tkání nebo jejich částí může tak ovlivnit celou řadu biologických funkcí v organismu člověka. Hloubka pronikání radiofrekvenčního záření do těla je závislá na frekvenci, přičemž se zvyšující se frekvencí se hloubka zmenšuje (záření je vyšší měrou tkáněmi absorbováno). U mikrovlnného záření s nejvyšší frekvencí (nad 10 GHz) dosahuje hloubka pronikání do tkání řádově maximálně centimetrových či milimetrových hodnot, proto může docházet při nadměrných expozicích spíše k ohřevu povrchu těla než vnitřních orgánů.

22

Všechny uvedené biologické účinky statických a nízkofrekvenčních elektromagnetických polí a radiofrekvenčního záření představují akutní nebezpečí, doposud nebyla s jistotou prokázána žádná kumulace, resp. pozdní (chronické) účinky. Nicméně několik epidemiologických studií naznačilo určité, byť relativně nízké, riziko pro vznik dětské leukémie způsobené dlouhodobou expozicí nízkofrekvenčnímu magnetickému poli. Na základě tohoto omezeného důkazu klasifikuje IARC toto pole jako možný lidský karcinogen (possibly carcinogenic to humans) ve skupině 2B. Optické záření S optickým zářením mají lidé bohaté praktické zkušenosti z důvodu známého obrovského přírodního zdroje – Slunce. Lidé jsou od nepaměti exponováni tomuto záření a proto jsou i lépe vybaveni vnímat ho svými smysly. Optické záření je elektromagnetické vlnění o frekvenci od 300 GHz do 1,7 PHz, tj. vlnové délky od 1 mm do 180 nm. Vzhledem k jeho již podstatně vyšší kvantové energii vykazuje i celou řadu nebezpečných vlastností, přičemž nelze ovšem zapomenout na jeho nenahraditelné potřebné vlastnosti pro celou živou přírodu. Z negativních účinků jsou nejčastějším onemocněním úžeh z nadměrného vystavení slunečnímu záření. Sluneční záření je rovněž charakterizováno podle IARC jako prokázaný lidský karcinogen ve skupině 1 (viz kapitola o chemických látkách). Infračervené záření vykazuje (obdobně jako u sousedního mikrovlnného záření) tepelné účinky na kůži, rohovku a čočku oka. Vzhledem k vysoké účinnosti těchto účinků se často nazývá toto záření tepelné. V krátkovlnné oblasti (v rozsahu cca 800 až 1400 nm) může navíc způsobit tepelné poškození sítnice oka z toho důvodu, že v tomto rozsahu vlnových délek je lidské oko pro toto záření propustné. Obligátním účinkem, vlivem kumulace tepla v organismu, může být úpal. Viditelné záření (neboli světlo) má rovněž tepelné účinky. Vzhledem k tomu, že světlo může procházet dovnitř těla pouze očima, projevují se tyto účinky na kůži a sítnici. Vzhledem k dostatečně vysoké kvantové energii lze pozorovat u světla rovněž fotochemické účinky, tj. ovlivnění některých biochemických reakcí světelnými fotony. Kritickým účinkem je fotochemické poškození sítnice. 23

Ultrafialové záření způsobuje fotochemická poškození jak sítnice oka, tak jeho povrchu (rohovky) a kůže, včetně akutního vzniku zánětu spojivek. Tepelné účinky již (oproti světlu) jsou malé, ale fotochemické účinky se kumulují, což může vyústit v rakovinu kůže (melanom). Oproti radiofrekvenčnímu záření lze účinky optického záření již charakterizovat jako akutní i chronické. Proti akutním účinkům viditelného záření vysokých intenzit nejen ze Slunce, ale i umělých zdrojů, jsme částečně chráněni tzv. mrkacím efektem, kdy doba potřebná k zavření oka při expozici je asi 0,2 sekundy. Dlouhodobým expozicím ultrafialovému záření, kromě vzniku melanomu, je přičítána, stejně jako dlouhodobým expozicím infračervenému záření, rovněž částečná souvislost se vznikem šedého zákalu (katarakty). Ionizující záření (alfa, beta = částicové záření, gama, rtg = elektromagnetické záření s frekvencí >1,7 PHz, vlnovou délkou <180 nm) je pak vzhledem k jeho obrovské energii značně nebezpečné a vykazuje jak akutní, tak chronické účinky. Akutní jsou nazývány nemoci z ozáření, chronicky se projevují jako karcinogenní účinky.

2.4. Nebezpečné vlastnosti chemických látek Chemické látky a jejich směsi vykazují celou škálu nebezpečných vlastností a zpravidla mají více než jednu nebezpečnou vlastnost. Biologický účinek těchto látek závisí na jejich fyzikálně-chemických vlastnostech, na expozičním vstupu, velikosti dávky, distribuci a biotransformaci v organismu a vylučování z organismu, popř. na citlivosti organismu. Legislativa v ČR a EU, od roku 2007 do roku 2015, se postupně mění podle schváleného nařízení Evropského parlamentu a Rady č. 1907/2006 o registraci, hodnocení, povolování a omezování chemických látek, o zřízení Evropské agentury pro chemické látky, a o změně některých nařízení a směrnic (zkr. REACH). Za hodnocení rizika byly doposud odpovědné státní orgány jednotlivých států EU, nově je odpovědnost přesunuta na výrobce, či na ty, kteří chemické látky nebo přípravky uvádějí na trh. Podle nového nařízení o klasifikaci a označování látek a směsí (zkr. GHS – Globálně-harmonizovaný systém) dojde rovněž

24

postupně ke změnám v klasifikaci a označování chemických látek a přípravků. Zde uváděná klasifikace je podle současně platné legislativy, čtenář by si měl aktuálně ověřit, zda již nejsou v platnosti některé změny. Nebezpečné vlastnosti chemických látek se klasifikují do několika (dále uvedených) skupin rozdělených do tříd a kategorií nebezpečnosti. Třídy nebezpečnosti podle fyzikálně-chemických vlastností Výbušné jsou chemické látky (obchodní značení E), které mohou exotermně reagovat i bez přístupu vzdušného kyslíku, přičemž rychle uvolňují plyny, a které, pokud jsou v částečně uzavřeném prostoru, za definovaných zkušebních podmínek detonují, rychle shoří nebo po zahřátí vybuchují (např. kyselina pikrová, trinitrotoluen, nitroglycerin). Oxidující jsou ty látky (obchodní značení O), které vyvolávají vysoce exotermní reakci ve styku s jinými látkami, zejména hořlavými (např. peroxid vodíku >60 %, chlorečnan barnatý). Hořlavé látky při styku se vzduchem se mohou samovolně zahřívat, vznítit se, snadno se zapálit, při styku s vodou či vlhkým vzduchem uvolnit vysoce hořlavé plyny. Rozlišují se tři stupně hořlavosti, a to látky extrémně hořlavé (obchodní značení F+, např. automobilový benzín, propan, butan), vysoce hořlavé (obchodní značení F, např. líh) a hořlavé (bez značení, např. xylen, styren). Podle nařízení GHS by měly být látky klasifikovány do tříd – výbušniny, hořlavé plyny, hořlavé aerosoly, oxidující plyny, stlačené plyny, hořlavé kapaliny, hořlavé tuhé látky, samovolně se rozkládající látky, samovznětlivé kapaliny, samovznětlivé tuhé látky, samozahřívající se látky, látky, které při kontaktu s vodou uvolňují hořlavé plyny, oxidující kapaliny, oxidující tuhé látky, organické peroxidy, žíravé/korodující pro kovy. Třídy nebezpečnosti pro zdraví Toxické (jedovaté) jsou látky, které při vdechnutí, požití nebo při průniku kůží způsobují nebo mohou způsobit smrt nebo akutní nebo chronické poškození zdraví, a to  ve velmi malých množstvích (vysoce toxické, obchodní značení T+);  v malých množstvích (toxické, obchodní označení T);

25

 ve větších množstvích než u předešlých případů (zdraví škodlivé, obchodní značení Xn). Klasifikace chemických látek do třídy „toxické“ se prováděla podle výsledků akutních testů toxicity. Rozhodující veličinou je v tomto případě akutní letální dávka (popř. koncentrace) LD50 (LC50), po jejíž aplikaci laboratorním zvířatům dojde k přežití 50 % z celkového počtu v experimentu. Podle nařízení GHS by měly být zavedeny, kromě třídy akutní toxicita, rovněž nové třídy – specifická toxicita pro cílové orgány po jednorázové a po opakované expozici. Klasifikace

látek

s

různým

stupněm

toxicity

(kategorie

nebezpečnosti) se provádějí podle tzv. R-vět (např. zkratky R 20, R 21, R 22). Kromě těchto vět se na obchodních obalech chemických látek musí uvádět tzv. S-věty, které upřesňují zacházení s látkou, její transport a skladování. Podle nařízení GHS to budou místo R-vět tzv. H-věty a místo Svět tzv. P-věty. Informace o systémové i jiné toxicitě pro účely hodnocení rizik je však nutno hledat i v jiných zdrojích než v uvedené legislativě, neboť ta slouží zvláště pro účely obchodování a zacházení s chemickými látkami jako výrobky, ale nemusí postihnout všechny známé vědecké poznatky. V odborné literatuře můžeme najít další informace o toxicitě chemických látek. Sytémovou (či orgánovou) toxicitu můžeme rozdělit podle cílového orgánu nebo orgánového systému, na který agens nepříznivě působí:  účinky na nervový systém (neurotoxicita) – i když je mozek chráněn bariérou v přísunu škodlivin krví, některé látky přesto dobře procházejí, např. organické sloučeniny rtuti, olovo;  účinky na trávicí trakt (gastrointestinální toxicita) – zvláště akutní účinky, zvracení, průjmy;  účinky na játra (hepatotoxicita) – po vstřebání se krví látky dostanou do jater jako prvního orgánu, účinky se mohou projevit jako steatóza, tj. akumulace tuku v játrech nebo nekróza, tj. zničení většího množství jaterních buněk – hepatocytů (např. chlorované organické látky);

26

 účinky na močový systém (nefrotoxicita) – velký průtok krve ledvinami (>1 l/min) zajišťuje velký přísun škodlivin, účinky se projevují jako snížení účinnosti či poškození funkce ledvin (např. kadmium a jiné kovy);  účinky na krevní systém (hematotoxicita), např. olovo, aromatické uhlovodíky;  účinky na dýchací systém – kašel, zúžení dýchacích cest, záněty průdušek, záněty a otoky plic (např. oxid dusičitý, siřičitý), fibrogenní účinky některých typů prachu;  účinky na kardiovaskulární systém – buď přímé působení látky nebo jako výsledek sníženého sycení kyslíkem;  účinky na reprodukční systém (reprotoxicita), např. pesticidy, těžké kovy. Žíravé jsou látky (obchodní označení C), které mohou zničit živé tkáně při styku s nimi. Rozlišují se látky, které mohou způsobit těžké poleptání (např. hydroxid sodný, kyselina sírová) a poleptání (např. glutaraldehyd). Tyto účinky lze zařadit mezi lokální. Dráždivé (obchodní označení Xi) jsou látky, které mohou při okamžitém, dlouhodobém nebo opakovaném styku s kůží nebo sliznicí vyvolat zánět a nemají žíravé účinky. Rozlišuje se dráždivost kůže, oka nebo dýchacích orgánů (např. cement, akryláty). Tyto účinky lze také zařadit mezi lokální. Senzibilizující jsou látky (obchodní označení Xn nebo Xi), které jsou schopné při vdechování, požití nebo při styku s kůží vyvolat přecitlivělost, takže při další expozici dané látce vzniknou charakteristické nepříznivé účinky, např. zánět spojivek (oči), alergická rýma, astmatický záchvat (dýchací systém), alergická kontaktní dermatitis (zánět kůže). Např. enzymy, diisokyanáty, pyl, srst zvířat, peří, roztoči, textilní vlákna, mouka, prach z dřevin. Karcinogenní jsou látky, které při vdechnutí nebo požití nebo průniku kůží mohou vyvolat vznik novotvaru nebo zvýšit jeho výskyt. Karcinogenita látek se podle legislativy EU (platné i v ČR) dělí do 3 kategorií:

27

kat. 1 – látky, které jsou karcinogenní pro člověka (obchodní označení T, věty R 45, R 49, např. azbest); kat. 2 – látky, na které je třeba pohlížet jako by mohly být karcinogenní pro člověka (obchodní označení T, věty R 45, R 49, např. berylium); kat. 3 – látky, které vyvolávají obavy vzhledem k možným karcinogenním účinkům (obchodní označení Xn, věta R 40, např. formaldehyd). Podle Mezinárodní agentury pro výzkum rakoviny (IARC) v Lyonu je dělení odlišné a zahrnuje i fyzikální a biologická agens, směsi látek, popř. také expoziční okolnosti: skupina

1

–

prokázaný lidský karcinogen,

důkaz

pomocí

epidemiologických studií (např. benzen, vinylchlorid, berylium, kadmium, formaldehyd,

2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-para-dioxin,

tabákový

dým,

benzo(a)pyren, ionizující záření, sluneční záření, UV záření, virus hepatitidy B a C); skupina 2A – látky s pravděpodobným karcinogenním účinkem pro člověka, tzn. je zpravidla omezený průkaz karcinogenity u lidí, ale je postačující průkaz karcinogenity u pokusných zvířat (např. akrylamid, trichlorethylen, tetrachlorethylen, polychlorované bifenyly, výfukové plyny dieselových motorů, anorganické sloučeniny olova, lidský herpesvirus); skupina 2B – karcinogenní účinek pro člověka není prokázán, tzn. je zpravidla neadekvátní nebo omezený průkaz karcinogenity u lidí a menší než dostatečný průkaz karcinogenity u zvířat (např. benz(a)anthracen, benzo(k)fluoranten,

tetrachlormetan,

chloroform,

ethylbenzen,

hexachlorbenzen, olovo, svářečské dýmy, nízkofrekvenční magnetická pole); skupina 3 – látky nejsou klasifikovány z hlediska lidské karcinogenity, není u nich známo, že by byly pro člověka karcinogenní, i když tento účinek mohl být zjištěn u některých pokusných zvířat, avšak průkaz je neadekvátní a omezený i u pokusných zvířat (např. rtuť a anorganické sloučeniny rtuti, selen, toluen, benzo(e)pyren, kofein, anilín, chlorovaná pitná voda, čaj, barvy na vlasy, aciclovir);

