Ferrante Tecniche Di Monitoraggio e Valutazione Del Rischio Chimico 2

7/29/2019 Ferrante Tecniche Di Monitoraggio e Valutazione Del Rischio Chimico 2

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Tecniche di monitoraggio e valutazione dellimpattosullambiente e sulla salute da Rischio chimico

PARTE II

Prof. Margherita Ferrante


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Il calcolo della Concentrazione soglia di rischio (CSR) segue liter diseguito indicato.

Lapplicazione della procedura di analisi del rischio secondo la ModalitInversa o BACKWARD MODE (Figura. 4), permette il calcolo per ogni specie

chimica contaminante degli obiettivi di bonifica sito-specifici per ciascunasorgente di contaminazione ossia, del valore di concentrazione massimoammissibile, in corrispondenza ad ogni sorgente secondaria di

contaminazione (CSR), compatibile con il livello di rischio ritenuto tollerabileper il recettore esposto. Il calcolo della CSR viene svolto in modalit inversa

utilizzando le stesse equazioni applicate per il calcolo del rischio. In altreparole, la CSR viene calcolata in funzione della sorgente di contaminazione edel bersaglio considerato. Ai fini del calcolo, partendo dallesposizioneaccettabile, si stabilisce la concentrazione nel punto di esposizione e quindi,considerando i fattori di trasporto, la concentrazione in sorgente.


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La stima dei rischi derivanti dall'esposizione umana a inquinanti un processoche si basa sullanalisi dei dati provenienti da diversi tipi di indagini, quali:

-indagini epidemiologiche, che sono sicuramente le pi significative per la

stima dei rischi poich vengono condotte su individui esposti acancerogeni;-indagini di tossicologia in vivo e in vitro;

ESPOSIZIONE A INQUINANTI CHIMICI: DALLA STIMA DEI RISCHI ALLE LINEEGUIDA E AGLI STANDARD DI QUALIT

-indagini chimico-analitiche, che studiano lesposizione umana ai numerosiinquinanti idrici mediante tecniche di tipo chimico, fisico o biologico,

analizzando lambiente (monitoraggio ambientale) o i tessuti e i liquidibiologici degli individui esposti (monitoraggio biologico).

Negli ultimi anni alcune prestigiose istituzioni scientifiche e agenzieinternazionali hanno dato impulso a ricerche volte alla stima dei rischi sanitarisia cancerogeni che non cancerogeni correlati prevalentemente con il consumo

di acqua potabile e lesposizione aerea.


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Tabella 1. Classificazione dei composti chimici in base alle valutazioni qualitative del rischio cancerogeno, secondo leAgenzie IARC e EPA.________________________________________________________________________________

Agenzia Classificazione Criteri_______________________________________________________________________________

IARC 1 Cancerogeno umano Indizi sufficientinell'uomo2AProbabile cancerogeno Indizi limitati nell'uomo e sufficienti in animali2B Possibile cancerogeno Indizi inadeguati nell'uomo, ma sufficienti in animali

o indizi limitati nell'uomo e insufficienti negli animali3 Non classificabile4 Non cancerogeno

________________________________________________________________________________

Indizi sufficienti nell'uomoIndizi limitati nell'uomoIndizi sufficienti in animali,ma inadeguati nell'uomoIndizi limitati in animaliIndizi inadeguati in animali

Negativi in almeno 2 test su2 specie animali (o in studi epidemiologici e sperimentali)

EPA A Cancerogeno umanoB1 Probabile cancerogeno per l'uomoB2 Probabile cancerogeno per l'uomo

C Possibile cancerogenoD Non classificabileE Non cancerogeno

________________________________________________________________________________

LAgency for Research on Cancer (IARC)] classifica i composti secondo il potenziale cancerogenetico-


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Rischi da esposizione a inquinanti cancerogeni

Il processo di stima dei rischi stato particolarmente sviluppato per composticancerogeni, in particolare per i composti genotossici, la cui azione tossica nei

confronti del materiale genetico di una cellula da parte di una singola molecolapu indurre, almeno teoricamente, una mutazione irreversibile della cellula. Lacellula iniziata, sotto opportune condizioni, pu riprodursi e formare il cancro. Visono numerosi fattori che possono ridurre la probabilit di induzione del tumoreda parte di una singola molecola, ma quando un numero sufficientemente ampio

di persone sono esposte anche a basse dosi di un cancerogeno genotossico,teoricamente un certo numero di persone possono sviluppare il cancro. Per icancerogeni genotossici, pertanto, si ritiene che non esista una dose-soglia, ciola dose sotto la quale il rischio di cancro sia zero.


