Exercício prático de avaliação e gerenciamento de riscos benzenofinal

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Exercício prático de avaliação e gerenciamento de riscos: 
O caso dos trabalhadores expostos ao benzeno no Brazil 
Brasil, Setembro de 2000 
Sumário 
 Capítulo I - O conceito de risco 
I.1 Origem do conceito de risco 
I.2 O conceito de risco no mundo contemporâneo 
I.3 Os debates sobre os riscos químicos 
I.4 A avaliação de riscos na toxicologia e epi 
I.5 A contribuição das ciências sociais à avaliação das ciências sociais à avaliação de riscos 
I .6 Considerações finais 
 Capítulo II - Identificação do perigo 
II.1. Introdução 
II.2 Informações sobre toxicidade a partir de estudos em animais 
II.2.1 Uso de dados sobre toxicidade em animais 
I I.2.2 Natureza geral dos estudos de toxicidade em animais 
II.2.3 Desenho e Aplicação de estudos de toxicidade 
II.2.4 Realização e interpretação de estudos de toxicidade 
II.3 Informação a partir de estudos em seres humanos 
II.4. Identificação de perigo de substâncias carcinogênicas 
II.4.1 Definição de substânicas carcinogênicas 
II.4.2 Atribuição de pesos às evidências para a determinação do potencial carcinogênico em 
seres humanos 
II.4.3 Avaliação das evidências de animais 
II.4.4 Avaliação das evidências de seres humanos 
II.4.5 Avaliação de outras evidências 
II.4.6 Avaliação da totalidade das evidências 
I I.4.7 Classificações dos pesos das evidências 
I I.5 Identificação de perigo: resumo 
 Capítulo III - Avaliação dose-resposta 
III.1 Introdução 
III.2 Aspectos gerais de relação dose-resposta 
III.3 Modelos de curva dose-resposta 
III.4 Efeitos com limiar e efeitos sem limiar 
III.4.1 Efeitos com limiar 
I II.4.2 Efeitos sem limiar 
III.5 Avaliação da relação dose-resposta de carcinogênicos 
III.5.1 Relação Dose-Resposta 
III.5.2 Dados de resposta 
III.5.3 Dados de Dose 
III.5.4 Ajuste da Dose entre espécies 
III.5.5 Análises toxicocinéticas 
III.5.6 Extrapolação Via-a-Via 
III.5.7 Cálculo da Média de Dose 
III.5.8 Discussão das Incertezas 
I II.5.9 Caracterização técnica da Dose-Resposta 
I II.6 Avaliação Dose-Resposta: Resumo 
http://www.cepis.org.pe/bvsast/p/fulltext/benzeno/capitulo1.pdf
http://www.cepis.org.pe/bvsast/p/fulltext/benzeno/capitulo2.pdf
http://www.cepis.org.pe/bvsast/p/fulltext/benzeno/capitulo3.pdf
 Capítulo IV - Avaliação de exposição 
IV.1 Introdução 
IV.2 Aspectos Gerais da Avaliação de exposição 
IV.3 Monitoramento e Análise de dados 
IV.4 Destino e transporte de substâncias 
IV.5 Cálculo da Dose 
IV.6 Poulações expostas 
I V.7 Resumo: Avaliação de exposição 
 Capítulo V - Caracterização de risco 
V.1 Introdução 
V.2 Aplicação da caracterização do risco 
V.3 Procedimentos para caracterizar os riscos 
V.4 Apresentação da caracterização de risco 
V.5 Revisão da caracterização do risco 
V.6 Apresentação do sumário da caracterização do risco 
V .7 Resumo: Caracterização de risco 
 Capítulo VI - Avaliação de riscos, processos decisórios e gerenciamento de riscos 
VI.1 Introdução 
VI.2 Opções e Ações para o gerenciamento de riscos 
VI.3 Importância de processos decisórios e gerenciamentos de riscos participativos 
V I.4 Resumo: Avaliação de riscos, processos decisórios e gerenciamento de riscos 
 
VII.1 A Exposição dos trabalhadores ao Benzeno nos processos industriais 
VII.1.1 O Benzeno e Suas Principais Fontes de Emissão 
VII.1.2 O Benzeno nos Processos Industriais 
VII.1.3 O Refino do petróleo 
VII.1.4 A Exposição dos trabalhadores ao benzeno 
VII.1.5 A Exposição dos trabalhadores ao benzeno no Brasil 
VII.1.6 A Legislação sobre o benzeno no Brasil 
V II.1.7 A Refinaria de petróleo 
VII.2 Identificação do perigo do benzeno 
VII.2.1 Antecedentes do benzeno 
VII.2.2 Avaliação do perigo do benzeno 
VII.2.2.1 Alguns princípios para a avaliação do perigo do benzeno 
VII.2.2.2 Dados sobre os danos à saúde causados pelo benzeno 
VII.2.2.3 Transporte, distribuição e transformação de benzeno no meio ambiente 
VII.2.2.4 Dados experimentais sobre a toxicidade do benzeno 
VII.2.2.5 Avaliação dos dados experimentais 
VII.2.2.6 Considerações sobre as evidência dos efeitos carcinogênicos do benzeno em animais 
e no homem 
VII.2.2.7 Considerações sobre os riscos de câncer pôr substâncias tóxicas 
V II.2.2.8 Algumas conclusões possíveis sobre a carcinogenicidade do benzeno 
VII.3 Avaliação da relação dose-resposta para o benzeno 
VII.3.1 Considerações iniciais 
VII.3.2 Estimativas Quantitativas de Risco a partir da Exposição Via Oral ou Via Inalação 
VII.3.2.1. Coeficiente de inclinação, a partir de modelos de extrapolação de Altlas para Baixas 
Doses 
VII.3.2.2 Unidade de risco do benzeno, a partir de modelos de extrapolação de Altas para Baixas 
Doses 
VII 3 3 3 Concentrações de benzeno na água e no ar, que causam riscos de câncer nas 
Capítulo VII - Estudo de caso dos trabalhadores expostos ao benzeno em uma refinaria de petróleo
http://www.cepis.org.pe/bvsast/p/fulltext/benzeno/capitulo4.pdf
http://www.cepis.org.pe/bvsast/p/fulltext/benzeno/capitulo5.pdf
http://www.cepis.org.pe/bvsast/p/fulltext/benzeno/capitulo6.pdf
proporções - 1:10.000, 1: 100.000 e 1:1.000.000 
VII.3.2.4 Discussão da confiança 
VII.3.2.5 Avaliação da relação dose-resposta para substâncias carcinogênicas sem extrapolação formal 
VII.3.2.6 Considerações sobre a avaliação de dose-resposta da carcinogenicidade do benzeno 
VII.3.2.7 Algumas conclusões possíveis sobre a avaliação de dose-resposta da 
carcinogenicidade do benzeno 
VII.4. Avaliação da exposição humana ao benzeno 
VII.4.1 Alguns princípios utilizados para avaliação de exposição 
VII.4.2 Descrição da área de estudo e do processo de trabalho 
VII.4.2.1 Unidade de reforma catalítica 
V II.4.2.2 Setor de qualidade 
VII.4.3 Caracterização dos grupos expostos 
VII.4.3.1 Unidade de reforma catalítica 
VII.4.3.2 Setor de qualidade 
V II.4.3.3 Grupo não exposto ocupacionalmente 
VII.4.4 Dados sobre os niveis de benzeno no ambiente 
VII.4.5 Quantificação da exposição 
VII.4.6 Considerações sobre os dados da avaliação da exposição humana 
VII.4.7 Algumas conclusões possíveis sobre a exposição humana ao benzeno 
VII.5 Caracterização do risco 
VII.5.1 Objetivo 
VII.5.2 Quantificação do risco 
VII.5.3 Pontos a considerar 
VII.5.4 Algumas possíveis conclusões sobre os riscos do benzeno 
V II.5.5 Incertezas do processo de avaliação de risco do benzeno 
VII.6 O processo de gerenciamento e vigilância dos riscos do benzeno no Brasil 
VII.6.1 Contextualização histórica 
VII.6.2 As bases do gerenciamento de riscos - contexto setorial / atividade territorial 
VII.6.3 Indicativos do método de gerenciamento de risco 
VII.6.4 Monitoramento de morbi-mortalidade 
V II.6.5 Considerações finais sobre o gerenciamento de riscos do benzeno 
 Referencias bibliográficas 
 Quadros 
Quadros 1 
Quadros 2 
Quadros 3 
Quadros 4 
Quadros5 
Quadros6 
Quadros7 
 
 
http://www.cepis.org.pe/bvsast/p/fulltext/benzeno/refbib.pdf
http://www.cepis.org.pe/bvsast/p/fulltext/benzeno/Quadros1.pdf
http://www.cepis.org.pe/bvsast/p/fulltext/benzeno/Quadros2.pdf
http://www.cepis.org.pe/bvsast/p/fulltext/benzeno/Quadros3.pdf
http://www.cepis.org.pe/bvsast/p/fulltext/benzeno/Quadros4.pdf
http://www.cepis.org.pe/bvsast/p/fulltext/benzeno/Quadros5.pdf
http://www.cepis.org.pe/bvsast/p/fulltext/benzeno/Quadros6.pdf
http://www.cepis.org.pe/bvsast/p/fulltext/benzeno/Quadros7.pdf
APRESENTAÇÃO
O objetivo geral deste exercício prático foi aplicar, em um caso brasileiro, a
metodologia de avaliação e gerenciamento de riscos repassada em curso ministrado pelo
Centro Pan-Americano de Ecologia Humana e Saúde - ECO da Organização Pan-
Americana da Saúde – OPAS e pela Environmental Protection Agency - EPA, em maio de
1996, Brasília. O objetivo específico foi estimar o potencial de efeitos adversos em
humanos, particularmente o desenvolvimento de leucemia nos trabalhadores expostos ao
benzeno, de modo a proporcionar tanto informações que subsidiem a formulação de
estratégias de vigilância e prevenção pela Comissão Nacional Permanente de
Acompanhamento do Acordo do Benzeno, como experiência para a formaçãode
profissionais do Centro de Estudos de Saúde do Trabalhador e Ecologia Humana -
CESTEH e de outras instituições através do desenvolvimento de cursos de pós-
graduação (Latu-Sensu e Strictu Sensu). Assim, entre seus propósitos se encontravam:
• Gerar conhecimentos para comissão que acompanha o cumprimento do Acordo
Nacional do Benzeno, permitindo ações integradas de governo e tomadas de
decisão.
• Capacitação de recursos humanos para a avaliação e o gerenciamento de
riscos de substâncias químicas à saúde.
• Gerar material didático para aperfeiçoamento de cursos de pós-graduação em
andamento e desenvolvimento de futuros cursos de formação de profissionais
na área de avaliação de riscos.
• Gerar material de referência para estudos de avaliação dos riscos da exposição
ao benzeno e seus efeitos à saúde humana.
O material se divide em duas grandes partes. Na primeira, é apresentada a
metodologia de avaliação e gerenciamento de riscos utilizada pela EPA, com
detalhamento para o caso de substâncias carcinogênicas. Na Segunda, esta metodologia
é aplicada no caso de trabalhadores expostos ao benzeno, uma substância
carcinogênica, em uma refinaria de petróleo.
Esperamos com este material não só subsidiar as ações e decisões para um
problema existente no no Brasil, mas também fornecer material de referência que possa
vir a ser utilizado em cursos de formação de recursos humanos nos setores saúde e meio
ambiente.
CAPÍTULO I - O CONCEITO DE RISCO
I.1. Origem do Conceito de Risco
De acordo com Freitas et al. (1997), o termo risco surge com o próprio processo
de constituição das sociedades contemporâneas a partir do final do Renascimento e início
das revoluções científicas. Nesse período ocorreram intensas transformações sociais e
culturais associadas ao forte impulso nas ciências e nas técnicas, às grandes navegações
e à ampliação e fortalecimento do poder político e econômico de uma nascente burguesia.
Tem sua origem na palavra italiana riscare, cujo significado original era navegar entre
rochedos perigosos. Esta palavra foi incorporada ao vocabulário francês pôr volta do ano
de 1660 (Rosa et al., 1995).
O conceito de risco que se conhece atualmente provém da teoria das
probabilidades, sistema axiomático oriundo da teoria dos jogos na França do século 17
(Douglas, 1987). Tem pôr pressuposto a possibilidade de prever determinadas situações
ou eventos pôr meio do conhecimento – ou, pelo menos, possibilidade de conhecimento –
dos parâmetros de uma distribuição de probabilidades de acontecimentos futuros pôr
meio da computação das expectativas matemáticas (FGV, 1987).
O conceito probabilístico de risco é predominante na atualidade e está associado ao
potencial de perdas e danos e de magnitude das consequências. Porém, até o período
anterior à Revolução Industrial o que dominava era sua compreensão como manifestação
dos deuses. Da Antiguidade até meados do século 18, eventos como incêndios,
inundações, furacões, maremotos, terremotos, erupções vulcânicas, avalanchas, fomes e
epidemias eram compreendidos como manifestações da providência divina, de modo que
para revelá-los e prevê-los tornava-se necessário interpretar os sinais "sagrados" (Theys,
1987).
Covello et al. (1985), apresentando uma perspectiva histórica da avaliação e do
gerenciamento de riscos, consideram o grupo denominado Asipu, que viveu na
Mesopotâmia pôr volta de 3.200 a.C., como um dos primeiros que realizavam algo similar
ao que hoje entendemos como “avaliação de riscos”. Em suas análises, esse grupo
identificava as importantes dimensões do problema em questão e as ações alternativas
face ao mesmo, coletando dados sobre os possíveis resultados de cada alternativa. Os
melhores dados disponíveis eram considerados sinais dos deuses, que os sacerdotes do
grupo Asipu estavam especialmente qualificados para interpretar, selecionando a partir
deles a melhor alternativa (Freitas, 1996).
O processo de laicização das situações e eventos considerados perigosos e sua
transformação em riscos, implicando na previsibilidade a partir da probabilidade, ocorreu
de modo mais sistemático somente a partir da Revolução Industrial. Esteve relacionado a
filosofia iluminista, ao fim das epidemias de pestes e a conversão da ciência e da
tecnologia enquanto eixos de poderosas transformações na sociedade e na natureza.
Nesse processo, através do desenvolvimento científico e tecnológico e das conseqüentes
transformações na sociedade, na natureza e na própria característica e dinâmica das
situações e eventos perigosos, o homem passa a ser responsável pela geração e
remediação de seus próprios males. O conceito de risco tal como é predominantemente
compreendido na atualidade resulta desse processo, cabendo ao próprio homem a
atribuição de desenvolver, através de metodologias baseadas na ciência e tecnologia, a
capacidade de os interpretar e analisar para melhor os controlar e remediar (Freitas et al.,
1997).
I.2. O Conceito de Risco no Mundo Contemporâneo
A compreensão das transformações que levaram ao modo contemporâneo de
pensar e enfrentar as situações e os eventos perigosos e sua transformação em riscos
inevitavelmente nos remete à compreendermos as mudanças em sua própria natureza e
dinâmica. Se, pôr um lado os avanços científicos e tecnológicos contribuíram para a
redução da prevalência de determinadas doenças associadas a fome e as pestilenças,
pôr outro fez surgir e aumentar novos riscos, como os radioativos, químicos e biológicos.
Estes riscos gerados pelo próprio homem são fundamentalmente diferentes em termos
de características e magnitude dos encontrados no passado. Fazem parte do quotidiano
de milhões de pessoas e podem ser encontrados nos seus locais habitação ou trabalho,
na cadeia alimentar, no solo que pisam, no ar que respiram, nas águas que consomem
(Freitas et al., 1997).
O caso dos riscos químicos industriais é paradigmático nesse processo. Conforme
demonstra Freitas (1996), a partir da II Guerra Mundial, o crescimento e a ampliação da
economia em escala mundial contribuíram imensamente para o desenvolvimento e a
expansão da indústria química. Essa indústria teve o papel de criar e suprir a demanda
pôr novos materiais e produtos, como medicamentos, polímeros sintéticos, corantes,
aditivos, solventes, combustíveis, explosivos e agrotóxicos, entre outros. A natureza
altamente competitiva dessa indústria e o crescimento da economia mundial, aliados à
mudança na base do carvão para o petróleo e ao rápido avanço na tecnologia de sínteses
químicas e de processos industriais, possibilitaram o aumento das dimensões das plantas
industriais e da complexidade dos processos, bem como da capacidade de produção,
armazenamento e transporte de produtos químicos (Haguenauer, 1986; UNEP, 1992).
Segundo Freitas et al. (1995), a comercialização mundial de produtos químicos
orgânicos nesse período, pôr exemplo, possibilita dimensionar o crescimento e a
expansão da indústria química, que passou de 7 milhões de toneladas, em 1950, para 63
milhões em 1970, 250 milhões em 1985 e 300 milhões em 1990 (Korte et al., 1994). Uma
planta para craquear nafta e produzir 50.000 toneladas/ano de etileno era considerada de
grande porte até os anos 60. Nos anos 80, essa dimensão seria considerada
antieconômica, e plantas industriais 10 vezes maiores para a produção de etileno e
propileno ultrapassariam a escala de produção de 1 milhão de toneladas (Weyne, 1988;
Theys, 1987). Ainda nesse período, a capacidade de transporte dos navios petroleiros
passou de 40.000 para 500.000 toneladas, e o armazenamento de gás, de 10.000m3 para
120.000/150.000m3 (Theys, 1987).
De acordo com Porto et al. (1997), dados do Programa Internacional de Segurança
Química, demonstram que existem mais de 750.000 substâncias conhecidas no meio
ambiente, sendo de origem natural ou resultado da atividade humana (IPCS, 1992a).
Cerca de 70.000 são cotidianamente utilizadas pelo homem, sendoque aproximadamente
40.000 em significantes quantidades comerciais (IPCS and IRPTC, 1992). Desse total,
calcula-se que apenas cerca de 6.000 substâncias possuam uma avaliação considerada
como minimamente adequada sobre os riscos ao homem e ao meio ambiente. Para os
autores, acrescente-se à este quadro a capacidade de inovação tecnológica no ramo
químico, que não só vem complexificando os sistemas tecnológicos de produção, como
colocando disponível no mercado a cada ano entre 1.000 e 2.000 novas substâncias
(Porto et al., 1997).
Além das mudanças nas dimensões das plantas industriais e na capacidade de
produção, transporte e armazenamento de produtos perigosos, do aumento do número de
pessoas expostas a riscos e da transformação na natureza dos riscos, acrescentam-se
outros fatores que contribuíram para uma mudança radical no status social dos riscos.
Nos países centrais da economia mundial, Theys (1987) observa que mais de 80% do
público e 60% dos dirigentes consideraram que, globalmente, os riscos nos anos 80 eram
mais importantes do que 20 ou 40 anos ou até um século antes, evidenciando a mudança.
Covello e Mumpower (1985), em abordagem histórica de análise e gerenciamento
de riscos, principalmente nos E.U.A., apontam nove fatores que consideram importantes
para a compreensão das transformações que levaram ao modo contemporâneo de pensar
e enfrentar os riscos nos países centrais da economia mundial.
O primeiro seria a mudança na própria natureza do risco. As principais causas de
óbito foram deixando de ser atribuídas às doenças infecciosas para privilegiar as crônicas
degenerativas. O mesmo aconteceu com os acidentes. Até meados do século 19 os
acidentes de trabalho, como os que ocorriam nas minas de carvão, apresentavam taxas
altas. Em anos recentes, essas taxas, se comparadas àquelas do passado, caíram
bastante. Fenômeno semelhante envolve os desastres naturais. Entretanto, enquanto
esses tipos de acidentes vieram diminuindo, outros cresceram. No início do século, era
insignificante o número de acidentes com veículos automotores, que, entretanto, nos anos
80, responsabilizavam-se pôr elevados números de óbitos.
O segundo fator seria o aumento na média de expectativa de vida. Na Idade Média
a expectativa de vida era de 20 a 30 anos. No início deste século era de 51 anos para
mulheres e 48 anos para homens. Já em 1975 alcançava os 75 anos para mulheres e 66
para homens.
O terceiro foi o crescimento de novos riscos, fundamentalmente diferentes em
termos de características e magnitude, dos encontrados no passado e atribuídos à
natureza ou a Deus. Riscos radioativos, químicos e biológicos, todos gerados pelo
desenvolvimento da ciência e da tecnologia, passaram a fazer parte do quotidiano de
milhões de pessoas, na forma de acidentes ou não. Além desses, acrescentam-se
outros, de caráter global, como o buraco na camada de ozônio, o aquecimento do planeta
e as chuvas ácidas.
O quarto foi o desenvolvimento de testes de laboratório, métodos epidemiológicos,
modelagens ambientais, simulações em computadores e avaliação de riscos na
engenharia, os quais possibilitaram avanços na habilidade dos cientistas em identificar e
medir os riscos. Esses avanços passaram a permitir aos cientistas detectar falhas em
projetos de sistemas de engenharia extremamente complexos e estabelecer nexos
causais – embora algumas vezes frágeis – entre determinados perigos e resultados
adversos, mesmo os potencialmente causados pôr quantidades de substâncias
carcinogênicas ou mutagênicas muitíssimo pequenas, tal como partes pôr trilhão (ppt).
O quinto fator foi o aumento no número de cientistas e analistas que passaram a ter
como foco de seu trabalho os riscos à saúde, segurança e ao meio ambiente. A análise
de risco emerge, nos anos recentes, como uma disciplina e profissão, com sociedades
próprias, reuniões anuais, livros, periódicos científicos e newsletters.
O sexto foi o crescimento no número de análises quantitativas formais produzidas e
utilizadas para os processos decisórios sobre gerenciamento de riscos. O aumento no
volume de processos decisórios apoiados em análises de riscos quantitativas altamente
técnicas, refletiu uma tendência para prever, planejar e alertar em vez de dar respostas ad
hoc às crises geradas pelos riscos.
O sétimo fator foi a ampliação do papel do governo federal na avaliação e no
gerenciamento de riscos. Esse crescimento deu-se mediante: a) desenvolvimento da
legislação no campo da saúde, segurança e do meio ambiente; b) crescimento das
agências públicas encarregadas do gerenciamento desses riscos; c) aumento dos casos
relacionados ao assunto que alcançaram a esfera judicial.
O oitavo foi o crescimento de grupos de interesses que procuravam participar cada
vez mais no gerenciamento social do risco, o que tornou cada vez mais politizadas as
atividades de análise e gerenciamento de riscos à saúde, segurança e ao meio ambiente,
com intensa participação daqueles grupos representando a indústria, os trabalhadores, os
ambientalistas, as organizações científicas, entre outros. O crescimento desses grupos
equivale ao da sofisticação científica de seus modos de operação.
O nono e último fator diz respeito ao aumento do interesse e da preocupação do
público geral com os riscos, demandando cada vez mais proteção, e foi apontado pôr
Covello e Mumpower (1985).
I.3. Os Debates Sobre os Riscos Químicos
Particularmente a partir dos anos 70, alguns fatores – como a publicização na
imprensa de crianças com deformações congênitas, como no caso da talidomida, e de
livros como "Primavera Silenciosa" (sobre a revolução verde e os altos riscos para a
saúde e o meio ambiente gerados pelo uso intensivo de agrotóxicos), de Rachel Carson,
da "descoberta"da dioxina, substância química altamente perigosa, como contaminante
presente no herbicida "Agente Laranja", largamente utilizado em plantações e na Guerra
do Vietnã, eventos como os acidentes químicos de Seveso (1976) e de Bhopal (1984), e
das discordâncias entre os especialistas sobre as causas dos acidentes e de seus riscos
à saúde e ao meio ambiente, tornada possível mediante a cobertura da imprensa e
massificação dos meios de comunicação – contribuíram também para essa mudança no
status social dos riscos (Freitas, 1996). Esta mudança significou o aumento e o
fortalecimento da oposição pública aos riscos químicos, que vinha desde os anos 60.
Possibilitaram o fortalecimento de argumentos e intervenção de novos atores, como
organizações ambientalistas, associações de moradores, grupos de interesse,
organizações não-governamentais e partidos políticos nos debates e processos decisórios
acerca de riscos químicos, além dos próprios sindicatos de trabalhadores que já vinham
desde a II Guerra Mundial se organizando de maneira mais intensa para manifestar sua
insatisfação e questionamentos aos riscos químicos que se encontravam expostos no seu
processo de trabalho (Freitas, 1996).
Com a emergência de novos atores no cenário dos processos decisórios sobre
riscos industriais, a tradicional relação entre instituições de segurança (governo e
associações de profissionais de segurança industrial), sindicatos e industriais passou a
sofrer transformações. Iniciou-se o processo de constituição e fortalecimento de um
modelo baseado na participação de outros atores, incluindo, além dos industriais e
governo, aqueles que vinham desenvolvendo a consciência tanto dos perigos associados
aos riscos químicos, como de seu peso nos processos decisórios sobre riscos químicos.
Isso significou alteração na relação de poder e processo de formação de consenso para o
estabelecimento de padrões de segurança e aceitabilidade de riscos (Freitas, 1996).
Nos E.U.A., pôr exemplo, aqueles que acreditavam ter sido prejudicados ou
colocados sob riscos pelas indústrias químicas passaram a entrar com ações na justiça
para assegurar tratamentos privados a danos causados à saúde, exigir indenizaçõespôr
danos e ampliar o acesso às informações sobre os perigos industriais. Esse processo
significou mudança de atitudes dos diversos atores envolvidos nos debates sobre riscos
industriais – comente denominados na literatura como o público –, passando de atitudes
passivas e de confiança na proteção de riscos conduzida pelas indústrias e pelo governo
para atitudes ativas de mobilização e enfrentamento contra os denominados “criadores de
riscos” (Freitas, 1996). Passaram a exigir que os processos decisórios e de controle
fossem coletivos, incluindo todos os que tivessem algum interesse na questão. Essa
mudança de atitude provocou não só maior desgaste da imagem das indústrias químicas
como também aumento nos custos de investimentos em segurança, proteção ambiental e
à saúde, dados a regulamentação governamental mais abrangente que passava a ser
exigida e o colapso do mercado de seguros de indústrias químicas com a grande
elevação do valor financeiro dos contratos (Freitas, 1996).
O conceito de riscos que atualmente prevalece em diversos campos do
conhecimento técnico e científico, tais como na toxicologia, na epidemiologia, na
engenharia e, posteriormente, nas ciências sociais não pode ser dissociado dessa
história. Traduz tanto os conflitos sociais e de interesses de uma sociedade onde a
tecnologia de produção de substâncias químicas ocupa um papel central na vida do
homem contemporâneo, como também e simultaneamente a busca de respostas para um
problema que, em maior ou menor grau, atinge a vida dos seres vivos e do meio ambiente
em nosso planeta.
I.4. A Avaliação de Riscos na Toxicologia e Epidemiologia
Para Freitas (1996), o fato de o discurso dos novos atores que procuravam intervir
nos debates e processos decisórios sobre riscos focalizar, entre outras coisas, os riscos
químicos fez com que a comunidade científica, principalmente especialistas das indústrias
e do governo, procurasse desenvolver e aplicar métodos científicos para estimar os riscos
de maneira quantitativa e probabilística (Renn, 1985). Pôr um lado, desenvolveram-se os
testes de laboratórios, métodos epidemiológicos, modelagens ambientais, simulações em
computadores e avaliações de riscos na engenharia, de tal modo, que possibilitaram o
incremento na identificação e mensuração dos riscos (Covello et al., 1985). Pôr outro,
cresceu o número de especialistas que passaram a ter como foco principal de seu
trabalho os riscos à saúde, à segurança industrial e ao meio ambiente, contribuindo,
assim, para a profissionalização e institucionalização da avaliação de riscos. É nesse
processo que se desenvolve uma abordagem de cunho mais multidisciplinar e centrada
na intervenção sobre o ambiente, ao contrário da abordagem médico-biologicista e
centrada no indivíduo, o qual predominou até a II Guerra Mundial.
A idéia principal que norteou o desenvolvimento dos métodos científicos de
avaliações de riscos e do trabalho dos especialistas era a de que as decisões
regulamentadoras de riscos seriam menos controversas se pudessem ser tecnicamente
mais rigorosas e baseadas em firme base "fatual". Essa base deveria ser construída a
partir dos dados disponíveis, suplementados pôr cálculos, extrapolações teóricas e
julgamentos "objetivos” oriundos de análises estatísticas e sistêmicas, de modo a se
chegar a um valor esperado, que é a unidade básica das avaliações de riscos,
correspondendo à freqüência relativa de um evento ou de uma doença calculada sobre o
tempo (Starr et al., 1976; Otway, 1985; Renn, 1985 e 1992) e expresso na seguinte
fórmula básica (Freitas, 1996):
Risco = Probabilidade de Danos x Magnitude das Conseqüências
Tempo
Nessa perspectiva, o conceito de risco pode, de acordo com Canter (1989), envolver
as seguintes definições: 1) função da probabilidade de um evento ocorrer e de que a
magnitude ou a severidade do evento deva ocorrer; 2) medida da probabilidade e da
severidade de efeitos adversos; 3) possibilidade de dano, perda ou lesões; 4) chance
coletiva ou probabilidade de acidentes e doenças, resultando em lesões ou óbitos. A
avaliação de riscos se constitui como uma etapa intermediária entre a pesquisa e o
gerenciamento de riscos (ver Quadro I.1). Suas etapas são:
1) identificação de perigo: determina qualitativamente e quantitativamente as
substâncias químicas ambientais presentes que podem significar perigos para a
saúde;
2) avaliação da relação dose-resposta: avalia as relações entre a exposição à uma
dada concentração de uma substância química e a incidência de efeitos adversos
em seres humanos. Se realiza primariamente e principalmente em animais;
3) avaliação de exposição: determina as condições sob as quais os indivíduos
podem ser expostos as substâncias químicas e as doses que podem ocorrer
como resultado da exposição;
4) caracterização de riscos: descreve a natureza dos efeitos adversos que podem
ser atribuídos as substâncias químicas, estima sua probabilidade nas populações
expostas, avalia o grau de confiabilidade das evidências e as incertezas
associadas às mesmas.
É somente a partir desta última etapa, a caracterização de riscos, que são
tomadas as decisões para o desenvolvimento de estratégias de gerenciamento de riscos,
havendo aí uma maior e mais explicita interferência dos fatores culturais, os sociais, os
políticos e os econômicos (Freitas, 1993).
Na toxicologia o conceito de risco está associado a estimativa da probabilidade de
desenvolvimento de uma doença como resultado de um certo nível de exposição. Para
as substâncias cancerígenas nenhum nível de exposição (limite de tolerância) é assumido
como sendo sem risco, ao contrário das substâncias não cancerígenas em que são
estabelecidos limites de tolerância, ou seja: limites de exposição considerados "seguros".
Na toxicologia, as estimativas de probabilidades são baseadas nos resultados de testes
em que animais de laboratório que são submetidos à doses maiores do que as esperadas
para seres humanos. Nessas estimativas modelos probabilísticos são utilizados para
extrapolar as curvas de dose-respostas resultantes dos altos níveis de exposição para
níveis mais baixos até o ponto zero de exposição. O resultado é usualmente expresso
como uma unidade de valor-dose, tal como o risco pôr parte pôr milhão (ppm) de uma
dada substância no ar ou na água, pôr exemplo. Esta unidade de valor-dose, multiplicada
pelos níveis de exposição para calcular o risco individual e pelo número de pessoas
expostas gera as estimativas de incidência de uma dada doença causada pela
substâncias específica (Porto et al., 1997).
Na epidemiologia, o conceito de risco corresponde a probabilidade de um membro
de uma população definida desenvolver uma dada doença em um período de tempo.
Nessa perspectiva, a epidemiologia tem seu modelo explicativo nos fatores de risco. De
acordo com Almeida-Filho (1989), embora a epidemiologia se ocupe das populações, é
interessante observar que ela conserva a “qualidade biologicista do enfoque individual da
clínica”, e reduz o social ao coletivo, isto é, um somatório de indivíduos, ignorando o
contexto e suas interrelações nos ambientes em que vivem ou trabalham. De acordo com
Guilan (1996), em epidemiologia os riscos se expressam, de modo geral em risco
absoluto, risco relativo e risco atribuível.
O risco absoluto de uma doença corresponde a incidência da doença (Gordis,
1988), traduzindo a idéia de intensidade com que acontece a morbidade em uma
população (Rouquayrol, 1987), sendo esta intensidade relacionada à unidade de intervalo
de tempo (dia, semana, mês ou ano). Em termos operacionais, utiliza-se o coeficiente de
incidência, o qual pode ser matematicamente expresso da seguinte maneira:
 nº de casos novos de uma doença ocorrentes em
Coeficiente de = determinada comunidade em certo período de tempo x 10n
 incidência nº de pessoas sob risco de adquirir a doença
 no referido períodoQuando se diz, pôr exemplo, que a incidência de casos de leucemia pode ser de
3,6 pôr 100.000 pessoas em determinado ano, o que se quer dizer é que o risco absoluto
de uma pessoa adquirir leucemia neste período é de 3,6/100.000. Gordis (1988) ressalta
a importância deste indicador, alegando que uma pessoa exposta à determinado tipo de
agente causador de doenças não está interessada no risco relativo, mas no risco absoluto
de adoecer.
O risco relativo (RR) é expresso pela seguinte razão:
Risco = Risco da doença em indivíduos expostos
Relativo Risco da doença em indivíduos não expostos
Esta razão pode se comportar de três maneiras:
1) o risco relativo é igual a 1, isto é, o risco de doença na população exposta é o
mesmo que na população não exposta, o que parece indicar não haver associação da
exposição à doença em questão;
2) o risco relativo é maior que 1, isto é, o risco da doença é maior em indivíduos
expostos do que nos não expostos, podendo indicar uma associação da exposição à
doença. Um exemplo clássico desta situação é a associação entre fumo e câncer de
pulmão: num estudo hipotético, podemos comparar a incidência de câncer de pulmão em
fumantes e em não fumantes, e obter o seguinte resultado: RR = 4.6 (Hennekens et al.,
1987). Este resultado quer dizer que o risco de fumantes adquirirem câncer de pulmão é
4.6 vezes maior do que os não fumantes.
3) o risco relativo é menor que 1, isto é, o risco da doença é menor em indivíduos
expostos do que nos não expostos, o que sugere que a exposição possa ter um papel
protetor em relação à doença estudada. Este resultado pode ser encontrado quando
estudamos, pôr exemplo, a eficácia de uma vacina. O risco relativo é uma medida
de associação. Este índice se refere à intensidade com que uma determinada exposição
se relaciona com a doença em estudo.
O risco atribuível é uma diferença entre riscos. Suponha-se duas populações, uma
exposta e outra não exposta, e que o risco de uma doença é maior entre os expostos. O
nível de risco nos não expostos pode ser visto como risco de fundo (background risk), um
risco que é compartilhado pôr ambos os grupos. Se o que se procura é saber quanto do
risco total nos expostos pode ser realmente atribuível à exposição propriamente dita (e
não ao risco de fundo, o qual os dois grupos apresentam), deve-se tomar o risco total nos
expostos e subtrair o risco nos não expostos (risco de fundo). De forma similar, pode ser
avaliado o impacto que uma exposição específica pode ter na população, com respeito a
um evento particular. Pôr exemplo, “a taxa de mortalidade pôr câncer de pulmão para
não fumantes (0.07) pode ser subtraída da taxa de mortalidade pôr câncer de pulmão na
população total (0.65); o resultado obtido pode ser chamado de risco atribuível ao câncer
de pulmão relacionado ao hábito de fumar. Se esta estimativa for aplicada a outra
população, sua frequência de exposição deve ser semelhante à primeira. O conceito de
risco atribuível populacional é útil na medida em que ele estima o quanto a incidência de
uma doença particular pode ser reduzida se uma exposição específica for removida
(MacMahon et al., 1970) (ver Quadro I.2).
Em outras palavras, o risco atribuível pretende responder a seguinte pergunta: “o
quanto de risco da doença, em indivíduos expostos, pode ser atribuído à uma exposição
específica? O quanto de risco da doença em indivíduos expostos podemos esperar de
eliminar se pudermos diminuir ou eliminar a exposição?” (Gordis, 1988). O risco atribuível
é assim uma medida do benefício potencial de uma medida preventiva.
A avaliação de riscos à saúde realizada pela toxicologia (experimentos em animais
de laboratório) e pela epidemiologia (populações expostas aos agentes tóxicos
comparadas com populações não expostas), procura identificar e quantificar as relações
entre os potenciais agentes de risco e os danos biológicos observados nos seres vivos,
humanos e não humanos. Mediante modelagens, o agente causal é isolado das variáveis
intervenientes ou confounders. O que há de comum entre essas perspectivas é tanto
procurar avaliar e prever potenciais danos biológicos aos seres vivos e/ou ecossistemas –
pôr meio de cálculos sobre o tempo e o espaço, utilizando freqüências relativas para
poder especificar as probabilidades, como reduzir o risco a uma única dimensão,
representando uma média sobre espaços, tempos e contextos sociais, ambientais e
tecnológicos estáveis (Freitas, 1996).
I.5. A Contribuição das Ciências Sociais à Avaliação de Riscos
Para as ciências sociais, ao contrário da toxicologia e da epidemioligia, não há
nenhum consenso sobre o que pode constituir um conceito de risco. Os estudos na sua
perspectiva são marcados pôr uma multiplicidade de abordagens teórico-metodológicas e
de temas de investigação. Grande parte da produção científica nesse campo do
conhecimento tem sido no sentido de, em maior ou menor grau e de diferentes modo,
criticar o conceito tradicional de riscos predominante nas avaliações técnicas de riscos, e
seus supostos fundamentais, ou sejam: de um lado a perspectiva utilitarista e o
paradigma do ator racional, do outro a concepção elitista de democracia (Freitas, 1996;
Freitas et al, 1997; Porto et al., 1997).
Na perspectiva utilitarista e paradigma do ator racional os indivíduos são abstraídos
de seus contextos sociais e considerados como não influenciados pôr família, círculo de
amigos, grupos sociais e instituições a que pertencem, pôr seus valores socioculturais e
emoções. São tratados como frios e calculistas, agindo ou devendo agir com o objetivo
de ordenar o caos e maximizar os ganhos de cada ação, distinguindo estratégias e
projetando as conseqüências de cada uma delas de modo a determinar a capacidade de
escolhas de alternativas, avaliando permanentemente os riscos e os benefícios das
possíveis ações (Freitas, 1996; Freitas et al., 1997).
De acordo com Freitas et al. (1997), para a concepção elitista de democracia a
objetividade é alcançada pôr meio da ênfase em determinados resultados das análises
quantitativas (óbitos, custos, benefícios, probabilidade de eventos, magnitude das
conseqüências, entre outros). Ignora o processo social de escolhas, de poder, de
relações, de interesses. Para esta concepção, os resultados quantitativos servem para,
numa abordagem unidimensional, estabelecer critérios e padrões de aceitabilidade de
riscos, definindo, pôr exemplo, que 10-6 para o caso de acidentes industriais
(particularmente em indústrias químicas e usinas nucleares) e que a exposição à X partes
pôr milhão da substância Y numa jornada de trabalho ou durante o período médio de vida
são valores aceitáveis. Nessa concepção, os interesses dos cidadãos são atendidos
quando os processos decisórios de escolhas de tecnologias e de justiças distributivas
dessas tecnologias estão de acordo com os modelos técnicos de avaliação de riscos e o
consenso das elites dominantes (Menkes, 1985; Fiorino, 1989; Rosa et al., 1995)
I.6. Considerações Finais
Conforme verificou-se neste capítulo, o conceito de risco resulta de um processo
histórico que remonta desde a Antiguidade, passando pelo Renascimento, pela
Revolução Industrial e pela II Guerra Mundial. Porém, o conceito de risco que se conhece
na atualidade resulta de um processo histórico mais recente e dos conflitos que lhe
fizeram parte, podendo os anos 60 e 70 deste século se constituírem como marcos. É
neste contexto mais recente que se desenvolvem muitos dos atuais métodos de avaliação
de riscos.
A avaliação de riscos é um procedimento utilizado para sintetizar as informações
disponíveis e os julgamentos sobre as mesmas com o objetivo de estimar os riscos
associados à exposição a substâncias químicas. Essa estimativa é expressa em termos
probabilísticos, variando entre 0 (zero) e 1 (um), sendo um valor igual ao primeiro (0) um
indicador da certeza de que não ocorrerá dano e um valor igualao segundo (1) um
indicador da certeza de que ocorrerá dano (Quadro I.3) (OPAS/EPA, 1996). Tem como
objetivo: (Quadro I.4)
• determinar a possibilidade de efeitos adversos em humanos, outras espécies e
ecossistemas expostos aos agentes químicos;
• proporcionar a mais completa informação possível aos responsáveis pôr controlar
os riscos, especificamente àqueles que estabelecem políticas e normas.
Através da avaliação de riscos os potenciais efeitos adversos derivados da
exposição humana às substâncias químicas são caracterizados através dos seguintes
elementos (OPAS/EPA, 1996): (Quadro I.5)
• descoberta dos possíveis efeitos adversos através de resultados
epidemiológicos, toxicológicos e ambientais;
• extrapaloção de resultados anteriores (estudos toxicológicos e epidemiológicos)
para predizer tipo e magnitude dos efeitos em saúde humana sob dadas
condições de exposição;
• avaliação da quantidade e características das pessoas expostas a diferentes
intensidades e duração;
• detecção da presença e magnitude global do problema para a saúde pública;
• caracterização das incertezas inerentes ao processo de inferência dos riscos.
É importante observar que o desenvolvimento da avaliação de riscos e dos
debates em torno dos seus resultados vem contribuindo para que inclua um amplo
espectro de disciplinas científicas (toxicologia, epidemiologia, engenharia, economia,
sociologia, antropologia, psicologia)
Jasanoff (1993) na busca de integrar as diversas disciplinas e perspectivas que
atuam na relação entre avaliação de riscos e gerenciamento de riscos considera que não
podemos separar "o que se deseja conhecer acerca de um determinado problema" - o
que é realizado pelas avaliações técnicas de riscos na toxicologia e epidemiologia, pôr
exemplo - do que se deseja fazer acerca desse mesmo problema - o que é proposto e
realizado no desenvolvimento das estratégias de gerenciamento de riscos. Para Jasanoff
(1993), o modo de se perceber a realidade e de organização os fatos a ela pertinentes
tem implicações, embora nem sempre visíveis, tanto nas avaliações de riscos, como nos
aspectos das políticas públicas e da justiça social: quem se deve proteger de
determinados riscos, a que custo e deixando de lado que alternativas.
Muito da crítica ao reducionismo científico presente nas avaliações técnicas de
riscos e no desenvolvimento de estratégias de gerenciamento, ao qual corresponde
também uma redução da possibilidade de incorporação e participação de inúmeros e
diferentes outros atores, valores e perspectivas. Essas críticas baseiam-se no fato de que
as questões relacionadas aos riscos não podem ser restringidas somente aos processos
físicos, químicos e biológicos, já que o mundo em que se situam, o mundo dos seres
humanos em suas relações sociais, é constituído pôr outros aspectos, tais como os estilos
de vida e as relações interpessoais, as interações simbólicas e os movimentos sociais, as
questões de poder e de distribuição de riscos, controle social e instituições sociais
(Freitas, 1996). Diante desse quadro, torna-se necessário e cada vez mais integrar as
diversas perspectivas e disciplinas que atuam nas avaliações de riscos e no
estabelecimento de estratégias de gerenciamento, pois verifica-se que nenhuma sozinha
será capaz de dar conta de um problema tão complexo, sejam a toxicologia, a
epidemiologia ou as ciências sociais.
CAPÍTULO II - IDENTIFICAÇÃO DO PERIGO
II.1. Introdução
A etapa de identificação do perigo tem pôr objetivo obter e avaliar as informações
relacionadas as propriedades tóxicas inerentes a cada substância, ou o potencial para
causar dano biológico, doença ou óbito, sob certas condições de exposição (ver Quadro
II.1). Também pode incluir a caracterização do comportamento de uma substância dentro
do corpo e as interações que esta tem com órgãos, células ou componentes celulares.
Informações deste tipo podem ser valiosas para que se possa confirmar se efeitos
comprovadamente tóxicos de uma determinada substância, em certas condições
experimentais, também podem ser produzidos em seres humanos, ou seja, se é
cientificamente correto inferir que os efeitos tóxicos observados em um meio ocorram em
outros. Um exemplo desse questionamento refere-se a possibilidade de substâncias
carcinogênicas ou teratogênicas em animais produzirem o mesmo efeito em seres
humanos (EPA, 1991).
A informação sobre as propriedades tóxicas das substâncias químicas são obtidas
a partir de estudos em animais, investigações epidemiológicas controladas em
populações humanas expostas e estudos clínicos ou informes de casos sobre seres
humanos expostos. Outras informações toxicológicas são obtidas através de estudos
experimentais em sistemas que não são completos (órgãos isolados, células ou
componentes celulares) e da análise da estrutura molecular da substância de interesse
(Quadro II.2) (EPA, 1991).
Para algumas substâncias, a base de dados disponível pode incluir informações
valiosas sobre os efeitos em seres humanos e em animais experimentais, assim como
pode também incluir informações sobre os mecanismos biológicos básicos para a
produção de uma ou mais formas de toxicidade. Em outros casos, a base de dados pode
ser sumamente limitada e pode incluir somente alguns estudos de experimentação
animal. Há situações onde todos os dados disponíveis podem apontar claramente em
uma só direção, deixando pouca ambigüidade acerca da natureza da toxicidade
associada a uma dada substância. Entretanto, em alguns casos, os dados podem incluir
conjuntos de achados epidemiológicos ou experimentais aparentemente em conflito. Uma
avaliação apropriada do perigo deve conter uma revisão crítica de cada conjunto de
dados pertinentes e da base total de dados sobre toxicidade. Também deve incluir uma
avaliação das inferências sobre toxicidade em populações humanas que podem ter sido
expostas (EPA, 1991).
Os estudos clínicos ou informes de casos de uma investigação, apesar de serem
informações muito importantes, raramente constituem o corpo central de informações
para a avaliação de risco. Estas duas últimas fontes de informação são consideradas
indicadores menos seguros e precisos do potencial tóxico. As provas em animais e de
estudos epidemiológicos constituem as principais fontes de dados sobre toxicidade.
Porém, ainda assim, apresentam dificuldades interpretativas que pôr vezes são bastante
sutis e pôr vezes bastante controversas (EPA, 1991).
A identificação do perigo deve fornecer informações sobre:
• validade e significado da informação toxicológica;
• evidências cientificamente bem fundamentadas de que uma substância causa
efeitos tóxicos;
• o potencial de que os efeitos observados na população X possam ocorrer na
população Y.
 
