CAPÍTULO III - AVALIAÇÃO DOSE-RESPOSTA
III.1. Introdução
O passo seguinte na avaliação de risco é estimar as relações entre dose e resposta para as diversas formas de toxicidade mostradas pela substância em estudo (Quadro III.1). Ainda que se tenha bons estudos epidemiológicos, raramente há dados quantitativos confiáveis sobre a exposição. Na maioria dos casos, os estudos dose- resposta são obtidos a partir estudos em animais. A avaliação dose-resposta implica considerar três problemas (EPA, 1991):
• geralmente, os animais em estudos experimentais estão expostos à doses altas e os efeitos à doses baixas em humanos devem ser previstos utilizando-se teorias relativas na forma da curva dose-resposta;
• os animais e os seres humanos freqüentemente diferem em suscetibilidade, ao menos em diferença de tamanho e metabolismo;
• a população humana é muito heterogênea, de modo que alguns indivíduos são mais suscetíveis que a média.
Convencionalmente são feitas duas suposições gerais sobre a forma das relações dose-resposta em doses baixas (EPA, 1991):
• para efeitos que envolvem alterações do material genético (incluindo a iniciação do câncer), há razões teóricas para crer que eles podem ocorrer a níveis de doses muito baixas; tem-se proposto vários modelos matemáticos específicos de relações dose-resposta;
• para a maioria dos outros efeitos biológicos, geralmente se assume que existem níveis “limite”. Entretanto, é muito difícil utilizar tais medidas para prever níveis ”seguros” nos seres humanos;
• se assumimos que os seres humanos e os animais são, em média, intrinsecamente similares em suscetibilidade, espera-se que os seres humanos tenham respostas mais variadas as substâncias tóxicas.
III.2. Aspectos Gerais da Relação Dose-Resposta
As respostas tóxicas podem ser de vários tipos, independente do órgão ou sistema afetados. Para algumas, a gravidade do dano aumenta a medida que aumenta a dose, ou seja, o efeito é proporcional a dose. Como exemplo dessa situação, podemos imaginar
uma substância que afete o fígado. As doses mais altas podem matar células hepáticas, talvez tantas o suficiente para destruir o fígado e causar a morte de alguns ou todos os animais de experimentação. Com a diminuição das doses, menos células são destruídas mas podem haver outras formas de dano que causem alterações em seu funcionamento, pois ainda que não haja morte de nenhuma célula, podem surgir leves alterações de função ou da estrutura celular. Finalmente, pode-se chegar à um nível de dose onde não se observe nenhum efeito ou no qual existam somente alterações bioquímicas que não produzam efeitos adversos conhecidos na saúde do animal. Sobre esta questão deve-se ressaltar que alguns toxicologistas consideram qualquer alteração como adversa, mesmo se suas consequências a longo prazo sejam desconhecidas, não havendo um consenso claro sobre este aspecto. Uma das metas dos estudos de toxicidade é determinar, na curva dose-resposta, o nível de efeito não observado, que é a dose na qual não se observa nenhum efeito, conhecida como a NOEL1 (No Observed Effect Level) (EPA, 1991).
Em outros casos, a gravidade do efeito em um animal de experimentação pode não aumentar com a dose, mas a incidência do efeito aumentará com um aumento da dose.
Nestes casos, o número de animais que experimentam um efeito adverso a uma determinada dose é menor que o número total e a medida que a dose aumenta, a fração que experimenta efeitos adversos, ou seja, a incidência da enfermidade ou dano, aumentará. Para uma dose suficientemente alta, todos os animais em experimentação apresentarão o efeito. Estas últimas respostas são propriamente caracterizadas como probabilísticas. Aumentar a dose aumenta a probabilidade, ou seja, o risco de que se desenvolva a anomalia em uma população exposta. Para alguns efeitos tóxicos, incluindo câncer, tanto a gravidade quanto a incidência aumentam conforme se eleva o nível de exposição. O aumento na gravidade é resultado de um dano acentuado com doses mais altas, enquanto que o aumento na incidência é um resultado das diferenças de sensibilidade individual. Além disso, o lugar onde uma determinada substância atua (pôr exemplo, fígado, rins) pode mudar quando muda a dose (EPA, 1991).
Geralmente, a medida que aumenta a duração da exposição, diminuem tanto o NOEL como a dose na qual aparecem os efeitos. Em alguns casos aparecem novos efeitos, que não foram observados com exposições de menor duração. Também podem ser encontradas diferenças no grau de reversibilidade do efeito. Em alguns casos, um
1 Corresponde a dose experimental mais alta na qual não há, estatisticamente e biologicamente, nenhum crescimento na freqüência ou severidade dos efeitos tóxicos vistos na população exposta comparada com uma população apropriada não exposta (EPA, 1989).
efeito desaparecerá quase que imediatamente após o término da exposição. Num outro extremo, algumas exposições acarretarão em um dano permanente, pôr exemplo, um defeito grave de nascimento pôr ação de uma substância que danifica irreversivelmente o feto, em um momento crítico do seu desenvolvimento. A maioria das respostas tóxicas se dá dentro desses dois extremos. Entretanto, em muitos experimentos, o grau de reversibilidade não pode ser observado pelo investigador (EPA, 1991).
A gravidade é outra característica de uma resposta tóxica. Certos tipos de dano tóxico são claramente adversos e são uma ameaça definitiva contra a saúde. Entretanto, outros tipos de efeitos observados durante os estudos de toxicidade não tem uma importância clara para a saúde. Pôr exemplo, para uma determinada dose, pode não ficar claro se ocorreu uma verdadeira resposta adversa. Determinar se estas alterações leves são significativas para a saúde, é um dos temas críticos ao avaliar a segurança, e até hoje não foi totalmente esclarecido (EPA, 1991).
III.3 Modelos de Curva Dose-Resposta
Qualquer que seja a resposta selecionada para a medida, a relação entre o grau da resposta do sistema biológico e a quantidade da substância tóxica a qual este sistema foi exposto, é referida como a relação dose-resposta. Este tipo de relação tem como exemplo clássico a DL502 (índice de letalidade), uma dose única estatisticamente derivada, de uma substância, que causa o óbito de 50% da população exposta. Em toxicologia, a resposta quântica é usada com frequência, ou seja, um efeito específico é identificado (óbito, no exemplo), e a dose requerida para produzir este efeito, para cada indivíduo na população, é determinada. A determinação da dose letal média (DL50), tomada como exemplo, é geralmente o primeiro experimento realizado com uma substância química. Se um grande número de doses é usado com um grande número de animais pôr dose, uma curva dose resposta sigmoidal é observada, como mostram os Quadros III.2 e III.3 (EPA, 1991).
