Terveysriskin kuvaus

Opasnet Suomista
Siirry navigaatioon Siirry hakuun


Kysymys

Aiheutuuko kaivostoiminnasta lähialueen asukkaille terveysriskiä? Minkälaisia ja minkä suuruisia mahdolliset terveysvaikutukset ovat? Terveysriskinarvioinnissa tarkasteltavia kaivostoiminnasta aiheutuvia ympäristöaltisteita voivat olla esimerkiksi:

  • Kemialliset haitta-aineet
  • Hengitysilman hiukkaset
  • Melu
  • Hajut
  • Radioaktiivinen säteily
  • Tärinä

Vastaus

Kemiallisista haitta-aineista aiheutuva terveysriski:

Mitä altistetta tarkastellaan?:

+ Näytä koodi

Perustelut

Tässä osiossa suositellaan, miten terveysriskit tulisi kuvata MINERA-riskinarviomallissa (riskin luonnehdinta, risk characterisation).


Riskin kuvaus on terveysriskinarvioinnin viimeinen vaihe. Riskin kuvauksessa kuvataan, onko terveysriskiä ja jos on, kuinka suuri tai kuinka todennäköinen se on. Riskin kuvauksessa tulisi pyrkiä aina riskin kvantitatiiviseen kuvaukseen (kvantitatiivinen riskinarvio), koska se on konkreettisempi tapa hahmottaa riskin todennäköisyys ja suuruus. Terveysriskien kvantitatiivisessa kuvauksessa aineelle altistumista verrataan haitalliseksi tai haitattomaksi tiedettyihin altistumistasoihin ja todetaan, onko terveysriskiä, kuinka suuri se on tai mikä on turvamarginaalin suuruus terveyshaittaan. Ellei kvantitatiivista riskinarviota voida tehdä, riski kuvataan kvalitatiivisesti, mahdollisimman konkreettisesti sen hahmottamiseksi.


Riskin kuvauksessa yhdistetään altistumisen laskennasta tai arvioinnista saatu ihmisten/väestön altistumistieto tietoon kyseisen altisteen haitallisista vaikutuksista ja pitoisuuksista/annoksista, joilla haitat ilmenevät.


Päästöistä aiheutuvat terveysriskit kuvataan erikseen ei-karsinogeenisten terveysvaikutusten ja syöpävaikutusten osalta.


Riskinkuvaustapa riippuu käytettävissä olevasta tiedosta. Käytännössä riskin kuvaus on tehtävä tavalla, jonka käytettävissä olevat tiedot sallivat (altistumistiedolle on vastaava vertailutieto; esimerkiksi haitalliseksi tiedetty altistumistaso, haitallinen annos, raja-arvo tai muu viitearvo). Riskin kuvauksessa tulisi edetä karkeasta yksityiskohtaisempaan, niin pitkälle kuin se on käytettävissä olevan tiedon ja arvion luotettavuuden kannalta perusteltua. Tuloksen luotettavuuteen vaikuttaa vahvasti lähtötietojen luotettavuus/sopivuus arvioitavaan asiaan.


Riskin tarkastelu- ja kuvausketjussa voidaan hypätä alla olevassa ketjussa suoraan vaiheeseen ja kuvaustapaan, joka voidaan lähtötietojen perustella toteuttaa ja pysähtyä vaiheeseen, jossa riskin suuruus on riittävän tarkasti todettu. Jos riski näyttää todennäköiseltä, mutta sitä ei olemasssa olevin tiedoin voida riittävän hyvin arvioida, tapauksesta riippuen saattaa olla tarpeen hankkia lisätietoa kaivoskohteessa kyseistä riskinarviota varten.


Alla kuvattu riskinkuvausketju sopii kokonaisuudessaan kemiallisille aineille. Muille arvioitaville altisteille se sopii ja sitä tulisi käyttää soveltuvin osin.


Ei-karsinogeeniset terveysvaikutukset

Ei-karsinogeenisten terveysriskien kuvaukseen on käytettävissä useampi tapa/menetelmä.

Riskinkuvaustavat ei-karsinogeenisten terveysvaikutusten riskeille ovat yksinkertaisimmasta ja vaatimattomimmasta tavasta yksityiskohtaisempaan seuraavat. Ketjussa tulisi edetä alaspäin niin pitkälle kuin arvioitavassa asiassa on mahdollista ja perusteltua.

  • Kvantitatiivinen tieto altistumistasosta
  • Vertailu terveysperusteisiin raja/ohjearvoihin
  • Vaaraosamäärä (Hazard quotient, HQ)
  • Turvamarginaali (Margin of safety, MOS)
  • Tautitapausten määrät
  • DALY


Kaivosympäristön päästöjen yksityiskohtaisissa arviointiohjeissa on jo jossakin määrin ohjeistettu, mitä arviointitapaa voidaan käyttää lähtötilanteessa riskin kuvaukseen. Riskinkuvaus (miten pitkälle voidaan edetä) on päästö- ja altistetyyppikohtainen asia.


Riski tulisi arvioida ja kuvata ihmisten/vöestön keskimääräisellä altistumistasolla" ja "pahimmalla mahdollisella altistumistasolla (worst case) tai mieluummin pahimmalla realistisella altistumistasolla (esim. 95 %-piste altistumistasossa).


Terveysriskit tulisi arvioida aikuisille ja lapsille erikseen. Lapset eivät ole välttämättä herkempiä altisteelle, mutta heidän altistumistasonsa voi olla erilainen kuin aikuisilla. Jos altisteen tiedetään vaikuttavan erityisen haitallisesti ns. erityisherkässä ryhmässä (esimerkiksi raskaana olevat, astmaatikot), terveysriski heille on arvioitava tarvittaessa erikseen.


Tieto altistumistasosta

Terveysriskin kannalta ihmisten altistumistaso määrää, aiheutuuko altisteesta terveysriskiä. Ellei mitään relevanttia vertailutietoa altisteesta ole terveysriskin yksityiskohtaisempaan määrittämiseen ja kuvaukseen, kohdeväestön altistumistaso tulisi kuitenkin aina kuvata, mahdollisimman tarkasti ja luotettavasti. Altistumistaso on tarpeen laskea ja kuvata myös seuraaviin yksityiskohtaisiin arvioihin. Altistumistason laskenta ja määrittäminen on kuvattu kohdassa.


Pelkästä altistumistasosta on jo karkeasti pääteltävissä (onko se suuruusluokkaa µg/kg, µg/m3 vai mg/kg, mg/m3) mahdollisesta terveysriskistä, vähintään lisäselvityksen perusteeksi.


Vertailu terveysperusteisiin raja/ohjearvoihin

Lakisääteiset terveysperusteiset raja-arvot ovat suurimpia sallittuja enimmäispitoisuuksia, joita ei tulisi ylittää. Terveysperusteinen raja-arvo on pyritty asettamaan pitoisuuteen, josta jatkuvassakaan altistumisessa ei seuraa terveyshaittaa, tai sillä pyritään pienentämään terveyshaittaa.