II.2. Informações Sobre Toxicidade a Partir de Estudos em Animais
II.2.1. Uso de Dados Sobre Toxicidade em Animais
Os estudos toxicológicos em animais estão baseados principalmente na suposição
de que os efeitos em seres humanos podem ser previstos a partir dos efeitos em animais
(Quadro II.3). De uma maneira geral essa suposição está correta. Todas as substâncias
que demonstraram ser carcinogênicas em seres humanos, com exceção do arsênico, são
carcinogênicas em algumas espécies de animais de experimentação. Pôr outro lado, as
doses de toxicidade aguda de muitas substâncias são similares para seres humanos e
para uma diversidade de animais de experimentação. Este princípio de extrapolação de
dados de animais para seres humanos tem sido amplamente aceito nas comunidades
científicas e normativas (EPA, 1991).
Entretanto, apesar do princípio geral de inferir efeitos para seres humanos a partir
de efeitos em animais de experimentação ser bem fundamentado, existem numerosas
exceções. Muitas delas estão relacionadas as diferenças na maneira como diversas
espécies interagem com a substância a que estão expostas e com as diferenças de
metabolismo, absorção, distribuição e eliminação (os aspectos toxicocinéticos)destas
substâncias no organismo. Devido a estas diferenças potenciais, é essencial avaliar
cuidadosamente todas as diferenças entre espécies ao inferir toxicidade para seres
humanos a partir de resultados de estudos toxicológicos em animais (EPA, 1991).
Em casos particulares, para avaliar o potencial carcinogênico de uma substância a
partir de estudos à longo prazo em animais adultos, certas observações gerais, como o
aumento do número de tecidos afetados pela substância, aumentam as evidências de que
a mesma é carcinogênica. De modo similar, um aumento no número de espécies animais,
cepas e sexo utilizadas na experimentação e que mostram uma reposta carcinogênica
contribuem para aumentar as evidências de riscos de carcinogenicidade da substância.
Outros aspectos importantes são (EPA, 1991):
• a presença de relações equivocadas de dose-resposta nos dados avaliados;
• a obtenção de um alto nível de significância estatística no aumento da incidência
de tumores em animais tratados versus animais controle;
• a redução de danos relacionados à diminuição da dose e/ou período de
exposição;
• um aumento na proporção de tumores que são malignos relacionado com o
aumento da dose.
II.2.2. Natureza Geral dos Estudos de Toxicidade em Animais
Os estudos sobre toxicidade tem o objetivo de identificar a natureza do dano à
saúde produzido pôr uma substância e os níveis de doses na qual este dano é produzido
(Quadro II.4). O ponto de partida para esta investigação é o estudo de dose aguda (uma
única dose) de uma substância em animais de experimentação (Quadro II.5). Os estudos
de toxicidade aguda são necessários para calcular as doses que não são letais para
animais utilizados em estudos de longa duração. Além disso, estes estudos proporcionam
uma estimativa da toxicidade comparativa da substância e podem indicar os órgãos alvo
para toxicidade crônica ( pôr exemplo, rins, pulmão ou coração). A partir dos estudos de
toxicidade aguda pode-se determinar o valor da DL50 (a dose que causa a morte de 50%
da população exposta), um parâmetro comparativo do grau de toxicidade de diferentes
substâncias para uma mesma espécie de animal. Em um grupo de substâncias, as que
apresentam DL50 menores são mais tóxicas que as que tem valores superiores (Quadro
II.6) (EPA, 1991).
Os estudos de DL50 revelam um dos princípios básicos da toxicologia: nem todos
os indivíduos expostos a mesma dose de uma substância responderão da mesma
maneira. Deste modo, para uma mesma dose de uma substância, em alguns animais será
observado um efeito letal, em outros uma doença que poderá ser revertida e em um outro
grupo parecerá que nenhum efeito foi ocasionado (EPA, 1991).
Cada tipo de estudo em toxicologia tem um objetivo diferente, para que se possa
identificar como o período de exposição afeta a resposta tóxica. Os animais podem
receber uma única dose, podem ainda receber doses repetidas continuamente pôr várias
semanas ou meses (estudo de toxicidade sub-crônica) (Quadro II.7) ou pôr cerca de toda
sua vida (toxicidade crônica) (Quadro II.8). Em geral os objetivos dos diferentes estudos
de toxicologia podem ser resumidos da seguinte maneira (EPA, 1991):
• identificar os órgãos ou sistemas específicos do corpo que podem ser afetados
pôr uma substância;
• identificar anomalias ou enfermidades específicas que podem ser produzidas tais
como câncer, defeitos de nascimento, desordens do sistema nervoso ou problemas de
conduta;
• estabelecer as condições de exposição e doses que causem formas específicas
de danos ou doenças;
• identificar a natureza e a evolução específica do dano ou doença produzidos pôr
uma substância;
• identificar os processos biológicos que fundamentam a produção do dano ou
doença observados.
II.2.3. Desenho e Aplicação de Estudos de Toxicidade
Ainda que hajam desenhos relativamente padronizados para a constituição de
vários tipos de provas de toxicidade (pôr exemplo, bioensaios para carcinogenicidade)
desenvolvidas pôr agências normativas e públicas, existem outros desenhos utilizados
nos experimentos de toxicidade. De qualquer modo, existem questões que devem ser
considerados em todos os desenhos de estudos de toxicidade (EPA, 1991)
Seleção de espécies animais
Os roedores, geralmente ratos e camundongos, são os animais de laboratório
mais utilizados em estudos de toxicidade. Outros roedores como os hamsters ou cobaias,
são utilizados com menor frequência. Muitos experimentos utilizam coelhos, cães e
primatas não seres humanos, tais como monos e babuínos. Pôr exemplo, ainda que os
primatas sejam considerados os animais de eleição para alguns tipos de estudos sobre
reprodução, devido aos sistemas reprodutivos serem semelhantes aos do homem, para
provas de toxicidade dérmica freqüentemente se utilizam coelhos porque sua pele é mais
sensível (EPA, 1991).
Os ratos e camundongos são a alternativa mais comum porque são baratos e
podem ser manejados de modo relativamente fácil. Além disso, fatores tais como
antecedentes genéticos e a susceptibilidade a doenças estão bem estabelecidos para
estas espécies. A expectativa total de vida para estes roedores é de dois a três anos, de
modo que os efeitos de exposição à uma dada substância ao longo da vida, podem ser
medidos de forma relativamente rápida em comparação com um cão ou macaco, que
vivem muito mais (EPA, 1991).
Doses e duração dos estudos
Freqüentemente, o primeiro experimento que se realiza é uma DL50, no qual se
utilizam doses mais altas de uma substância. Após completar estes experimentos, os
investigadores estudam os efeitos de doses menores administradas durante períodos de
exposição maiores. O objetivo é encontrar a margem de doses na qual ocorrem efeitos
adversos e identificar o NOEL (No Observed Effect Level) para estes efeitos (ainda que
este último nem sempre se busque e se alcance). Um experimento de toxicidade tem um
valor limitado, a menos que se chegue a uma dose de magnitude suficiente para causar
algum tipo de efeito adverso dentro da duração do experimento. Se não forem detectados
efeitos em todas as doses administradas, as propriedades tóxicas das substâncias não
terão sido caracterizadas e neste caso, o investigador terá que repetir o experimento com
doses mais altas ou aumentar a duração do estudo (EPA, 1991).
Os estudos freqüentemente são identificados de acordo com a duração da
exposição. Os estudos de toxicidade aguda incluem uma dose única ou exposições de
duração muito curta (pôr exemplo, 8 horas de inalação). Os estudos crônicos incluem
exposições durante quase toda a vida dos animais de experimentação. Os experimentos
de duração que variam entre estes dois extremos são denominados estudos sub-crônicos
(Quadro II.7 e II.8) (EPA, 1991).
Nível de doses
Geralmente são utilizados dois ou três níveis de doses, especialmente em estudos
crônicos. Experimentos que utilizam apenas uma dose deixam uma grande incerteza
acerca da faixa de doses na qual se observam os efeitos (EPA, 1991).
Controles
Nenhum experimento de toxicidade poderá ser corretamente analisado se forem
omitidos os animais do grupo controle. Este grupo não será administrado com a
substância testada e os animais devem ser da mesma espécie, cepa, sexo, idade e
estado de saúde que os animais tratados, e devem ser mantidos sob as mesmas
condições durante todo o estudo (EPA, 1991).
Via de exposição
O objetivo da maioria dos estudos de toxicidade é gerar informações sobre as
quais serão baseadas as decisões de segurança para os seres humanos, e pôr esta
razão, geralmente os animais são administrados pôr uma via que seja a mais próxima
possível daquela pela qual os seres humanos são expostos. Entretanto, em alguns casos,
o investigador deve usar outras vias ou condições de administração para chegar a dose
experimental desejada. Pôr exemplo, algumas substâncias são administradas pôr sonda
gástrica porque são muito voláteis ou apresentam um sabor ruim, o que impede quesejam adicionadas a dieta dos animais, nas concentrações altas necessárias para alguns
estudos (EPA, 1991).
Desenhos específicos
Geralmente os animais são expostos e qualquer efeito observado sob as
condições do experimento será registrado. Entretanto, quando é necessário testar
hipóteses muito específicas sobre a substância (pôr exemplo, se a substância causa
efeitos de nascimento ou afeta o sistema imunológico), devem ser utilizados desenhos
especiais. Assim, pôr exemplo, para testar a hipótese de que uma substância é
teratogênica (que cause defeitos de nascimento), as fêmeas grávidas devem ser expostas
em períodos críticos da gravidez. Uma dos estudos específicos mais complexos é o
bioensaio de carcinogenicidade. Estes estudos são usados para testar a hipótese de
carcinogenicidade, ou seja, a capacidade de uma substância de produzir tumores (EPA,
1991).
II.2.4. Realização e Interpretação de Estudos de Toxicidade
Muitos fatores devem ser considerados quando estudos de toxicidade são
aplicados, para assegurar o seu êxito e a sua utilidade. Ao se avaliar os resultados
desses testes, certas perguntas devem ser formuladas sobre o desenho e a condução do
experimento, para que se tenha uma avaliação crítica. Os principais questionamentos são
(EPA, 1991):
• O desenho experimental foi adequado para testar a hipótese?
• A realização geral do estudo esteve de acordo com as normas de boas
práticas de laboratório?
• As concentrações da substância estudada foram determinadas corretamente
através de análise química?
• A substância foi adequadamente caracterizada com respeito a natureza e o
grau de impurezas?
• Os animais receberam realmente a substância?
• Os animais que morreram durante o estudo foram examinados
adequadamente?
• Suas mortes podem ser associadas à substância em estudo?
• Quão cuidadosamente foram observados os animais durante a realização do
estudo?
• Que testes foram aplicados aos animais (pôr exemplo, exame de sangue,
testes clínicos) e se foram feitos adequadamente?
• Os animais foram examinados histopatologicamente? O exame foi feito pôr um
patologista qualificado?
• A magnitude do exame do animal e de seus tecidos foi adequada?
• Os dados clínicos e patológicos foram tabelados apropriadamente?
• Os testes estatísticos foram corretamente empregados e analisados?
• As informações do estudo foram suficientemente detalhadas para poder
contestar estas perguntas?
Uma avaliação apropriada asseguraria que estas e outras perguntas possam ser
respondidas e incluiria uma lista de qualificações sobre resultados de testes em áreas nas
quais existem poucas respostas ou onde estas são insatisfatórias (EPA, 1991).
II.3. Informação a Partir de Estudos em Seres Humanos
A informação sobre efeitos adversos em populações humanas são obtidas a partir
de quatro fontes (EPA, 1991):
1. estudos epidemiológicos.
2. estudos de correlação (nos quais as diferenças nas taxas de doença em
populações humanas estão associadas a diferenças de condições ambientais);
3. informes de casos preparados pôr equipes de médicos;
4. resumo dos sintomas informados pelas próprias pessoas expostas;
Os primeiros três tipos de estudos podem ser caracterizados como epidemiologia
descritiva e são úteis para chamar atenção para problemas que ainda não tenham sido
observados previamente. Mesmo que não se possa identificar uma relação causa-efeito,
são importantes pôr gerar hipóteses que poderão ser provadas mais tarde. Os estudos
epidemiológicos incluem a comparação do estado de saúde de um grupo de pessoas que
foram expostas a uma substância sob suspeita, com o estado de saúde de um grupo
comparável não exposto (EPA, 1991). 
A maioria dos estudos epidemiológicos realizados nos países industrializados são
estudos de casos e controles ou estudos de coortes, predominando os estudos descritivos
nos países em industrialização. Em estudos de casos e controles, um grupo de indivíduos
com uma doença específica é identificado e são investigados pontos em comum em
situações de exposições que estes indivíduos possam ter sofrido no passado (Quadro
II.9). As propriedades carcinogênicas do dietilestilbestrol foram descobertas através deste
tipo de estudos. Nos estudos de coorte, são examinadas as condições de saúde dos
indivíduos que foram submetidos a uma mesma exposição, para determinar se alguma
condição específica ou causa de morte se manifesta como excessiva quando comparada
a uma população controle apropriada (Quadro II.10). A leucemiogênese do benzeno foi
estabelecida através deste tipo de estudo. Geralmente, os epidemiologistas se dedicam
de preferência a situações ocupacionais ou a pacientes tratados com certos fármacos
para realizar seus estudos (EPA, 1991).
Quando as informações epidemiológicas conduzem a resultados convincentes,
são muito úteis porque proporcionam informações sobre seres humanos em condições
reais de exposição a uma substância específica. Portanto, na avaliação da base total de
dados, os resultados destes estudos, bem desenhados e controlados apropriadamente,
tem mais peso que os estudos em animais. Mesmo que nenhum estudo possa
proporcionar uma segurança completa de que não existe risco, os dados negativos de
estudos epidemiológicos podem ser utilizados para estabelecer o nível de risco que com
alguma segurança não será ultrapassado na exposição à uma determinada substância
(EPA, 1991).
Mesmo que os estudos epidemiológicos sejam decisivos quando existem
diferenças claras, vários pontos devem ser considerados na interpretação dos resultados
(EPA, 1991):
• É difícil formar os grupos de controle adequadamente pareados porque os fatores que
levam à exposição do grupo estudado (pôr exemplo, ocupação ou residência) as vezes
estão associados a outros fatores que afetam a condição de saúde (pôr exemplo, estilo
de vida e condições sócio-econômicas).
• É difícil controlar fatores de risco relacionados (pôr exemplo, tabagismo) que tem
efeitos importantes na saúde.
• Poucos tipos de efeitos na saúde (além do óbito) são registrados de forma sistemática
em populações humanas (e mesmo a informação sobre a causa de morte é de
confiabilidade limitada). Pôr exemplo, a infertilidade, os abortos e as doenças mentais
não são registradas sistematicamente como regra nos serviços de saúde pública.
• Poucas vezes são disponíveis dados exatos sobre o grau de exposição a substâncias
potencialmente perigosas, especialmente quando aconteceu no passado. Nestes
casos, estabelecer relações dose-resposta é freqüentemente impossível.
• Para a investigação de doenças que levam muito tempo para se desenvolver, tais
como câncer, é necessário esperar muitos anos para confirmar a ausência de um
efeito. Além disso, a exposição a substâncias suspeitas poderia continuar durante
estes períodos extensos e assim, aumentar o risco.
• O poder estatístico de detecção dos estudos epidemiológicos é limitado, a menos que
populações muito grandes sejam estudadas.
Pôr estas razões, os estudos epidemiológicos estão sujeitos a muitas incertezas.
Geralmente é necessário ter evidências de confirmação independentes, tal como um
resultado concordante em um segundo estudo epidemiológico, ou informação de apoio
proveniente de estudos em animais de experimentação. Dadas as limitações da
epidemiologia, também devem ser interpretados com cuidado dados de achados
negativos (EPA, 1991).
II.4. Identificação de Perigo de Substâncias Carcinogênicas
II.4.1 - Definição de Substâncias Carcinogênicas
Câncer é o termo utilizado para caracterizar o crescimento anormal das células
que pode resultar na invasão de tecidos normais ou na difusão para órgãos distantes, em
um processo conhecido como metástase. Substâncias químicas carcinogênicas são
substâncias que foram descritas como capazes de induzir o crescimento anormal ou
descontrolado de células (tumores) em animais de laboratório ou em seres humanos
(EPA, 1996)
A carcinogênese é o termo utilizadopara a indução ou formação de tumor. É um
processo com múltiplos estágios que requer um evento inicial (geralmente uma alteração
genética da célula) seguida de vários estágios de crescimento de uma célula afetada até
o aparecimento do tumor (EPA, 1996). (Quadro II.11)
Uma substância carcinogênica é qualquer uma capaz de aumentar a incidência de
câncer na população exposta. Dentre as substâncias carcinogênicas temos (EPA, 1996):
• iniciadoras: são aquelas capazes de iniciar o câncer através da alteração do material
genético da célula;
• completas: tanto dão início como promovem o aparecimento do tumor;
• promotoras: são as que aumentam a incidência de tumor somente quando a exposição
às mesmas dá-se após a iniciação. Diferentemente das iniciadoras e completas, a
manifestação dos efeitos dos promotores requer exposição contínua pôr um longo
período de tempo, sendo revertida pelo término da exposição. Desta forma, as
características da sua curva dose-resposta podem ser diferentes daquelas das
iniciadoras e completas;
II.4.2 - Atribuição de Pesos às Evidências para a Determinação do Potencial
Carcinogênico em Seres Humanos
A avaliação das evidências é uma coleção de avaliações de todas as informações
sobre carcinogenicidade pertinentes. Desta forma é adequado considerar o impacto da
plausibilidade biológica e da coerência da associação entre um agente determinado e seu
potencial carcinogênico. A identificação e caracterização da carcinogenicidade humana é
baseada em dados de seres humanos e animais. A atribuição de diferentes pesos para as
evidências, que estes dados fornecem, envolve considerações sobre a qualidade e
adequação dos dados e a consistência das respostas induzidas pelo agente em questão
(EPA, 1996).
Visões iniciais sobre um tipo de evidência podem mudar significativamente quando
outras informações são trazidas para a interpretação. Pôr exemplo, um resultado positivo
sobre carcinogenicidade em animal pode ser enfraquecida pôr outro dado chave; ou, uma
associação frágil resultante de estudos epidemiológicos pode ser reforçada pôr
considerações de outros dados e achados em animais. Geralmente, não é um único fator
que determina o peso total de uma evidência. Os fatores não são contados
mecanicamente através da adição de mais ou menos peso, eles são julgados em
combinação (EPA, 1996).
II.4.3. Avaliação das Evidências de Animais
Evidências obtidas a partir de experimentos de longa duração (crônicos) ou outros
estudos de carcinogenicidade em animais de laboratório, constituem a primeira maior
classe de informação utilizadas. Para que um estudo seja considerado de longa duração é
necessário que possua os seguintes requisitos (EPA, 1996):
• ter duração de 2 a 7 anos (dependendo da espécie estudada);
• que a espécie seja selecionada com base em resultados de estudos
farmacodinâmicos realizados em várias espécies, ou mesmo sejam utilizadas duas
espécies animais;
• que seja utilizado, no mínimo, dois níveis de dose;
• que se utilize a via de administração adequada;
• que sejam realizadas avaliações do estado de saúde de todos os animais
semanalmente através de exame físico completo e, em intervalos de 3 a 6 meses, provas
funcionais e análises bioquímicas de sangue e urina;
• que todos os animais sejam submetidos a uma autopsia completa, onde se
inclua exame histológico de todos os órgãos.
Cada estudo precisa ser revisto e avaliado em relação à adequação de seu
desenho e desenvolvimento, bem como a significância estatística e a relevância biológica
de seus achados. Os fatores que usualmente aumentam sua confiança em predizer
câncer em seres humanos a partir dos resultados de estudos em animais são (Quadro
II.13) (EPA, 1996):
• a multiplicação das observações em estudos independentes;
• a severidade da lesão, latência e progressão da lesão;
• consistência das observações.
Para substâncias carcinogênicas, a demonstração de que quase todas as
substâncias carcinogênicas para seres humanos são carcinogênicas na maioria das
espécies de animais de laboratório, tem sido usada para dar suporte à avaliação de risco
de câncer, tendo como premissa à tese de que uma substância comprovadamente
carcinogênica em animais, é provavelmente carcinogênica em seres humanos. Existem
algumas objeções quanto ao uso desta suposição na avaliação de risco, dentre as quais
estão as seguintes (EPA, 1996):
 1) O fato de que quase todas as substâncias carcinogênicas para seres humanos são
carcinogênicas para animais, não prova que a relação inversa é correta; isto é, não foi
provado que todas as substâncias carcinogênicas para animais também o são para seres
humanos. De fato, evidências da existência de diferenças entre seres humanos e outras
espécies em relação a susceptibilidade à substâncias carcinogênicas são respaldadas
com os achados sobre diferenças qualitativas na resposta a substâncias carcinogênicas
entre diferentes espécies de animais de laboratório.
 2) Os experimentos com animais usados nos testes de carcinogenicidade podem prover
resultados que não são relevantes para a estimativa de risco em seres humanos. Existem
quatro critérios principais quanto ao uso de dados obtidos com experimentos realizados
com animais, relacionados abaixo:
a) as doses as quais os animais são expostos nos experimentos são muito altas e
não são preditivas para efeitos nos níveis de exposição humana à baixas doses;
b) algumas espécies de animais utilizadas em experimentos são tão
biologicamente diferentes dos seres humanos, que os resultados obtidos com elas não
possuem valor;
c) algumas espécies de animal ou certos órgãos, utilizados em experimentação,
são intensamente sensíveis a substâncias carcinogênicas e esta sensibilidade invalida o
uso dos resultados obtidos com estas espécies ou órgãos;
d) a relevância de tumores benignos em testes com animais para risco de
câncer em seres humanos é desconhecida.
II.4.4. Avaliação das Evidências de Seres Humanos
Os dados epidemiológicos são extremamente úteis na avaliação de risco porque
eles fornecem evidências diretas que uma substância produz câncer em seres humanos.
Desta forma, evita-se o problema resultante da extrapolação dos dados encontrados em
experimentações animais, onde se faz necessária uma dedução, a partir dos resultados
encontrados em uma espécie, para os resultados que podem ocorrer em outra espécie.
Esta dedução nem sempre pode ser feita de modo apropriado, tendo em vista as
diferenças fisiológicas existentes entre as espécies animais estudadas e o ser humano.
Portanto, quando dados resultantes de estudos em seres humanos são disponíveis em
grande quantidade e sendo de boa qualidade, são geralmente preferidos aos dados
obtidos a partir de estudos experimentais com animais, devendo merecer um peso maior
na caracterização do risco (EPA, 1996).
O julgamento das evidências é feito em função do quanto os dados que a
originaram satisfazem os critérios estabelecidos para um bom estudo epidemiológico, e o
quanto eles estão longe destes critérios. A existência de uma relação temporal, forte
associação, dados de exposição confiáveis, presença de correlação entre dose-resposta,
ausência de vieses e fatores de confundimento, e alto nível de significância estatística
estão entre os fatores que aumentam a confiança na conclusão de causalidade (EPA,
1996).
Geralmente, o peso de uma evidência humana aumenta com o número de estudos
adequados que mostram resultados comparáveis de populações expostas, a mesma
substância, sob diferentes condições. As análises levam em conta todos os estudos
considerados de alta qualidade, mesmo que apresentem associações positivas ou
resultados nulos, ou até mesmo aqueles que apresentem como resultado o fato da
substância em questão apresentar efeitos protetores, ou seja, indivíduos expostos ao
agente apresentam menor risco de desenvolver câncer quando comparados com aqueles
não expostos. Quando se atribui peso a estudos positivos contraestudos nulos, possíveis
razões para resultados inconsistentes devem ser procurados, e aos resultados de estudos
julgados como de alta qualidade são dados maior peso que aqueles julgados como sendo
metodologicamente inferiores. Como metodologicamente inferiores são considerados os
estudos em que (EPA, 1996):
• os grupos de indivíduos que fazem parte do mesmo não tenham sido
selecionados de forma correta;
• não existe uma caracterização adequada da exposição bem como considerações
apropriadas sobre vieses e fatores de confundimento;
• não existe validade na determinação das causas de morbidade ou mortalidade
pôr câncer;
• o tamanho da amostra e a duração do acompanhamento não são adequadas
para que se possa evidenciar um efeito;
• ou mesmo quando a metodologia utilizada para coleta e análise dos dados se
mostra inadequada.
Geralmente, um fator sozinho não é determinante. Pôr exemplo, a força de
associação é um critério causal. Uma associação forte (isto é, um grande risco relativo -
ver capítulo I) é mais indicativo de causalidade que uma associação fraca. Entretanto,
achados de grande excesso de risco em um único estudo devem ser contrabalançados
com a falta de consistência refletida pôr resultados negativos de outros estudos
igualmente bem desenhados e bem conduzidos. Nesta situação a associação positiva de
um único estudo pode tanto sugerir a presença de vieses ou confundimentos, quanto
refletir condições de exposição diferentes. Pôr outro lado, evidências de uma fraca, porém
consistente associação através de vários estudos, sugerem tanto causalidade, quanto que
alguns fatores de confundimento podem estar operando em todos estes estudos (Quadro
II.12) (EPA, 1996).
II.4.5 - Avaliação de Outras Evidências
Informações adicionais usadas na avaliação qualitativa do potencial carcinogênico
podem ser obtidas a partir de estudos comparativos de farmacocinética e metabolismo,
estudos de genotoxicidade, análises de relação entre a atividade biológica e a estrutura
química, e outros estudos sobre as propriedades do agente. As informações obtidas com
estes estudos ajudam a elucidar modos de ação potenciais e o metabolismo e o destino
biológico. O conhecimento dá suporte as interpretações sobre estudos relacionados ao
câncer em seres humanos e animais e fornece uma fonte adicional de informações sobre
o potencial carcinogênico (Quadro II.14) (EPA, 1996).
II.4.6 - Avaliação da Totalidade das Evidências
Estendendo a visão quanto à totalidade das evidências todos os dados e
inferências são avaliados em conjunto. De fato, a possibilidade de conferir pesos para as
evidências estende-se sobre um amplo prolongamento que não pode ser
compartimentalizado (Quadro II.14) (EPA, 1996).
II.4.7 - Classificações dos Pesos das Evidências
A classificação de risco utiliza três categorias para descrever o potencial
carcinogênico humano: conhecido/provável; não pode ser determinado e não provável.
Cada categoria estende-se sobre uma grande variedade de conjuntos de dados e pesos
de evidências. Desta forma, sempre haverão gradações, áreas de interseção e casos
fronteiriços. O uso destas categorias dentro de uma narrativa preserva e mostra a sua
complexidade que é uma parte essencial da classificação do perigo. Uma única
substância pode ser categorizada de mais de uma forma se, pôr exemplo a substância é
provavelmente carcinogênico pôr uma via de exposição, mas não pôr outra (EPA, 1996).
Conhecido/provável: Esta categoria é apropriada quando efeitos de tumores ou
outros dados chave disponíveis são adequados para demonstrar convincentemente o
potencial carcinogênico para seres humanos, e inclui (EPA, 1996):
 a) substâncias reconhecidas como carcinogênicas em seres humanos, baseados tanto
em evidências epidemiológicas quanto em combinações de evidências de estudos
experimentais em animais e epidemiológicas, que demonstram causalidade entre
exposição humana e câncer;
 b) substâncias que devem ser tratadas como tal, se eles são reconhecidos como
carcinogênicos seres humanos, baseados na combinação de dados epidemiológicos que
demostram uma associação causal plausível (não demonstrada como definitiva) e forte
evidência de estudos experimentais em animais;
 c) substâncias que são reconhecidos como capazes de produzir câncer em seres
humanos devido a produção antecipada de tumores pôr mecanismos de ação que são
considerados relevantes ou assumidos como relevantes para carcinogenicidade humana.
Não pode ser provado: Esta categoria é apropriada quando efeitos de tumores ou
outros dados chave disponíveis são sugestivos ou conflitantes ou apresentam quantidade
limitada e, desta forma, não são adequados para demonstrar convincentemente, o
potencial carcinogênico para seres humanos. Nesta categoria estão (EPA, 1996):
 a) as substâncias cujo potencial carcinogênico não pode ser determinado, mas para as
quais existe evidência sugestiva que levanta suspeitas sobre efeitos carcinogênicos;
 b) as substâncias cujo potencial carcinogênico não pode ser determinado, porque a
evidência existente é composta pôr dados conflitantes;
 c) as substâncias cujo potencial carcinogênico não pode ser determinado, porque existem
dados inadequados para realizar uma avaliação;
 d) as substâncias cujo potencial carcinogênico não pode ser determinado, porque não
existe disponibilidade de dados para conduzir uma avaliação.
Não provável: Este categoria é apropriada quando a evidência de estudos
experimentais em animais é satisfatória para decidir que não existe base para suspeita de
perigo para seres humanos, como os seguintes (na ausência de dados de seres humanos
que sugerem um efeito potencial de câncer) (EPA, 1996):
 a) substâncias não prováveis de serem carcinogênicos para seres humanos porque foram
avaliados em pelo menos dois estudos bem conduzidos em duas espécies apropriadas de
animais sem demonstrar efeitos carcinogênicos;
 b) substâncias não prováveis de serem carcinogênicos para seres humanos pelo fato de
terem sido avaliados apropriadamente em animais e demonstraram efeitos carcinogênicos
irrelevantes para seres humanos;
 c) substâncias não prováveis de serem carcinogênicos para seres humanos quando a
carcinogenicidade é dependente da dose ou da via de exposição;
 d) substâncias não prováveis com sendo carcinogênicos para seres humanos baseado
em uma extensiva experiência com seres humanos que tenha demonstrado falta de
efeito.
As ações regulamentadoras para definir o método apropriado para avaliação de
risco têm levado em conta todos estes critérios. Geralmente, é assumido pelas agências
responsáveis pela determinação de normas a serem seguidas pelos avaliadores de risco
que, na ausência de uma forte evidência do contrário, para uma substância química, os
resultados obtidos em experimentação animal com altas doses, realizado em diferentes
vias de exposição, em espécies de roedores de curta duração de vida, associado com
órgãos “sensíveis” (como fígado de rato), e tumores benignos são suficientes para
predizer o risco de câncer em seres humanos com finalidade de avaliação de risco (EPA,
1996).
As diferentes classes de substâncias são categorizadas de acordo com a força das
evidências encontradas em relação as mesmas. Conforme pode se observar a seguir a
categorização é a seguinte (Quadro II.16) (EPA, 1996):
⇒ A - Carcinogênico humano comprovado: evidências suficientes em seres
humanos.
⇒ B1 - Provável carcinogênico humano: dados em seres humanos limitados e
dados suficientes em animais.
⇒ B2 - Provável carcinogênico humano: dados em seres humanos inadequados e
dados suficientes em animais.
⇒ C - Possível carcinogênico humano: dados em seres humanos inadequados e
dados limitados em animais.
⇒ D - Não classificado como carcinogênico em seres humanos: dados
inadequados tanto em seres humanos quanto em experimentos com animais.
⇒ E - Evidências positivas de que não é carcinogênico para seres humanos:
evidências negativas em animais e seminformação em seres humanos
II.5. Identificação de Perigo: Resumo
Para algumas substâncias, a base de dados disponíveis pode incluir informação
valiosa sobre os efeitos em seres humanos e em animais experimentais, assim como
pode também incluir informação sobre os mecanismos biológicos básicos para a
produção de uma ou mais formas de toxicidade. Em outros casos, a base de dados pode
ser sumamente limitada e pode incluir somente alguns estudos em animais
experimentais.
Em alguns casos, todos os dados podem apontar claramente em uma só direção,
deixando pouca ambigüidade sobre a natureza da toxicidade associada com uma dada
substância; em outros os dados podem incluir conjuntos de achados epidemiológicos ou
experimentais aparentemente em conflito. Para uma substância bem estudada, não é
raro obter resultados contraditórios em provas de toxicidade. Se as provas são realizadas
adequadamente, os resultados positivos geralmente influenciam os resultados negativos.
A confusão pode ser devido a observação de que o tipo, a gravidade ou órgão alvo da
toxicidade podem variar segundo as espécies de animais expostos. Ainda que se aceite
que os resultados em animais são e tem sido úteis para prever efeitos em seres
humanos, tem ocorrido exceções notáveis, como pôr exemplo a talidomida. Este
complexo tema, brevemente mencionado aqui, deve ser considerado para cada
substância examinada.
A apresentação anterior da avaliação de perigo foi feita para exposições à um só
substância química. Entretanto, os seres humanos raramente estão expostos a uma só
substância, tanto pelo fato de as substâncias comerciais conterem impurezas, como pelo
fato de as substâncias usadas combinadas e as alternativas de estilo de vida (pôr
exemplo, fumar, beber) poderem modificar os efeitos da exposição. Quando os seres
humanos estão expostos a duas ou mais substâncias, podem ocorrer muitos resultados,
devendo-se observar que a avaliação de perigo de misturas de substâncias é bastante
complexa e ainda não se encontra totalmente padronizada.
Para o caso específico das substâncias carcinogênicas, o objetivo da identificação
de perigo é revisar e avaliar os dados existentes e pertinentes tendo como orientação
duas questões:
1) se a substância representa um perigo carcinogênico para os seres humanos;
2) sob quais circunstâncias um perigo identificado pode ser expresso.
Não significa apenas a reunião de uma série de avaliações separadas, mas a
construção da análise de um caso total examinando as informações sobre os efeitos
carcinogênicos como um todo, seus modos de ação e implicações.
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 observadopelo 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 DL50
2 (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 potência e 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 utilizadocomo 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 saúde
2) 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
inclueminformações 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 extrapolaçãoem 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 seresespécies, 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.
Para as substâncias carcinogênicas, se aplicam diversos modelos para
projetar a curva de dose-resposta a partir de uma linha de dose-resposta
observada até a nível de doses humanas esperadas. Depois de estimar a dose
humana conhecida ou esperada, se pode caracterizar o risco do carcinógeno.
Ainda que os modelos em uso fornecem uma variedade de relações dose-
resposta, é muito provável que as projeções dos modelos mais protetores não
subestimem o risco, ao menos para os animais experimentais. Nenhum dos
modelos inclui um nível de tolerância. Em alguns casos, existem dados sobre
dose-resposta em estudos epidemiológicos e podem ser usados no lugar da
informação sobre animais para a extrapolação em doses baixa.
CAPÍTULO IV - AVALIAÇÃO DE EXPOSIÇÃO
IV.1. Introdução
As medições e estimativas da exposição de seres humanos em contato com
substâncias químicas, associadascom as apropriadas suposições acerca dos efeitos à
saúde, constituem um método padrão utilizado para determinar os níveis de exposições
de determinadas populações sob determinadas condições (Quadro IV.1). A exposição é
definida como o contato que uma pessoa tem à uma ou mais agentes (químicos, físicos e
biológicos) ao nível dos limites exteriores do seu organismo durante um período de
tempo. A avaliação da exposição envolve a determinação ou estimativa da magnitude, da
freqüência, da duração e a identificação das vias de exposição (Quadro IV.2). Seu
objetivo é fornecer subsídios para a proteção e a promoção da saúde pública (EPA,
1991).
IV.2. Aspectos Gerais da Avaliação de Exposição
A avaliação de exposição em humanos inclui a estimativa da quantidade de
pessoas expostas e a magnitude, duração e tempo da exposição. Nesta etapa os
diversos aspectos que contribuem para que determinados grupos populacionais se
encontrem expostos aos perigos da exposição à determinadas substâncias devem ser
considerados na avaliação (Quadro IV.3). Em alguns casos, é claramente mais rápido
medir diretamente a exposição em humanos, seja medindo os níveis das substâncias
perigosas no meio ambiente ou utilizando monitores pessoais. Entretanto, na maioria dos
casos se necessita de um conhecimento detalhado dos fatores que contribuem para a
exposição humana, incluindo aqueles que determinam o comportamento da substância
depois de ter penetrado no meio ambiente. São necessárias as seguintes informações
para este tipo de avaliação da exposição (EPA, 1991 e 1996b; Sexton et al., 1996):
• os fatores que contribuem para as substâncias atinjam o meio ambiente e suas
formas de penetração no mesmo;
• as quantidades da substância que são emitidas ou descarregadas, assim como a
localização e o período em que isto ocorre;
• os fatores que contribuem para o destino e transporte da substância no ambiente
depois de ser liberada, incluindo os fatores que contribuem para sua persistência e
degradação (os produtos da degradação podem ser mais ou menos tóxicos que a
substância original);
• os fatores que contribuem para o contato humano com a substância, incluindo o
tamanho e a distribuição de populações humanas vulneráveis e as atividades que
facilitam ou previnam o contato;
• a incorporação da substância em humanos.
A quantidade de informação disponível para cada um dos ítens anteriormente
citados varia bastante em cada caso, sendo difícil analisá-la em termos gerais. Para
algumas substâncias, há informação bastante detalhada sobre as fontes de liberação para
o meio ambiente e sobre os fatores que contribuem para as quantidades liberadas. Para
outras há um conhecimento muito limitado dos fatores que controlam a dispersão e o
destino depois da emissão. Freqüentemente é difícil medir o transporte e a degradação
no meio ambiente, dado sua complexidade, de modo que é mais comum confiar nos
modelos matemáticos dos processos físico-químicos básicos, suplementados com
estudos experimentais levados a cabo sob condições simplificadas. Tais modelos tem
sido desenvolvidos minuciosamente para radiosótopos, mas não se desenvolveu
profundamente para outros agentes físicos e químicos (EPA, 1991 e 1996b).
A toxicologia e a epidemiologia são os principais componentes da avaliação da
exposição, que se encontra ainda em uma etapa muito primária de desenvolvimento.
Exceto em circunstâncias afortunadas, nas quais o comportamento de uma substância no
ambiente seja simples, o que não é comum, as incertezas que surgem das avaliações da
exposição são, freqüentemente, tão grandes quanto aquelas que surgem nas avaliações
inerentes a toxicidade.
Algumas questões orientam a avaliação da exposição em seres humanos, tais
como (Quadro IV.4) (EPA/OPAS, 1996)
• Onde se encontra a substância?
• Como as pessoas se encontram expostas?
• Quais são as vias de exposição?
• Qual o grau de absorção pelas diversas vias de exposição?
• Quem está exposto?
• Há grupos de alto risco?
• Qual a magnitude, duração e freqüência da exposição?
Estas questões se baseiam em algumas suposições sobre a exposição, as quais a
avaliação de exposição tem por objetivo examinar. São elas (Quadro IV.5) (OPS/EPA,
1996):
• Examinar o grau e a freqüência da exposição de seres humanos considerando:
⇒ quanto?
⇒ com que freqüência?
⇒ com que certeza?
• Qual o método ou instrumento disponível para a avaliação: modelos ou
monitoramento;
• Identificar o número de pessoas expostas;
• Calcular o grau de absorção por diversas vias de exposição;
• Tomar como referência para a avaliação o padrão médio dos indivíduos e os
grupos de alto risco.
As informações sobre exposição são avaliadas considerando-se situações
(cenários) possíveis de exposição e diversas suposições sobre a absorção de substâncias
em seres humanos. São avaliados dois tipos de cenários para abordar a margem de
possíveis exposições, ou seja (Quadro IV.6) (OPS/EPA, 1996):
1. caso de tendência central;
2. caso extremo.
Todo este processo, até chegar aos dois tipos de cenários que devem ser
avaliados, tem como procedimento o levantamento de informações e análise das mesmas
de acordo com as seguintes etapas (Quadro IV.7) (OPS/EPA, 1996):
• monitoramento ambiental e análise dos dados;
• destino e transporte das substâncias;
• cálculo da dose;
• populações expostas.
A estas informações, uma vez trabalhadas e analisadas sucedem:
• caracterização de riscos;
• caracterização das incertezas.
IV.3. Monitoramento e Análise de Dados
Nesta etapa, os dados são organizados segundo (Quadro IV.8) (OPS/EPA, 1996):
• componente ambiental (meio);
• situação determinada (cenário);
• período.
Na análise da informação sempre deve-se considerar (Quadro IV.9) (OPS/EPA,
1996):
• a qualidade dos dados disponíveis;
• as rotas ambientais de exposição (ar, água, solo, cadeia alimentar)
• a distribuição das freqüências de exposição;
• as concentrações de níveis basais.
Os níveis basais podem ser definidos como (Quadro IV.10) (OPS/EPA, 1996):
• as concentrações em áreas remotas não contaminadas;
• as concentrações causadas por fontes de caráter regional, mais não aquelas
de tipo local;
• qualquer concentração de áreas vizinhas.
Os dados disponíveis sobre a exposição e cálculos das doses devem ser
resumidos para a exposição crônica e a exposição aguda (Quadro IV.11) (OPS/EPA,
1996).
Os resultados são resumidos e caracterizados para determinar a necessidade de
(Quadro IV.12) (OPS/EPA, 1996):
• amostra de outras substâncias;
• séries adicionais de amostras;
• locais adicionais;
• técnicas analíticas específicas.
IV.4. Destino e Transporte de Substâncias
De um modo geral, as substâncias químicas emitidas ao ambiente são
transportadas de um meio para outros (água, solo, ar, biota e sedimentos)(Quadro
IV.13). Para que este transporte ocorra, existem diversos mecanismos, tais como
(Quadro IV.14) (OPS/EPA, 1996):
• volatilização;
• escorrimento superficial/erosão;
• depósito seco e úmido;
• lixiviação/transporte por água subterrânea;
• transporte por água superficial/ressuspensão e depósito em sedimentos;
• bioacumulação.
Além dos processos de transporte, existem também os de transformação das
substâncias, tais como (Quadro IV.15) (OPS/EPA, 1996):
• hidrólise/fotólise;
• oxidação/redução;
• biodegradação;
• reações de precipitação;
• metilação/alquilação.
Diversos fatores contribuem para ambos os processos, transporte e
transformação. No que se refere as substâncias os fatores são (Quadro IV.16)
(OPS/EPA, 1996):
• estado físico;
• solubilidade;
• pressão de vapor (volatilidade);
• constante ionização;
• reatividade química;
• tamanho das partículas;
• coeficiente de repartição;
• biodegradabilidade;
• adsorção à particulas ou solos;
• sedimentação;
• tamanho molecular;
• interação com outras substâncias.
No que se refere ao meio ambiente os fatores são (Quadro IV.16) (OPS/EPA,
1996):
• temperatura;
• quantidadede oxigênio;
• radiação UV;
• pH;
• intensidade lumínica (fotólise);
• ação microbiana;
• degradação química (hidrólise, oxidação).
Os mecanismos que contribuem para o destino e transporte de substâncias de um
meio para outro são (Quadro IV.17) (OPS/EPA, 1996):
• ar (fotólise, reações com OH; reações com o ozônio, outras reações);
• água (hidrólise, fotólise, oxidação/redução; biodegradação);
• solo (fotólise; hidrólise, biodegradação; oxidação/redução);
• biota (bioacumulação; metabolismo);
• sedimento (hidrólise; degradação microbiana; oxidação/redução).
IV.5. Cálculo da Dose
O cálculo da dose absorvida se dá a partir da dose potencial. A dose potencial
(Quadro IV.18) corresponde a quantidade de uma substância contida no material
ingerido, no ar respirado ou no material que entra em contato com a pele. Já a dose
interna ou dose absorvida corresponde a quantidade de uma substância que atravessa,
por meio de mecanismos físicos ou químicos, uma barreira de absorção (limite de
intercâmbio) de um organismo. As etapas para o cálculo da exposição são (Quadro
IV.19) (OPS/EPA, 1996):
1. medição das concentrações ambientais da substância;
2. identificação da rota ambiental de exposição;
3. estabelecimento de um padrão local da duração e freqüência do contato dos
seres humanos com o meio (água, ar, solo, etc.) contaminado;
4. conhecimento da taxa de absorção para cada via de exposição;
5. identificação de quais as vias de exposição em que está ocorrendo o ingresso
da substância;
6. assumir os valores padrões para estimar o contato e o ingresso da substância
no meio contaminado no organismo (2 L de água/dia, 23 m3 de ar/dia, etc.)
7. aplicar as equações para estimar a dose diária.
O seguimento destas etapas permitirá que possa se empregar a equação para a
dose em estado estável, sendo esta o cálculo da dose absorvida a partir da dose
potencial (Quadro IV.20).
C x TI x DE
Dose Potencial =
 PC x PT
Dose Absorvida = Dose Potencial x FA
Em que:
C: concentração da substância no meio ambiente;
DE: duração da exposição;
PC: peso corporal;
FA: fração da dose potencial que é absorvida;
TI: taxa de ingresso;
PT: ponderação temporal.
As fórmulas para o cálculo da dose de exposição são (Quadro IV.21) (OPS/EPA,
1996):
C x TI x TA x DE
Dose (mg/kg/dia) =
PC
Em que:
C = concentração da substância no meio ambiente (mg/m3, mg/l, mg/kg, etc);
TI = taxa de ingresso no organismo da substância ou material contaminado (m3 de
ar por dia, litros de água por dia, gramas de alimentos por dia, gramas de terra por
dia, etc.);
TA = taxa de absorção expressa em % (0, 20; 0,50; etc);
DE = duração da exposição em horas, caso o cálculo seja para um dia; podendo
ser também em dias, meses, anos, etc.
PC = peso corporal, em quilos
 C x TI x TA DE
Dose = X
 PC PT
Em que:
DE = número de dias em que a exposição realmente ocorreu;
PT = ponderação temporal, habitualmente é o total de dias do período no qual as
exposições intermitentes ocorreram.
Os fatores médios de exposição por inalação são (QuadroIV.22) (OPS/EPA,
1996):
• adultos - repouso = 0,5 m3/h
 - atividade moderadas = 2,1 m3/h
• crianças - repouso = 0,4 m3/h
 - atividade moderada = 2,0 m3/h
Entretanto, quando se desconhecem os padrões de atividade, se recomenda que
se utilize 20 m3/dia como ingresso médios.
Para a ingestão, as unidades de exposição são (Quadro IV.23) (OPS/EPA, 1996):
DE: subcrônica/crônica = sucedem ou dias/dias durante a vida ou 365 dias/ano x
ano/tempo de vida.
TI: litros/dia, grama/dia, etc.
C: mg/l (água), mg/kg (alimento) mg/kg (terra).
A ponderação temporal (PT) deve ser nas mesmas unidades que DE, ou seja,
para:
• efeitos agudos: PT = 1 dia;
• câncer: PT = 70 anos;
• efeitos crônicos não cancerígenos PT = DE
É importante salientar que variáveis tais como C, TI e PC variam com o tempo,
possuindo uma dependência temporal. As constantes ponderadas de acordo com a
duração da exposição simplificam a análise e podem proporcionar estimações adequadas
da exposição e da dose (Quadro IV.24) (OPS/EPA, 1996).
Na avaliação da exposição se utiliza tanto a tendência central como a tendência de
extremo superior. Na exposição de tendência central se utiliza para o cálculo da dose
média experimentada os valores médios ou mediana de concentrações da substância no
meio ambiente. Os parâmetros para a exposição de tendência central utilizados
geralmente são (Quadro IV.25) (OPS/EPA, 1996):
• inalação do ar = 20 m3 por dia;
• ingestão de água potável:
- crianças = 1 litro de água por dia;
- adultos = 1,4 litros de água por dia;
• duração da exposição = 9 anos;
• peso corporal:
- crianças = 15 kg;
- adultos = 70 kg.
Os parâmetros para a exposição de tendência de extremo superior utilizados
geralmente são (Quadro IV.26) (OPS/EPA, 1996):
• inalação do ar = 30 m3 por dia;
• ingestão de água potável:
- crianças = 1 litro de água por dia;
- adultos = 2 litros de água por dia;
• duração da exposição = 30 anos;
• peso corporal:
- crianças = 15 kg;
- adultos = 70 kg.
IV.6. Populações Expostas
No que se refere as populações expostas, a avaliação da exposição
fundamentalmente considera (RA, 1996EPA, 1996b):
• a população exposta que tenha sido, esteja sendo ou possa ser exposta às
substâncias químicas no meio ambiente;
• o conjunto de atividades pelas quais a população é exposta, sendo isto
denominado de cenários de exposição.
As populações expostas, real ou potencialmente, à substâncias químicas no meio
ambiente podem ser definidas de diversos modos. Uma das abordagens mais diretas é a
geográfica. Nesta abordagem, por exemplo, se considera como população exposta,
todas as pessoas vivendo próximas a uma área de uma fonte de descarga de substâncias
no rio, levando-se em consideração as variáveis de fluxo de água, direcionamento,
proximidade e uso da água deste rio, direta ou indiretamente, pôr uma determinada
população. Outros exemplos referem-se a exposição de trabalhadores à uma ou mais
substâncias em uma indústria específica. Na verdade, tais exemplos apontam para
populações com potencial de exposição (RA, 1996; EPA, 1996b), cujas condições
ambientais e as características físico-químicas das substâncias ou misturas, são
fundamentais para a definição do nível de exposição ambiental/ocupacional.
Uma população definida como exposta pode ser muito heterogênea, possuindo
indivíduos ou grupos de indivíduos bastante diferentes. Os membros de uma população
podem variar demograficamente (idade, etnicidade, status nutricional, etc) e em termos de
fatores mais específicos que influenciam a probabilidade de aumentar a exposição em
uma dada situação de contaminação. Por exemplo, crianças que costumam brincar com
terra em uma área contaminada podem ter modos e níveis exposições muito diferentes,
do que adultos residindo na mesma área ou ainda na mesma casa (RA, 1996; EPA,
1996b). Para a identificação das populações e sub-populações expostas quatro fatores
devem ser considerados, pois contribuirão para determinar suas especificidades. São
eles (Quadro IV.27)(OPS/EPA, 1996):
• localização;
• demografia;
• atividades;
• condições saúde/doença.
Para os subgrupos de populações potencialmente expostas, padrões diferenciados
podem ser definidos em dois conjuntos de características:
• características inerentes da população: exposição e riscos descrevem fatores
inerentes a população (ex: peso do corpo). Podem haver variações
consideráveis entre populações nestas características inerentes, assim como
considerável diferenças no peso corporal de adultos e crianças;
• características da população que afetam cenários específicos de exposição:
descrevem diferenças entre atividades e membros de uma mesma população.
Alguns grupos, por exemplo, podem dispender mais tempo em áreas
contaminadas ou comer mais peixes locais contaminados.
Ambos os tipos de variação devem ser consideradas na definição de uma
população exposta.O processo de especificação de um conjunto de substâncias químicas e suas
concentrações em um ou mais meios ambientais define a população potencialmente
exposta. As concentrações de substâncias químicas geralmente irão refletir uma área
particular no espaço e no tempo e a população com o potencial de exposição das
pessoas que estão na mesma área. Para objetivos práticos de estimativa de exposição,
entretanto, é mais útil subdividir a população geral em subgrupos com padrões similares
de exposição. As características básicas de uma população (altura, peso, etc.) tendem a
ter grande influência na exposição, a despeito do cenário de exposição. Em parte, isto
reflete fundamentalmente a biologia, mas também reflete as medidas de exposição que
são geralmente adotadas na avaliação de riscos. Estes fatores são peso do corpo, tempo
de vida, período de exposição, etc (RA, 1996; EPA, 1996b).
No que se refere ao peso do corpo, para muitas substâncias para as quais efeitos
tóxicos específicos tem sido identificados, a dose (quantidade de uma substância por
unidade do peso do corpo) tem provado ser o indicar de exposição mais comum do que a
quantidade recebida. Isto se encontra de acordo com a experiência geral, por exemplo
dos efeitos do álcool ou de medicamentos (RA, 1996; EPA, 1996b).
Quando outros fatores são similares (e raramente são), a exposição à uma
substância química no meio ambiente será inversamente proporcional ao peso do corpo,
ou seja uma pessoa de baixa estatura e pouco peso recebe uma dose maior, no mesmo
contexto, do que outras de maior estatura e maior peso. Este efeito é de grande
importância quando comparado com exposições de crianças em relação à adultos. O
valor do peso do corpo é o peso médio do corpo sobre o período de exposição. Se a
exposição ocorre somente durante os anos da infância, o peso médio do corpo de uma
criança deve ser utilizado como parâmetro durante o período de exposição considerado
(15 kg para crianças de1 à 6 anos ou 16 kg) (RA, 1996; EPA, 1996b).
O tempo de vida para a exposição tem sido considerado como uma variável
importante, sendo o resultado de uma abordagem que a comunidade científica tem
tomado para avaliar o risco de câncer, ou mais especificamente, para especificar os
perigos relativos de substâncias químicas carcinogênicas. O pressuposto subjacente é
que a dose sobre o período de vida total é uma variável crítica para carcinogênicos, assim
como as breves e intensas exposições podem ser consideradas equivalentes para
pequenas exposições que duram por um período de tempo mais longo. Em muitos casos,
isto não é realístico (uma breve e intensa exposição pode ser pior do que uma longa
exposição à baixos níveis), porém a pressuposição tem sido considerada razoável para
uma ampla gama de durações de exposições (RA, 1996; EPA, 1996b).
O período de exposição pode ser considerado como a extensão do período de
tempo que uma população atualmente ou potencialmente exposta permanece na área
contaminada ou, alternativamente, o período de tempo que a área permaneceu
contaminada. O período de exposição é utilizado em combinação com o período de vida,
para ajustar a dose atualmente recebida para um período de vida equivalente de
exposição à uma dose na avaliação de risco (RA, 1996; EPA, 1996b).
As populações de um país, estado, cidade, localidade ou área de trabalho (urbana,
industrial, rural, agrícola) podem ser completamente heterogêneas em muitos aspectos.
Pessoas que vivem em uma região mais quente, por exemplo, podem dispender
significativamente mais tempo fora de casa ou viver em habitações com mais trocas de ar.
Pessoas de diferentes bases étnicas ou culturais podem possuir diferenças significantes
na dieta, uma distinção que se aplica também as populações urbanas e rurais. A ordem
de variáveis que influenciam as exposições em uma determinada área podem ser
bastante grandes. De qualquer modo, cada avaliação de exposição deve considerar a
possibilidade de uma população exposta conter subgrupos que serão particularmente
sensíveis aos efeitos tóxicos de uma dada substância (RA, 1996; EPA, 1996b).
Populações sensíveis podem tomar diversas números de formas. Crianças
representam um exemplo óbvio, assim como aquelas que possuem determinadas
condições de saúde pré-existentes que podem contribuir para diminuir sua habilidade
para tolerar a exposição à uma determinada dose, como idosos, por exemplo. A
presença de escolas, hospitais e asilos na área de contaminação, por exemplo, servem
como indicador da potencial presença destas sub-populações sensíveis (RA, 1996; EPA,
1996b)
Outras sub-populações sensíveis podem ser menos óbvias. Exposições prévias
ou atuais à uma substância química, por exemplo, podem aumentar os impactos que
resultam da exposição à uma fonte particular que está sendo investigada. Um
mecanismo pelo qual isto podem ocorrer é a bioacumulação. Assim, a história de uma
exposição prévia à cádmio, o qual tem uma meia via extremamente grande no corpo,
pode marcar uma população como uma sub-população sensível para subsequente
exposições à cádmio. Outra fonte potencial é o sinergismo. Algumas substâncias são
conhecidas por afetar a função do fígado de um modo que diminui ou aumenta a
produção de metabólitos tóxicos para determinadas substâncias (RA, 1996; EPA, 1996b).
Além das diferenças básicas entre o peso do corpo ou tempo de moradia ou
trabalho em uma área determinada, existem algumas diferenças nas populações que
afetarão os cenários específicos de exposição. Por exemplo, algumas populações
raramente consomem peixes frescos, enquanto outras consomem mais peixes do que a
quantidade média geralmente consumida pela população. Outras populações podem
consumir grande quantidade de vegetais. Assim, estas populações diferem no que diz
respeito aos cenários específicos de freqüência de exposição, duração e taxas de
ingestão oral. A seleção das populações específicas não somente influenciam os
parâmetros gerais apresentados, mais também os cenários de exposição. (RA, 1996;
EPA, 1996b).
IV.7. Resumo: Avaliação de Exposição
 Conforme pode-se observar, a avaliação de exposição constitui um
método padrão utilizado para determinar os níveis de exposições de
determinadas populações através de medições e estimativas da exposição que,
associadas com as apropriadas suposições acerca dos modos e vias de
exposição sob determinadas condições, bem como sobre os efeitos à saúde.
Objetiva determinar ou estimar a magnitude, a freqüência, a duração e a
identificação das vias de exposição, de modo a fornecer subsídios para a
proteção e a promoção da saúde pública. Suas etapas básicas são constituídas
pelo monitoramento e análise dos dados, visando estabelecer medidas das das
concentrações ambientais da substância; pela identificação da rota ambiental
de exposição; pela determinação do destino e transporte das substâncias; pelo
estabelecimento da duração e freqüência do contato dos seres humanos com o
meio (água, ar, solo, etc.) contaminado e pelo conhecimento da taxa de
absorção para cada via de exposição para cálculo das doses; pela identificação
das populações e sub-populações expostas.
CAPÍTULO V - CARACTERIZAÇÃO DE RISCO
V.1. Introdução
O processo de caracterização do risco inclui uma análise integrada dos resultados
mais importantes da avaliação de risco. A análise integrada reúne as informações das
etapas de identificação de perigo, da avaliação da relação dose-resposta e da avaliação
de exposição, para fazer estimativas do risco para os cenários de exposição de interesse.
Seu objetivo é fornecer um relato dos objetivos, do alcance e nível de detalhamento dos
resultados e da abordagem utilizada na avaliação, identificando o(s) cenário(s) de
exposição utilizado(s). Estima a distribuição da exposição entre os membros da
população exposta tanto quanto os dados permitem e identifica e compara a contribuição
de diferentes fontes, vias e modelos deexposição. As estimativas de magnitude, duração
e freqüência são incluídas com os resultados de modelos, monitoramentos disponíveis ou
outros permitidos pelo método. As forças e limitações (incertezas) dos dados e dos
métodos de estimativa são expostas de forma clara (EPA, 1991 e 1996a). Ao final,
apresenta um perfil qualitativo e/ou quantitativo do excesso de risco em seres humanos
provocados pela exposição as substâncias tóxicas (Quadro V.1). Seus objetivos são
(Quadro V.2) (EPA, 1991):
• integrar e resumir a identificação do perigo, a avaliação da relação dose-resposta
e a avaliação de exposição;
• desenvolver estimativas de riscos para a saúde pública;
• desenvolver um marco para definir o significado do risco;
• apresentar as suposições, incertezas e juízos científicos.
V.2. Aplicação da Caracterização do Risco
A caracterização do risco é uma parte necessária na geração de qualquer relatório
sobre risco, uma vez que o relatório é usado de forma preliminar para dar suporte à
alocação de recursos para estudos mais avançados ou dar suporte às decisões
reguladoras. No primeiro caso, os detalhes e a sofisticação da caracterização são
apropriadamente pequenos, enquanto que no último devem ser mais extensos. Mesmo
que um documento cubra somente algumas partes da avaliação de risco (por exemplo
análise do perigo e da dose-resposta), os seus resultados devem ser caracterizados.
A avaliação de risco é um processo interativo que cresce em profundidade e alcance em
diversos estágios que buscam estabelecer prioridades, realizar estimativas preliminares e
examinar a situação do modo mais completo possível para dar suporte à tomada de
decisões regulamentadoras. Considerações padrões são utilizadas em todos os estágios,
apesar de se considerar o fato de que nenhuma base de dados é sempre completa. Uma
vez conhecido o espectro de prioridades e de problemas, bem como o alcance e a
profundidade das avaliações, nem todas as caracterizações do risco podem ou devem
ser iguais. O avaliador de risco precisa decidir cuidadosamente quais questões, em
particular, são importantes para serem apresentadas, selecionando aquelas que são
dignas de atenção pelo seu impacto nos resultados. Por exemplo, avaliações de efeito à
saúde contam tipicamente com dados de animais uma vez que os dados de seres
humanos raramente são disponíveis. O objetivo da caracterização do uso de dados de
animais não é dar conta das questões genéricas sobre interpretação e uso de dados de
animais. Pelo contrário, o objetivo é evidenciar qualquer questão significativa que tenha
sido levantada dentro da avaliação que esta sendo caracterizada e informar o leitor sobre
o significado das incertezas que afeta as conclusões.
V.3. Procedimentos Para Caracterizar os Riscos
Os procedimentos básicos para caracterizar os riscos são (OPS/EPA, 1996):
• apresentar os procedimentos para estimar o risco mediante a combinação do
cálculo da dose com os dados sobre dose-resposta;
• analisar a somatória de riscos;
• apresentar os descritores de risco;
• assinalar as incertezas.
Para as substâncias não carcinogênicas os procedimentos são (Quadro V.3)
(OPS/EPA, 1996):
1. Comparar a exposição atual com a DRf ou IDA (índice de perigo - IP):
Exposição Medida (mg/kg-peso/dia)
IP =
 DRf ou IDA (mg/kg-peso/dia)
2. Estimar a margem de exposição (ME):
NOAEL (estudo crítico)
ME =
 Exposição Medida
Para substâncias carcinogênicas os procedimentos são (Quadro V.3) (OPS/EPA,
1996):
1. conhecer a “unidade de risco” e a “unidade de dose” para a substância;
2. estimar o excesso de risco individual para toda a vida:
unidade de dose x exposição atual (dose medida)
unidade de risco x concentração atual da substância no ambiente
3. Estimar o risco de cancêr na população:
risco individual x população exposta
Estes procedimentos são também acompanhados de uma descrição qualitativa do
risco.
O estimado para a “unidade de risco” para uma substância carcinogênica presente
no ar se define como o risco de contrair cancêr durante todo o período de vida que se
apresenta em uma população na qual todos os indivíduos estão continuamente expostos,
desde o nascimento até o final de sua vida, à uma concentração da substância de 1 µg/m3
no ar que respiram (OPS/EPA, 1996).
O estimado para a “unidade de risco” para uma substância carcinogênica presente
na água se define como o risco de contrair cancêr durante todo o período de vida que se
apresenta em uma população na qual todos os indivíduos estão continuamente expostos,
desde o nascimento até o final de sua vida, à uma concentração da substância de 1 µg/m3
na água que bebem (OPS/EPA, 1996).
Os estimados nas unidades de riscos se utilizam com dois objetivos:
• comparar várias substâncias entre si, em termos de potência carcinogênica;
• dar uma indicação geral dos riscos para a saúde humana que poderiam estar
associados com a exposição à estas substâncias, caso se conheçam as exposições reais.
O cálculo do risco individual de cancêr é realizado do seguinte modo (Quadro V.4)
(OPS/EPA, 1996):
• potência da substância segundo “unidade de dose”(FPC) x dose medida;
• potência da substância segundo “unidade de risco (UR) x concentração da
substância em um meio específico.
O cálculo do risco populacional de cancêr é realizado do seguinte modo(Quadro V.4)
(OPS/EPA, 1996):
• incidência de cancêr = risco individual x população exposta.
Para melhor explicitar estes cálculos será utilizado o exemplo hipotético do berílio,
um carcinogênico pulmonar. Seus dados são os seguintes (OPA/EPA, 1996):
• FPC = 8,4 por mg/kg/dia;
• UR = 2,4 x 10-3 por µg/m3
• exposição por via respiratória
• concentração de Be determinada no ar = 0,4 µg/m3
• taxa média de ventilação pulmonar de um adulto = 20m3/dia
• peso médio de um adulto = 70 kg
• população total = 1 milhão de pessoas
De acordo com estes dados, o cálculo do risco individual ficaria do seguinte modo:
 0,0004 mg/m3 x 20 m3
• segundo o FPC = 8,4 x
70 kg
 = 8,4 x 0,000114
 = 0,00096 ou 9,6 x 10-4
• segundo a UR = 2,4 x 10-3 x 0,4 = 9,6 x 10-4
Para o risco populacional o cálculo da incidência de casos de cancêr pulmonar
seria:
incidência de casos de câncer pulmonar = 9,6 x 10-4 x 1.000.000 = 960 casos
A partir destes cálculos é realizado o somatório de riscos das diferentes
substâncias, sendo que (Quadro V.5) (OPA/EPA, 1996):
• para substâncias carcinogênicas, supõe-se que os riscos são aditivos no mesmo
órgão;
• para substâncias não carcinogênicas, somam-se os índices de perigo (IP) para
cada tipo de manifestação toxicológica, como por exemplo:
IP = Dose A + Dose B = ...
 DRfa DRfb
É também realizado o somatório das diferentes rotas e vias de exposições
devendo-se (Quadro V.6) (OPA/EPA, 1996):
• verificar a suposição de que o indivíduo está exposto através de múltiplas rotas;
• corrigir de acordo as diferentes taxas de absorção quando as rotas que levam a
ingestão compreendem vários transmissores;
• somar somente as rotas que afetam o mesmo órgão para os riscos não
carcinogênicos;
• utilizar, de modo ideal, modelos farmacocinéticos.
Toda esta série de procedimentos permitem, por exemplo, caracterizar os riscos
nos seguintes modos extremos (Quadro V.7) (OPA/EPA, 1996):
• A substância A é provavelmente carcinogênica para seres humanos, possuindo
um risco unitário de câncer de 5 x 10-3. Os seres humanos expostos à esta
substância apresentam um excesso de risco de cancêr de 1 x 10-5 ou de 1 em
100.000.
• A substância A foi identificada como causando cancêr em animais de laboratório,
de modo que é prudente limitar a exposição de seres humanos, ainda que não
tenhamos provas de carcinogenicidade em seres humanos.
Os descritores de risco individual baseiam-se nos cálculos de tendência central de média,
mediana e/ou ambos (Quadro V.8). Os cálculos de extremo superior devem (Quadro
V.9) (OPA/EPA, 1996):
• descrever a exposição, a dose e o riscopara os indivíduos a nível de ou acima
do percentual de 90% na distribuição populacional;
• não serem maiores que o indivíduo com a exposição, dose ou risco mais alto.
Já o risco populacional é uma projeção probabilística da incidência do efeito em
uma população exposta por toda a vida (70 anos), a qual divide-se por 70 para obter-se o
risco anual, sendo (Quadro V.10) (OPA/EPA, 1996):
• risco populacional = Σ de riscos individuais = tamanho da população x média do
risco individual.
Os descritores de riscos populacionais tem por objetivo (Quadro V.11) (OPA/EPA,
1996):
• estimar o número de indivíduos afetados em uma população em um dado
período de tempo específico;
• estimar o percentual da população ou o número de pessoas que estejam acima
de um nível específico de risco, de DRf, de CRf ou de um nível de interesse
especial.
É extremamente importante observar que todo o processo de avaliação de riscos,
da identificação do perigo à avaliação da exposição é marcado por diversas incertezas
que surgem. Estas incertezas também devem ser avaliadas e apresentadas na
caracterização do risco, tendo por objetivo (QuadroV.12) (OPA/EPA, 1996):
• localizar os resultados em um contexto;
• agregar integridade à análise;
• orientar novas coletas futuras de dados.
As incertezas, que representam a falta de conhecimento acerca de o quanto
corretas são as medições ou os cálculos, diferem da variabilidade, que consiste na
diferença nos níveis de exposição entre os indivíduos (Quadro V.13) (OPA/EPA, 1996).
Os modos de expressar a variabilidade são (Quadro V.14) (OPA/EPA, 1996):
• calcular as medidas de tendência central e de dispersão da exposição;
• calcular a exposição no extremo superior;
• calcular a exposição em um limite superior teórico.
V.4. Apresentação da Caracterização de Risco
A caracterização de risco costuma ser seguida por um Sumário da Caracterização
do Risco. Este sumário é apresentado de um modo que minimiza o uso de termos
técnicos de modo a tornar os resultados inteligíveis para o leitor não especialista. É uma
apreciação científica que dá suporte ao gerenciador de risco para tomar decisões na área
de saúde pública, assim como em outras áreas como econômica, social ou tecnológica.
Ele também serve às necessidades de outros leitores interessados. O sumário é uma
fonte de informações para o preparo da comunicação do risco. Porém, por suas
características, não constitui-se por si só em um veículo usual para a comunicação do
risco para o público em geral.
Os resultados apresentados na caracterização de riscos podem ocupar-se de
diferentes cenários, enquanto que outros podem examinar, por exemplo, somente os
riscos associados à água de beber. Podem também conter as análises quantitativas das
incertezas.
Os valores definidos pela caracterização de risco através do processo de
avaliação devem ser transparentes o bastante para a tomada de decisão, claros o
suficiente para uma efetiva comunicação e consistentes no núcleo das considerações das
políticas científicas caso a caso. Uma vez que a análise integrada é apropriada para a
proteção da saúde e do ambiente, o senso comum e a aplicação racional das
considerações são essenciais para obter estimativas de risco, tendo em vista as
incertezas. Tanto as análises integradas quanto o Sumário da Caracterização de Risco
devem apresentar um quadro equilibrado e integrado da avaliação do perigo, da avaliação
da relação dose-resposta e da avaliação da exposição. O analista de risco deve fornecer
o resumo das evidências e dos resultados, e descrever a qualidade dos dados disponíveis
e o grau de confiança a ser utilizado na estimativa do risco. Informações sobre os dados
disponíveis, o nível de conhecimento das questões científicas significativas e acerca das
escolhas cientificas devem ser incluídas. As escolhas realizadas sobre o uso de
considerações ou dados padrões no processo de avaliação de riscos são discutidas
detalhadamente e se a escolha é uma questão importante, ela tem que ser evidenciada
no sumário
V.5. Revisão da Caracterização do Risco
Todo o processo de avaliação de riscos obviamente é mais extenso do que aquilo
que é apresentado no Sumário da Caracterização do Risco. Esta avaliação pode ser
revisada por pares científicos ou ser submetida ao comentário público, de modo que a
preparação de uma decisão por uma agência pública de saúde e/ou meio ambiente
possa ser mais ampla e abrangente no escopo e no impacto desejado.
A revisão, tanto pela equipe que preparou a avaliação de riscos, como por pares
científicos ou por membros representantes do público leigo é importante para que se evite
que alguns fatores contribuam para subestimar os riscos, tais como (Quadro V.15)
(OPA/EPA, 1996):
• análise demasiadamente limitada da rota ou da exposição;
• não avaliação de todos os contaminantes presentes em uma mistura;
• comparar as concentrações da exposição com níveis basais inapropriados;
• limites de detecção não sensíveis;
• desconhecimento de outras possíveis rotas de exposição.
Também devem ser evitados os fatores que contribuem para sobrestimar os riscos, tais
como (Quadro V.16) (OPA/EPA, 1996):
• parâmetros de exposição demasiadamente conservadores;
• apresentação das exposições possíveis como se fossem exposições reais;
• utilização da forma linear da equação de riscos para os riscos mais altos.
Além da subestimação e sobrestimação dos riscos, existem uma série de fatores que
podem contribuir para uma representação errônea dos riscos, tais como (Quadro V.17 e
V.28) (OPA/EPA, 1996):
• quantidade inadequada de cifras significativas;
• erros de computador;
• uso inadequado de fatores de exposição;
• descrição insuficiente de incertezas;
• fatores de absorção inapropriados;
• definições inadequadas de riscos em que:
⇒ não se apresentam as estimativas do excesso de risco para toda a vida;
⇒ predição de óbitos por cancêr;
⇒ não apresentação do peso das evidências.
V.6. Apresentação do Sumário da Caracterização do Risco
A apresentação é uma discussão não técnica das conclusões importantes,
questões e incertezas e análises integradas do perigo, dose-resposta e exposição para
fornecer o suporte técnico. O suporte técnico primário dentro da avaliação de risco
consiste na caracterização do perigo, da dose-resposta e da exposição. A caracterização
do risco é derivada destas.
Geralmente, a caracterização do risco inclui os itens importantes contidos na
caracterização do perigo, dose-resposta e exposição:
• conclusões primárias sobre perigo, dose-resposta e exposição, incluindo
alternativas igualmente plausíveis,
• natureza das informações chave de suporte e de métodos analíticos,
• estimativa de risco e as incertezas associadas, incluindo o uso de considerações
padrões quando existir perda de dados,
• relatório do grau de extrapolação do risco estimado de dados observados para
os níveis de interesse (ou seja, margem de exposição) e suas implicações de certezas e
incertezas na quantificação do risco,
• peso significativo e limitações dos dados e análises, incluindo quaisquer
questões importantes,
• comparação apropriada com a análise de risco da EPA ou não, com a qual as
pessoas possam se familiarizar, e
• comparação com a avaliação do mesmo problema por outra organização.
V.7. Resumo: Caracterização de Risco
O processo de caracterização do risco inclui uma análise integrada dos
resultados mais importantes da avaliação de risco. A análise integrada reúne as
informações das três etapas do processo para fazer estimativas do risco para os cenários
de exposição de interesse. Seu objetivo é fornecer um relato dos objetivos, do alcance e
nível de detalhamento dos resultados e da abordagem utilizada na avaliação,
identificando o(s) cenário(s) de exposição utilizado(s). Estima a distribuição da exposição
entre os membros da população exposta tanto quanto os dados permitem e identifica e
compara a contribuição de diferentes fontes, vias e modelosde exposição. As estimativas
de magnitude, duração e freqüência são incluídas com os resultados de modelos,
monitoramentos disponíveis ou outros permitidos pelo método. As forças e limitações
(incertezas) dos dados e dos métodos de estimativa são expostas de forma clara (EPA,
1991 e 1996a). Ao final, apresenta um perfil qualitativo e/ou quantitativo do excesso de
risco em seres humanos provocados pela exposição as substâncias tóxicas.
CAPÍTULO VI - AVALIAÇÃO DE RISCOS, PROCESSOS DECISÓRIOS E
GERENCIAMENTO DE RISCOS
VI.1. Introdução
A avaliação de riscos inclui um amplo espectro de disciplinas e perspectivas que
vão desde as preocupações acerca da poluição ambiental e seus efeitos sobre a saúde
até as questões econômicas envolvidas nos processos decisórios. Consiste num enfoque
sistemático e racional para a identificação e avaliação dos riscos relacionadas à saúde e
ao meio ambiente (EPA/OPS, 1996) e tem como principal objetivo dar suporte ao
processo decisório, determinando, por exemplo, se uma substância química é
suficientemente segura para ser utilizada ou se um determinado sítio é apropriado para
disposição de resíduos (Canter, 1989). Emerge e se desenvolve com o objetivo de
fornecer à sociedade respostas acerca dos riscos à saúde e ao meio ambiente
associados ao rápido crescimento da indústria química e outras atividades de produção,
transporte e armazenamento de produtos perigosos, as quais tem contribuído para a
circulação, emissão e deposição em larga escala de substâncias químicas no meio
ambiente.
Nesse processo verifica-se, por um lado, uma maior demanda e organização do
público (consumidores, ambientalistas, organizações não governamentais, sindicatos e
comunidades vizinhas aos sítios perigosos) na demanda para o acesso às informações
sobre os riscos destas substâncias. Por outro lado a necessidade dos gerentes de
indústrias e distribuidoras de produtos perigosos também conhecerem seus possíveis
riscos tanto para dar respostas às demandas do público, como para terem elementos que
subsidiem tomadas de decisões mais adequadas quanto ao seu manuseio. Este processo
vem colocando nos últimos anos a necessidade de o desenvolvimento de produtos ser
guiado não somente pelas informações sobre eficácia e custos econômicos, mas também
pelas informações sobre os efeitos para a saúde e o meio ambiente, desempenhando a
avaliação de riscos um papel extremamente importante (Canter, 1989)
O gerenciamento de riscos também emerge e se desenvolve neste processo.
Consiste na seleção e implementação das estratégias mais apropriadas para o controle e
prevenção de riscos, envolvendo a regulamentação, a disponibilidade de tecnologias de
controle, a análise de custos e benefícios, a aceitabilidade de riscos, a análise de seus
impactos nas políticas públicas e diversos outros fatores sociais e políticos (Canter, 1989).
VI.2. Opções e Ações Para o Gerenciamento de Riscos
O gerenciamento de riscos é a etapa em que dentro de várias opções, ações para o
controle e a prevenção de riscos são selecionadas considerando-se diversos aspectos
tais como (Quadro VI.1) (OPS/EPA, 1996):
• diferenças nos objetivos a serem alcançados;
• a escassez dos recursos financeiros disponíveis para as ações;
• a ausência de informações completas tanto sobre os riscos em questão, como
sobre as ações que podem ser tomadas;
• os requisitos legais;
• os impactos sociais e econômicos das ações possíveis;
O pressuposto básico desta etapa é que os riscos podem ser controlados (Quadro
VI.2) através de uma gama de opções que podem ser combinadas de diversos modos
(Quadro VI.3) (OPS/EPA, 1996). Vejamos cada uma destas opções.
• comando e controle
É constituído de três tipos básicos de ações. A primeira é a aplicação de medidas
drásticas sobre as consequências da exposição das populações aos riscos ao invés de
corrigir as causas. A segunda consiste em ações corretivas e de remediação através do
desenvolvimento de tecnologias. A terceira consiste no emprego da melhor tecnologia ou
estratégia de controle disponível (Quadro VI.4).
• ações preventivas
O método mais prático e eficaz de se reduzir determinado risco é prevenir na
fonte, o que pode ser realizado pela redefinição de processos de produção, substituição
de determinadas substâncias por outras de menor toxicidade, checagem prévia de novas
substâncias antes que sejam comercializadas, desenvolvimento de sistemas de
transporte e práticas de manuseio com menor risco de contaminação (Quadro VI.5).
Exemplos de problemas que exigem ações preventivas através da correção das causas
são o aquecimento global do planeta, a contaminação de águas nos pontos de origem, a
contaminação proveniente de veículos automotores (Quadro VI.6). Dentre as diversas
opções para o gerenciamento de riscos, as ações preventivas constituem as mais
vantajosas, pois além de resultar na redução ou eliminação dos riscos, muitas vezes
apresentam vantagens como aumento da produção e redução dos custos (Quadro VI.7).
• incentivos econômicos
Os incentivos econômicos podem desempenhar um importante papel no
gerenciamento de riscos. Para empresas poluidoras, por exemplo, podem se dar através
de incentivos na forma de créditos para a adoção de tecnologias com menor potencial de
poluição, como pelo boicote de consumidores aos produtos da empresa até que a mesma
mude suas práticas de gerenciamento dos riscos ambientais (Quadro VI.8).
• requisitos legais
Os requisitos legais podem se dar através de normas regulamentadoras de
projetos, de processos de produção, disposição de resíduos e tratamento dos mesmos,
de produtos e seu manuseio. Podem desde restringir o uso de uma determinada
tecnologia ou produto, como especificar pautas específicas de produção de uma dada
substância. Também podem incluir o monitoramento como forma de controle (Quadro
VI.9).
• medidas científicas ou técnicas
Dentre estas medidas podemos destacar o desenvolvimento de técnicas que
permitam tanto melhor identificar um problema específico de exposição aos riscos, como
proporcionar ações corretivas de redução do perigo nos processos de produção,
disposição, tratamento e manuseio de substâncias. Neste último aspecto as inovações
tecnológicas desempenham um importante papel desde que voltadas para a difusão de
tecnologias com menor potencial de poluição. Outra contribuição é o desenvolvimento de
métodos científicos que permitam antecipar problemas futuros antes que alcancem um
estado crítico (Quadro VI.10)
• fornecimento e difusão da informação
O fornecimento e a difusão de informações técnicas e científicas tanto sobre os
riscos, como sobre as possíveis estratégias de gerenciamento, assim como o intercâmbio
das mesmas, constitui-se em importante e poderoso instrumento (Quadro VI.11).
• cooperação entre agências governamentais e entre países
O intercâmbio de informações e de técnicas ao nível interinstitucional e
internacional não só contribui para o desenvolvimento de objetivos comuns na redução e
eliminação de determinados riscos, como também contribui para evitar ações
duplicadoras ou conflitivas (Quadro VI.12).
• acordos públicos privados e programas de redução de riscos
Os acordos públicos privados resultantes de processos de negociação e os programas
voluntários resultantes de processos de conscientização ou pressão pública constituem
alternativas para o gerenciamento de riscos não diretamente controladas pelos órgãos do
governo, mas que atendem anseios da sociedade como um todo (Quadro VI.13).
Na verdade, todas estas opções de controle anteriormente citadas só podem ser
compreendidas como resultantes de um processo que basicamente integra o objetivo
geral do desenvolvimento das estratégias de gerenciamento de riscos com as alternativas
de controle disponíveis e as informações disponíveis (Quadro VI.14). A caracterização
do risco e a análise de fatores políticos, sociais e econômicos, junto com as diversas
opções de controle disponíveisresultarão, ao final, em uma decisão normativa para o
gerenciamento (Quadro VI.15) que poderá incluir objetivos tais como (Quadro VI.16)
(OPS/EPA, 1996):
• redução de riscos para a saúde pública;
• redução de riscos ecológicos;
• redução de riscos para o bem estar geral;
• redução de riscos para limites abaixo do nível crítico;
• fomentar a participação do público;
• fomentar o uso de tecnologias disponíveis;
• responsabilizar o causador da contaminação;
• proteger os locais de trabalho;
• maximizar o uso eficaz de recursos;
• maximizar custo/benefício das ações;
• maximizar o custo efetivo das ações.
Assim, as informações fornecidas pela avaliação de riscos constituem apenas
parte das informações necessárias para o gerenciamento de riscos, já que devem ser
incluídas aquelas sobre as tecnologias disponíveis, os impactos destas tecnologias na
redução dos riscos, a opinião pública, a avaliação econômica e a legislação vigente
(Quadro VI.17). Estas informações irão subsidiar a tomada de decisão que deve ser
orientada por critérios como: a magnitude da redução do risco que se objetiva; as
responsabilidades; os custos/benefícios e efetividade das ações que serão tomadas; a
factibilidade e facilidade de tomar atitudes; a existência de transferência do risco para
outras localidades, estados ou países (Quadro VI.18). Através destes critérios existe
uma gama de possíveis decisões para o gerenciamento de riscos, que podem ser: 1) não
intervir; 2) adoção de medidas drásticas sobre as consequências e não sobre as causas;
3) adoção de medidas baseadas em incentivos econômicos; 4) adoção de ações
preventivas; 5) evolução de uma cadeia de decisões baseada no desenvolvimento de
tecnologias de controle e prevenção; 6) combinação de decisões (Quadro VI.19)
(OPS/EPA, 1996).
VI.3. Importância de Processos Decisórios e Gerenciamentos de Riscos
Participativos
Além destas questões que, apesar de envolverem uma série de interpretações,
escolhas e decisões, são muitas vezes classificadas como "objetivas" pelos especialistas,
existem outras relativas ao público e que consideram mais "subjetivas", que irão
influenciar bastante todo o processo (Schwartz et al., 1995; HRI, 1996), tais como:
1) o valor que possui a saúde, a vida humana, a proteção ambiental e a
preocupação com as gerações futuras;
2) eqüidade na distribuição dos riscos, isto é: quem está exposto e quem recebe os
benefícios das atividades que causam riscos;
3) a compreensão que o público tem dos dados e o modo como percebem ou
aceitam os riscos;
4) a habilidade das lideranças envolvidas no processo para persuadir/motivar,
negociar, resolver os objetivos conflitantes e os interesses em competição;
5) a existência ou não de um fórum para o debate entre as partes envolvidas e que
permita a inclusão de outros subsídios, além dos fornecidos pela avaliação técnica, no
estabelecimento de políticas públicas;
6) a ênfase atribuída ao planejamento para o futuro - responsabilidade do governo
na proteção do público em relação à futuros danos;
7) o grau de colaboração entre o governo, as empresas e as organizações não
governamentais;
8) o modo como se dá o processo regulamentador;
9) os processos judiciais movidos contra os denominados "criadores de riscos";
10) o envolvimento dos meios de comunicação;
11) o modo como são preparadas e dirigidas as mensagens para os tomadores de
decisão.
Na verdade, todas estas questões acabam obrigando que os modelos de avaliação
de riscos, para que possuam um amplo escopo e possibilidade de impacto na definição
das estratégias de gerenciamento e maior legitimidade política nas tomadas de decisões
que viabilizam sua implementação, tenham todos os seus pressupostos, informações,
resultados e os próprios processos decisórios examinados por todas as partes
interessadas (Canter, 1989). Uma maior participação do público no processo decisório
não é só desejada, mas necessária para que seja efetivo, devendo serem observadas
algumas características no processo de avaliação - que envolve a análise das
informações existentes e a identificação da necessidade de mais informações - e
gerenciamento de riscos - que envolve a identificação de opções e alternativas para o
controle e a prevenção - para finalmente resultar nas tomadas de decisões (Schwartz et
al., 1995). De acordo com Schwartz et al. (1995) estas características são:
1) Envolver a maior parte do público interessado, garantindo-se e estimulando-se
um amplo debate envolvendo as diversas perspectivas e valores, de modo a conduzir à
alguns compromissos acerca dos objetivos e métodos, o que assegura um amplo suporte
da sociedade como um todo.
2) Criar mecanismos pelos quais as avaliações técnicas e de políticas públicas
possam ser geradas, distribuídas e criticadas pelos interessados.
3) Prover mecanismos pelos quais os resultados das avaliações possam ser
apresentados aos tomadores de decisões e outros interessados na sociedade, para
informar aos grupos os custos, os benefícios e os impactos das propostas de
gerenciamento consideradas.
4) Criar mecanismos para que os interesses conflituosos possam ser ouvidos e
discutidos de modo controlado, para que as opiniões divergentes na sociedade possam
surgir e, ao máximo possível, acomodadas na implementação das propostas de
gerenciamento.
5) Criar mecanismos pelos quais a sociedade possa chegar às decisões e adotar
ações úteis, ainda que estas possam ser menos do que o que possa ser considerado
"objetivamente" ideal.
A determinação de padrões claros e precisos na avaliação, bem como a definição
de estratégias de gerenciamento de modo a subsidiar e facilitar os processos decisórios
não é tarefa fácil, pois desde o início envolve interpretações e decisões que nem sempre
serão aceitas pelos que estão ou serão envolvidos. Isto não significa que, como solução,
se espere que os envolvidos nos processos decisórios também sejam diretamente
envolvidos no processo de avaliação técnica. Deve-se garantir, embora isto ainda seja um
processo em construção e de aprendizado mútuo, que tanto sejam explicitados os
pressupostos que orientaram a avaliação e as incertezas acerca das evidências
existentes, como que a participação de todos que tenham interesse direto no problema
seja o mais efetiva, tornando isto possível através do aprendizado dos modos de pensar e
avaliar as informações sobre saúde, de maneira que compreendam as implicações das
incertezas das informações e também o seu valor para os processos decisórios.
VI.4. Resumo: Avaliação de Riscos, Processos Decisórios e Gerenciamento de
Riscos
Conforme observado na conclusão capítulo I, Jasanoff (1993) na busca de integrar
as diversas disciplinas e perspectivas que atuam na relação entre avaliação de riscos e
gerenciamento de riscos considera que não podemos separar "o que se deseja conhecer
acerca de um determinado problema" - o que é realizado pelas avaliações técnicas de
riscos - do que se deseja fazer acerca desse mesmo problema - o que é proposto e
realizado no desenvolvimento das estratégias de gerenciamento de riscos. Para Jasanoff
(1993), o modo de se perceber a realidade e de organização os fatos a ela pertinentes
tem implicações, embora nem sempre visíveis, tanto nas avaliações de riscos, como nos
aspectos das políticas públicas e da justiça social: quem se deve proteger de
determinados riscos, a que custo e deixando de lado que alternativas.
As implicações e inter-relações entre as etapas da avaliação de riscos e as opções
e ações para o gerenciamento tornam necessário que os processos decisórios, para que
sejam mais amplo no seu escopo e impacto na redução e eliminação de riscos,
incorporem também aqueles que vivenciam os eventos e situações de riscos no seu dia-
a-dia, ou seja: trabalhadores e comunidades expostas.
CAPÍTULO VII – ESTUDO DE CASO DOS TRABALHADORES EXPOSTOS AO
BENZENO EM UMA REFINARIA DE PETRÓLEO
VII.1. A EXPOSIÇÃO DOS TRABALHADORES AO BENZENO NOSPROCESSOS
INDUSTRIAIS
VII.1.1. O Benzeno e Suas Principais Fontes de Emissão
 O benzeno é um hidrocarboneto aromático naturalmente encontrado no petróleo
bruto, variando de 1-4% em volume, podendo também ser encontrado na água do mar,
em concentrações de até 0,8 ug/l, nas proximidades de depósitos naturais de petróleo e
de gás natural (IARC/1989). A sua alta volatilidade em função de sua pressão de vapor de
95,2 mmHg a 25oC., e o seu relativamente baixo ponto de ebulição (80,1oC.) são as
principais características físico-químicas responsáveis pôr sua rápida evaporação para a
atmosfera (ver Quadro VII.1).
 Na atualidade, as principais fontes ambientais de benzeno produzidas pelo homem
incluem a exaustão e as operações de abastecimento de veículos automotores, e, em
menor escala, as emissões industriais, sendo que os gases da exaustão de automóveis
contribuem com cerca de 80 a 85% das emissões para a atmosfera (Burroughs et
al.,1995). Os gases emitidos pelos veículos que utilizam combustíveis derivados do
petróleo podem conter até 100 diferentes tipos de hidrocarbonetos (Mendes,1987).
 Vários trabalhos e pesquisas, a nível mundial, têm atualmente se direcionado para
os estudos de avaliação da poluição ambiental, onde o benzeno se destaca nas diversas
linhas de pesquisa, devido as evidências epidemiológicas de suas propriedades
carcinogênicas. O monitoramento ambiental dos contaminantes atmosféricos tem
adquirido cada vez mais importância na avaliação das condições ambientais (Barbosa,
1997).
 As concentrações atmosféricas de hidrocarbonetos aromáticos podem refletir o
nível de poluição do ar, sendo o benzeno atualmente considerado como um indicador de
poluição urbana, com suas concentrações ambientais variando de acordo com as
condições climáticas e diretamente com os picos de maior ou menor tráfego de veículos
automotores, que, pôr sua vez, confirma a influência da exaustão de gases provenientes
da queima de combustíveis na origem da poluição urbana (Fustinoni et al.,1995).
 A presença do benzeno na gasolina, seja pelo seu emprego como anti-detonante
ou pela sua própria formação no motor pôr desalquilação de outros hidrocarbonetos
aromáticos e pela sua ampla utilização na indústria petroquímica, podem resultar em
emissões significativas para o meio ambiente. A exposição humana ocorre
principalmente através da inalação deste ar contaminado, particularmente, em áreas de
intenso tráfego automotivo, nos postos de abastecimento de combustíveis e outros locais
de armazenamento e distribuição de petróleo e seus derivados, incluindo também, a
exposição à fumaça de cigarros (ATSDR,1991).
 As concentrações atmosféricas podem variar de 0,2 ug/m3 em áreas rurais, até
349 ug/m3 em grandes centros urbanos industriais, podendo chegar a níveis de 10 mg/m3
durante o reabastecimento de automóveis (CONCAWE,1994a). Brugnone et al.(1992),
comparando a exposição ao benzeno entre populações rural e urbana, demonstraram que
a média das concentrações sangüíneas do benzeno, em populações de áreas rurais, era
de aproximadamente 200 ng/l, e apresentava-se bem inferior em relação aos níveis de
296 ng/l. encontrados em populações urbanas.
Em relação a população em geral, uma das fontes de exposição não ocupacional
ao benzeno é, provavelmente, a fumaça dos cigarros. Em ambientes fechados, como os
residenciais, as concentrações de benzeno podem alcançar os níveis de 500 ug/m3. Os
fumantes inalam, em média, aproximadamente 1.800 ug de benzeno pôr dia, comparados
com 50 ug pôr dia dos não fumantes. Os níveis sangüíneos de benzeno entre os
fumantes apresentam-se 90% superiores aos de não fumantes, e são diretamente
proporcionais ao número de cigarros fumados (Brugnone et al.,1992).
VII.1.2. O Benzeno nos Processos Industriais
O benzeno foi isolado pela primeira vez pôr Faraday, em 1825, na fração leve do
gás resultante da degradação térmica do carvão mineral (hulha). O início da produção
industrial do benzeno se deu a partir de 1849, como subproduto da destilação seca do
carvão mineral, nas coquerias das usinas siderúrgicas. O coque metalúrgico, quando
utilizado e aquecido em altas temperaturas, emana um vapor composto pôr mais de 100
tipos diferentes de hidrocarbonetos, sendo o benzeno um dos principais. Nas coquerias o
benzeno é separado na fração de óleos leves de alcatrão, denominado BTX siderúrgico,
constituído pôr misturas de benzeno, tolueno e xileno, da qual o benzeno é o componente
em maior proporção (Barbosa, 1997).
O processo carboquímico nas usinas siderúrgicas teve grande importância
industrial, e representou a principal fonte de produção de benzeno pôr mais de um século,
onde seu principal destino eram as indústrias de artefatos de borracha e pneus, couro e
calçados, cola e adesivos, ceras e resinas, tintas e vernizes, solventes e diluentes, além
das indústrias gráficas e de móveis, e de vários outros ramos industriais. A forma de
produção e a utilização difusa do benzeno até então, acabariam pôr determinar a
exposição acentuada e os sérios riscos para a saúde de um grande número de pessoas,
incluindo trabalhadores e a população em geral (Kasahara et al.,1987; Inoue et al.,1983;
Kumai et al.,1983).
A obtenção de gasolinas, óleos combustíveis e lubrificantes, cada vez mais
aprimorados e de melhor qualidade, tornou-se essencial na indústria após o advento do
automóvel e de outros motores a combustão. O rápido crescimento da indústria
automotiva, após a I Guerra Mundial, passou a gerar uma demanda sempre crescente no
mercado consumidor, impulsionando a indústria de refino com a introdução de
modificações no seu processo, a fim de possibilitar o craqueamento de frações mais
pesadas do óleo cru e a produção de misturas mais leves (Barbosa, 1997).
A partir da II Guerra Mundial, o benzeno e outros hidrocarbonetos aromáticos
passaram a ser obtidos a partir de matérias-primas originárias do petróleo, através de
processos industriais que envolvem reformas catalíticas e sínteses químicas nas
refinarias e indústrias petroquímicas, possibilitando, assim, a produção dessas
substâncias de forma mais econômica e com maior grau de pureza e qualidade (Barbosa,
1997).
Os processos industriais existentes até a década de 40 foram, a partir de então,
radicalmente modificados com a introdução do petróleo nos diversos modelos de
produção. As indústrias petroquímicas passaram a gerar novas matérias-primas e novos
produtos, o que diminuiu a necessidade do uso do benzeno de origem carboquímica. Ao
passo que, paralelamente, crescia a demanda de produção de benzeno para a utilização
em sínteses químicas nas indústrias de transformação. Portanto, dos anos 40 aos anos
70, verifica-se uma modificação no perfil de produção e consumo do benzeno, onde o
benzeno de origem carboquímica obtido nas siderúrgicas foi perdendo sua importância
industrial e econômica, a ponto de representar, em 1987, menos de 10% do benzeno
produzido mundialmente. (FUNDACENTRO,1993).
No Brasil, as principais fontes de produção do benzeno encontram-se, atualmente,
concentradas nos parques de produção petroquímica e de refino de petróleo: Camaçari-
BA, Triunfo-RS, Capuava-SP e Cubatão-SP, que são responsáveis pôr aproximadamente
95% da produção nacional (ver Quadro VII.2). O restante provem da destilação
fracionada de óleos leves do alcatrão (BTX siderúrgico) obtida a partir do carvão mineral,
através dos processos de destilação seca nas principais companhias siderúrgicas
nacionais: Companhia Siderúrgica Nacional (CSN), Companhia Siderúrgica Paulista
(COSIPA), AÇOMINAS e USIMINAS (Barbosa, 1997).
Aproximadamente 95% do total do benzeno consumido no Brasil, é utilizado como
matéria-prima para síntese de produtos petroquímicos básicos como etilbenzeno,
cumeno, caprolactama, alquilbenzeno linear e anidrido maléfico. Esses produtos, pôr sua
vez, tornam-se intermediários de novas sínteses químicas para a produção de plásticos,
resinas, elastômeros, tintas, pesticidas, e muitasoutras substâncias industrializadas. E,
menos de 5% dessa produção é destinado ao mercado produtor de álcool anidro, sendo
adicionado à gasolina como combustível, a nível nacional, além de, uma outra pequena
parcela restante, ser consumida como solvente em processos industriais específicos e em
laboratórios de ensino e pesquisa (ABIQUIM,1990).
VII.1.3. O Refino do Petróleo
O petróleo, em estado natural, é uma mistura de hidrocarbonetos, além de, em
proporções bem menores, compostos oxigenados, nitrogenados, sulfurados e metais
pesados, considerados como contaminantes. O processo industrial de refino do petróleo
passa pôr uma série de operações de beneficiamento para a obtenção dos mais variados
produtos de ampla utilização na indústria em geral. A primeira etapa deste processo é a
destilaçao primária, onde são extraídas as suas principais frações que dão origem à
gasolina e ao óleo diesel, à nafta, aos solventes e querosenes (de iluminação e aviação),
além de parte do GLP (gás de cozinha). Numa segunda etapa, o resíduo da destilação
primária é processado na destilação a vácuo, na qual é extraída do petróleo mais uma
parcela de diesel, além de frações de um produto pesado chamado gasóleo, destinado à
produção de lubrificantes ou a processos mais sofisticados, como o craqueamento
catalítico, onde o gasóleo é transformado em GLP, gasolina e óleo diesel. O resíduo da
destilação a vácuo pode ser usado como asfalto ou na produção de óleo combustível.
Uma série de outras unidades de processo transformam frações pesadas do petróleo em
produtos mais leves e colocam as frações destiladas nas especificações para o consumo
(Barbosa, 1997.
Conhecer a qualidade do petróleo a destilar é fundamental para as operações de
refinação, pois sua composição e aspecto variam em larga faixa, segundo a formação
geológica do terreno de onde o petróleo foi extraído e a natureza da matéria orgânica que
lhe deu origem (Barbosa, 1997).
Atualmente, a indústria mundial de refino de petróleo produz mais de 2.500
produtos, incluindo gás liquefeito (GLP), gasolina, querosene, óleo diesel, combustível de
aviação, e uma variedade de outros óleos combustíveis e lubrificantes, além de diversos
insumos para a indústria petroquímica. No Brasil, pôr exemplo, só a Petrobrás produz,
atualmente, em suas 11 refinarias mais de 80 produtos diferentes, como gás natural,
naftas, gasolinas, querosenes, óleos diesel e combustíveis, asfaltos, solventes de
borracha, lubrificantes, e, inclusive, o próprio benzeno, como uma importante matéria-
prima para a indústria de transformação química e petroquímica (Barbosa, 1997).
Os produtos originários da indústria de refino de petróleo podem ser utilizados nas
mais diversas indústrias nacionais e internacionais, que vão desde a produção de
propelentes e detergentes biodegradáveis até a produção de alumínio. Exemplo disto é o
aproveitamento pelas refinarias da Petrobrás de cada barril de petróleo, o que
corresponde, atualmente, em média a (Barbosa, 1997):
• 9,6% de Gases Liquefeitos (GLP);
• 19,3% de Gasolinas Automotivas e de Aviação;
• 9,1% de Naftas e Solventes;
• 4,5% de Querosenes de Iluminação e Aviação;
• 35,4% de Óleo Diesel;
• 16,6% de Óleos Combustíveis;
• 5,4% de Derivados diversos.
 
