|
|
| (12 välissä olevaa versiota 3 käyttäjän tekeminä ei näytetä) |
| Rivi 1: |
Rivi 1: |
| =Yhteenveto=
| | #REDIRECT [[Terveysriskin kuvaus]] |
| | |
| Kappaleessa kuvataan metallialtistumisesta aiheutuvien terveysriskien numeerinen luonnehdinta. Riskin karakterisoinnissa tulee kvantitatiivisten ja numeeristen riskiestimaattien lisäksi kuitenkin aina myös luonnehtia terveysriskejä kvalitatiivisesti sekä tarkastella karakterisointiin liittyvää epävarmuutta. Karakterisointi perustuu väestön altistumisen sekä metallin toksisuuden arviointiin. Tuotetut numeeriset riskiestimaatit voivat olla luonteeltaan deterministisiä tai probabilistisia riippuen siitä, mitä menettelyä altistumisen arvioinnissa on sovellettu. Metallialtistumisen terveysriskit tulee karakterisoida sekä ei-karsinogeenisten että karsinogeenisten vaikutusten suhteen. Ei-karsinogeenisten vaikutusten osalta voidaan laskea nk. vaaraosamäärä ja/tai turvamarginaali. Näissä lähestymistavoissa hyödynnetään erilaisia altistumisen haitatonta ja haitallista tasoa osoittavia kynnysarvoja. Menettelyt eroavat tosistaan sen suhteen, kuinka toksisuuden arviointiin liittyvä epävarmuus huomioidaan karakterisoinnin yhteydessä. Karsinogeenisten vaikutusten osalta voidaan laskea yksilölle elinikäisen altistumisen seurauksena aiheutuvaa lisäsyöpäriskiä sekä odotettavissa olevien syöpätapausten määrää koko väestössä. Metallien yhteisvaikutusten karakterisoinnissa voidaan soveltaa kohdekohtaiseen arviointiin soveltuvaa kvantitatiivista tietoa vaikutuksista, mikäli tällaista tietoa on saatavilla. Muussa tapauksessa yhteisvaikutuksista aiheutuvien terveysriskien luonnehdinta perustuu yleensä yksittäisistä metalleista aiheutuvien riskien karakterisointiin sekä oletukseen, että metallien välillä olevat yhteisvaikutukset ovat luonteeltaan additiivisia.
| |
| | |
| =Tarkoitus=
| |
| | |
| Prosessi tuottaa metallialtistumisesta aiheutuvien terveysriskien numeerisen karakterisoinnin. Karakterisointi perustuu kohdekohtaiseen altistumisen arviointiin sekä metallien toksisten vaikutusten ja annosvasteiden määrittämiseen. Altistumisen arviointi on kuvattu kappaleessa 19.1 ja toksisuuden arviointi kappaleessa 19.2.
| |
| | |
| | |
| =Menettelytavan perusteet=
| |
| | |
| Riskin karakterisointi on terveysriskinarvioinnin viimeinen vaihe, jossa yhdistetään väestön altistumisen sekä metallien toksisuuden arvioinnin sisältämä informaatio (USEPA 1989, Williams & Paustenbach 2002, USEPA 2007). Prosessin tavoitteena on tuottaa näiden perusteella sekä kvalitatiivinen että kvantitatiivinen arvio haitallisten terveysvaikutusten todennäköisyydestä tarkasteltavassa kohteessa, sekä siirtää riskinarvioinnin sisältö ja tulos ymmärrettävässä muodossa edelleen riskien hallintaan päätöksenteon työvälineeksi. Kvalitatiivisen ja kvantitatiivisen terveyriskin kuvaamisen lisäksi karakterisoinnissa tulisi tarkastella myös altistumisen ja haitallisuuden arviointiin liittyvien oletusten ja epävarmuustekijöiden vaikutusta riskinarvion luotettavuuteen.
