Analisi di screening

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1 Società Italiana di Medicina Veterinaria Preventiva Salute umana e ambiente S.Bonifacio, Ottobre 2008 Dr R.Turra La valutazione degli effetti di salute Analisi di screening Analisi approfondita Analisi di screening L analisi di screening viene condotta in due tappe: Tappa 1: il confronto con le linee guida ambientali implica il confronto tra le concentrazioni della sostanza individuata con valori matrice-specifici derivati da valori di esposizione standard. Tappa 2: il confronto con linee guida sanitarie implica una stima delle dosi di esposizione ed il loro confronto con valori basati sulla dose. 1

2 Dopo aver completato l analisi di screening si suddividono le sostanze identificate al sito in due categorie: quelle che non eccedono i valori di confronto e che di solito non richiedono una analisi ulteriore; quelle che eccedono i valori di confronto e che richiedono analisi ulteriori per valutare la probabilità di possibili effetti nocivi. I valori di confronto non sono livelli soglia della tossicità. I valori di confronto non vanno utilizzati per predire effetti avversi per la salute. Tali valori servono solamente come linee guida per fornire uno screening iniziale della esposizione umana alle sostanze. Sebbene le concentrazioni che sono pari o inferiori al valore di riferimento rilevante possano essere ragionevolmente considerate sicure, non ne segue automaticamente che ogni concentrazione ambientale che eccede il valore di confronto produca effetti avversi per la salute. 2

3 Confronto con le linee guida ambientali Le linee guida ambientali sono derivate dalle linee guida sanitarie e rappresentano concentrazioni di una sostanza (in acqua, suolo ed aria) a cui gli esseri umani possono essere esposti attraverso una particolare modalità di esposizione durante uno specifico intervallo di tempo senza sperimentare effetti nocivi per la salute. Le linee guida ambientali dell ATSDR includono Environmental Media Evaluation Guides (EMEGs) e Cancer Risk Evaluation Guides (CREGs). Esempi di confronto con linee guida ambientali Al sito di O.E. sono stati prelevati campioni di aria nei quali sono stati individuati acetone, metilene cloride e 1,1,2- tricloroetano. Il valutatore ha confrontato la concentrazione massima di ciascuna delle tre sostanze chimiche con i valori di confronto nell aria. Acetone nell aria La concentrazione massima di acetone individuata fu di microgrammi per metro cubo. Le linee guida ambientali per l acetone sono microgrammi per metro cubo per esposizione cronica ed intermedia, e microgrammi per metro cubo per esposizione acuta. Non vi è una linea guida per il rischio di cancro per l acetone perché l acetone non è stato trovato essere associato a cancro negli esseri umani. Poiché il livello massimo di acetone individuato era inferiore di tutti i valori di confronto, non è necessaria una ulteriore valutazione. 3

4 Valori di confronto ATSDR per effetti non carcinogeni EMEG (Environmental Media Evaluation Guide) rappresentano concentrazioni di sostanze in acqua, suolo ed aria a cui esseri umani possono essere esposti durante uno specifico periodo di tempo (acuto, intermedio o cronico) senza sperimentare effetti nocivi per la salute. Esposizioni acute sono definite quelle di 14 giorni o meno; esposizioni intermedie sono quelle che durano da 15 giorni ad un anno; esposizioni croniche sono quelle che durano più di un anno. 4

5 Derivazione delle EMEG Es.: EMEG per l acqua EMEGw = (MRL *BW)/IR dove EMEGw = water evaluation guide (mg/l) MRL = minimal risk level (mg/kg/die) BW = body weight (kg) IR = ingestion rate (L/die) Derivazione delle EMEG 1,1-dicloroetilene in acqua Ad esempio, l ATSDR ha derivato l EMEG per un bambino ed un adulto esposti al 1,1-dicloroetilene nell acqua potabile come segue: Bambino di riferimento (esposizioni croniche) EMEGw = (MRL * BW)/IR EMEGw = (0,009 milligrammi per kilogrammo per giorno* 10 kilogrammi)/1 litro al giorno EMEGw = (0,009 mg/kg/die * 10kg)/(1 L/die) EMEGw = 0,09 mg/l Adulto di riferimento EMEGw = (MRL * BW)/IR EMEGw = (0,009 mg/kg/die * 70kg)/(2 L/die) EMEGw = 0,3 mg/l 5

