praktyczny przykład oceny środowiskowego ryzyka zdrowotnego

PRAKTYCZNY PRZYKŁAD OCENY ŚRODOWISKOWEGO
RYZYKA ZDROWOTNEGO
Mgr Beata Malec, dr Marek Biesiada, dr Anicenta Bubak
Instytut Medycyny Pracy i Zdrowia Środowiskowego, Sosnowiec
Wstęp
Zagrożenia zdrowotne stwarzane przez istniejące zakłady przemysłowe stanowią od
lat przedmiot zaniepokojenia opinii publicznej oraz aktywnej działalności naukowobadawczej. Wciąż jednak brakuje standardów w zakresie wykonywania ocen tego typu
zagrożeń. Konkretną propozycję w tym zakresie stanowi metodologia tzw. oceny ryzyka zdrowotnego, wypracowana w USA i stosowana, w różnym zakresie także w
krajach Europy Zachodniej. Przykład prezentowany w niniejszym referacie pochodzi z
większego programu, w którym uczestniczył IMPiZŚ oraz IMP w Łodzi, którego celem była ocena zagrożeń stwarzanych przez zakłady przemysłowe uznane za uciążliwe
dla ludzi zamieszkałych w zasięgu ich oddziaływania. W celu wykonania programu,
przyjęta została koncepcja implementacji amerykańskiego modelu ocen ryzyka zdrowotnego polegającego na rozważaniu zagrożeń zdrowotnych wynikających z narażenia
na substancje toksyczne oraz dodatkowego ryzyka nowotworowego wynikającego z
narażenia na substancje kancerogenne emitowane do środowiska. Koncepcja ta zakłada zastosowanie modelu probabilistycznego w celu oszacowania sumarycznego ryzyka
zdrowotnego oraz sumarycznego ilorazu zagrożenia w możliwie najbardziej realistyczny sposób, a następnie prezentację przestrzennego rozkładu ilorazów zagrożeń
oraz dodatkowego ryzyka zdrowotnego przy użyciu systemów informacji przestrzennej (GIS).
Na podstawie operatów otrzymanych z zakładów uzyskano informacje o wielkości emisji
substancji szkodliwych do powietrza atmosferycznego, ilości i rodzaju wytwarzanych odpadów i ścieków. Z punktu widzenia ilościowej oceny ryzyka zdrowotnego, jedyną możliwą do dalszego wykorzystania informację stanowiła emisja szkodliwych substancji do powietrza atmosferycznego. Na podstawie znanych parametrów emitora, wielkości emisji i
średniorocznej róży wiatrów, przy zastosowaniu modelu dyspersyjnego ZANAT, w węzłach siatki przestrzennej o wymiarach 500 m × 500 m pokrywającej kwadrat 20 km × 20
km, obliczano średnioroczne stężenia szkodliwych substancji Csa w zasięgu oddziaływania
zakładu.
W charakterze przykładu przedstawiony zostanie Zakład A zlokalizowany na terenie silnie
uprzemysłowionego miasta. Substancje szkodliwe emitowane do atmosfery to: NO2, toluen, octan etylu, alkohol butylowy, metyloetyloketon, kumen, propylobenzen, Mn, Fe, F,
Al, Cu, Ni, Cr, akroleina, cyjanowodór, epichlorhydryna, fenol, aceton, etylobenzen, glikol
etylenowy, kaprolaktam, ksylen, formaldehyd oraz trójchloroetylen.
137
Dane toksykologiczne badanych substancji zaczerpnięto z bazy danych US EPA Region
III, w której prezentowane są wartości dawek referencyjnych oraz wskaźników siły działania kancerogennego dla ok. 600 substancji. Baza ta stanowi konkretny punkt referencyjny,
gdyż dane te są rekomendowane w USA do stosowania w prowizorycznych ocenach ryzyka.. Informacje toksykologiczne dla substancji rozważanych w odniesieniu do Zakładu A
przedstawia Tabela I.
Tabela I. Wartości dawek referencyjnych (RfD), współczynników siły kancerogennej
(CSF) oraz współczynników α i β (uwzględniających strukturę demograficzną i
różnice populacyjne w fizjologicznych czynnikach narażenia - patrz tekst) dla
substancji emitowanych przez Zakład A.
Nazwa substancji
NO2
Toluen
Octan etylu
Alkohol butylowy
Metyloetyloketon
Kumen
Propylobenzen
Mn
Fe
F
Al.