| |
| | |
| Metallialtistumisesta aiheutuvat terveysriskit karakterisoidaan yleensä sekä ei-karsinogeenisten että syöpävaikutusten osalta. Karakterisoinnissa tuotetut numeeriset riskiestimaatit voivat olla luonteeltaan piste-estimaatteja tai todennäköisyysjakaumia riippuen siitä, onko altistumisen arviointi toteutettu deterministisesti vai probabilistisesti (ks. kappale 19.1 Väestön kohdekohtainen ympäristöperäisen metallialtistuksen arviointi). Koska deterministisessä arvioinnissa epävarmuutta hallitaan tavallisesti soveltamalla konservatiivisuuden periaatetta, ovat deterministiset riskiestimaatit yleensä yliarvioita todellisista riskeistä. Terveysriskien arvioiminen probabilistisin menetelmin on siten lähtökohtaisesti suositeltavaa, koska probabilististen riskiestimaattien avulla saadaan riskien hallinnan kannalta tärkeää informaatiota riskiin liittyvästä vaihtelusta. Probabilistiseen terveysriskien arviointiin ei toistaiseksi suositella sisällytettäväksi toksisuuteen liittyvää vaihtelua tai epävarmuutta (USEPA 2001). On kuitenkin syytä muistaa, että myös toksisuuden ja annosvasteiden arviointiin liittyy huomattavan paljon epävarmuustekijöitä, jotka saattavat todellisuudessa muodostua altistumisen arviointiin sisältyvää epävarmuutta merkittävimmiksi.
| |
| | |
| Terveysriskien karakterisoinnissa tulisi keskimääräisen väestön lisäksi tarkastella haittavaikutuksille erityisen herkkiä väestöryhmiä. Väestöryhmien tavallista suurempi alttius saattaa johtua keskivertoväestöä suuremmasta altistumisesta tai herkkyydestä toksisille vaikutuksille (Williams & Paustenbach 2002). Metallien haittavaikutuksille alttiita väestöryhmiä on kuvattu kappaleessa 19.2 Metallien toksisuus ja annosvasteiden määrittely.
| |
| | |
| =Menettelytapa=
| |
| | |
| Prosessissa kuvataan metallialtistumisen aiheuttamien terveysriskien numeeriseen karakterisointiin soveltuvat menetelmät. Kattavaa kuvausta ja ohjeistusta riskien karakterisointiin sekä tähän liittyvien epävarmuuksien arviointiin on saatavilla esimerkiksi yhdysvaltain EPA:n julkaisuista sekä riskinarviointia koskevasta kirjallisuudesta (USEPA 1989, Williams & Paustenbach 2002).
| |
| | |
| Terveysriskien numeerisessa karakterisoinnissa altistumisen arvioinnin tuloksia verrataan toksisuuden arvioinnissa määritettyihin altistumisen ja haittavaikutusten ilmenemisen välistä suhdetta kuvaaviin viite- ja kynnysarvoihin tai annosvasteisiin. Sekä ei-karsinogeenisten että syöpävaikutusten karakterisoinnissa on olennaista kiinnittää huomiota siihen, että käytetyt altistumisestimaatit ja toksisuuskriteerit ovat vertailukelpoisia metallin yhdisteen, altistumisen keston (akuutti / subkrooninen / krooninen), altistumisreitin (hengitystiet / ruuansulatuskanava / iho) sekä käytetyn altistumisindikaattorin (metallin pitoisuus altistumisväliaineessa / saanti / elimistöön imeytynyt annos) suhteen.
| |
| | |
| Riskin karakterisoinnissa sovellettava toksisuuskriteeri saattaa olla määritetty eri altistumisväliaineen suhteen kuin mikä osoittautuu kohdekohtaisessa riskinarvioinnissa merkittäväksi altistumisväliaineeksi. Koska metallin biosaatavuus voi olla hyvin erilainen eri väliaineissa, voidaan biosaatavuudessa oleva ero periaatteessa ottaa huomioon riskiä karakterisoitaessa. Biosaatavuuden suhteen tehtävien kvantitatiivisten muunnosten tulee kuitenkin tällöin olla tieteellisesti hyvin perusteltuja (USEPA 1989).