6 Derivazione delle EMEG 1,1-dicloroetilene in acqua Quale deve essere la concentrazione massima nell acqua potabile (EMEG) di un adulto tipo (70kg) che beve giornalmente una quantità standard di acqua (2L/die) e che non deve introdurre più di 0,009 mg/kg/die? Dare una forma matematica al quesito: EMEG * 2L/die = 0,009 mg/kg/die * 70kg EMEG = 0,009 mg/kg/die * 70kg = 0,3 mg/l 2L/die Valori di confronto ATSDR per effetti carcinogeni CREG (Cancer Risk Evaluation Guide) sono valori di confronto matrice specifici usati per identificare concentrazioni di sostanze che causano cancro che improbabilmente risultano in aumento dei tassi di cancro in una popolazione esposta 6

7 Derivazione delle CREG Es.: CREG per l acqua CREGw/s = (TR * BW)/(IR * CSF) dove CREGw/s = cancer risk evaluation guide (mg/l o mg/kg) TR = target risk level (10-6 ) BW = body weight (kg) IR = ingestion rate (L/die o mg/die) CSF = cancer slope factor [(mg/kg/die) -1 ] Derivazione delle CREG Es.: Vinilcloride in acqua Ad esempio, l ATSDR deriva CREG per esposizioni della durata di una vita al vinilcloride tramite l ingestione di acqua potabile come segue: Esposizione all acqua potabile durante la vita CREGw = (TR*BW)/(IR*CSF) CREGw = (10-6 *70 kg)/[2 L/die * 1,4 (mg/kg/die) -1 ] CREGw = 0,00003 mg/l 7

8 Derivazione delle CREG Es.: Vinilcloride in acqua Quale deve essere la concentrazione massima nell acqua potabile (CREG) di un adulto tipo (70kg) che beve giornalmente una quantità standard di acqua (2L/die) per tutta la vita e che non deve superare un rischio accettabile di eccesso di tumore di 0, (target risk level) sapendo che vi è un eccesso di 0,14 casi per ogni mg/kg/die ingerito (cancer slope factor)? Dare una forma matematica al quesito: (CREG*2L/die) : 0, = (1 mg/kg/die* 70kg) : 0,14 (CREG*2L/die)*0,14 = (1 mg/kg/die* 70kg)*0, CREG*2L/die*1,4-1 = 1 mg/die* 70*10-6 CREG = (70 mg/die*10-6 )/(2L/die*1,4-1 ) = 0,00003 mg/l E adesso? Dopo avere selezionato le sostanze chimiche che necessitano di ulteriore valutazione, la tappa successiva consiste nell accertare se le persone vengono attualmente in contatto con le sostanze chimiche in un modo che può essere nocivo. Uno strumento utile è la Exposure pathway cheklist 8

9 Adesso si è pronti per decidere se le persone che vengono in contatto con le sostanze chimiche selezionate possono ammalarsi a causa dell esposizione. Per fare questo si compiono le tappe seguenti: calcolare dosi sito-specifiche selezionare le linee guida sanitarie confrontare le dosi sito-specifiche con le linee guida sanitarie valutare la rilevanza dello studio critico valutare altri fattori sostanza-specifici valutare i dati degli effetti di salute sito-specifici Confronto con le linee guida sanitarie Le linee guida sanitarie sono derivate basandosi su dati tratti dalla letteratura epidemiologica e tossicologica con applicati molti fattori di incertezza o di sicurezza per assicurare che siano ampiamente protettive della salute umana. Il minimal risk level (MRL) dell ATSDR e reference doses, reference concentrations, e cancer slope factors dell EPA sono le linee guida sanitarie più comunemente usate nel processo di screening durante l accertamento di sanità pubblica. 9