Cu
Ni
Cr
Akroleina
Cyjanowodór
Epichlorhydryna
Fenol
Aceton
Etylobenzen
Glikol etylenowy
Kaprolaktam
Ksylen
Formaldehyd
Trójchloroetylen
RfD
[ mg kg-1 d-1]
1.060
0.114
0.943
0.106
0.286
0.110
0.011
1.43 10-5
0.314
0.063
0.001
0.043
0.021
3.0 10-5
5.71 10-6
8.75 10-4
2.85 10-4
0.629
0.106
0.29
2.09
0.514
0.2
CSF
[kg d mg-1]
42
4.20 10-3
0.046
6. 10-3
α
[m3mg-1]
0.312
2.890
0.350
3.120
1.15
3.000
31.20
2.30 104
1.050
5.240
330
7.690
15.80
1.1 104
5.77 104
385
1150
0.524
3.12
1.14
0.158
0.641
1.65
β
[m3mg-1]
13.8
1.38 10-3
0.015
1.98 10-3
Metodyka Oceny Ryzyka
Zastosowana metodyka jest przykładem klasycznej oceny ryzyka zdrowotnego opartej na
modelu amerykańskim – rekomendowanym przez US EPA. Oznacza to, że oddzielnie
analizowane były substancje szkodliwe o działaniu rakotwórczym i substancje o działaniu
toksycznym - dla pierwszej grupy wyznaczano jednostkowe ryzyko nowotworowe, dla
drugiej – iloraz zagrożenia.
Wyspecyfikowane w operatach substancje chemiczne emitowane przez dany zakład dają
się podzielić na trzy grupy: substancje, dla których znane są dawki referencyjne (RfD) oraz
jednostkowe ryzyko nowotworowe (UCR lub CSF), substancje, dla których znane są tylko
138
obowiązujące w kraju najwyższe dopuszczalne stężenia w powietrzu atmosferycznym
(NDS) oraz substancje, dla których żadne z powyższych danych nie są znane. Ostatnia
grupa nie była uwzględniana w ilościowej analizie zagrożeń i ryzyka zdrowotnego. Dla
substancji grupy drugiej i pierwszej (znane wartości NDS) wyznaczane były wskaźniki
przekroczeń na podstawie, których obliczano sumaryczny wskaźnik wielokrotności przekroczenia wartości NDS – ΣWNDS według wzoru:
ΣWNDS = Cs1/NDS1 + Cs2/NDS + ... + Csn/NDSn
gdzie:
Cs - stężenie średnioroczne substancji 1 do "n"
NDS - wartość środowiskowego normatywu higienicznego (NDS) dla substancji 1 do "n".
Dla substancji grupy pierwszej obliczano: iloraz zagrożenia HQ, czyli iloraz dawki pobranej i dawki referencyjnej dla pojedynczej substancji. Wzór, według którego wykonywano
obliczenia można zapisać w postaci
HQs = Cs × αs1
gdzie:
Cs - stężenie danej substancji w powietrzu atmosferycznym, αs – współczynnik specyficzny dla danej substancji, obliczany według wzoru
αs =
w × Inh0−6 w1 × Inh7 −19 wm × Inhm wk × Inhk
1
×( 1
+
+
+
RfDs
M .C.0−6
M .C.7 −19
M .C.m
M .C.k
)
gdzie:
RfD1-n - wartość dawki referencyjnej dla substancji 1 do "n"
Inh0-6
– wielkość wentylacji dobowej płuc dla dzieci w wieku 0-6 lat
Inh7-19 – wielkość wentylacji dobowej płuc dzieci w wieku 7-19 lat
Inhk,m
– wielkość wentylacji dobowej płuc dla osób dorosłych
M.C.0-6 – masa ciała dzieci w wieku 0-6 lat
M.C.7-19 – masa ciała dzieci w wieku 7-19 lat
M.C.k
– masa ciała w subpopulacji kobiet
M.C.m – masa ciała w subpopulacji mężczyzn.
Współczynniki α (oraz analogiczny współczynnik β dla ryzyka nowotworowego) opracowane zostały w celu ułatwienia obliczeń niezbędnych dla graficznej prezentacji izolinii
sumarycznego ilorazu narażenia oraz sumarycznego dodatkowego ryzyka nowotworowego.
