Keskkonnariski hindamisest: lühiülevaade põhimõistetest ja toimingutest

Risk, riski hindamine ja riskianalüüs on mõisted, mida on kaua aega laialt kasutatud, ent enamasti nende sisu selgusele tähelepanu pööramata. Täpses tähenduses on riski ja riskianalüüsi mõistetud sõjanduses, äris ning hasartmängudes, aga need valdkonnad puudutavad vaid väikest osa inimkonnast. Viimastel aastakümnetel lisandunud keskkonna- ja terviserisk peaksid siiski kõiki huvitama.

Eestisse on mõisted „keskkonnarisk“ (ingl k environmental risk), „ökoloogiline risk“ (ecological risk) ja „terviserisk“ (health risk) jõudnud peamiselt rahvusvaheliste õigusaktide kaudu, mille ülevõtmine on olnud kohustuslik, ent mille sisu mõistmiseks ja arukaks rakendamiseks napib nii üldsusel kui keskkonnakorralduses ja keskkonnateadustes toimetajatel teadmisi. Seetõttu kasutatakse neid mõisteid kaunis vabalt ja vahel on avaldatud ühekülgseid või päris vildakaid seisukohti.

Süsteemselt on sellealast asjatundlikkust püüdnud anda ülikoolid. Tallinna Ülikoolis on keskkonnariski hindamine olnud keskkonnakorralduse õppekava kohustuslik aine juba kümmekond aastat. Oma osa on olnud ka ühiskondlikel liikumistel ja organisatsioonidel. Paraku pole eesti keeles ilmunud ühtki keskkonnariskist süsteemset ülevaadet andvat teost, mõistetavalt on puudu ka omakeelseid termineid. Ühtne terminoloogia puudub küll ka muudes keeltes.

Asjaolu, et keskkonnariski hindamine on lai ja kiiresti arenev valdkond, milles on mitmeid suundi ja mille käsitlused pole vabad ka vastuoludest, teeb selles orienteerumise pingutust nõudvaks ning see pole saavutatav käigu pealt. Käesoleva artikli eesmärk on anda põgus ülevaade põhimõistetest ja tegevustest keskkonnariski hindamisel, lootes aidata kaasa sellest paremale arusaamisele ja sellesse süvenemisele.

Põhimõisted oht ja risk

Terminite oht ja risk kasutamine niimoodi, nagu seda tavakeeles tehakse, kus täpne sisu pole oluline, tekitab keskkonnariski hindamisel raskusi, sest seal on nad kesksed mõisted. Nende üldtunnustatud definitsioone praegu polegi, muret on teinud isegi nende eristamine. See olevat seotud juba uurija emakeele eripäraga – mõnes keeles olla nad peaaegu sünonüümid, mõnes mitte.

Ohtu on tavaliselt määratletud kui tegurit või olukorda, mis võib teatud tingimustel viia kahju tekkeni, s.o kui kahjutekitamisvõimet. Ohtlikkust saab iseloomustada kokkulepitud (standardsete) mõõtmiste teel, nt kemikaalide toksilisuse hindamisega loomkatsete põhjal, kus määratakse annus või kontsentratsioon, mis põhjustab 50% katsealuste surma (LC50).

Riski on defineeritud kahe komponendi – kahjulike tagajärgede (mõju) tõsiduse ja nende tagajärgede ilmnemise tõenäosuse (sageduse) funktsiooni või mõõduna, ent ka kui ebakindlat olukorda (määramatust), mis võib ebasoovitavat tagajärge põhjustada.

Riski eristab ohust eksponeerituse tagajärjel tekkiva kahju tõenäosus. See tähendab, et ka väga toksiline kemikaal, mis oma omaduste tõttu on inimese tervisele vaieldamatult ohtlik, ei põhjusta riski niikaua, kuni inimese kokkupuude sellega on võimatu. Mõnikord samastatakse riski üksnes kahjuliku sündmuse tekke tõenäosusega, eristamata sündmusi tõsiduse alusel, nt kui terviseriski samastatakse haigestumise või surmajuhtumi tõenäosusega (sagedusega).