10 Orientarsi Considerare Durata dell esposizione (acuta, subcronica, cronica) Matrice ambientale (aria, acqua, suolo, cibo) Modalità di esposizione (ingestione, inalazione, contatto cutaneo) Effetto non cancerogeno e cancerogeno Familiarizzarsi con la terminologia MRL (minimal risk level), TDI (Tolerable daily intake), ADI (acceptable daily intake) RfD (reference dose), RfC (reference concentration), SF(slope factor e safety factor), MOS (margin of safety), UF (uncertanty factor), RgD (regulatory dose) 10

11 Limiti di sicurezza per tossicità acuta: Tolerable Levels of Intake (TI) per kg di peso corporeo TI (Tolerable Intake) TDI (Tolerable Daily Intake) TWI (Tolerable Weekly Intake) TMI (Tolerable Monthly Intake) Questi limiti di sicurezza sono usati per contaminanti e pesticidi persistenti nell ambiente come contaminanti Confrontare EDI con TDI o RsD Per determinare se l introito stimato giornaliero (EDI) che è stato calcolato è ad un livello associato con un aumentato rischio per la salute, va confrontato con l Introito giornaliero tollerabile (TDI) o con la dose rischio specifica (RsD), a seconda di quale sia appropriata per quel contaminante. 11

12 TDI Un tolerable daily intake (TDI) è la quantità di una sostanza che può essere consumata da tutte le fonti ciascun giorno da un adulto, anche per la durata della vita, senza un aumento significativo del rischio di eventi avversi per la salute. Il termine è preferito al posto di ADI (Acceptable Daily Intake), tranne che per i pesticidi, dato che esso significa permissibilità piuttosto che accettabilità. MRL Un Minimal Risk Level (MRL) è una stima della esposizione umana giornaliera ad una sostanza pericolosa che è verosimilmente senza rischio apprezzabile di effetti avversi non cancerogeni nel corso di una durata specificata di esposizione 12

13 TDI = NOAEL (LOAEL) UF Tolerable Daily Intake No Observed Adverse Effect Level Lowest Observed Adverse Effect Level Uncertainty Factor NOAEL e LOAEL Il NOAEL (no observable effect level) è la dose o il livello di esposizione più elevato di una sostanza tossica che non produce alcun effetto tossico distinguibile. Il LOAEL (lowest observable effect level) è la dose o il livello di esposizione più basso di una sostanza tossica che produce un effetto tossico distinguibile. 13

14 Fattore di incertezza Un fattore di incertezza di 10 è usato quando i TDI sono basati su studi epidemiologici di prolungata esposizione di individui umani sani o quando nessun effetto avverso serio insorge. Questo fattore (10H) tiene conto delle differenze nella sensibilità della gente al contaminante. Se il TDI non è basato su studi di prolungata esposizione umana, questo UF basico di 10 è moltiplicato per un altro fattore 10 per ciascuna delle condizioni che si applicano: 14

15 Quando i TDI sono basati su studi sperimentali che usano esposizione a lungo termine di animali da laboratorio. Questo fattore tiene conto dell incertezza implicita nell applicazione di dati animali ad individui umani (10A). Quando i TDI sono basati su studi scientifici che usano esposizione più breve di animali da laboratorio. Questo fattore tiene conto dell incertezza nell estrapolazione da esposizione a breve termine ad esposizione a lungo termine (10S). Quando i TDI sono basati su un LOAEL piuttosto che un NOAEL. Questo fattore tiene conto della incertezza nel calcolare un NOAEL da un LOAEL (10L). Un fattore di incertezza addizionale (fino a 10 o più) a seconda della serietà degli effetti avversi osservati. Benchmark dose 15

16 Dose Rischio Specifica (RsD, Risk specific Dose) La dose di contaminante a cui gli individui possono essere esposti giornalmente senza che venga superato un livello predefinito di rischio di cancro (rischio accettabile). Dose rischio specifica RsD = R SF Risk-specific Dose Risk (acceptable risk) Slope Factor CR = Carcinogenic Risk CDR = Chronic Daily Intake 16