28

skupina 4 – látky pravděpodobně pro člověka nekarcinogenní, u nichž chybí jakýkoliv důkaz o karcinogenitě (kaprolaktam). Mutagenní jsou látky, které při vdechnutí nebo požití nebo průniku kůží mohou vyvolat dědičné genetické poškození nebo zvýšit jeho výskyt. V EU se dělí tyto látky do následujících kategorií: kat. 1 – látky jsou mutagenní (obchodní značení T, věta R 46, žádná látka není v EU takto klasifikována); kat. 2 – látky, na které je třeba pohlížet jako by byly mutagenní pro člověka (obchodní značení T, věta R 46, např. dvojchroman draselný, benzo(a)pyren); kat. 3 – látky, které mohou vyvolat obavy vzhledem k možným mutagenním účinkům (obchodní značení Xn, věta R 68, např. některé karbamáty, dinitrotoluen). Toxické pro reprodukci jsou látky, které při vdechnutí nebo požití nebo průniku kůží mohou vyvolat nebo zvýšit  výskyt nedědičných nepříznivých účinků na potomstvo (toxický účinek na plod, tj. úbytek tělesné hmotnosti, retardace růstu a vývoje, toxicita pro orgány, úmrtí, potrat, strukturní defekty, funkční vady, peri-postnatální vady a poškozený postnatální duševní a fyzický vývoj), tzv. fetální toxicita;  zhoršení mužských nebo ženských reprodukčních funkcí nebo schopností (nepříznivé účinky na libido, sexuální chování, tvorbu a vývoj spermií a vajíčka, na hormonální aktivitu, na samotné oplodnění a vývoj oplodněného vajíčka, včetně implantace), tzv. reprotoxicita. Dělení v EU je opět do třech skupin: kat. 1 – je známo, že látky poškozují fertilitu člověka, jsou příčinou vývojové toxicity u člověka (obchodní značení T, věta R 60 – reprodukční schopnost, R 61 – poškození plodu, např. oxid uhelnatý, některé sloučeniny olova); kat. 2 – látky, na které je třeba pohlížet, jako by mohly poškozovat fertilitu u člověka anebo plod. Existují důkazy, které dovolují silný předpoklad, že expozice člověka může mít za následek poškození fertility

29

nebo plodu (obchodní značení T, věta R 60 – reprodukční schopnost, R 61 – poškození plodu); kat. 3 – látky, které vyvolávají obavy z hledisky poškození fertility člověka a vzhledem k možné fetální toxicitě u člověka (obchodní značení Xn, věta R 62 – reprodukční schopnost, R 63 – poškození plodu, např. olovo). V klasifikaci chybí pojem teratogenita (z řeckého téras = zrůda, zpravidla se jedná o nežádoucí účinek na zárodek – embryo – vedoucí ke „strukturálním“

změnám

–

malformacím)

a

postnatální

toxicita.

Embryonální toxicita či teratogenita je zřejmě v legislativě zahrnuta ve fetální toxicitě (nežádoucí účinek na plod – fetus) vzhledem k uvedeným možným důsledkům. Teratogenita společně s fetální toxicitou a postnatální toxicitou (v době po narození) je někdy nazývána vývojovou toxicitou (nežádoucí účinky agens během celé doby trvání vývoje jedince, tj. od početí do doby dospělosti). Třídy nebezpečnosti pro životní prostředí Nebezpečné pro životní prostředí (ŽP) jsou látky, které při vstupu do ŽP představují nebo mohou představovat okamžité nebo pozdější nebezpečí pro jednu nebo více složek ŽP. Za složky ŽP se považuje vodní prostředí (nejvíce propacovaná pravidla) a ostatní prostředí (rostliny, živočichové, půdní organismy, včely, ozónová vrstva). Klasifikace se provádí pomocí akutních ekotoxikologických testů na rybách, řasách, dafniích, popř. dalších testovacích organismech. Podle nařízení GHS bude klasifikace sestávat z třídy nebezpečnosti pro vodní prostředí a doplňkové třídy nebezpečnosti pro ozónovou vrstvu. Otázky k sebehodnocení 1. Je hluk nebezpečný? 2. Po expozicích jakým fyzikálním faktorům prostředí může docházet k pozdním účinkům? 3. Může mít agens akutní, chronické, systémově toxické a karcinogenní účinky zároveň? Kontrolní otázky

30

2.1. Jakým způsobem se zjišťují biologické účinky fyzikálních faktorů prostředí? 2.2. Vysvětlete výhody a nevýhody epidemiologických studií k získávání informací o nebezpečných vlastnostech agens. 2.3. Popište akutní účinky fyzikálních agens. 2.4. Které nebezpečné vlastnosti chemických látek mohou být příčinou chronických účinků? Shrnutí Identifikace nebezpečnosti je prvním krokem v metodice hodnocení zdravotních rizik. Kromě vhodného výběru agens je nutné zjistit jejich nebezpečnost. Ta se dá charakterizovat jako nebezpečné vlastnosti agens, které jsou u chemických látek klasifikovány podle platné legislativy. Obecně je v hodnocení zdravotních rizik popisujeme jako nežádoucí či nepříznivé biologické účinky. V textu lze nalézt stručnou charakteristiku těchto účinků jak pro fyzikální faktory, tak pro chemické látky s celou řadou příkladů. Odpovědi na otázky k sebehodnocení 1. Ano, negativní účinky na zdraví se mohou projevit jak při krátkých vysokých expozicích, tak po dlouhých mnohem nižších expozicích. Říkáme, že hluk je nebezpečný zvuk. 2. Ionizujícímu a optickému záření a hluku. 3. Ano, mnohem častěji, a to zvláště chemická agens, vykazují více škodlivých účinků společně. Např. tetrachlordibenzodioxin.

31

3

Charakterizace nebezpečnosti

V této kapitole se dozvíte: Cílem kapitoly je přehledně se seznámit se způsobem vyjadřování vztahů mezi expozicemi a biologickým účinkem a použitím výsledků těchto vztahů, ať už jsou to prahové hodnoty u systémových účinků nebo směrnice u karcinogenních účinků. Kvantitativní vztahy ukázané v této kapitole a jejich pochopení jsou rozhodující při závěrečné charakterizaci zdravotních rizik. Vztahy nelze aplikovat mechanicky, vždy je nutno uvažovat nad jejich významem a způsobem jejich konstrukce. Klíčová slova a pojmy k zapamatování Kvantitativní závislost mezi expozicí a účinkem, odhad prahové hodnoty, směrnice a jednotky karcinogenního rizika

3.1. Obecně Cílem

charakterizace

nebezpečnosti

je

vhodně

vyjádřit

závislost

biologického účinku na expozici. K tomu se používá řada kvantitativních vztahů, a proto tento druhý krok v hodnocení zdravotních rizik je klíčový pro kvantitativní vyjádření rizika. Charakterizace nebezpečných vlastností agens, tj. kvantitativní odhad a popis vztahu mezi expozicí (nebo dávkou) a biologickým účinkem, je založena na empirických pozorováních, která prokázala, že zvyšující se expozice zpravidla přináší rovněž zvyšující se odezvu v organismu. Na úrovni populace se předpokládá, že zvýšená expozice bude příčinou zvýšené incidence (počet nových případů k celkovému počtu lidí) určitého onemocnění. Empirické závislosti jsou zpravidla získané pro vyšší expozice u omezeného počtu experimentálních zvířat. V oblasti nižších expozic či dávek nejsou biologické účinky vzhledem k uvedenému omezenému počtu exponovaných jedinců většinou snadno pozorovatelné (např. žádný nebo velmi malý výskyt onemocnění), proto je nutné závislosti z oblasti experimentálně pozorovatelných účinků extrapolovat. Způsob extrapolace je závislý na charakteru škodlivého účinku, resp. na klíčových mechanismech interakce

32

agens s organismem. V nejzákladnějším dělení se rozlišují tzv. prahové a bezprahové účinky. Prahové jsou takové, které se projeví až nad určitou hodnotou expozice nebo dávky (např. orgánová toxicita, negenotoxická karcinogenita). Druhá skupina zahrnuje agens, jejichž škodlivé účinky se mohou projevit při jakékoliv expozici či dávce, ovšem pouze s určitou pravděpodobností (např. mutagenita).

3.2. Vztah expozice a účinku pro fyzikální faktory Ke konstrukci kvantitativních vztahů mezi expozicí a biologickými účinky u fyzikálních faktorů se používají epidemiologické i experimentální studie. Pro prahové účinky jsou závislosti extrapolovány na limitní hodnoty, které mají význam nejvyšších, ještě bezpečných expozic pro člověka. Pro bezprahové účinky jsou rovněž konstruovány mezní hodnoty, které mají význam nejvyšších expozic, u nichž je zdravotní riziko přijatelné. Regulační limity (uváděné v legislativě) nemusejí vždy nutně respektovat tyto hodnoty a někdy „nastavují“ celospolečensky přijatelné riziko na odlišné hodnoty (politicko-odborný kompromis). U hluku jsou mezní hodnoty stanoveny pro celou řadu kritických účinků, a to jak pro specifické účinky na sluchový orgán, tak pro mimosluchové účinky, viz tabulka 3. Tabulka 3 uvádí mezní hodnoty pro celou řadu biologických účinků a prostředí. Hodnoty jsou uvedeny v ekvivalentních hladinách akustického tlaku A (frekvenčně váženého podle citlivosti lidského ucha) za uvedená časová období. Podle WHO, Guidelines for Community Noise (1999) Prostředí Venkovní obytné prostory Obytné prostory pod střechou Ložnice Školní učebny Průmyslové, komerční a dopravní prostory Hudba přes sluchátka Obřady a zábavní představení

Kritický zdravotní účinek

Hladina zvuku A [dB]

Doba [hod]

Obtěžování

5055

16

35

16

30

8 Během výuky

Srozumitelnost řeči Porucha spánku Porucha komunikace

35

Poruchy sluchu

70

24

Poruchy sluchu Poruchy sluchu

85 100

1 4

Zdroj: WHO. Occupational and Community Noise. Fact Sheet No. 258 (2001). Dostupné z WWW: https://apps.who.int/inf-fs/en/fact258.html

33

Při snaze přesněji vyčíslit biologické účinky hluku z dopravy byly z celé řady studií namodelovány matematické funkce (polynomy), které znázorňují tvary závislostí mezi expozicí a biologickou odezvou. Graficky jsou některé z těchto závislostí vyobrazeny jako křivky na obrázku 1. Vztahy existují jak pro celodenní obtěžování hlukem, tak pro rušení spánku v noční době. Expozice se často nevyjadřuje klasicky ekvivalentní hladinou akustického tlaku, ale modifikovanými 24 hodinovými hladinami, tzv. hlukovými deskriptory, ve kterých je započteno zvýšené obtěžování hlukem ve večerních a nočních hodinách. Je znovu třeba připomenout, že pro některé mimosluchové účinky hluku (které bývají někdy označované za bezprahové) neznamená nepřekračování mezních či limitních expozic nulové biologické účinky. Citliví jedinci nohou být, i při těchto nízkých expozicích, hlukem obtěžováni či rušeni ve spánku.

Obrázek 1 znázorňuje závislosti mezi expozicí a biologickým účinkem dopravního hluku. Expozice je zde vyjádřena jako modifikovaná střední hladina akustického tlaku v dB za 24 hodin (DENL), biologický účinek je zde uveden v procentech obtěžovaných lidí z celkové exponované populace. Procento obtěžovaných lidí je rozděleno podle zdroje hluku (letecká, silniční a železniční doprava) a podle dolního intervalu spolehlivosti (%LA), střední hodnoty (%A) a horního intervalu spolehlivosti (%HA) předpokládaného počtu obtěžovaných jedinců z exponované populace. Zdroj: WHO-ROE. Quantifying Burden of Disease from Environmental Noise: Second Technical Meeting Report (2007). Dostupné z WWW: http://www.euro.who.int/__data/assets/pdf_file/0005/87638/Noise_EDB_2nd_mtg.pdf

34

Pro elektromagnetická pole a neionizující záření jsou rovněž publikovány odhady limitních hodnot (nejvyšších přípustných hodnot). Vzhledem k tomu, že biologické účinky jsou závislé nejenom na intenzitě polí či záření, ale rovněž frekvenci, jsou tyto hodnoty uváděné v různých veličinách (např. hustota indikovaného proudu v těle – current density v A/m, měrný absorbovaný výkon SAR ve W/kg, hustota zářivého toku S ve W/m2) charakterizujících nejlépe daný biologický účinek v závislosti na frekvenci či vlnové délce. Tabulka 4 znázorňuje regulační limitní hodnoty pro expozice a vnitřní dávky elektrických a magnetických polí a záření pro frekvence 0–300 GHz podle ICNIRP (International Commission on Non-Ionizing Radiation Protection), respektující zdravotně zdůvodnitelné prahové hodnoty. Charakteristika expozice

Frekvenční rozsah

Hustota proudu pro hlavu a trup (mA m-2) (rms) 40 40/f 10 f/100

Celotělový průměr SAR (W kg-1)

Lokalizovaný SAR (hlava a trup) (W kg-1)

Lokalizovaný SAR (končetiny) (W kg-1)

do 1 Hz – – – 1–4 Hz – – – 4 Hz–1 kHz – – – Pracovní 1–100 kHz – – – expozice 100 kHz–10 f/100 0.4 10 20 MHz 10 MHz–10 – 0.4 10 20 GHz do 1 Hz 8 – – – 1–4 Hz 8/f – – – 4 Hz–1 kHz 2 – – – Expozice 1–100 kHz f/500 – – – široké 100 kHz–10 veřejnosti f/500 0.08 2 4 mHz 10 MHz–10 – 0.08 2 4 GHz Zdroj: ICNIRP. Guidelines for Limiting Exposure to Time-Varying Electric, Magnetic, and Electromagnetic Fields (1998). Dostupné z WWW: http://www.icnirp.de/documents/emfgdl.pdf

Pro optické záření jsou vztahy mezi expozicí a účinkem komplikovanější, a to vzhledem k bohatší paletě biologických účinků a k jejich silnější závislosti na frekvenci záření. Rovněž používaných veličin je více, viz relevantní nařízení vlády o ochraně zdraví před neionizujícím zářením.