Iloraz zagrożenia HQs nie ma znaczenia prawdopodobieństwa wystąpienia określonego
efektu zdrowotnego, wskazuje on jedynie ile razy oszacowana wielkość narażenia wyrażona w postaci dawki pobranej, ważonej strukturą demograficzną narażonej populacji, jest
większa lub mniejsza od wartości dawki referencyjnej (RfD) dla danej substancji. Korzystając z definicji dawki referencyjnej, możemy stwierdzić, że jeśli wartość HQs jest mniejsza od 1, to wśród populacji narażonej nie wystąpi zauważalne ryzyko wystąpienia szkodliwych efektów zdrowotnych w ciągu całego okresu życia. Jeśli natomiast wartość HQs
jest większa lub równa 1, wówczas nie można wykluczyć możliwości wystąpienia określonych skutków działania toksycznego wśród narażonej populacji. Zakładając dodatnią korelację między wzrostem narażenia a zwiększeniem częstości lub nasilenia szkodliwych
skutków zdrowotnych wynikających z tego narażenia możemy przypuszczać, że większej
139
wartości HQs będzie towarzyszyć większe ryzyko wystąpienia szkodliwych skutków
zdrowotnych.
Dalej obliczano sumaryczny iloraz zagrożenia jako:
HQ = HQs1 + HQs2 + ... + HQsn
W dalszej części oceny przyjęto strategię, że jeżeli HQ≥1, wówczas należało oszacować
wielkości udziału poszczególnych substancji w wartości HQ, wykonać segregację substancji pod kątem określonego kierunku działania toksycznego, np. hepatotoksycznego, nefrotoksycznego itd. i ponownie ocenić możliwość wystąpienia skutków zdrowotnych dla
określonych kierunków działania toksycznego.
Dla substancji o działaniu kancerogennym obliczano wartość dodatkowego, indywidualnego ryzyka nowotworowego Rs, ważonego strukturą populacyjną, dla każdej z tych substancji według wzoru:
Ryzykos = Cs × βs
gdzie:
Cs - stężenie danej substancji kancerogennej w powietrzu atmosferycznym, βs – współczynnik analogiczny
do współczynnika αs obliczany wg wzoru:
β s = CSFs × (
w1 × Inh0−6 w1 × Inh7 −19 wm × Inhm wk × Inhk
+
+
+
M .C.m
M .C.k
M .C.0−6
M .C.7 −192
)
gdzie:
CSFs oznacza wskaźnik siły działania kancerogennego dla danej substancji, znaczenie pozostałych
symboli jest takie samo jak we wzorze na αs.
Kolejnym krokiem było obliczenie sumarycznego dodatkowego ryzyka nowotworowego
ważonego strukturą populacyjną
R = Rs1 + Rs2 + ... + Rsn
Symulacje Monte Carlo
W celu uwzględnienia zmienności międzyosobniczej fizjologicznych czynników narażenia
oraz zmienności przestrzennej stężeń szkodliwych substancji w powietrzu atmosferycznym, zastosowano metodę probabilistyczną wykorzystując symulacje Monte Carlo w oparciu o w/w wzory. We wzorach tych traktowano zmienne Cs, Inhi oraz M.C.i (i = 0-6, 7-19,
m, k) jako zmienne losowe o zadanych rozkładach prawdopodobieństwa. Dla wygenerowania rozkładu ilorazów zagrożenia oraz ryzyka metodą Monte Carlo, wykonywano 10
000 prób na każdą symulację.
Wyniki modelowania przestrzennego rozkładu stężeń zanieczyszczeń przy użyciu modelu
dyspersyjnego zostały opisane heurystycznym rozkładem prawdopodobieństwa odzwierciedlającym częstość występowania poszczególnych wartości stężenia w obszarze modelowym. Za obszar modelowy przyjmowano maksymalny „zasięg oddziaływania” (obszar
niezerowych stężeń wyznaczonych modelem ZANAT) w grupie badanych substancji. Jeżeli zasięg oddziaływania dla danej substancji był mniejszy od obszaru modelowego, róż-
140
nicę tę uwzględniano przez wprowadzenie we wzorach na sumaryczne wskaźniki HQ i R
odpowiednich czynników wagowych równych stosunkowi powierzchni zasięgów oddziaływania. Heurystyczny rozkład stężenia nie posiada interpretacji rozkładu przestrzennego
sensu stricte, chociaż wywodzi się ze zmienności przestrzennej. Właściwą jego interpretacją jest uśredniony przestrzennie (po obszarze modelowym) rozkład stężenia danej substancji.
