Mentre i principi ei metodi di valutazione del rischio per le sostanze chimiche non cancerogene sono simili in diverse parti del mondo, è sorprendente che gli approcci per la valutazione del rischio delle sostanze chimiche cancerogene varino notevolmente. Non ci sono solo marcate differenze tra i paesi, ma anche all'interno di un paese vengono applicati approcci diversi o sostenuti da varie agenzie di regolamentazione, comitati e scienziati nel campo della valutazione del rischio. La valutazione del rischio per gli agenti non cancerogeni è piuttosto coerente e piuttosto consolidata, in parte a causa della lunga storia e della migliore comprensione della natura degli effetti tossici rispetto agli agenti cancerogeni e dell'elevato grado di consenso e fiducia sia degli scienziati che del pubblico in generale sui metodi utilizzati e il loro esito.

Per le sostanze chimiche non cancerogene, sono stati introdotti fattori di sicurezza per compensare le incertezze nei dati tossicologici (derivati ​​principalmente da esperimenti sugli animali) e nella loro applicabilità a popolazioni umane numerose ed eterogenee. In tal modo, i limiti raccomandati o richiesti per le esposizioni umane sicure sono stati solitamente fissati a una frazione (l'approccio del fattore di sicurezza o incertezza) dei livelli di esposizione negli animali che potevano essere chiaramente documentati come il livello senza effetti avversi osservati (NOAEL) o il livello più basso livello di effetti avversi osservati (LOAEL). Si è quindi ipotizzato che finché l'esposizione umana non avesse superato i limiti raccomandati, le proprietà pericolose delle sostanze chimiche non si sarebbero manifestate. Per molti tipi di sostanze chimiche, questa pratica, in una forma alquanto raffinata, continua ancora oggi nella valutazione del rischio tossicologico.

Durante la fine degli anni '1960 e l'inizio degli anni '1970 gli organismi di regolamentazione, a cominciare dagli Stati Uniti, si trovarono di fronte a un problema sempre più importante per il quale molti scienziati consideravano inappropriato e persino pericoloso l'approccio del fattore di sicurezza. Questo era il problema con le sostanze chimiche che in determinate condizioni avevano dimostrato di aumentare il rischio di cancro negli esseri umani o negli animali da esperimento. Queste sostanze sono state operativamente indicate come cancerogene. C'è ancora dibattito e controversia sulla definizione di cancerogeno, e c'è un'ampia gamma di opinioni sulle tecniche per identificare e classificare gli agenti cancerogeni e anche sul processo di induzione del cancro da parte di sostanze chimiche.

La discussione iniziale iniziò molto prima, quando gli scienziati negli anni '1940 scoprirono che i cancerogeni chimici provocavano danni con un meccanismo biologico di tipo totalmente diverso da quelli che producevano altre forme di tossicità. Questi scienziati, utilizzando i principi della biologia dei tumori indotti dalle radiazioni, hanno avanzato quella che viene definita l'ipotesi della "non soglia", che era considerata applicabile sia alle radiazioni che alle sostanze chimiche cancerogene. È stato ipotizzato che qualsiasi esposizione a un agente cancerogeno che raggiunga il suo bersaglio biologico critico, in particolare il materiale genetico, e interagisca con esso, possa aumentare la probabilità (il rischio) di sviluppo del cancro.

Parallelamente al dibattito scientifico in corso sulle soglie, c'era una crescente preoccupazione pubblica sul ruolo negativo degli agenti cancerogeni chimici e sull'urgente necessità di proteggere le persone da una serie di malattie chiamate collettivamente cancro. Il cancro, con il suo carattere insidioso e il lungo periodo di latenza insieme ai dati che mostrano che l'incidenza del cancro nella popolazione generale era in aumento, era considerato dall'opinione pubblica e dai politici un motivo di preoccupazione che giustificava una protezione ottimale. Le autorità di regolamentazione si trovavano di fronte al problema delle situazioni in cui un gran numero di persone, a volte quasi l'intera popolazione, era o poteva essere esposto a livelli relativamente bassi di sostanze chimiche (nei prodotti di consumo e nei medicinali, sul posto di lavoro così come nell'aria, nell'acqua , cibo e suolo) che erano stati identificati come cancerogeni nell'uomo o negli animali da esperimento in condizioni di esposizioni relativamente intense.