35

3.3. Vztah expozice a účinku pro chemické látky s prahovými účinky V tělech živočichů, včetně člověka, probíhá celá řada fyziologických, adaptačních a reparačních procesů, jejichž prostřednictvím se organismus úspěšně vyrovná s expozicemi nejrůznějších agens. Teprve když tyto mechanismy nejsou schopny příliš vysokou expozici zvládnout (při krátkodobých expozicích) nebo jsou tyto mechanismy vyčerpány (po nižších, ale dlouhodobých expozicích), začnou se projevovat nepříznivé biologické účinky. Z toho lze usoudit, že musejí existovat prahové expozice či dávky, které by vyjadřovaly maximální expozice, při kterých se ještě neprojeví ten či onen nepříznivý účinek určitého agens. Vzhledem k tomu, že chemické látky mohou mít více účinků najednou, při hodnocení rizik se zpravidla vybírá ten, který odpovídá nejnižší účinné expozici. Ten se nazývá účinek kritický. Prahové účinky mají zpravidla látky se systémovou či orgánovou toxicitou, ale jak se ukazuje, může to být i řada jiných účinků či souborů účinků (např. hepatokarcinogenita u některých perzistentních organických látek). Výše uvedené koncepci odpovídá i přístup klasické toxikologie, jejímž cílem bylo v experimentálních studiích zjistit nejvyšší expozici či dávku, u které výskyt nežádoucího účinku nebo biologické změny v cílovém orgánu se významně neliší od nálezů zjištěných u neexponovaných jedinců (tzv. NOAEL). Pokud zjištění této hodnoty je obtížné, zjišťuje se hodnota nejnižší expozice či dávky, u které již nalezneme nepříznivý účinek u exponované skupiny ve srovnání s kontrolní skupinou (tzv. LOAEL). Hodnoty NOAEL a LOAEL mají řadu nevýhod, protože neberou v úvahu tvar a strmost křivky závislosti expozice (dávka) – účinek. Hodnoty z tohoto důvodu mohou být menší nebo větší než hledaný práh (viz obr. 2).

36

Obrázek 2 znázorňuje možný vztah mezi dávkou a vybraným nepříznivým biologickým účinkem. V experimentu byly zvoleny dávky označené delšími čárkami, z nichž nejdůležitější jsou NOAEL a LOAEL (vysvětlení zkratek v textu). Referenční dávka RfD (ADI, TDI) vznikla dělením NOAEL bezpečnostními faktory (viz dále). Snaha o přesnější vyjádření prahu vedla vědce ke konstrukci vztažné dávky (Benchmark Dose – BMD) a „výchozího“ bodu (Point of Departure). Tento přístup již bere v úvahu charakter závislosti a práh se odhaduje pomocí statistického postupu (viz obr. 3).

Obrázek 3 znázorňuje konstrukci Benchmark Dose (BMD). Spuštěním kolmice v bodě, kde se protíná experimentální závislost mezi dávkou (dose) a zvýšením biologického účinku na zvolené hodnotě (konvenčně bývá často přijímána hodnota 0,1, resp. 10 %), je možné vyčíslit efektivní dávku se zvolenou biologickou účinností (na obrázku ED10). Tato dávka má význam BMD. Totéž je možné provést s horní hranicí intervalu spolehlivosti (upper confidence limit) této experimentální závislosti a obdržet tak odhad nejnižší efektivní dávky se zvolenou biologickou účinností (na obrázku LED10), označovanou jako BMDL. Takto zkonstruované dávky se pro další využití nazývají Point of Departure (POD). Zdroj: UNEP/IPCS. Human Risk Assessment. Training Module No. 3. Dostupné na WWW: http://whqlibdoc.who.int/hq/1999/WHO_PCS_99.2_SectionA_eng.pdf

37

Dávka, která je odhadovaná poblíž „nižšího“ konce experimentální závislosti, se nazývá Point of Departure (POD), což je bod, který rozděluje oblast vysokých dávek s pozorovatelnými biologickými účinky a oblast nízkých dávek, kde jsou účinky již experimentálně nepozorovatelné. Cílem celého postupu je konstrukce referenční dávky RfD (ADI, TDI), popř. referenční koncentrace RfC (viz dále), která se provede tak, že je zvolená úroveň zvýšení rizika (110 %) vydělena bezpečnostním faktorem F nebo faktory nejistoty UF a modifikujícím faktorem MF. Všechny uvedené odhady jsou platné pro experimentální skupiny, na kterých byly tyto závislosti zjištěny. Zpravidla se jedná o laboratorní zvířata, neboť řízené klinické studie na lidech je z etického hlediska možné provádět pouze u látek, u nichž se nepředpokládá škodlivý účinek, nebo u potenciálních léčiv. Z tohoto důvodu je nutná extrapolace odhadnutých prahů na člověka. Tyto odhady se provádějí systematickým přiřazováním faktorů F nebo UF a MF k hodnotám NOAEL, LOAEL, popř. BMDL (POD). Viz tabulka 5. RfD ( ADI , TDI ) 

NOAELneboPOD , (UF  MF )neboF

kde F je bezpečnostní faktor, UF je faktor nejistoty a MF je modifikující faktor. Tabulka 5 ukazuje hodnoty používaných faktorů nejistoty a modifikujících faktorů podle US EPA. Typ nejistoty Extrapolace z oblasti vysokých dávek do oblasti nízkých dávek Individuální rozdíly a ochrana citlivých populačních skupin (intradruhová variabilita) Extrapolace ze zvířete na člověka (interdruhová extrapolace) Použití NOAEL ze subchronické studie místo z chronické Použití LOAEL místo NOAEL Typ modifikace Neúplná data ve studii, další nejistoty

Faktor nejistoty 1 10 10 10 10 Modifikující faktor 210

Referenční dávka RfD (nebo významově obdobné dávky ADI či TDI nebo referenční koncentrace RfC) pak znamená odhad s přesností

38

jednoho nebo více řádů nejvyšší prahové dávky, o níž lze předpokládat, že nezpůsobí žádné prahové biologické nepříznivé účinky (zpravidla systémové), i když bude trvat celý život. Pokud se dávka podstatně zvýší nad referenční, lze očekávat, že se příznaky objeví u více jedinců a závažnost těchto příznaků bude stoupat. Pro chemické látky, včetně radionuklidů, které mohou působit jak chemicky, tak ionizujícím zářením, je při odhadu prahových hodnot třeba mít rovněž na mysli podstatnou skutečnost, a to jakou cestou se uskutečňuje expozice. Expozice orální či inhalační cestou mohou mít odlišné biologické účinky, proto se odhaduje referenční dávka pro ingesci (RfDo) a referenční koncentrace pro inhalaci (RfCi). Pro dermální expozici se odvozuje referenční dávka z RfDo jako absorbovaná dávka v gastrointestinálním traktu. Dávky u dermálních expozic (viz dále) se totiž počítají jako dávky absorbované – vnitřní (oproti orálním expozicím, kde se počítá potenciální – vnější dávka), a proto je nutno práh účinků přepočítat, resp. vyjádřit hodnotou, která je nižší o nevstřebatelný podíl:

RfD ABS  RfDo  ABS GI kde RfDABS je absorbovaná dávka v gastrointestinálním traktu, použitá jako referenční v případě dermální expozice, ABS GI je bezrozměrný podíl absorbované (vstřebané) a potenciální dávky chemické látky v zažívacím systému (např. pro mangan je 0,04). Ne vždy se odhad těchto prahů platných pro člověka promítne do legislativy. Regulační limity zde uváděné nemusejí tedy vždy odpovídat toxikologicky zdůvodněným prahům, jejichž použití při hodnocení zdravotních rizik je nutné. Při práci s legislativními limity je proto potřeba vždy zjistit, k jakému účelu byly vytvořeny a zda odpovídají referenčním expozicím či dávkám.

3.4. Vztah expozice a účinku pro chemické látky s karcinogenními účinky Vztahy mezi expozicí a vznikem nádorů při hodnocení zdravotních rizik karcinogenních látek jsou odvozeny na základě znalostí klíčových pochodů při karcinogenezi. Základním pojmem je zde „Mode of Action“ (MOA), což je sekvence klíčových událostí a procesů, začínající interakcí

39

agens s buňkou, přes vyvolané změny v organismu a končící vznikem novotvaru. Nejedná se o znalost detailního mechanismu účinku. Příklady možných MOA jsou např. mutagenita, mitogeneze, inhibice buněčné smrti, cytotoxicita s reparativní buněčnou proliferací, imunosuprese. Experimentální závislosti jsou konstruovány obdobně jako u nekarcinogenních látek, přičemž obdobným způsobem je zjištěn POD (viz předcházející

kapitola).

Extrapolace

do

oblasti

nízkých

dávek

(nepozorovatelných účinků) pak probíhá některou z uvedených cest:  lineární extrapolace (např. pro látky s přímou mutagenitou, tj. ty, které přímo reagují s DNA);  nelineární extrapolace (např. pro látky, které nevykazují mutagenitu);  kombinace lineární a nelineární extrapolace (látky s více MOA). Lineární extrapolace První přístup předpokládá, že i několik málo změn na molekulární úrovni (mutací) může vést ke vzniku maligního onemocnění u části této populace. Pokud jsou takovéto změny vyvolány opakovanými dlouhodobými expozicemi faktorů prostředí, pak se na základě pozorování dá ukázat, že velikost této expozice je úměrná pravděpodobnosti výskytu novotvarů. Mechanismy takovýchto účinků jsou nazývány

genotoxickými

předpokládány

v oblasti

a v hodnocení nízkých

dávek

zdravotních (tzv.

rizik

jsou

nepozorovatelných

biologických účinků – viz výše) lineární závislosti mezi expozicemi a pravděpodobností vzniku novotvarů (viz obr. 4). Závislosti

získané

z

pozorování

na

lidech

(zvláště

v

epidemiologických studiích) jsou velmi cenné a pouze při existenci takovýchto dat považujeme agens za prokazatelně karcinogenní (viz předešlá kapitola). Avšak ve velkém počtu případů máme opět k dispozici pouze data z experimentálních studií. Počet

laboratorních zvířat

používaných k dlouhodobým testům karcinogenity je značně omezený, a proto, abychom mohli efektivně zjistit pravděpodobnost vzniku onemocnění (podíl počtu jedinců s nově vzniklými novotvary k celkovému počtu exponovaných jedinců), musíme volit vysoké expozice či dávky. Tím jsou ovšem zkresleny skutečné podmínky expozice lidí. 40

Zdroj: autor

Obrázek 4 ukazuje sklon extrapolované úsečky (mezi nulou a POD), kterou lze vyjádřit pomocí tangens úhlu α, který určuje její směrnici. Ta se značí CSF nebo UCR. Pokud pravděpodobnost vzniku onemocnění pro expozici v bodě POD označíme P, dostaneme pro směrnici lineárně extrapolovaného vztahu: P POD Směrnice karcinogenního rizika se v angličtině nazývá Cancer slope CSF (UCR) 

factor CSF. CSFo se v literatuře publikuje v jednotkách obrácené hodnoty průměrné denní dávky (pro orální expozice): CSFo [mg.kg-1(těles. hmot.).den-1]-1. Vztah lze rovněž analogicky odvodit v případě chemických látek v ovzduší pro dlouhodobou (celoživotní) expoziční koncentraci. Směrnice závislosti se pak nazývá jednotka karcinogenního rizika UCR (Unit Cancer Risk) a její rozměr je UCR [µg.m-3]-1. Pokud u chemických látek uvažujeme dermální expozici, je nutno směrnici přepočítat z CSFo (CSFABS nejsou publikovány). Vzhledem k tomu, že dermální expozice chemickým látkám se vyjadřují absorbovanými – vnitřními dávkami, kdežto orální expozice potenciálními – vnějšími dávkami, je potřebné směrnici přepočítat, resp. vyjádřit hodnotou, která se liší o nevstřebatelný podíl:

41

CSFo , ABS GI kde CSFABS je směrnice pro absorbovanou (vstřebanou) látku, která CSFABS 

může být použita v případě dermální expozice, ABS GI je podíl vstřebané a potenciální dávky chemické látky v gastrointestinálním traktu. V legislativě je možno nalézt regulační limity i pro agens, která mají takovéto „bezprahové“ účinky. Je nutno si uvědomit, jaký význam pro hodnocení zdravotních rizik takové hodnoty mají. Nemohou mít význam prahové hodnoty platné pro člověka, neboť účinek agens je stochastický (neexistuje tedy žádná bezpečná hodnota, pod níž by nemohlo dojít ke vzniku novotvaru). V případě, že jsou regulační limity zkonstruovány pro účely ochrany zdraví, lze je vnímat jako meze přijatelnosti rizika (acceptability of risk). Nelineární a kombinované extrapolace Druhý přístup je založen na pozorováních, která ukazují, že látky, které nevykazují přímou mutagenitu jako MOA, nelze extrapolovat v oblasti nízkých dávek lineárně. Cílem nelineární extrapolace je pak konstrukce referenčních dávek RfD či referenčních koncentrací RfC nebo jejich ekvivalentů (ADI, TDI), principiálně stejně, jako tomu bylo u látek s tzv. prahovými účinky, které nevykazují žádnou karcinogenní aktivitu. Pokud u některé látky neznáme MOA, je (z hlediska předběžné opatrnosti) nutné použití lineárního modelu, nikoliv nelineárního. Příkladem nelineární extrapolace je negenotoxická karcinogenita u polychlorovaných dibenzodioxinů a furanů a dioxin-like polychlorovaných bifenylů. V řadě publikací je ovšem možné najít i směrnice karcinogenního rizika. Tento přístup se ovšem z výše uvedených důvodů v poslední době nedoporučuje. Kombinované extrapolace se používají pro látky, které vyvolávají různé typy tumorů (různých orgánů) nebo vykazují několikanásobné MOA. Praxe V publikaci WHO Air Quality Guidelines for Europe můžeme nalézt celou řadu

zdravotně

zdůvodnitelných

prahových

karcinogenního rizika, viz následující tabulky 6 a 7.