Kui ohu ja riski erinevust lühidalt iseloomustada, siis sõltub oht mõjuri, nt kemikaali omadustest (nt toksilisus), aga ka kogusest. Ohtlikuks klassifitseeritud kemikaali omadused (ohtlikkus) ei sõltu sellest, kus kemikaal asub, ega muutu transportimise ajal. Küll võib aga olla erinev hoidla või veose ohtlikkus – suurem kogus kätkeb suuremat ohtu. Riski suurus sõltub peale ohuallika omadustest tuleneva ohu suuruse veel sellest, keda või mida ohuallikast vallanduda võiv aine, energia või bioloogiline tegur (lühidalt mõjur) kahjustada võib. Kui sama kogust toksilist ainet veetakse läbi linna, on risk suurem kui seda läbi asustamata kõrbe vedades.

Keskkonnariski hindamine

 Keskkonnariski hindamine (KRH) ehk analüüs on riski kirjeldamise ja selle suuruse kvalitatiivse või (eelistatult) kvantitatiivse süsteemse hindamise viis. Keskkonnariski hindamine sisaldab objektiivseid, sh kvantitatiivseid andmeid (nt mõõdetud eksponeeritust), aga ka hinnanguid (nt ohutustegurite väärtuste ekstrapoleerimine, mingi sündmuse tõenäosuse hindamine või riski vastuvõetava suuruse määramine). KRH eesmärk on varustada riski ohjajat (risk manager) vajaliku informatsiooniga mõistlike otsuste tegemiseks, sh poliitika kujundamiseks ja õigusaktide koostamiseks.

Keskkonnariski hindamine annab aluse keskkonnariskide ohjamiseks, sh ettevaatusprintsiibi mõistlikuks rakendamiseks. KRH ei ole üksnes hindajate ja otsusetegijate asi, vaid loob eeldused ka ühiskondlikule arutelule ning selleks, et seatud otsustajad teevad häid otsuseid. KRH ülesanne on hinnata ja võrrelda nii kavandatavate kui ka olemasolevate ohtlike objektide ja tegevustega kaasnevaid riske. See on töö, mis eeldab pädevust, s.o teatavaid teadmisi ja oskusi ning võimeid – asjaolu, mis igapäevaelus, kus üha räägitakse riskide „võtmisest“ ja „maandamisest“, kipub tähelepanuta jääma.

Kui lähtuda seisukohast, et risk on määramatus, siis võib KRH-d defineerida kui protseduuri, millega määramatust vähendatakse ning sel moel soodustatakse ebasoovitavate sündmuste vältimist. Hästi kokkuvõetult võib riski hindamist defineerida kui vastuse otsimist kolmele küsimusele:

• mis võib juhtuda,
• kui suur on tõenäosus, et see juhtub ning
• mis saab siis, kui see juhtub.

Nüüdseks on KRH-l kaks selgelt väljakujunenud haru – terviseriski hindamine ja ökoloogilise riski hindamine. Nende erinevus seisneb sihtobjektis – terviseriski puhul on selleks inimene, ökoloogilise riski korral ökosüsteemi muud osad. Vahel, k.a Euroopa Liidu olulistes dokumentides, kasutatakse terminit „keskkonnarisk“ üksnes ökoloogilise riski tähenduses.

Riskianalüüs

Riskianalüüsi, mida nimetatakse ka tõenäosuslikuks riskihindamiseks (probabilistic risk assessment) või tööstusriski hindamiseks (industrial risk assessment), on vahel käsitletud keskkonnariski hindamise sünonüümina, kuid sagedamini loetakse seda üheks keskkonnariski haruks. Tervise- ja ökoloogilisest riskist erineb see käsitlusala kitsuse poolest ning hõlmab tavaliselt õnnetusjuhtumite (tulekahjude, plahvatuste, toksiliste kemikaalide vallapääsemise) tekkevõimalusi ohtlikes (eriti keemiatööstuse) ettevõtetes ning nende võimalikke tagajärgi. Tagajärjed võivad küll olla nii inimeste kui ka muude keskkonnaosade kahjustused, mis kuuluvad juba tervise- ja ökoloogilise riski valdkonda.

Vahel samastatakse riskianalüüsi lihtsalt mingi negatiivse sündmuse statistilise tõenäosuse arvutamisega (nn riskikõverad) või selle tõenäosuse ja tagajärje lihtsa kvalitatiivse hindamisega (nt riskimaatriksid). Mõnikord on, riskianalüüsile antud ka väga lai tähendus ning seda mõistetud kui riski üldist käsitlemist, s.o nii riski hindamist (risk assessment), riskist teavitamist (risk communication) kui ka riski ohjamist (risk management).