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La "stima dei rischi" per l'uomo da singole sostanze cancerogene genotossiche sicompone di varie fasi (Figura. 5):

"identificazione del rischio" (stima qualitativa);

"stima della relazione dose-risposta";

"stima dell' esposizione";

"caratterizzazione del rischio" (stima quantitativa).

Identificazione del rischio

L'identificazione del rischio la determinazione qualitativa della potenzialecancerogenicit della sostanza, utilizzando essenzialmente studi epidemiologici estudi a lungo e medio termine su animali. A queste indagini principali vannoaffiancati come supporting data anche diversi test rapidi di genotossicit in vitro

ed in vivo, ricerche sulla relazione tra struttura chimica ed attivit tossica("quantitative structure-activity relationship" o QSRA) e quelle sulle proprietmetaboliche e tossico-cinetiche del composto.I risultati di questi studi offrono stime qualitative del rischio, che portano le varieAgenzie [U.S. Environmental Protection Agency (EPA), International


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Figura 5. Stima, valutazione e gestione dei rischi sanitari relativi all'assunzione di composticancerogeni e non cancerogeni attraverso l'acqua potabile. Modello utilizzato negli Stati Uniti(EPA).

IDENTIFICAZIONE DEI RISCHI

(stima qualitativa)> Studi epidemiologici> Studi su animali> Studi di supporto

STIMA DOSE-RISPOSTA

(stima quantitativa)> Studi epidemiologici> Studi su animali:

Per noncancerogeni (con dose-soglia)- Stima dose NOAEL e/o LOAEL- Calcolo dose RfD:

RfD=NOAEL (o LOAEL)

UFxMFUF=fattore incertezza. estrap. animali/uomo (x10). estrap. alte/basse dosi (x10). estrap. breve/lunga espos. (x10)

.

. estrap. LOAEL/NOAEL (x10)Per cancerogeni(senza dose-soglia). estrapolazione alte/basse dosi

(modello matematico)

STIMA ESPOSIZIONE

> Intensit, frequenza, durata e via di esposizione> Ampiezza e tipo popolazione esposta

CARATTERIZZAZIONE DEI RISCHI(natura e livello dei rischi)> Sintesi dei datiPer non cancerogeni- Confronto tra RfD e "dosestimata di esposizione" (EED)- Se EED < RfD: STOP- Se EED > RfD:

. calcolo DWEL, HA. proposta MCLG e MCLPer cancerogeni- Calcolo dei rischi cancerogeni:- Oral slope factor, DWUR, DWCSRL

GESTIONE DEI RISCHI- Proposta MCLG e MCL- Calcolo HA


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Stima della relazione "dose-risposta

Una volta identificato qualitativamente il rischio, dovranno essere definiti gliaspetti quantitativi del problema, mediante lo studio della relazione tra la doseefficace del composto in esame e la probabilit che si verifichino effetti tossicinell'uomo ("stima dose-risposta"). I risultati di queste valutazioni verranno quindi

confrontati con quelli relativi all'esposizione umana (fase della "stimadell'esposizione"), per ottenere una stima quantitativa del rischio.

Un aspetto importante della stima della relazione dose-risposta la scelta delmodello matematico per l'estrapolazione dei dati provenienti da esperimenti suanimali ottenuti utilizzando alte dosi, ai bassi livelli di concentrazioni a cui di

solito esposto l'uomo nell'ambiente. Infatti gli effetti derivanti da questi bassilivelli di esposizione sono difficilmente rilevabili mediante gli studi sperimentali suanimali o gli studi epidemiologici. Il modello matematico pi usato il "modellomultistadio linearizzato", che, secondo l'EPA e l'OMS, appare maggiormenterispondente alle attuali teorie sulla cancerogenesi.

In assenza di dati epidemiologici, si calcola la dose umana equivalente dai datisu animali, assumendo che specie differenti siano egualmente sensibili aglieffetti del composto in esame e che venga assorbita una eguale dose per unitdi superficie corporea.


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Stima dell'esposizione

Una fase molto importante quella della stima dell'esposizione, per la quale occorreconoscere tipo, intensit, frequenza e durata dell'esposizione che una data

popolazione subisce. Grazie a tecniche chimico-analitiche sempre pi sofisticate (es.gascromatografia o cromatografia liquida accoppiata a spettrometria di massa,plasma-spettrometria di massa o ICP-MS) possibile oggi identificare un elevatonumero di inquinanti ed eseguire monitoraggi sempre pi accurati dell'esposizioneumana.Purtroppo tutte queste ricerche presentano numerose limitazioni, poich spesso nonvengono considerate variabili che possono modificare profondamente l'esposizioneumana, come ad esempio:la trasformazione di un contaminante nell'ambiente;l'esposizione contemporanea a pi inquinanti ambientali ed i possibili effettisinergici;l'influenza dell' et, sesso, attivit lavorativa, stato di salute, alimentazione, stili di

vita degli esposti, fattori che possono mutare la sucettibilit degli individui all'agentetossico;l'influenza di fattori genetici nell'aumentare la suscettibilit a cancerogeni (es. i "lentiacetilatori" sono pi a rischio per esposizioni ad amine aromatiche);la contemporanea esposizione anche per altre vie, come per esempio attraverso la

cute e l'apparato respiratorio (esposizione totale).