17 Slope factor. Stima plausibile del limite superiore della probabilità di una risposta per unità di introito di un contaminante nel corso della vita. E usato per stimare il limite superiore della probabilità di sviluppare cancro per un individuo come risultato di una esposizione della durata della vita ad un particolare livello di un potenziale carcinogeno. (ORNL 2001). Esempio SF = 4,3 * 10-3 (mg/kg/die) -1 4,3 casi (in eccesso, limite di confidenza superiore) insorgono per 1000 esposti a 1 mg/kg/die per tutta la vita 4,3 * 10-3 si può scrivere 0,0043 o 4,3E-03 = 0, mg/kg/die 17

18 Effetto non carcinogeno Considera l esposizione di un pescatore al metil mercurio, la cui EDI è stata stimata a 0,61 µg/kg/die. Come si confronta questa con la TDI conosciuta? La TDI del metil mercurio è di 0,47 µg/kg/die. La EDI di 0,61 µg/kg/die è circa 1,3 volte la TDI (0,61/0,47). Questo indica che l esposizione eccede il livello considerato a rischio per la salute. In questa situazione dovrebbero essere presi provvedimenti per ridurre l esposizione a metil mercurio. Effetto carcinogeno L EDI per il pentaclorofenolo è trovato essere 49,022 ng/kg/die (= 4,9 * 10-5 mg/kg/die). Si assume un fattore di pendenza (SF) di 0,12 (mg/kg/die) -1 per il pentacolorofenolo e che il livello di rischio di cancro che è considerato accettabile (R) è di una morte in eccesso per cancro su persone esposte (1 * 10-5 ). Come si confronta l EDI con il RsD? 18

19 1. Calcolare il RsD per il pentaclorofenolo RsD = R/SF RsD = [1*10-5 ]/[0,12 (mg/kg/die) -1 ] RsD = 8,3 * 10-5 mg/kg/die Per una esposizione a 1 mg/kg/die insorgono 0,12 casi. Per quale esposizione (x) insorgono 0,00001 casi? 1: 0,12(SF) = x (RsD): 0,00001(R) x (RsD)= 0,00001(R)/0,12 (SF)= 8,3e-5 2. Confrontare EDI con RsD L EDI per l esposizione al pentaclorofenolo è 4,9 * 10-5 mg/kg/die che è circa la metà del RsD calcolato a 8,3 * 10-5 mg/kg/die (4,9/8,3 = 0,59). Questo indica che l esposizione è entro il livello di rischio di cancro considerato accettabile 19

20 Che cosa fare dopo Primo: rivedere i punti importanti facendosi le seguenti domande Sostanze chimiche Sono state identificate tutte le vie di esposizione? Sono stati calcolati gli introiti giornalieri da tutte le vie di esposizione? Sono state stimate le EDI sommando le esposizioni calcolate da ciascuna via di esposizione? Sono state confrontate le EDI con i TDI o le RsD se ve ne sono di conosciuti per quei contaminanti? Radiazione ionizzante Sono state identificate tutte le vie di esposizione? Sono state calcolate le le dosi impegnate stimate da tutte le vie di esposizione? E stata stimata la ED totale sommando le esposizioni calcolate per ciascuna via di esposizione, includendo la radiazione da fonti esterne all organismo? E stata confrontata la ED totale alla dose limite di 1mSv ed è stata confrontata la dose dalla via di esposizione dell acqua potabile con la linea guida di 0,1 msv? Le esposizioni sono basse quanto ragionevolmente ottenibile? Che cosa fare dopo Secondo: decidere cosa fare sulla base dei risultati. Una volta che l esposizione al contaminante è stata stimata e confrontata con l Introito Giornaliero Tollerabile (TDI), con la Dose rischio specifica (RsD), con la dose limite o la linea guida per l acqua potabile per quanto riguarda le radiazioni ionizzanti, è il momento di decidere che cosa fare sulla base dei risultati. Se l EDI è inferiore al TDI o al RsD o se la ED da radiazione è inferiore alla dose limite o alla linea guida dell acqua potabile, allora il rischio per la salute della popolazione può essere considerato piccolo, perché l esposizione potenziale al contaminante è piccola. Si può concludere che nessuna ulteriore azione è necessaria. Se le esposizioni stimate eccedono le linee guida si possono considerare le seguenti opzioni: Fornire informazioni al pubblico su come minimizzare l esposizione. Questo potrebbe includere consigli su quali cambiamenti nelle abitudini e negli stili di vita potrebbero ridurre l esposizione; Raccomandare misure per ridurre l esposizione dei contaminanti nell ambiente; Raccomandare standard volontari per i produttori; Stabilire standard e linee guida a livelli che proteggono la salute umana. Le opzioni considerate dipendono dalla maggiore via di esposizione, dal numero di persone sensibili esposte, dalle possibili interazioni fra diversi contaminanti. 20