42

hodnot

a

jednotek

Tabulka 6 Příklady odhadů prahových hodnot jako časově vážených průměrných koncentrací škodlivin v ovzduší. Časový interval je upřesněn ve sloupci „časový interval“, tj. čas zprůměrování, a vyjadřuje, o jakou expozici se jedná – krátkodobou nebo dlouhodobou. Látka

Časově vážený Časový interval průměr Kadmium 5 ng/m3a Roční b 3 Sirouhlík 100 µg/m 24 hodin 3c Kysličník uhelnatý 100 mg/m 15 minut Kysličník uhelnatý 60 mg/m3c 30 minut 3c Kysličník uhelnatý 30 mg/m 1 hodina Kysličník uhelnatý 10 mg/m3 8 hodin b 3 1,2-Dichlorcethan 0,7 mg/m 24 hodin Dichloromethan 3 mg/m3 24 hodin 3 Dichloromethan 0,45 mg/m 1 týden a Hodnota ve směrnici se zakládá na prevenci dalšího zvýšení kadmia v zemědělských půdách, které by zvýšilo příjem potravou. b Nebylo přehodnoceno pro druhé vydání směrnic. c Expozice při těchto koncentracích nemá být delší než uvedené doby a nemá se opakovat během 8 hodin. Zdroj: WHO-ROE. Air Quality Guidelines for Europe (2000). Dostupné z WWW: http://www.euro.who.int/__data/assets/pdf_file/0005/74732/E71922.pdf

Tabulka 7 Klasifikace karcinogenity některých látek podle IARC (založeno na humánních studiícha) a jednotky karcinogenního rizika vztažené na 1µg.m-3 vzduchu (Unit risk). Látka

Skupina dle IARC

Acrylonitrilc Arsenik Benzen

2A 1 1

Jednotka rizika karcinogenityb 2x10-5 1,5x10-3 6x10-6

Butadien Chrom (VI) Sloučeniny niklu Polycyklické aromatické uhlovodíky (BaP)d Žárovzdorná keramická vlákna Trichloroethylén Vinylchloridc

2a 1 1 –

4x10-2 4x10-4 9x10-2

2b

1x10-6 (vláken/l)-1 4,3x10-7 1x10-6

2a 1

a

Umístění nádoru plíce plíce krev (leukemie) mnohotné plíce plíce plíce plíce plíce, varle játra a další lokalizace

Vypočítáno podle modelu poměrného rizika. Odhady rizika rakoviny celoživotní expozici vůči koncentraci 1µg/m3. c Nebylo přehodnoceno pro druhé vydání směrnic. d Vyjádřeno jako benzpyrén (založeno na koncentraci benzpyrénu 1µg/m3 ve vzduchu jako komponenty koksárenských emisí rozpustných v benzenu). b

43

Zdroj: WHO-ROE. Air Quality Guidelines for Europe (2000). Dostupné z WWW: http://www.euro.who.int/__data/assets/pdf_file/0005/74732/E71922.pdf.

Otázky k sebehodnocení 1. Zjišťují se experimentálně prahové hodnoty pro všechny účinky určitého agens? 2. Jak se používají prahové hodnoty platné pro člověka a směrnice rizika u fyzikálních agens? Kontrolní otázky 3.1. Od jaké hladiny akustického tlaku dochází u většiny populace k rušení spánku? 3.2. Jaká je prahová hodnota expozice mikrovlnnému záření, jaká veličina ji charakterizuje a v jakých jednotkách se uvádí? 3.3. Napište hodnotu jednotky karcinogenního rizika pro benzen a uveďte její fyzikální jednotku v soustavě SI. 3.4. Napište vlastními slovy, co zřejmě znamenají dvě prahové hodnoty v publikaci WHO pro dichlormetan v ovzduší. Shrnutí Kapitola pojednává o kvantitativních vztazích mezi expozicemi a biologickými účinky. Jsou zde probrány veličiny používané ve vztazích zvlášť pro prahové účinky agens a zvlášť pro karcinogenní účinky. Rovněž je v kapitole opakovaně upozorněno na omezení použití legislativně přijatých limitních hodnot při hodnocení zdravotních rizik. Odpovědi na otázky k sebehodnocení 1. Zpravidla ne, odhaduje se práh pro tzv. kritický účinek. 2. U hluku jsou specifické účinky expozic (účinky na sluchový orgán) omezeny regulačními limity v pracovním prostředí, nazývané přípustné expoziční limity, které jsou odvozeny ze zdravotně zdůvodněných prahových hodnot. V komunálním prostředí při běžných expozicích nabývají na důležitosti nespecifické účinky při mnohem nižších expozicích, přičemž i při velmi nízkých expozicích lze alespoň u citlivých jedinců zjistit nepříznivé účinky (proto někdy označení bezprahové agens). Regulační

44

limity v komunálním prostředí, nazvané hygienické limity, tedy znamenají spíše meze přijatelnosti zdravotních rizik. Vztahy mezi expozicemi a biologickými účinky jsou zkonstruovány pouze pro některé účinky (např. pro obtěžování, kardiovaskulární účinky) a zpravidla nejsou lineární – tzn. nelze je popsat směrnicemi. U

elektrických

a

magnetických

polí

a

záření

je

situace

ještě

komplikovanější. V legislativě jsou přijaty regulační limity (nejvyšší přípustné hodnoty), které jsou zdravotně zdůvodněné. V případě stochastických účinků optického záření (pro dlouhodobé expozice) však znamenají pouze meze přijatelnosti rizika. U ionizujícího záření jsou zkonstruovány směrnice karcinogenního rizika (např. v jednotkách Bq-1), v legislativě nalezneme regulační limity, které opět znamenají pouze míry přijatelnosti rizika. Referenční úrovně u nízkofrekvenčních polí a radiofrekvenčního záření, přijaté v legislativě, nemají přímý význam referenčních expozic či dávek, slouží pouze pro technicky jednodušší screening dodržování nejvyšších přípustných hodnot.

45

4

Hodnocení expozice

V této kapitole se dozvíte: Cílem kapitoly je vysvětlit pojmy expozice a dávka, naučit se je používat v různých formách vyjádření a podat přehled o způsobech zjišťování či odhadu expozic fyzikálním a chemickým faktorům prostředí a popisu exponované populace. Tato část výukového textu využívá předchozích znalostí studenta z předmětu o měřících a analytických metodách či technikách, zpracování výsledků a jejich interpretací, který v podstatě celý pojednává o zjišťování expozic. Hodnocení expozice bývá označováno jako nejtěžší krok v hodnocení zdravotních rizik, při kterém se udělá nejvíce chyb. Klíčová slova a pojmy k zapamatování Expozice, expoziční faktory a podmínky, metody zjišťování expozic, expoziční cesty a cesty vstupu, potenciální a vnitřní dávka, dávková rychlost, celoživotní průměrná denní dávka

4.1. Obecně Třetím krokem v hodnocení zdravotních rizik je hodnocení expozice. Cílem této kapitoly je vysvětlit pojmy expozice a dávka, naučit se je používat v různých formách jejich vyjádření a podat přehled o způsobech zjišťování či odhadu expozic environmentálním faktorům a o popisu exponované populace. Expozice je podle definice WHO kontakt faktoru prostředí (agens) s vnějšími hranicemi organismu. Pro fyzikální faktory je pravděpodobně vhodnější vyjádření „vystavení“ místo „kontakt“. Je zřejmé, že biologické účinky mohou záviset na velikosti, frekvenci, době trvání expozice, popř. na dalších tzv. expozičních faktorech, které charakterizují expoziční podmínky. Jednou z nejdůležitějších expozičních podmínek je expoziční cesta (exposure pathway), která zahrnuje celý osud agens od jeho zdroje a zahrnuje i cestu vstupu (exposure route) do organismu. Lze rozlišit celotělové expozice a specifičtější expoziční vstupy, tj. sluchovým orgánem, očima, sliznicemi, kůží (tzv. dermální expozice), gastrointestinálním systémem (tzv. orální expozice či ingesce), dýchacím systémem (tzv.

46

inhalační expozice). Jako příklad celotělové expozice může být uvedena např. expozice magnetickému poli či radiofrekvenčnímu záření, příklad specifické expozice je např. hluk, lokální ozáření, nebo vypití vody s chemickými škodlivinami. Popis všech faktorů či podmínek expozice, včetně expozičních cest a exponované populace, nazýváme expozičním scénářem. Ke kvantitativnímu popisu expozice potřebujeme znát všechny expoziční faktory, které charakterizujeme vhodnými veličinami. Veličina či jejich kombinace by měla mít schopnost popsat faktor prostředí včetně jeho závislosti na době trvání expozice. Je pravidlem, že veličina popisující expozici je závislá na čase, říkáme, že je veličina funkcí času. Expozice je pak plocha vymezená touto funkcí a časovým intervalem doby trvání expozice (od t1 do t2), která se dá obecně matematicky (a to jak pro fyzikální faktory, tak pro chemické látky) vyjádřit takto: t2

E   f (t )dt t1

Výsledkem tohoto výpočtu je číslo (velikostí odpovídající uvedené ploše pod funkcí), které nese informaci o faktoru prostředí (agens) a času. Čím větší budou funkční hodnoty a čas, tím bude větší i expozice. V praxi často nemáme dostatek informací o průběhu uvedené funkce, proto ve vztahu nahrazujeme funkci konstantou, která vyjadřuje pouze průměrnou velikost všech funkčních hodnot. Tím se dopouštíme zjednodušení skutečnosti a rovněž nepřesností, které jsou pak zdrojem nejistot. Ke zjišťování funkčních hodnot či k odhadům průměrných funkčních hodnot (tj. velikosti expozice) se používá řada metod (postupů). Zpravidla se rozdělují na přímé a nepřímé, obě skupiny postupů mají celou řadu výhod i nevýhod. Přímými metodami nazýváme ty, kde ke zjišťování velikosti expozice dochází exaktně přímo u jednotlivců z populace (osobní monitoring hluku či škodlivin v ovzduší, biomonitoring  sledování biomarkerů expozice v tkáních, tělních tekutinách nebo vydechovaném vzduchu), nepřímými metodami – ostatní metody, kde se nepřímo odhaduje velikost expozice u větší části populace (dotazníkové metody, monitorování prostředí, matematické modelování). 47

4.2. Zjišťování expozic fyzikálním faktorům Expozice hluku Expozice hluku se dají popsat pomocí veličiny nazvané akustický tlak. Akustická energie, která je přenášena prostředím a může vyvolat biologický účinek, souvisí s akustickým tlakem ve druhé mocnině, proto bude expozice hluku: t2

E A   p 2 (t )dt [Pa2.s], t1

kde A znamená, že akustický tlak byl frekvenčně vážen filtrem A, který reprezentuje citlivost lidského ucha, p je okamžitý akustický tlak v Pa. Běžně

je

používáno

relativní

vyjádření

expozic

pomocí

ekvivalentních hladin akustického tlaku A za určitý časový interval: T

LAeq ,T

1 p 2 (t )  10 log  dt [dB], T 0 p0 2

kde eq znamená ekvivalentní, tj. střední za časový interval T, po je referenční akustický tlak 2.10-5 dB (nejnižší sluchový práh). K hodnocení obtěžování hlukem je expozice vyjadřovaná pomocí speciálních hlukových deskriptorů (viz DENL v předchozí kapitole), které představují ekvivalentní hladiny akustického tlaku A se započítáním vyšší „váhy“ expozice ve večerních a nočních hodinách. Expozice jsou zjišťovány pomocí měření (a to jak osobním monitoringem, tak měřením prostředí) anebo modelováním. Při použití výsledků z měření je nutno ověřit, jak naměřené hodnoty v časovém úseku T reprezentují funkční hodnoty po celou dobu trvání expozice t2–t1. Pomocí matematického modelování získáváme hodnoty odhadu expozic pouze od přesně definovaných zdrojů. Zdroje, které v prostředí existují a nejsou do modelu zahrnuty, způsobují to, že expozice získané modelováním bývají oproti skutečnosti částečně podhodnocené. Expozice elektrickým a magnetickým polím Expozice

elektromagnetickým

polím

se

orientačně

popisují

veličinami zjištěnými v místě expozice: E(t) - intenzita elektrického pole v jednotkách volt na metr [V.m-1]; B(t) magnetickou indukcí v jednotkách tesla [T, mT, µT].

48

Tyto veličiny lze i přesně měřit. Potíž je v tom, že tyto veličiny ne vždy zcela zohledňují charakter biologických účinků, resp. biologické účinky nejsou jednoduše přímo závislé na uvedených veličinách. Proto pro správný popis expozic v závislosti na biologických účincích je nutno použít i jiné veličiny. Pro nízkofrekvenční pole a část radiových frekvencí (<10MHz) je hlavním účinkem vznik indukovaných proudů v těle (viz příslušná kapitola výše), které lze vypočítat z následujícího vztahu:

r dB(t ) J (t )     , 2 dt kde J(t) je hustota indukovaného proudu v těle v čase t, v jednotkách A.m-2,  je měrná elektrická vodivost tkáně těla (její průměrná hodnota je 0,2 siemensu na metr), r je poloměr kruhové smyčky, kterou se proud indukovaný v těle uzavírá (v metrech), a dB(t)/dt je derivace časového průběhu velikosti magnetické indukce v těle exponované osoby. Ke vzniku indukovaných proudů a jejich biologickému účinku dochází okamžitě při expozici (akutní účinky), proto odpadá nutnost integrace za celou dobu trvání expozice, přičemž rozhodující je okamžitá (akutní) velikost expozice během celé expoziční doby. Z toho důvodu se rovněž neprovádí žádné časové průměrování. Pro frekvence od 100 kHz do 10GHz (radiofrekvenční záření) se expozice popisují pomocí absorbovaných akutních dávek. Je to proto, že záření proniká hluboko do tkání a hlavní biologický účinek je tepelný (zahřívání tkání). Je nutno vypočítat měrný absorbovaný výkon v exponovaných tkáních:

J 2 (t ) SAR (t )  nebo  

  E 2 (t ) SAR (t )  ,  kde SAR(t) je okamžitý měrný absorbovaný výkon v jednotkách W.kg-1 tkáně,  je měrná elektrická vodivost tkáně (viz výše), ρ je měrná hmotnost tkáně (v kg na metr krychlový), E(t) a J(t) jsou hodnoty intenzity pole a hustoty proudu uvnitř těla.

49

Měrný absorbovaný výkon se musí zjistit v každém 6ti minutovém intervalu za celou dobu expozice. Šestiminutový interval je zvolen z toho důvodu, že je to doba, po kterou se tkáň při expozici radiofrekvenčnímu záření o konstantní intenzitě zahřívá. Vyplývá to z jejích fyzikálních vlastností. Při delších expozicích než 6 minut se tkáň významně více zahřeje při zvýšení intenzity záření, což se při hodnocení expozice projeví v dalším šestiminutovém intervalu. Pro frekvence od 10 GHz do 300 GHz (mikrovlnné záření) se expozice popisují veličinou hustota zářivého toku. Tento jednoduchý popis plně vyhovuje charakteru biologických účinků, protože záření neproniká do těla a interaguje pouze s jeho povrchem. Hustotu zářivého toku můžeme určit z naměřených hodnot E(t), H(t) nebo B(t):

E 2 (t ) S (t )  E (t )  H (t )  E (t )   ,  377 B(t )

kde S(t) je okamžitá hustota zářivého toku v jednotkách W.m-2, H(t) je okamžitá intenzita magnetického pole v místě expozice v A.m-1 a µ je permeabilita prostředí. E(t) a B(t) viz výše. Nebo je možné expozici vypočítat pomocí údajů o zdroji záření:

S stř (t ) 

P(t )  r2 , 2

kde Sstř(t) je okamžitá střední hodnota (ve vyzařované ploše) hustoty zářivého toku, P(t) je okamžitý vysokofrekvenční příkon zdroje záření (např. antény) ve W, r je poloměr antény v metrech (platí pro běžné parabolické antény). Maximální hodnota ve středu vyzařovaného svazku může být až 6x větší než střední hodnota a závisí na konstrukci antény. Doba, za kterou se projeví biologické účinky tohoto typu záření, je krátká (doba potřebná k zahřátí kůže), pro výpočet průměrných expozičních hodnot byla odvozena tato doba středování v hodnotách závislých na frekvenci mikrovlnného záření (T = 1,92.1011/f1,05, kde f je frekvence záření). Velikost expozice tudíž musí být stanovena v každém uvedeném časovém intervalu po celou dobu trvání expozice. V

oblasti

optického

záření

je

zjišťování

expozic

ještě

komplikovanější, protože se přidávají k akutním účinkům i účinky pozdní.