 VII.4. A Exposição dos Trabalhadores ao Benzeno
 Em relação a exposição de trabalhadores ao benzeno na indústria do petróleo,
dois importantes trabalhos foram realizados pela CONCAWE ( European Organization Oil
Companies for Environmental and Health Protection) e pôr associações da indústria
petrolífera européia (European National Petroleum Industry Associations), nos períodos
de 1977-1985 e 1986-1992, em diferentes linhas de trabalho na indústria e comércio do
petróleo na Europa. Essas avaliações concluíram que mais de 90% dos trabalhadores das
áreas de refino, distribuição, e comércio do petróleo estariam expostos a concentrações
ambientais de benzeno inferiores a 1 ppm (CONCAWE,1994c). Considerando
especificamente os trabalhadores das indústrias de refino de petróleo, foi verificado que
96% dos operadores de Unidades de Reforma Catalítica, 94% dos técnicos de
Laboratórios de Controle de Qualidade e 90% dos operadores de Plantas de Aromáticos
encontravam-se expostos a níveis inferiores a 1 ppm nesses respectivos postos de
trabalho (ver Quadro VII.3) (Barbosa, 1997).
 Kawai et al.(1990) ao monitorarem, individualmente, 83 trabalhadores de uma
refinaria de petróleo japonesa, observaram que somente três desses trabalhadores
encontravam-se expostos a concentrações de benzeno superiores a 1 ppm, e que as
médias entre os grupos avaliados variaram de 0,07 a 0,71 ppm.
 De acordo com o “National Institute for Occupatinal Safety and Health” (NIOSH),
em 1983, os Estados Unidos possuíam 285 refinarias que empregavam 70 mil
trabalhadores, e, pôr estimativas da Organização Internacional do Trabalho (OIT) e do
“American Petroleum Institute” (API), a indústria mundial de refino de petróleo empregava,
entre os anos de 1986 a 1987, aproximadamente 500 mil trabalhadores distribuídos em
700 refinarias.
 Esses trabalhadores estariam sujeitos a uma série de riscos potencialmente
graves para a saúde nos seus ambientes de trabalho, devido a exposição, principalmente,
a hidrocarbonetos presentes no óleo cru ou formados durante os processos de refino,
através do contato direto com a pele e pela inalação dos seus gases e vapores.
Normalmente, as concentrações desses contaminantes ambientais variam na ordem de
Partes Pôr Bilhão (ppb) a frações de Partes Pôr Milhão (ppm), sendo que o principal risco
de exposição ocorre durante as operações de rotina de coleta de amostras, diretamente
na planta de processo (Barbosa, 1997).
 Nas últimas décadas, a indústria de refino tem alcançado um considerável nível de
automação dos seus processos operacionais, juntamente com a introdução gradual de
medidas de controle sobre as emissões fugitivas e uma maior atenção em relação a
exposição ao benzeno. As unidades de processamento das refinarias são compostas pôr
sistemas fechados e isolados, e altamente automatizados, onde praticamente todo o
processo industrial é controlado e monitorado através de salas de controle (Barbosa,
1997).
 A exposição dos trabalhadores ao benzeno nas refinarias é atualmente
considerada como uma das mais importantes sob o ponto de vista da prevenção e do
controle. Ocorre principalmente durante a coleta e análise das amostras da nafta
reformada pelos trabalhadores envolvidos nessas respectivas etapas operacionais (IARC,
1989; Burgess,1994)
 
