Terveysriskinarviointi: terveysriskien luonnehdinta

Yhteenveto

Huom!! Tämä teksti EI OLE MINERA-hankkeen loppuraportiin tarkoitettu teksti Riskin kuvauksesta (luonnehdinnasta), vaan vanhempi yleisluontoisempi teksti terveysriskin kuvauksesta Finmerac-hankkeesta, osin nyt päivitettynä. Tämä osio korvataan uudella MINERA-hankkeessa tuotetulla tekstillä Riskin kuvausesta. 8.1.2013/hk).

Kappaleessa opastetaan terveysriskien numeerista kuvausta (riskin karakterisointi, riskin luonnehdinta). Riskin kuvauksessa tulee kvantitatiivisten ja numeeristen riskiestimaattien lisäksi kuitenkin aina myös kuvata terveysriskejä kvalitatiivisesti sekä tarkastella riskinkuvaukseen liittyvää epävarmuutta. Riskin kuvaus perustuu väestön altistumisen sekä altisteen toksisuuden arviointiin. Tuotetut numeeriset riskiestimaatit voivat olla luonteeltaan deterministisiä tai probabilistisia riippuen siitä, mitä menettelyä altistumisen arvioinnissa on sovellettu. Altistumisen terveysriskit tulee kuvata 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. Altisteiden yhteisvaikutusten arvioinnissa voidaan soveltaa kohdekohtaiseen arviointiin soveltuvaa kvantitatiivista tietoa vaikutuksista, mikäli tällaista tietoa on saatavilla. Muussa tapauksessa yhteisvaikutuksista aiheutuvien terveysriskien kuvaus perustuu yksittäisistä aineista aiheutuvien riskien kuvaukseen sekä oletukseen, että alteisteiden välillä olevat yhteisvaikutukset ovat luonteeltaan additiivisia.

Terveysriskin kuvaus

Prosessi tuottaa epäpuhtaudelle altistumisesta aiheutuvien terveysriskien numeerisen kuvauksen. Riskin kuvaus perustuu kohdekohtaiseen altistumisen arviointiin sekä arvioitavan aineen toksisten vaikutusten ja annosvasteiden määrittämiseen. Altistumisen arviointi on kuvattu sivulla Terveysriskinarviointi: väestön kohdekohtainen ympäristöperäisen metallialtistumisen arviointi ja toksisuuden arviointi sivulla Terveysriskinarviointi: metallien toksisuus ja annosvasteiden määrittely.

Riskin kuvauksen perusteet

Riskin kuvaus on terveysriskinarvioinnin viimeinen vaihe, jossa yhdistetään väestön altistumisen sekä aineen 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 riskin kuvauksessa tulisi tarkastella myös altistumisen ja haitallisuuden arviointiin liittyvien oletusten ja epävarmuustekijöiden vaikutusta riskinarvion luotettavuuteen.

Aineiden aiheuttamat terveysriskit arvioidaan yleensä sekä ei-karsinogeenisten että syöpävaikutusten osalta. Riskin kuvauksessa 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 altistuksen 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 kuvauksessa 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).

Menettelytapa

Prosessissa kuvataan arvioitavalle aineelle altistumisen aiheuttamien terveysriskien numeeriseen kuvaukseen soveltuvat menetelmät. Kattavaa kuvausta ja ohjeistusta riskien kuvaukseen sekä siihen liittyvien epävarmuuksien arviointiin esimerkiksi metallien osalta on saatavilla esimerkiksi yhdysvaltain EPA:n julkaisuista sekä riskinarviointia koskevasta kirjallisuudesta (USEPA 1989, Williams & Paustenbach 2002). Lähtökohdiltaan riskin kuvauksen periaatteet ovat arvioitavasta aineesta riippumattomat.

Terveysriskien numeerisessa kuvauksessa altistumisen arvioinnin tuloksia verrataan toksisuuden arvioinnissa määritettyihin altistumisen ja haittavaikutusten ilmenemisen välistä suhdetta kuvaaviin viite- ja kynnysarvoihin tai annosvasteisiin. Sekä ei-karsinogeenisten että syöpävaikutusten kuvauksessa on olennaista kiinnittää huomiota siihen, että käytetyt altistumisestimaatit ja toksisuuskriteerit ovat vertailukelpoisia yhdisteen, altistumisen keston (akuutti / subkrooninen / krooninen), altistumisreitin (hengitystiet / ruuansulatuskanava / iho) sekä käytetyn altistumisindikaattorin (aineen pitoisuus altistumisväliaineessa / saanti / elimistöön imeytynyt annos) suhteen.

Riskin kuvauksessa sovellettava toksisuuskriteeri saattaa olla määritetty eri altistumisväliaineen suhteen kuin mikä osoittautuu kohdekohtaisessa riskinarvioinnissa merkittäväksi altistumisväliaineeksi. Koska aineen biosaatavuus voi olla hyvin erilainen eri väliaineissa, voidaan biosaatavuudessa oleva ero periaatteessa ottaa huomioon riskin kuvauksessa. Biosaatavuuden suhteen tehtävien kvantitatiivisten muunnosten tulee kuitenkin tällöin olla tieteellisesti hyvin perusteltuja (USEPA 1989).