Ohjearvot ovat suosituksia, lainsäädännöllisesti ei yhtä sitovia, mutta raja-arvon puuttuessa yhtä sopivia viitearvoja riskin kuvaukseen. Raja-ja ohjearvot eivät välttämättä ole alimpia haitattomia pitoisuuksia vaan niiden asettamisessa on voitu ottaa huomioon myös muita seikkoja.


Kullekin arvioitavalle asialle/altisteelle on koottu keskeisiä raja- ja ohjearvoja, tai niiden lähteitä, MINERA-mallin kyseistä asiaa koskevassa yksityiskohtaisessa arviointiohjeessa, kohdassa Perustelut ja taustatietoa. Raja-ja ohjearvoissa on kansallisia (Suomen lainsäädäntö), EU-tason, WHO:n, US-EPA:n ja useiden muiden tahojen esittämiä arvoja. Yhteenveto raja- ja ohjearvoista ei ole täysin kattavaa vaan erityisesti muita kuin Suomen lainsäädäntöön liittyviä arvoja on esitettyjen lisäksi olemassa. Riskinkuvauksessa olisi käytettävä tilanteeseen liittyviä mahdollisimman relevantteja viitearvoja. Valittujen viitearvojen käyttö on riskinkuvauksessa perusteltava.


Arvioitaville haittatekijöille, joille on kansallinen raja-arvo olemassa, vertaaminen raja-arvoon on tehtävä jo lainsäädännöllisistä lähtökohdista osana riskinarviota, täyttääkö altisteen pitoisuus/altiste lainsäädännölliset normit ja onko todettu pitoisuus siten hyväksyttävä.


Jos rinnasteisia raja-arvoja on käytettävissä useita, vertailu on suotavaa tehdä useammalle tuloksen haarukoimiseksi. Raja-arvojen asettamisperusta olisi kuvattava tarkastelun yhteydessä, erityisesti jos raja-arvot poikkeavat sen vuoksi toisistaan.


Raja- ja ohjearvoja käytettäessä on oleellista tiedostaa niiden luonne. Raja- ja ohjearvojen asettaminen perustuu olettamukseen, että aineelle on olemassa pitoisuus tai annos, jota pienemmälle altistumisesta ei seuraa mitään haittaa (kynnysannos, threshold). Raja-arvo ei ole mustavalkoinen raja, jonka alapuolella terveysriskiä ei ole ja riski alkaa heti yläpuolelta. Arvo on tavallisesti herkimmän haittavaikutuksen annos-vasteesta valittu (hallinnollinen) arvo, jolla riskin katsotaan olevan raja-arvon asettamisajankohtana hyväksyttävä. Useimmat kemiallisten aineiden raja-arvot perustuvat eläinkokeista saatuihin tuloksiin. Niihin tyypillisesti sisältyy epävarmuuskertoimin asetettu turvamarginaali (tavallisesti 100-kertainen eläinkokeessa todettuun haitalliseen annokseen/altistetasoon). Terveysriski kasvaa, mitä enemmän raja-arvo ylitetään. Kun turvamarginaali on iso, raja-arvon pieni ylitys ei merkitse merkittävää muutosta terveysriskissä. Raja-arvon asettamisessa käytetty turvamarginaalin suuruus on arviota tehtäessä selvitettävä, esitettävä ja otettava aine/altistekohtaisesti riskinkuvauksessa huomioon.


Usealle altisteelle on työperäisiä raja-arvoja, joita käytetään työpaikoilla työsuojelussa viitearvoina (Suomessa HTP-arvot, Haitalliseksi Tunnettu Pitoisuus; Saksassa MAC-arvot; USA:ssa OSHA:n PEL-arvot jne.). Lähtökohtaisesti ne eivät ole sopivia raja/viitearvoja ympäristöterveysriskien arviointiin, koska ne on asetettu ainoastaan enintään työajan mittaiselle altistumiselle (8t/vrk, 5 päivää/viikko), työikäiselle aikuisväestölle. Lisäksi työperäinen altistumistaso on tyypillisesti usein kertaluokkia suurempi työpaikoilla kuin ympäristöperäisesti. Työperäiset raja/viitearvoja sopivat parhaiten akuutin toksisuuden/hyvin korkeiden pitoisuuksien (häiriötilanteet, onnettomuudet) arvioitiin, jos sellaiseen on tarvetta. Jos työperäisiä arvoja käytetään vertailuarvoina, niiden luonne on otettava huomioon, tuotava selkeästi ilmi riskin kuvauksessa ja käyttö perusteltava.

Vaaraosamäärä (Hazard quotient, HQ)

Seuraavaksi arvioitavalle aineelle/alstisteelle suositellaan laskettavaksi vaaraosamäärä (HQ), jos sen laskemiseen on käytettävissä sopiva viitearvo. Vaaraosamäärä kertoo jo konkreettisemmin terveysriskin suuruudesta, koska sen laskemiseen käytetään puhtaasti aineen haitallisuuteen perustuvaa terveysperusteista viitearvoa.


Vaaraosamäärän laskemisessa sovelletaan altisteelle määritettyjä altistumisen viitearvoja. Viitearvona voidaan käyttää

  • TDI-arvoa (Tolerable Daily Intake)
  • ADI-arvoa (Allowed Daily Intake)
  • Muuta vastaavantyyppistä arvoa kun se on arviointiin sopiva, perusteltu ja kuvataan


Myös vaaraosamäärä, HQ, perustuu olettamukseen, että tutkittavan aineen vaikutukselle on kynnysarvo/pitoisuus, jota pienemmällä altistumisella haittaa ei aiheudu. TDI- ja ADI-arvot ovat aineen annoksia (esimerkiksi ug/ihmisen painokilo/päivä), joita voidaan saada elinikäisesti ilman että siitä syntyy terveyshaittaa. Ne on asetettu huolellisen tieteellisen arvioinnin perusteella, yleensä jonkin kansainvälisen arvioijatahon toimesta. Arvo voidaan antaa erikseen aikuisille ja lapsille. TDI- ja ADI-arvoja on kuitenkin olemassa vain rajalliselle määrälle aineita ja epäpuhtauksia. Niitä löytää nykyään parhaiten Internet-haulla. TDI-arvoja on käytetty usein myös aineiden raja-arvojen asettamisessa (esimerkiksi WHO:n juomaveden raja-arvosuositukset, pilaantuneiden maiden ohjearvot).