| |
| | |
| ==Ei-karsinogeeniset terveysvaikutukset==
| |
| | |
| Ei-karsinogeenisten terveysriskien karakterisoinnissa voidaan käyttää kahta lähestymistapaa, vaaraosamäärän tai turvamarginaalin määrittämistä. Kumpikin menettely perustuu oletukseen, jonka mukaan ei-karsinogeenisten toksisten vaikutusten osalta on määritettävissä altistumisen taso, jonka alapuolella elimistö pystyy sopeutumaan metallialtistumisen aiheuttamaan stressiin, eikä haitallisia vaikutuksia synny. Vaaraosamäärän laskemisessa sovelletaan metalleille määritettyjä altistumisen viitearvoja ja turvamarginaalin laskemisessa toksisuustutkimuksissa tuotettuja NOAEL-arvoja (Ks. kappale 19.2 Metallien toksisuus ja annosvasteiden määrittely). Lähestymistavat eroavat siten toisistaan sen suhteen, kuinka toksisuuden arviointiin liittyvä epävarmuus huomioidaan karakterisoinnin yhteydessä.
| |
| | |
| '''Vaaraosamäärä (Hazard quotient, HQ)'''
| |
| | |
| '''HQ = Altistuminen / Viitearvo'''
| |
| | |
| *Altistuminen = Altistuminen yksittäiselle metallille, kuvataan tarkastellusta vaikutuksesta ja viitearvosta riippuen yleensä joko päivittäisenä saantina (intake) tai altistumistasoa kuvaavana ympäristön metallipitoisuutena.
| |
| *Viitearvo = Altistumiselle asetettu ei-karsinogeenisten terveysvaikutusten suhteen turvalliseksi katsottu taso. Viitearvo sisältää erilaisia arviointi- tai epävarmuuskertoimia. Kertoimien suuruus riippuu haitallisuuden arviointiin liittyvistä epävarmuuksista (Ks. kappale 19.2 Metallien toksisuus ja annosvasteiden määrittely.)
| |
| | |
| ''Tulkinta''
| |
| | |
| '''HQ ≤ 1 → Ei-karsinogeenisten haittavaikutusten ilmeneminen on epätodennäköistä'''
| |
| '''HQ > 1 → Ei-karsinogeenisten haittavaikutusten ilmeneminen on mahdollista'''
| |
| | |
| Pitkäaikaisen altistumisen vaikutuksia tarkasteltaessa tulee verrata koko altistumisperiodin ajalle keskiarvostettua altistumista elinikäiselle altistumiselle määritettyyn viitearvoon. Esimerkiksi EPA luokittelee pitkäaikaiseksi altistumiseksi yli 7 vuotta kestävän altistumisperiodin (EPA 1989). Lyhytaikaista altistumista ei periaatteessa tulisi verrata kroonisen altistumisen viitearvoon, koska tämä johtaa terveysriskin yliarviointiin. Lyhytaikaista altistumista ei tule myöskään muuntaa koko elinikää vastaavaksi altistumistasoksi. Lyhytaikaista altistumista voidaan kuitenkin verrata kroonisen 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.
| |
| | |
| Koska vaaraosamäärä sisältää aina epävarmuuskertoimia, ei arvon 1 pieni ylitys vielä välttämättä osoita terveysvaikutusten ilmenemistä. Vaaraosamäärää ei myöskään tule tulkita haittavaikutusten ilmenemisen tilastollisena todennäköisyytenä. Vaikka terveysriski kasvaa suhteellisesti ajateltuna vaaraosamäärän kasvaessa, ei haittavaikutusten todennäköisyys kuitenkaan lisäänny lineaarisesti HQ arvon kasvaessa, koska HQ ei sisällä tietoa metallin annosvasteen luonteesta. Eri metalleille määritettyjä HQ-arvoja vertailtaessa tulee tulkinnoissa olla varovainen, sillä metalleille määritetyt viitearvot voivat eroavat toisistaan olennaisesti sisältämänsä epävarmuuden sekä tarkastellun kriittisen toksisen vaikutuksen suhteen.