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Caratterizzazione del rischio secondo lOMS e lEPA

La caratterizzazione del rischio una stima quantitativa che utilizza i dati dellarelazione dose-risposta e di esposizione, precedentemente descritti. Il rischiocancerogeno (la probabilit che l'evento "cancro" si verifichi) viene espresso invalori che vanno da 0 (certezza che il danno non si verifichi) ad 1 (la certezza chel'evento si verifichi): ad esempio un livello di rischio di 1/100.000, vuol dire cheesiste la probabilit che l'esposizione provochi un caso di cancro ogni 100.000persone esposte.LOMS nel caso di cancerogeni genotossici calcola le linee guida (GV o guidelinevalues) utilizzando un modello matematico per estrapolare le dosi alte

sperimentali alle dosi basse relative alla reale esposizione umana. Il modello piutilizzato quello multistadio linea rizzato. I valori delle linee guida vengonoconsiderate le concentrazioni presenti ad esempio nellacqua potabile che sonoassociate ad una stima dei rischi cancerogeni in eccesso per esposizione pertutta la vita di 10-5 ( che equivale ad un caso aggiuntivo di cancro per 100.000

persone che ingeriscono acqua potabile contenente il composto alla dose dellelinee guida per 70 anni).


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Da numerosi anni stato sviluppato negli Stati Uniti il programma di stima deirischi sanitari derivanti dallesposizione a singoli inquinanti chiamato "IntegratedRisk Information System" (IRIS) gestito dallEPA (www.epa.gov/iris). Il databaseIRIS database contiene informazioni utilizzabili per le fasi di identificazione deirischi e stima della dose-risposta e in particolare fornisce dati su:

inquinanti non cancerogeni: Reference Dose (RfD) per esposizione orale eInhalation Reference Concentrations (RfCs) per esposizione aerea;

inquinanti cancerogeni: oral slope e drinking water unit risk per lacqua potabile, einhalation unit risk per laria.


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Per inquinanti cancerogeni presenti nelle acque presenta la stima quantitativadel rischio cancerogeno per esposizione orale a sostanze note (tabella.2) neiseguenti modi :

"stima quantitativa dei rischi per assunzione orale" ("oral slope factor", o OSF):viene utilizzata per gli alimenti, e quindi anche per l'acqua potabile; lapendenza della curva dose-risposta calcolata a livello delle basse dosi e puessere usata per confrontare la potenza di differenti sostanze sulla base della

dose somministrata per peso corporeo, ottenendo il livello di rischio permg/kg/giorno;

"unit di rischio" ("drinking water unit risk", o DWUR): i rischi oncogeni per unindividuo di 70 chili che beve ogni giorno per tutta la vita un litro di acqua

contenente 1 g/l di sostanza;

"concentrazione della sostanza per livelli di rischi prefissati" ("drinking waterconcentration at specified risk levels", o DWCSRL): la concentrazione idrica acui corrisponde un dato livello di rischio (si ottiene dividendo un dato rischio, adesempio 1/100.000, per l'unit di rischio).

Questi dati sono calcolati dal gruppo di lavoro EPA anche per gli inquinanti aerei sottoforma di inhalation unit risks, cio i rischi oncogeni per un individuo di 70 chili che inalaper tutta la vita aria contenente 1 g/m3 di sostanza;.


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Composto Stime dei rischi cancerogeni

CancerogenicitEPA

OSF(g/kg/die)

DWUR(rischio per 1 g/l)

DWCSRL(g/l per rischio 10-

6)

Tabella 2. Stime dei rischi cancerogeni per alcuni microinquinanti idrici organici, secondo l'EPA.*OSF=oral slope factor; DWUR=drinking water unit risk; DWCSRL=drinking water concentration at aspecified risk level

Benzene

Diclorometano

Tetraclorometano

Cloroformio

Bromodiclorometano

Bromoformio

Clorodibromometano

A

B2

B2

B2

B2

B2

C

29

7,5

130

6,1

62

7,9

84

8,3.10-7

2,1.10-7

3,7.10-6

1,7.10-7

1,8.10-6

2,3.10-7

2,4.10-6

10

50

30

60

6

40

4


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Rischi da esposizione a inquinanti non cancerogeni secondo lOMS e lEPA

Il processo di stima dei rischi per composti non cancerogeni si compone di varie fasi, simili a quelle seguiteper la stima delle sostanze cancerogene (identificazione dei rischi; stima della dose-risposta; stima

dell'esposizione; caratterizzazione dei rischi) (Figura. 5).L'identificazione dei rischi si ottiene anche in questo caso mediante ricerche epidemiologiche e mediantestudi su animali e si avvale anche di studi di supporto (test in vitro, studi di farmacocinetica, di metabolismoo studi sulla relazione struttura-attivit). In questa fase vengono identificati in maniera qualitativa i potenzialieffetti tossici provocati dai vari composti.