HQ lasketaan seuraavasti:


HQ = Altistuminen / Viitearvo

jossa
Altistuminen = Altistuminen yksittäiselle aineelle, kuvataan tarkastellusta vaikutuksesta ja viitearvosta riippuen yleensä joko
päivittäisenä saantina (intake) tai altistumistasoa kuvaavana tarkasteltavassa ympäristössä esiintyvänä pitoisuutena. Altistumistiedon on oltava samassa muodossa kuin viitearvo, jotta vertailu voidaan tehdä.
Viitearvo = Altistumiselle asetettu ei-karsinogeenisten terveysvaikutusten suhteen turvalliseksi katsottu taso. Viitearvo sisältää erilaisia arviointi- tai epävarmuuskertoimia. Kertoimien suuruus riippuu haitallisuuden arviointiin liittyvistä epävarmuuksista.


Tulkinta

  • HQ ≤ 1 - Ei-karsinogeenisten haittavaikutusten ilmeneminen on epätodennäköistä
  • HQ > 1 - Ei-karsinogeenisten haittavaikutusten ilmeneminen on mahdollista.


Koska viitearvo sisältää useimmiten turvamarginaalin, ei arvon 1 pieni ylitys vielä välttämättä merkitse terveysvaikutusten ilmenemistä. Viitearvon asettamisessa käytetty mahdollinen turvamarginaali olisi hyvä tarkastelussa esittää.


Vaaraosamäärää ei tule tulkita haittavaikutusten ilmenemisen tilastollisena todennäköisyytenä. Vaikka terveysriski kasvaa suhteellisesti ajateltuna vaaraosamäärän kasvaessa, ei haittavaikutusten todennäköisyys kuitenkaan lisäänny välttämättä lineaarisesti HQ arvon kasvaessa. HQ-laskenta ei sisällä tietoa altisteen annosvasteen luonteesta. Aineen annos-vasteen luonne on tarvittaessa selvitettävä erikseen toksisuustiedoista. Kuitenkin lähtökohtaisesti voi olettaa, että mitä pienempi HQ on alle 1:n, sitä pienempi riski on. Mitä enemmän HQ ylittää arvon 1, sitä suurempi riski on.


Pitkäaikaisen altistumisen vaikutuksia tarkasteltaessa tulee verrata koko altistumisperiodia kuvaavaa altistumista elinikäiselle altistumiselle määritettyyn viitearvoon.


Lyhytaikaista altistumista (kerta-annos tai muutama toistuva annos lyhyenä aikana) ei periaatteessa tulisi verrata jatkuvan pitkäaikaisen altistumisen viitearvoon, koska tämä johtaa terveysriskin yliarviointiin. Lyhytaikaista altistumista ei tule myöskään muuntaa koko elinikää vastaavaksi altistumistasoksi. Lyhytaikaista altistumista (kyseessä oltava kuitenkin toistuva altistuminen jollakin aikajaksolla, kerta-annos ei tule kyseeseen) voidaan kuitenkin verrata pitkäaikaisen altistumisen viitearvoon terveysriskin karkeassa tarkastelussa. Jos karkeassa tarkastelussa HQ ≤ 1, on haitallisten vaikutusten ilmeneminen epätodennäköistä. Mikäli HQ > 1, tulee terveysriskin tarkempaan tarkasteluun käyttää soveltuvaa, lyhytaikaiselle altistumiselle määritettyä viitearvoa. Käytetty viitearvo on aina tarkkaan kuvattava ja perusteltava.


Kun HQ >1, tuloksesta nähdään, monikokertaisesti viitearvo ylittyy. Tulos ei vielä kerro, kuinka suuri terveysriski on suhteessa todettuihin haitallisiin pitoisuuksiin. Seuraavaksi tulisi määrittää todellisen turvamarginaalin suuruus (Margin of Safety, MOS) haitalliseksi tiedettyyn altistumiseen, kuinka suuri se on, vai onko haitallinen taso jo ylitetty.


MOS-arvon määrittämistä suositellaan myös vaikka HQ olisi <1. MOS kertoo konkreettisemmin todellisen turvamarginaalin suuruuden haitalliseen altistumiseen.

Turvamarginaali (Margin of safety, MOS)

Turvamarginaali perustuu oletukseen, jonka mukaan ei-karsinogeenisten toksisten vaikutusten osalta on määritettävissä altistumisen taso, jonka alapuolella elimistö pystyy sopeutumaan altistumiseen, eikä haitallisia vaikutuksia synny (vaikutukselle on olemassa altistumisen suhteen kynnysarvo/annos).


Turvamarginaalin laskemisessa käytetään useimmiten eläinkokeista saatuja NOAEL-arvoja (No-Observed-Adverse-Effect-Level, alin haitattomaksi havaittu taso) tai muuta vastaavaa annos-vastesuhteen tietoa (point of departure, esimerkiksi 10 % vaste). Hengitettäville aineille on NOAEC-arvoja (No-Observed-Adverse-Effect-Concentration). Turvamarginaali lasketaan jokaiselle riskinarvioon valitulle haittavaikutukselle (esimerkiksi maksatoksisuus, vaikutus munaisiin, neurotoksinen vaikutus) käyttäen sitä vastaavaa NOAEL-arvoa. Ellei tarvettaa muuhun ole, aineen riskinarvioon valitaan vaan ns. kriittinen vaikutus, joka ilmenee pienimmällä altistumistasolla (pienin NOAEL-arvo eläinkokeissa). Koska muut vaikutukset tulevat oletettavasti tätä isommilla annostasoilla, ne tulevat samalla riskinarviossa huomioiduksi.


Jos arvioitavalle altisteelle on arvion kannalta luotettava NOAEL/NOAEC-arvo ihmisille (perustuu ihmisten altistumiseen), sitä käytetään ensisijaisesti. Tällä vältetään epävarmuutta, mikä tulee tulosten ekstrapoloinnista eläimistä ihmiseen.


NOAEL/NOAEC-arvo aineelle on päätettävä ja perusteltava arviokohtaisesti. Arvoja ei ole missään kootusti listattu vaan se täytyy hakea ainetta koskevasta kirjallisuudesta. On suositeltavaa käyttää NOAEL-arvoa, joka perustuu jonkun (kansainvälisen) tahon kokonaisarvioon aineesta.


NOAEL-arvoja löytyy esimerkiksi seuraavista tietolähteistä:

  • EU:n ainekohtaiset riskinarviodokumentit (jos arvio aineelle on tehty)
  • WHO:n raja- ja ohjearvodokumentit (juomavesi, ilmanlaatu)
  • Aineiden toksisuustietokannat (HSDB, Gestis jne.)
  • NOAEL-arvo on valittava itse tieteellisestä kirjallisuudesta


Joskus arvioon voi olla käytettävissä LOEAL (Lowest-Observed-Adverse-Effect-Level).