Ei-karsinogeeniset terveysvaikutukset

Ei-karsinogeenisten terveysriskien kuvauksessa voidaan käyttää kahta lähestymistapaa, vaaraosamäärän tai turvamarginaalin määrittämistä. Kumpikin menettely perustuu oletukseen, jonka mukaan ei-karsinogeenisille toksisille vaikutuksille on määritettävissä altistumisen taso (ns. kynnysannos, threshold limit), jonka alapuolella elimistö pystyy sopeutumaan altistumiseen, eikä haitallisia vaikutuksia synny. Vaaraosamäärän laskemisessa sovelletaan määritettyjä altistumisen viitearvoja ja turvamarginaalin laskemisessa toksisuustutkimuksissa tuotettuja NOAEL-arvoja (No-Observed-Adverse-Effect-Level, pitoisuus/annostaso, mikä ei vielä aiheuta haitallsia vaikutuksia). Lähestymistavat eroavat siten toisistaan sen suhteen, kuinka toksisuuden arviointiin liittyvä epävarmuus huomioidaan riskin kuvauksen yhteydessä.

Vaaraosamäärä (Hazard quotient, HQ)

HQ = Altistuminen / Viitearvo

• Altistuminen = Altistuminen yksittäiselle aineelle, kuvataan tarkastellusta vaikutuksesta ja viitearvosta riippuen yleensä joko aineen päivittäisenä saantina (intake) tai altistumistasoa kuvaavana pitoisuutena ympäristössä (esimerkiksi ulkoilma).
• Viitearvo = Altistumiselle asetettu ei-karsinogeenisten terveysvaikutusten suhteen turvalliseksi katsottu taso. Viitearvo saattaa 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

Toistuvan 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). Hyvin 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 tarvittaessa 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, vastaavalle lyhytaikaiselle altistumiselle määritettyä viitearvoa.

Vaaraosamäärän laskemiseen käytetyt viitearvot sisältävät useimmiten epävarmuuskertoimen ("uncertainty factors", käytetyn viitearvon epävarmuuskertoimen suuruus riskinkuvauksessa aina kuvattava). Jos viitearvo on asetettu epävarmuuskerrointa käyttäen, ei arvon 1 pieni ylitys vielä tarkoita 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 altisteen annosvasteen luonteesta.

HQ-tarkastelu ei anna konkreettista käsitystä, kuinka lähellä tai kaukana haitallisesta altistumistasosta ollaan. Siksi on suotavaa, ja erityisesti, jos HQ >1, määrittää turvamarginaali todetusta altistumistasosta haitalliseksi tiedettyyn altistumistasoon. Se kuvaa paljon konkreettisemmin, kuinka paljon altistumisessa on etäisyyttä haitalliseen altistumistasoon tai kuinka paljon se on ylitetty.

Turvamarginaali (Margin of safety, MOS)

Turvamarginaalin laskemista varten altisteelle päätetään kriittinen haittavaikutus, jonka suhteen turvamarginaali määritetään. Kriittiseksi vaikutukseksi yleensä valitaan sellainen (vakava) haittavaikutus, mikä ilmenee alimmalla altistumistasolla kun altistumistaso nousee (esimerkiksi neurotoksinen vaikutus, munuaistoksisuus, jne.). Turvamarginaali voidaan laskea myös muiden vaikutusten suhteen, jos jokin spesifinen vaste kiinnostaa. Turvamarginaali tulisi lisäksi tarvittaessa määrittää erikseen erityisen herkille väestöryhmille, käyttäen heille laskettua annosta/altistumista (lapset) tai erityisherkälle ryhmälle todettua haitallista altistumistasoa (esimerkiksi astmaatikot) turvamarginaalin laskemiseen.

MOS = NOAEL (tai NOAEC) / Altistuminen

• NOAEL/NOAEC = Arvioitavan aineen ja toksisen vaikutuksen suhteen määritetty altistuminen, jolla ei vielä havaita haittavaikutusta (No-Observed-Adverse-Effect-Level, No-Observed-Adverse-Effect-Concentration). NOAEL- ja NOAEC-arvot otetaan useimmiten koe-eläimillä tehdyistä tutkimuksista, koska ihmsten altistumiseen liittyen niitä ei useimmiten tiedetä. Jos vastaava (relevantti) tieto ihmisistä on, sitä käytetään ensisijaisesti vertailuun. NOAEL ja NOEC eivät sisällä mitään arviointi- tai turvakertoimia.

• Altistuminen = Altistuminen arvioitavalle aineelle, kuvataan tarkastellusta vaikutuksesta ja kynnysarvosta riippuen yleensä joko päivittäisenä saantina (intake, esimerkiksi mg/päivä), elimistöön päätyvänä/imeytyvänä annoksena (uptake, esimerkiksi mg/kg painokiloa kohti/päivä) tai altistumistasoa kuvaavana altistumisväliaineen pitoisuutena (esimerkiksi pitoisuus hengityilmassa ug/m³). Oleellista MOS:n laskemisessa on, että käytettävät luvut ovat rinnasteisia, samassa yksikössä.

Tulkinta

MOSref/MOS ≤ 1 → Ei-karsinogeenisten haittavaikutusten ilmeneminen on epätodennäköistä
MOSref/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. Malline: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^-5, mutta voi vaihdella tapauksesta riippuen välillä 1 * 10^-4 – 1 * 10^-6. 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 = (HQ1 + HQ2 + ... + HQn)

• HQ_n = 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

SyöpäriskiT = Syöpäriski1 + Syöpäriski2 + ... + Syöpäriskin

• Syöpäriski_n = 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^-5, mutta voi vaihdella tapauksesta riippuen välillä 1 * 10^-4 – 1 * 10^-6.

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.

Katso myös

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

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.

HERAG 2007. Choice of assessment factors in health risk assessment for metals. Health Risk Assessment Guidance for Metals (HERAG), Fact sheet 08.

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 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.

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 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.