La stima della dose-risposta una stima quantitativa che si basa su studi epidemiologici o su animali, allaricerca di una "dose-soglia". Infatti, per composti non cancerogeni, si ritiene che esista una dose al di sottodella quale non si verificano effetti tossici. Dosi-soglia possono essere stabilite non solo per esposizionicroniche, ma anche per esposizioni subcroniche o acute. Occorre pertanto valutare la cosidetta "no-observed-adverse-effect-level" (NOAEL), la dose che non induce alcun effetto tossico, basandosi prevalentemente su

dati sperimentali su animali. Un tossico induce vari tipi di effetti e la gravit di questi di solito correlata alladose ed alla durata dell'esposizione. Per ciascun effetto esiste una relazione dose-risposta.


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La NOAEL di grande importanza, poich da essa si pu calcolare la "dosegiornaliera di un composto (espressa in mg/kg peso corporeo) che assunto per

tutta la vita appare senza rischio apprezzabile, sulla base delle conoscenzeattuali", cio la Tollerable Daily Intake (o TDI utilizzata dall'OMS per ricavare lelinee guida per inquinanti idrici non cancerogeni. Al fine di prendere in

considerazione la possibilit di una maggiore sensibilit dell'uomo rispetto aglianimali e la pi grande eterogeneit delle popolazioni umane rispetto agli animali,la NOAEL viene divisa per un fattore di incertezza (UF, uncertainty factor)variabile da 10 a 1000, a seconda della validit dei dati epidemiologici otossicologici e del tipo di effetto tossico.

Purtroppo la NOAEL spesso ottenuta a seguito di esperimenti scientificamenteinadeguati, o addirittura non disponibile. In quest'ultimo caso pu essere usatala lowest-observed-adverse-effect-level (LOAEL), la dose pi bassa che ancoraprovoca effetti tossici, usando per un appropriato fattore di incertezza. Adesempio per gli inquinanti delle acque potabili nella formulazione della TDI, si

usa lend-point pi sensibile individuato nello studio pi rilevante:

TDI=NOAEL/(UF)


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Le linee guida (GV) per lacqua potabile si calcolano dalla TDI come segue:GV=(TDI x bw x P)/C

dove: bw = peso corporeo P = frazione della TDI allocate per lacqua potabile C = consumo quotidiano di acqua potabile

L'EPA usa un approccio simile e calcola la "reference dose" (o RfD) come "stimadell'esposizione giornaliera per tutta la vita di una popolazione umana, inclusisottogruppi sensibili, che probabilmente senza rischi apprezzabili di effetti tossici".L'RfD rappresenta un approccio generalmente accettato negli Stati Uniti da diversiorganismi di controllo e di ricerca (NAS, EPA, FDA) e serve per stabilire i limiti di

esposizione per tutta la vita ad un composto.

L'RfD viene determinata secondo questa equazione:

RfD=NOAEL/(UFxMF)dove:UF= fattori di incertezza che riflettono l'incertezza nei vari tipi di dati usati per la stimadell'RfD;MF= fattori modificanti che riflettono il giudizio complessivo sulla validit scientifica dei

dati tossicologici


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Anche se le RfD sono attualmente usate per esposizioni croniche attraverso unaparticolare via di esposizione, parametri simili potrebbero essere sviluppati peresposizioni subcroniche ed acute.Esistono comunque numerose limitazioni ed incertezze nell'uso dell'RfD (adesempio esperimenti con un minor numero di animali possono portare a RfD pielevati, ecc.), per superare le quali si stanno sviluppando nuovi parametri la

"benchmark dose" (BMD), il limite di confidenza pi bassa per la dose che produceun dato aumento (es. 5% o 10%) di un effetto alla quale pu essere applicata unfattore di incertezza per stabilire la assunzione tollerabile.Una volta calcolata la dose RfD, si dovr procedere alla stima dell'esposizione,come precedentemente riportato per i cancerogeni.

Nella fase della caratterizzazione dei rischi vengono sintetizzate tutte leinformazioni precedentemente raccolte e si cerca di stabilire la natura ed il livellodei rischi. La caratterizzazione degli effetti non cancerogeni differisce da quelladegli effetti cancerogeni per la gamma degli effetti; infatti essi possono avere end-point multipli, ciascuno con vari livelli di gravit. Inoltre possono esistere

suscettibilit diverse nell'ambito di una popolazione.