Terviseriski osa kutsetööga seotud tervisekahjustuste käsitlemisel on selgelt piiritlemata. Traditsiooniliselt on tööohutus ja kutsehaigused olnud iseseisev valdkond, mis on arenenud väljaspool keskkonnariski hindamist, kuid millel on riskianalüüsiga kindlasti ühisosa. Vahel laiendatakse keskkonnariski ka inimestele töökohtadel tekkivale riskile.

Riski ohjamine

Riski ohjamine on riski vähendamiseks ja vastuvõetaval tasemel hoidmiseks ettevõetav tegevus. Riski ohjab füüsiline isik või organisatsioon, kellel on õigus või kohustus rakendada abinõusid riski vähendamiseks. Riski ohjamises on kesksel kohal otsustamine, mistõttu seda on määratletud just tegevusena, millega valitakse sobiv viis riski piiramiseks, s.o vastuvõetaval tasemel hoidmiseks. Seisukohad riski hindamise ja ohjamise vahekorra kohta on erinevad. Ühe arvamuse järgi on nad eri tegevused, sest riski hindamiseks on vaja spetsiifilist pädevust ning see peaks olema asjatundja töö. Riski hindamise tulemused annavad riski ohjajatele, s.o selleks seatud isikutele, otsuste tegemiseks vajalikku teavet. Teise seisukoha järgi hõlmab riski hindamine ka ohjamist. Ühtsel seisukohal ei olda ka selles, mil määral tuleks ohjamisse, eeskätt mõistliku riski suuruse üle otsustamisse, kaasata avalikkust. Seda on hakatud üha tähtsamaks pidama.

Tegevus keskkonnariski hindamisel

KRH selgroo moodustavad (joonis 1):

• probleemi sõnastamine,
• ohu kindlakstegemine (hazard identification),
• eksponeerituse (annuse) ja mõju seose hindamine (dose-response assessment) ehk analüüs,
• eksponeerituse hindamine (exposure assessment) ehk analüüs (exposure analysis),
• riski iseloomustamine (risk characterization).

Nende tegevuste nimetused pärinevad umbes veerandsaja aasta eest USA Teaduste Akadeemia poolt avaldatud terviseriski hindamise skeemist, mida hiljem laiendati ka ökoloogilise riski hindamisele. Vahel on neid tegevusi veel alljaotisteks jagatud ning täiendavaid osi lisatud. Mõnikord on neid ka teisiti nimetatud – mõne mõjuri puhul annuse mõiste ei sobi. Ökoloogilise riski korral on annuse ja mõju seose asemel parem öelda ökoreaktsiooni analüüs (ecological response analysis).

Probleemi sõnastamine ja ohu kindlakstegemine

KRH-le eelneb selle probleemi sõnastamine, mida soovitakse lahendada,. Seda tuleks teha ametnike, hindajate ja huvipoolte koostöös.

Ohu kindlakstegemist alustatakse informatsiooni kogumisega, mille põhjal piiritletakse ja kirjeldatakse ohuallikaid (nt kemikaaliterminal või veepuhastusjaam), mõjureid (aine, energia, organismid), mis võivad ohuallikast vallandudes põhjustada kahjulikku sündmust või tagajärge, ning võimalikke kahjustatavaid objekte (nt inimesed, loomad, taimed, kooslused, ökosüsteemid, kultuuriväärtused). KRH ohu kindlakstegemise faasis peab saama uurimisobjektist ettekujutuse, mida nimetatakse kontseptuaalseks mudeliks e süsteemi kirjelduseks. Mudel (süsteemi kirjeldus) peab andma loogilise ja põhjendatud seletuse riski tekkimise võimalikkuse kohta, hõlmates mõjuallikaid ja mõjureid, nende vallandumise tingimusi ja võimalikku muutumist ning nende esile kutsutud teiseseid ehk sekundaarseid mõjureid. Kirjeldama peab ka kõigi mõjurite teid sihtobjektideni, s.o objektideni, mille võimalikku kahjustamist KRH käsitleb, lühidalt – eksponeerituse võimalikkust.