| |
| | |
| '''Turvamarginaali (Margin of safety, MOS)'''
| |
| | |
| Turvamarginaali määritetään ensisijaisesti kohdekohtaisen riskinarvioinnin kannalta olennaisen kriittisen toksisen vaikutuksen osalta (ks. kappale 19.2 Metallien toksisuus ja annosvasteiden määrittely). Turvamarginaali voidaan kuitenkin laskea myös muiden vaikutusten suhteen. Erilaisten marginaalien tarkastelu on informatiivista erityisesti tapauksissa, joissa metallin mahdolliset toksiset vaikutukset ovat luonteeltaan hyvin erilaisia. Turvamarginaali tulisi lisäksi tarvittaessa määrittää erikseen erityisen herkille väestöryhmille. Mikäli toksisuudesta ei ole saatavilla kvantitatiivista tietoa herkkien ryhmien osalta, voidaan näiden kohdalla soveltaa suurempaa hyväksyttäväksi katsottavaa turvamarginaalia.
| |
| | |
| '''MOS = NOAEL (tai NOAEC) / Altistuminen'''
| |
| | |
| *NOAEL/NOAEC = Tietyn metallin ja toksisen vaikutuksen suhteen määritetty altistuminen, jolla toksisuustutkimuksessa ei vielä havaita haittavaikutusta (no observed adverse effect level, no observed adverse effect cocentration). Ei sisällä arviointi- tai turvakertoimia (ks. kappale 19.2 Metallien toksisuus ja annosvasteiden määrittely).
| |
| *Altistuminen = Altistuminen metallille, kuvataan tarkastellusta vaikutuksesta ja kynnysarvosta riippuen yleensä joko päivittäisenä saantina (intake), elimistöön imeytyvänä annoksena (uptake) (ks. kappale 19.1 Väestön kohdekohtainen ympäristöperäisen metallialtistuksen arviointi) tai altistumistasoa kuvaavana altistumisväliaineen metallipitoisuutena.
| |
| | |
| ''Tulkinta''
| |
| | |
| '''MOS<sub>ref</sub>/MOS ≤ 1 → Ei-karsinogeenisten haittavaikutusten ilmeneminen on epätodennäköistä'''
| |
| '''MOS<sub>ref</sub>/MOS > 1 → Ei-karsinogeenisten haittavaikutusten ilmeneminen on mahdollista'''
| |
| | |
| *MOSref = Riittäväksi arvioitu turvamarginaali
| |
| | |
| Lähtökohtaisesti riittäväksi turvamarginaaliksi voidaan olettaa 100 ja tätä suuremmat arvot. Marginaalin riittävyys tulisi kuitenkin aina harkita tapauskohtaisesti altistumisen ja toksisuuden arviointiin liittyvä epävarmuus huomioiden. Tarkasteltavia tekijöitä ovat esimerkiksi:
| |
| *Toksisuuden arviointiin käytetyn aineiston laatu
| |
| *Toksisen vaikutuksen luonne
| |
| *Toksisuustutkimuksen luonne (epidemiologinen / eläinkoe)
| |
| *Sovellettu toksisuuden kynnysarvo (NOAEL /LOAEL)
| |
| *Toksisuustutkimuksessa käytetyn altistusperiodin edustavuus tapauskohtaisen riskinarvioinnin kannalta
| |
| | |
| Riittävää turvamarginaalia arvioitaessa erilaisille epävarmuustekijöille määritetään arviointikertoimia, joista muodostuu edelleen lopullinen kokonaiskerroin (eli riittäväksi katsottava turvamarginaali). Arviointikertoimien määrittämistä käsitellään esimerkiksi seuraavissa lähteissä: ECETOC (2003), Falk-Filipsson et al. (2007), HERAG (2007).