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Ai fini di una regolamentazione dell'inquinante, si dovr comparare la RfD con la "dosestimata di esposizione" ("estimated exposure dose", o EED). Se la EED inferioreall'RfD l'inquinante non verr regolamentato; se invece superiore si dovr procedere alcalcolo del "livello equivalente di acqua potabile" ("drinking water equivalent level", oDWEL), moltiplicando l'RfD per il peso corporeo di un adulto (70 kg) e dividendo per il

consumo giornaliero di acqua (2 litri/die):

DWEL=RfDxPeso/Cons.acqua/die=RfDx70/2

In caso di esposizione continua per via inalatoria si calcola la dose RfC (espressa inunit di mg/m3 di aria), analogamente allRfD orale. L RfC considera gli effetti tossicisia a livello respiratorio che a livello sistemico.


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Gestione dei rischi sanitari

Alla fase della "stima del rischio" segue quella della "gestione del rischio", che porta disolito alla definizione degli "standard di qualit", per i quali valgono considerazioni nonsolo sanitarie, ma anche di ordine socio-politico, economico, analitico, tecnologico elegislativo.Pur essendo uno degli interventi preventivi principali per la tutela della salute dei

consumatori, la formulazione degli standard di qualit presenta ancora numeroselimitazioni:la stima dei rischi secondo metodologie rigorose spesso impossibile, per la carenzadi informazioni sulle sostanze;non viene valutata la reale esposizione umana attraverso le varie matrici (lo studiodell"esposizione totale", cio attraverso tutte le matrici ambientali, un approccioancora recente);non si tiene conto della contemporanea esposizione ad altri tossici, che possonomodificarne le propriet tossicologiche;

solo in pochi casi si prende in considerazione la presenza nella popolazione di gruppia rischio che necessitano di un pi elevato livello di protezione;lo standard viene spesso utilizzato, specie in sede di controllo normativo, come lineadi demarcazione netta ed immutabile tra "rischio" e "sicurezza", incoraggiando un usodistorto dello standard e non incentivando la riduzione dell'esposizione umana.


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Valori guida e valori massimi ammissibili nelle acque potabili

La legge statunitense sulle acque potabili prescrive che l'EPA fissi i "valori guida"("maximum concentration level goal", o MCLG) e le "concentrazioni massimeammissibili" ("maximum concentration level", o MCL). L'MCLG laconcentrazione alla quale non compaiono effetti tossici e l'MCL viene di solito

fissato il pi possibile vicino al MCLG, basandosi anche su considerazioni di tipoextrasanitario (limiti di rilevazione del metodo analitico, esistenza di tecnologie diabbattimento e relativi costi, impatto economico, impatto legislativo, ecc.):

Contaminazione

+Esposizione

+Effetti tossici

+

Stima dei rischi

MCLG

Metodi analitici

+Tecnologia e costi

+Impatto economico

+

Impatto legislativo

MCL


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La metodologia su cui l'EPA si basa per stabilire questi valori differente aseconda della cancerogenicit o meno della sostanza . Le MCLG per i composti

con prove sufficienti di cancerogenicit nell'uomo e negli animali (Gruppi A, B1 eB2 della classificazione EPA) vengono fissate pari a zero. Poich per la maggiorparte dei cancerogeni noti o probabili, non stata provata l' esistenza di una dosesoglia (la concentrazione sotto la quale il rischio cancerogeno uguale a zero),una MCLG uguale a zero significa che l'acqua destinata ad uso potabile non

dovrebbe contenere cancerogeni. Non essendo lo zero misurabile vengono quindifissati concentrazioni massime (MCL) a livelli rilevabili dagli strumenti,concentrazioni che di solito cadono in un range di rischi di 10-4-10-5.Per i composti non cancerogeni, o per i quali le prove di cancerogenicit sianoinadeguate (classificazione D ed E dell'EPA) la MCLG viene calcolata dalla DWEL,

moltiplicandola per la percentuale del contributo dell'acqua potabileall'esposizione umana (riferita ad un adulto di 70 kg che beve 2 litri di acqua algiorno):

NOAEL x7 0 kg x %contrib.MCLG =------------------------------------= DWEL x % contrib.

UFx2 litri


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PECULIARIT NELLA GESTIONE DEL RISCHIO BIOLOGICO AMBIENTALE

Nellambito della gestione del rischio rimangono ancora aperti e spesso da definirele peculiarit del rischio biologico ambientale.