Neste tipo de curva, os valores que estão no eixo da abcissa (doses) são transformados para valores logarítmicos. A ordenada é geralmente expressa em
2 A dose letal (DL50) – que se relaciona à absorção de substâncias pelo organismo via dérmica e oral – e a concentração letal (CL50) – que se relaciona à absorção de substâncias pelo organismo por inalação – são parâmetros toxicológicos que correspondem à dose necessária para provocar o óbito de 50% da população exposta, de modo que, quanto mais baixa a DL50, maiores são o perigo da substância e a probabilidade de óbitos imediatos em caso de exposição. Geralmente estes parâmetros toxicológicos são baseados na extrapolação de resultados obtidos em testes de laboratórios como animais in vivo – freqüentemente são empregados roedores para esses tipos de testes. As estimativas podem variar bastante, dependendo do modelo
percentual do efeito ou do número de indivíduos. Quando os valores da ordenada são apresentados como percentual da frequência do efeito (% de mortalidade, no exemplo), observa-se que a relação dose-resposta exibe uma distribuição normal ou gaussiana (Quadro III.3). A interpretação do perfil de uma curva dose-resposta (inclinação e localização no eixo das ordenadas) permite que se tire conclusões sobre a potênciae a eficácia de uma substância, variação individual da resposta, valores de NOEL (No Observed Effect Level) e NOAEL3 (No Observed Adverse Effect Level). Deve-se ressaltar, entretanto, que a resposta quântica do tipo tudo (vivo) ou nada (morto), não limita-se a letalidade. Curvas dose-resposta semelhantes podem ser construídas para câncer, lesões hepática, e outros tipos de respostas tóxicas assim como respostas terapêuticas, como anestesia (Klaassen et al., 1991).
Uma curva sigmoidal de distribuição normal, apresenta respostas próximas de 0%, à medida que as doses diminuem, e de 100% à medida que as doses aumentam. Porém, teoricamente, nunca chega a 0 ou 100%. Entretanto, a dose mínima efetiva para qualquer substância química que deflagra uma resposta quântica é denominada de dose limite, e doses abaixo desse limite apresentam probabilidade zero de elicitar uma resposta (Klaassen et al., 1991).
III.4. Efeitos Com Limiar e Efeitos Sem Limiar
As substâncias que produzem resultados tóxicos distintos do câncer e mutações genéticas são referidas como “tóxicos sistêmicos”, devido a seus efeitos no sistema de funcionamento de vários órgãos. É importante observar que as substâncias que causam câncer e mutações genéticas geralmente também provocam outros efeitos tóxicos, ou seja, também possuem uma toxicidade sistêmica. Em função de mecanismos homeostáticos adaptativos, que devem ser vencidos antes de que se manifeste um resultado tóxico, a toxicidade sistêmica é tratada como se existisse um limiar de exposição identificável, tanto para o indivíduo como para as populações, sob o qual não existem efeitos adversos observáveis. Esta característica distingue os resultados sistêmicos dos de carcinogenicidade e mutagenicidade, os quais, com frequência, são tratados como processos sem limiar. No caso de substâncias carcinogênicas, supõe-se
de dose-resposta adotado e das escalas dos fatores inter-espécies – peso do corpo, área de superfície e taxa metabólica (Smith, 1992; IPCS, 1992b).
3 Corresponde a dose experimental mais alta na qual não há, estatisticamente e biologicamente, aumento significativo na freqüência ou severidade de um efeito adverso à saúde na população exposta comparando-se com uma apropriada população não exposta. Efeitos podem ser produzidos neste nível, porém não são considerados como adversos (EPA, 1989)
que um número pequeno de alterações moleculares pode produzir alterações em uma só célula, a qual pode desencadear uma proliferação celular descontrolada. Este mecanismo é conhecido como sem limiar, já que teoricamente não há um nível de exposição para tal substância que não represente uma probabilidade pequena, mas finita de gerar uma resposta carcinogênica (EPA, 1991).
O conceito de limiar é importante no contexto da regulamentação. A hipótese de limiar individual sustenta que uma gama de exposições desde zero até certo valor finito, pode ser tolerada pelo organismo com essencialmente nenhuma probabilidade de expressão do efeito tóxico. Além disso, é necessário focalizar os membros mais sensíveis de uma população, e para tanto, os esforços reguladores geralmente são feitos no sentido de manter as exposições abaixo do limiar que a população mais sensível apresenta, o qual se define como o mais baixo dos limiares dos indivíduos dentro de uma população (EPA, 1991).
Ao se avaliar uma relação dose-resposta surgem certas dificuldades. Pôr exemplo, se deve decidir acerca do resultado crítico que se vai medir como “resposta”. Também se deve decidir a medição correta da “dose”, levando-se em consideração a dose administrada versus a dose absorvida versus a dose que alcança o órgão alvo.
Atualmente estas questões têm sido alvo de numerosas investigações (EPA,1991).
III.4.1. Efeitos Com Limiar
Para a avaliação da relação dose-resposta de efeitos com limiar um dos primeiros passos é identificar o NOAEL utilizando-se o estudo crítico realizado com a espécie mais sensível, para a partir daí calcular a Dose de Referência (DRf) ou Concentração de Referência (CRf), dependendo da via de exposição (Quadro III.4). Os princípios gerais que orientam a avaliação da relação dose-resposta baseiam-se nas seguintes suposições (ver Quadro III.5) (EPA, 1991):
• as informações obtidas a partir de estudos epidemiológicos em seres humanos são preferíveis do que as obtidas a partir de estudos experimentais de laboratório com animais;
• os seres humanos são tão sensíveis como a espécie animal mais sensível;
• o risco significativo de sofrer algum efeito tóxico sistêmico só ocorre quando se extrapola a dose limiar para o dito efeito;
• a implicação normativa do conceito de dose limiar para as substâncias que não causam efeitos carcinogênicos é a Dose de Referência (DRf) ou a Concentração de Referência (CRf).
Seleção do Estudo Crítico
O estudo crítico é aquele que determina o NOAEL que será utilizado como base para o cálculo da DRf. Ao avaliar dados provenientes de estudos em animais, geralmente se faz uma série de julgamentos profissionais que incluem, entre outros, a consideração da qualidade científica dos estudos. Quando são apresentados dados de vários estudos em animais, o avaliador do risco deve verificar primeiro o modelo animal que é mais pertinente para os seres humanos, utilizando para isso os dados biológicos mais bem fundamentados e contundentes (pôr exemplo, os dados farmacocinéticos comparativos).
Na ausência da espécie claramente mais pertinente, os avaliadores usam a espécie mais sensível, ou seja, a que apresentou um efeito tóxico decorrente da dose mais baixa administrada, uma vez que não há nenhum segurança de que os seres humanos não sejam, intrinsecamente, tão sensíveis quanto a espécie mais sensível testada. Este processo de seleção é mais difícil quando as vias de exposição em estudos com animais são distintas daquelas associadas a situação humana sob investigação. Para utilizar dados de estudos controlados ou de animais geneticamente homogêneos, o avaliador deve também extrapolar de animais para seres humanos, e de altas doses experimentais até exposições ambientais comparativamente baixas, levando em consideração a heterogeneidade humana e as possíveis exposições múltiplas em seres humanos (EPA, 1991).