Kui mõjur on kemikaal ning sihtobjekt inimene või muu organism, näitab kontseptuaalne mudel, milliste keskkonnakomponentide kaudu kemikaal nendega kontakti jõuab ning kuidas ta organismi pääseb. Organismi saab pääseda absorbeerumise teel keha pinnalt (vahetu kokkupuude kemikaaliga või seda sisaldava keskkonnakomponendiga – vee, õhu või pinnasega), hingamisteede kaudu (õhus või veeorganismide puhul vees sisalduvad kemikaalid) või seedekulglat pidi (toidu ja joogiveega).

Kui valitud sihtobjekti otsene või kaudne eksponeeritus, s.o esmaste ja teiseste mõjurite toime ei ole üldse võimalik (tõenäosus on null), siis ei saa olla ka riski. Oluline on ka, et esmase mõjuri või selle põhjustatud teiseste mõjurite ja sihtobjekti kahjustuse vahel oleks põhjuslik seos.

Kontseptuaalse mudeli koostamine võib alata nii ohuallikast (tavaliselt on see nii) kui ka sihtobjektist. Võib lähtuda ka mõjurist, nt kemikaalist, ning käsitleda kogu selle olelusringi, s.o tootmist, kasutamist ja kõrvaldamist, ning koostada igale neist vallandumisstsenaarium. Väga oluline on määratleda käsitluse üldisusaste ning ruumi- ja ajamastaap. Valida tuleb ka tõenäosuste hindamisviis, nt Monte-Carlo meetod või subjektiivne hindamine.

Kui riski hindamine piirdub üksnes valitud sihtobjektide eksponeerituse otsese mõõtmisega ning ohuallikatele ega eksponeerituse tekkimise kulule (exposure pathway) tähelepanu ei pöörata, ei ole kontseptuaalset mudelit vaja ning hindamine taandub võimalike kontaktiallikate (sissehingatav õhk, toit ja jook, kokkupuude nahapinnaga) kindlakstegemisele. Mõne mõjuriga, nt kosmeetika- ja puhastusvahenditega kokkupuude on tahtlik ning tuleneb otseselt nende otstarbest ja kasutamisviisist. Üldjuhul jõuavad vallandunud mõjurid sihtobjektini soovimatult ja see toimub ühe või mitme keskkonnakomponendi (õhk, vesi, pinnas, elustik) vahendusel, kusjuures mõjurid võivad muunduda ning neid võib juurde tulla.

 On võimalik, et tervet KRH-d ei tehtagi ning piirdutakse ohu kindlakstegemisega. Tähtis on aga silmas pidada, et ohu kindlakstegemine ei ole veel riski hindamine, kuigi vahel kaldutakse neid ekslikult samastama.

Eksponeerituse hindaminee analüüs

Eksponeerituse hindamine lähtub kontseptuaalsest mudelist ning peab andma vastuse, millisel määral võivad võimalikud sihtobjektid mõjuri või selle esile kutsutud teiseste mõjuritega kokku puutuda. Esikohal on kvantitatiivne käsitlus, ent kui seda pole vaja või võimalik teha, võidakse piirduda kvalitatiivse hindamisega.

Mõjuri levimistee ja levimise iseloomu kujunemisel on oluline nii vallandumise iseloom (nt aeg, kogus), vallandunud aine omadused (nt lahustuvus, aurustuvus) ja esinemisvorm (tahke, vedel, gaasiline) kui ka mõjurit esmaselt vastu võttev keskkonnakomponent – õhk, vesi või pinnas. Mõjur võib edasi liikuda nii keskkonnakomponendi sees (nt jõkke juhitud aine kanduda vooluveega edasi) kui ka ühest keskkonnakomponendist teise (nt sadeneda veekogu põhja, lenduda veekogu pinnalt atmosfääri või akumuleeruda elustikus). Elustikku jõudnud kemikaalid võivad jätkata liikumist toiduahelates, mille lõpus on sihtobjekt – terviseriski hindamise korral inimene, ökoloogilise riski hindamise puhul nt kalapopulatsioon.

Eksponeerituse analüüs käsitleb ka mõjuri liikumise ajal toimuvaid muundumisi, nt keemilisi reaktsioone, mille tagajärjel tekivad uued ained, ent ka lagunemist füüsikaliste, keemiliste ja bioloogiliste protsesside toimel. Oluline eksponeeritust mõjutav tegur on püsivus (lagunemise aeglus) – kiiresti lagunevad ained ei pruugi sihtobjektideni jõudagi, raskesti lagunevad aga neis kuhjuda.