NOAEL-arvon sijaan MOS:n laskentaan on suositeltavampaa käyttää annos-vastekäyrästä johdettua ns. Benchmark-annosta, esimerkiksi 10 % vasteen antava annos), jos se on käytettävissä. Benchmark-annoksen käytöstä ja laskennasta riskin kuvaukseen on lisätietoa mm. seuraavissa viitteissä: WHO (2009) [1], USEPA [2] http://www.epa.gov/ncea/bmds/


MOS = NOAEL (tai NOAEC) / Altistuminen

jossa
NOAEL/NOAEC = Altisteen ja tietyn toksisen vaikutuksen suhteen määritetty altistuminen, jolla toksisuustutkimuksessa ei
vielä havaita haittavaikutusta (No-Observed-Adverse-Effect-Level, No-Oserved-Adverse-Effect-Concentration).
Altistuminen = Altistuminen arvioitavalle aineelle, kuvataan tarkastellusta vaikutuksesta ja kynnysarvosta riippuen yleensä
joko päivittäisenä saantina (intake), elimistöön imeytyvänä annoksena (uptake) tai altistumistasoa kuvaavana
pitoisuutena altistumisväliaineessa.


On huomattava, että MOS:n laskennassa käytetyn altistumistiedon ja vastaavan vertailutiedon on oltava laskelmassa samassa muodossa (yksiköissä), jotta se tulee oikein.


Tuloksena saadaan/esitetään turvamarginaali lukuarvona (kokonaislukuna) valittuun haitalliseksi tiedettyyn altistumiseen. Riskin kuvauksessa arvioidaan turvamarginaalin riittävyys, onko se riittävän suuri hyväksyttäväksi ja estämään haitan toteutumisen. Lähtökohtaisesti riittäväksi turvamarginaaliksi voidaan olettaa 100 kun NOEAL/NOEAC perustuu eläinkokeisiin. MOS 100 suojaa myös lapset ja altistumisen vanhuusiällä. Kun laskennassa käytetty vertailuarvo perustuu ihmisten altistumisesta saatuun tietoon, MOS 10 pidetään riittävänä. Marginaalin riittävyys on kuitenkin aina harkittava tapauskohtaisesti altistumisen ja toksisuuden arviointiin liittyvä epävarmuus huomioiden.


Mikäli toksisuudesta ei ole saatavilla kvantitatiivista tietoa erityisherkkien ryhmien osalta, ja sellaisia voi olettaa olevan, voidaan näiden kohdalla soveltaa suurempaa hyväksyttäväksi katsottavaa turvamarginaalia.


EU:n REACH-ohjelmassa on kuvattu EU:n käyttämä riskinarviointitapa ja menetelmät kemiallisten aineiden haitallisuuden ja terveysriskien arviointiin (echa.europa.eu). Terveysriski arvioidaan jokaiselle aineen käyttöskenaariolle erikseen. Keskeisenä käsitteenä on ihmiselle määritetty DNEL-arvo (Derived-No-Effect-Level). Ihmisten altistumista eri skenaarioissa verrataan DNEL-arvoon. Jos jonkin kaivosympäristössä käytetyn aineen riskinarvio on jo toteutettu EU:n REACH-ohjelman mukaisella terveysriskinarviolla, sen tuloksia voidaan käyttää suoraan, ja korvaamaan, MINERA-mallissa esitetty riskinarvio.


MOS-tarkastelu on useimpien kemiallisten aineiden ei-karsinogeenisten vaikutusten riskinkuvauksen päätepiste. Tietoa on harvoin käytettyvissä yksityiskohtaisempaan terveysriskien kuvaukseen (aiheutuvien tautitapausten määrät, DALY:t). Mutta altisteille, joille tätä tarkempi riskinarvio ja -kuvaus on mahdollista tehdä, olisi hyvä edetä seuraaviin portaisiin. Riskin kuvaus antaa suoraan tietoa ihmisiin kohdistuvista haitoista.

Tautitapausten lukumäärät

Ympäristöperäisen altisteen terveysriskiä voidaan joissakin tapauksissa kuvata myös laskennallisena ennusteena altistuvassa väestössä ilmenevistä tautitapauksista. Arvio tautitapausten määrästä voidaan tehdä kun arvioitavalle altisteelle on tiedossa/käytettävissä, kvantitatiivisen altistumistiedon lisäksi, oireen/taudin annos-vastefunktio. Annos-vastefunktio(t) perustuvat epidemiologisiin, väestötason tutkimuksiin ja havaintoihin. Ellei tehtävänä olevaan riskinarvioon sopivaa annos-vastefunktiota ole (käytettävissä), tautitapausten lukumäärää ei ole mahdollista laskea.


Kaivosympäristössä tyypillinen altiste, jolle tautitapaukset voidaan laskea, on altistuminen pienhiukkasille (kuolleisuus sydän- ja verisuonisirauksiin, krooninen bronkiitti, oirepäivät). (LINKKI kohtaan Pölypäästöt, Terveysrikinarvio). Useimmille kaivosympäristössä arvioitavaksi tuleville päästöille ja altisteille ei ei-karsinogeenisisten terveyshaittojen arviointiin (todennäköisesti) ole relevantteja annos-vastefunktioita tiedossa (asiaa ei ole riittävästi tutkittu).


Ympäristöperäisten altisteiden aiheuttaman tautitapausten lukumäärän laskenta- ja esittämistapaa on kuvattu ns. SETURI-hankkeessa Hänninen et al. 2010)[3], Pekkanen et al. (2010)[4].

DALY ( Disability-Adjusted Life Year)

DALY arvioi sairauden ja ennenaikaisen kuoleman vuoksi menetettyjen terveiden elinvuosien määrää (Murray & Lopez 1996)[5]. Ympäristöperäisten altisteiden aiheuttamaa tautikuormaa on laskettu DALY:jen avulla Euroopan maissa, Suomi mukaan lukien, mm. EBoDE-hankkeessa (Hänninen & Knol 2011).[6]


EBoDE-hankkeessa on laskettu DALY:t ulkoilman pienhiukkasaltistumiselle (Hänninen & Knol 2011)[6].


DALY lasketaan seuraavasti:

DALY = YLL + YLD

jossa:
YLL = ennenaikaisen kuoleman vuoksi menetetyt elinvuodet (Years of Life Lost)
YLD = sairauden vuoksi menetetyt elinvuodet (Years Lost due to Disability)


YLL = N * L
jossa:
N = kuolemien määrä
L = keskimääräiset odotetut elinvuodet kuoleman hetkellä


YLD = I * DW * L
jossa:
I = tapausten määrä
DW = haitta-aste
L = keskimääräinen sairauden kesto (vuosina)


Käytännössä riskinkuvaus voidaan viedä kaivosympäristössä DALY-tasolle todennäköisesti vain yksittäisille altisteille.

Karsinogeeniset vaikutukset

Kaivosympäristöön liittyvässä terveysriskinarviossa on otettava kantaa, onko altisteissa karsinogeenisia altisteita, altisteita, jotka on todettu/luokiteltu karsinogeenisiksi/karsinogeeneiksi (esim. IARC, EPA).


Karsinogeenisille altisteille tehdään syöpäriskinarvio.