Fizjologiczne czynniki narażenia dla poszczególnych subpopulacji odzwierciedlających
strukturę demograficzną rozpatrywanego obszaru modelowano przy pomocy następujących funkcji rozkładu prawdopodobieństwa. Wentylacja dobowa płuc: Inh0-6 – rozkład
normalny N(5 m3d-1; 3 m3d-1) zawężony do przedziału [2 m3d-1; 20 m3d-1]; Inh7-19 – rozkład
normalny N(17 m3d-1; 5 m3d-1) zawężony do przedziału [12 m3d-1; 40 m3d-1]; Inhk,m – rozkład normalny N(20 m3d-1; 15 m3d-1) zawężony do przedziału [13 m3d-1; 60 m3d-1]. Masa
ciała: M.C.0-6 – rozkład jednorodny w przedziale [3 kg; 28 kg]; M.C.7-19 – rozkład jednorodny w przedziale [19 kg ; 80 kg]; M.C.k – rozkład normalny - N(60 kg ; 10 kg) zawężony
do przedziału [47 kg ; 87 kg]; M.C.m – rozkład normalny - N(74 kg; 11 kg) zawężony do
przedziału [57 kg; 95 kg].
Wyniki
Wyniki oceny sumarycznego ilorazu zagrożenia HQ dla Zakładu A przedstawia Ryc.
1. Tabela II zawiera opis statystyczny prognozowanego sumarycznego ilorazu zagrożenia dla 23 substancji o działaniu toksycznym, emitowanych przez zakład.
HQ
Prawdopodobieństwo
,050
,037
,025
,012
,000
2,31E-3
1,42E-2
2,62E-2
3,81E-2
5,00E-2
Rycina 1. Rozkład sumarycznego ilorazu zagrożenia dla Zakładu A otrzymany metodą
symulacji Monte Carlo.
141
Wyniki oceny dodatkowego ryzyka nowotworowego wynikającego z inhalacyjnego narażenia na formaldehyd, trójchloroetylen, chrom i epichlorhydrynę przedstawia Ryc. 2.
R
Prawdopodobieństwo
,077
,058
,039
,019
,000
8,31E-8
8,12E-7
1,54E-6
2,27E-6
3,00E-6
Rycina 2. Rozkład sumarycznego dodatkowego ryzyka nowotworowego dla Zakładu A
otrzymany metodą symulacji Monte Carlo
Statystyczne parametry prognozowanego dodatkowego ryzyka związanego z narażeniem
na rozważane substancje kancerogenne zestawiono w Tabeli II.
Tabela II. Parametry statystyczne rozkładu sumarycznego ilorazu zagrożenia HQ oraz
sumarycznego dodatkowego ryzyka nowotworowego R otrzymanych metodą symulacji
Monte Carlo.
HQ
Średnia
Odchylenie standardowe
20 percentyl
30 percentyl
40 percentyl
50 percentyl
60 percentyl
70 percentyl
80 percentyl
90 percentyl
R
-2
1.72 10
6.24 10-2
4.86 10-3
5.96 10-3
6.98 10-3
7.99 10-3
9.29 10-3
1.08 10-2
1.32 10-2
1.71 10-2
2.68 10-2
8.64 10-7
6.34 10-6
1.50 10-7
1.89 10-7
2.30 10-7
2.78 10-7
3.39 10-7
4.15 10-7
5.22 10-7
7.12 10-7
1.23 10-6
W świetle standardowej interpretacji wyników oceny ryzyka (tzn. wartości ilorazu zagrożenia i dodatkowego ryzyka nowotworowego) należy uznać rozpatrywany zakład produkcyjny za nieszkodliwy dla zdrowia ludności zamieszkującej w obszarze jego oddziaływania. Wartość sumarycznego ilorazu zagrożenia na poziomie HQ = 0.017 (średnio) i przy 90
percentylu HQ wynoszącym 0.027 świadczą o braku szkodliwego działania toksycznego w
zakresie rozważanych substancji. Podobnie poziom średniego sumarycznego ryzyka no142
wotworowego wynoszący 8.6 10-7 jest poziomem ryzyka uznanego powszechnie za akceptowalne. Jego 90 percentyl wynoszący 1.23 10-6 leży już na granicy powszechnej akceptowalności ryzyka.