Kui eksponeeritus on olemas, on võimalik seda otseselt mõõta või arvutada. Kui mõõta pole võimalik (nt kui hinnatakse alles kavandatava tegevuse või võimaliku õnnetusjuhtumiga kaasnevat riski) või huvi pakub vaid mingi konkreetse allika osa riski tekkimisel, peab eksponeerituse analüüs kirjeldama mõjuri liikumist ja teisenemist kogu teel allikast sihtobjektini. Kui eksponeeritust veel pole, nt kui hinnatakse kavandatava tegevuse keskkonnariski, siis on eksponeerituse hindamine prognoos, mis lähtub mõjurite eeldatavatest vallandumisvõimalustest ja liikumisteest. Eksponeerituse analüüs tugineb peamiselt tehnika- (vallandumine) ja loodusteadustele – eriti keskkonna- ja biogeokeemiale ning ökoloogiale.

Organismi mõjutamiseks peavad kemikaalid selle sisse pääsema. Sissepääsemist iseloomustab annus (doos), s.o organismi ajaühikus sisenenud kemikaali (või energia) kogus kehakaaluühiku kohta. Kui ajaühik on ööpäev, nimetatakse seda keskmiseks ööpäevaannuseks ADD (average daily dose).

Kui annust mõjutavad tegurid on vähemuutuvad, võib ajavahemikus AT organismi absorbeerunud keskmise ööpäevaannuse arvutada valemiga: ADD = C∙IR∙ABS∙EF∙ED/(BW∙AT) mg/ (kg∙d), kus C on kemikaali keskmine kontsentratsioon keskkonnakomponendis, mille kaudu ta organismi pääseb (mg/L, mg/ kg, mg/m3 ), IR (ingestion rate) – suu kaudu manustamise või hingamise intensiivsus, s.o ööpäevas manustatud joogi ja toidu või sissehingatava õhu kogus (L, kg, m3 ), ABS – tegur, mis näitab, kui suur osa kemikaalist naha, hingamisteede või seedetrakti limanaha kaudu organismis absorbeerub (ühikuta suurus; kui täpseid andmeid ei ole, võetakse selle väärtuseks 1,0, s.o eeldatakse, et kogu sissehingatud õhus või joodud vees sisaldunud kemikaal pääses vereringesse), EF (exposure frequency) – eksponeerituse sagedus (päevi aastas), ED (exposure duration) – eksponeerituse kestus (aastat), BW (body weight) – kehakaal (kg) ning AT – keskmistamisperioodi pikkus (päeva).

Kui käsitletava aja kestel annust mõjutavad tegurid (kontsentratsioon, manustamise intensiivsus, kehakaal) oluliselt muutuvad, võib olla vaja seda arvestada. Praktikas jaotatakse inimese eluiga mitmeks perioodiks, mille jooksul IR ja BW keskmised väärtused on erinevad. Keskmistamisperioodi pikkuse valik sõltub ka annuste ajalisest muutlikkusest. Kui annused selle perioodi kestel suuresti kõiguvad, ei anna keskmine annus küllaldast informatsiooni, sest olulist mõju võivad osutada just suhteliselt lühiajalised, kuid suured annused. Lühiajaliste suurte annuste mõju (akuutne mõju) on sageli täiesti erinev pikaajaliste, kuid väikeste annuste omast (krooniline mõju).

Ökoloogilise riski hindamisel iseloomustatakse eksponeeritust tihti ainult mõjuri kontsentratsiooni kaudu, nt kalade puhul käsitletava kemikaali sisalduse järgi vees. Ka hoonetesse jm kultuurimälestistesse puutuva riski hindamisel iseloomustab eksponeeritust mõjuri kontsentratsioon neid ümbritsevas õhus või mõjuri kogunemine nende pinnale. Bioloogilise mõjuriga (nt võõrliik või GMO) eksponeerituse analüüsil on kemikaalidega võrreldes oluline eripära – tuleb arvestada organismide paljunemist ja vahel ka aktiivset liikumist.