50

Základem pro zjištění expozice jsou naměřené hodnoty spektrálních zářivostí. Základní vztah pro zjišťování expozic vypadá takto:

E  t   L  B   , 

kde E je expozice v jednotkách J.m-2.sr-1, Lλ je spektrální zář v místě expozice zvlášť pro ultrafialové, viditelné a infračervené záření, Bλ je koeficient spektrální nebezpečnosti pro fotochemické účinky viditelného světla (v případě ultrafialového záření bude koeficient jiný a rovněž bude jiný v případě tepelných účinků viditelného nebo infračerveného záření), ∆λ je malý úsek vlnových délek záření, t je doba trvání expozice.

4.3. Zjišťování expozic chemickým látkám Expozice chemickým látkám se většinou vyjadřují v hodnotách potenciálních dávek (v případě ingesce), vnitřních (vstřebaných, absorbovaných) dávek (v případě dermálních expozic), v případě inhalace se expozice vyjadřuje v expozičních koncentracích a dobou trvání expozice. K vyjádření expozice je vždy nutno znát koncentraci látky v médiu, které přichází do styku s organismem: t2

E   c(t )dt , t1

kde E je expozice, c(t) je okamžitá expoziční koncentrace látky v médiu (které je v kontaktu s organismem), časový interval od t1 do t2 je doba trvání expozice. Zjišťovat koncentrace škodlivin v médiích (složkách prostředí) v každém

okamžiku

je

většinou

nerealizovatelné

(vyjma

případů

automatických analyzátorů), proto ve vztahu nahrazujeme koncentraci jako funkci času konstantou, tj. průměrnou hodnotou expoziční koncentrace (popř. maximální koncentrací, pokud by mohl být očekáván akutní účinek) za celou dobu trvání expozice.

E  c  (t2  t1 ) Vyjádření expozice takovýmto způsobem se v praxi často nepoužívá. Inhalační expozice se ale obvykle vyjadřují průměrnou expoziční koncentrací a časem (např. maximální hodinová koncentrace pro hodnocení akutních účinků, průměrná roční koncentrace pro hodnocení 51

chronických účinků). V těchto případech obsahuje údaj o koncentraci i informaci o čase. Protože biologický účinek chemické látky závisí spíše na množství látky, které je nabídnuto organismu, než na koncentraci látky v médiu, pro hodnocení orálních a inhalačních expozic se velmi často vyjadřuje expozice pomocí potenciálních (vnějších) dávek:

D pot  c  (t 2  t1 )  IR Dpot je potenciální dávka v jednotkách hmotnosti (např. mg) nebo látkového množství (např. mmol) škodliviny, IR je tzv. rychlost příjmu (intake rate) v jednotkách množství přijímaného média za časovou jednotku (např. m3.den-1). IR může vyjadřovat např. inhalaci vzduchu, konzumaci potravin, nápojů nebo vody. V případě inhalace bude dávka vyjádřená v jednotkách hmotnosti:

mg m3  den   mg m3 den V případě ingesce lze dojít ke stejnému výsledku. Biologický účinek dávky chemických látek ovšem ještě závisí na tělesné hmotnosti člověka a frekvenci expozic (v případě přerušovaných expozic na jednotlivé expoziční události). Navíc, abychom mohli dávky za různá časová období porovnávat, zavádí se další veličina, tzv. dávková rychlost (dose rate). Nejběžnějším způsobem vyjádření dávkové rychlosti je průměrná denní dávka:

ADD pot 

c  EF  ED  IR [mg.kg-1.den-1], BW  AT

kde ADDpot je potenciální průměrná denní dávka, ĉ je expoziční koncentrace (např. mg.l-1), EF je frekvence expozice (např. počet dnů/rok), ED je doba trvání expozice (časový interval t2-t1, např. roky), IR je rychlost příjmu média (např. počet litrů/den), BW je tělesná hmotnost v kg, AT je čas zprůměrování (pro systémově toxické účinky je totožný s dobou trvání expozice ED, uvádí se ve dnech). Tak lze vyjádřit jakoukoliv potenciální dávku, zpravidla pro ingesci (ADDo).

V případě

karcinogenních

účinků

počítáme

celoživotní

průměrnou denní dávku vzhledem k předpokládané dlouhé expoziční době potřebné k iniciaci choroby a velmi dlouhé době latence (nástupu onemocnění od začátku expozice nebo jejího skončení). Vyjádření je

52

obdobné, značení je LADD, s výjimkou, že za AT dosazujeme průměrnou délku života člověka (zpravidla kolem 70 let). V případě dermální expozice je nutné vyjádřit expozici pomocí vnitřní dávky, protože podle expozičních podmínek nemusí být podstatná část potenciální dávky organismem absorbovaná. Výpočet vnitřní dávky je komplikovanější a závisí na fyzikálně chemických vlastnostech látky a na vlastnostech kůže. Zpravidla se výpočty rozdělují na odhad vnitřní dávky pro anorganické a organické látky a zvlášť pro kontakt s kapalinou (vodou) a zvlášť pro kontakt s pevnou látkou (půdou). Obecně lze výpočet zapsat takto:

DAD 

DAevent  EV  EF  ED  SA , BW  AT

kde DAD je vnitřní dermální absorbovaná dávka (mg.kg-1.den-1), DAevent je dermální absorbovaná dávka látky za jednu expoziční událost – event (mg.cm-2.event-1), EV je frekvence expozičních událostí (počet event/den), EF je frekvence expozice (např. počet dnů/rok), ED je doba trvání expozice (roky), SA je exponovaný povrch kůže (cm2). Ostatní expoziční faktory jsou popsány výše. (Obdobně jako LADD lze vyjádřit LDAD.)

4.4. Popis exponované populace Expozice, resp. zdravotní rizika, zpravidla zjišťujeme na vybrané populační skupině (zřídka u jednoho člověka), přičemž bychom měli znát počet jedinců v takové populaci a její strukturu (složení). V populaci existují velké individuální rozdíly ve vnímavosti (citlivosti) na expozice vnějším faktorům a rovněž lze pozorovat obrovské rozdíly ve způsobu života a chování, dietárních zvycích, místech a délce trvalého či dočasného pobytu či druhu zaměstnání jednotlivců v populaci. Rizikovější skupiny populace jsou proto ty, u nichž je pravděpodobnost expozice vyšší, nebo jsou vnímavější. Pokud v posuzované populační skupině existují rizikovější skupiny ve významném podílu k celé posuzované populaci, je nutné je identifikovat, a to ať už se jedná o možnost zvýšených expozic u profesionálně exponovaných v zaměstnání nebo o

53

možnost vyšší vnímavosti na expozice u citlivých populačních skupin, tj. dětí, těhotných žen, nemocných lidí. Mezi onemocnění, které lze považovat za potenciálně zvyšující vnímavost k expozicím vnějším faktorům, patří dietární deficity, genetické poruchy, chronická onemocnění jako

diabetes, bronchiální astma,

metabolické poruchy, poruchy imunity apod. Praxe Výpočet dávky nebo expozičních koncentrací u směsí chemických látek, které mají obdobné biologické účinky (příkladem jsou některé perzistentní organické látky, směsi polychlorovaných dibenzodioxinů, dibenzofuranů a bifenylů), se provádí pomocí veličiny TEQ, a to tehdy, známe-li relativní toxicity jednotlivých látek ve směsi a koncentrace jednotlivých látek v expozičním médiu. TEQ se nazývá ekvivalent toxicity (TEQ se udává v jednotkách koncentrace s označením TEQ). Relativní toxicity jednotlivých látek nazýváme koeficienty či faktory ekvivalentu toxicity, označení TEF (TEF je bezrozměrná veličina) viz tabulka 8. Tabulka 8: Hodnoty TEF podle WHO. Souhrn TEF hodnot WHO z let 1998 a 2005 Sloučenina Chlorované dibenzo-p-dioxiny 2,3,7,8-TCDD 1,2,3,7,8-PeCDD 1,2,3,4,7,8-HxCDD 1,2,3,6,7,8-HxCDD 1,2,3,7,8,9-HxCDD 1,2,3,4,6,7,8-HpCDD OCDD

WHO 1998 TEF 1 1 0.1 0.1 0.1 0.01 0.0001

WHO 2005 TEF 1 1 0.1 0.1 0.1 0.01 0.0003

Chlorované dibenzofurany 2,3,7,8-TCDF 1,2,3,7,8-PeCDF 2,3,4,7,8-PeCDF 1,2,3,4,7,8-HxCDF 1,2,3,6,7,8-HxCDF 1,2,3,7,8,9-HxCDF 2,3,4,6,7,8-HxCDF 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF 1,2,3,4,7,8,9-HpCDF OCDF

0.1 0.05 0.5 0.1 0.1 0.1 0.1 0.01 0.01 0.0001

0.1 0.03 0.3 0.1 0.1 0.1 0.1 0.01 0.01 0.0003

WHO 1998 TEF

WHO 2005 TEF

PCB nesubstituované v ortho poloze

54

3,3',4,4'-tetraCB PCB 77 3,4,4',5-tetraCB PCB 81 3,3',4,4',5-pentaCB PCB 126 3,3',4,4',5,5'-hexaCB PCB 169

0.0001 0.0001 0.1 0.01

0.0001 0.0003 0.1 0.03

Mono-ortho–substituované PCB 2,3,3',4,4'-pentaCB 105 2,3,4,4',5-pentaCB 114 2,3',4,4',5-pentaCB 118 2',3,4,4',5-pentaCB 123 2,3,3',4,4',5-hexaCB 156 2,3,3',4,4',5'-hexaCB 157 2,3',4,4',5,5'-hexaCB 167 2,3,3',4,4',5,5'-heptaCB 189

0.0001 0.0005 0.0001 0.0001 0.0005 0.0005 0.00001 0.0001

0.00003 0.00003 0.00003 0.00003 0.00003 0.00003 0.00003 0.00003

Tučně zvýrazněná čísla označují změnu hodnoty TEF. Zdroj: Van den Berg M. et al. The 2005 World Health Organization Reevaluation of Human and Mammalian Toxic Equivalency Factors for Dioxins and Dioxin-Like Compounds (2006). Dostupný z WWW: http://toxsci.oxfordjournals.org/cgi/reprint/93/2/223

Jednotlivé TEF mají význam míry toxicity vztažené na nejtoxičtější látku ve směsi, jejíž TEF = 1. Ekvivalent toxicity se stanoví jako součet všech součinů koncentrací znečišťujících látek (ci) a koeficientů (faktorů) ekvivalentu toxicity (TEFi):

TEQ   TEFi  ci např. v jednotkách [pg TEQ.m-3] i

V tabulce 9 jsou uvedeny základní komodity potravin, viz např. GEMS/Food

Regional

Diet

(2003).

Dostupné

z WWW:

http://www.who.int/foodsafety/chem/en/gems_regional_diet.pdf. Tyto údaje o spotřebě potravin v Evropě (z hlediska expozice se jedná o veličinu IR) se získávají různými metodami, např. z bilančních dat od výrobců či distributorů potravin nebo pomocí dotazníkových studií u spotřebitelů. Tabulka 9: Hodnoty IR (intake rate), tj. konzumace různých komodit potravin. Skupina potravin Cereálie celkem Brambory Luštěniny Cukr, cukrovinky a med Ořechy a olejniny Rostlinné oleje a tuky Káva, kakao, čaj Koření Zelenina Ryby

g/osobu/den 221,9 242,0 9,4 107,3 29,9 38,8 14,4 0,5 371,6 46,8

55

Vejce Ovoce Mléko a mléčné výrobky Maso a droby Živočišné tuky a olej Celkem

37,6 212,4 336,1 217,3 10,6 1896,4

Otázky k sebehodnocení 1. Jaký je rozdíl mezi expozicí a dávkou? 2. Jak se vyjadřuje expozice radiofrekvenčnímu záření? 3. Jak se vyjadřuje expozice chemickým látkám? Kontrolní otázky 4.1. Charakterizujte významový rozdíl u pojmů expoziční faktor a faktor prostředí. 4.2. Musíme znát pro hodnocení expozice hluku dobu trvání expozice? Musíme znát tuto dobu při hodnocení expozice radiofrekvenčnímu záření? 4.3. Odhadněte celoživotní průměrnou denní expozici látce X z ryb, přičemž ve sledované populaci jsou ryby v jídelníčku průměrně jedenkrát za týden, průměrná denní spotřeba je 30 g ryb, průměrná koncentrace X v rybách je 2mg/kg a max. 50mg/kg ryb. Shrnutí Expozice a její hodnocení je velmi důležitým krokem při hodnocení zdravotních rizik. K jejímu zjišťování se používají přímé a nepřímě metody, z nichž každá má své výhody a nevýhody. V kapitole jsou probrány způsoby hodnocení expozic hluku, elektrickým, magnetickým polím a záření a chemickým látkám. Je ukázán důvod vyjadřování expozic pomocí potenciálních nebo vnitřních dávek a příklady hodnocení expozic směsím perzistentních organických látek. Rovněž je naznačen způsob popisu populačních skupin, na nichž se hodnocení rizik provádí. Odpovědi na otázky k sebehodnocení 1. Expozice a dávka jsou sice rozdílné veličiny, vyjádřené v jiných jednotkách, ale obě se používají k popisu kontaktu agens s organismem. K vyjádření expozice se používají vhodné veličiny, které popisují kvantitativní míru agens, které se dostane do kontaktu s organismem, včetně doby trvání expozice. Potenciální, popř. vnitřní dávka, se používá rovněž k popisu expozice, a to jako vhodně vyjádřené množství agens, které se dostane do kontaktu s organismem, popř. vstřebané či absorbované množství agens, prošlé vnějšími hranicemi organismu. 2. Expozice radiofrekvenčnímu záření se vyjadřuje jako absorbovaná dávka v exponovaných tkáních pomocí měrného absorbovaného výkonu (SAR) v jednotkách W/kg (hmotnosti tkáně). 3. Expozice chemickým látkám se vyjadřuje pomocí potenciálních dávek pro orální expozice, pomocí vnitřních dávek pro dermální expozice a pro inhalační expozice zpravidla pomocí expozičních koncentrací. 56