Quei funzionari regolatori si sono trovati di fronte a due domande fondamentali a cui, nella maggior parte dei casi, non è stato possibile rispondere completamente utilizzando i metodi scientifici disponibili:

1.  Quale rischio per la salute umana esiste nell'intervallo di esposizione alle sostanze chimiche al di sotto dell'intervallo di esposizione relativamente intenso e ristretto al di sotto del quale il rischio di cancro potrebbe essere misurato direttamente?
2.  Cosa si poteva dire dei rischi per la salute umana quando gli animali da esperimento erano gli unici soggetti in cui erano stati accertati i rischi per lo sviluppo del cancro?

I regolatori hanno riconosciuto la necessità di ipotesi, a volte fondate scientificamente ma spesso anche non supportate da prove sperimentali. Al fine di raggiungere la coerenza, sono state adattate definizioni e specifiche serie di ipotesi che sarebbero state applicate genericamente a tutti gli agenti cancerogeni.

La cancerogenesi è un processo a più stadi

Diverse linee di evidenza supportano la conclusione che la carcinogenesi chimica è un processo a più stadi guidato da danni genetici e cambiamenti epigenetici, e questa teoria è ampiamente accettata nella comunità scientifica di tutto il mondo (Barrett 1993). Anche se il processo di carcinogenesi chimica è spesso suddiviso in tre stadi - inizio, promozione e progressione - il numero di cambiamenti genetici rilevanti non è noto.

L'iniziazione comporta l'induzione di una cellula irreversibilmente alterata e per gli agenti cancerogeni genotossici è sempre equiparata a un evento mutazionale. La mutagenesi come meccanismo di carcinogenesi era già stata ipotizzata da Theodor Boveri nel 1914, e molte delle sue supposizioni e predizioni si sono successivamente dimostrate vere. Poiché gli effetti mutageni irreversibili e autoreplicanti possono essere causati dalla minima quantità di cancerogeno modificante il DNA, non si assume alcuna soglia. La promozione è il processo mediante il quale la cellula iniziata si espande (clonalmente) mediante una serie di divisioni e forma lesioni (pre)neoplastiche. C'è un considerevole dibattito sul fatto che durante questa fase di promozione le cellule avviate subiscano ulteriori cambiamenti genetici.

Infine nella fase di progressione si ottiene “l'immortalità” e possono svilupparsi tumori maligni completi influenzando l'angiogenesi, sfuggendo alla reazione dei sistemi di controllo dell'ospite. È caratterizzato da una crescita invasiva e da una diffusione spesso metastatica del tumore. La progressione è accompagnata da ulteriori cambiamenti genetici dovuti all'instabilità delle cellule proliferanti e alla selezione.

Pertanto, ci sono tre meccanismi generali attraverso i quali una sostanza può influenzare il processo cancerogeno a più fasi. Una sostanza chimica può indurre un'alterazione genetica rilevante, promuovere o facilitare l'espansione clonale di una cellula iniziata o stimolare la progressione verso la malignità mediante cambiamenti somatici e/o genetici.

Processo di valutazione del rischio

Rischio può essere definita come la frequenza prevista o effettiva di occorrenza di un effetto nocivo sull'uomo o sull'ambiente, a seguito di una data esposizione a un pericolo. La valutazione del rischio è un metodo di organizzazione sistematica delle informazioni scientifiche e delle relative incertezze per la descrizione e la qualificazione dei rischi per la salute associati a sostanze, processi, azioni o eventi pericolosi. Richiede la valutazione delle informazioni pertinenti e la selezione dei modelli da utilizzare per trarre conclusioni da tali informazioni. Inoltre, richiede il riconoscimento esplicito delle incertezze e l'appropriato riconoscimento che l'interpretazione alternativa dei dati disponibili può essere scientificamente plausibile. L'attuale terminologia utilizzata nella valutazione del rischio è stata proposta nel 1984 dalla US National Academy of Sciences. La valutazione qualitativa del rischio è stata trasformata in caratterizzazione/identificazione del pericolo e la valutazione quantitativa del rischio è stata suddivisa nelle componenti dose-risposta, valutazione dell'esposizione e caratterizzazione del rischio.