Em termos simplificados, um nível de exposição experimental é selecionado a partir do estudo crítico, representando o nível mais alto testado que não produziu nenhum
"efeito adverso". Na prática, isto corresponde ao fato de, quando se tem vários NOAELs igualmente confiáveis, se eleger o valor mais baixo encontrado. Este NOAEL é a informação chave extraída do estudo da relação dose-resposta e tradicionalmente é a base primária para avaliação científica do risco que os tóxicos sistêmicos representam para os seres humanos. Este enfoque se baseia na suposição de que se o efeito tóxico crítico é evitado, também serão evitados todos os outros efeitos tóxicos. Mais formalmente, o NOAEL é definido como a dose experimental mais alta de uma substância, na qual não há um aumento estatísticamente importante na frequência ou gravidade de um efeito adverso, em indivíduos de um grupo exposto, quando se compara com indivíduos de um grupo controle apropriado. Como pode se observar, podem haver diferenças profissionais de opinião ao julgar se uma resposta particular é adversa ou não.
Além disso, o NOAEL é uma função do tamanho da população em estudo. Nos estudos com um número pequeno de animais, é menos provável que sejam detectados efeitos
com doses baixas que em estudos que utilizem grandes números de animais. Também, se o intervalo entre doses em um experimento é grande, é possível que o NOAEL determinado experimentalmente, seja menor que o que se observaria em um estudo que utilize doses sobrepostas (EPA,1991).
O resultado crítico é o efeito tóxico utilizado como base para o cálculo da DRf. Em estudos com determinadas substâncias, pode-se obter mais de um efeito tóxico, até em um mesmo animal em estudo ou em testes de mesma ou diferentes durações de exposição (estudos de exposição aguda, sub-crônica e crônica). Em geral, os NOAELs para estes efeitos serão diferentes. O resultado crítico utilizado na avaliação de dose- resposta é aquele efeito que mostre o menor NOAEL (Quadros III.6 e III.7) (EPA, 1991).
Estabelecimento da Dose de Referência (DRf)
A DRf é uma dose derivada operacionalmente do NOAEL através da aplicação consistente de fatores de incerteza (FI), geralmente em várias ordens de magnitude, que refletem os diversos tipos de critérios utilizados para calcular as DRfs (Quadros III.8 e III.9). Pôr exemplo, um NOAEL crônico e válido para animais, se divide normalmente entre um FI de 100. Além disso, as vezes se utiliza um fator de ponderação (FP) baseado em um julgamento profissional sobre a base da qualidade dos dados que levaram ao NOAEL (OPS/EPA, 1996)
A abordagem padrão tradicional, para estabelecer níveis “aceitáveis” de exposição para substâncias que produzem efeitos com limiar, determina que o NOAEL deve ser reduzido de um FI, que leve em consideração diferenças intra e interespécies.
Um FI de 10 foi proposto nos raros casos onde dados válidos de exposição crônica em seres humanos são disponíveis. Este fator de 10 é geralmente utilizado para contemplar a variabilidade interindividual entre seres humanos, embora seja insuficiente para proteger a maioria de indivíduos susceptíveis, na existência de idiossincrasias (Klaassen et al., 1991).
Na maioria das vezes, dados confiáveis de exposição em seres humanos, não são disponíveis para uma determinada substância, devendo-se então extrapolar estes dados a partir de estudos de exposição crônica em animais. Um FI de 100 é geralmente empregado, sendo que um fator de 10 refere-se a diferenças interindividuais na população humana e um fator de 10 refere-se a diferenças interespécies (10 x 10).
Quando são analisadas substâncias para as quais não existem dados confiáveis de exposição crônica em animais, adiciona-se um FI de 10 ao fator 100 anterior, e portanto, um FI de 1000 deve ser utilizado. O objetivo principal do uso de fatores de incerteza (FI) é
estabelecer níveis de exposição que sejam “protetores” para a saúde humana (Klaassen et al., 1991)).
Estes fatores e as indicações de como utilizá-los ao derivar a DRf são apresentados nos (Quadros III.10 e III.11)
A DRf é determinada através da equação(Quadro III.12):
DRf = NOAEL / (FI x FP)
Em geral, a DRf é o cálculo (com uma incerteza que talvez ultrapasse uma ordem de magnitude) de uma exposição diária na população humana (incluindo grupos sensíveis) que pode ocorrer durante a vida sem um risco apreciável de efeitos deletérios.
A DRf em geral se expressa em unidades de mg pôr kilograma de peso corpóreo pôr dia (mg/kg-dia) (ver Quadro III.9) (Klaassen et al., 1991).
A DRf é útil como um ponto de referência a partir do qual é possível medir efeitos potenciais da substância em outras doses. Geralmente, não se associam doses menores da DRf com riscos adversos para a saúde, e portanto, é menos provável que estas tenham um interesse normativo. A medida que aumenta a frequência ou a magnitude de exposições que excedam a DRf, aumenta a probabilidade de efeitos adversos em uma população humana. Entretanto, não se deve concluir categoricamente que todas as doses abaixo das DRfs sejam aceitáveis (ou estejam livres de risco) e que todas as doses acima da DRf sejam "inaceitáveis" (ou que resultem em efeitos adversos) (EPA, 1991; Klaassen et al., 1991).
Os FI e FP servem para categorizar a qualidade e a solidez das evidências disponíveis e a partir daí estabelecer a DRf (Quadro III.13). Os elementos de juízo para esta categorização são (Quadro III.14) (OPS/EPA, 1991):
a)
a qualidade da informação;b)
o poder estatístico dos estudos;c)
a quantidade e o tipo de efeitos estudados;d)
a consistência das observações nos diferentes tipos de estudos;e)
a relevância da duração e das vias de exposição utilizadas, tanto para as espécies animais utilizadas em estudos experimentais, quanto para seres humanos;f)
a relevância das doses administradas e das espécies utilizadas para a situação humana;g)
as informações sobre toxicocinética.Estes elementos de juízo para avaliação e categorização das evidências permitem categorizá-las como (Quadro III.15) (OPA/EPA, 1991)
1)
suficientes - aquelas que incluem resultados que coletivamente proporcionam informações suficientes para decidir se existe a probabilidade de que a substância produza efeitos adversos para a saúde2)
suficientes em seres humanos - aquelas que incluem informações provenientes de estudos epidemiológicos que proporcionam evidências suficientes que permitam decidir se existe uma relação causal entre a exposição e os efeitos adversos;3)
suficientes em animais, mas limitadas em seres humanos - aquelas que incluem informações obtidas a partir de estudos experimentais em animais e/ou evidências limitadas provenientes de estudos em seres humanos, que proporcionem evidências convincentes sobre o potencial de uma substância produzir efeitos adversos. As evidências mínimas necessárias para julgar o potencial de riscos incluem a demonstração do efeito de um estudo bem realizado em pelo menos uma espécie animal. A evidência mínima necessária para julgar que o potencial de risco não existe, inclui a informação proveniente de estudos bem realizados em pelo menos duas espécies diferentes de animais;4)
insuficientes - aquelas em que não há a evidência mínima suficiente(Quadro III.15).III.4.2. Efeitos Sem Limiar
Atualmente, somente as substâncias que mostram propriedades carcinogênicas são tratados como se não mostrassem níveis de tolerância (ainda que alguns cientistas sugiram que alguns teratogênicos e mutagênicos podem se comportar de forma similar).