 VII.1.5. A Exposição dos Trabalhadores ao Benzeno no Brasil
 No Brasil, desde a década de 40, as publicações científicas já alertavam para o
risco da exposição ocupacional ao benzeno (Wakamatsu & Fernícola,1980). E, durante os
anos 60 e 70, foram produzidos alguns trabalhos utilizando o fenol urinário como indicador
biológico de exposição, além de estudos de casos de anemia aplástica, e de
determinação da presença do benzeno em solventes (Timossi & Andrade,1971).
Em 1983, o Sindicato dos Trabalhadores Metalúrgicos de Santos-SP, denunciou a
existência de diversos casos de leucopenia pôr exposição ocupacional ao benzeno entre
os trabalhadores da COSIPA - Companhia Siderúrgica Paulista, em Cubatão-SP. Entre
1983 a 1987, centenas de trabalhadores foram afastados com diagnóstico de
“benzenismo”, devido a exposição ao gás de coqueria resultante do processo siderúrgico.
As concentrações de benzeno, tolueno, e xileno (BTX) neste gás, podiam alcançar níveis
entre 30 e 40 ppm (Barbosa, 1997).
Os relatórios das inspeções realizados na época, pôr órgãos governamentais de
fiscalização das condições de trabalho e saúde, revelaram que havia contaminação
ambiental, afetando não somente os trabalhadores das atividades de risco primário. O
Sindicato dos Trabalhadores da Construção Civil de Santos-SP, em 1984, também relatou
ocorrências similares entre trabalhadores de manutenção e montagem industrial(Barbosa, 1997).
 Em 1985, o Sindicato dos Trabalhadores das Indústrias Metalúrgicas de Volta
Redonda-RJ denunciou a existência de 50 casos de leucopenia em trabalhadores da CSN
- Companhia Siderúrgica Nacional, e, em 1986, o Sindicato dos Trabalhadores das
Indústrias Químicas de Santo André-SP confirmou outros 60 casos entre os trabalhadores
da Fábrica de BHC das Indústrias Químicas Matarazzo, em São Caetano do Sul-SP
(Barbosa, 1997).
 No ano de 1990, a Nitrocarbono S.A., uma importante indústria química do Polo
Petroquímico de Camaçari-BA, foi interditada pela DRT-BA (Delegacia Regional do
Trabalho), em decorrência de 2 óbitos pôr benzenismo, incluindo o de um médico do
trabalho, desencadeando um processo de investigação epidemiológica e monitoramento
ambiental e biológico nesta companhia e em outras empresas do polo
(FUNDACENTRO,1993).
 