La pericolosit degli agenti infettanti nelle matrici ambientali condizionata, oltreche dalla specie e dalla sua virulenza, dalla resistenza ai fattori naturali didisinfezione ed ai trattamenti, dalla contagiosit, dalla via di esposizione e dallasuscettibilit individuale, determinata, oltre che da caratteristiche aspecifiche diresistenza, dalla presenza o dallo sviluppo di immunit specifica.


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Gli agenti biologici sono dotati di estrema variabilit, anche nellambito di unastessa specie e possono dare, oltre alla malattia, infezioni inapparenti, cosa cherende particolarmente difficile associare con certezza i casi allesposizioneambientale. Infatti, gli studi epidemiologici in tal senso solo raramente portano arisultati conclusivi, anche se ben dimostrata lassociazione fra infezioni econtaminazione idrica. La stima del rischio di infezione basata su dati

epidemiologici, per quanto irrinunciabile, condizionata dalla rilevazione di casiche sfuggono in mancanza di sistemi di sorveglianza e spesso rappresentanosolo una parte della reale diffusione. Inoltre, la definizione della relazione dose-risposta utilizzando esperimenti su animali spesso impossibile per la specificitdospite: quindi si devono usare dati provenienti da epidemie, che sono disponibili

solo raramente e per pochi agenti. Per i microrganismi patogeni quindi nonesistono valori di concentrazione massima ammissibile ed inoltre, la loro misuranelle matrici in genere sostituita da quella di microrganismi indicatori, che nonsono direttamente legati al rischio di infezione. Quindi i valori limite stabiliti per gliindicatori non possono basarsi su stime di rischio e solo raramente sono stati

convalidati da studi epidemiologici veri e propri.


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Queste peculiarit degli agenti biologici debbono essere considerate in ogni fasedella gestione del rischio. In particolare importante tenere conto non solo deirischi di malattia, ma anche di quelli di infezione, poich la circolazioneambientale spesso sostenuta proprio dalle infezioni inapparenti. In aree conelevata diffusione ambientale delle infezioni il dato epidemiologico pu essereutilizzato per la stima del rischio, ma, se tale diffusione ridotta, come nei paesisviluppati, occorre basarsi sui dati relativi alla contaminazione delle matrici daparte dei microrganismi patogeni, poich in tal modo se ne rileva la circolazioneanche in assenza di casi osservati.Per questo fine necessario scegliere il patogeno o i patogeni pirappresentativi del rischio per il contesto in esame: questo viene fattoconsiderando la rilevanza clinica della malattia e quella epidemiologica in terminidi prevalenza, infettivit, distribuzione ambientale, trasmissione attraverso lematrici, ecc.


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Debbono inoltre essere preferiti agenti con limitata specificit dospite, bassavariabilit di sierogruppi o genotipi, alta resistenza alle condizioni ambientali ed aitrattamenti ed infine disponibilit di tecniche di rilevazione semplici, rapide edeconomiche. Poich il peso delle malattie infettive trasmesse attraverso lambiente dovuto prevalentemente alle gastroenteriti e la via di diffusione sostanzialmentequella idrica, la gestione del rischio biologico considera fondamentalmente ilcomparto idrico che pu determinare lesposizione delluomo attraverso i diversi usidelle acque (potabile e domestico, ricreativo, irriguo ed industriale).

A causa della molteplicit degli agenti coinvolti, necessario sceglierne pi di uno,affinch siano rappresentativi di batteri, virus e protozoi. In questa ottica i patogeniindicati da vari enti internazionali (OMS, US EPA) per garantire la sicurezza

dellapprovvigionamento idrico comprendono: per i batteri Salmonella enterica,Campylobacter jejuni, Mycobacterium avium, Shigella sonnei ed E. coli (O157); peri virus HAV, rotavirus, norovirus, adenovirus, enterovirus; per i protozoiCryptosporidium e Giardia.Tuttavia, a seconda dei contesti e dei diversi usi dellacqua la scelta di tali patogeni

pu cambiare. In particolare per gli ambienti indoor viene considerata comeriferimento Legionella pneumophila


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Gli indicatori difficilmente sono correlati alla presenza e concentrazione deipatogeni veri e propri ed ormai universalmente riconosciuto che non puesistere un indicatore universale per i diversi tipi di patogeno. Quindi, poich sullabase della presenza e della concentrazione degli indicatori non si pu stimare ilrischio di infezione, si preferisce utilizzarli per valutare la circolazione microbica elefficienza dei trattamenti: quindi essi dovrebbero rappresentare il pi possibile ilcomportamento dei patogeni rispetto alle sorgenti, alle vie di diffusione ed alla

resistenza


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Il modello pi semplice di stima del rischio biologico prende come riferimentoquello per il rischio chimico, assumendo che il tasso di attacco secondario siatrascurabile, limmunit attiva naturalmente acquisita sia poco importante ed ilprocesso di infezione sia statico. Con questo assunto stata ideata laCaratterizzazione Quantitativa del Rischio Microbico, normalmenteconosciuta con lacronimo della dizione inglese QMRA (Quantitative MicrobialRisk Assessment), che utilizza i dati sulla presenza e concentrazione ambientaledi microrganismi patogeni per stimare il rischio di infezione e possiede unasensibilit maggiore rispetto alla sola epidemiologia, a patto che siano disponibilidati di buona qualit sulla presenza e persistenza dei patogeni nellambiente esulla relazione dose-riposta per quanto riguarda infezione e malattia.