Em outras palavras, a curva de dose resposta para carcinogênicos na população humana somente chega à risco zero se as doses de exposição forem zero; conforme a dose aumenta acima de zero, o risco se torna imediatamente finito e pôr tanto aumenta em função da dose. O risco é a probabilidade de câncer, e em doses muito baixas o risco pode ser extremamente pequeno (isto variará de acordo com a potência da substância carcinogênica). A este respeito, as substâncias carcinogênicas não são muito diferentes de outras substâncias (EPA, 1991).
O Processo Carcinogênico
Se ocorre algum tipo particular de dano ao material genético (ADN) de até uma só célula, esta pode sofrer uma série de mudanças, que em um dado momento, terá como resultado a produção de um tumor; entretanto o tempo requerido para todas as mutações necessárias que culminam no câncer pode ser uma porção substancial da vida de um animal ou de um humano (Quadro III.16). As substâncias carcinogênicas também podem afetar em número variável as etapas de transição no desenvolvimento do câncer.
Algumas substâncias carcinogênicas parecem capazes somente de iniciar o processo (se chamam ”iniciadores“). Outros cuja natureza ainda não se conhece bem, atuam somente em etapas posteriores (os chamados promotores, que podem atuar em uma ou mais etapas). Existem substâncias carcinogênicas que podem atuar em várias etapas. Alguns cientistas postulam que uma quantidade arbitrariamente pequena de uma substância carcinogênica, até uma só molécula, poderia afetar a transição de células normais em células cancerosas em uma ou várias das diversas etapas, e que uma quantidade maior da mesma substância somente aumenta a probabilidade de que ocorra uma dada transição. Sob estas circunstâncias, há poucas possibilidades de um nível de tolerância absoluto sob o qual não haja efeito no processo (inclusive se o efeito fosse sumamente pequeno) (EPA, 1991).
Esta descrição do processo carcinogênico está ainda sob uma extensa investigação científica e de nenhuma forma está confirmado. Entretanto, é o modelo dominante e tem bastante suporte. Este modelo multifásico tem influenciado o desenvolvimento de alguns dos modelos usados para a avaliação de dose-resposta (Quadro III.17). Antes de analisar estes modelos, é útil revisar a informação experimental
sobre dose-resposta obtida dos bio-ensaios e estudar porque se necessitam tais modelos (EPA, 1991).
Potência e Extrapolação de Doses Altas a Doses Baixas
Suponhamos que uma substância tenha sido administrada em ratos e camundongos de ambos os sexos e se encontrou câncer hepático em ratos machos. Um resumo típico dos dados de tal experimento seria o seguinte (Quadro III.18) (EPA, 1991):
A incidência de câncer hepático se expressa como uma fração, e é o número de animais que foram encontrados com tumores hepáticos dividido pelo número total de animais sob risco. A probabilidade (P) de câncer é simplesmente a fração expressada como um decimal (pôr exemplo, 25/50 = 0,5).
Ainda que se tenha um “não-efeito” com uma exposição de 125 mg/kg/dia, deve-se considerar que, de qualquer forma, a resposta é compatível com um risco em torno de 0,05 (5%), devido as incertezas estatísticas associadas com o pequeno número de animais usados.
Este experimento revela que se os seres humanos e os animais são mais ou menos igualmente suscetíveis à substância, uma exposição de 250 mg/kg/dia em seres humanos aumentará seu risco durante a vida em 20% . Se 1.000 pessoas forem expostas à esta dose da substância em questão durante sua vida, se esperara que 200 delas desenvolvam câncer. Este é um risco extremamente alto e obviamente nada o justificaria. Entretanto, está perto do extremo inferior da margem de riscos que podem ser detectados em experimentos com animais (EPA, 1991). Para continuar com a ilustração, suponhamos que é possível estimar a dose diária de uma substância na população humana. Para este exemplo, suponhamos que a população humana exposta receba uma dose de 1,0 mg/kg/dia. Deste modo surge o interesse de saber o risco para ratos com 1,0 mg/kg/dia (EPA, 1991).
Há uma grande diferença entre as doses usadas experimentalmente e a dose de interesse. Os riscos que provavelmente existiriam em uma dose de 1,0 mg/kg/dia são bastante pequenos e para determinar se existem, se necessitariam de muitos animais (talvez centenas ou milhares). No entanto, sob estas circunstâncias, para estimar o risco potencial é necessário se basear em outros meios que não sejam a experimentação (EPA, 1991).
Os cientistas tem desenvolvido vários modelos matemáticos para estimar os riscos em doses baixa a partir de riscos em doses alta. Tais modelos descrevem a relação quantitativa esperada entre risco (P) e doses (d), e se usam para estimar um valor para P
(o risco) a dose de interesse (em nosso exemplo, a dose de 1,0 mg/kg/dia). A exatidão de P projetada para a dose de interesse, d , é uma função de o quanto exatamente o modelo matemático descreve a verdade, porém não é medido, a relação entre dose e risco em níveis de dose baixa (EPA, 1991).
Estes modelos matemáticos são bastante complexos para serem expostos detalhadamente em um material introdutório. Os diversos modelos podem conduzir a estimação de riscos muito diferentes. Nenhum é específico para uma determinada substância; isto quer dizer que cada um está baseado em teorias gerais de carcinogenicidade. Nenhum pode ser aprovado ou desaprovado através da informação científica atual, ainda que os resultados futuros da investigação possam aumentar nosso entendimento de carcinogenicidade e ajudar a refinar estes modelos. As agências regulamentadoras atualmente usam os modelos de impacto único (ou de um evento), multifásico e próbit. Entretanto, geralmente as decisões regulamentadoras se baseiam geralmente nos resultados de modelos de impacto único ou multifásico. Também se utilizam os modelos de impactos múltiplos (ou de múltiplos eventos), o weibull e o lógit para a avaliação de risco (Quadro III.17). De um modo geral, a escolha do modelo implicará em resultados diferenciados para uma mesma substância, conforme pode se verificar no Quadro III.19 (EPA, 1991).
Se estes modelos se aplicam aos dados registrados anteriormente para uma substância hipotética, se obtém diferentes estimativas de risco durante a vida dos ratos machos4 utilizados no experimento à uma dose de 1,0 mg/kg/dia (Quadro III.20) (EPA, 1991).
Pode não haver base experimental para decidir que estimativa é a mais próxima da realidade. Entretanto, é possível mostrar que o risco real, pelo menos para os animais submetidos à exposição, dificilmente será maior que o risco mais alto previsto pelos diversos modelos (EPA, 1991).
Em casos em que existam dados pertinentes sobre mecanismos de ação biológicos, a seleção de um modelo deve ser coerente com esses dados. Entretanto, em muitos casos, tais dados são muito limitados, tendo pôr resultado uma grande insegurança na seleção de um modelo para a extrapolação em doses baixa. Atualmente, o entendimento dos mecanismos do processo de carcinogenicidade é ainda bastante
4 De acordo com o exemplo apresentado no texto da EPA (1991), todos os riscos são para uma exposição diária durante toda a vida. O tempo de vida é a unidade de medida porque os dados experimentais refletem o risco experimentado por animais durante suas vidas completas. Os valores demonstrados são limites de confiança superiores do risco.
limitado. Entretanto, a evidência biológica indica a linearidade da iniciação tumoral e, em conseqüência, as agências regulamentadoras freqüentemente utilizam os modelos lineares (EPA, 1991).