Eksponeerituse (annuse) ja mõju seose hindamine

Selles etapis tuleb leida vastus küsimusele, mida mõjur sihtobjektile teeb, s.o kirjeldada kvantitatiivset põhjuslikku seost. Asjakohased andmed võivad olla saadud epidemioloogiliste ja ökoloogiliste uuringute ja eksperimentidega. Kemikaalide toime kohta inimestele on lõviosa andmeist saadud loomkatsetega, kuid tänapäeval on suund võetud eetiliselt vastuvõetavamatele meetoditele, nt katsetele koekultuuridega. Ökoloogilise riski hindamisel saab tugineda mitmele ökoloogiaharule (ökofüsioloogia, faktorökoloogia, populatsiooniökoloogia, süsteemiökoloogia), kusjuures süvakäsitlusega tegelevad molekulaarbioloogia ja biokeemia.

Terviseriski hindamisel eristatakse kahesuguseid mõjusid – deterministlikke ja stohhastilisi. Deterministliku mõju korral sõltuvad annusest nii kahjustuse tõsidus kui ka selle suhteline esinemissagedus. Stohhastilise mõju korral kahjustatakse raku pärilikke omadusi määravat informatsiooni, ent raku paljunemisvõime jääb püsima. Somaatiliste (n-ö tavaliste) rakkude kahjustamise tagajärjeks võib olla vähktõbi ning sugurakkude kahjustamise korral järglaste arenguhäired. Stohhastilise mõju puhul kasvab annuse suurenemisel ainult mõju (vähirakkude või arengu häire) ilmnemise tõenäosus, mitte tõsidus. Mõned mõjurid põhjustavad nii deterministlikku kui ka stohhastilist mõju. Mõju hindamisel on oluline teada, kas on olemas läviannus, s.o annus, millest väiksem organismile kahjulikku mõju ei avalda. Kui see on olemas, siis on põhimõtteliselt võimalik leida suurim ohutu annus, s.o „tõelisele“ läviannusele lähedane annus.

Tavaliselt mõistetakse ohutu annuse all ööpäevast annust, mis on ohutu kogu populatsioonile, sh tundlikematele isenditele, kogu eluea kestel. (Kui mõju sõltub eksponeerituse kestusest, siis lühema eksponeerituse puhul on ohutu ka suurem annus). Inimesele ohutu annus on enamasti tuletatud loomadega (tavaliselt närilistega) sooritatud katsete andmetest. Tuletamisviise on mitu, tavaliselt lähtutakse suurimast annusest NOAEL (no observed adverse eff ect level = NOAEL), mille puhul katseloomadel (kontrollgrupiga võrreldes) kahjulikku mõju ei ilmnenud. Kui on olemas mitme katse andmed, võetakse aluseks kõige väiksem NOEAL.

Inimestele ohutu annuse ADI (acceptable daily intake) tuletamiseks kasutatakse sageli valemit: ADI = NOAEL/SF, kus SF on ohutustegur (safety factor), mis arvestab määramatust loomadelt inimesele ekstrapoleerimisel ja inimeste erinevat tundlikkust ning mille väärtuseks võetakse sageli 100. Ameerika Ühendriikides nimetatakse inimesele ohutut annust referentsannuseks (reference dose, RfD), mis leitakse valemiga: RfD = NOAEL/(UF ∙ MF), kus UF on määramatustegur (uncertainty factor) ja MF parandustegur (modifying factor). Esimene neist arvestab katsete kestust, inimese ja katseloomade erinevusi ning inimeste vahelisi erinevusi, teine aga võimalikke täiendavaid asjaolusid (kui neid teada ei ole, võetakse MF väärtuseks 1). Kui lähteandmeid on piisavalt, kasutatakse referentsannuse arvutamisel NOAEL asemel nn benchmark-annust, s.o katsetega leitud annuse ja mõju vahelisel seosel põhinevat annust, millel on kokkulepitud suurusega (tavaliselt 10 % katsealustele avalduv) mõju.

Valitseva käsitluse kohaselt läviannust stohhastilise toime hindamisel ei tunnistata ning iga nullist suurema annuse puhul loetakse haigestumise tõenäosust nullist suuremaks. Selle käsitluse kohaselt on kantserogeenide puhul küsimus ohutu annuse olemasolust mõttetu – teoreetiliselt seda polegi. Rääkida saab vaid annusest, millest väiksema korral on kahjuliku toime tekke tõenäosus nii väike, et seda võib tühiseks pidada. Arvatakse siiski, et ka stohhastilise toime korral on erandeid, kus läviannused on olemas. Keskkonnariski hindamise praktikas sellel seni olulist tähendust pole, sest andmed läviannuste kohta, mida riski hindamisel kasutada saaks, puuduvad.