Syöpäriskin kuvauksessa arvioidaan, onko syöpäriski olemassa ja missä määrin päästöistä johtuva syöpäriski on lisääntynyt väestötasolla. Jos tieto sallii, voidaan laskea myös syöpätapausten määrä altistuvassa väestössä. Syöpäriskiä määritettäessä tarkastellaan yleensä keskimääräistä elinikäistä altistumista.


Syöpäriskin määrittäminen perustuu tavallisesti oletukseen, ettei haitallisten vaikutusten suhteen voida määrittää turvallista altistumistasoa, vaan pieninkin altistuminen lisää syöpäriskiä. Ei-genotoksisten karsinogeenien osalta voidaan kuitenkin aine/altistekohtaisesti soveltaa altistumisen kynnysarvoja, jolloin menettely vastaa ei-karsinogeenisten haittavaikutusten menettelyä.


Saatavilla olevasta tiedosta riippuen voidaan laskea

  • Altisteen aiheuttama syöpäriski
  • Syöpätapausten määrä altistuneessa väestössä
  • MOE (Margin Of Exposure)
  • MOS (Margin Of Safety)



Altisteen aiheuttama syöpäriski

Altisteen aiheuttama syöpäriski lasketaan niille altistumisreiteille (hengitystiet, suun kautta saatuna, iho), jota kautta saatuna aine on karsinogeenista.


Syöpäriski lasketaan seuraavalla tavalla:


Syöpäriski = Altistumistaso x Syöpävasteen kulmakerroin (slope factor)

jossa
Syöpäriski = Todennäköisyys sille, että yksilölle kehittyy kyseiselle altisteelle elinikäisen altistumisen seurauksena syöpä.


Altistumistaso = Yksilön keskimääräinen elinikäinen altistuminen (annostaso) tai altistumisen tasoa kuvaava pitoisuus ympäristössä. Altistuminen ilmaistaan samassa yksikössä kuin syövän annosvasteen kulmakerroin.


Syöpävasteen kulmakerroin = Syöpävaikutuksen annosvasteen kulmakerroin (tai yksikköriski, cancer unit risk), joka määrittää kuinka paljon syövän todennäköisyys kasvaa tiettyä altistumisen yksikköä kohden.


Syöpäriskin laskenta tällä tavalla antaa karkean kokonaiskuvan syöpäriskin yleisestä tasosta. Hyväksyttäväksi katsottava syöpäriski arvioidaan tapauskohtaisesti. Hyväksyttävänä pidettävä riskitaso on tavallisesti 1 * 10 x-5 (1 ihminen 100 000 altistuvasta saa syövän), mutta voi vaihdella tapauksesta riippuen välillä 1 * 10x-4 (1 ihminen 10 000 altistuvasta saa syövän) – 1 * 10x-6 (1 ihminen miljoonasta altistuvasta saa syövän). Vaikka laskelma tuottaa arvion, moniko ihminen altistuvassa väestössä mahdollisesti saa ylimääräisen syövän, tuloksista ei voi päätellä, kuka syövän saa. Lisäksi, vaikka syöpäriski laskennallisesti voidaan todeta olevan koholla, tuloksista ei voi päätellä, että yksittäiselle ihmiselle ilmevä syöpä varmuudella johtuu kyseisestä altisteesta ja altistumisesta. Syy-yhteyden selvittäminen ja todennäköisyyden päättely vaatii tarkkaa selvitystä altistumisesta kaikille riskitekijöille. Kyseessä on todennäköisyys väestötasolla.


Koska riskinkuvauksessa käytettävä kulmakerroin määritetään tavallisesti annosvasteen 95% luottamusvälin ylärajan mukaan, voidaan syöpäriski katsoa konservatiiviseksi tarkasteluksi syöpävaikutusten ilmenemisen todennäköisyydestä.

Syöpätapausten lukumäärä

Kun syöpäriski tiedetään, voidaan ylimääräisten syöpätapausten lukumäärä kaivosalueen ympäristön väestössä arvioida seuraavalla tavalla:


Syöpätapausten lukumäärä = Syöpäriski x Väestömäärä

jossa
Syöpätapausten lukumäärä = Odotettujen aineelle altistumisesta aiheutuvien syöpätapausten määrä tarkasteltavassa väestössä (lisäsyöpäriski, monelleko henkilölle laskennallisesti syöpä saattaisi altistuvassa väestössä ilmaantua).


Syöpäriski = Todennäköisyys sille, että yksilölle kehittyy elinikäisen aineelle/altisteelle altistumisen seurauksena syöpä.


Väestömäärä = Niiden henkilöiden lukumäärä tarkasteltavassa väestössä, joille syöpäriski lasketaan; kaivosympäristössä kyseiselle altisteelle altistuvaksi oletetetun väestön lukumäärä


Tällä laskelmalla arvioidaan laskenallisesti, montako lisäsyöpäää tarkasteltavassa väestössä altiste elinaikana saattaa aiheuttaa.

Margin Of Exposure (MOE)

Ellei syövän yksikkökerrointa (slope factor tai unit risk) ole käytettävissä, aineelle voidaan laskea ja ilmoittaa Margin Of Exposure (MOE), marginaali todetun altistumistason ja valitun karsinogeeniseksi tiedetyn altistumistason välillä.


MOE on tarkoitettu ensisijaisesti genotoksiselle karsinogeenille, havainnollistamaan todetun altistumisen ja aineen syöpää aiheuttavien pitoisuuksien välistä marginaalia. MOE:n laskeminen, tietojen salliessa, on aina suositeltavaa osana aineen syöpäriskin arviota. MOE on periaatteessa sama asia kuin MOS, mutta koska genotoksiselle karsinogeenille ei voida määrittää NOAEL-arvoa, MOE ei edusta MOS:n kaltaista tarkkaa turvamarginaalia.


MOE = Syöpää aiheuttava annos / Altistuminen

jossa
Syöpää aiheuttava annos = Altisteen annos, jolla koe-eläimissä on todettu syöpää (esimerkiksi 10 % Benchmark-annos tai sen 95 % luottamusvälin alaraja) tai ihmisille syöpää aiheuttanut altistetaso (EFSA 2005).[7]Koska yleensä yksiselitteistä luotettavaa tietoa syöpää aiheuttavasta altistumistasosta ihmisillä ei ole, käytännössä syöpää aiheuttava annos johdetaan eläinkoedatasta.


Altistuminen = Altistuminen arvioitavalle aineelle, kuvataan vastaavana yksikkönä kuin syöpää aiheuttava annos. Altistumistieto on laskettava tarvittaessa samaan yksikköön syöpää aiheuttavan annoksen kanssa altistumisen lähtötiedoista.