21 Linee guida sanitarie ed ambientali Quali sono le fonti per trovare questi valori? ATSDR 21

22 EPA IRIS 22

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25 Analisi approfondita L analisi aiuta a rispondere a due importanti quesiti: sono necessarie azioni di sanità pubblica per prevenire le esposizioni? ci si aspetta che le esposizioni correlate al sito causino danni? Valutare gli studi su cui si basano le linee guida sanitarie Valutare la rilevanza dello studio critico Rivedere altri dati dose-risposta Valutare gli studi epidemiologici Valutare altri fattori sostanza-specifici che possono aumentare o diminuire il potenziale di danno 25

26 Semplicemente essere esposti ad una sostanza pericolosa non la rende un pericolo. La grandezza, frequenza, momento e durata dell esposizione e le caratteristiche tossicologiche di sostanze individuali influenzano il grado di pericolosità se ve ne è uno. Lo scopo dell analisi è di determinare se le dosi sito-specifiche si trovano in relazione con i livelli di effetti osservati riportati negli studi di interesse e se le differenze tra i dati degli studi e lo scenario dell esposizione valutata rendono gli effetti di salute più o meno probabili 26

27 Quando una linea guida sanitaria è oltrepassata una prima tappa nel comprendere il significato di salute pubblica del superamento di quella linea guida è di rivedere e capire la base di quella linea guida. Comprendere l applicabilità e la forza dei dati dello studio sarà lo strumento primario per valutare se ci si aspetta che le esposizioni del sito causino danno. Due tappe chiave in questa analisi comprendono (1) confrontare le dosi di esposizione al sito con i livelli di effetto osservati riferiti nello studio critico e (2) considerare accuratamente i parametri dello studio nel contesto delle esposizioni del sito 27

28 Valutare gli studi su cui si basano le linee guida sanitarie Chi valuta deve annotare se il TDL (l MRL) è basato su uno studio umano o animale e se l MRL è derivato da un NOAEL o un LOAEL. Chi valuta deve poi confrontare la dose di esposizione sito-specifica con il NOAEL o il LOAEL. Se le esposizioni sito-specifiche sono ben sotto un NOAEL che è basato su uno studio umano, la probabilità di effetti avversi sulla salute nella popolazione esposta dovrebbe essere basso. Se il NOAEL è basato su uno studio animale, le dosi di esposizione vicino al NOAEL potrebbero preoccupare a causa dell incertezza nella sensibilità relativa degli animali in confronto con quella umana. Nell assenza di informazione contraria è prudente assumere che gli uomini sono più sensibili alla sostanza chimica degli animali. In taluni casi, un MRL è derivato da un LOAEL, piuttosto che da un NOAEL. La probabilità di effetti avversi sulla salute aumenta man mano che le esposizioni sito-specifiche si avvicinano al LOAEL derivato o da uno studio umano o da uno studio animale. Poiché per definizione il LOAEL causa effetti avversi per la salute, le esposizioni che si avvicinano o superano il LOAEL richiedono attenzione e dovrebbero essere identificate come un pericolo per la salute pubblica. 28