Kantserogeenide puhul pakub riski hindamise seisukohalt huvi just see annuse ja mõju seose piirkond, mis jääb katsete tegemisel kättesaamatuks ning mille puhul on katsetulemusi vaja väiksemate annuste poole ekstrapoleerida. Selleks kasutatakse mitmesuguseid mudeleid, mis on küll kõik heas vastavuses empiiriliste andmetega, ent võivad ekstrapoleerimispiirkonnas anda suuresti lahknevaid tulemusi. Väikeste annuste piirkonnas on annuse ja kahjuliku mõju ilmnemise tõenäosuse vahel lineaarne seos, mida iseloomustab nn kaldetegur SF (slope factor, mitte ajada segi sama moodi tähistatava ohutusteguriga!), mille ühik on mg/(kg∙d)-1.

Ohutu annus (ADI, RfD) ja kaldetegur (SF) on suurused, millele terviseriski hindamine paljuski tugineb. Paljude ainete või mõjude, eriti immuunsussüsteemi ja endokriinsüsteemi kahjustuste ning allergiliste reaktsioonide kohta on andmed annuse ja mõju seose kohta veel puudulikud.

Ökoloogilise riski hindamisel võivad sihtobjektid olla organismi (või populatsiooni) kõrgemal tasemel olevad üksused – kooslused ja ökosüsteemid, mille struktuur, funktsioneerimine ja suurus võivad olla äärmiselt erinevad. Mõne organismi puhul on võimalik teha otseseid uuringuid, sh katseid. Enamasti tuleb aga, nagu terviseriskigi puhul, ekstrapoleerida. Koosluse või ökosüsteemi tasemel ilmnevate mõjude kindlakstegemine on keeruline ning võimalusi ökosüsteemidega katseid teha on vähe. Ökosüsteemile ohutu kemikaalikontsentratsiooni leidmiseks on kasutusel kaks lähenemisviisi.

• Eeldatakse, et kooslus või ökosüsteem ei ole ohustatud, kui ohus ei ole selle kõige tundlikum liik. Kuna andmed kõikide liikide kohta üldjuhul puuduvad, siis võetakse aluseks teadaolevalt kõige tundlikum liik, s.o liik, kelle jaoks on empiiriliselt leitud kõrgeim kontsentratsioon NOAEL, mille puhul kahjulikku mõju ei ole täheldatud, on kõige väiksem. Kuna koosluses või ökosüsteemis võib olla veelgi tundlikumaid liike, kelle kohta aga andmed puuduvad, siis jagatakse koosluse jaoks tänapäevateadmiste kohaselt ohutu (arvutusliku mittetoimiva) kontsentratsiooni PNEC (predicted no effect concentration) leidmiseks väikseim teadaolev NOAEL veel ohutusteguriga, mille väärtus sõltub olemasolevate andmete hulgast ja headusest.
• Postuleeritakse, et kooslus (ökosüsteem) ei ole ohustatud, kui enamik (piiriks võib olla 95%) selle liikidest ei ole ohustatud; seega kui mõjuri kontsentratsioon on väiksem kui üheksakümne viie protsendi liikide NOAEL. Sellele vastav PNEC leitakse eri liikide NOAEL-ide alusel konstrueeritud tundlikkuse tõenäosustihedusfunktsioonist. Selleks on muidugi vaja teada piisava arvu liikide NOAEL-väärtusi. Ökoloogilise riski hindamisel saab annuse ja mõju seose kirjeldamiseks kasutada mitmesuguseid mudeleid, mis võivad arvestada ka keerulisemaid, nt liikidevahelisi seoseid.

Keskkonnariski hindamises on olulisel kohal organismidele võõraste ainete (ksenobiootikumide) mõju käsitlemine, kusjuures annuse suurenedes mõju valdavalt kasvab. Tegelikult võib annuse ja mõju seos olla keerulisem: kahjulikku mõju võivad avaldada ka organismidele vajalikud ained ning mitte üksnes liiasuse korral (annus tekitab mürgi, nagu mõistis juba Paracelsus) – kahjulikult võib mõjuda ka nende vähesus. Paljude keskkonnategurite puhul on sama seos hästi tuntud ökoloogias.