| |
| | |
| ==Karsinogeeniset vaikutukset==
| |
| | |
| Syöpäriskin karakterisoinnissa arvioidaan, missä määrin syövän riski on lisääntynyt yksilön tai väestön kohdalla ympäristön metallialtistumisesta johtuen. Syöpäriskiä määritettäessä tarkastellaan yleensä aina keskimääräistä elinikäistä altistumista. Syöpäriskin karakterisointi perustuu tavallisesti oletukseen, ettei haitallisten vaikutusten suhteen voida määrittää turvallista altistumistasoa, vaan pieninkin altistuminen voi periaatteessa johtaa syövän ilmenemiseen. Ei-genotoksisten karsinogeenien osalta saatetaan kuitenkin perustelluissa tapauksissa soveltaa myös altistumisen kynnysarvoja, jolloin menettely vastaa ei-karsinogeenisten haittavaikutusten karakterisoinnin menettelyä.
| |
| {{pagebreak}}
| |
| '''Yksilön syöpäriski'''
| |
| | |
| '''Syöpäriski = Altistumistaso * Syöpävasteen kulmakerroin (slope factor)'''
| |
| | |
| *Syöpäriski = Todennäköisyys sille, että yksilölle kehittyy elinikäisen metallialtistumisen seurauksena syöpä.
| |
| *Altistumistaso = Yksilön keskimääräinen elinikäinen altistuminen metallille (ks. kappale 19.1 Väestön kohdekohtainen ympäristöperäisen metallialtistumisen arviointi) tai altistumisen tasoa kuvaava ympäristön metallipitoisuus. Altistuminen ilmaistaan samassa yksikössä kuin syövän annosvasteen kulmakerroin. Mikäli altistumisen arvioinnissa tarkasteltu periodi on tätä lyhyempi, tulee altistuminen muuntaa koko eliniälle keskiarvostetuksi altistumistasoksi.
| |
| *Syöpävasteen kulmakerroin = Syöpävaikutuksen annosvasteen kulmakerroin (tai yksikköriski, cancer unit risk), joka määrittää kuinka paljon syövän todennäköisyys kasvaa tiettyä altistumisen yksikköä kohden (ks. kappale 19.2 Metallien toksisuus ja annosvasteiden määrittely).
| |
| | |
| ''Tulkinta:''
| |
| | |
| Hyväksyttäväksi katsottava yksilön syöpäriski arvioidaan tapauskohtaisesti. Hyväksyttävänä pidettävä riskitaso on tavallisesti 1 * 10<sup>-5</sup>, mutta voi vaihdella tapauksesta riippuen välillä 1 * 10<sup>-4</sup> – 1 * 10<sup>-6</sup>. Koska riskin karakterisoinnissa käytettävä kulmakerroin määritetään tavallisesti annosvasteen 95% luottamusvälin ylärajan mukaan, voidaan syöpäriski katsoa konservatiiviseksi tarkasteluksi syöpävaikutusten ilmenemisen todennäköisyydestä. Lisäksi tulee huomioida, että oletus syövän annosvasteen lineaarisuudesta pätee vain pienillä altistumistasoilla, ja on validi, mikäli arvioitu syöpäriski on pienempi kuin 0.01 (EPA 1989).
| |
| | |
| '''Syöpäriski tarkasteltavassa väestössä'''
| |
| | |
| '''Väestön syöpäriski = Syöpäriski * Väestömäärä'''
| |
| | |
| *Väestön syöpäriski = Odotettujen metallialtistumisesta aiheutuvien syöpätapausten määrä tarkasteltavassa väestössä (lisäsyöpäriski).
| |
| *Syöpäriski = Todennäköisyys sille, että yksilölle kehittyy elinikäisen metallialtistumisen seurauksena syöpä.
| |
| *Väestömäärä = Niiden henkilöiden määrä tarkasteltavassa väestössä, joita määritetty syöpäriski koskee.
| |
| | |
| ==Yhteisvaikutukset==
| |
| | |
| Yhteisvaikutusten karakterisointia koskien ei ole toistaiseksi määritetty erityisesti metalleja koskevia käytäntöjä, joten näiden osalta voidaan soveltaa yleisesti haitta-aineiden yhteisvaikutusten arviointiin käytettyjä menetelmiä. Haitta-aineiden yhteisvaikutusten karakterisointia koskevaa ohjeistusta on julkaissut esimerkiksi Yhdysvaltain EPA (USEPA 1986, USEPA 1989, USEPA 2000, USEPA 2003).