29 Se l MRL è stato basato su un NOAEL in adulti, e la popolazione al sito include una popolazione sensibile come bambini, il NOAEL potrebbe non essere applicabile a tutti i segmenti della popolazione. Negli studi sperimentali la somministrazione di un a dose elevata in bolo di una sostanza chimica ad un animale potrebbe avere un effetto differente di esposizioni ad un bassa dose cronica o intermittente negli uomini 29

30 Valutare la rilevanza dello studio critico Lo studio critico è basato su dati umani od animali? Quanto rilevante è il metodo di dosaggio alle esposizioni del sito? Come potrebbero i regimi di dosaggio influenzare l interpretazione dei dati dello studio? La forma del tossico nello studio selezionato è la stessa o no di quella individuata al sito? Gli effetti osservati negli animali sono attesi negli esseri umani? Quanto rilevanti sono gli esiti finali di salute alle specifiche preoccupazioni della comunità? La biodisponibilità della sostanza nella matrice di studio differisce dalla matrice ambientale oggetto di valutazione? Quali incertezze/limitazioni esistono? Rivedere altri dati dose-risposta Dove cadono il NOAEL o il LOAEL dello studio critico in relazione ad altri studi? Se la linea guida sanitaria è basata su dati animali, esistono dati umani che gettano maggior luce sulla questione? 30

31 Valutare gli studi epidemiologici Valutare altri fattori sostanza-specifici che possono aumentare o diminuire il potenziale di danno HERP Human Exposure/Rodent Potency Index In termini semplificati, TD50 può essere definita come segue:per un dato organo bersaglio, se non vi sono tumori negli animali controllo, allora TD50 è quella dose-tasso cronica in mg/kg peso corporeo/die che induce tumore in metà degli animali testati entro una durata di sopravvivenza standard per quella specie. Dato che il tumore di interesse spesso insorge negli animali di controllo, TD50 è più precisamente definita come: quella dose-tasso in mg/kg peso corporeo/die che, se somministrato cronicamente per la durata standard della sopravvivenza della specie, dimezzerà la probabilità di rimanere senza tumore lungo quel periodo di tempo. TD50 è analogo a LD50, ed un basso valore di TD50 indica un carcinogeno potente, mentre un valore elevato indica un carcinogeno debole. TD50 può essere calcolato per ogni tipo particolare di tumore, per ogni particolare tessuto, o per ogni combinazione di questi. L indice numerico di potenza carcinogenica, il TD50, e le procedure statistiche adottate per stimarla da dati sperimentali sono descritte in dettaglio.(sawyer et al., 1984; Peto et al., 1984). See Statistical Methods for Estimating TD50 31

32 Valutazione di dati tossicologici HERP Dose umana equivalente HERP = quale percentuale della potenza carcinogenetica in roditori (TD 50 in mg/kg/die) riceve una persona per una data esposizione media giornaliera per la durata della vita (mg/kg/die) Confronta l esposizione umana alla dose che aumenta i tumori nei roditori 32

33 Esempio: metileugenolo Carginogeno in ratti e topi TD 50 in topi: 18,6 mg/kg/die Dose umana (USA, 2002): 46,2 µg/die/70 kg peso corporeo = 0,66 µg/kg/die HERP = 0,00066 mg/kg/die (esposizione umana) 18,6 mg/kg/die (TD50) = 0,00004; in % = 0,004% Valore indice HERP Dose umana equivalente Esempio: furfurale nel pane Carcinogeno nei roditori Dose carcinogena nei roditori: 197 mg/kg/die (= µg) Dose consumata per una fetta di pane: 167 µg Dose umana equivalente (per un individuo di 70 kg): * 70 = fette di pane al giorno 167 DA ( *70) : X = 167:1 33

34 Preoccupazioni nella comunità Allarmi Consumatore INRAN Rome, Italy September 28 th, 2003 Catherine Leclercq Spazio libero a questo? 34