Nella sezione seguente questi componenti saranno brevemente discussi alla luce della nostra attuale conoscenza del processo di carcinogenesi (chimica). Diventerà chiaro che l'incertezza dominante nella valutazione del rischio degli agenti cancerogeni è il modello dose-risposta a bassi livelli di dose caratteristici dell'esposizione ambientale.

Identificazione dei pericoli

Questo processo identifica quali composti hanno il potenziale per causare il cancro negli esseri umani, in altre parole identifica le loro proprietà genotossiche intrinseche. La combinazione di informazioni provenienti da varie fonti e su diverse proprietà serve come base per la classificazione dei composti cancerogeni. In generale verranno utilizzate le seguenti informazioni:

• dati epidemiologici (p. es., cloruro di vinile, arsenico, amianto)
• dati sulla cancerogenicità animale
• attività genotossica/formazione di addotti al DNA
• meccanismi d'azione
• attività farmacocinetica
• relazioni struttura-attività.

La classificazione delle sostanze chimiche in gruppi basata sulla valutazione dell'adeguatezza delle prove di cancerogenesi negli animali o nell'uomo, se sono disponibili dati epidemiologici, è un processo chiave nell'identificazione dei pericoli. Gli schemi più noti per classificare le sostanze chimiche cancerogene sono quelli della IARC (1987), dell'UE (1991) e dell'EPA (1986). Una panoramica dei loro criteri di classificazione (ad esempio, metodi di estrapolazione a basse dosi) è fornita nella tabella 1.

Tabella 1. Confronto delle procedure di estrapolazione a basse dosi

Una questione importante nella classificazione degli agenti cancerogeni, con conseguenze a volte di vasta portata per la loro regolamentazione, è la distinzione tra meccanismi d'azione genotossici e non genotossici. Il presupposto predefinito della US Environmental Protection Agency (EPA) per tutte le sostanze che mostrano attività cancerogene negli esperimenti sugli animali è che non esiste alcuna soglia (o almeno nessuna può essere dimostrata), quindi c'è qualche rischio con qualsiasi esposizione. Questo è comunemente indicato come il presupposto senza soglia per i composti genotossici (che danneggiano il DNA). L'UE e molti dei suoi membri, come il Regno Unito, i Paesi Bassi e la Danimarca, fanno una distinzione tra agenti cancerogeni genotossici e quelli che si ritiene producano tumori mediante meccanismi non genotossici. Per gli agenti cancerogeni genotossici vengono seguite procedure di stima quantitativa dose-risposta che non presuppongono alcuna soglia, sebbene le procedure possano differire da quelle utilizzate dall'EPA. Per le sostanze non genotossiche si presume che esista una soglia e vengono utilizzate procedure dose-risposta che presuppongono una soglia. In quest'ultimo caso, la valutazione del rischio si basa generalmente su un approccio basato sul fattore di sicurezza, simile all'approccio per i non cancerogeni.

È importante tenere presente che questi diversi schemi sono stati sviluppati per affrontare le valutazioni del rischio in diversi contesti e contesti. Lo schema IARC non è stato prodotto a fini normativi, sebbene sia stato utilizzato come base per lo sviluppo di linee guida normative. Lo schema EPA è stato concepito per fungere da punto di decisione per l'immissione di una valutazione quantitativa del rischio, mentre lo schema UE è attualmente utilizzato per assegnare un simbolo di pericolo (classificazione) e frasi di rischio all'etichetta della sostanza chimica. Una discussione più estesa su questo argomento è presentata in una recente revisione (Moolenaar 1994) che copre le procedure utilizzate da otto agenzie governative e due organizzazioni indipendenti spesso citate, l'Agenzia internazionale per la ricerca sul cancro (IARC) e la Conferenza americana dei governi Igienisti Industriali (ACGIH).

