Risikovurdering til brug for kvalitetskriterier

Risiko er helt grundlæggende sandsynligheden for, at en uønsket effekt opstår, og helt overordnet er risikoen produkt af farlighed og eksponering. Dvs. et stof kan være meget farligt, men risikoen er lille, hvis eksponeringen er lav.

Risiko = fare * eksponering

Sundhedsmæssige risikovurderinger

Målet med en sundhedsmæssig risikovurdering er at nå frem til et tolerabelt dagligt indtag (TDI). Dvs. en daglig dosis, som mennesker kan indtage over et helt liv uden at opnå den uønskede effekt. 

Sundhedsmæssige risikovurderinger er som regel baseret på dyreforsøg (in vivo) eller reagensforsøg (in vitro) i mangel på epidemiologiske data. Den farligste effekt udvælges, og der laves dyreforsøg (oftest med mus eller rotter) med eksponering for at nå frem til en dosis-respons-sammenhæng for den pågældende effekt. Ideelt set skal der laves kroniske studier med flere generationer for at have overblik over mulige kroniske effekter, som f.eks. reproduktion. 

Målet er at finde No Observed Adverse Effect Level (NOAEL), dvs. ”den højeste dosis, hvor der IKKE ses effekt”. NOAEL angives som dosis i mg/kg kropsvægt pr. dag. NOAEL bruges til at beregne TDI, men for at komme fra laboratoriemus til menneske, tilknyttes først tre usikkerhedsfaktorer (UF_I UF_II og UF_III) for at tage hensyn til forskellene mellem arter (UF_I, interspecies variation, f.eks. rotte til menneske) og indvidforskelle (UF_II, intraspecies, f.eks. baby/svagelige til rask voksen). Den sidste usikkerhedsfaktor, UF_III, skal tage højde for kvaliteten i datasættet/manglende data og kan også rumme en ekstra faktor for farlighed af effekt. Helt traditionelt har man valgt at sætte UF_I og UF_II til 10 hver. UF_III kan så sættes til 1-100. /1/

Dog findes der visse toksikologiske effekter, for hvilke man ikke mener, at der er en nedre tærskel for effekt. Det gælder blandt stoffer, der er kræftfremkaldende gennem DNA-påvirkning (genotoksisk carcinogenitet), fordi ét molekyle i princippet kan forårsage den kræftfremkaldende effekt. For sådanne stoffer (f.eks. PAH’en benz(a)pyren) kan man ikke finde NOAEL, så her er det nødvendigt at beslutte en tolerabel livstidsrisiko – f.eks 1 nyt kræfttilfælde pr. 100.000 eller 1.000.000. Et sådant livstidsrisikoestimat ekstrapolerer man sig frem til på baggrund af dosis-respons-resultaterne, og valget af ekstrapolationsmodel kan naturligvis have forholdsvis stor betydning for resultatet. 

Når f.eks. DTU Food bliver bedt om at lave en risikovurdering af et stof, foregår det som regel som litteraturstudie af allerede foreliggende resultater af laboratorieforsøg, der er lavet for det pågældende stof og effekter. DTU Food vurderer så, hvad der er de mest relevante effekter og bedste resultater og pålægger derefter usikkerhedsfaktorer og standardværdier for at anbefale et sundhedsmæssigt kvalitetskriterium.

Fra tolerabelt dagligt indtag til kvalitetskriterie

Hvis man skal videre fra TDI til et sundhedsmæssigt, f.eks. jord- eller drikkevandskriterie, så skal der vælges, hvor meget af TDI man vil allokere til den kilde. Traditionelt siger man, at 10 % af TDI må komme fra drikkevand. Desuden skal man vælge et mål for daglig eksponering fra den pågældende kilde og kropsvægt for dem, man vil beskytte.

Jordkvalitetskriteriet (JKK) udregnes efter nedenstående formel:

Hvor TDI_J er procentdelen af TDI allokeret til jord   –   w er kropsvægt   –   E er mål for eksponering fra jord via indtag eller hudkontakt. /1/

Eksemplet PAH

I forbindelse med jordkvalitetskriteriet for PAH fra 1995 blev børn valgt som udgangspunkt, og deres vægt sat til 10 kg. 10 % af TDI blev allokeret til jord. Og det vurderedes, at eksponeringen fra jord var 0,2 mg/kg kropsvægt pr. dag [1]. I det nye jordkvalitetskriterie fra 2005 blev børns vægt sat til 13,2 kg, og eksponeringen 0,1 mg/kg kropsvægt pr. dag. Jeg fremhæver det her for at vise, at der ud over de indbyggede videnskabelige usikkerheder i laboratorieforsøg også er helt arbitrære valg angående usikkerhedsfaktorer og standardværdier, som kan have ret stor betydning for det endelige kvalitetskriterium. 

Jeg har lavet et helt semesterprojekt om forhøjelsen af jordkvalitetskriteriet for PAH’er, så der kan man ret pædagogisk nørde ned i risikovurdering af PAH’er, og hvordan valg af værdier for børns vægt, indtag af jord og ekstrapolationsmodeller havde betydning for det nye kriterie. /2,3/

Noter
[1] Fun fact: 0,2 mg/kg kropsvægt/dag var en 95% fraktil for at tage hensyn til de såkaldt jordspisende børn/pica-børn, der vurderes at indtage op til 10 g jord om dagen.

Referencer

/1/ Principper for sundhedsmæssig vurdering af kemiske stoffer medhenblik på fastsættelse af kvalitetskriterier for luft, jord og vand, Miljøstyrelsen, Miljøprojekt nr. 974, 2005

/2/ Fastsættelse af grænseværdier for PAH i jord, Semesterprojekt, RUC, 2008

/3/ Carlsen, L. (2009). Jordkvalitetskriterier for PAH'er. Dansk Kemi, 90(3), 17-20.