Wielkości powyższe należy interpretować jako miarę potencjalnego zagrożenia zdrowotnego stwarzanego przez dany zakład dla hipotetycznej populacji ludzkiej, o strukturze demograficznej zbliżonej do rzeczywistej, zamieszkującej w sposób jednorodny modelowy
obszar oddziaływania zakładu. Ponadto ocena ryzyka przeprowadzona w tym przypadku
należy do kategorii ocen prowizorycznych (ang. provisional) gdyż oparto się tu nie na danych o faktycznej imisji pochodzącej z zakładu, lecz na symulacjach średniorocznych stężeń zanieczyszczeń modelem dyspersyjnym, który jakkolwiek będąc rekomendowanym
modelem jest niedokładny. Pewne wątpliwości może budzić zastosowane tu sumowanie
ilorazów zagrożeń substancji o zróżnicowanym oddziaływaniu na organizmy ludzkie, sumowanie powinno się stosować przy występowaniu addytywnych skutków oddziaływania.
Tych zróżnicowanych charakterów oddziaływania nie brano tu pod uwagę, zakładając, że
jeżeli suma ilorazów zagrożeń nie przekracza jedności, to wnioskowanie na tej podstawie o
braku zagrożeń zdrowia jest stwierdzeniem bezpiecznym.
Ponadto, maksymalny zasięg oddziaływania zakładu nie jest określony jednoznacznie –
zależy on od przyjętej dokładności uzyskania wyników w modelu dyspersyjnym, a ściślej
– od minimalnej wartości stężenia uznanego jako niezerowe. Owa minimalna wartość stężenia przyjmowana była jako jedna i ta sama dla wszystkich substancji – niezależnie od
stopnia ich toksyczności. Efekt ten działa w kierunku zaniżania wielkości skutku zdrowotnego dla substancji bardziej toksycznych tzn. posiadających niskie wartości RfD. Jednakże
dla rozważanych substancji i przy przyjętych minimalnych progach w modelu dyspersyjnym skala tego efektu jest marginalna. Istnienie różnic w zasięgu oddziaływania (w zakresie poszczególnych substancji) uwidocznionych w modelu dyspersyjnym zostało uwzględnione przez wprowadzenie odpowiednich czynników wagowych opisanych powyżej. Brak
uwzględnienia czynników wagowych powodowałby po pierwsze utratę porównywalności
wyniku dla różnych substancji, a po drugie – sztuczne zawyżenie wielkości skutku zdrowotnego w stosunku do stanu faktycznego.
Dla zwiększenia stopnia szczegółowości informacji o przestrzennym rozkładzie ryzyka i
zagrożeń związanych z narażeniem na substancje o działaniu toksycznym, opisana w niniejszej pracy ilościowa analiza ryzyka metodą symulacji Monte Carlo była poszerzona o
graficzną prezentację izolinii sumarycznego ilorazu zagrożenia oraz sumarycznego dodatkowego ryzyka nowotworowego. W tym celu zostały wprowadzone współczynniki α i β wartości stężeń w węzłach siatki pomnożone przez te współczynniki dawały w rezultacie
wartości ilorazów zagrożeń i dodatkowego ryzyka, z których po zsumowaniu otrzymywano odpowiednie wskaźniki sumaryczne w węzłach siatki. Następnie wartości w węzłach
były interpolowane do izolinii HQ i R.
Oryginalne aspekty podejścia przedstawionego w niniejszym przykładzie obejmują:
Î uwzględnienie struktury demograficznej realnej populacji (jako wyznacznika zróżnicowania odpowiedzi biologicznej na poziomie fizjologicznych czynników narażenia)
poprzez wprowadzenie koncepcji narażenia ważonego strukturą demograficzną
Î uwzględnienie zmienności przestrzennej pola stężeń zanieczyszczeń powietrza oraz
zmienności międzyosobniczej w fizjologicznych czynnikach narażenia w ramach po-
143
szczególnych subpopulacji przez zastosowanie procedury symulacji Monte Carlo w
probabilistycznym podejściu do oceny ryzyka zdrowotnego
Î wprowadzenie współczynników α i β zawierających w sobie procedurę liczenia średniej ważonej strukturą demograficzną, na podstawie których można konstruować izolinie ilorazów zagrożeń oraz dodatkowego ryzyka nowotworowego
Î dwustopniową koncepcję oceny zagrożeń zdrowotnych stwarzanych przez zakłady
przemysłowe, obejmującą: probabilistyczną charakteryzację zagrożeń zdrowotnych w
zasięgu oddziaływania zakładu oraz ilustrację rozkładu przestrzennego owych zagrożeń zdrowotnych.
144
145