O modelo de impacto único sempre fornece a estimativa mais alta de risco em doses baixa. Este modelo está baseado na teoria biológica de que somente um “impacto“
de alguma quantidade crítica mínima de um carcinógeno em um alvo celular pode iniciar uma série irreversível de acontecimentos que em um dado momento conduzirão a um tumor (EPA, 1991).
O modelo multifásico, que fornece estimativas de risco iguais ou menores que o modelo de impacto único, se baseia na mesma teoria de iniciação de câncer. Entretanto, este modelo pode ser mais flexível, permitindo considerar os dados na margem observável influenciando o risco extrapolado para doses baixa. Também se baseia na teoria multifásica do processo carcinogênico e pôr isso tem uma base científica plausível.
A EPA geralmente usa o modelo multifásico linearizado para a extrapolação em doses baixas devido a sua base científica, pois ainda que limitada, é considerada a mais sólida dos modelos de extrapolação disponíveis atualmente. Os modelos de estimativas de riscos que são considerados conservadores representam um limite superior plausível para o risco. Em outras palavras, é pouco provável que o risco “real “ seja maior que o risco previsto sob este modelo (EPA, 1991).
Extrapolações entre Espécies
Para a maioria das substâncias, a avaliação da dose-resposta envolve, principalmente, análise de provas realizadas em animais de laboratório, porque geralmente não existem dados úteis sobre seres humanos. Ao extrapolar para seres humanos os resultados destas provas em animais, as doses administradas devem ser ajustadas para diferentes tamanhos e taxas metabólicas. As diferenças de metabolismo podem influenciar na validade da extrapolação de animais para o homem se, pôr exemplo, o material que realmente produz o efeito carcinogênico é um metabólito da substância em estudo e se a espécie animal difere dos seres humanos significativamente em seu metabolismo (EPA, 1991).
Se tem desenvolvido vários métodos para ajustar as doses usadas em provas com animais para ter em conta as diferenças de tamanho e metabolismo. Estes supõem que os riscos em seres humanos e em animais são equivalentes quando as doses estão medidas em (EPA, 1991):
• miligramas pôr quilograma de peso corporal pôr dia;
• miligramas pôr metro quadrado de superfície corporal pôr dia;
• partes pôr milhão no ar, na água ou na dieta;
• miligramas pôr quilograma pôr tempo de vida.
Atualmente, não se tem estabelecido uma base científica para usar um método de extrapolação em vez de outro (EPA, 1991).
III.5. Avaliação da Relação Dose-Resposta de Carcinogênicos
A avaliação da relação dose-resposta para substâncias carcinogênicas se dá em duas partes: A primeira consiste na avaliação dos dados classificados de acordo com observações empíricas. O prosseguimento é realizado através de extrapolações tanto através de modelagens, se existem dados suficientes para dar suporte ao modelo, ou através de um procedimento padrão baseado o máximo possível, em informações sobre o modo de ação da substância. O que veremos a seguir abrange a avaliação de dados observados e procedimentos de extrapolação, seguido pôr seções sobre análises de dados de respostas e análises de dados de dose. A seção final discorre sobre a caracterização da dose-resposta (EPA, 1996).
III.5.1. Relação Dose-Resposta
Na discussão que se segue, a referencia a dados de “respostas” inclui medidas de formação de tumor tanto quanto respostas relacionadas à carcinogenicidade. As outras respostas podem incluir efeitos como trocas no DNA, cromossomos, ou outras macromoléculas chave, efeitos na tradução do sinal de crescimento, indução de trocas hormonais ou fisiológicas, efeitos na proliferação celular, ou outros efeitos que possuam papel importante neste processo. Outras respostas além da formação de tumor podem ser consideradas como fazendo parte da classificação observada com a finalidade tanto de ampliar a análise da dose-resposta de tumor ou informar isto. A(s) resposta(s) de não tumor também pode(m) ser usada(s) no lugar de dados tumorais se forem consideradas como representantes de mais informações sobre o processo carcinogênico de uma substância (EPA, 1996).
A EPA geralmente realiza análises do limite de exposição para acompanhar estimativas de doses ou concentrações de referência (DRf, CRf) para respostas de não câncer5 . O procedimento para a análise do limite de exposição para uma resposta
5 Conforme viu-se anteriormente, uma rd ou RFA é uma estimativa que compreende, em ordem de magnitude, a exposição diária para uma população humana (incluindo subgrupos sensíveis) onde não ocorram efeitos deletérios para a saúde durante todo o período de vida. É obtida através dos dados de efeitos, obtidos empiricamente, divididos por fatores de incertezas que levam em consideração as variabilidades entre e intra-
relacionada a carcinogenicidade é operacionalmente análoga. A diferença está no fato de que a linearidade para as respostas de câncer não é necessariamente presumível. Se, em um caso particular, a evidência indica um limiar, como no caso onde a carcinogenicidade é um efeito secundário em relação à outro efeito tóxico que apresenta limiar, a análise do limite de exposição para a toxicidade é a mesma que aquela realizada para uma resposta de não câncer, e o DRf ou CRf para esta toxicidade também pode ser estimado e considerado na avaliação de câncer (EPA, 1996).
Para dar sustentação às suposições do gerenciador de risco sobre o limite de exposição, são utilizadas informações obtidas na avaliação de risco sobre os conhecimentos do fenômeno que pode estar acontecendo com o decréscimo substancial da dose (exposição) observado nos dados. O objetivo é fornecer um grande número de informações sobre a redução do risco que acompanha a diminuição da exposição. É necessário que se atinjam alguns pontos para que se cumpra este objetivo. São eles (EPA, 1996):
• a inclinação da curva de dose-resposta observada no ponto de partida e suas incertezas e implicações na redução do risco associada à redução da exposição (pouca inclinação sugere menos redução que uma inclinação mais pronunciada);
• a natureza da resposta utilizada para avaliação dose-resposta;
• a natureza e extensão da variabilidade humana na sensibilidade ao fenômeno envolvido;
• a persistência da substância no corpo;
• a sensibilidade humana ao fenômeno, comparada com a dos animais em experimentação;
Como uma suposição padrão para dois destes pontos, um fator não menor que 10 vezes pode ser empregado para dar conta da variabilidade humana e das diferenças na sensibilidade entre as espécies, quando seres humanos podem ser mais sensíveis que animais. Quando os seres humanos são considerados menos sensíveis que os animais, um fator padrão não menor que 1/10 pode ser empregado para dar conta desta diferença.