Gli schemi di classificazione generalmente non tengono conto delle ampie prove negative che possono essere disponibili. Inoltre, negli ultimi anni è emersa una maggiore comprensione del meccanismo d'azione degli agenti cancerogeni. Si sono accumulate prove del fatto che alcuni meccanismi di cancerogenicità sono specie-specifici e non sono rilevanti per l'uomo. I seguenti esempi illustreranno questo importante fenomeno. In primo luogo, è stato recentemente dimostrato in studi sulla cancerogenicità delle particelle diesel, che i ratti rispondono con tumori polmonari a un carico pesante del polmone con particelle. Tuttavia, il cancro al polmone non si osserva nei minatori di carbone con carichi polmonari molto pesanti di particelle. In secondo luogo, si afferma la non rilevanza dei tumori renali nel ratto maschio sulla base del fatto che l'elemento chiave della risposta tumorigenica è l'accumulo nel rene di α-2 microglobulina, una proteina che non esiste nell'uomo (Borghoff, Breve e Swenberg 1990). A questo proposito vanno menzionati anche i disturbi della funzione tiroidea dei roditori e la proliferazione dei perossisomi o la mitogenesi nel fegato del topo.

Questa conoscenza consente un'interpretazione più sofisticata dei risultati di un test biologico di cancerogenicità. La ricerca per una migliore comprensione dei meccanismi di azione della cancerogenicità è incoraggiata perché può portare a una classificazione modificata e all'aggiunta di una categoria in cui le sostanze chimiche sono classificate come non cancerogene per l'uomo.

Valutazione dell'esposizione

Si ritiene spesso che la valutazione dell'esposizione sia la componente della valutazione del rischio con la minore incertezza intrinseca a causa della capacità di monitorare le esposizioni in alcuni casi e della disponibilità di modelli di esposizione relativamente ben convalidati. Ciò è vero solo in parte, tuttavia, poiché la maggior parte delle valutazioni dell'esposizione non viene condotta in modo da sfruttare appieno la gamma di informazioni disponibili. Per questo motivo c'è molto spazio per migliorare le stime di distribuzione dell'esposizione. Ciò vale sia per le valutazioni dell'esposizione esterna che per quelle interne. Soprattutto per gli agenti cancerogeni, l'uso di dosi di tessuto bersaglio piuttosto che di livelli di esposizione esterna nella modellizzazione delle relazioni dose-risposta porterebbe a previsioni di rischio più rilevanti, sebbene siano coinvolte molte ipotesi sui valori predefiniti. I modelli di farmacocinetica su base fisiologica (PBPK) per determinare la quantità di metaboliti reattivi che raggiunge il tessuto bersaglio sono potenzialmente di grande valore per stimare queste dosi tissutali.

Caratterizzazione del rischio

Approcci attuali

Il livello di dose o il livello di esposizione che provoca un effetto in uno studio sugli animali e la probabile dose che causa un effetto simile negli esseri umani è una considerazione chiave nella caratterizzazione del rischio. Ciò include sia la valutazione dose-risposta dalla dose alta a quella bassa sia l'estrapolazione interspecie. L'estrapolazione presenta un problema logico, vale a dire che i dati vengono estrapolati molti ordini di grandezza al di sotto dei livelli di esposizione sperimentali da modelli empirici che non riflettono i meccanismi alla base della cancerogenicità. Ciò viola un principio di base nell'adattamento di modelli empirici, vale a dire non estrapolare al di fuori della gamma dei dati osservabili. Pertanto, questa estrapolazione empirica comporta grandi incertezze, sia dal punto di vista statistico che biologico. Al momento nessuna singola procedura matematica è riconosciuta come la più appropriata per l'estrapolazione a basse dosi nella carcinogenesi. I modelli matematici che sono stati utilizzati per descrivere la relazione tra la dose esterna somministrata, il tempo e l'incidenza del tumore si basano su ipotesi di distribuzione della tolleranza o meccanicistiche, e talvolta su entrambi. Un riepilogo dei modelli più frequentemente citati (Kramer et al. 1995) è riportato nella tabella 2.

Tabella 2. Modelli frequentemente citati nella caratterizzazione del rischio cancerogeno

¹ Modelli del tempo per il tumore.