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La QMRA pu essere applicata alla gestione del rischio infettivo correlato alleacque di balneazione, allo smaltimento dei liquami o dei rifiuti solidi, allaproduzione e distribuzione dellacqua potabile, al riutilizzo dei reflui per uso

agricolo ed industriale, alla contaminazione dei suoli e delle falde idriche, aicambiamenti climatici, ecc.

Per effettuare correttamente la QMRA necessario dapprima stabilire gli ambitied i possibili scenari della problematica considerata e gli obiettivi della stima(Formulazione del problema), identificare i pericoli, cio i microrganismi

potenzialmente coinvolti, ed infine caratterizzarli in base alle caratteristiche deipatogeni ed alle loro interazioni con lambiente ed i soggetti suscettibili.


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La caratterizzazione del/dei patogeno/i scelti rappresenta un momento essenziale

della QMRA e pu essere attuata solo possedendo conoscenze e dati su:

1) Patogenicit, infettivit e virulenza del/dei patogeno/i: tali informazioni possonoderivare sia dalla conoscenza dei meccanismi di infezione e patogenesi, sia da

dati epidemiologici.

2) Diffusione ambientale e resistenza del/dei patogeno/i: importante laconoscenza delle vie di eliminazione, della concentrazione raggiunta nei materialipatologici eliminati e nelle matrici che ricevono tali materiali e della sopravvivenza

e/o della capacit di moltiplicarsi in tali matrici.

3) Profilo di esposizione: deriva dalla conoscenza dei possibili veicoli con cuiluomo pu venire a contatto, la intensit e la durata del contatto. Si deve arrivaread una descrizione quali-quantitativa della grandezza, frequenza e patterns di

esposizione per i vari scenari possibili.


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4) Popolazioni suscettibili: necessario conoscere le caratteristiche e la

distribuzione della popolazione potenzialmente esposta in termini di et, statoimmunitario, uso di farmaci, predisposizione genetica, gravidanza, statonutrizionale, stato e livelli sociali, abitudini comportamentali ed ogni altro fattoreche possa avere influenza sulla suscettibilit alla malattia o sulla gravit deisintomi.

5) Effetti sulla salute: i dati epidemiologici derivanti da epidemie, notifica di casi osorveglianza, indagini sierologiche o microbiologiche per la ricerca di portatori,sono utilizzati per conoscere la frequenza di infezioni sintomatiche e non, ladurata dei sintomi e la loro gravit (v. punto 1).

6) Analisi dose-risposta: serve a valutare le relazioni fra dose assunta, infezionee manifestazioni cliniche. Pu essere anche importante conoscere tali relazioniper le diverse condizioni dellospite. (v. punto 4).


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Per effettuare la QMRA quindi necessario formulare un modello di diffusionedei patogeni partendo dalle possibili sorgenti e vie di trasmissione con le relativeprobabilit, considerando eventuali trattamenti, come ad esempio la depurazionedei liquami e la potabilizzazione, con la loro efficacia nei confronti dei diversiagenti. Su questa base verranno formulate equazioni che permettano di stimarela probabilit di esposizione e, sulla base dei dati dose-risposta, anche quella diinfezione della popolazione, eventualmente differenziata a seconda dellecaratteristiche dellospite e della sua suscettibilit. I risultati del monitoraggiomicrobiologico ambientale saranno quindi inseriti nel modello, anche tenendoconto dellefficienza del metodo di analisi, e consentiranno di stimare, per unadeterminata situazione in quel contesto, il rischio di infezione. Inoltre, poich iparametri coinvolti nel modello possono a loro volta essere rappresentati comedistribuzioni di probabilit, lanalisi della loro incertezza pu essere condottamediante programmi di simulazione per iterazioni successive (Monte CarloAnalysis) per avere previsioni di rischio in funzione di diverse condizioni e deirisultati del monitoraggio.Tale stima verr poi confrontata con il rischio accettabile definito per quellapopolazione, per rispondere alla domanda fondamentale della gestione delrischio: Come posso essere certo e dimostrare che il rischio accettabile nonsar mai superato e come affronter un incidente? .