Marginaalin suuruudesta (monikokertainen se on) voidaan päätellä, kuinka lähellä ollaan altistumistasoja, joilla syöpäriski on todettu. Kun MOE on yli 100 000-kertainen, riskiä voidaan pitää pienenä. Jos altisteen karsinogeenisuuden mekanismit tunnetaan ja riski voidaan arvioida pienemmäksi, MOE 10 000 voidan pitää hyväksyttävänä (EFSA 2005).[7]

MOS

Syöpäriski altisteelle, jonka vaikutusmekanismeja pidetään epätodennäköisenä ihmisille (ei-genotoksinen karsinogeeni), voidaan arvioida olettaen, että syöpäriskille on kynnysannos. Tällöin syöpäriskille voidaan määrittää turvamarginaali (MOS) samalla periaatteella kuin ei-karsinogeeselle vaikutukselle.


MOS = NOAEL (tai NOAEC) / Altistuminen


jossa
NOAEL/NOAEC = Altisteen ja tietyn toksisen vaikutuksen suhteen määritetty altistuminen, jolla toksisuustutkimuksessa ei
vielä havaita lisääntyneitä syöpiä tai siihen liittyviä syöpävaikutuksia (No-Observed-Adverse-Effect-Level, No-Oserved-
Adverse-Effect-Concentration).


Altistuminen = Altistuminen arvioitavalle aineelle, kuvataan tarkastellusta vaikutuksesta ja kynnysarvosta riippuen yleensä
joko päivittäisenä saantina (intake), elimistöön imeytyvänä annoksena (uptake) tai altistumistasoa kuvaavana
pitoisuuten altistumisväliaineessa.


On huomattava, että MOS:n laskennassa käytetyn altistumistiedon ja vastaavan vertailutiedon on oltava samassa yksikössä.


Tuloksena esitetään turvamarginaali lukuarvona (kokonaislukuna) ja arvioidaan turvamarginaalin riittävyys, onko se hyväksyttävä ja riittävän suuri estämään haitan toteutuminen. Ei-genotoksiselle karsinogeenille voidaan katsoa turvamarginaali 100 riittäväksi.


MOS:n ja MOE:n ero syöpäriskin kuvauksessa on hyväksytyssä turvamarginaalissa. Suurin osa karsinogeeneja luokitellaan genotoksisiksi karsinogeeneiksi ja MOE:n käyttö on siten yleisempää syöpäriskiä arvioitaessa.

Yhteisvaikutukset

Osana riskinarviointiprosessia on erikseen harkittava, voiko samaan aikaan altistumista aiheuttavilla altisteilla olla yhteisvaikutuksia. Yhteisvaikutuksella tarkoitetaan vaikutusta, joka syntyy kun useampi eri aine/altiste vaikuttaa toistensa vasteeseen.


Potentiaalinen yhteisvaikutus syntyy kun aineet/altisteet

  • vaikuttavat samoilla vaikutusmekanismeilla (same mode of action; interaktio esimerkiksi reseptoritasolla)
  • muuttavat toistensa kinetiikkaa elimistössä (vaikutus aineen pitoisuuteen elimistössä) tai
  • niillä on täsmälleen sama haitallinen vaikutus elimistössä (esimerkiksi keskushermostotoksisuus).


Jotta mahdollista yhteisvaikutusta voidaan luotettavasti arvioida, altisteista on oltava tämän tason tietoa.


Yhteisvaikutukset ovat suhteellisen harvinaisia ja todennäköisimpiä vain kemiallisesti samaan aineryhmään kuuluvien aineiden kesken (rakenneanalogia; esimerkiksi polyaromaattiset hiilivedyt, PAH). Kun samaan aikaan altistutaan usealle erilaiselle kemialliselle altisteelle, ne useimmiten vaikuttavat jokainen itsenäisesti erikseen (independent joint action), yhteisvaikutusta ei synny/ole ja periaatteessa toksisimman aineen vaste altisteseoksessa määrittää suurimman riskin. Jokaisen aineen riski arvioidaan, kuten edellä on kuvattu yksittäiselle aineelle, ja samanaikainen altistuminen arvioidaan yksittäisten aineiden pohjalta.


Yhteisvaikutus on useimmiten additiivista (eri altisteiden vaikutukset summautuvat annoksen mukaisesti suoraan yhteen, lopputulos on osavaikutusten summa ja siten voimakkaampi), ja tämä otetaan yhteisvaikutusten arvioinnissa lähtökohdaksi (ellei muuta syytä/tietoa ole). Yhteisvaikutus voi olla toistensa vaikutusta heikentävää (inhibitory; yhteinen vaikutus on vähäisempi kuin yksittäisen altisteen oma vaikutus) ja hyvin harvoin synergististä (altisteet vahvistavat toistensa vaikutusta, vaikutus yhdessä on suurempi kuin osavaikutusten summa).


Aineiden ja altistumisen yhteisvaikutukset tunnetaan kaikkiaan huonosti. Niitä on ollut vaikea tutkia (lukuisat eri altisteiden kombinaatiot mahdollisia) ja useimmiten asiaa joudutaan arvioimaan potentiaalisena mahdollisuutena. Kaivosympäristössä on tiettävästi hyvin vähän kemiallisesti rakenteeltaan samaan ryhmään kuuluvia aineita, samoilla vaikutusmekanismeilla vaikuttavia aineita tai samaan kohde-elimeen vaikuttavia aineita/altisteita. Siten merkittävät ainepäästöjen yhteisvaikutukset eivät ole kovin todennäköisiä.


Kaikki ionisoiva säteily lisää syöpäriskiä. Säteilyn terveysriskiin on oma arviointitapansa. Sekä ympäristömelun että pienhiukkasten tiedetään olevan yhteydessä sydän- ja verisuonisairauksiin (esim. sydäninfarkti), mutta syy-yhteydet ovat vielä epäselvät eikä nykytieto siten vielä riitä myöskään mahdollisten yhteisvaikutusten osoittamiseen.


Annoksen suhteen additiivinen yhteisvaikutus lasketaan vaaraindeksinä seuraavasti. Menettely sopii ainoastaan altisteille, joilla tiedetään olevan yhteisvaikutus (same mode of action). Yhteisvaikutukset tällä menetelmällä on perusteltua arvioida ainoastaan ei-karsinogeenisille vaikutuksille, jokaiselle arviointiin valitulle vaikutukselle erikseen.


Vaaraindeksi (Hazard index, HI)


HI = (HQ1 + HQ2 + ... + HQn)

jossa
HQn = Altistekohtaisesti määritetty vaaraosamäärä (tästä linkki ylemmäksi kohtaan Vaaraosamäärä.)


Tulkinta:

  • HI ≤ 1 - Arvioitavan haittavaikutuksen ilmeneminen on epätodennäköistä
  • HI > 1 - Arvioitavan haittavaikutuksen ilmeneminen yhteisvaikutuksen seurauksena on mahdollista


Koska yhteisvaikutusten arviointiin liittyy erittäin paljon epävarmuutta, voidaan riskin kuvauksessa tuotettuja numeerisia riskiestimaatteja pitää ainoastaan karkeina, suuntaa antavina arvioina yhteisvaikutusten todennäköisyydestä ja luonteesta. Riskiestimaatteja ei tule tulkita kuvaukseksi terveysriskin absoluuttisesta suuruudesta.