5

Charakterizace zdravotních rizik

V této kapitole se dozvíte: V této kapitole je vysvětleno, jakým způsobem se popisují výsledky hodnocení rizik, tj. souhrn všech dílčích údajů zjištěných v předešlých krocích. Rovněž je ukázáno, jak se při charakterizaci rizik vyjadřuje variabilita a nejistoty. Charakterizací rizik se rozumí jejich kvalitativní a kvantitativní popis. Kvalitativním popisem se rozumí souhrn údajů o výběru agens, jejich nebezpečných vlastnostech, biologických účincích a exponované populaci. Kvantitativním popisem se rozumí syntéza údajů o vztazích mezi expozicemi či dávkou a účinky, se zjištěnou velikostí, frekvencí a dobou trvání expozic, včetně vyjádření jejich variability. Součástí charakterizace je rovněž popis, popř. odhad nejistot všech provedených kroků. Klíčová slova a pojmy k zapamatování Zanedbatelné, nevýznamné a významné riziko, zvýšené riziko, vysoké riziko, všeobecně přijatelné riziko, nepřijatelné riziko, mez přijatelnosti rizika, koeficient a index nebezpečnosti, individuální karcinogenní riziko, populační karcinogenní riziko

5.1. Obecně Charakterizace rizika je závěrečná fáze v hodnocení rizik a poskytuje výsledky, které jsou východiskem pro proces řízení rizik. Výsledky rozumíme souhrn kvalitativních údajů a informací získaných v předchozích krocích a kvantitativní odhad rizik tam, kde to lze. Postup je možné shrnout do následujících bodů: 1. Zdůvodnění výběru agens k hodnocení zdravotních rizik. 2. Kvalitativní závěry o závažnosti důkazů o nebezpečnosti vybraných agens. 3. Diskuse o údajích použitých ve vztazích mezi expozicí a biologickým účinkem, tj. o prahových hodnotách, jejich významu a způsobu konstrukce a o použitých směrnicích rizika.

57

4. Diskuse o provedených hodnoceních expozice, zvláště typu, míře, frekvenci a době trvání expozic a exponované populace a variabilitě expozic. 5. Kvantitativní odhad rizika. 6. Posouzení stupně nejistot u všech dat převzatých z literatury a získaných měřením a matematickými výpočty (modelováním).

5.2. Charakterizace zdravotních rizik fyzikálních faktorů Obecný postup pro charakterizaci rizik uvedený v předcházející kapitole má pro fyzikální faktory některá specifika. Zdůvodnění výběru agens je lépe nazývat zdůvodněním výběru vhodných veličin pro popis vztahů mezi expozicemi a účinky. Důležité je vhodné a úplné vyjádření expozic (např. u hluku je v řadě případů nutné použití i jiných veličin, než ekvivalentních hladin akustického tlaku A, jako maximálních hladin, hladin ve třetinooktávových frekvenčních pásmech, hlukových deskriptorů, apod.). Při kvantitativním odhadu rizik se provádí srovnání zjištěných expozic či dávek s mezními hodnotami, a to pro všechny veličiny charakterizující vztahy mezi expozicí a biologickým účinkem (výpočty koeficientů nebezpečnosti či individuálních karcinogenních rizik obdobně jako u chemických látek, viz kapitoly 5.3. a 5.4, se neprovádějí). Při porovnávání expozic či dávek s prahovými hodnotami se nesmí zapomínat na vzájemnou relevantnost odhadnutých expozic a použitých odhadů prahů, tj. porovnávat se mohou pouze krátkodobé expozice s prahovými hodnotami pro akutní biologické účinky, dlouhodobé expozice zase s odpovídajícími prahy pro chronické účinky. Ne všechny regulační limity (a jejich korekce) uváděné v legislativě odpovídají zdravotně zdůvodněným prahovým hodnotám. Zvláště u hluku celá řada korekcí hygienických limitů je konstruována jako politicko-vědecký kompromis či konsensus. Pokud regulační limity neodpovídají zdravotně zdůvodněným prahovým hodnotám, lze je pouze považovat za meze přijatelnosti rizika (acceptability of risk). Kromě srovnání zjištěných expozic s řadou expozičních limitů existují v některých případech další možnosti kvantitativní charakterizace rizik. Např. u hluku je možné využití kvantitativních nelineárních vztahů

58

(viz kap. 3.2.) mezi expozicemi a obtěžováním hlukem, expozicí a rušením spánku, popř. dalšími biologickými účinky, ke konkrétnímu vyčíslení relativního předpokládaného počtu obtěžovaných obyvatel (procent vzhledem ke všem exponovaným) nebo předpokládaného relativního počtu lidí rušených ve spánku. Pokud zjištěné expozice či dávky (zvlášť pro akutní a chronické účinky) jsou mnohem menší než odpovídající (zdravotně zdůvodnitelné) mezní hodnoty, pak lze učinit oprávněný závěr, že expozice fyzikálnímu faktoru představuje pro exponovanou populaci zanedbatelné riziko (riziko je velmi nízké). Pokud zjištěné expozice či dávky (zvlášť pro akutní a chronické účinky) jsou menší než odpovídající mezní hodnoty, pak lze učinit závěr, že expozice fyzikálnímu faktoru nepředstavuje pro exponovanou populaci významné riziko (riziko je nízké). Pokud zjištěné expozice či dávky (zvlášť pro akutní a chronické účinky) jsou větší než odpovídající mezní hodnoty, pak lze učinit závěr, že expozice fyzikálnímu faktoru představuje pro exponovanou populaci významné riziko, zvláště pro citlivé skupiny v populaci (riziko je zvýšené). Pokud zjištěné expozice či dávky (zvlášť pro akutní a chronické účinky) jsou mnohem větší než odpovídající mezní hodnoty, pak lze učinit závěr, že expozice fyzikálnímu faktoru představuje pro exponovanou populaci vysoké riziko.

5.3. Charakterizace nekarcinogenních zdravotních rizik chemických látek Pokud jsme správně provedli a zdůvodnili výběr škodlivin k hodnocení a provedli diskuse uvedené v kapitole 5.1. (body 14), můžeme provést kvantifikaci rizik. U látek s nekarcinogenními účinky (s prahovým účinkem) nemůžeme vyjádřit riziko pomocí pravděpodobnosti, protože vztahy mezi dávkou a účinkem jsou po extrapolaci vyjádřeny zpravidla pouze jedinou hodnotou (odhadem prahu) a neznáme charakter celé závislosti mezi expozicí a pravděpodobností vznikem onemocnění.

59

Kvantitativní odhad míry rizika u látek s nekancerogenními účinky se proto provádí jednoduše srovnáním odhadnutých dávkových rychlostí – viz výše, kapitola 4.3 (v případě inhalace expozičních koncentrací) s prahovými hodnotami platnými pro člověka, a to výpočtem jejich podílu, který nazýváme koeficient nebezpečnosti (HQ = hazard quotient). Vždy musíme provádět výpočty zvlášť pro krátkodobé a zvlášť pro dlouhodobé expozice. Pro inhalační (označení i), orální (ozn. o) a dermální expozice (ozn. d) platí:

HQij 

cj RfC j ADDoj

HQo j 

RfDoj DAD j

HQdj 

RfD ABSj

,

kde j znamená jednotlivou chemickou látku. Pro krátkodobé expozice se musí použít adekvátní prahové hodnoty pro odpovídající akutní biologické účinky, pro dlouhodobé expozice adekvátní limity či meze pro chronické účinky. Kromě RfD to mohou být ADI, TDI atd. Pokud se hodnotí zdravotní rizika působení více látek najednou, je možné koeficienty nebezpečnosti sčítat, ale to pouze za určitých podmínek. Je to možné provést např. tehdy, jestliže látky mají obdobné účinky na stejné orgánové systémy nebo mají stejný mechanismus účinku. Opět výpočet provádíme zvlášť pro krátkodobé a zvlášť pro dlouhodobé expozice:

HI i   HQij j

HI o   HQoj j

HI d   HQdj , j

kde veličinu HI nazýváme indexem nebezpečnosti (HI = hazard index), která vyjadřuje míru rizika pro jednotlivé expoziční cesty (vstupy).

60

Pokud se neliší uvažované biologické účinky pro jednotlivé expoziční cesty škodlivin, lze provést výpočet celkového indexu nebezpečnosti (TEHI = Total Exposure Hazard Index):

TEHI  HIi  HIo  HI d , opět vždy zvlášť pro akutní (subchronické) a chronické účinky. Jestliže je hodnota krátkodobého nebo chronického TEHI <<1, pak lze učinit oprávněný závěr, že expozice látkám (látce) představuje pro exponovanou populaci zanedbatelné riziko (riziko je nulové či velmi nízké, resp. není zde žádné známé riziko). Jestliže je hodnota krátkodobého nebo chronického TEHI ≤1, pak lze učinit závěr, že expozice látkám (látce) nepředstavuje pro exponovanou populaci významné riziko (riziko je nízké). Jestliže je hodnota krátkodobého nebo chronického TEHI >1, pak lze učinit závěr, že expozice látkám (látce) představuje pro exponovanou populaci významné riziko, zvláště pro citlivé skupiny v populaci (riziko je zvýšené). Jestliže je hodnota krátkodobého nebo chronického TEHI >>1, pak lze učinit oprávněný závěr, že expozice látkám (látce) představuje pro exponovanou populaci vysoké riziko.

5.4. Charakterizace karcinogenních rizik chemických látek Po provedení kroků 14 uvedených v kapitole 5.1. se provede kvantifikace rizik výpočtem celoživotního individuálního karcinogenního rizika (LICR = Lifetime Individual Cancer Risk), které má význam pravděpodobnosti, se kterou může exponovaná osoba po celou dobu svého života očekávat onemocnění novotvarem nad pravděpodobnost vzniku tohoto onemocnění z jiných příčin. Tento postup platí pouze pro látky s přímou

mutagenitou

a

následnou

karcinogenitou.

Pro

látky

karcinogenní, ale nevykazující přímou reakci s DNA, se tento postup nepoužívá (viz příslušné kapitoly o charakterizaci nebezpečnosti). Pro inhalační (i), orální (o) a dermální (d) expozice jednotlivým látkám (j) platí:

LICRij  UCR  c j LICRoj  CSFo  LADDoj 61

LICRdj  CSFABS  LDADdj Uvedená individuální rizika lze sečíst pro jednotlivé látky:

LICRi   LICRij j

LICRo   LICRoj j

LICRd   LICRdj j

Takový přístup, který provádí sčítání karcinogenních rizik, má svá omezení. Především je to skutečnost, že směrnice karcinogenních rizik jsou zpravidla horní meze 95% intervalu spolehlivosti a součet takovýchto maximálních odhadů rizik jednotlivých látek bude o to více konzervativní, tzn. bude mít tendenci riziko přeceňovat. Dále hrají roli ve validitě tohoto sčítání mechanismy vzniku rakoviny a váha důkazů o jejich karcinogenitě (klasifikace karcinogenity). Pokud jednotlivé látky iniciují odlišné lokalizace nádorů a nejsou klasifikovány ve stejné karcinogenní skupině (např. podle IARC), uvedený součet rizik může zkreslovat skutečnost. Součet rizik platí dostatečně přesně pro hodnoty rizika <0,1. Pokud výše uvedená omezení umožňují sčítání karcinogenních rizik, lze vypočítat celkové karcinogenní riziko (Total Exposure Cancer Risk):

TECR  LICRi  LICRo  LICRd Kvantifikace

karcinogenních

rizik

pomocí

součinu

směrnic

karcinogenního rizika (CSF) či jednotek karcinogenního rizika (UCR) a celoživotních dávek či expozičních koncentrací platí dostatečně přesně pro rizika <0,01. Pro vysoká rizika >0,01 je nutno použít jiný vztah (zvlášť pro každý expoziční vstup):

LICR j  1  e

(  CSFj LADD j )

Jestliže je hodnota TECR <10-6, pak lze učinit oprávněný závěr, že expozice látkám

(látce)

představuje pro

exponovanou populaci

všeobecně přijatelné riziko. Jestliže je hodnota TECR od 10-6 do 10-4, pak nelze učinit jednoznačný závěr bez dalších informací. Jestliže jsou ve společnosti, do které patří exponovaná populace, přijaty regulační (legislativní) limity pro účely ochrany zdraví, lze z těchto limitních hodnot vypočítat odpovídající

62

individuální karcinogenní rizika. Tato mezní rizika lze považovat za hranice přijatelnosti karcinogenního rizika (acceptability of risk). Pokud takovéto regulační limity neexistují, přijatelnost rizika se dá pouze doporučit, a to podle závažnosti důkazů o karcinogenitě látek a velikosti populace. Čím jsou důkazy závažnější (karcinogenní skupina 1) a exponovaná populace je větší (desítky, stovky tisíc lidí), tím bude mez přijatelnosti rizika pro exponovanou populaci nižší a blížit se spíše hodnotě 10-6. Pro látky zařazené do skupin karcinogenity podle IARC 2A a 2B a malé populace (desítky až tisíce lidí) se bude přijatelnost rizika přibližovat spíše hodnotě 10-4. Jestliže je hodnota TECR >10-4, pak lze učinit závěr, že expozice látkám (látce) představuje pro exponovanou populaci významné riziko, které, pokud již nebyla či nebudou přijata opatření ke snížení rizik v dostatečně krátké době, lze hodnotit jako nepřijatelné. Někdy je vhodné vyjádřit karcinogenní riziko kromě individuálního rizika rovněž formou populačního rizika:

APCR 

TECR  NP , AT

kde APCR je roční populační karcinogenní riziko (Annual Population Cancer Risk), NP je počet lidí v exponované populaci, AT je čas zprůměrování dosazený do vztahu pro výpočet celoživotní dávky (průměrná délka života jedince v populaci). Tato veličina udává pravděpodobný počet nových případů novotvarů za rok v exponované populaci vzniklých vlivem expozic hodnoceným látkám.