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Insieme alla QMRA la gestione del rischio infettivo ambientale, strettamentelegata alla funzionalit degli impianti di trattamento che richiede un approcciosimile allHACCP (Hazard Analysis Critical Control Points), cio lo studio delprocesso nelle sue varie fasi, la definizione dei punti critici di controllo, dei

parametri da monitorare e dei loro limiti critici, la scelta e prioritizzazone delleazioni preventive e correttive. Tale processo in genere basato su valutazioniqualitative o al massimo semi quantitative secondo il giudizio di esperti o in basea standard legislativi o aziendali, ma sempre di pi gli organismi internazionalirichiedono valutazioni quantitative a supporto delle decisioni (Water Safety Plan

- OMS).


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La QMRA pu produrre una base obiettiva e scientifica per prendere decisioni ai

fini della gestione del rischio, ad esempio per stabilire le azioni prioritarie, e pereffettuare unanalisi costi benefici che porti ad un corretto bilanciamento frasicurezza e costi e ad una giusta allocazione di risorse. Tale approccio pu servirenellambito dellanalisi di rischio ambientale a valutare limpatto di unacontaminazione sulla salute pubblica, il potenziale effetto di modificazioni

ambientali (es. cambiamenti climatici), lefficacia di interventi e msure diprevenzione, come supporto a VIA e VIS per quegli impianti o quelle situazioniche possono comportare pericoli infettivi. Essa pu inoltre essere utilizzata perstabilire i limiti critici di contaminazione o di efficienza dei trattamenti percontenere il rischio a livelli accettabili e la frequenza ed estensione del

monitoraggio ambientale. Infine la QMRA si rivela un importante ausilio per fornireai politici elementi di scelta e comunicare al pubblico il rischio con maggioreevidenza, disponendo di stime quantitative


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Infatti, nel caso del rischio infettivo, anche la comunicazione del rischiopresenta caratteristiche peculiari, correlate alla scarsit di conoscenze neicittadini ed alla distorta percezione del rischio che pu determinareatteggiamenti di indifferenza o, alternativamente, un vero e proprio panico.Poich le scelte politiche per la gestione del rischio sono fortemente

influenzate dallopinione pubblica, fare chiarezza su questi temi essenziale: ad esempio, la decisione di ridurre la concentrazione di cloro neltrattamento dellacqua potabile sulla base delle richieste degli utentidovrebbe essere confrontata con il rischio stimato per la fonte diapprovvigionamento usata, e tali risultati dovrebbero essere comunicati, al

fine di evitare decisioni improprie


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CONCLUSIONI

La gestione del rischio ambientale, per la molteplicit dei fattori e dei soggetticoinvolti, richiede un approccio multidimensionale e multidisciplinare chesoltanto lazione coordinata di varie professionalit pu svolgere.

Infatti, per operare bene nella gestione del rischio ambientale sono necessarie

non solo competenza nellutilizzo dei sistemi di stima e valutazione dimpatto, maanche nello studio delle complesse caratteristiche delle comunit e degliecosistemi, nella comunicazione di massa, nella programmazione politica edeconomica, nella formazione. Oltre a quanto gi prodotto a livello nazionale edinternazionale per offrire linee guida a sostegno delle azioni locali, restano aperti

grandi spazi per ricerche future, ad esempiosullincertezza dei risultati (cosa sappiamo, cosa non sappiamo, cosa nonpossiamo sapere) che faciliterebbero un processo decisionale pi aperto,sugli effetti cumulativi, su nuovi sistemi di gestione, basati su un pi ampiodibattito sociale.


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Favorire la collaborazione tra discipline diverse e tra scienziati e cittadini, ingruppi multidisciplinari ci consentir di approdare con maggiore facilit ad ipotesi

non concepibili con un punto di vista pi ristretto e di identificare dati noncomprensibili a persone con un solo tipo di competenza.

LIgiene, per la sua naturale vocazione allinterdisciplinariet, rappresentalambito privilegiato di incontro e coordinamento dei vari saperi verso il finecomune della tutela della salute e gli igienisti, con la visione analitica dei problemiche li accomuna, possono ben rappresentare la figura del risk manager,purch adeguatamente formati in tal senso.

Probabilmente allo stato attuale gli operatori di Sanit Pubblica che lavorano neiDipartimenti di Prevenzione, come quelli delle ARPA, non sono sufficientementepreparati per affrontare questa complessit, e non c ancora le necessaria pienaintegrazione fra le diverse professionalit coinvolte e fra territorio e mondoaccademico. quindi necessario limpegno costante per promuovere un nuovo

approccio culturale ai rischi di natura ambientale.

Ferrante Tecniche Di Monitoraggio e Valutazione Del Rischio Chimico 2

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