Hengitysteitä ärsyttävien aineiden yhteisvaikutus on usein additiivista (Nielsen et al 2007)[8]. Myös hajuhaitta todennäköisesti pahenee, jos samaan aikaan vaikuttaa useita hajuhaittaa aiheuttavia aineita (mutta niiden yhteisvaikutus pystytään arvioimaan ainoastaan kvalitatiivisesti).


Jos kaivosympäristössä esiintyy endokriinisia aineita (hormonihäiriköt), niiden yhteisvaikutus on syytä arvioida. Dioksiineilla ja PCB-yhdisteillä on (ryhmän sisällä) yhteisvaikutus. Sille on oma arvioititapansa, jossa yksittäisten aineiden erilainen toksisuuspotentiaali (toxic equivalent factor, TEF) otetaan yhteisaltistuksessa (TEQ, toxic equivalency quanity) huomioon.

Epävarmuuksien arviointi ja esittäminen

Riskinarvion tulee sisältää aina siihen liittyvien epävarmuuksien arviointi. Mitkä asiat ja tekijät aiheuttavat riskinarvioon epävarmuutta ja miten ne vaikuttavat arvion lopputulokseen ja sen luotettavuuteen. Jos epävarmuutta on mahdollista esittää kvantitatiivisemmin, se on suositeltavaa. Monissa tapauksissa tämä ei ole kuitenkaan välttämätöntä, vaan epävarmuudet voidaan esittää myös sanallisena kuvauksina. Epävarmuuksien arvioinnista on oltava vähintään oma tekstikappaleensa. Jos epävarmuuksia on paljon tai ne ovat merkittäviä riskinarvion kannalta, tarvitaan oma otsikoitu kappaleensa.


Minera-malli tarjoaa varsin joustavan tavan tarkastella epävarmuuksia. Jos mallin lähtötiedot kuvataan epävarmoina (esimerkiksi "3.5 - 4.3" tai "< 0.03", malli muodostaa näistä automaattisesti todennäköisyysjakaumat, ja lähtötiedon epävarmuus heijastuu eli propagoidaan koko mallin läpi lopputulokseen. Pyrkimyksenä on ollut, että lähtötiedot voitaisiin antaa sellaisessa muodossa, että ne käyttäjän ja lukijan kannalta ovat selkeitä ja kuvaavia mutta että ne samalla ovat koneluettavia mallitusta varten. Tämä toivottavasti kannustaa käyttäjää epävarmuuksien kvantitatiiviseen kuvaukseen, koska epävarmuuksien kuvaaminen ei ole teknisesti sen kummempaa kuin tarkkojenkaan arvojen kuvaaminen, jolloin huomion voi keskittää varsinaiseen asiaan.

Laskenta

+ Näytä koodi

Katso myös

Tietoa metallien toksisuuteen liittyen löytyy mm. seuraavista lähteistä:

Minera-malli: Ohjeistusta kaivostoiminnan ympäristö- ja terveysriskien arviointiin.
Osa linkeistä vie ohjeistuksiin eri vaikutusarvioinnin osien tekemisestä, osa taas valmiisiin laskentamalleihin (lihavoitu).
Kaivostoiminta

Kohdekohtaisen arvioinnin esimerkkisivu · Rikastus · Kaivosprosessit

Pölyn ja hiukkasten päästöt

Pöly (ohje) · Lähteet · Pintamaan poisto! · Tarvekivi ! · Louhinta ! · Murskaus · Lastaus ja pudotus · Kuljetuksen pakokaasupäästöt! · Kuljetuksen pölypäästöt! · Työkoneet · Hihnakuljetus · Energiantuotanto · Polttomoottorit! · Sähköntuotanto ! · Boilerit ! · Varastointi · Kaivannaisjäte · Sivukivi · Rikastushiekka

Muut päästöt

Haju · Kaasut · Typpi · Säteily! · Tärinä · Jätevesi · Varastoinnin vesipäästö · Mallinnusohjelmat · Rikastuskemikaalipäästöt · Melu

Pitoisuus ympäristössä

Pohjavesi · Pintavesi · Kulkeutuminen vedessä! · Sedimentit · Sedimentit (mittaukset) · Sedimentit (huokosvedet) · Maaperä! · Maaperän terveysriskinarvio

Ihmiset Ympäristö ja ekologia
Altistuminen

Altistumisen arviointi

Nisäkkäät ja linnut · Kasvit! · Maaselkärangattomat! · Ravinto!

Vaikutus

Terveysriskinarvioinnin rakenne · Riskinarviointiohjeet: · Pohjavesi · Pintavesi · Pöly · Kaasumaiset ilman epäpuhtaudet · Maaperä · Tärinä · Haju · Säteily! · Maaperän terveysriski · Kaasut · Melu · Pienhiukkasvaikutukset! · Terveysriskin kuvaus

Vesistöt · Maaperä · Sedimentti · Ekologinen riskinarviointi: · Ekologisten vaikutusten arviointi · Kohdekohtaisen mallin vaiheet · Alustus · Kohdetutkimukset · Vaikutusten arviointi · Mittauksiin perustuva arvio · Luonnehdinta

Integroitu riskinarvio

Integroitu riskinarvio · Viitearvoja

Muita Minera-projektin tuotoksia
Minera-mallin sovelluksia

· Luikonlahden tapaustutkimus · Luikonlahden sienitutkimusraportti

Muut

· Metallimalmikaivostoiminnan parhaat ympäristökäytännöt · Minera-hanke · MINERA Loppuseminaari · Kauppila T, Makkonen S, Komulainen H, Tuomisto JT: Metallikaivosalueiden ympäristöriskinarviointiosaamisen kehittäminen: MINERA-hankkeen loppuraportti. · Lehdistötiedote 15.4.2013 · Kohdekohtainen esimerkki · Lyhenteet ja määritelmät · Loppuraportti kokonaismalli · Kaivostoiminnan ympäristöterveysriskien arviointi (suojattu sivu) · Mallinnusohjelmat päästöjen arvioinnissa · Viitearvot · Talvivaaran kaivoksen terveysvaikutukset · Loppuraportti · Raportti · Yaran tapaustutkimus

Muita kaivostoimintaan liittyvää

· Vesijalanjälki · Hyvä kaivos pohjoisessa · Yhteiskuntatieteellinen kaivostutkimus Itä-Suomen yliopistossa · Teemasivu:Kaivostoiminnan vaikutusarviointi


Viitteet

ATSDR 2004a. Interaction profile for Arsenic, Cadmium, Chroimium, and Lead. Agency for Toxic Substance and Disease Registry, U.S. Public Health Service, U.S. Department of Health and Human Services.