Questi modelli dose-risposta sono solitamente applicati a dati di incidenza del tumore corrispondenti solo a un numero limitato di dosi sperimentali. Ciò è dovuto al design standard del saggio biologico applicato. Invece di determinare la curva dose-risposta completa, uno studio di cancerogenicità è generalmente limitato a tre (o due) dosi relativamente elevate, utilizzando la dose massima tollerata (MTD) come dose massima. Queste dosi elevate vengono utilizzate per superare la bassa sensibilità statistica intrinseca (dal 10 al 15% rispetto al fondo) di tali saggi biologici, dovuta al fatto che (per ragioni pratiche e di altro tipo) viene utilizzato un numero relativamente piccolo di animali. Poiché i dati per la regione a basso dosaggio non sono disponibili (vale a dire, non possono essere determinati sperimentalmente), è necessaria un'estrapolazione al di fuori dell'intervallo di osservazione. Per quasi tutti i set di dati, la maggior parte dei modelli sopra elencati si adatta ugualmente bene all'intervallo di dose osservato, a causa del numero limitato di dosi e di animali. Tuttavia, nella regione delle basse dosi questi modelli divergono di diversi ordini di grandezza, introducendo così grandi incertezze sul rischio stimato per questi bassi livelli di esposizione.

Poiché la forma effettiva della curva dose-risposta nell'intervallo a basse dosi non può essere generata sperimentalmente, la comprensione meccanicistica del processo di cancerogenicità è fondamentale per poter discriminare su questo aspetto tra i vari modelli. Rassegne complete che discutono i vari aspetti dei diversi modelli di estrapolazione matematica sono presentate in Kramer et al. (1995) e Parco e Hawkins (1993).

Altri approcci

Oltre all'attuale pratica della modellazione matematica, recentemente sono stati proposti diversi approcci alternativi.

Modelli biologicamente motivati

Attualmente, i modelli su base biologica come i modelli Moolgavkar-Venzon-Knudson (MVK) sono molto promettenti, ma al momento questi non sono sufficientemente avanzati per l'uso di routine e richiedono informazioni molto più specifiche di quelle attualmente ottenute nei biodosaggi. Grandi studi (4,000 ratti) come quelli condotti sulle N-nitrosoalchilammine indicano l'entità dello studio necessario per la raccolta di tali dati, sebbene non sia ancora possibile estrapolare a basse dosi. Fino a quando questi modelli non saranno ulteriormente sviluppati, potranno essere utilizzati solo caso per caso.

Approccio del fattore di valutazione

L'uso di modelli matematici per l'estrapolazione al di sotto dell'intervallo di dose sperimentale è in effetti equivalente a un approccio basato sul fattore di sicurezza con un fattore di incertezza ampio e mal definito. L'alternativa più semplice consisterebbe nell'applicare un fattore di valutazione all'apparente "livello senza effetto" o al "livello più basso testato". Il livello utilizzato per questo fattore di valutazione dovrebbe essere determinato caso per caso, considerando la natura della sostanza chimica e la popolazione esposta.

Dose di riferimento (BMD)

La base di questo approccio è un modello matematico adattato ai dati sperimentali all'interno dell'intervallo osservabile per stimare o interpolare una dose corrispondente a un livello definito di effetto, come un aumento dell'uno, cinque o dieci per cento dell'incidenza del tumore (ED₀₁, ED₀₅, ED₁₀). Poiché un aumento del dieci per cento è circa il più piccolo cambiamento che statisticamente può essere determinato in un test biologico standard, l'ED₁₀ è appropriato per i dati sul cancro. L'utilizzo di una BMD che rientra nell'intervallo osservabile dell'esperimento evita i problemi associati all'estrapolazione della dose. Le stime della BMD o del suo limite di confidenza inferiore riflettono le dosi alle quali si sono verificati i cambiamenti nell'incidenza del tumore, ma sono piuttosto insensibili al modello matematico utilizzato. Una dose di riferimento può essere utilizzata nella valutazione del rischio come misura della potenza del tumore e combinata con fattori di valutazione appropriati per stabilire livelli accettabili per l'esposizione umana.