 VII.1.6. A Legislação Sobre o Benzeno no Brasil
 Em relação à exposição de trabalhadores ao benzeno, a legislação brasileira
reconhece, desde 1932, qualitativamente a existência de riscos gerados pela utilização do
benzeno em algumas atividades industriais, como a destilação do carvão mineral e os
trabalhos que envolvem a manipulação de solventes, e outros produtos voláteis e
inflamáveis. Em 1939, a Portaria Ministerial No SCM 51, de 13/04/39, do Ministério do
Trabalho, Indústria e Comércio relaciona o benzeno no quadro de atividades industriais
consideradas perigosas e insalubres, para as quais se atribuía um adicional de
insalubridade (Barbosa, 1997).
 Nos Estados Unidos, em 1934, o Departamento de Indústria e Trabalho de
Massachusetts, determinou, a princípio, o limite de exposição ao benzeno de 75 ppm
sendo imediatamente após reduzido para 35 ppm, níveis estes, que permaneceram até
1948, quando a “American Conference of Governmental Industrial Hygienists” (ACGIH)
passou a regulamentar esses limites, mantendo ainda um LTMPT (Limite de Tolerância
Média Ponderada pelo Tempo/8 horas) de 35 ppm (Barbosa, 1997).
 Em 1978, a legislação trabalhista brasileira, seguindo essa tendência
internacional, definiu e regulamentou uma lista de aproximadamente 145 substâncias
químicas cujas concentrações ambientais deverão obedecer parâmetros quantitativos,
também chamados de Limites de Tolerância Ambientais, entre os quais encontra-se o
benzeno. A Portaria 3.214, de 08 de junho de 1978, através da Norma Regulamentadora
No 15 (NR-15), Anexo 11, define em termos legais Limite de Tolerância Ambiental como
“concentração ou intensidade máxima ou mínima relacionada com a natureza e o tempo
de exposição ao agente, que não causará dano à saúde do trabalhador, durante sua vida
laboral”, e determina um limite de 8 ppm para o benzeno (Vasconcelos,1995; Araújo et
al.,1993; Arcuri et al.,1991).
 Nos últimos anos, várias organizações governamentais internacionais
responsáveis pela fiscalização e legislações referentes à saúde do trabalhador passaram
a recomendar novos limites (Rappaport,1995). Nesse processo, muitas conquistas têm
sido obtidas no sentido de se reduzir cada vez mais esses limites, e, atualmente,
importantes agências de reconhecimento internacional, como a “Occupational Safety and
Health Administration” (OSHA) e o “National Institute for Occupacional Safety and Health”
(NIOSH), adotam um LTMPT de 0,1 ppm, enquanto a própria ACGIH, apesar de
recomendar oficialmente ainda 10 ppm, se propõe a reduzi-lo para 0,3 ppm (ACGIH,1995;
Aldridge,1995; Aitio et al.,1995).
 A indústria brasileira, em 1993, segundo dados oficiais da Fundação Jorge Duprat
Figueiredo de Segurança e Medicina do Trabalho - FUNDACENTRO, do Ministério do
Trabalho, empregava cerca de 116 mil trabalhadores na produção e consumo do
benzeno, dos quais, aproximadamente, 38 mil encontravam-se potencialmente expostos a
essa substância (Quadro VII.4) (Barbosa, 1997).
 Atualmente, estima-se que esses números sejam bem mais expressivos, o que
contribuiu para a regulamentação da Portaria No.14, de 20 de dezembro de 1995, da
SSST-Secretaria de Segurança e Saúde no Trabalho, do Ministério do Trabalho, com a
inclusão do Anexo 13-A e das Instruções Normativas No 001 (Avaliação das
Concentrações do Benzeno em Ambientes de Trabalho) e No 002 (Vigilância da Saúde do
Trabalhador na Prevenção da Exposição Ocupacional ao Benzeno) (Barbosa, 1997).
 Esta nova Portaria regulamenta as ações, atribuições e procedimentos da
prevenção da exposição dos trabalhadores ao benzeno, e amplia a participação dos
trabalhadores neste processo, através do compromisso firmado entre estes e algumas
empresas das áreas petroquímica e metalúrgica, pela assinatura do denominado Acordo
do Benzeno (Barbosa, 1997).
 O Acordo do Benzeno representa um importante avanço em relação ao controle
das condições de segurança e saúde dos trabalhadores, quanto a exposição ocupacional
ao benzeno, pois se aplica a todas as empresas e indústrias que produzem, transportam,
armazenam, utilizam ou manipulam o benzeno ou suas misturas líquidas, contendo 1% ou
mais em volume (Barbosa, 1997).
 Na assinatura deste Acordo, várias indústrias e entidades reconhecidas
nacionalmente estavam representadas:
• Confederação Nacional da Indústria-CNI;
• Associação Brasileira da Indústria Química-ABIQUIM;
• Instituto Brasileiro de Siderurgia-IBS;
• Sindicato da Indústria de Produtos Químicos para Fins Industriais e da Petroquímica no
Estado de São Paulo-SINPROQUIM;
• Confederação Nacional dos Trabalhadores na Indústria-CNTI;
• Confederação Nacional dos Trabalhadores Metalúrgicos-CNTM;
• Central Única dos Trabalhadores-CUT;
• Força Sindical;
• Ministério do Trabalho-MTb;
• Fundação Jorge Duprat Figueiredo de Segurança e Medicina do Trabalho-
FUNDACENTRO;
• Ministério da Saúde
• Ministério da Previdência e Assistência Social
 Em relação às concentrações ambientais do benzeno, essas empresas tinham
prazo até 31/12/97 para se adequarem a um novo valor limite -Valor de Referência
Tecnológico (VRT)-, que substitui o antigo Limite de Tolerância para o benzeno ouTLV
(“Threshold Limit Value”). Este valor limite ficou estabelecido em 1 ppm, com exceção
para as companhias siderúrgicas e produtoras de álcool anidro, cujo limite é de 2,5 ppm.
Esse novo conceito do VRT provém do conhecido TRK alemão, que vem a ser um limite
adotado na Alemanha para substâncias carcinogênicas e mutagênicas
(FUNDACENTRO,1996).
 O acordo estabelece ainda as competências do Ministério do Trabalho (SSST e
Fundacentro), do Ministério da Saúde, das Empresas e dos Trabalhadores, com a criação
de dois importantes organismos: a Comissão Nacional Permanente do Benzeno (CNP-
Benzeno), como órgão tripartite de discussão, negociação e acompanhamento do acordo;
e o Grupo de Representantes dos Trabalhadores do Benzeno (GTB), destinado a
acompanhar a elaboração, implantação e desenvolvimento do Programa de Prevenção da
Exposição Ocupacional ao Benzeno - P.P.E.O.B., e os prazos de adequação das
Empresas aos novos valores permissíveis nos ambientes de trabalho (Barbosa, 1997).
 
 VII.1.7 A Refinaria de Petróleo
 Inaugurada nos anos 60, a refinaria de petróleo que servirá de caso-referência tem
capacidade para o processamento diário de 36,4 mil metros cúbicos de petróleo, que
corresponde a, aproximadamente, 20% da capacidade de refino de toda a empresa, que
possui diversas outras refinarias espalhadas pelo país. O petróleo processado nas
unidades da refinaria em questão vem, principalmente, da Arábia Saudita e dos poços de
produção marítima da região de exploração e produção da Bacia de Campos, no Estado
do Rio de Janeiro (Barbosa, 1997).
 São produzidos pelas Unidades de Processamento da Refinaria 53 tipos de
derivados, entre combustíveis, lubrificantes e insumos para a indústria petroquímica.
Parte desta produção é exportada, onde a gasolina, o óleo diesel, e o óleo combustível
vão principalmente para os Estados Unidos, Ásia, Uruguai e Argentina; enquanto os
lubrificantes também para os Estados Unidos, Ásia, e Índia;e as parafinas para a América
do Sul (Barbosa, 1997).
 As Unidades da Refinaria estão organizadas em 4 Plantas Operacionais, assim
distribuídas:
• Planta de Matérias Primas;
• Planta de Combustíveis e Petroquímicos;
• Planta de Lubrificantes e Parafinas;
• Planta de Utilidades.
A Planta de Matérias Primas é constituída pôr Unidades de Destilação Atmosférica
e a Vácuo e Unidades de Desfaltação a Solvente e a Propano. A Planta de Lubrificantes
e Parafinas pôr Unidades de Hidrogenação, Desaromatização, Desparafinação e
Desoleificação. A Planta de Utilidades pôr casas de bombas, caldeiras, separadores de
água e óleo, torres de refrigeração, central termoelétrica e estação de tratamento de
água, efluentes hídricos e esgoto. Pôr fim, a Planta de Combustíveis e Petroquímicos,
onde se localiza a Unidade de Reforma Catalítica, uma das mais importantes desta
refinaria, em termos de exposição dos trabalhadores ao benzeno. A Unidade de Reforma
Catalítica é responsável pela produção de gasolina de alta octanagem, através da
transformação dos hidrocarbonetos parafínicos e naftênicos da nafta pesada em
aromáticos (Barbosa, 1997).
VII.2 - IDENTIFICAÇÃO DO PERIGO DO BENZENO
VII.2.1. Antecedentes do Benzeno
O benzeno é um hidrocarboneto aromático, cuja fórmula química é C6H6 e o peso
molecular 78,11g/mol. É um líquido incolor estável em temperatura ambiente e pressão
atmosférica normal. Possui um odor aromático característico, um ponto de ebulição (80.1
ºC) relativamente baixo e uma alta pressão de vapor que causa uma rápida evaporação
em temperatura ambiente. É uma substância altamente inflamável e muito solúvel em
água, se misturando facilmente com outros solventes orgânicos (IPCS, 1993).
O benzeno está presente como constituinte em óleos combustíveis sendo usado
como solvente de gorduras, ceras, resinas óleos, tintas, plásticos e borracha. Ele também
é utilizado na produção de detergentes, explosivos, drogas farmacêuticas e na extração
de óleos de sementes (IPCS, 1993).
VII.2.2. Avaliação do Perigo do Benzeno
A.II.2.2.1. Alguns Princípios Para a Avaliação do Perigo do Benzeno
1) O objetivo da avaliação do perigo é identificar os tipos de efeitos adversos que
podem estar associados com a exposição ao benzeno e caracterizar a
qualidade e a solidez das evidências que apoiam esta identificação.
2) O perigo específico que nos preocupa nesta revisão é o câncer, ainda que
também deva-se considerar os efeitos tóxicos sistêmicos.
3) Os estudos epidemiológicos são, geralmente, considerados a melhor fonte de
informação para identificar o perigo para humanos. Entretanto, para a maioria
das substâncias químicas estes estudos não existem. Além do mais, é muito
difícil se estabelecer nexos causais sólidos entre a exposição e as doenças
crônicas.
4) Os estudos experimentais em animais também fornecem uma informação útil
para a identificação do perigo. São estudos controlados e podem, mais
facilmente, estabelecer nexos causais. Entretanto, os resultados destes estudos
tem a limitação óbvia de os animais utilizados em experimentos não
pertencerem a mesma espécie que nos interessa: o homem.
5) Com a possível exceção do arsênico, todas as substâncias conhecidas como
carcinogênicas em seres humanos são também em uma ou mais espécies de
animais. Entretanto, na maioria das substâncias carcinogênicas em animais não
se tem verificado o mesmo efeito em seres humanos.
6) As informações disponíveis sobre mecanismos biológicos confirmam o
enunciado de que as respostas biológicas obtidas com animais utilizados em
experimentos são similares em seres humanos. Entretanto, sem dúvida, as
respostas biológicas à algumas substâncias podem diferir consideravelmente
entre espécies diferentes.
7) Os locais de formação de tumores em seres humanos podem em algumas
situações específicas diferir dos observados em animais experimentais.
8) As informações obtidas a partir da administração em animais de uma
substância pela mesma via de exposição que é vivenciada pelos seres
humanos é considerada com valor mais preditivo do que a informação obtida
pela administração pôr vias diferentes de exposição. Entretanto, deve se
considerar que, sem dúvida, se os tumores se formam no interior do organismo,
a via de exposição não é tão importante.
9) Em geral, uma resposta múltipla em animais experimentais - formação de
tumores ou efeitos sistêmicos em várias espécies e em ambos os sexos,
resultante de níveis de exposições diferentes, com intensidade/freqüência de
respostas diretamente relacionadas com a magnitude da exposição, e em
vários locais do corpo - fornece evidências mais convincentes sobre o potencial
carcinogênico ou o dano sistêmico para o ser humano do que uma resposta
limitada a uma só espécie, a um só sexo, a locais do corpo onde
freqüentemente não ocorrem tumores ou a efeitos sistêmicos em animais que
não estão submetidos à exposição (pôr exemplo, tumores de fígado em ratos
machos do grupo controle).
VII.2.2.2. Dados sobre os Danos à Saúde Causados pelo Benzeno
Efeitos Agudos
1) A exposição simultânea ao benzeno e ao etanol pode aumentar a toxicidade do
mesmo (ATSDR, 1991);
2) Os sintomas neurológicos em seres humanos associados à exposição ao
benzeno incluem tonteira, dor de cabeça e perda de consciência. A ingestão de
grandes quantidades de benzeno pode resultar em vômito, tonteira, convulsão
e óbito em seres humanos (ATSDR, 1991);
3) A exposição ao benzeno em seu estado de vapor ou líquido pode irritar a pele,
olhos e o trato respiratório superior. A exposição dérmica ao benzeno pode
resultar em irritação e formação de bolhas (ATSDR, 1991; Sittig, 1985);
4) Estudos com animais mostraram efeitos neurológicos, imunológicos e
hematológicos a partir de exposições orais e via inalação ao benzeno (ATSDR,
1991);
5) Testes sobre exposição aguda em animais, como testes de CL50 e DL50 em
ratos, camundongos, coelhos e cobaias, têm demonstrado que o benzeno
apresenta baixa toxicidade aguda pôr inalação, toxicidade aguda moderada pôr
ingestão e toxicidade aguda moderada ou baixa pôr exposição dérmica
(RTECS, 1993).
Efeitos Crônicos
1) A inalação prolongada de benzeno causa alterações hematológicas em seres
humanos. O benzeno afeta especificamente a medula óssea (o tecido que
produz as células sangüíneas). Podem ser desenvolvidas anemias plásticas,
hemorragia excessiva e danos no sistema imune (através de alterações nos
níveis sangüíneos de anticorpos e perda de células brancas do sangue)
(ATSDR, 1991);
2) Em animais, a exposição crônica ao benzeno via oral e via inalação crônica ao
benzeno produz os mesmos efeitos vistos em seres humanos (ATSDR, 1991);
3) O benzeno causa aberrações cromossômicas, tanto numéricas quanto
estruturais, em seres humanos (ATSDR, 1991);
4) A CRf e a DRf para o benzeno estão sendo revistos pela EPA (IRIS, 1993).
Efeitos Reprodutivos e de Desenvolvimento, Embriotoxicidade e
Teratogenicidade
1) Foram observadas alterações menstruais e diminuição do tamanho dos ovários
em mulheres expostas ocupacionalmente a altos níveis de benzeno (ATSDR,
1991);
2) Vários estudos epidemiológicos de mulheres expostas ocupacionalmente
sugerem que o benzeno pode reduzir a fertilidade em mulheres expostas a
altos níveis. Entretanto, estes estudos são limitados devido à falta da história da
exposição, exposição simultânea a outras substâncias e falta de seguimento
(ATSDR, 1991);
3) Os dados disponíveis sobre os efeitos de desenvolvimento em seres humanos
são inconclusivos, devido à exposição concomitante a outras substâncias
químicas, tamanho de amostragem inadequado e falta de dados quantitativos
de exposição (ATSDR, 1991);
4) Quando da exposição ao benzeno, via inalação, de animais grávidas, foram
observados efeitos adversos no feto, incluindo baixo peso ao nascer, atraso na
formação dos ossos e danos na medula óssea (ATSDR, 1991).
Risco de Câncer
1) Em seres humanos expostos ao benzeno, tem sido observado o aumento na
incidênciade leucemia (câncer no tecido que forma as células brancas do
sangue) (ATSDR, 1991; IRIS, 1993);
2) A EPA e o IARC tem classificado o benzeno como integrante do Grupo A,
reconhecido como carcinógeno em seres humanos (IRIS, 1993);
Mecanismo de Ação Tóxica
Os mecanismos de ação tóxica do benzeno não estão ainda totalmente
esclarecidos, mas existem fortes evidências que sugerem que esses efeitos dependem
diretamente do metabolismo, isto é, da ativação metabólica desta substância nos
organismos vivos. Os principais produtos do metabolismo do benzeno são o fenol, o
catecol, a hidroquinona, e os derivados de anel aromático aberto, como o ácido
trans,trans-mucônico (Barbosa, 1997).
A toxicidade do benzeno pode se dar pôr sua ação direta ou através de seus
metabólitos, podendo ainda agir de forma sinérgica. Na medula óssea as “stem cells” e as
células do estroma são consideradas órgãos-alvo em potencial para a ação tóxica do
benzeno. A toxicidade medular do benzeno deve-se à capacidade de ligação de um ou de
mais de seus metabólitos, formados a partir da biotransformação, com macromoléculas
como o DNA e proteínas (Barbosa, 1997).
A ação do benzeno sobre a medula óssea determina uma lesão central que é
responsável pelas alterações hematológicas periféricas que se instalam e que podem ser
tardias e inespecíficas. Pelo fato da medula óssea ser parte integrante dos sistemas
imune e hematopoiético, suas alterações podem resultar em distúrbios em ambos
aparelhos. Um dos clássicos modelos de indução de atrofia da medula óssea é através da
administração do benzeno, onde a medula é ocupada pôr tecido adiposo permeada pôr
focos isolados de células hematopoiéticas e linfopoiéticas (Barbosa, 1997).
VII.2.2.3 Transporte, Distribuição e Transformação do Benzeno no Meio
Ambiente
O benzeno apresenta-se no ar predominatemente na forma de vapor, e o tempo
de persistência no ambiente pode variar de horas a dias, de acordo com o clima, e em
função da concentração de radicais de hidroxila, dióxido de enxofre e nitrogênio. O
benzeno presente no ar é carreado com a chuva contaminando as águas superficiais e
subterrâneas, sendo solúvel na razão de aproximadamente 1.000 mg/litro. Devido,
fundamentalmente, a sua volatização, o tempo de persistência do benzeno em água é de
poucas horas, e sua adsorção pelos sedimentos é praticamente nula (IPCS, 1993).
O benzeno presente no solo pode passar para o ar pôr volatização, e para as
águas superficiais pela correnteza. Se enterrado ou liberado em camadas inferiores à
superfície, será transportado pelas águas subterrâneas (IPCS, 1993).
Em condições aeróbicas o benzeno presente na água e no solo é rapidamente
degradado, pela ação bacteriana, a lactato e piruvato, através da formação de produtos
intermediários como fenol e catecol. Entretanto, em condições anaeróbicas (pôr exemplo
em águas subterrâneas) a degradação bacteriana requer semanas ou meses. Não
havendo degradação bacteriana o benzeno pode acumular. Não existem provas de uma
bioconcentração1 ou bioacomulação2 do benzeno em organismos aquáticos ou terrestres
(IPCS, 1993).
VII.2.2.4 - Dados Experimentais sobre a Toxicidade do Benzeno
Estudos com Animais
A exposição de roedores ao benzeno, tanto pôr entubação, quanto pôr inalação,
resultou no desenvolvimento de neoplasias. Estudos nos quais o benzeno foi
administrado, através de entubação (nos níveis de dose 0, 50, 250 e 500 mg/kg de peso
corpóreo), a grupos de 30 a 40 ratos machos e fêmeas, da linhagem Sprague-Dawley,
durante toda a vida demonstraram um aumento da incidência de tumores mamários,
dose-dependente, em fêmeas e carcinomas de glândula Zimbal, carcinomas da cavidade
oral e leucemias/linfomas em ambos os sexos (Barbosa, 1997).
Em outro estudo (NTP, 1986), onde o benzeno também foi administrado pôr
entubação (nos níveis de dose 0, 50, 100 e 200 mg/kg de peso corpóreo), a grupos de 50
ratos da linhagem F344/N de ambos os sexos, e grupos de 50 camundongos da linhagem
B6C3F1 de ambos os sexos (nos níveis de dose 0, 25, 50 e 100 mg/kg de peso corpóreo),
os animais foram tratados 5 vezes pôr semana em um total de 103 semanas. Os
resultados deste estudo revelaram um aumento significativo (p<0,05) da incidência de
vários crescimentos neoplásicos em ambos os sexos e em ambas as espécies. Tanto em
ratos como em camundongos, machos e fêmeas, aumentou a incidência de carcinomas
da glândula Zimbal. Ratos machos e fêmeas apresentaram tumores na cavidade oral e os
machos mostraram aumento na incidência de tumores na pele. Os camundongos de
ambos os sexos tiveram aumento na incidência de linfomas e tumores no pulmão,
observou-se nos machos tumores nas glândulas harderiana e prepucial, enquanto nas
fêmeas foram observados tumores nas glândulas mamárias e nos ovários. Em geral o
aumento da incidência foi dose-dependente.
Pequenos aumentos na incidência de neoplasia hematopoiética foram relatados
em camundongos machos C57Bl expostos pôr inalação a 300 ppm de benzeno durante 6
horas pôr dia, 5 dias na semana, pôr 488 dias. Não houve aumento na incidência de
tumor em camundongos machos AKR ou CD-1 similarmente expostos a 100 ppm ou 100
a 300 ppm de benzeno, respectivamente. Da mesma forma, ratos machos Sprague-
 