Caso exista disponibilidade de informações sobre a variabilidade humana ou diferença entre as espécies, estas informações são utilizadas no lugar dos padrões ou para modificá-los, caso seja apropriado. No caso da análise baseada em estudos com seres
espécies, estendidas a dados de todos os resultados de toxicidade de exposições crônicas, e quando possível os dados de exposições subcrônicas
humanos, obviamente as diferenças entre as espécies não serão consideradas. É preciso notar que a relação dose-resposta e a variabilidade na sensibilidade inter e intra-espécies são independentes. Isto é, a redução da dose reduz os riscos, mas isto não altera a variabilidade. Para dar suporte a aceitação do limite de exposição pelo gerenciador de risco, a avaliação leva em consideração todos os fatores de perigo e dose-resposta juntos; desta forma, os fatores de diferenças inter e intra-espécies não são considerados sozinhos como números-padrão para a aceitação de um limite de exposição (EPA, 1996).
III.5.2. Dados de Resposta
Dados de resposta incluem dados obtidos com seres humanos e com estudos em animais sobre a incidência de tumor, além de dados de outras respostas relacionadas com a carcinogenicidade da substância, como efeitos nos processos de controle de crescimento celular ou em macromoléculas celulares ou outros efeitos tóxicos. Dados de incidência de tumores são geralmente a base da avaliação dose-resposta, entretanto algumas outras respostas podem enriquecer a avaliação ou fornecer uma avaliação paralela de carcinogenicidade ou de outro efeito importante (EPA, 1996).
Dados de processos carcinogênicos fundamentados em efeitos tumorais podem ser usados para dar suporte a modelos biologicamente baseados ou caso-específicos.
Existem outras opções para estes dados. Se existe uma grande confiança na relação entre efeito precursor e efeito de tumor, a avaliação da incidência do tumor pode ser extrapolada a baixos níveis de dose através da relação da incidência de tumor com a avaliação do efeito precursor. Mesmo que uma relação quantitativa não seja apropriada, a avaliação de um efeito precursor pode fornecer uma idéia da forma da curva de dose- resposta para incidência de tumor conforme a classificação das observações de tumor. Se respostas outras, que não a incidência de tumor, forem consideradas como melhores representações da carcinogenicidade da substância, elas podem ser usadas no lugar das respostas de tumor. Pôr exemplo, se for concluído que o efeito carcinogênico é secundário a outro efeito tóxico, a relação dose-resposta para este outro efeito será muito mais pertinente à avaliação de risco. Como outro exemplo, se a disfunção da atividade hormonal é a chave do modo de ação de uma substância, os dados da atividade hormonal podem ser usados no lugar dos dados de incidência de tumor (EPA, 1991).
Caso existam dados de resposta positiva em seres humanos, epidemiologicamente adequados, eles são capazes de fornecer uma base vantajosa para análise, uma vez que não ocorreriam problemas com extrapolações inter-espécies. A adequação de dados de exposição humana para quantificação é uma consideração
importante para decidir se os dados epidemiológicos são a melhor base para análise de um caso em particular. Se existem dados de exposição adequados, em um estudo epidemiológico bem desenhado e bem conduzido, que não detectam efeitos, pode ser possível obter uma estimativa do limite superior do risco potencial para seres humanos para checar a plausibilidade de estimativas existentes baseadas em tumores em animais ou outras respostas (EPA, 1996)
Quando são utilizados estudos com animais, dados de resposta de uma espécie que responde de forma mais semelhante aos seres humanos devem ser usados caso existam informações sobre este efeito. Se isto não for conhecido, e a substância tiver sido testada em vários experimentos envolvendo diferentes espécies animais, cepa, e sexos em várias doses e diferentes vias de exposição, todos os conjuntos de dados são considerados e comparados. A partir daí é realizado um julgamento para decidir qual o dado a ser utilizado para melhor representar os resultados observados e as importantes características biológicas como o modo de ação. As opções apropriadas para apresentar os resultados incluem (EPA, 1996) :
• uso de um único conjunto de dados;
• combinação dos dados de diferentes experimentos;
• apresentação dos resultados de análises de mais de uma resposta de tumor estatisticamente significativa baseada em diferentes modos de ação;
• representação da resposta total em um único experimento, combinando animais com tumores estatisticamente significativos em mais de um local;
• a combinação de todos estes tópicos.
A abordagem definida como a que melhor representa o dado é apresentada com a prova do julgamento, incluindo as considerações biológicas e estatísticas envolvidas. A seguir temos alguns pontos que devem ser considerados (EPA, 1996):
• qualidade do protocolo e da execução do estudo;
• proporção de neoplasias malignas;
• período de latência para o aparecimento da neoplasia;
• número de amostras para definir a relação dose-resposta;
• background de incidência em testes com animais;
• diferenças no conjunto de respostas entre espécies, sexos e cepas;
• maioria de espécies sensitivas;
• disponibilidade de dados que relatam eventos precursores ao desenvolvimento do tumor.
Análises de efeitos carcinogênicos outros que não a incidência de tumor devem ser apresentados de forma similar e avaliados segundo suas contribuições para um melhor julgamento em relação sobre como apresentar um dado biológico para avaliação dose-resposta.
III.5.3. Dados de Dose
Quando as fontes dos dados utilizados na avaliação dose-resposta são estudos com animais ou estudos epidemiológicos, algumas questões precisam ser levadas em consideração para que se possa ter uma medida apropriada da dose para antecipar uma exposição ambiental. São eles (EPA, 1991):
• se a dose está expressa em concentração ambiental, dose aplicada ou dose presente no órgão alvo;
• se a dose esta expressa em termos da substância original, um ou mais metabólitos, ou ambos;
• o impacto do padrão e do tempo de dosagem quando significativos;
• a conversão da dose usada em animais para seres humanos, quando os dados provêm de estudos com animais;
• a conversão entre as vias de exposição, quando necessária e apropriada.
Na prática, existe pouca ou nenhuma informação sobre a concentração ou identidade da forma ativa da substância no seu alvo. O ideal, o que raramente acontece, é ser capaz de comparar a dose aplicada e a que atinge o órgão alvo, em diferentes vias e espécies. Mesmo assim, o objetivo é usar dados disponíveis para obter a medida mais correta possível da dose interna ou distribuída (EPA, 1996).
III.5.4. Ajuste da Dose entre Espécies
Quando existem dados adequados, as doses utilizadas em estudos com animais podem ser ajustadas para doses equivalentes em seres humanos, tendo como base, informações toxicocinéticas sobre a substância. Os métodos utilizados devem ser moldados segundo a natureza do dado, devendo ser realizada uma avaliação caso a caso. Em alguns casos raros, também pode ser possível fazer ajustes baseados em considerações toxicodinâmicas6. Na maioria dos casos, entretanto, não existem dados suficientes para que se possa fazer a comparação de doses entre as espécies. Nestas situações, a estimativa da dose equivalente para seres humanos se baseia em
6 É a parte da toxicologia que se ocupa com o estudo sobre o modo como uma substância exógena exerce seus efeitos nos organismos vivos. Os estudos de toxicodinâmica (farmacodinâmica é um sinônimo), tem por objetivo definir os processos físico-químicos fundamentais que conduzem aos efeitos biológicos observados (IPCS, 1992).
suposições padrões da política científica. Os padrões descritos abaixo podem ser modificados ou remodelados quando nenhum dado comparativo de toxicocinética7 ou nenhuma relação metabólica está disponível (EPA, 1996).