ATSDR 2004b. Interaction profile for Lead, Manganese, Zinc, and Copper. Agency for Toxic Substance and Disease Registry, U.S. Public Health Service, U.S. Department of Health and Human Services.

Goyer, R.A. 2004. Issue paper on the human health effects of metals. Submitted to U.S. Environmental Protection Agency.

Goyer, R.A. & Clarkson, T.W. 2001. Toxic Effects of Metals. Teoksessa: Klaassen, C.D. (toim.), Casarett and Doull's Toxicology - The Basic Science of Poisons, 6. painos, s. 811-868. McGraw-Hill, New York.

HERAG 2006. Carcinogenicity. HERAG (Health Risk Assessment Guidance on Metals) project fact sheet. Science Consolidation Workshop Draft, 13 August 2006.

IARC (International Agency for Research on Cancer) 2004a. Volume 84: Some drinking-water disinfectants and contaminants, including arsenic.

IARC (International Agency for Research on Cancer) 2004b. Recent Meetings Volume 87: Inorganic and organic lead compounds 10–17 February 2004. IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risk to Humans.

IPCS 2002. Environmental Health Criteria 228: Priciples and Methods for the Assessment of Risk from Essential Trace Elements. International Programme on Chemical Safety, World Health Organization, Geneva.

NTP (National Toxicology Program). 2002. 10th Report on carcinogens. U.S. Department of Health and Human Services, Public Health Service, Washington, DC.

USEPA 1986. Guidelines for the health risk assessment of chemical mixtures. Federal Register 51(185):34014-34025. U.S. Environmental Protection Agency, Risk Assessment Forum, Washington, DC.

USEPA 1989. Risk Assessment Guidance for Superfund, Volume I: Human Health Evaluation Manual (Part A). EPA/540/1-89/002. U.S. Environmental Protection Agency, Washington, DC.

USEPA 2000. Supplementary guidance for conducting health risk assessment of chemical mixtures. EPA/630/R-00/002. U.S. Environmental Protection Agency, National Center for Environmental Assessment, Washington, DC.

USEPA 2003. Draft final guidelines for carcinogen risk assessment. (external review draft). EPA/630/P-03/001A, NCEA-F-0644A. U.S. Environmental Protection Agency, Risk Assessment Forum, Washington, DC

USEPA 2006. A framework for assessing health risks of environmental exposures to children. EPA/600/R-05/093F. National Center for Environmental Assessment, Washington, DC

USEPA 2007. Framework for Metals Risk Assessment. EPA 120/R-07/001. U.S. Environmental Protection Agency, Washington DC.

Williams, P. & Paustenbach, D. 2002. Risk Characterization. Teoksessa: Paustenbach, D.J. (toim.), Human and Ecological Risk Assessment - Theory and Practice, s. 293-366. John Wiley and Sons, Inc., New York.

  • WHO 2009. Principles for modelling dose-response for the assessment of chemicals. Environmental Health Criteria 239, WHO 2009.
  • USEPA. Benchmark Dose Software (BMDS). USEPA.: http://www.epa.gov/ncea/bmds/
  • Hänninen, O., Leino, O., Kuusisto, E., Komulainen, H., Meriläinen, P., Haverinen-Shaugnessy, U., Miettinen, I. & Pekkanen, J. 2010. Elinympäristön altisteiden terveysvaikutukset Suomessa. Ympäristö ja Terveys-lehti 3:12-35.
  • Pekkanen, J., Hänninen, O., Karjalainen, A., Kauppinen, T., Komulainen, H., Kurttio, P., Kuusisto, E., Leino, O. & Priha E. 2010. Elin ja työympäristön altisteet ja terveys Suomessa. Käytetyt menetelmät. Ympäristö ja terveys-lehti 3, 6-11.
  • Murray, J.L. and Lopez, A.D. 1996. Evidence-based health policy - lessons from the Global Burden of Disease Study. Science 274,704-743.
  • Hänninen, O. & Knol, A. (eds.). 2011. European Perspectives on Environmental Burden of Disease. Estimates for Nine Stressors in Six European Countries. Report 1 / 2011, National Institute for Health and Welfare. http://www.thl.fi/thl-client/pdfs/b75f6999-e7c4-4550-a939-3bccb19e41c1
  • EFSA 2005. Opinion of the Scientific Committee on a request from EFSA related to a Harmonized Approach for Risk Assessment of Substances Which are both Genotoxic and Carcinogenic. Adopted on 18 October 2005. Available at http://www.efsa.europa.eu/de/scdocs/doc/282.pdf
  • Nielsen, G.D., Wolkoff, P. & Alarie, Y. 2007. Sensory irritation: Risk assessment approaches. Regulatory Toxicology and Pharmacology 48, 6-18.
  1. ↑ WHO 2009. Principles for modelling dose-response for the assessment of chemicals. Environmental Health Criteria 239, WHO 2009.
  2. ↑ USEPA. Benchmark Dose Software (BMDS). USEPA.: http://www.epa.gov/ncea/bmds/
  3. ↑ Hänninen, O., Leino, O., Kuusisto, E., Komulainen, H., Meriläinen, P., Haverinen-Shaugnessy, U., Miettinen, I. & Pekkanen, J. 2010. Elinympäristön altisteiden terveysvaikutukset Suomessa. Ympäristö ja Terveys-lehti 3:12-35.
  4. ↑ Pekkanen, J., Hänninen, O., Karjalainen, A., Kauppinen, T., Komulainen, H., Kurttio, P., Kuusisto, E., Leino, O. & Priha E. 2010. Elin ja työympäristön altisteet ja terveys Suomessa. Käytetyt menetelmät. Ympäristö ja terveys-lehti 3, 6-11.
  5. ↑ Murray, J.L. and Lopez, A.D. 1996. Evidence-based health policy - lessons from the Global Burden of Disease Study. Science 274,704-743.
  6. ↑ 6,0 6,1 Hänninen, O. & Knol, A. (eds.). 2011. European Perspectives on Environmental Burden of Disease. Estimates for Nine Stressors in Six European Countries. Report 1 / 2011, National Institute for Health and Welfare. http://www.thl.fi/thl-client/pdfs/b75f6999-e7c4-4550-a939-3bccb19e41c1
  7. ↑ 7,0 7,1 EFSA 2005. Opinion of the Scientific Committee on a request from EFSA related to a Harmonized Approach for Risk Assessment of Substances Which are both Genotoxic and Carcinogenic. Adopted on 18 October 2005. Available at http://www.efsa.europa.eu/de/scdocs/doc/282.pdf
  8. ↑ Nielsen, G.D., Wolkoff, P. & Alarie, Y. 2007. Sensory irritation: Risk assessment approaches. Regulatory Toxicology and Pharmacology 48, 6-18.

Aiheeseen liittyviä tiedostoja

<mfanonymousfilelist></mfanonymousfilelist>

Noudettu kohteesta ”https://fi.opasnet.org/index.php?title=Terveysriskin_kuvaus&oldid=20454”