1 Refere-se ao aumento da concentração de uma substância química no organismo (EPA, 1989)
2 Refere-se ao crescimento progressivo de uma quantidade de uma substância química no organismo ou parte
do organismo que ocorre pôr conta da taxa de ingresso que excede a habilidade do organismo de remover a
substância do corpo (EPA, 1989)
Dawley expostos pôr inalação a 300 ppm de benzeno não apresentaram aumento na
incidência de neoplasias (Snyder et al., 1981).
Em outro estudo utilizando ratos machos e fêmeas Sprague-Dawley (com 13
semanas de idade) expostos: a 200 ppm de benzeno 4 horas pôr dia, 5 dias pôr semana
(durante 7 semanas); 200 ppm 7 horas pôr dia, 5 dias pôr semana (durante 12 semanas);
300 ppm 7 horas pôr dia, 5 dias pôr semana (durante 85 semanas), foi observado um
aumento significativo de carcinomas da glândula Zimbal e hepatomas. Com base neste
estudo calculou-se o TWA3 igual a 241 ppm, considerando 8 horas pôr dia em 5 dias pôr
semana (Maltoni et al., 1983).
Em diversos estudos, nos quais roedores (ratos e camundongos) foram expostos
via inalação a níveis de benzeno que variavam de 3,2 a 15 600 mg/m3 ( 0,99 e 4 836
ppm), em um período de tempo de no mínimo 3 e máximo 32 semanas, com um regime
de exposição equivalente, de uma forma geral, a 7 horas/dia, cinco dias pôr semana ,
puderam ser observados efeitos tóxicos sistêmicos como leucemia, alterações tanto
numéricas quanto morfológicas das células sangüíneas, aumento no peso de órgãos
como o baço e rins, aparecimento de várias células pluripotentes e lesões nodulares no
baço, entre outros (Quadro VII.5).
O benzeno também tem demostrado ser carcinogênico após exposições via oral.
Os experimentos sumarizados no Quadros VII.6 e VII.7, que demonstram tanto os
desenhos experimentais em animais como os principais efeitos observados, permitem-nos
concluir que a administração do benzeno via oral ou via inalação provoca vários tipos de
neoplasias em ratos e/ou em camundongos. Entre os diversos tipos de neoplasias
epitelial, pôr exemplo, foram observados os da glândula Zimbal, fígado, tecido mamário e
cavidades nasais, além de alguns linfomas e leucemias.
Estudos com Humanos
Os efeitos em seres humanos após a exposição ao benzeno são qualitativamente
os mesmos para a população em geral e os trabalhadores expostos nos locais de
trabalho. No que se refere especificamente ao câncer, o fato do benzeno ser um
leucemiógeno tem sido bem estabelecido pôr estudos de caso e estudos epidemiológicos,
referindo-se na maioria das vezes, aos trabalhadores expostos no processo industrial.
Alguns estudos de casos são apresentados no Quadro VII.8. e estudos epidemiológicos
que possuem dados quantitativossuficientes sobre exposições e efeitos para permitir
 
3 Time-Weighted Average - constitui uma abordagem para calcular a média de exposição em um determinado
período de tempo.
referências para o estabelecimento da relação dose-resposta são apresentados no
Quadro VII.9.
Aksoy et al. (1974) relatou os efeitos da exposição ao benzeno em trabalhadores
turcos de uma indústria de sapato. A duração média do período empregatício foi de 9,7
anos (faixa de variação 1-15 anos) e a idade média de 34,2 anos. Os níveis máximos de
benzeno durante o período de exposição foram de 210-650 ppm. Foram observados 34
casos de leucemias ou pré-leucemias, correspondendo a uma incidência de 13/100.000
(em comparação com a incidência de 6/100.000 na população em geral). Através do
acompanhamento deste grupo, relatou-se posteriormente 8 casos adicionais de leucemia,
bem como, evidências que sugerem o aumento de outras malignidades (Aksoy, 1980).
Em um estudo de mortalidade do tipo coorte retrospectivo (Infante et al., 1977 a,b)
foram examinados os efeitos leucemiogênicos da exposição ao benzeno em 748 homens
brancos expostos durante o período que foram empregados de uma fábrica de produtos
de borracha. A exposição ocorreu de 1940-1949, sendo o estudo realizado em 1975. Um
aumento estatisticamente significativo (p ≤ 0,002) de leucemias foi observado quando
comparado com a população em geral dos EUA. Não existiu evidência de exposição a
outro solvente. As concentrações do benzeno observadas no ar, geralmente estavam
abaixo do limite recomendado na época do estudo (1940-49).
Em outro estudo de mortalidade do tipo coorte retrospectivo (Rinsky et al., 1981)
foram observadas 7 mortes pôr leucemia entre os 748 trabalhadores expostos ao
benzeno e acompanhados pôr pelo menos 24 anos (17.020 pessoas-ano). Este aumento
na incidência foi estatisticamente significativo; a taxa de mortalidade padrão (SMR) foi de
560. Para as 5 mortes pôr leucemia que ocorreram entre os trabalhadores com mais de 5
anos de exposição, a SMR foi de 2.100. As exposições, as quais variaram de 10 a 100
ppm, considerando um TWA de 8 horas, foram descritas como menores que os padrões
recomendados para o período de tempo de 1941-1969. Na seqüência deste estudo, os
autores acompanharam o mesmo coorte até 31/12/81 (Rinsky et al., 1987). No estudo
anterior, a exposição cumulativa foi derivada dos dados históricos de amostragem de ar
ou baseados em estimativas de interpolação dos dados existentes. As taxas padronizadas
de mortalidade foram de 109 nas exposições cumulativas ao benzeno abaixo de 40
ppm/ano e aumentaram monotonicamente para 6.637 (6 casos) acima de 400 ppm/ano.
Os autores encontraram um risco significativamente elevado para leucemia nos casos de
exposições cumulativas menores que o padrão corrente para exposição ocupacional igual
a 10 ppm pôr um período de 40 anos de trabalho.
Otto et al. (1978) observaram 3 mortes pôr leucemia entre 594 trabalhadores
acompanhados pôr pelo menos 23 anos em um estudo de mortalidade do tipo coorte
retrospectivo, mas o aumento não foi estatisticamente significativo. As exposições
variaram de < 2 a > 25 ppm considerando TWA de 8 horas.
Wong et al. (1983) relataram a mortalidade de homens empregados em uma
indústria química, que haviam sido expostos ao benzeno pôr pelo menos 6 meses durante
os anos de 1946-1975. A população de estudo (4062 pessoas) foi retirada de sete
indústrias químicas sendo os trabalhadores categorizados em relação à exposição
máxima. Aqueles com pelo menos 3 dias pôr semana de exposição (3036 indivíduos)
foram posteriormente categorizados com base na TWA de 8 horas. Os indivíduos do
grupo controle desenvolviam o trabalho nas mesmas indústrias, pôr pelo menos 6 meses,
porém nunca estiveram expostos ao benzeno. Foi observado um aumento, dose-
dependente, no número de leucemias, câncer linfático e câncer hematopoiético. A
incidência de leucemia foi a maior responsável pôr este aumento. Observou-se que a
significância deste aumento se deveu ao fato da incidência de neoplasias nos indivíduos
não expostos ser menor do que a esperada.
Os resultados das evidências em seres humanos indicam ser o benzeno
reconhecidamente causador de vários efeitos prejudiciais a saúde. Entre os quais se
destacam, pela sua freqüência, a depressão da medula óssea, o que leva a anemia
aplástica. Na exposição a altas concentrações é provável uma alta incidência destas
doenças.
Está demostrado que o benzeno tem um efeito carcinogênico nos seres humanos.
Os estudos epidemiológicos realizados sobre os trabalhadores expostos ao benzeno têm
demostrado a existência de uma relação causal entre a exposição ao benzeno e a
incidência de leucemia mieleogênica. A relação entre a exposição ao benzeno e a
produção de linfoma e múltiplo mieloma ainda precisa ser esclarecido (IARC, 1982).
VII.2.2.5 - Avaliação dos Dados Experimentais
Vários investigadores têm observado significativos aumentos de aberrações
cromossômicas em células da medula óssea e em linfócitos periféricos de trabalhadores
expostos ao benzeno (IARC, 1982). O benzeno também foi capaz de induzir aberrações
cromossômicas em células de medula óssea de coelhos, camundongos e ratos. Alguns
pesquisadores têm relatado resultados positivos para ensaios com micronúcleos de
camundongo e benzeno. O benzeno não foi mutagênico em alguns sistemas bacterianos
ou de leveduras e no ensaio relacionado ao sexo de mutação letal recessiva com
Drosophila melanogaster (IRIS, 1993).
VII.2.2.6 - Considerações sobre as Evidências dos Efeitos Carcinogênicos do
Benzeno em Animais e no Homem
Evidências em Animais
1) As informações a partir de estudos experimentais em animais estão de acordo
com os princípios do item VII.2.1 (Alguns Princípios da Avaliação do Perigo),
particularmente com o princípio nº 9?
2) Considerando os princípios do item VII.2.1, existem razões para concluir que o
benzeno não é carcinogênico em animais experimentais?
3) Deve-se considerar que os tumores causados em animais submetidos a
exposição ao benzeno possuem alguma relação com risco de tumores
causados em seres humanos submetidos à baixas exposições?
4) As informações obtidas pela exposição de animais pôr via oral devem ser
consideradas pertinentes do que diz respeito à exposição de seres humanos
pôr via inalatória?
5) Existem razões para considerar que a exposição de seres humanos ao
benzeno representam riscos de se desenvolverem diversos tumores?
6) Diante das informações disponíveis existe algum modo de determinar se as
respostas em seres humanos seriam similares às obtidas em ratos e
camundongos?
7) As informações obtidas em experimentos animais fornecem evidências
suficientes para demonstrar que o benzeno é carcinogênico em animais? Esta
informação é limitada ou inadequada?
Evidências em Humanos
1) As informações obtidas a partir de estudos de casos e estudos epidemiológicos
alteram as conclusões obtidas a partir das informações provenientes de
estudos experimentais em animais? Se sim, como? Se não, porque?
2) As informações obtidas a partir de estudos de casos e estudos epidemiológicos
fornecem evidencias suficientes para provar que o benzeno é realmente
causador de câncer em seres humanos? As informações disponíveis são
limitadas ou inadequadas?
VII.2.2.7 - Considerações sobre os Riscos de Câncer pôr Substâncias
Tóxicas
Relembrando o item II.4.7 do capítulo II, de um modo geral, para ações
regulamentadoras, categorizaram-se diferentes classes de substâncias de acordo com a
força das evidências a partir de estudos em animais e em seres humanos encontradas em
relação as mesmas. Conforme pode se observar a seguir a categorização é a seguinte
(Quadro II.16) (EPA, 1996):
⇒ A - Carcinogênico humano comprovado: evidências suficientes em seres
humanos.
⇒ B1 - Provável carcinogênico humano: dados em seres humanos limitados e
dados suficientes em animais.⇒ B2 - Provável carcinogênico humano: dados de seres humanos inadequados e
dados em suficientes em animais.
⇒ C - Possível carcinogênico humano: dados em seres humanos inadequados e
dados limitados em animais.
⇒ D - Não classificado como carcinogênico em humanos: dados inadequados
tanto em seres humanos quanto em experimentos com animais.
⇒ E - Evidências positivas de que não é carcinogênico para humanos: evidências
negativas em animais e sem informação em seres humanos
Deve-se observar no Quadro II.16, que a categoria “sem informação” significa
apenas que não existe informação disponível que indique que a substância seja
carcinogênica. A categoria “negativa” significa, para seres humanos, que não se
encontrou nenhuma associação entre a exposição e um aumento do risco de canceres
em estudos epidemiológicos analíticos bem feitos e desenhados. Quando se revisa as
informações obtidas a partir de estudos em animais, “negativa” significa que não se
encontrou um aumento na incidência de neoplasias em pelo menos dois estudos em
animais (com potências e doses adequadas e em diferentes espécies) bem desenhados e
bem feitos.
VII.2.2.8. Algumas Conclusões Possíveis Sobre a Carcinogenicidade do
Benzeno
1) O benzeno é um carcinogêno humano (Grupo A), pois existem evidências
epidemiológicas suficientes para dar suporte a associação causal entre a
exposição ao benzeno e o câncer.
2) O benzeno é um provável carcinógeno humano (Grupo B2), pois existem
evidências de carcinogenicidade em animais, demonstrada pelo aumento da
incidência de tumores em vários órgãos em múltiplas espécies (ratos e
camundongos), em experimentos múltiplos que incluem diferentes vias de
administração (inalação e oral), e em níveis de doses diferentes. As evidências
sobre carcinogenicidade em estudos epidemiológicos são inadequadas.
3) O benzeno é um possível carcinogêno humano (Grupo C), pois as evidências
existentes acerca de carcinogenicidade em animais são limitadas.
4) O benzeno não pode ser classificado quanto a carcinogenicidade humana
(Grupo D), pois consideradas as condições extremas sobre as quais se
produziram tumores nos experimentos animais, não há razão para crer que o
benzeno seja um possível carcinógeno humano. As evidências sobre
carcinogenicidade são inadequadas em estudos epidemiológicos.
5) Outra alternativa (formule sua própria conclusão).
VII.3 - AVALIAÇÃO DA RELAÇÃO DOSE-RESPOSTA PARA O BENZENO
VII.3.1. Considerações Iniciais
Normalmente esta informação não seria revisada pôr aquele que está realizando a
avaliação de risco, uma vez que, geralmente, está disponível através de bases de dados
já revisadas. Entretanto, como discutido anteriormente, deve-se ter juízo crítico quanto a
qualidade das informações disponíveis. Concentrando-se em pontos chave que serão
apresentados a seguir, pode-se usar melhor as informações sobre a relação dose-
resposta.
Inicialmente será descrito o método que a EPA utiliza para avaliar as relações
dose-resposta. Em seguida serão apresentados os métodos alternativos para que se
conheça como outros grupos científicos tratam este assunto.
• O que se pode dizer sobre os riscos para as margens de exposição humana? Ao
menos três propostas gerais para abordar esta pergunta tem sido feitas pôr
especialistas.
Proposta 1: Baseando-se nas teorias gerais de como os carcinogênicos atuam para
produzir câncer (derivadas principalmente de estudos experimentais e dados
epidemiológicos), qualquer nível finito de exposição produzirá um risco finito.
A magnitude do risco diminuirá ao diminuir a magnitude da exposição
(incluindo os dados sobre animais).4
Se a relação quantitativa entre exposição e risco é conhecida para todas as
exposições, os riscos para roedores expostos à níveis muito baixos poderiam
ser previstos a partir dos dados resultantes das medições de exposição-risco
medidos. Os riscos para seres humanos poderiam ser previstos a estes níveis
muito baixos, se fosse conhecida a relação entre a susceptibilidade humana e
a susceptibilidade dos roedores. Mesmo que não se possa conhecer estas
relações com exatidão, pode ser previsto um limite superior de risco para
seres humanos com exatidão suficiente para usá-lo como guia para tomar
decisões sobre risco. O risco humano real, provavelmente, não excederá o
limite superior, podendo ser menor. Este é o método geralmente adotado pela
 
4Estas duas frases são expressões apropriadas ao conceito de “sem limiar”. Não significa que todas as
exposições finitas causarão câncer, mas significa que todas as exposições finitas aumentarão a probabilidade
(risco) de que o câncer ocorra.
EPA para avaliar o risco associado com a exposição a baixos níveis de
carcinogênicos.
Proposta 2: As relações quantitativas entre os riscos pôr alta e pôr baixa exposição em
roedores e as relações quantitativas entre riscos em roedores e em seres
humanos, não são suficientemente conhecidas para que possam ser utilizadas
na avaliação do risco. Além do que, não existe uma teoria confiável a partir da
qual se pode concluir, com segurança, que a exposição humana a baixo nível
(pôr exemplo, abaixo da margem que produz riscos detectáveis) não
representa risco. Como no caso de outros efeitos tóxicos, a carcinogenicidade
se iniciará em um indivíduo quando um nível crítico de exposição (limiar) for
ultrapassado. Em tais circunstâncias, o único caminho razoável é informar a
magnitude da margem de exposição (MdE) na qual os seres humanos estão
protegidos. A MdE é a quantidade máxima de exposição que não produz uma
resposta de tumor mensurável em animais (NOAEL), dividida pela quantidade
de exposição humana real. A MdE dá informação adequada ao gerenciador de
risco para decidir se as exposições devem ser reduzidas ou eliminadas para
proteger o ser humano. Uma MdE relativamente grande é desejável, porque é
provável que o limiar de toda a população seja mais baixo do que o observado
nos pequenos grupos de animais usados em experimentação. Este enfoque
geralmente se aplica quando se avalia o risco da maioria dos efeitos que não
são carcinogênicos
Proposta 3: Mesmo que exista uma teoria adequada e alguma evidência para concluir
que os seres humanos estão sob risco finito em todos os níveis de exposição
finitos, o conhecimento é insuficiente para permitir a estimativa de risco em
termos quantitativos. O avaliador deve simplesmente procurar fazer a
descrição qualitativa do risco, talvez ligando esta descrição com alguma
informação sobre a potência do composto e sobre a magnitude da exposição
humana. Este tipo de apresentação é adequada para o gerenciador de risco,
que não deve preocupar-se unicamente com a magnitude quantitativa do
risco.
Cada uma destas perspectivas, bem como outras, possuem seus méritos. A
primeira proposta é usada pela maioria das agências federais de saúde pública e
agências federais normativas americanas, incluindo a EPA. Estas agências acentuam o
fato de que os riscos numéricos estimados não são conhecidos com precisão, mas pela
natureza dos modelos que são utilizados para calcula-los, constituem-se provavelmente
nos limites superiores de risco humano. Um limite superior é aquele que provavelmente
apresenta um risco inferior ao risco verdadeiro, possivelmente excedendo o mesmo (o
qual pode ser zero).
Para este exercício, serão calculados os riscos em baixa exposição utilizando-se o
modelo que a EPA emprega atualmente. Um modelo é uma fórmula matemática que
descreve as relações entre várias medidas e uma variável que se deseja estimar. São
necessários dois modelos para predizer os riscos sob baixa exposição.
• Modelo de extrapolação de alta para baixa exposição: é utilizado para estimar os
riscos em baixos níveis de exposição em roedores a partir dos dados resultantes de
medições em exposições à doses altas. Atualmente, a EPA usa um “modelo linear de
etapas múltiplas” para este propósito. Este modelo se baseiaem teorias gerais (que não
são específicas para cada substância) sobre os processos biológicos fundamentais da
carcinogênese de ampla aceitação. Ao aplicar o modelo nos dados de exposição de
roedores, este produz um cálculo de risco para toda a vida, para cada unidade de
exposição, na região de baixa exposição. Esta é a unidade de risco de câncer ou o risco
unitário de câncer. O modelo linear de etapas múltiplas é utilizado para assegurar que o
risco unitário de câncer seja um cálculo do limite superior do risco.
• Modelo de extrapolação entre espécies: que é utilizado para extrapolar os riscos
unitários de roedores para os riscos unitários dos seres humanos. A EPA supõe que
roedores e seres humanos possuem o mesmo perigo a partir de uma mesma exposição,
medida em miligramas do carcinógeno pôr metro quadrado da superfície corporal pôr dia.
Os modelos de extrapolação entre espécies são freqüentemente chamados de “fatores de
escala”, porque permitem o ajuste de doses entre diferentes espécies. A seleção destes
modelos pela EPA, se baseia no entendimento que estes são os melhores para se
calcular o limite superior de risco. Existem modelos alternativos para ambas as formas de
extrapolação, sendo igualmente aceitáveis. Na maioria dos casos, o uso de modelos
alternativos plausíveis produzirá cálculos de risco mais baixos que aqueles estimados
pelos modelos mencionados. Em geral, estas diferenças são relativamente pequenas,
quando considera-se que a baixas exposições as relações são lineares. Quando usamos
relações do tipo não linear as diferenças entre os resultados dos diferentes modelos
podem ser elevadas.
VII.3.2. Estimativas Quantitativas de Risco a partir da Exposição Via Oral ou Via
Inalação
O risco quantitativo estimado do benzeno é apresentado de três formas: primeiro,
o coeficiente de inclinação da reta, que exprime a relação entre dose-resposta, usando-se
um modelo de extrapolação de altas para baixas doses; o coeficiente de inclinação é
apresentado como o risco pôr mg/kg/dia; a segunda forma é a unidade de risco que é
uma estimativa quantitativa em termos, tanto de risco pôr µg/L de água bebida quanto de
risco pôr µg/m3 de ar respirado; a terceira forma na qual o risco é apresentado, são as
concentrações no ar ou água que apresenta riscos de câncer na proporção 1 : 10.000; 1 :
100.000 e 1:1.000.000.
VII.3.2.1. Coeficiente de Inclinação, a partir de Modelos de Extrapolação de
Altas para Baixas Doses
O coeficiente de inclinação foi derivado de dados provenientes de estudos em
seres humanos para exposições ao benzeno via inalação. Foi considerada uma taxa
respiratória humana igual a 20 m3/dia e o consumo de água como igual a 2 L/dia. As
frações absorvidas das doses administradas via inalação e através da água de beber
foram consideradas como sendo iguais (IRIS, 1994).
• Coeficiente de Inclinação: 2,9 x 10-2 pôr (mg/kg/dia)
obs1: isto significa, pôr exemplo, que uma população exposta pôr via inalatória a
uma dose de 1 mg de benzeno/kg de peso corpóreo/dia, durante toda a vida, apresenta
uma probabilidade de ocorrência de câncer de 3 em 100.
VII.3.2.2. Unidade de Risco do Benzeno, a partir de Modelos de Extrapolação
de Altas para Baixas Doses
A unidade de risco estimada é a média geométrica de quatro pontos de
concentração média (CM), estimados usando os dados agrupados dos estudos de Rinsky
et al. (1981) e Ott et al. (1978), sendo posteriormente ajustada para os resultados do
estudo de Wong at al. (1983).
A unidade de risco não deve ser utilizada se a concentração de benzeno na água
exceder 1 x 104 µg/L ou 100 µg/m3 no ar, uma vez que as extrapolações utilizadas para o
cálculo da unidade de risco podem não ser apropriadas para concentrações maiores que
estas.
• Unidade de risco: 8,3 x 10-6 pôr (µg/m3)
obs2: assim estima-se que, se um indivíduo respira ar contendo benzeno a 0,1
µg/m3 pôr todo o seu período de vida, esta pessoa não deveria ter, em teoria, uma chance
maior que um em um milhão de desenvolver câncer como resultado desta exposição. De
forma similar, estima-se que respirar ar contendo 1,0 µg/m3 pode resultar no aumento da
chance de desenvolver câncer menor do que um em cem mil, e ar contendo 10,0 µg/m3,
não deve resultar em um aumento na chance de desenvolver câncer maior que 1 em
10.000 pessoas.
VII.3.2.3. Concentrações de Benzeno na Água e no Ar, que Causam Riscos de
Câncer nas Proporções - 1 : 10.000, 1 : 100.000 e 1:1.000.000
Uma outra forma de expressar a unidade de risco, talvez até mais clara, é através
das concentrações de benzeno no ar e na água capazes de induzir determinados níveis
de risco específicos (vide obs3).
Nível de Risco benzeno no ar (µg/m3) benzeno na água (µg/L)
1 : 10.000 10 100
1 : 100.000 1 10
1 : 1.000.000 0,1 1
obs3: deve-se notar que a unidade de risco está relacionada à concentrações
ambientais do poluente, enquanto o coeficiente de inclinação está relacionado a dose que
um indivíduo está exposto. Entretanto ambos os parâmetros consideram a exposição ao
longo de toda a vida, quando utilizados para avaliar riscos de câncer.
obs4: pôr fim cabe ressaltar que este risco calculado, refere-se ao risco adicional
(expresso em termos de probabilidade), que um determinado indivíduo ou população
adquire, devido a exposição a um poluente específico, não sendo considerado o risco que
o indivíduo ou a população em geral já possui, devido a outros fatores aos quais também
está exposta.
VII.3.2.4. Discussão da Confiança
Os estudos de coorte agrupados foram suficientemente grandes e seguidos pôr
um período de tempo adequado. O aumento na incidência de leucemias foi
estatisticamente significativo e dose-relacionado em um dos estudos. Wong et al. (1983)
discordam que as exposições relatadas pôr Rinsky et al. (1981) estejam de acordo com
os padrões recomendados. Considerando as cinco mortes pôr leucemia em pessoas
expostas a cinco ou mais anos, o autor notou que os níveis médios de exposição (15-70
ppm) excediam o padrão recomendado de 25 ppm em 75 % dos locais de trabalho
amostrados. Um total de 21 estimativas de unidades de risco foram calculadas usando 6
modelos e várias combinações de dados epidemiológicos. A faixa de variação foi de um
pouco mais de uma ordem de magnitude. A média geométrica destas estimativas é 2,7 x
10-2. Modelos de regressão geraram estimativas similares a média geométrica.
O coeficiente de inclinação estimado acima, baseado na reconsideração dos
dados de Rinsky et al. (1981) e Ott et al. (1978), é muito próximo do citado pela EPA
(1980) de 2,4 x 10-2, baseado nos dados de Infante et al. (1977 a e b), Ott et al. (1978) e
Aksoy et al. (1974). Na opinião dos autores de EPA (1985) a avaliação da exposição
realizada pôr Aksoy et al. (1974) foi muito imprecisa para sua utilização na avaliação de
dose-resposta.
Estimativas de risco utilizando os dados baseados nos estudos com animais
expostos pôr entubação gástrica, geram riscos 5 vezes maiores que os obtidos através
dos dados provenientes de estudos com seres humanos. Dados farmacocinéticos que
podem contribuir para elucidar esta questão, estão sendo avaliados, podendo resultar na
alteração da avaliação de risco do benzeno.
VII.3.2.5. Avaliação da Relação Dose-Resposta para Substâncias
Carcinogênicas sem Extrapolação Formal
Outra abordagem já referida, baseia-se na premissa que os estudos de dose-
resposta possuem uma imprecisão que não permite uma extrapolação formal de seus
resultados para o cálculo do risco. Assim uma alternativa é relatar, a partir dos estudos
existentes na literatura, as doses nas quais não se observou o surgimento de câncer ou
não se observou o surgimento de câncer significativamente diferente do controle (o nível
de dose que poderia ser o NOAEL, caso este exista). Esta não é a abordagem que é
utilizada pela EPA para substâncias carcinogênicas. A EPA considera que para
substâncias carcinogênicas não existe um nível seguro de exposição e portanto o risco
zerosomente ocorre quando da exposição zero, não havendo NOAEL (sem limiar).
VII.3.2.6. Considerações sobre a Avaliação de Dose-Resposta da
Carcinogenicidade do Benzeno
1) Ao fazer os cálculos do coeficiente de inclinação: deveriam se usados somente
os modelos atualmente preferidos pela EPA ou deveriam se apresentar também
os resultados de outros modelos?
2) Que informação da literatura deve ser usada para calcular o coeficiente de
inclinação?
3) Como pode-se descrever as incertezas associadas ao uso dos modelos?
4) São os NOAELs apresentados no Quadro VII.10 níveis reais de nenhum efeito
ou estes NOAELs podem ser resultados de imperfeições dos desenhos
experimentais utilizados? Como pode se descrever esta incerteza?
5) A EPA tem adotado a proposta 1, usando coeficiente de inclinação, para
extrapolar os efeitos em doses baixas a partir de doses altas de exposição e/ou
extrapolando resultados em animais para seres humanos. Como você poderia
argumentar em favor desta abordagem em detrimento das outras (proposta 2 e
VII.3.2.7. Algumas Conclusões Possíveis sobre a Avaliação de Dose-
Resposta da Carcinogenicidade do Benzeno
Qual das seguintes conclusões melhor caracteriza a informação que foi vista?
1) Os coeficientes de inclinação obtidos com os modelos alternativos são 10 a 100
vezes mais baixos que aqueles obtidos com o modelo atualmente utilizado pela
EPA.
2) Deve-se oferecer informações sobre todos os coeficientes de inclinação para
todos os modelos possíveis e todos os cálculos devem ser apresentados sem
distorções.
3) Não é necessário calcular nem dar informações sobre o coeficiente de
inclinação. A margem de exposição (MdE) é a informação crítica utilizada para
entender a importância que a exposição a baixos níveis tem para a saúde
pública. O cálculo da MdE é feito com base nos valores de NOAEL para efeitos
carcinogênicos.
4) Nem o coeficiente de inclinação nem o NOAEL são indicadores confiáveis do
risco humano; nenhum dos dois devem ser considerados para o cálculo de
risco. As relações de dose-resposta para o benzeno não são conhecidas em
uma população humana e, desta forma; o risco deve ser descrito somente em
termos qualitativos.
5) Outra (formule sua própria conclusão).
VII.4 - AVALIAÇÃO DA EXPOSIÇÃO HUMANA AO BENZENO
VII.4.1. Alguns Princípios Utilizados para Avaliação da Exposição
1. O objetivo de avaliar a exposição dos trabalhadores ao benzeno é identificar a
magnitude, a freqüência e a duração da mesma, bem como as vias pelas quais se
encontram expostos. Outras informações úteis definidas nesta etapa dizem respeito ao
número de pessoas expostas bem como suas características (exemplos: sexo, idade,
peso, etc.).
2. O cálculo da exposição é feito através da determinação da quantidade do
benzeno nos meios ambientais adequados (no caso em questão, se considera
prioritariamente o benzeno ar) e conhecendo-se a taxa de consumo pelo homem pôr
unidade de tempo (m3 ou l/dia), sob diferentes condições de atividade.
3. Alguns indivíduos podem estar expostos através de diferentes meios
contaminados, neste caso deve-se considerar o consumo de todos os meios.
4. Considerando-se que a determinação dos níveis do contaminante no ambiente
é feita a partir de um número limitado de amostras do mesmo, temos sempre uma
incerteza associada à esta amostragem. Assim deve-se planejá-la cuidadosamente de
modo a obter amostras representativas do meio estudado.
5. As vezes as concentrações dos contaminantes no ar e na água são estimadas
utilizando modelos matemáticos. Mesmo quando estes modelos fornecem valores
prognósticos, nem sempre são considerados confiáveis.
6. Geralmente se utilizam valores médios padrões ou faixas de variadas
substâncias encontradas nos diferentes ambientes pelo homem. Entretanto, caso haja
informações mais adequadas e precisas sobre estes valores, estas devem ser
preferencialmente usadas.
 