Riski iseloomustamine

Riski iseloomustamine seob eksponeerituse (annuse) ja mõju suhte analüüsi (hindamise) eksponeerituse analüüsiga (hindamisega) ning teeb nende põhjal riski kohta järeldused. Sageli algab riski iseloomustamine selle olemasolu kindlakstegemisega. Kõige lihtsamal kujul seisneb see tegeliku või prognoositava eksponeerituse (annuse, kontsentratsiooni) võrdlemisel ohutuga (annuse või kontsentratsiooniga): HQ = mõõdetud või prognoositud annus/ohutu annus, kus HQ on riski olulisussuhe (hazard quotient). Kui HQ >1, on risk olemas ning seda on vaja põhjalikumalt uurida. Indiviidi vähki haigestumise riski IR (individual risk) hinnatakse kaldeteguri SF ja kogu elueale keskmistatud keskmise ööpäevaannuse ADD (average daily dose), kaudu: IR = SF∙ADD. IR = 10-6 tähendab üht täiendavat vähijuhtumit miljoni inimese kohta (mõnikord võetakse ebaolulisuspiir kõrgemaks, nt 10-5). Sellest väiksemat riski loetakse sageli ebaoluliseks.

Epidemioloogiliste uuringute põhjal väljendatakse terviseriski suhtelise (relatiivse) riski või liigriskina. Suhteline risk näitab eksponeeritud grupi ja kontrollgrupi haigestumis- (surmajuhtumi-)sageduse suhet, liigrisk aga seda, millist osa teatud populatsioonis põetava haiguse esinemissagedusest võib olla põhjustatud eksponeeritusest. Surmajuhtumite ja eksponeerituse vahelise statistilise seose põhjal on terviserisk väljendatav ka oodatava eluea lühenemise kaudu. Riski iseloomustamise hulka kuuluv riski hinnangu põhjendatuse analüüs hõlmab ülevaadet hindamise aluseks olnud teaduslikest seisukohtadest, eeldustest ja lihtsustustest ning nende mõjust hindamistulemusele. Nii ametnikele kui huvilistele tuleb arusaadaval moel selgeks teha, millisele objektiivsele teabele on hindamisel tuginetud ning mida on subjektiivselt hinnatud. Riski hindamisel on teatud määramatus paratamatu, see tuleneb teadmiste ja andmete puudulikkusest ja praktilistel kaalutlustel tehtud lihtsustustest. Lisandub tõenäosuslikkus, mis on olemuslik paljudele käsitletavatele asjadele. Üldjuhul püütakse ebakindluse korral eksida riski ülehindamise suunas.

Sõltuvalt isiklikest omadustest või ekstrapoleerimiseks valitud annuse ja mõju seose mudeli erinevustest võivad hindajate tulemused suurel määral lahkneda, mis asjasse süvenematutel võib tekitada väärarvamuse, et mõned tulemused on „õiged“ ja mõned „valed“. Omaette teema on riski tajumise subjektiivsus ja sellega seotud erinevad arusaamad riski mõistlikust suurusest.

Soovitatavad kirjandusallikad

• Callow, P. (Ed.). Handbook of environmental risk assessment and management. Blackwell, 1998.
• Fairman, R., C.D. Mead and P.W. Williams. Environmental risk assessment. European Environmental Agency, 1999.
• Kofi Asante-Duah. Public health risk assessment for human exposure to chemicals. Kluwer. 2002.
• Paustenbach, D. (Ed.) Human and ecological risk assessment. Theory and practice. Wiley. 2002. T
• echnical guidance document on risk assessment. Part I, II. European Chemicals Bureau, 2003.
• USEPA, 1992. Guidelines for exposure assessment. EPA/600/Z92/001. WHO. Environmental health criteria. Principles for modeling doseresponse for risk assessment of chemicals. Final report, 2007.

Artikli autor on TÕNIS PÕDER, Tallinna Ülikool

Artikkel ilmus ajakirjas Keskkonnatehnika 2/2010, lk 8–13

Foto: Skitterphoto from Pexels