5.5. Variabilita a nejistoty Nezbytnou součástí hodnocení rizik je rovněž hodnocení variability a nejistot. Variabilita je neodmyslitelnou součástí hodnocení expozic, nejistoty provázejí každý krok v hodnocení rizik, a proto oba pojmy se zákonitě objevují i při charakterizaci rizik. Variabilita vyjadřuje změny nějaké veličiny v čase anebo prostoru. Variabilita expozic v populaci může být obrovská, někteří jedinci v populaci mohou být exponováni více (rizikové skupiny) než jiní. Vyjádření této skutečnosti je nejjednodušší provést metodou vyjádření průměrných a ještě reálných maximálních hodnot používaných veličin. Průměrné 63

expozice získáme použitím středních hodnot veličin charakterizujících expozice (např. dlouhodobou průměrnou koncentraci v pitné vodě a průměrný přívod pitné vody), reálné maximální expozice použitím vhodné kombinace středních a maximálních hodnot veličin (např. průměrnou koncentraci v pitné vodě a maximální denní příjem pitné vody nebo 90 až 98 kvantil z naměřených koncentrací v pitné vodě a průměrný denní přívod pitné vody). U odhadu maximálních hodnot je důležité, aby nedošlo k nereálnému nadhodnocení expozic použitím kombinace maximálních hodnot u většiny použitých expozičních faktorů. Stejné pravidlo pak platí pro vyjadřování variability kvantitativních odhadů zdravotních rizik. Porovnání s prahovými hodnotami nebo výpočet indexu nebezpečnosti či karcinogenního rizika by mělo obsahovat jak průměrnou variantu výpočtu, tak vhodný odhad maximálních možných rizik. Variabilitu je možno rovněž zahrnout do odhadu rizika pomocí vhodných metod, např. Monte Carlo. Nejistoty vyjadřují souhrn chyb a nedostatek informací či údajů u všech použitých veličin a souborů dat v hodnocení zdravotních rizik. Převzaté údaje o nebezpečných vlastnostech agens mohou být zatíženy různou mírou nejistoty, která se velmi obtížně kvantifikuje, protože se jedná většinou o kvalitativní údaje. Čím více údajů k prokazatelnému důkazu o nebezpečnosti chybí, tím je nejistota větší (např. chybějící údaje z epidemiologických studií, data z experimentu pouze na jednom živočišném druhu). Nejistoty obsažené v kvantitativních odhadech vztahů mezi expozicemi a biologickými účinky nejsou zpravidla publikovány, ale je vhodné se pokusit je získat. Znalosti o použitých faktorech nejistoty, modifikačních faktorech či bezpečnostních faktorech mohou velmi pomoci při úvahách, jakou věrohodnost tyto údaje vlastně mají. Nejistoty dat získané měřením by měla kvalifikovaně odhadnout laboratoř. Ovšem laboratoře často nezahrnují do odhadu nejistot svých výsledků nejistoty pramenící ze strategie měření či vzorkování, proto je vhodné tyto informace zjistit a pokusit se je ve spolupráci s laboratoří kvantifikovat.

64

Velikou nejistotu mohou obsahovat také data použitá k odhadu expozic matematickým modelováním. Je nutno vždy ověřit, zda výpočty prováděla kvalifikovaná osoba a zda byl použit vhodný (popř. schválený) počítačový program. U namodelovaných dat hluku či koncentrací škodlivin se nesmí zapomenout na odhad pozaďových hodnot. S těmi mají modely veliké potíže a zpravidla je vůbec neobsahují. Stejnou pozornost pak vyžadují případné nejistoty ostatních expozičních faktorů použitých k charakterizaci rizik. Pokud neobsahuje každá ze čtyř částí hodnocení rizik popis, popř. odhad, nejistot, je naprosto nutné toto provést alespoň souhrnně ve čtvrtém kroku, tzn. u charakterizace rizik. Otázky k sebehodnocení 1. Používáme pro charakterizaci rizik koeficient nebezpečnosti u fyzikálních agens? 2. Je karcinogenní riziko 5.10-4 vysoké? Kontrolní otázky 5.1. Co si lze představit pod pojmem kvalitativní popis zdravotních rizik? 5.2. Za jakých podmínek můžeme sečíst koeficienty nebezpečnosti u expozic více chemickým látkám a u více expozičních vstupů? 5.3. Popište možnou variabilitu a nejistoty v kontrolní otázce 4.3. v minulé kapitole. Shrnutí Charakterizace rizik je čtvrtým a závěrečným krokem v hodnocení rizik. Využívají se zde poznatky ze všech předcházejících kroků, tzn. identifikace nebezpečnosti, charakterizace nebezpečnosti a hodnocení expozice. Rizika charakterizujeme jejich kvalitativním popisem a kvantitativními odhady míry pravděpodobnosti (u agens s prahovými účinky) a odhadem pravděpodobnosti vzniku onemocnění (u agens s bezprahovými účinky). K takovémuto popisu používáme u chemických látek zvláštních veličin, jejichž hodnoty můžeme, za určitých podmínek, sčítat pro expozice více chemickým látkám a pro více expozičních vstupů.

65

Odpovědi na otázky k sebehodnocení 1. Zpravidla ne, hazard quotient se používá u expozic chemickým látkám. 2. Nelze jednoznačně odpovědět. Toto riziko je jistě pro populaci významné, ale k odpovědi bychom potřebovali znát závažnost důkazů o nebezpečnosti agens (karcinogenitě agens) a rozsah exponované populace. V každém případě jde pravděpodobně o riziko pro populaci nepřijatelné.

66

6

Návaznost hodnocení zdravotních rizik na další

disciplíny V této kapitole se dozvíte: Kapitola uzavírá základní kurz znalostí metodiky hodnocení zdravotních rizik přehledem některých disciplín či oborů, jejichž poznatky jsou v hodnocení rizik využívány nebo s výsledky pracují. V kapitole popisující systém analýzy rizik již byl probrán význam a obsah přímo navazující disciplíny řízení zdravotních rizik. Zde je podán přehled o náplni oborů environmentální epidemiologie, o posuzování vlivů na veřejné zdraví, o komunikaci a vnímání rizik. Jak bylo řečeno na začátku, hodnocení rizik není osamocenou disciplínou, její použití předpokládá návaznost na epidemiologický a vědecký teoretický a experimentální výzkum, výsledky pak jsou používány v procesu řízení rizika, ve kterém hraje významnou roli řada dalších oborů. Klíčová slova a pojmy k zapamatování Environmentální epidemiologie, analytické studie, incidence, riziko, relativní riziko, SEA, EIA, HIA, ERA, HRA, sociálně-ekonomické, kulturně-sociální a psycho-sociální faktory, komunikace a vnímání rizik

6.1

Environmentální epidemiologie

Epidemiologie je interdisciplinární obor zabývající se rozložením (distribucí), frekvencemi výskytu a příčinami (determinanty) nemocí. Rozložení udává kdo, kde a kdy onemocněl a o jakou chorobu či poruchu zdraví se jedná. Frekvence výskytu onemocnění udává, jak často se určitá nemoc v populaci objevuje. Příčiny onemocnění se odhadují na základě kritérií kauzality, která zahrnují biologickou věrohodnost a hodnocení statistických závislostí mezi expozicemi a nemocí. Environmentální epidemiologie se zabývá převážně vlivem fyzikálních a chemických faktorů životního a pracovního prostředí na zdraví člověka. Z hlediska hodnocení zdravotních rizik je jedním z nejdůležitějších zdrojů informací použitelných za určitých okolností pro všechny jeho části. Přímé použití epidemiologických dat je možné v identifikaci nebezpečnosti. Pro vztah mezi expozicemi a biologickým účinkem z epidemiologických studií

67

je potřeba mít na paměti, že většinou jde o statistické závislosti hodnotící průměrná rizika, která jsou vztažena pouze na určité období pozorování a není je možné jednoduše extrapolovat na celoživotní expozici. Vzhledem

k

charakteru

epidemiologických

studií

jsou

data

o

epidemiologicky testovaných agens s chronickými účinky omezena jen na ta, kterým již byla lidská populace dlouhodoběji vystavena, ale zároveň je jediným nástrojem, jak lze ověřit správnost alternativních postupů používaných pro hodnocení rizik. O kvalitě epidemiologické studie rozhoduje její design, způsob provedení a také vliv dalších faktorů. Nejdůležitější je vliv systematických chyb (tzv. bias), vliv rušivých faktorů (tzv. interferujících confounderů) a vliv náhodných chyb. Jejich nedostatečná kontrola může mít fatální důsledky na interní validitu studie, která je nutným předpokladem pro zobecnění výsledků jednotlivé studie. Epidemiologické studie můžeme rozdělit podle následujícího schématu: Observační studie Deskriptivní studie – ekologické (korelační); průřezové (prevalenční). Analytické studie případů a kontrol (case-control); kohortové (follow up). Experimentální studie – klinické studie (Randomized controlled trials); terénní studie (Field trials); studie komunit (Community intervention studies). V epidemiologii se používá celá řada pojmů, se kterými se můžeme setkat při hodnocení zdravotních rizik, proto je užitečné znát jejich význam: Prevalence je počet nemocných osob k celkovému počtu osob ve sledované populaci (nemocných a zdravých) v určitém okamžiku nebo časovém intervalu. Incidence se vyjadřuje dvěma různými způsoby:

68

- incidence I (incidence rate) je podíl počtu lidí, kteří onemocněli v určitém časovém období, a počtu tzv. osobo-časů (součet časových intervalů, ve kterých se objevila onemocnění u jednotlivých osob); - riziko R (cumulative incidence rate) je podíl počtu lidí, kteří onemocněli v určitém časovém období a celkového počtu osob ve sledované populaci na začátku tohoto období. Definice rizika v epidemiologii odpovídá definici rizika v hodnocení zdravotních rizik, protože uvedený podíl je vlastně pravděpodobnost vzniku nových případů onemocnění ve sledované populaci. Výsledky kohortových epidemiologických studií se vyjadřují pomocí podílu RR (relativní riziko, risk ratio). Jestliže - počet exponovaných onemocnělých lidí označíme A; - počet exponovaných neonemocnělých lidí označíme B; - počet neexponovaných onemocnělých lidí označíme C; - počet neexponovaných neonemocnělých lidí označíme D;

RR 

Rexp Rneexp

A A  (C  D)  A B  C C  ( A  B) CD

Relativní riziko udává, kolikrát je větší pravděpodobnost vzniku onemocnění v exponované populaci než pravděpodobnost vzniku stejného onemocnění v neexponované populaci. V epidemiologických studiích případů a kontrol se relativní riziko odhaduje pomocí podílu OR (odds ratio), který udává, kolikrát je větší „odds“ expozice u onemocnělých lidí než „odds“ expozice u neonemocnělých lidí:

A A D OR  C   B C B D Slovo „odds“ není přesně do češtiny přeložitelné, vyjadřuje „očekávání, vyhlídky nebo šance“ (dá se říci, že je to míra pravděpodobnosti). Zároveň s

69

hodnotami RR nebo OR se uvádějí výsledky epidemiologických studií s intervaly spolehlivosti. Pokud interval spolehlivosti obsahuje hodnotu 1, zjištěné riziko není statisticky významné (signifikantní), Pokud ji neobsahuje, je statisticky významně větší, popř. menší u exponované populace ve srovnání s neexponovanou populací.

6.2

Posuzování vlivů na zdraví

Zdravotní rizika jsou součástí životních a pracovních podmínek lidí, a proto hodnocení zdravotních rizik nutně patří do posuzování vlivů na prostředí, kterého je člověk součástí. Hierarchii posuzování vlivů a místo hodnocení zdravotních rizik je možno znázornit asi takto: SEA = Strategic Environmental Assessement EIA = Environmental Impact Assessment HIA = Health Impact Assessment ERA = Environmental Risk Assessment HRA = Health Risk Assessment

Strategické posuzování prostředí (SEA) Posuzování vlivů na prost ředí (EIA) Posuzování vlivů na zdraví (HIA) Hodnocení environmentalních rizik Hodnocení zdravotních rizik (ERA) (HRA) Obrázek 5 – návaznosti hodnocení rizik na posuzování vlivů na prostředí. Strategické posuzování (SEA) je nástrojem pro environmentální optimalizaci plánů, programů a koncepcí, které mohou mít významné vlivy na životní prostředí. V ČR se nazývá rovněž posuzování koncepcí na životní prostředí. Posuzování vlivů na prostředí (EIA) se zabývá hodnocením vlivu různých záměrů (např. staveb) na prostředí.

70

Posuzování vlivů na zdraví (HIA) se zabývá hodnocením vlivu různých záměrů (např. staveb) na zdraví veřejnosti. Hodnocení environmentálních rizik (ERA) se zabývá hodnocením závažnosti poškození organismů vyplývající z expozic faktorům prostředí (agens). Hodnocení zdravotních rizik (HRA) se zabývá hodnocením závažnosti poškození zdraví lidí vyplývající z expozic faktorům prostředí. Posuzování vlivů na zdraví je tedy návaznou disciplínou na hodnocení zdravotních rizik, obsahuje ovšem širší aspekty, neboť se zabývá i hodnocením sociálně-ekonomických vlivů, jejichž součástí jsou i sociálněkulturní vlivy (např. estetická hodnota krajiny) a psycho-sociální vlivy (např. různé vnímání rizik) na populaci a zároveň hodnocením pozitivních vlivů všech faktorů prostředí na zdraví (fyzikálních, chemických, biologických,

sociálně-ekonomických,

sociálně-kulturních,

psycho-

sociálních vlivů).

Zdroj: Dahlgren, G. et al. Policies and Strategies to Promote Social Equity in Health. Stockholm: Institute of Futures Studies (1991).

Na obrázku 6 je možno pozorovat hierarchii determinantů zdraví od individuálních faktorů životního stylu až po obecné sociálně-ekonomické, kulturní a environmentální podmínky.

71

6.3

Komunikace o riziku

Komunikace o riziku (risk communication) je cílevědomá výměna informací o rizicích mezi zainteresovanými stranami. Zainteresovanými stranami mohou být: 

vědecké organizace;



profesní organizace;



státní organizace a správa;



průmyslové podniky;



odbory;



zájmové organizace;



média;



komunity;



individuální obyvatelé.

Na základě zkušeností se dá říci, že při podcenění komunikační strategie nelze v praxi dosáhnout očekávaného efektu při omezování zdravotních rizik. Problémy, které komunikace provázejí, jsou problémy s formulací předávaných informací, s informačními zdroji, s přenosem informace a s příjemci informací. K omezení vznikajících problémů v komunikaci o rizicích je užitečné dodržovat následující pravidla: 1.