| |
| | |
| Metallien yhteisvaikutuksia karakterisoitaessa voidaan periaatteessa soveltaa seoskohtaista tietoa metallien vuorovaikutuksista, mikäli kohdekohtaisessa riskinarvioinnissa tarkasteltavasta metalliseoksesta tai hyvin samankaltaisesta seoksesta on riittävästi tutkittua tietoa. Koska yhteisvaikutuksista on kuitenkin harvoin saatavilla kvantitatiivista tietoa, erityisesti pilaantuneesta elinympäristöstä aiheutuvien altistumistasojen ja kroonisen altistumisen suhteen, perustuu karakterisointi tavallisesti seoksen sisältämien yksittäisten metallien toksisuuden arviointiin sekä oletuksiin näiden metallien välillä olevien vuorovaikutusten luonteesta.
| |
| | |
| Yhteisvaikutuksia voidaan arvioida sekä ei-karsinogeenisten että karsinogeenisten haitta-vaikutusten osalta. Yhteisvaikutukset oletetaan yleensä lähtökohtaisesti additiivisiksi. Additiivisuuden oletusarvo soveltuu kuitenkin ainoastaan tilanteisiin, joissa altistumistaso kullekin metallille on pieni, metallien välillä ei ole synergistisiä tai antagonistisia vuorovaikutuksia, ja mikäli metallien toksisuusmekanismi ja vaikutuskohde elimistössä on sama (USEPA 1989, USEPA 2000). Yhteisvaikutuksia karakterisoidaan pääasiallisesti tietyn reitin (hengitystiet, ruuansulatuskanava, iho) kautta tapahtuvan altistumisen suhteen. Myös eri reittien kautta tapahtuvan altistumisen vaikutukset voidaan kuitenkin olettaa additiivisiksi ja summata yhteen, mikäli metallin toksiset vaikutukset ovat luonteeltaan systeemisiä (toksisuuden ilmeneminen ei riipu altistumisreitistä) (USEPA 1989).
| |
| | |
| Koska yhteisvaikutusten arviointiin liittyy erittäin paljon epävarmuutta, voidaan karakterisoinnissa tuotettuja numeerisia riskiestimaatteja pitää ainoastaan karkeina, suuntaa antavina arvioina yhteisvaikutusten todennäköisyydestä ja luonteesta. Riskiestimaatteja ei tule koskaan tulkita kuvaukseksi terveysriskin absoluuttisesta suuruudesta.
| |
| | |
| Prosessissa tarkastellaan yhteisvaikutusten karakterisointia ainoastaan additiivisuuden lähtökohdasta. Mikäli metallien välillä tiedetään olevan antagonistisia tai synergistisiä vaikutuksia, ja mikäli vaikutuksista on olemassa riittävää ja tapauskohtaiseen arviointiin soveltuvaa kvantitatiivista tietoa, voidaan tietoa soveltaa riskin karakterisoinnissa. Ohjeistusta vuorovaikutusten huomiointiin löytyy esimerkiksi yhdysvaltain EPA:n kemikaalien yhteisvaikutuksien arviointia koskevasta julkaisusta (USEPA 2000). Mikäli vuorovaikutuksista on olemassa lähinnä kvalitatiivista tietoa, tulee tätä soveltaa arvioitaessa additiivisuuteen perustuvien karakterisointimenetelmien mielekkyyttä ja tuotettujen riskiestimaattien luotettavuutta.
| |
| | |
| '''''Ei-karsinogeeniset terveysvaikutukset'''''
| |
| | |
| '''Vaaraindeksi (Hazard index, HI)'''
| |
| | |
| '''HI = (HQ<sub>1</sub> + HQ<sub>2</sub> + ... + HQ<sub>n</sub>)'''
| |
| | |
| *HQ<sub>n</sub> = Metallikohtaisesti määritetty vaaraosamäärä
| |
| | |
| ''Tulkinta:''
| |
| | |
| '''HI ≤ 1 → Ei-karsinogeenisten haittavaikutusten ilmeneminen on epätodennäköistä'''
| |
| '''HI > 1 → Ei-karsinogeenisten haittavaikutusten ilmeneminen on mahdollista'''
| |
| | |
| Ei-karsinogeeniset yhteisvaikutukset tulisi karakterisoida erikseen erimittaisten altistumisperiodien ja erilaisten toksisten vaikutusten suhteen. Koska vaaraindeksi määritetään metalleille laskettujen vaaraosamäärien perusteella, pätevät indeksin tulkintaan samat huomiot kuin vaaraosamäärän kohdalla.