Para exposições orais, a suposição padrão é que as doses recebidas se relacionam com a dose aplicada em função do peso corpóreo. Esta suposição tem como base as similaridade geralmente encontrada nos mamíferos em relação à anatomia, fisiologia e bioquímica. Esta suposição é mais apropriada quando se trata de baixas concentrações de dose aplicada, onde as causas de não linearidade, como a saturação ou indução da atividade enzimática, são mais difíceis de acontecer. Para estimar uma dose oral equivalente para seres humanos a partir de dados obtidos com experimentação animal, o procedimento padrão consiste em graduar as doses aplicadas diariamente em um período de vida prolongado com o peso do corpo elevado a 0,75 (P0,75). Expressar a concentração em partes por milhão (ppm), para comida e água, é uma versão alternativa para o mesmo procedimento padrão, porque a ingestão diária destes está em proporção com P0,75. A definição deste fator se baseia em observações empíricas que demonstram que as taxas dos processos fisiológicos tendem a manter proporção com P0,75. Quando possível, informações como níveis da substância no sangue, ou provenientes de biomarcadores de exposição ou outros dados disponíveis para comparação entre espécies, são utilizadas para melhorar as análises (EPA, 1996).
III.5.5. Análises Toxicocinéticas
Os modelos matemáticos baseados em dados fisiológicos são, potencialmente a forma mais compreensível para explicar processos toxicocinéticos influenciados pela dose. Os modelos são construídos sobre modelos de compartimentos fisiológicos e visam incorporar a dinâmica da perfusão dos tecidos e a cinética das enzimas envolvidas no metabolismo de uma substância administrada (EPA, 1996).
Para que exista um modelo abrangente, é necessário que se tenha disponibilidade de dados empíricos na atividade carcinogênica em relação as substâncias originais e seu (s) metabólito (s), e dados sobre os quais se possa comparar a cinética, o metabolismo e a eliminação entre as espécies. A discussão sobre a confiança acompanha a apresentação dos resultados do modelo. Isto inclui considerações sobre a validade e as análises de sensibilidade que esgotam a performance preditiva do modelo. Quando a medida da dose distribuída em animais é usada para extrapolação de dados de dose-
7 É a parte da toxicologia que se ocupa em definir, através de medições ou modelagens, a absorção, distribuição, metabolismo e excreção de substâncias exógenas nos sistemas biológicos em função do tempo
resposta para seres humanos, é necessário que se avalie a hipótese de que a toxicodinâmica do tecido alvo será a mesma em ambas as espécies. Dados de toxicocinética podem melhorar a avaliação dose-resposta explicando os fatores responsáveis por mudança na proporção entre dose aplicada e dose interna e dose distribuída. Muitos dos fatores que potencializam a falta de linearidade envolvem saturação ou indução de processos enzimáticos em situações de dose alta. Uma análise que leva em consideração a falta de linearidade (por exemplo, devido a cinética de saturação enzimática) pode auxiliar a evitar a super ou subestimação da resposta de baixas doses, que desta maneira resultam de extrapolações de uma parte sub ou supralinear da curva experimental de dose-resposta. Os processos toxicocinéticos tendem a se tornarem lineares em baixas doses, uma expectativa que é mais robusta que a linearidade da resposta em baixas doses. Relatos toxicocinéticos de não linearidade levam a uma melhor descrição da forma da curva em níveis de doses relativamente altas na série de observações, mas não pode determinar linearidade e não linearidade das respostas em níveis baixos de dose (EPA, 1996).
Os resultados de modelagens toxicocinéticas podem ser apresentados como o método preferido para estimar a dose equivalente para humano como uma discussão paralela para suposições padrões, dependendo da confiança relativa da modelagem (EPA, 1996).
III.5.6. Extrapolação Via-a-Via.
Freqüentemente precisam ser realizados julgamentos sobre a carcinogenicidade de uma substância através de uma via de exposição diferente daquela utilizada em experimentos selecionados. Por exemplo, a exposição de interesse pode ser a inalatória de uma substância, que tenha mostrado resultados positivos em estudos de exposição inalatória ocupacional em seres humanos e que foi primeiramente testado através de estudos de experimentação animal.
A extrapolação via-a-via tem aspecto tanto qualitativo quanto quantitativo. Para o aspecto qualitativo, o avaliador pesa o quanto um resultado positivo, através de uma via de exposição em estudos com animais ou seres humanos, é capaz de sustentar o julgamento de que resultados similares seriam observados em estudos apropriados usando a via de exposição de interesse. Em geral, a confiança do julgamento é fortalecida quando efeitos de tumor são observados em um lugar distante da via de penetração e quando a absorção através da via de exposição de interesse é similar a absorção através (EPA, 1989)
das vias testadas. Na ausência de dados contrários, a suposição qualitativa padrão é que, se a substância é absorvido por uma via e fornece uma dose interna, ele pode ser carcinogênico por esta via (EPA, 1996).
Mesmo quando a extrapolação qualitativa pode ser sustentada, a extrapolação quantitativa pode ainda ser problemática na ausência de dados adequados. A diferença dos processos biológicos entre as vias de exposição (oral, inalatória, dérmica) pode ser maior, por causa, por exemplo, dos efeitos de primeira passagem e resultados diferentes devido a diferentes formas de exposição. Na ausência de dados de boa qualidade sobre a substância de interesse, não existe qualquer método aplicável para dar conta destas diferenças nos processos de absorção na extrapolação quantitativa via-a-via de dados de dose-resposta. Entretanto, a extrapolação via-a-via de dados de dose conta com numa análise caso-a-caso dos dados disponíveis. Quando os dados de boa qualidade da substância são limitados, uma análise de extrapolação pode ser baseada nas perspectivas das propriedades físicas e químicas da substância, nas propriedades e dados específicos da via de substâncias estruturalmente análogas, ou nos dados obtidos in vitro ou in vivo da substância. Modelos via-a-via de absorção podem ser aplicados, se
os parâmetros deste modelo forem apropriados para a substância de interesse. Estes modelos são freqüentemente considerados métodos “intermediários”, e o seu desenvolvimento mais aprofundado bem como a sua validação aguarda o desenvolvimento de dados mais extensivos. Para o screening da classificação do perigo, a extrapolação via-a-via deve se basear na comparabilidade quantitativa assumida como um padrão, tanto como é racional assumir a absorção em vias comparadas. Quando a extrapolação via-a-via é utilizada, o grau de confiança do avaliador tanto na extrapolação qualitativa, quanto quantitativa precisa ser discutida na avaliação e evidenciada na caracterização da dose-resposta (EPA, 1996).
III.5.7. Cálculo da Média de Dose.
A dose recebida cumulativa no período de vida, expressa como dose diária média, é usualmente considerada a medida padrão apropriada para exposição a carcinogênicos.