Soglia di regolazione

Krewsky et al. (1990) hanno rivisto il concetto di "soglia di regolazione" per gli agenti cancerogeni chimici. Sulla base dei dati ottenuti dal database sulla potenza cancerogena (CPDB) per 585 esperimenti, la dose corrispondente a 10^-6 il rischio era approssimativamente log-normalmente distribuito intorno a una mediana di 70-90 ng/kg/giorno. L'esposizione a livelli di dose superiori a questo intervallo sarebbe considerata inaccettabile. La dose è stata stimata mediante estrapolazione lineare dal TD₅₀ (la tossicità che induce la dose è del 50% degli animali testati) e rientrava in un fattore da cinque a dieci della cifra ottenuta dal modello multistadio linearizzato. Sfortunatamente, il TD₅₀ i valori saranno correlati all'MTD, che mette nuovamente in dubbio la validità della misurazione. Tuttavia il TD₅₀ sarà spesso all'interno o molto vicino all'intervallo dei dati sperimentali.

Un approccio come l'utilizzo di una soglia di regolamentazione richiederebbe molta più considerazione delle questioni biologiche, analitiche e matematiche e un database molto più ampio prima di poter essere preso in considerazione. Ulteriori indagini sulle potenze di vari agenti cancerogeni potrebbero gettare ulteriore luce su quest'area.

Obiettivi e futuro della valutazione del rischio cancerogeno

Guardando indietro alle aspettative originarie sulla regolamentazione degli agenti cancerogeni (ambientali), vale a dire per ottenere una riduzione importante del cancro, sembra che i risultati attualmente siano deludenti. Nel corso degli anni è diventato evidente che il numero di casi di cancro che si stima fossero prodotti da agenti cancerogeni regolabili era sorprendentemente piccolo. Considerando le grandi aspettative che hanno avviato gli sforzi normativi negli anni '1970, non è stata raggiunta una significativa riduzione del tasso di mortalità per cancro in termini di effetti stimati degli agenti cancerogeni ambientali, nemmeno con procedure di valutazione quantitativa ultraconservative. La caratteristica principale delle procedure EPA è che le estrapolazioni a basse dosi vengono effettuate nello stesso modo per ogni sostanza chimica indipendentemente dal meccanismo di formazione del tumore negli studi sperimentali. Va notato, tuttavia, che questo approccio è in netto contrasto con gli approcci adottati da altre agenzie governative. Come indicato in precedenza, l'UE e diversi governi europei (Danimarca, Francia, Germania, Italia, Paesi Bassi, Svezia, Svizzera, Regno Unito) distinguono tra agenti cancerogeni genotossici e non genotossici e affrontano la stima del rischio in modo diverso per le due categorie. In generale, gli agenti cancerogeni non genotossici sono trattati come sostanze tossiche di soglia. Non vengono determinati livelli di effetto e vengono utilizzati fattori di incertezza per fornire un ampio margine di sicurezza. Determinare se una sostanza chimica debba o meno essere considerata non genotossica è oggetto di dibattito scientifico e richiede un chiaro giudizio di esperti.

La questione fondamentale è: qual è la causa del cancro negli esseri umani e qual è il ruolo degli agenti cancerogeni ambientali in tale causa? Gli aspetti ereditari del cancro negli esseri umani sono molto più importanti di quanto previsto in precedenza. La chiave per un progresso significativo nella valutazione del rischio degli agenti cancerogeni è una migliore comprensione delle cause e dei meccanismi del cancro. Il campo della ricerca sul cancro sta entrando in un'area molto eccitante. La ricerca molecolare può cambiare radicalmente il modo in cui vediamo l'impatto degli agenti cancerogeni ambientali e gli approcci per controllare e prevenire il cancro, sia per il pubblico in generale che per il posto di lavoro. La valutazione del rischio di agenti cancerogeni deve essere basata su concetti dei meccanismi d'azione che, di fatto, stanno appena emergendo. Uno degli aspetti importanti è il meccanismo del cancro ereditario e l'interazione degli agenti cancerogeni con questo processo. Questa conoscenza dovrà essere incorporata nella metodologia sistematica e coerente che già esiste per la valutazione del rischio degli agenti cancerogeni.

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