| |
| | |
| '''''Karsinogeeniset vaikutukset'''''
| |
| | |
| '''Metallien yhteisvaikutuksista aiheutuva yksilön kokonaissyöpäriski'''
| |
| | |
| '''Syöpäriski<sub>T</sub> = Syöpäriski<sub>1</sub> + Syöpäriski<sub>2</sub> + ... + Syöpäriski<sub>n</sub>'''
| |
| | |
| *Syöpäriski<sub>n</sub> = Metallikohtainen elinikäisestä altistumisesta aiheutuva yksilön syöpäriski
| |
| | |
| ''Tulkinta:''
| |
| | |
| Kokonaissyöpäriskin osalta sovelletaan samaa periaatetta kuin yksittäiselle metallille määritetyn syöpäriskin kohdalla, eli hyväksyttäväksi katsottava yksilön syöpäriski arvioidaan tapauskohtaisesti. Hyväksyttävänä pidettävä riskitaso on tavallisesti 1 * 10<sup>-5</sup>, mutta voi vaihdella tapauksesta riippuen välillä 1 * 10<sup>-4</sup> – 1 * 10<sup>-6</sup>.
| |
| | |
| Menettelytapa soveltuu niille karsinogeeneille, joiden annosvaste voidaan olettaa lineaariseksi. Kokonaissyöpäriskiä tulkitessa tulee huomioida, että yksittäisille metalleille lasketut syöpäriskit ovat luonteeltaan konservatiivisia, joten näiden yhdistäminen saattaa johtaa syöpävaikutusten todennäköisyyden huomattavaan yliarviointiin (USEPA 1989, Williams & Paustenbach 2002). Ongelmalliseksi lähestymistavan tekee osaltaan myös se, ettei se huomioi eroja metallien karsinogeeniseen potentiaalin ja annosvasteisiin liittyvän epävarmuuden suhteen.
| |
| | |
| =Kirjallisuus=
| |
| | |
| ECETOC 2003. Derivation of assessment factors for human health risk assessment. Technical report 86. European Centre for Ecotoxicology and Toxicology of Chemicals, Brysseli.
| |
| | |
| Falk-Filipsson, A., Hanberg, A., Victorin, K., Warholm, M. & Wallèn, M. 2007. Assessment factors - Applications in health risk assessment of chemicals. Environmental Research 104, 108-127.
| |
| | |
| [http://www.ebrc.de/ebrc/downloads/HERAG_FS_08_August_07.pdf HERAG 2007. Choice of assessment factors in health risk assessment for metals. Health Risk Assessment Guidance for Metals (HERAG), Fact sheet 08.] | |
| | |
| [http://www.epa.gov/ncea/raf/pdfs/chem_mix/chemmix_1986.pdf 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.] | |
| | |
| [http://www.epa.gov/oswer/riskassessment/ragsa/ 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.]
| |
| | |
| [http://www.epa.gov/NCEA/raf/pdfs/chem_mix/chem_mix_08_2001.pdf 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.]
| |
| | |
| [http://www.epa.gov/oswer/riskassessment/rags3a/index.htm USEPA 2001. Risk Assessment Guidance for Superfund: Volume III - Part A, Process for Conducting Probabilistis Risk Assessment. EPA 540-R-02-002. U.S. Environmental Protection Agency, Office of Emergency and Remedial Response, Washington, DC.]
| |
| | |
| [http://www.epa.gov/ncea/raf/cancer2003.htm 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]
| |
| | |
| [http://www.epa.gov/osa/metalsframework/ 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.
| |
| [[Category:ERAC]]
| |