 Neste exercício de avaliação do risco de trabalhadores expostos ao benzeno,
utilizou-se os dados do estudo de Barbosa (1997) sobre os trabalhadores expostos ao
benzeno no seu processo de trabalho. Em seu estudo, Barbosa (1997) realizou, entre
outras coisas, o monitoramento ambiental de uma refinaria de petróleo situada no Estado
do Rio de Janeiro, no período de outubro de 1996 a janeiro de 1997.
 O monitoramento ambiental da exposição ocupacional ao benzeno foi realizado
através da utilização de monitores passivos individuais para compostos orgânicos
voláteis, dispostos ao nível da zona respiratória dos trabalhadores amostrados, isto é,
empregados como dosímetros de lapela. Além desta amostragem individual dos
trabalhadores, foi realizada uma amostragem ambiental, nos prováveis pontos ou
atividades específicas responsáveis pôr emissões de benzeno (Barbosa, 1997).
 Os monitores passivos para vapores orgânicos de todos os trabalhadores
monitorados, de todos os grupos, foram recolhidos ao final de cada turno de trabalho dos
trabalhadores amostrados e lacrados com uma tampa plástica de vedação e mantidos
imediatamente sob refrigeração (-4oC) até o momento da análise laboratorial. O período
de armazenamento dos monitores sob refrigeração variou de uma a nove semanas
(Barbosa, 1997).
VII.4.2. Descrição da Área de Estudo e do Processo de Trabalho
 A etapa de reconhecimento do processo de trabalho baseou-se na coleta de
informações através de visitas aos setores e entrevistas com os próprios trabalhadores. A
partir de “layouts” dos locais de trabalho, buscou-se uma descrição dos fluxos dos
processos produtivos, procedimentos operacionais, e equipamentos considerados como
prováveis fontes de emissão de benzeno (Barbosa, 1997).
 Foram também consideradas as informações sobre ventilação, temperatura e
umidade relativa do ar, nos diferentes postos e ambientes de trabalho, caracterizando-se
aqueles abastecidos pôr sistemas de ar condicionado, como ambientes fechados, e
aqueles sob ventilação natural, como abertos (Barbosa, 1997).
 Com base nestas informações, selecionou-se para o monitoramento trabalhadores
da Unidade de Reforma Catalítica (URC) e do Setor de Qualidade (QLD), devido a sua
provável exposição ao benzeno, durante a execução de determinadas atividades
operacionais nos seus respectivos postos de trabalho (Barbosa, 1997).
 VII.4.2.1. Unidade de Reforma Catalítica
 A Unidade de Reforma Catalítica tem como objetivo a produção de gasolina de
alta octanagem através da reforma da nafta pesada com a conversão dos
hidrocarbonetos parafínicos e naftênicos em aromáticos. Esta Unidade recebe como
carga diária cerca de 1.900 m3 de nafta pesada, proveniente do processo de destilação
atmosférica, para a produção final do chamado “reformado aromático”, que chega a
apresentar em sua composição final, em termos proporcionais, cerca de 4% de benzeno
(Barbosa, 1997)..
 Os procedimentos operacionais desta Unidade são executados e desenvolvidos,
pôr seus trabalhadores, basicamente em dois principais ambientes de trabalho: Sala de
Controle e Planta de Processo. A Sala de Controle está localizada praticamente ao lado
da Planta de Processo, em uma construção de um pavimento de aproximadamente 150
m2, abastecida pôr um sistema próprio de ar condicionado, onde estão localizados
também o vestiário, o banheiro e uma copa-cozinha para uso exclusivo dos seus
operadores. Todo o processo operacional automatizado da Unidade é acompanhado e
controlado pelos operadores, através de leituras periódicas dos painéis de controle
localizados no interior desta sala (Barbosa, 1997)..
 A Planta de Processo da Unidade é dividida em três seções:
⇒ Tratamento;
⇒ Reformação Catalítica;
⇒ Estabilização.
• Tratamento: Consiste no hidroacabamento da nafta pesada (carga) com
hidrogênio a fim de remover os compostos nitrogenados, oxigenados,
sulfurados, halogenados e os metais, que são prejudiciais ao catalisador da
seção de Reforma. Esta remoção é realizada em leito catalítico, envolvendo o
cobalto e o molibidênio, como catalizadores,a uma temperatura de 320oC e
atmosfera rica em hidrogênio (25 Kgf/cm2). Os compostos são transformados,
através de hidrogenação, em H2S, NH3 , H2O, e as olefinas são saturadas e os
metais são adsorvidos no leito catalítico (Barbosa, 1997).
• Reformação Catalítica: Consiste na transformação de hidrocarbonetos
parafínicos e naftênicos em aromáticos, através de leitos catalíticos a uma
temperatura de 515oC e atmosfera rica em hidrogênio (35 Kgf/cm2). Estas
reações produzem Gases Liquefeitos do Petróleo (GLP) e Hidrogênio como
sub-produtos desta unidade (Barbosa, 1997).
• Estabilização: Consiste na remoção do GLP e do Gás Combustível,
responsáveis pôr aproximadamente 30% da carga, agregados ao reformado
aromático como resultado das reações catalíticas (Barbosa, 1997).
VII.4.2.2. Setor de Qualidade
 O Setor de Qualidade da Refinaria é responsável pelo Controle de Qualidade de
todos os seus produtos, através do gerenciamento e execução de serviços técnicos de
laboratório em petróleo, derivados de petróleo, produtos intermediários de processo,
produtos residuais, água, catalisadores, produtos químicos e despejos industriais,
voltados ao controle da qualidade da produção, otimização dos processos e preservação
do meio-ambiente. É responsável, também, pela emissão e fornecimento de certificados
de ensaios dos produtos destinados à comercialização (Barbosa, 1997).
 Dentre os produtos intermediários de processo, podemos destacar aqueles
provenientes da Unidade de Reforma Catalítica, como possíveis fontes de benzeno
(Barbosa, 1997).
 De acordo com o regime de trabalho e as características das operações e
atividades desenvolvidas pôr seus trabalhadores, este setor também pode ser dividido em
dois ambientes de trabalho: um de atividades de rotina e outro de atividades de turno.
Considerou-se, para fins do estudo, como atividades de rotina aquelas executadas pelos
trabalhadores de regime de trabalho em horário administrativo e como de turno, as
desenvolvidas pelos trabalhadores de turno propriamente ditos (Barbosa, 1997).
 As atividades consideradas de Rotina são aquelas desenvolvidas na sala de
controle de qualidade laboratorial e nas três salas da área de química analítica: sala de
controle ambiental, sala de absorção atômica e potenciometria, e sala de cromatografia
(Barbosa, 1997).
 As atividades ou procedimentos operacionais desenvolvidos pelos trabalhadores
de turno são aqueles executados na área de controle de qualidade de produtos (CQP),
compreendida pelas demais salas do setor: sala de turno, sala do analista II, sala de
fulgor, sala de descarte de material do turno, sala de octanagem e salas de ensaios
físicos (Barbosa, 1997).
 As salas maiores e principais como as salas de turno, sala do analista II, sala de
química ambiental e cromatografia são abastecidas pôr sistemas de refrigeração a base
de aparelhos de ar condicionado próprios, com capacidade de renovação do ar
insuficiente para as dimensões destas salas. As dimensões destas salas variam de 60 a
180 m2 e apresentam um pé direito de aproximadamente cinco metros. Deve-se ressaltar
que a sala de turno é um dos principais ambientes de trabalho dos trabalhadores deste
setor, onde são realizados cerca de 80 % dos ensaios e testes dos produtos provenientes
das diversas unidades de processo da refinaria. Esta sala é a maior do setor, possuindo
um sistema de ventilação e refrigeração de ar, com troca restrita de ar com o meio
externo (Barbosa, 1997).
 
VII.4.3. Caracterização dos Grupos Expostos
 Foram monitorados 78 trabalhadores divididos em 4 grupos, considerados
homogêneos quanto as condições de exposição, de 2 setores da refinaria (Unidade de
Reforma Catalítica e Setor de Qualidade). De forma a caracterizar melhor o excesso de
risco resultante somente da exposição ao benzeno no processo de trabalho, considerou-
se também um outro grupo de 30 trabalhadores da mesma refinaria, não expostos
ocupacionalmente, durante o mesmo período (Administrativo) (Barbosa, 1997)..
 Considerou-se a possibilidade dos trabalhadores amostrados estarem expostos a
outras fontes não ocupacionais do benzeno, como o cigarro (Barbosa, 1997)..
 Os trabalhadores foram monitorados durante a execução de suas atividades e
procedimentos operacionais da rotina diária de trabalho, isto é, durante toda a jornada ou
turno de trabalho, que correspondeu a aproximadamente oito horas (Barbosa, 1997)..
 A caracterização dos grupos de trabalhadores, baseou-se no regime e na duração
da jornada de trabalho, nos postos específicos de trabalho, na descrição das funções e
atividades desenvolvidas, e na freqüência e tempo dispensado para cada uma das
atividades ou procedimentos de trabalho, levando-se também em consideração a relação
desses trabalhadores com as diferentes fontes de exposição identificadas (Barbosa,
1997).
 VII.4.3.1. Unidade de Reforma Catalítica
 As atividades de trabalho da Unidade de Reforma Catalítica são desenvolvidas pôr
cinco turnos de trabalhadores, em três períodos do dia: das 8 às 16 h, das 16 às 0 h e das
0 às 8 horas. As principais atribuições dos trabalhadores desta Unidade, durante o turno
de trabalho, são divididas em função do cargo de cada um destes (Barbosa, 1997)..
 No início de cada jornada, os trabalhadores deste setor dividem-se entre os dois
grupos homogêneos de exposição (sala de controle e planta de processo), de acordo com
os diferentes postos de trabalho, no dia da realização da amostragem (Barbosa, 1997).
 Nesta Unidade, somente três operadores foram identificados como fumantes
e constatou-se também, que a quantidade de cigarros fumados pôr cada
trabalhador não chegavam a 5 cigarros pôr turno. Foi verificada a existência, nesta
Unidade, de um local específico para o ato de fumar, conhecido como
“fumódromo”, localizado na área externa, isto é, fora da sala de controle, e não
muito próximo da planta de processo (Barbosa, 1997).
Foram avaliados 11 trabalhadores da planta de processo e 10 da sala de
controle, durante as 8 horas de trabalho. Foram considerados os tempos de
amostragem individualmente, para cada trabalhador, em minutos. Foram
monitorados 3 grupos de turnos no período das 8 às 16 horas e mais 2 grupos no
período das 16 às 24 horas (Barbosa, 1997).
Quanto ao monitoramento ambiental do ar da Unidade de Reforma Catalítica
foram monitoradas a sala de controle e os principais procedimentos e atividades
específicas da planta de processo, considerando-se os períodos de cada
amostragem e a temperatura e umidade do ar. Foram avaliados 6 pontos na planta
de processo, sendo 2 na seção de tratamento, 3 na seção de reforma e 1 na seção
de estabilização (Barbosa, 1997).
A escolha desses locais como pontos específicos para a avaliação de emissões do
benzeno, através do monitoramento ambiental, foi definida após a fase de
reconhecimento dos postos e processos de trabalho, a partir de dados obtidos dos
próprios operadores de processo desta Unidade, baseados no fluxograma de processo de
cada seção (Barbosa, 1997).
VII.4.3.2. Setor de Qualidade
 Os trabalhadores do setor de qualidade são divididos em um grupo de turno e
outro de rotina (horário administrativo). Em função da divisão pôr regime de trabalho, os
trabalhadores deste setor desenvolvem suas atividades nas três áreas distintas do setor:
química analítica, controle de qualidade de produtos e controle de qualidade laboratorial
(Barbosa, 1997).
 Os trabalhadores de turno executam suas atividades na área de controle de
qualidade de produtos, que corresponde ao principal ambiente de trabalho dos técnicos
do QLD. Os turnos também são realizados nos períodos de 8 às 16 h., de 16 às 0 h. e de
0 às 8 horas. Cada turno é composto pôr aproximadamente onze trabalhadores (Barbosa,
1997).
 Os trabalhadores de rotina, desenvolvem suas atividades nas áreas de química
analítica e controle de qualidade laboratorial, diariamente, no período das 8 às 16 horas
(Barbosa, 1997).
 Os trabalhadores do grupode turno almoçam no próprio setor, em uma pequena
copa, enquanto os do grupo de rotina almoçam no refeitório central, e, com isso,
ausentam-se pôr, aproximadamente, uma hora dos seus postos de trabalho. Em relação
ao fumo no ambiente de trabalho, constatou-se que os trabalhadores fumantes, apenas
dois do turno e um da rotina, não podem fumar dentro das salas de laboratório do setor, e,
para isso, eles se utilizam dos corredores ao lado destas salas (Barbosa, 1997).
 Foram monitorados 27 trabalhadores deste setor, 20 trabalhadores de turno,
correspondendo a dois turnos, e 7 trabalhadores do grupo de rotina (Barbosa, 1997).
Ainda no Setor de Qualidade, foram avaliados alguns postos de trabalho como a
sala de turno, a sala de fulgor, a sala de descarte de material do turno, a sala de
cromatografia e a sala de octanagem. Foram, também, monitorados alguns
procedimentos de análise das amostras provenientes da URC (Barbosa, 1997).
VII.4.3.3. Grupo não exposto ocupacionalmente
 Foi considerado como grupo de trabalhadores não ocupacionalmente expostos,
um grupo composto pôr 20 trabalhadores do setor administrativo (ADM) e 10
trabalhadores do setor de contabilidade (CONT), totalizando 30 trabalhadores (Barbosa,
1997).
 Para a avaliação dos trabalhadores deste grupo também foram considerados
alguns critérios utilizados para a identificação e reconhecimento dos postos de trabalho e
caracterização dos grupos homogêneos de exposição. As principais características
consideradas foram aquelas relacionadas ao posto de trabalho, como a distribuição dos
trabalhadores pelo espaço físico e a quantificação dos cigarros fumados em cada um
destes postos, para controle do provável confundimento gerado pelo hábito de fumar
(Barbosa, 1997).
 O grupo de trabalhadores desses dois setores trabalham em regime de horário
administrativo, perfazendo uma jornada diária de 8 horas de trabalho, em salas
abastecidas pôr um sistema de ar condicionado central. Deste grupo 6 são fumantes, com
diferentes níveis de consumo de cigarros, havendo ainda locais onde não há fumantes
(Barbosa, 1997).
 Aproximadamente 70% desses trabalhadores almoçam no refeitório central da
refinaria, e, para isso permanecem pôr cerca de uma hora ausentes dos seus postos de
trabalho (Barbosa, 1997).
 Os trabalhadores deste grupo também foram monitorados através da utilização
dos monitores passivos para vapores orgânicos, sendo que os 20 do setor administrativo
utilizaram monitores individuais de lapela, durante toda a jornada de trabalho; enquanto a
monitorização dos 10 trabalhadores do setor de contabilidade do setor foi realizada pôr
somente dois dos mesmos monitores passivos, dispostos em dois pontos fixos, no
principal posto de trabalho destes últimos trabalhadores (Barbosa, 1997).
 
VII.4.4. Dados Sobre os Níveis de Benzeno no Ambiente
 O monitoramento do ambiente e postos de trabalho consistiu na determinação das
concentrações médias do benzeno ponderadas pelo tempo, experimentadas pôr cada um
destes trabalhadores, durante todo o período de suas jornadas de trabalho. Utilizou-se
como método de agregação dos dados a média geométrica, que de acordo com a
literatura é o procedimento matemático mais adequado para exprimir concentrações de
poluentes atmosféricos dispersos em um dado ambiente. Nestes casos, os dados podem
variar bastante, possuindo até diferentes ordens de grandeza (Barbosa, 1997).
 No cálculo da unidade de exposição, além da média geométrica, se utilizou
também o limite superior de confiança dos dados. Isto porque na abordagem
metodológica utilizada pela EPA, a avaliação da exposição pode ser feita de duas
maneiras: primeira através da exposição média esperada na população estudada,
calculada a partir da média ou mediana dos dados, dita de tendência central; a segunda
através das exposições mais elevadas esperadas em certos indivíduos da população
estudada, calculada a partir do limite superior de confiança dos dados, dita de tendência
de extremo superior. Deve-se ressaltar que este último tipo de abordagem é bastante útil
quando temos uma grande variação no grau de exposição entre grupos de uma
população devido a variação das concentrações ambientais do poluente ou mesmo sub-
grupos em uma população que pôr algum motivo são mais susceptíveis a desenvolver um
determinado efeito. Esta abordagem não é, entretanto, a análise do pior caso possível,
que seria a avaliação através das concentrações máximas observadas num dado
ambiente (Barbosa, 1997).
 Através do monitoramento ambiental (Quadro VII.11), verificou-se que todos os
trabalhadores não expostos ocupacionalmente, da ADM e CONT, encontravam-se em
ambientes com concentrações de benzeno, inferiores a 0,01 ppm. Assim considerou-se,
conservadoramente, 0,01 ppm como a concentração ambiental do benzeno a qual este
grupo de trabalhadores está exposto. Já os 48 trabalhadores da URC e QLD, expostos
ocupacionalmente, estão submetidos a concentrações ambientais de benzeno em média
de 0,07 ppm; portanto sete vezes maior que a média do grupo de trabalhadores não
expostos ocupacionalmente (Barbosa, 1997).
 Considerando-se os valores obtidos, entre os trabalhadores dos dois setores onde
existe a exposição ocupacional ao benzeno - URC e QLD - observa-se uma significativa
diferença, em relação ao grau de exposição ao benzeno. Esta diferença significativa
(Kruskal-Wallis = 18,9 ; p < 0,0001) é evidente através da comparação das médias das
concentrações ambientais do benzeno neste dois setores (Quadro VII.12). Enquanto que
os trabalhadores do QLD estão expostos a concentrações em média de 0,15 ppm, os
trabalhadores da URC encontram-se expostos a concentrações em media de 0,02 ppm
(Quadro VII.11) (Barbosa, 1997)
 O Quadro VII.13 apresenta a distribuição dos resultados das concentrações do
benzeno, entre os trabalhadores desses dois Setores amostrados: URC e QLD. Cerca de
90% dos trabalhadores da URC estão expostos a concentrações ambientais do benzeno
inferiores a 0,1 ppm, contra aproximadamente 26% dos trabalhadores da QLD. Em
relação as concentrações ambientais de benzeno superiores a 0,5 ppm, nenhum dos
trabalhadores da URC estão sujeitos a tais níveis de exposição, enquanto 15% dos
trabalhadores da QLD encontram-se expostos a valores superiores a estes (Barbosa,
1997).
 Com base nestes resultados, conclui-se que os trabalhadores do Setor de
Qualidade estão expostos, durante as suas jornadas de trabalho, a concentrações
ambientais de benzeno superiores às observadas entre os trabalhadores da Unidade de
Reforma Catalítica (Barbosa, 1997).
 Considerou-se também as diferenças de exposição dentro de cada um dos setores
com exposição ocupacional ao benzeno (URC e QLD). Os resultados obtidos através do
monitoramento ambiental dos quatro grupos de trabalhadores, já descritos, quanto à
exposição ocupacional ao benzeno, são apresentados no Quadro VII.14 (Barbosa, 1997).
• Unidade de Reforma Catalítica
 A partir destes resultados do monitoramento ambiental do benzeno, pode-se
observar uma nítida diferença, em relação ao grau de exposição, dos trabalhadores da
Planta de Processo em relação aos trabalhadores de Sala de Controle, ambos os grupos
da Unidade de Reforma Catalítica (Barbosa, 1997).
 A média das concentrações do benzeno entre os operadores de Planta (0,04 ppm)
foi quatro vezes maior que a média de exposição de 0,01 ppm, observada nos operadores
de Sala de Controle (p < 0,001). As concentrações do benzeno entre os operadores de
Planta variaram de 0,01 a 0,15 ppm, enquanto a variação encontrada entre os operadores
de Sala de Controle foi de 0,01 a 0,06 ppm (Barbosa, 1997).
 Na Unidade de Reforma Catalítica, foram também avaliados alguns pontos do
fluxograma de processo, considerados como prováveis fontes de emissão e de exposição
ao benzeno, incluídos na rotina diária de trabalho dos operadores desta unidade. As
atividades operacionais, principalmente a de coleta de amostras de nafta, executadasnesses respectivos pontos, foram acompanhadas e monitoradas, separadamente, durante
a jornada de trabalho dos operadores (Barbosa, 1997).
 Os dois principais Postos de Trabalho desta unidade, Planta de Processo e Sala
de Controle, foram monitorados durante, aproximadamente, seis das oito horas de turno
de trabalho. Os resultados obtidos, através do monitoramento dessas atividades, são
apresentados no Quadro VII.15 (Barbosa, 1997).
 Durante a amostragem ambiental de 360 minutos, realizada próxima a coleta de
nafta reformada (Planta de Processo), a concentração média do benzeno foi de 0,11 ppm,
sendo dez vezes maior do que a concentração média obtida, para o mesmo período de
coleta (360 minutos), na Sala de Controle (0,01 ppm). Pode-se ainda notar que durante
algumas atividades do processo produtivo, realizadas na Planta de Processo, detectou-
se, em pequenos períodos de amostragem, altos níveis de benzeno no ar (0,89 - 1,36).
Portanto, nestas atividades os trabalhadores estão sujeitos a níveis de exposição mais
altos (Barbosa, 1997).
• Setor de Qualidade
 A partir dos dados do Quadro VII.14, pode-se observar que a média dos níveis de
benzeno aos quais os trabalhadores de turno do QLD estão expostos (0,24 ppm), é seis
vezes superior a média observada entre os técnicos da rotina (0,04 ppm). Assim pode-se
concluir que o nível de exposição ao benzeno é significativamente (p < 0,004) maior para
os trabalhadores de turno, que para os trabalhadores de rotina (Barbosa, 1997).
 A avaliação de algumas atividades e postos da rotina diária de trabalho, dos
trabalhadores do Setor de Qualidade, considerados como prováveis fontes de emissão e
de exposição em relação ao benzeno, é apresentada no Quadro VII.16. Os ensaios e
testes de laboratório, especialmente aqueles realizados nas naftas tratada e reformada
provenientes da URC, foram acompanhados e monitorados durante a jornada de trabalho
desses trabalhadores (Barbosa, 1997).
 Os resultados do monitoramento dessas atividades e postos de trabalho são
apresentados de acordo com as atividades específicas desenvolvidas nas principais salas
do setor: sala de turno, sala de octanagem e sala de fulgor, para as atividades do turno; e,
sala de cromatografia e sala de descarte para aquelas da rotina (Barbosa, 1997).
 Na amostragem ambiental, de aproximadamente seis horas, realizada durante as
atividades e postos do Turno, a concentração média do benzeno foi de 0,22 ppm. Esta
concentração foi vinte vezes maior que a concentração média obtida entre os postos de
trabalho da Rotina, de 0,01 ppm. As concentrações variaram de 0,03 ppm a 1,08 ppm
para o Turno e foram inferiores a 0,01 ppm para todos os postos amostrados dos
trabalhadores de Rotina (Barbosa, 1997).
 Para alguns testes e ensaios específicos desenvolvidos pelos técnicos de Turno,
como: destilação, pressão de vapor e dosagem de enxofre, de duração média aproximada
de sessenta minutos; a concentração média do benzeno foi de 0,40 ppm. Dentre eles, a
destilação da nafta reformada, proveniente da Unidade de Reforma Catalítica é a
atividade na qual ocorre maior emissão de vapores de benzeno. A concentração medida
de benzeno durante este teste foi de 1,24 ppm (Barbosa, 1997).
Pôr fim, os dados deste estudo (Barbosa, 1997), não são conclusivos sobre os
efeitos da exposição concomitante ao benzeno através de atividades laborais e do hábito
de fumar. Isto é devido principalmente a dois fatores: primeiro ao pequeno número de
fumantes nos grupos de trabalhadores estudados expostos ocupacionalmente ao
benzeno e segundo a dificuldade na quantificação precisa da influência do benzeno
proveniente apenas da fumaça do cigarro (Barbosa, 1997).
VII.4.5. Quantificação da Exposição
As concentrações ambientais, resumidas nos Quadro VII.14, VII.15 e VII.16 são o
ponto de partida para calcular a exposição dos trabalhadores ao benzeno.
O meio no qual o poluente está presente determinará a possível via de exposição.
No caso o meio contaminado é o ar e via de exposição a sua inalação no ambiente de
trabalho, fechado e aberto (indoor e outdoor).
Para calcular a exposição através da concentração do poluente no meio
contaminado, a qual uma dada população está exposta, são estabelecidas algumas
suposições e utilizam-se informações sobre a freqüência e duração do contato com o
meio contaminado e do grau de absorção do poluente para cada via de exposição, no
presente caso quando o benzeno inalado é efetivamente absorvido nos pulmões.
No método de cálculo da dose de exposição utilizam-se certos valores padrão de
contato com meio contaminado de acordo com a via de exposição, no caso a inalação do
ar contaminado (ex. 23 m3 dia-1).
A seguir, apresentamos as suposições utilizadas para o cálculo da exposição dos
4 grupos de trabalhadores expostos ocupacionalmente ao benzeno, na refinaria avaliada,
já definidos anteriormente.
⇒ Suposições:
 Peso médio dos trabalhadores: 70 kg
 Tempo de vida: 70 anos
 Período de exposição: 25 anos
 Freqüência da exposição: 201 eventos pôr ano
 Período de exposição em relação ao tempo de vida: 15 %
 Duração do evento: 8 horas pôr evento
 Cenários de exposição: inalação
 Taxa de inalação: 23 m3. dia-1
 Taxa de absorção pulmonar do poluente: 50 %
 
⇒ Cálculo
 Unidade de Exposição = concentração do benzeno no ambiente em mg/m3 (ex.
planta de processo, sala de controle, etc.) * taxa de inalação em m3/dia *
porcentagem do período de exposição em relação ao tempo de vida * taxa de
absorção do poluente / peso do trabalhador em kg.
 
VII.4.6. Considerações sobre os Dados da Avaliação da exposição Humana
1. O estudo de Barbosa (1997) caracterizou, de forma adequada, a contaminação
do benzeno no ar na refinaria estudada? Caso sua resposta seja negativa, que
tipo de informações adicionais deveriam ser fornecidas e pôr quê?
2. O monitoramento realizado para a obtenção das concentrações de benzeno no
ar, as quais os trabalhadores estão expostos foi adequado? Caso sua resposta
seja negativa, como você realizaria este monitoramento?
3. O método de agregação utilizado é apropriado para a obtenção das
concentrações médias de benzeno no ar e para caracterizar a exposição
humana.? Caso você não concorde, qual método deveria ser utilizado?
4. É apropriado utilizar um resumo estatístico da concentração média encontrada
nos vários setores monitorados para caracterizar a exposição dos
trabalhadores? Deve-se usar, como alternativa conservadora, o limite superior
de confiança dos dados para a avaliação da exposição? Você concorda com o
procedimento conservador adotado no estudo de Barbosa (1997) de utilizar o
limite de detecção (0,01 ppm) para as amostras nas quais as concentrações do
benzeno estavam abaixo deste limite?
5. As suposições utilizadas para os cálculos de exposição, como a freqüência e
duração do evento, taxa respiratória e o fator de absorção são aceitáveis?
Alguma destas deveria ser substituída ou complementada com outras?
6. Deveriam ser consideradas outras vias de exposição ao benzeno?
7. A avaliação da exposição dos trabalhadores ocupacionalmente expostos ao
benzeno, deve ser realizada dentro do mesmo contexto que os trabalhadores
não expostos?
VII.4.7. Algumas Conclusões Possíveis sobre a Exposição Humana ao Benzeno
1. O uso da estimativa de exposição não é adequado para a avaliação de riscos.
As informações atualmente disponíveis somente fornecem subsídios para
descrever a exposição em termos qualitativos. Desta forma, nenhuma avaliação
quantitativa de risco deve ser desenvolvida até que informações mais
adequadas sejam fornecidas.
2. As estimativas de exposição ao benzeno presente no ar são dignas de
confiança e podem ser utilizadas para a avaliação de risco.
3. Todas as estimativas de exposição, baseadas em informações e suposições,
são adequadas e suficientes para a avaliação de risco. O gerenciador de risco
deve estar consciente das incertezas inerentes aos meios utilizadospara a
coleta dos níveis de benzeno no ar, bem como ao método de agregação.
Entretanto, deve desenvolver uma avaliação quantitativa do risco.
4. Outra (formule sua própria conclusão).
VII.5 - CARACTERIZAÇÃO DO RISCO
VII.5.1.- Objetivo
Nesta última etapa da avaliação de risco as informações obtidas e analisadas,
durante as primeiras etapas, são integradas para caracterizar o excesso de risco para os
seres humanos expostos. De acordo com os métodos alternativos para descrever as
relações de dose-resposta, pelo menos quatro enfoques podem ser utilizados nesta
etapa:
1. Fornecer um cálculo numérico do excesso de risco de câncer durante a vida
para cada grupo exposto, ao multiplicar o coeficiente de inclinação pelo
número de unidades de dose de exposição a que está submetido cada grupo:
Excesso de risco durante toda a vida = coeficiente de inclinação x unidades de
exposição.
Nesta equação o excesso de risco não tem unidade, sendo uma
probabilidade.
2. Para o risco de efeitos carcionogênicos comparar a exposição real de cada
grupo com DRf (dose de referência).
3. Calcular a margem de exposição para cada grupo, dividindo o NOAEL (do
estudo crítico usado para calcular a DRf) pela exposição real de cada grupo.
4. Descrever qualitativamente os riscos para cada grupo da população.
A caracterização do risco, normalmente, inclui uma combinação destes quatro
enfoques junto com a descrição das qualidades de cada um deles. É também essencial
que, ao estimar a magnitude dos riscos sobre a saúde, se descrevam concomitantemente
as incertezas inerentes ao processo, contidas na amostragem ambiental, descrição da
população, extrapolações matemáticas, etc.
VII.5.2. Quantificação do Risco
O excesso de risco dos trabalhadores expostos ao benzeno é calculado através da
multiplicação da dose de exposição pelo coeficiente de inclinação estimado para o
benzeno (2,9 x 10-2)5, determinada através de estudos de dose-resposta pôr inalação, em
humanos (IRIS, 1995). No Quadro VII.18 estão descritos os excessos de risco individuais
estimados para os diferentes grupos de trabalhadores monitorados durante o estudo.
⇒ Cálculo
 