Existe a suposição de que a alta dose de um carcinogênico recebida em um curto período de tempo é equivalente a uma dose baixa durante todo o período de vida. Tendo em vista que esta dose é uma suposição padrão baseada em considerações teóricas, são esperadas algumas alterações. Em alguns casos, outras abordagens são necessárias, como quando são notados efeitos proporcionais à dose (ex. formaldeído). A dose cumulativa pode ser substituída apropriadamente e justificadamente pelos dados, por
outras medidas de doses. Em alguns casos, modificações nas suposições padrão são feitas para dar conta destes efeitos (EPA, 1996).
Nos casos onde o modo de ação ou outras características biológicas que tenham sido identificadas representem implicações especiais na dose para populações sensíveis (ex. diferentes efeitos por sexo ou impactos desproporcionais da exposição no início da vida), estes são explicados e registrados na avaliação da exposição e caracterização do risco. Problemas especiais surgem quando a situação de exposição humana sugere regimentos de exposição (ex. relação com dose e via) que são substancialmente diferentes daqueles utilizados nos experimentos com animais. Estas questões são exploradas e colocadas como ponto de atenção na avaliação da exposição e caracterização do risco (EPA, 1996).
III.5.8. Discussão das Incertezas
A exploração de incertezas significativas nos dados de dose e repostas e nos procedimentos de extrapolação faz parte da avaliação. Existe uma diferença entre incerteza de modelo e incerteza dos parâmetros. Incerteza do modelo é aquela sobre uma questão biológica básica. Por exemplo, como padrão, a extrapolação linear dose-resposta deve ser feita baseada em tumor ou outra evidência que sustente o fato de que o modelo para o modo de ação da substância é um processo reativo do DNA. A discussão sobre a confiança na extrapolação é feita apropriadamente de forma qualitativa ou mostrando os resultados para alternativas que são igualmente plausíveis. Não é usual, por exemplo, conduzir uma análise de incerteza quantitativa usando formas múltiplas de modelos lineares (EPA, 1996)
As incertezas dos parâmetros relacionam-se às representações estatísticas dos números, ou medidas analíticas da variância, ou erros nos dados ou estimativas.
Incertezas nos parâmetros são descritas quantitativamente, caso seja possível, através de análises de sensibilidade e análises de incertezas estatísticas. Com a recente expansão da capacidade disponível nos computadores, os métodos computacionais estão sendo adaptados para criar dados biológicos simulados que são comparados com informações observadas. Estas simulações podem ser usadas para análise de sensibilidade, por exemplo, para analisar até que ponto, possíveis variações nos dados observados poderiam afetar as estimativas de dose-respostas. Estas simulações também podem fornecer informações e sobre incertezas experimentais, incluindo a distribuição das estimativas que são compatíveis com os dados observados. Pelo fato destas simulações estarem baseadas em dados observados, elas não são capazes de avaliar a possibilidade
de que estes dados, observados como um todo, são devidos à idiossincrasias e não típicos de uma situação real. Se não é possível realizar uma análise quantitativa, as incertezas significativas dos parâmetros são descritas qualitativamente. Em qualquer dos casos, a discussão evidencia incertezas que são específicas da substância avaliada, diferentemente daqueles que são genéricos na maioria das avaliações (EPA, 1996).
A estimativa da dose aplicada em estudos com seres humanos apresenta numerosas incertezas como as variações da exposição em seres humanos, quando comparada com a exposição controlada que os animais recebem no teste. Em um estudo de coorte prospectivo, existe a possibilidade de monitorar a exposição e o modelo de atividade humana em um período de tempo que dá suporte a uma dose aplicada. Em um estudo retrospectivo, a exposição deveria ser baseada em dados de monitoramento ambiental mas, geralmente é baseada em modelos de atividade humana e reconstrução de níveis a partir de dados históricos, dados contemporâneos, ou a combinação de ambos. Cada reconstrução é acompanhada da análise das incertezas levadas em consideração através de análises de sensibilidade na estimativa de dose. Estas incertezas também podem ser avaliadas para algum fator de confundimento envolvido no ajuste quantitativo de dados de dose-resposta (EPA, 1996).
III.5.9. Caracterização Técnica da Dose-Resposta.
Assim como na caracterização do perigo, a caracterização da dose-resposta tem por objetivo apresentar a caracterização técnica da avaliação dos resultados e dar suporte à caracterização do risco (EPA, 1996).
A caracterização apresenta os resultados de análises de dados de dose, de dados de respostas e dados de dose-resposta. Quando abordagens alternativas são plausíveis e convincentes para selecionar dados de dose, dados de respostas, ou procedimentos de extrapolação, a caracterização segue o caminho alternativo da análise e apresenta os resultados. A discussão abrange as questões sobre a possibilidade de uma abordagem ser preferida em relação a outra, porque ela (ou elas) representa de forma melhor os dados disponíveis ou correspondentes, do ponto de vista do mecanismo de ação desenvolvido na avaliação do perigo. Os resultados para diferentes tipos de tumor relacionados com sexo e espécies, são fornecidos juntamente com aqueles preferidos.
Similarmente, se forem apropriados, resultados para outras respostas, que não a incidência de tumor, são mostrados (EPA, 1996).
Estimativas numéricas de dose-resposta são apresentadas como uma figura significativa. Números são qualificados como se eles representassem uma tendência
central ou limite superior e se o método usado é mais recomendado para super ou subestimar (EPA, 1996).
Em casos onde as diferenças no modo de ação, ou em outra característica biológica, sejam capazes de provocar diferenças no efeito de uma substância química, em uma situação de exposição (como por exemplo sexo ou diferença de sensibilidade de subpopulações), estas devem ser descritas e explicadas. Similarmente, não é descrita nenhuma perspectiva de que altas doses de exposição podem alterar a figura do risco para alguma parte da população. Estas e outras perspectivas são relatadas no guia de avaliação de exposição e caracterização do risco (EPA, 1996).
A análise das incertezas, se possível qualitativa e quantitativa, é evidenciada nesta caracterização (EPA, 1996).
A caracterização da dose-resposta rotineiramente inclui (EPA, 1996):
• identificação dos tipos de dados disponíveis para avaliação de dose-resposta;
• resultados de avaliação;
• discussão das implicações da variabilidade na suscetibilidade humana, incluindo susceptibilidade de subpopulações;
• aplicabilidade dos resultados em diferentes cenários de exposição, vias de exposição, taxa de dose, freqüência e duração;
• discussão das contribuições e limitações (incertezas) dos dados e análises que são, tanto qualitativas, quanto quantitativas; e
• questões especiais relacionadas à interpretação dos dados como:
∗ seleção dos dados de dose, dados de respostas e abordagens dose- resposta;
∗ uso de metanálises;
∗ análise quantitativa das incertezas.
III.6. Avaliação Dose-Resposta: Resumo
Para substâncias que não mostram propriedades carcinogênicas ou para os efeitos não carcinogênicos dos carcinógenos, a avaliação de dose-resposta consiste em descrever as relações entre dose e resposta observada e identificar os NOELs experimentais. Os NOELs podem ser usados para estabelecer DRf ou para caracterizar o tipo de risco.