Akceptovat veřejnost jako legitimního partnera.

2.

Plánovat a vyhodnocovat účinnost komunikace.

3.

Naslouchat publiku.

4.

Být slušný, upřímný a otevřený.

5.

Koordinovat svou práci a spolupracovat s dalšími participanty.

6.

Vycházet vstříc požadavkům médií.

7.

Vyjadřovat se jasně a pochopitelně.

72

6.4

Vnímání zdravotních rizik Vnímání rizik (risk perception) je subjektivním pochopením

existence rizika, výsledků jeho hodnocení i opatření přijatých v rámci jeho řízení. Je klíčovou otázkou při řízení rizik, neboť vnímání rizik může zcela ovlivnit přijaté závěry z objektivního hodnocení zdravotních rizik. V některých publikacích se za příčinu různého vnímání rizik u jednotlivců či populačních skupin považují procesy související s psychologickým stresem, rozhodováním a úsudkem. Jednoznačné vysvětlení ovšem do současnosti stále podáno nebylo. Jisté je, že vnímání rizik ovlivňuje celá řada sociálněekonomických, kulturních a psycho-sociálních faktorů jako jsou věk, pohlaví, vzdělání, emoce, tradice či zvyky apod., přičemž neexistují jednotné odborné názory na tuto problematiku. Úloha veřejnosti bývá někdy zpochybňována z toho důvodu, že nemá dostatek informací, naproti tomu jiné názory upozorňují, že vnímání rizika laickou veřejností může přinášet pohled z jiného úhlu. Navíc je veřejnost nositelem rizika, proto nemůže být vnímání rizik v rozhodovacích procesech o rizicích opomíjeno. Otázky k sebehodnocení 1. Jaký jsou rozdíly ve vyjádření rizika u jednotlivých analytických epidemiologických studií? 2. Mají být zastupitelské úřady měst či obcí součástí komunikace o rizicích? 3. Je uspokojivě vysvětleno rozdílné vnímání rizik? Kontrolní otázky 6.1. Jaký je rozdíl v pojmu riziko používaném v epidemiologii a v systému hodnocení zdravotních rizik? Vysvětlete. 6.2. Jaké má výhody a nevýhody účast občana u veřejných projednáváních zdravotních rizik? 6.3. Může mít různé vnímání rizik vliv na posouzení vlivů na zdraví veřejnosti provedené odborníkem na tuto oblast? Shrnutí U hodnocení rizik je možné se setkat s dalšími návaznými disciplínami a celou řadou pojmů, které z těchto disciplín pocházejí. Kapitola podává 73

přehled o náplni a struktuře environmentální epidemiologie, o komunikaci o rizicích a zkoumané disciplíně vnímání rizik. Odpovědi na otázky k sebehodnocení 1. U kohortových studií se riziko vyjadřuje pomocí relativního rizika jako „risk ratio“, což je podíl pravděpodobnosti vzniku onemocnění u exponované a neexponované populace. U studií případů a kontrol se relativní riziko vyjadřuje podílem odds expozic u nemocné a neonemocnělé populace, což se dá vysvětlit jako míra pravděpodobnosti expozice u nemocných lidí a lidí bez nemoci. 2. Určitě. Zastupují celé populační skupiny tam, kde individuální občan se často z různých důvodů nedostaví. Jako zástupci občanů jsou i zastupitelé zpravidla nositelé rizika a mají plné právo se k rizikům vyjadřovat. 3. Ne, vnímání rizik je podrobeno v současnosti intenzivnímu výzkumu.

74

Literatura 1. BLÁHA, K., CIKRT, M. Základy hodnocení zdravotních rizik. Praha: Státní zdravotní ústav, 1996. ISBN 80-7071-040-3. 2. KOLEKTIV AUTORŮ. Manuál prevence v lékařské praxi, VIII. Základy hodnocení zdravotních rizik. Praha: Státní zdravotní ústav, 2000. ISBN 80-7071-161-2. 3. JANOUT, V., MARKVART, K. Manuál prevence v lékařské praxi, Příloha 2. Vybrané kapitoly z hodnocení expozice. Praha: Státní zdravotní ústav, 2000. ISBN 80-7071-142-6. 4. VOLF, J. Metodiky hodnocení zdravotních rizik v hygienické službě. Ostrava: Ostravská univerzita, 2002. ISBN 80-7042-336-6. 5. JIŘÍK, V. Fyzikální a chemické laboratorní metody v ochraně veřejného zdraví. Ostrava: Ostravská univerzita, 2006. ISBN 80-7368223-0. 6. HENDL, J. Přehled statistických metod zpracování dat. Praha: Portál, 2004. ISBN 80-7178-820-1 7. ZVÁROVÁ, J. Základy statistiky pro biomedicínské obory I. Praha: Karolinum, 1998. ISBN 80-7184-786-0. 8. BENCKO, V., HRACH, K., MALÝ, M., PIKHART, H., REISSIGOVÁ, J., SVAČINA, Š., TOMEČKOVÁ, M., ZVÁROVÁ, J. Statistické metody v epidemiologii. Praha: Karolinum, 2003. ISBN 80246-0763-8. 9. PROCHÁZKA, B. Biostatistika pro lékaře – principy základních metod a jejich interpretace. Praha: Karolinum, 1999. ISBN 80-7184-987-1. 10. BEAGLEHOLE R.,BONITA R., KJELLSTRÖM. Basic Epidemiolody. Geneva: World Health Organization, 1993. ISBN 92 4 154446 5. 11. International Agency For Research on Cancer. Agents Classified by the IARC [online]. Lyon: IARC, 2006 [cit. 2013-09-15]. Dostupné z WWW: .

75

12. International Agency For Research on Cancer. Complete list of agents evaluated and their classification [online]. Lyon: IARC, 2009 [cit. 2013-09-15]. Dostupné z WWW: . 13. BERGLUND, B., LINDVALL, T., SCHWELLA, D. Guidelines for Community Noise [online]. Geneva: WHO, 1999 [cit. 2013-09-15]. Dostupné z WWW: . 14. World Health Organization. Night noise guidelines for Europe [online]. Copenhagen: WHO Regional Office for Europe, 2009 [cit. 2013-0915]. Dostupné z WWW: . 15. World Health Organization. Burden of disease from environmental noise. Quantification of healthy life years lost in Europe. Copenhagen: WHO Regional Office for Europe, 2011 [cit. 2013-09-15]. Dostupné z WWW: . 16. World Health Organization. What are electromagnetic fields? [online]. Geneva: WHO, 2006 [cit. 2013-09-15]. Dostupné z WWW: . 17. International Group of Experts. Electromagnetic field (300Hz-300GHz) [online]. Geneva: WHO, 1993 [cit. 2013-09-15]. Environmental health criteria 137. Dostupné z WWW: . 18. World Health Organization. Static Fields [online]. Geneva: WHO, 2006 [cit. 2013-09-15]. Environmental health criteria monograph 232. Dostupné z WWW: 19. World Health Organization. Extremely low frequency fields [online]. Geneva: WHO, 2007 [cit. 2013-09-15]. Environmental health criteria monograph 238. Dostupné z WWW: . 76

20. International Group of Experts. Principles for the assessment of risks to human health from exposure to chemicals [online]. Geneva: WHO, 1999 [cit. 2013-09-15]. Environmental health criteria 210. Dostupné z WWW: . 21. International Group of Experts. Human exposure assessment [online]. Geneva: WHO, 2000 [cit. 2013-09-15]. Environmental health criteria 214. Dostupné z WWW: . 22. World Health Organization. Hazardous chemicals in human and environmental health [online]. Geneva: WHO, 2000 [cit. 2013-09-15]. Dostupné z WWW: 23. World Health Organization. Air quality guidelines for Europe [online]. 2nd ed. Copenhagen: WHO Regional Office for Europe, 2000 [cit. 2013-09-15]. European series, No. 91. Dostupné z WWW: 24. World Health Organization. Air quality guidelines for particulate matter, ozone, nitrogen dioxide and sulfur dioxide. Global update 2005 Summary of risk assessment [online]. Geneva: WHO, 2006 [cit. 201309-15]. Dostupné z WWW: . 25. World Health Organization. Guidelines for drinking-water quality [online]. 2nd ed. Geneva: WHO, 1993 [cit. 2013-09-15]. Dostupné z WWW: . 26. World Health Organization. Guidelines for drinking-water quality [online]. 3rd ed. Geneva: WHO, 2004 [cit. 2013-09-15]. Dostupné z WWW: http://www.who.int/water_sanitation_health/dwq/gdwq3/en/index.html

77

27. World Health Organization. Guidelines for drinking-water quality, incorporating first and second addenda. [online]. 3rd ed. Geneva: WHO, 2006 [cit. 2013-09-15]. Dostupné z WWW: . 28. World Health Organization. Guidelines for drinking-water quality, [online]. 4rd ed. Geneva: WHO, 2011 [cit. 2013-09-15]. Dostupné z < http://www.who.int/water_sanitation_health/publications/2011/dwq_gui delines/en/index.html l>. 29. World Health Organization. Guidelines for safe recreational waters, Volume 1 – Coastal and fresh waters [online]. Geneva: WHO, 2003 [cit. 2013-09-15]. Dostupné z WWW: . 30. World Health Organization. Guidelines for safe recreational waters Volume 2 – Swimming pools and similar recreational-water environments [online]. Geneva: WHO, 2006 [cit. 2013-09-15]. Dostupné z WWW: 31. World Health Organization. Chemical hazards in drinking-water. [cit. 2013-09-15]. Dostupné z WWW: < http://www.who.int/water_sanitation_health/dwq/chemicals/en/index.ht ml>. 32. World Health Organization. WHO global strategy for food safety: safer food for better health [online]. Geneva: WHO, 2002 [cit. 2013-09-15]. Dostupné z WWW: . 33. World Health Organization. All food safety publications [online]. Geneva: WHO, 2006 [cit. 2013-09-15]. Dostupné z WWW: . 34. EEA. Good practice guide on noise exposure and potential health effects, EEA Technical report No 11/2010, Kopenhagen: EEA, 2010. 78

35. U.S. Environmental Protection Agency. Human health risk assessment [online]. Washington, DC: U.S. EPA, 2008 [cit. 2013-09-15]. Dostupné z WWW: . 36. U.S. Environmental Protection Agency. Risk assessment guidance for superfund: Volume I: Human health evaluation manual, Part E, Supplemental guidance for dermal risk assessment [online]. Washington, DC: U.S. EPA, 2004 [cit. 2013-09-15]. Dostupné z WWW: . 37. U.S. Environmental Protection Agency. Iris database for risk assessment [online]. Washington, DC: U.S. EPA, 2009 [cit. 2013-0915]. Dostupné z WWW: . 38. U.S. Environmental Protection Agency. Regional Screening Table [online]. Washington, DC: U.S. EPA, 2013 [cit. 2013-09-15]. Dostupné z WWW: < http://www.epa.gov/reg3hwmd/risk/human/rbconcentration_table/index.htm >. 39. U.S. Environmental Protection Agency. Risk assessment guidance for superfund Volume I: Human health evaluation manual, Part F, Supplemental guidance for inhalation risk assessment [online]. Washington, DC: U.S. EPA, 2009 [cit. 2013-09-15]. Dostupné z WWW: . 40. U.S. Environmental Protection Agency. Guidelines for Carcinogen Risk Assessment [online]. Washington, DC: U.S. EPA, 2005 [cit. 2013-0915]. Dostupné z WWW: < http://www.epa.gov/cancerguidelines/>. 41. Zákon č. 258/2000 Sb. o ochraně veřejného zdraví a o změně některých souvisejících zákonů. Sbírka zákonů Česká republika [online]. 2000, částka 74 [cit. 2013-09-15], s. 3622–3662. Dostupné z WWW: . 42. Zákon č. 100/2001 Sb. o posuzování vlivů na životní prostředí a o změně některých souvisejících zákonů (zákon o posuzování vlivů na životní prostředí). Sbírka zákonů Česká republika [online]. 2001, částka 40 [cit. 2013-09-15], s. 2794–2822. Dostupné z WWW: . 79

43. Zákon č. 356/2003 Sb. o chemických látkách a chemických přípravcích a o změně některých zákonů. Sbírka zákonů Česká republika [online]. 2003, částka 120 [cit. 2013-09-15], s. 5810–5837. Dostupné z WWW: . 44. Zákon č. 86/2002 Sb. o ochraně ovzduší a o změně některých dalších zákonů (zákon o ochraně ovzduší). Sbírka zákonů Česká republika [online]. 2002, částka 38 [cit. 2013-09-15], s. 1786–1839. Dostupné z WWW: . 45. Zákon č. 110/1997 Sb. o potravinách a tabákových výrobcích a o změně a doplnění některých souvisejících zákonů. Sbírka zákonů Česká republika [online]. 1997, částka 38 [cit. 2013-09-15], s. 2178–2188. Dostupné z WWW: . 46. Zákon č. 18/1997 Sb. o mírovém využívání jaderné energie a ionizujícího záření (atomový zákon) a o změně a doplnění některých zákonů. Sbírka zákonů Česká republika [online]. 1997, částka 5 [cit. 2013-09-15], s. 82–106. Dostupné z WWW: . 47. SZÚ Praha: Autorizační návod AN 15/04 Verze 3 k hodnocení zdravotního rizika expozice hluku, květen 2012. 48. SZÚ Praha: Autorizační návod AN 16/04 VERZE 3, Autorizační návod k hodnocení zdravotního rizika expozice chemickým látkám v pitné vodě, 2011. 49. MZ ČR: Seznam referenčních koncentrací znečišťujících látek v ovzduší, HEM-323-17.4.03/11300, Praha 2003.

80

Tento projekt je spolufinancován Evropským sociálním fondem a státním rozpočtem České republiky.

Recenzenti: MUDr. Bohumil Havel Mgr. Marketa Babičová

Název:

Odhad zdravotních rizik

Autor:

RNDr. Vítězslav Jiřík, Ph.D.

Jazyková korektura:

Jakub Guziur

Vydání:

první, 2014

Počet stran:

81

Tisk:

X-Media servis s.r.o., Ostrava-Vítkovice

Určeno pro projekt:

Modernizace – Diverzifikace – Inovace

Reg. číslo projektu:

CZ.1.07/2.2.00/28.0247

Vydavatel:

Ostravská univerzita v Ostravě

Tato publikace prošla jazykovou úpravou.

© Jiřík © Ostravská univerzita v Ostravě

ISBN 978-80-7464-591-4

81