5 Também chamado Fator de Potência Carcinogênica (FPC).
Excesso individual de risco = Dose de exposição x Coeficiente de inclinação da Relação
Dose-Resposta
Neste caso, calculou-se o excesso de risco do benzeno, utilizando o coeficiente de
inclinação da relação dose-resposta em substituição a unidade de risco, mesmo sendo a
exposição dos trabalhadores pôr via inalatória, devido as seguintes razões:
- a taxa de absorção do benzeno inalado pelo homem é conhecida através da
literatura.
- o peso médio da população exposta é conhecido.
Assim, a partir destas informações pode-se calcular a dose absorvida via inalação
(mg/ kg pôr dia) e utilizar-se do coeficiente de inclinação da dose-resposta para o cálculo
do excesso do risco. Entretanto pode-se também utilizar, como já citado anteriormente, o
produto da unidade de risco pela concentração do benzeno no ar, para calcular o excesso
individual de risco de substâncias tóxicas pôr inalação. Realizamos ambas abordagens e
os resultados obtidos foram da mesma ordem de grandeza.
O excesso de risco individual calculado neste estudo, baseado nas concentrações
ambientais de benzeno medidas pôr Barbosa (1997), está de acordo com estimativas da
EPA (IRIS, 1995) para o risco ao benzeno. Segundo a relação dose-resposta utilizada
pela EPA para riscos de inalação do benzeno (unidade de risco 8,3 x 10-6), a chance de
um indivíduo desenvolver câncer durante sua vida, devido a inalação contínua de ar
contendo 0,1 µg/m3 de benzeno não se torna maior (risco em excesso) que um em um
milhão (< 1:1.000.000). De forma análoga, a exposição ao benzeno através da inalação
de ar contendo 1,0 µg/m3 de benzeno pôr toda a sua vida, resulta na probabilidade igual
ou inferior a um em cem mil (< 1:100.000),de um indivíduo desenvolver câncer.
Pode-se observar que os valores obtidos com a estimativa do excesso de risco
individual estão acima do limite aceito pela EPA (1 x 10-6), como níveis razoáveis de risco
e chegam mesmo a ultrapassar o limite de 1 x 10-4, considerado como o risco máximo
admissível para substâncias cancerígenas.
VII.5.3. Pontos a Considerar
1. São os resultados do Quadro VII.18 uma caracterização adequada do risco do
benzeno na área estudada? O que mais se poderia adicionar?
2. É apropriado calcular o número de casos de câncer, multiplicando o risco
individual pelo tamanho da população? Qual risco é mais importante, o risco
individual ou o populacional?
VII.5.4. Algumas Possíveis Conclusões Sobre os Riscos do Benzeno
Qual das seguintes conclusões caracteriza melhor a informação descrita?
1. Os excessos de câncer nos trabalhadores expostos ao benzeno são aqueles
que estão apresentados adequadamente no Quadro A.V.1.?
2. Deve-se informar o excesso de risco de câncer mostrados no Quadro A.V.1.,
assim como aqueles obtidos através de outras abordagens válidas. Este tipo
de apresentação fornece ao gerenciador uma perspectiva das incertezas nos
riscos calculados.
3. Os resultados apresentados no Quadro A.V.1. são suficientes para determinar
o excesso de risco de câncer de forma conservadora para todos os grupos
expostos. As incertezas são descritas de maneira correta nesta seção.
4. Outra? Alguma combinação das conclusões acima?
VII.5.5. Incertezas do Processo de Avaliação de Risco do Benzeno
Toda avaliação de risco possui uma série de incertezas que são intrínsecas ao
processo. Isto porque, este método nada mais é que uma avaliação probabilística dos
riscos que um determinado composto poluente acarreta em uma população de uma
determinada área, a partir de condições de exposição específicas. Esta análise
probabilística baseia-se sobretudo em dois grupos de informações:
1. caracterização do poluente, incluindo seu perigo para o homem, a relação entre
sua dose e o seus efeitos.
2. caracterização da população e das condições de como se dá a exposição.
Cada um destes itens pode se basear em dados primários, ou mais usualmente,
em dados secundários e ainda podem ocorrer situações onde se utiliza premissas de
acordo com o discernimento do avaliador - pode-se pôr exemplo adotar uma postura
conservadora sempre que houver uma ausência de dados primários ou secundários.
No primeiro caso, tem-se um maior controle sobre a qualidade dos dados e suas
limitações, pôr exemplo até onde podemos extrapolar os dados da amostra coletada para
o ambiente estudado. As imperfeições do seu levantamento de dados, que pode ser tanto
no monitoramento das concentrações ambientais do poluente avaliado como nos estudos
epidemiológicos da população exposta, são melhor conhecidas e mais facilmente
consideradas e descritas.
Já no segundo caso, é fundamental que se tenha juízo crítico quanto os dados
obtidos pôr outros pesquisadores. Avaliar criteriosamente se estes dados se aplicam a
situação estudada e se podem ser utilizados para a avaliação de risco. Muitas vezes é
difícil saber até que ponto pode-se extrapolá-los, existindo sempre uma área de incerteza
que deve ser descrita.
No último caso, deve-se sempre deixar bem claro no processo, em que se
basearam as suas premissas e justificar a abordagem utilizada. Se não existem dados,
sobre um determinado ponto que se utiliza para os cálculos de risco, e o avaliador se
utiliza de seu juízo crítico e experiência para atribuir-lhe um valor, isto deve ser explicitado
na avaliação de risco para que as pessoas que se utilizem de seu trabalho para tomada
de decisões tenha isso bem claro.
Pôr fim, podem existir casos onde as incertezas existentes na avaliação de risco,
são de tal magnitude, que justificam seu uso apenas qualitativamente ou mesmo para
identificar, através de comparação, grupos ou áreas que possuem maior risco dentro do
cenário de exposição avaliado.
Baseado no que foi descrito, consideramospontos de maior fragilidade deste
estudo, as seguintes questões:
1. Utilizou-se neste trabalho apenas dados secundários, o que torna mais difícil
avaliar a qualidade dos resultados. No caso da avaliação da exposição, os
dados ambientais são provenientes apenas de uma indústria (Barbosa, 1997), o
que não é o mais adequado do ponto de vista da representatividade de
amostras ambientais, especialmente ao longo do tempo.
2. O monitoramento dos trabalhadores se restringiu a um período de apenas 2
meses, que podem não ser representativos do ano todo. O tempo de
amostragem ambiental foi muito variado, desde 10 minutos a 360 minutos, onde
se observou uma grande faixa de variação das concentrações. Não se
correlacionou o monitoramento ambiental com o monitoramento feito na zona
respiratória dos trabalhadores. A exposição ao cigarro é desconsiderada devido
ao menor grau de importância a ela atribuído, porém sua quantificação precisa
não foi feita.
3. Embora o estudo de Barbosa (1997) descreva o processo de trabalho de forma
detalhada, na caracterização dos grupos expostos, algumas informações
necessárias não são fornecidas, como: peso e tempo de vida médios dos
trabalhadores expostos, adotou-se valores médios de trabalhadores adultos; a
freqüência da exposição dos trabalhadores não é descrita, embora se saiba que
esta é distinta para trabalhadores de horário de turno e horário administrativo
adotou-se um valor único, médio para ambos os grupos, obtido a partir de
comunicação pessoal com trabalhadores do setor; as taxas de inalação
específica dos diferentes grupos de trabalhadores expostos não foi
determinada, utilizou-se apenas um único valor padrão para todos os grupos -
com base na literatura internacional.
4. A metodologia da EPA, aplicada neste estudo, segue um encaminhamento
lógico específico. Se utilizássemos outras abordagens, poderíamos obter
diferentes resultados; o ideal seria utilizar diferentes abordagens e comparar os
resultados obtidos.
VII.6. - O PROCESSO DE GERENCIAMENTO E VIGILÂNCIA DOS RISCOS DO
BENZENO NO BRASIL
VII.6.1. Contextualização Histórica
O controle sanitário do benzeno no Brasil se inicia em 1983 na Baixada Santista,
São Paulo, com a identificação de casos de leucopenia, relacionados ao trabalho em
siderurgia, mais especificamente, ao trabalho no setor de coqueria. Trata-se de um setor
de produção de gás de coque, rico em benzeno, tolueno e xileno, que podem ser lavados
em um sistema industrial, entretanto, dependendo de sua eficiência, pode haver
contaminação ao longo de sistemas pôr onde passa, ou onde é utilizado o gás.
Esse primeiro momento de identificação do problema, se caracteriza pôr uma fase
de vigilância popular, em que o Sindicato de Metalúrgicos de Santos, age como elemento
aglutinador das informações. Com a articulação do sindicato com os serviços de saúde
pública do estado, é desenvolvida uma das primeiras experiências de programa de saúde
do trabalhador no interior do sistema de saúde. Essa participação transforma o processo
de vigilância, ao incorporar a notificação compulsória de casos de benzenismo na região,
e ao organizar com a FUNDACENTRO investigações e debates da situação com a
empresa, em uma fase do gerenciamento de riscos, que pode-se chamar de vigilância
epidemiológica, em que há uma intervenção focalizada nos efeitos. Como fruto positivo
desse momento, há a normatização dos critérios de diagnóstico e suspeição de
benzenismo pelo escritório regional da Previdência Social e o afastamento da exposição a
agentes mielotóxicos de cerca de 2.000 leucopênicos - trabalhadores que apresentaram
de modo persistente uma leucometria de até 5.000 leucócitos.
Paralelamente há uma amplificação da discussão no âmbito do movimento sindical
e das instituições públicas relacionadas à previdência social, ao trabalho e a saúde nas
regiões das grandes usinas siderúrgicas, em Volta Redonda no Rio de Janeiro, Vale do
Aço em Minas Gerais e em Vitória no Espirito Santo. Na seqüência desse processo
começa a haver a identificação de casos de benzenismo também em outros ramos de
atividades, principalmente na indústria química, petroquímica e petroleira.
A generalização das atividades envolvidas fazem com que a vigilância se
concentre no gerenciamento do risco da exposição ao benzeno, caracterizando
uma ação preventiva focalizando a contaminação no local de origem, que é o
método mais prático e eficaz de redução do risco.
Outra vez, acontece um salto qualitativo configurando um nível de
complexidade compatível com a vigilância em saúde do trabalhador, integrando
informação e intervenção, configurando um modelo matricial que se fundamenta na
inter-relação entre a exposição e o efeito contextualizado em uma atividade e em
um território, vértices da matriz representada na Figura VII.6.1 (Machado, 1996).
Figura 1. Matriz de Gerenciamento de Risco em Saúde do Trabalhador
Em termos técnicos, no processo de avaliação do risco, é evidenciada a
diversidade intrínseca às atividades. As situações específicas estabelecem-se pelas
características tecnológicas e pelas formas de organização do trabalho, que geram
exposições múltiplas e de intensidade variáveis e que empregam contingentes distintos
de trabalhadores, estabelecendo resistência biológica e quantidade de exposição
distintas durante um dado período de tempo.
Uma atividade pode estar associada a vários tipos de danos, quanto maior a gama
de atividades causadoras de um tipo de agravo, maior a tendência de aumento de sua
incidência e da necessidade de disseminação de estratégias múltiplas de controle de
exposição.
Nos casos de um tipo de agravo resultante de várias atividades e de atividade
causadora de danos múltiplos é patente a necessidade da territorialização dos eventos,
pois a delimitação espacial racionaliza a operação de vigilância, delimitando
territorialmente sua intervenção nos efeitos ou nas situações de risco (Machado,1996).
Então, tanto quanto um agravo pode ser causado pôr várias atividades, uma
atividade pode causar vários tipos de agravos. Essa multiplicidade é mediada pela
exposição, dado que várias atividades podem ter o mesmo tipo de exposição e uma
atividade pode conter vários tipos de exposição, o território se constituindo no espaço de
intervenção e configurando um quadrilátero de atuação, com dois pólos de intervenção,
risco(exposição) e agravo(efeito), e dois pólos de delimitação, atividade(contexto) e
território(organização).
As ações de intervenção se deslocam do viés estritamente sanitário
epidemiológico para um campo do controle da exposição, que esteve permanentemente
posto enquanto pressuposto teórico, porém pela sua natureza diferenciada só entra em
cena quando há um amadurecimento do processo pela sua generalização e pela ação
interdisciplinar com ênfase crescente na discussão de alternativas tecnológicas e a
consolidação de um processo negocial tripartite, que se corporifica no Acordo Nacional do
Benzeno assinado em março de 1996 e no seu posterior acompanhamento pela
Comissão Nacional Permanente de Acompanhamento do Acordo do Benzeno CNP-
Benzeno.
VII.6.2. As Bases do Gerenciamento de Riscos - Contexto Setorial/Atividade
Territorial
As reflexões e propostas aqui apresentadas estão em debate principalmente pela
bancada governamental do CNP-Benzeno.
A matriz de vigilância construída a partir desse processo pode ser representada
pela Figura VII.6.1, substituindo os pontos dos vértices pôr, benzeno no lugar de risco,
benzenismo no lugar de agravo, regiões onde se concentram as atividades de risco no
lugar de território e coqueria, transporte, carga e descarga de benzeno, operadores de
processos químicos, petroquímicos e petroleiros que envolvem a exposição ao benzeno
no lugar das atividades, configurando o início do processo de gerenciamento de risco em
relação ao benzeno no país.
Em termos de concentração territorial do risco podem ser selecionados os estados
em que se concentramas atividades siderúrgicas, químicas, petroquímicas e petroleiras,
Rio Grande do Sul, Bahia, Rio de Janeiro, São Paulo, Paraná, Minas Gerais e Espirito
Santo, pois segundo Freitas e Arcuri (1996).
“ No Brasil, a produção industrial do benzeno passa a ser significativa a partir do
final da década de 50 e início dos anos 60, com o aumento da produção comercial de
petróleo e a instalação do parque siderúrgico nacional, com a Companhia Siderúrgica
Nacional (CSN), no Rio de Janeiro, e a Companhia Siderúrgica Paulista (COSIPA), em
São Paulo. Há um incremento na capacidade produtiva nacional a partir dos anos 70,
quando são instalados os Pólos Petroquímicos de Capuava-Mauá /SP, Camaçari/BA e
Triunfo/RS, até atingir o volume aproximado de 600.000 toneladas em 1987, que
aparentemente se mantém estabilizado (ABIQUIM, 1992). De país importador de
benzeno, o Brasil passou a ser exportador a partir de 1981, segundo Novaes (1992).
As principais fontes de produção de benzeno no Brasil, atualmente, são as
centrais de matérias-primas dos pólos petroquímicos citados e a Refinaria Presidente
Bernardes da Petrobrás em Cubatão, o que corresponde a cerca de 95% da produção
nacional. O restante 5% da produção nacional, provém das plantas siderúrgicas
existentes, ou seja, COSIPA, CSN, USIMINAS (Ipatinga/MG), AÇOMINAS (Ouro
Branco/MG) onde é produzido a partir das coquerias e plantas carboquímicas. Na
Companhia Siderúrgica Tubarão (CST), de Vitoria/ES, também é produzido benzeno,
porém nessa siderúrgica ele é todo utilizado como combustível, sem ser separado do gás
de coqueria.” Sendo portanto, essas regiões em que se concentram a exposição industrial
ao benzeno.
De acordo com dados de 1993, da FUNDACENTRO (1995), nas indústrias que
empregam benzeno no país existiam cerca de 58.447 trabalhadores diretos e 116.635
trabalhadores de empreiteiras, sendo 35.634 diretamente expostos em seu processo de
trabalho. Não há estimativa de populações vizinhas às indústrias diretamente expostas,
devendo, pelos menos em casos onde existam disponibilidade de dados, ser estabelecido
o potencial de riscos para as mesmas.
Utilizando-se o índice de masculinidade da mortalidade pôr leucemia como
indicador de efeito da exposição ao benzeno nas regiões de maior exposição industrial ao
benzeno, tendo em vista a predominância do sexo masculino nas atividades de risco de
exposição ao benzeno, parte-se do pressuposto que, um índice acima de 1, pode
corresponder ao excesso de mortalidade relacionado a exposição ocupacional, na qual o
benzeno seria o principal agente mielotóxico. Conforme dados da Tabela VII.6.1, observa-
se índices significativamente maiores nas áreas que concentram as indústrias siderúrgica
e petroquímica 2.50, siderúrgicas 2.00 e petroquímica 1.28, quando comparamos os
dados de regiões com alta densidade populacional.
Esses dados afirmam a necessidade de aprofundamento das informações, tendo
em vista as incertezas decorrente da situação apresentada, que coloca como risco
potencial relacionado ao benzeno de um aumento de 150% a 28% dos casos de leucemia
nas áreas de concentração industrial em que o benzeno está presente, evidenciando a
premissa de prioridade de saúde pública devido a gravidade do impacto da exposição
ocupacional ao benzeno, nesse sentido, justificando o seu destaque dos vários objetivos
institucionais.
Os procedimentos de avaliação do risco, os requisitos legais, os impactos
econômicos e os fatores sociais envolvidos são alguns dos elementos envolvidos para as
decisões acerca das estratégias para um gerenciamento eficaz do risco, estando
presentes no caso do benzeno e serão objeto de discussão a seguir.
TABELA VII.6.1, - TAXA DE MASCULINIDADE POR LEUCEMIA CONSIDERANDO OS
CASOS DE 1980 A 1995, NA FAIXA ETÁRIA DE 35 A 64 ANOS, EM REGIÕES DE
ALTA EXPOSIÇÃO AO BENZENO E DAS CAPITAIS DOS ESTADOS DE
MG,BA,SP,RJ, REGIÕES ONDE SE CONCENTRAM OS COMPLEXOS INDÚSTRIAIS
MENCIONADOS.
Base Territorial Índice de Masculinidade
Complexo Siderúrgico 2,00
Complexo Petroquímico 1,28
Complexo Siderúrgico e Petroquímico 2,50
Rio de Janeiro 1,06
Salvador 0,75
Belo Horizonte 0,92
São Paulo 1,04
Fonte: Machado & Moreno (1997)
Os dados de morbidade relacionada ao benzeno (Giraldo 1991; Costa,1996a) e do
índice de masculinidade, acima exposto, revelam o impacto social potencial dos casos
com alterações hematológicas afastados das atividades em situação de exposição a
agentes mielotóxicos, e colocam a siderurgia como setor prioritário nas ações de
gerenciamento. o que justifica o montante dos gastos em reformas das coquerias, visando
a redução da exposição a níveis preconizados pelos instrumentos legais de 2,5 ppm para
esta atividade da siderurgia e secundariamente os setores químico, petroquímico e
petroleiro que tem como indicativo legal de exposição de 1ppm, que ainda representa um
nível de risco inaceitável pela Environmental Protection Agency (EPA, 1991).
A falta de informação do setor sucro-alcoleiro e contraditoriamente a disposição
em realizar uma mudança tecnológica no sentido da eliminação do benzeno no processo
de produção do álcool a partir da cana de açúcar, coloca esse setor em foco secundário
de acompanhamento dessas alterações.
Em relação ao setor de transportes de cargas destaca-se a sua importância, do
ponto de vista de quantidade de empresas, entretanto, pela dificuldade de intervenção
devido sua dispersão e a relativa pouca exposição ocupacional no seu processo de
trabalho, pode ser secundarizado e atingido pela ação de gerenciamento no interior das
empresas produtoras e consumidoras do benzeno.
Portanto, até aqui foram traçadas duas diretrizes do gerenciamento do risco de
exposição ao benzeno, delimitando os objetivos da intervenção regionalmente e
setorialmente.
Quando o foco das ações se direcionam aos efeitos, ou seja, no nosso caso, a
morbimortalidade relacionada ao benzeno, como apresentado anteriormente, na
discussão da matriz de gerenciamento de risco em saúde do trabalhador, um tipo de
exposição tem um potencial de efeitos múltiplos e relacionados diretamente com a
natureza do risco e com a sua contextualização em relação a atividade em que está
presente.
Os efeitos relacionados ao benzeno e a caracterização do risco foram abordados
em outros capítulos anteriores, entretanto, deve ser destacado que a escolha do efeito e
seu indicador também consiste em uma decisão de gerenciamento de risco. No nosso
exemplo, a citopenia, anemia, leucopenia e outras alterações hematológicas, a anemia
aplástica, leucemia mielóide aguda e crônica, leucemia linfocitária, mieloma múltiplo,
linfoma não Hodgkin’s, alterações alérgicas e imunológicas, efeitos neuropsicológicos e
associação com casos de surdez em efeito sinérgico com o ruído, fazem parte de uma
síndrome de benzenismo, em que existem situações mais claramente associadas e outras
em que permanecem as suspeitas, porém não podemos descartar as possibilidades de
relação entre a exposição e o efeito mesmo quando não está devidamente comprovado
epidemiologicamente (Checkoway, 1993), principalmente do ponto de vista preventivo.
A metodologia aqui empregada concentra-se no risco de carcinogênese, o que
corresponde ao risco associado às leucemias e linfomas, que consiste em um indicador
relevante pela sua gravidade.
VII.6.3. Indicativos do Método de Gerenciamento de Risco
O princípio básico do gerenciamento do risco é de ser um processo desenhado
para poder identificar e confrontar os riscos considerados piores, porém ao mesmo tempo,
mais controláveis.
O benzeno como observamos na identificação do perigo, pode ser considerado um
risco de grande importância, pelo seu potencial impacto sanitário pôr ser uma substância
tóxica carcinogênica e genotóxica, evidenciado primeiro no homem e posteriormente
comprovado experimentalmente (Barale, 1995). A confluência de seu alto grau de
toxicidade e de difusão coloca o controle da exposição e efeito do benzeno como uma
questãoincontestável para a saúde pública. Além da relevância epidemiológica, o
combate ao benzeno no Brasil reveste-se de uma característica social, refletida nas lutas
sindicais deflagradas pelos sindicatos de trabalhadores siderúrgicos, petroleiros e
petroquímicos, que, a partir do Instituto Nacional de Saúde no Trabalho da Central Única
dos Trabalhadores, lançaram a Campanha Nacional de Caça ao Benzeno e organizaram
em abril de 1991 o Seminário Nacional Sobre o Benzeno (INST/CUT, 1991). Pode-se
dizer que há pelo menos 14 anos trabalhadores e técnicos de saúde e higiene industrial
realizam ações de vigilância em saúde do trabalhador relacionadas ao benzeno.
Pôr sua vez, também é passível de controle, selecionando um curso de ação
apropriado, tendo pôr base levar em consideração os seguintes critérios de avaliação de
risco, dos impactos econômicos e dos fatores sociais. A partir de estratégias de redução
de exposição conduzidas pela CNP-Benzeno, representando uma instância nacional de
comando e controle. Aplicando medidas de suporte aos trabalhadores com alterações de
saúde provenientes da exposição ocupacional ao benzeno, de correção, reduzindo a
concentração do benzeno em produtos acabados, estabelecendo Grupos de
Representação dos Trabalhadores do Benzeno (GTB-Benzeno) nas empresas
responsáveis pelo acompanhamento das medidas de controle nos locais de trabalho,
homologando o Certificado de Utilização Controlada do Benzeno (CUC-Benzeno) para as
empresas que estejam adequadas aos parâmetros do Acordo e cadastrando as empresas
que produzem, utilizam e transportam o benzeno, identificando o universo de exposição
ocupacional, estabelecendo o Programa de Prevenção da Exposição Ocupacional ao
Benzeno (PPEOB), onde está definido o instrumental técnico principal de prevenção
(Costa,1996a). Estabelecendo a substituição do benzeno na produção de álcool anidro e
em outra situação em que se apresente tecnologia substitutiva.
Em termos técnicos, o acordo enquanto instância de comando e controle,
apresenta ainda a consolidação da discussão de que não há padrões seguros de
exposição para o benzeno e estabelece não mais limites de tolerância, e sim o conceito
de Valor de Referência Tecnológico, específico para os setores de maior risco e com
impossibilidade atual de substituição tecnológica. Ainda outro objetivo técnico é definir os
Indicadores Biológicos de Exposição a serem aplicados em substituição ao fenol urinário
em níveis de exposição ambiental entre 5 e 0.1 ppm de benzeno.
As ações preventivas desencadeadas nesse processo se concentraram no
redesenho de processos de produção, como no exemplo das siderúrgicas que estão
introduzindo novas formas de enfornamento do coque, colocando um material mais
flexível nas portas das coquerias e instalando sistemas de exaustão no topo das baterias
de coque. E no exemplo das empresas produtoras de álcool anidro que estão investindo
na troca e uso de insumos de menor toxicidade em relação ao benzeno.
Como vantagens das ações preventivas temos a redução da exposição de
trabalhadores e a redução no consumo de insumos perigosos.
As bases legais tem sido desenvolvidas no âmbito do Acordo Nacional do
Benzeno e acompanhadas pela CNP-Benzeno, se referem basicamente ao texto do
acordo propriamente dito que se refere as atribuições dos atores envolvidos (governo,
trabalhadores e empregadores) e coloca como necessidade técnica imediata, tendo em
vista o referido acima, a redefinição dos Indicadores Biológicos de Exposição através da
criação de um grupo temático específico para esse fim, em que a avaliação do ácido
trans-trans-mucônico na urina (Barbosa,1997), como um desses indicadores se inseriu,
sendo os seus resultados correlacionados positivamente com as avaliações ambientais
apresentadas no Apêndice IV. Coloca ainda os prazos de cumprimento do cadastro,
enquadramento nos valores técnicos de referência, da substituição do benzeno, as
atribuições da CNP-Benzeno e estabelece penalidades. Nesse mesmo processo de
negociação foram publicadas as Instruções Normativas, n°1 e n°2 de 20 de dezembro de
1995, que dispõem respectivamente, sobre a avaliação das concentrações de benzeno
em ambientes de trabalho e sobre a vigilância da saúde dos trabalhadores na prevenção
da exposição ocupacional ao benzeno.
Os temas mais polêmicos dentre os que estão sendo discutidos na CNP-Benzeno
são os direitos dos trabalhadores afastados do trabalho como casos de benzenismo e as
formas de acompanhamento regional do acordo nas quais a comissão não quer se
envolver, mas, localmente todos estão de fato envolvidos e mesmo há uma necessidade
técnica de pelo menos os órgãos do governo e trabalhadores de avaliar in loco o
cumprimento dos ítens do acordo que se realizam no âmbito das empresas, como a
aplicação do PPEOB, a formação dos GTB, as realizações das medidas propostas nas
instruções normativas nº1 e nº2.
Entretanto, a experiência e a perspectiva de aprofundamento técnico, de difusão
de informações, de estabelecimento de parcerias entre o público e o privado e o
cumprimento dos textos legais é bastante positiva na avaliação desse processo costurado
pelo acordo e estruturado na CNP-Benzeno.
Com o objetivo de difundir informações e dinamizar a participação da bancada do
governo nas ações de acompanhamento do acordo referido acima, em abril de 1997 foi
organizada uma oficina de trabalho para discussão e avaliação das perspectivas de ação
governamental em relação ao acordo e com vistas a regionalização das ações de
acompanhamento nos estados que concentram as atividades de risco (São Paulo, Minas
Gerais, Rio de Janeiro, Bahia e Espírito Santo) em que foram apresentados as bases
necessárias para o acompanhamento técnico científico do acordo que sintetizam as
estratégias de gerenciamento de risco da exposição ao benzeno no Brasil. Estas bases
são:
1. Revisão e validação dos Indicadores Biológicos de Exposição em níveis de
exposição que variam de 0,1 a 5 ppm, segundo documento do Grupo de Trabalho para
protocolos de estudos para implantação do indicador biológico de exposição, oficina e
seminário realizado em 1996.
2. Estudo de Caso Companhia Siderúrgica Paulista Cosipa, sob coordenação da
FUNDACENTRO e da Delegacia Regional do Trabalho DRT-SP, com o Sindicato de
Metalúrgicos da Baixada Santista e o Ministério Público, análise da série histórica dos
hemogramas dos leucopênicos da Cosipa, a qual apresentou uma incidência de 46,95%
de alterações hematológicas em 5 anos de acompanhamento de 328 trabalhadores,
sendo 15,85 % persistentes, (alterações em três ou mais exames). Representa ainda,
campo para avaliação do monitoramento de indicadores de efeito precoces e de
avaliações ambientais, relatório apresentado na CNP-Benzeno (Costa,1996b).
3. Estimativa de risco, sob coordenação e execução do CESTEH/ENSP/FIOCRUZ, tendo
início com o projeto financiado pela OPAS que resulta neste trabalho e que tem como
objetivo realizar um exercício prático da metodologia de avaliação e gerenciamento de
risco. O estudo da exposição, ou um tipo de risco, como o benzeno, abre uma alternativa
de entendimento do processo de trabalho enquanto um determinante da situação de
saúde, ou seja, abordagens mais sofisticadas de quantificação da exposição tendem a
esclarecer situações de risco e suas variações
A avaliação do risco em refinaria apresentada no Apêndice V estabelece um
índice que varia de 1 x 10-3 a 5,22 x 10-5, entretanto, ao estabelecermos uma
regulamentação que propõe valores de referência de 2,5 ppm para siderurgia e 1
ppm para indústrias de processo (químicas, petroquímicas e petroleiras), temos um
impacto potencial da mudança nas bases legais de redução de 630 casos (720-
(30+60)), considerando que a antiga legislação estabelecia 8 ppm como limite de
exposição e de 18 casos (48-30) na siderurgia, considerando 4 ppm como média
observada pelas avaliações realizadas pela CSN em 1990 e a existência de 6 mil
trabalhadoresexpostos diretamente na siderurgia e de 60 mil nas indústrias de
processo.
A Tabela VII.6.2 apresenta os riscos para cada concentração atmosférica e
individual segundo os mesmos padrões de exposição apresentados no item VII.5 .
TABELA A.VI.2 - CONCENTRAÇÃO INDIVIDUAL DE EXPOSIÇÃO E RISCO DE
CANCER OCUPACIONAL SEGUNDO ÍNDICES DE EXPOSIÇÃO ATMOSFÉRICA AO
BENZENO (PPM).
EXPOSIÇÃO
ATMOSFÉRICA
em ppm
8 4 2,5 1
CONC.
INDIVIDUAL
 em mg/m3
25,60 10,07 8,00 0,25
CASOS DE
CANCER
720* 48** 30** 60***
RISCO 2X10-2 8X10-3 5X10-3 2X10-3
obs: 8ppm representa o índice permitido na legislação anterior ao acordo; 4 ppm
representa a média observada na Companhia Siderúrgica Nacional em 1990, e 2,5 e 1
ppm são os novos índices propostos como VTR para siderurgia e indústrias de processo
respectivamente.
* Considerando 36000 trabalhadores diretamente expostos
** Considerando 6000 trabalhadores siderúrgicos expostos diretamente
*** Considerando 30000 trabalhadores da indústria química, petroquímica e petroleira
VII.6.4. Monitoramento de Morbi-mortalidade
O Ministério da Saúde e o CESTEH/ENSP/FIOCRUZ, com apoio dos programas
estaduais e municipais de saúde do trabalhador, tem como tarefa estabelecer o inicio de
um processo de vigilância ao benzenismo através de um projeto de monitoramento da
morbi-mortalidade pôr benzeno em sete estados brasileiros com alta exposição. Os
objetivos são:
• implantar o monitoramento da morbimortalidade dos trabalhadores expostos ao
benzeno;
• estabelecer a incidência de benzenismo e de casos suspeitos na população
ocupacionalmente exposta.
As etapas são:
• realizar levantamento junto as empresas do cadastro de trabalhadores das empresas
siderúrgicas, petroquímicas, petroleiras, químicas que estão ou estiveram expostos ao
benzeno;
• estabelecer fluxo de informações entre as empresas e os departamentos de dados
vitais do SUS;
• tornar factível a verificação anual junto ao sistema de mortalidade a possível morte e a
causa mortis dos trabalhadores cadastrados.
A área de abrangência e a seguinte: Rio Grande do Sul, Paraná, São Paulo, Rio de
Janeiro, Minas Gerais, Espirito Santo e Bahia.
Esses estados foram escolhidos, como vimos anteriormente, pôr reunirem a maior parte
das indústrias siderúrgicas, petroleiras, petroquímicas e químicas, que produzem e
utilizam o benzeno no Brasil.
Os procedimentos são:
• constituição da equipe;
• treinamento da equipe;
• visitas as empresas principais (mais de 100 trabalhadores expostos)
• correspondência para todas empresas cadastradas junto a SSST/MTb da região;
• levantamento inicial de casos de morbidade e de suspeição;
• instituição da vigilância da mortalidade associada ao benzeno;
• consolidação de informe anual.
VII.6.5 Considerações Finais Sobre o Gerenciamento de Riscos do Benzeno
A Universidade de São Paulo, a FUNDACENTRO e o CESTEH/ENSP/FIOCRUZ
tem tido o papel de coordenar a realização de estudos exploratórios e indicarão
procedimentos de vigilância à saúde estabelecendo critérios de uso e valor prognóstico
desses indicadores. Para isto será realizado:
• acompanhamento da diminuição do benzeno nos produtos acabados;
• mapeamento do benzeno, tornando o cadastramento das empresas instrumento de
vigilância
• avaliação das alternativas tecnológicas de substituição do benzeno no setor alcoleiro e
açucareiro.
• treinamento dos GTBs
• avaliação das alternativas tecnológicas para diminuição da exposição ao benzeno nos
setores químico, petroleiro, petroquímico e siderúrgico.
Como estratégia complementar está sendo previsto a criação de um sistema de
informações, no sentido de estabelecer o manejo e a difusão das informações oriundas
dessas avaliações técnicas.
Em termos de relevância e contextualização dos critérios de gerenciamento
adotados, destacamos que o universo dos locais de trabalho, inicialmente acompanhados,
compreende as indústrias dos setores siderúrgico, petroquímico e de refino de petróleo,
configurando um grupo de empresas com diferentes níveis de exposição ambiental ao
benzeno, variando de 2.120 à 0,1 ppm (FUNDACENTRO, 1995), conforme informações
iniciais das próprias empresas. Isto coloca os diferentes grupos homogêneos em contato
com valores de exposição considerados críticos pôr um determinado grupo e seguros
para outros, notoriamente a contradição dos valores de referência de exposição da OSHA
e da CGIH (Klaassen, 1996). Sendo que os níveis de risco relacionados aos níveis de
exposição previstos nos Valores de Referência Tecnológicos, são considerados
inaceitáveis pela EPA que prevê um limite de aceitabilidade de 1 x 10-6 (EPA,1991; Konz
et al, 1989) mesmo os níveis verificados no apêndice V na refinaria (Barbosa,1997), o que
coloca um longo caminho a ser percorrido.
Das opções de controle para o gerenciamento de riscos, os requisitos legais, as
medidas científicas ou técnicas, o manejo e difusão de informações, a cooperação entre
agencias governamentais e entre países, a relação público e privado e programas
voluntários de eliminação de riscos estão dispostos a partir do acordo nacional do
benzeno que é acompanhado pela CNP-Benzeno, estabelecendo todas as formas
preconizadas no método geral apresentado no escopo desse trabalho, apenas não há o
incentivo econômico direto visando a eliminação ou controle do benzeno.
Inclusive o gerenciamento do risco de exposição ao benzeno se enquadra nos seguintes
exemplos objetivos de medidas preventivas no método da OPS, evidenciando mais uma
vez a relevância do caso.
1. Redução de riscos para a saúde pública
2. Redução dos riscos ecológicos
3. Redução dos riscos para o bem estar geral
4. Fomentar a participação pública
5. Fomentar o uso de tecnologias disponíveis
6. Penalização econômica do causador da contaminação
7. Proteger os locais de trabalho
8. Maximizar o uso eficaz dos recursos
9. Maximizar o custo/benefício das ações
10. Maximizar o custo efetivo das ações
Essas ações estão na ordem do dia no gerenciamento coordenado pela CNP-
Benzeno no Brasil e significam um caso paradigmático de interação entre governo,
empresas e trabalhadores no sentido comum de redução e eliminação de risco no Brasil.
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QUADRO I.1 - ETAPAS DA AVALIAÇÃO E DO GERENCIAMENTO DE RISCOS
PESQUISA AVALIAÇÃO DE RISCO
 
Observações em laboratório e
de campo de efeitos adversos
à saúde causados por
exposições a agentes químicos
específicos
Métodos de informação e
extrapolação da exposição
de animais à altas para
humanos expostos à baixas
doses
Medições de campo,
estimativas de exposições,
cartacterização das
populações
Identificação de
perigo (O agente
causa efeitos
adversos?)
Avaliação dose-
resposta (Qual a
relação entre a dose
e a incidência de
danos em humanos
Avaliação da exposição
(Que exposições são
normalmente
experimentadas ou
antecipadas sob
diferentes condições?)
Caracterização de
risco (Qual a
incidência
estimada dos
efeitos adversos na
população em
estudo?
Desenvolvimento das
opções regulamenta-
doras
Avaliação das
consequências saúde
pública, econômicas ,
sociais, políticas
Tomadas de decisões
Fonte: 8
GERENCIAMENTO DE
RISCOS
Quadro II.1 - Componente 1. Identificação doQuadro II.1 - Componente 1. Identificação do
PerigoPerigo
Substância Efeito?
Fonte: OPS/EPA, 1996
Quadro II.2 - IDENTIFICAÇÃO DO PERIGOQuadro II.2 - IDENTIFICAÇÃO DO PERIGO
• Validade e significado da informação toxicológica
• Solidez científica da evidência de que uma substância causa
 efeitos tóxicos
• Probabilidade de que os efeitos observados na população X
 possam ocorrer em uma população Y
Fonte: OPS/EPA, 1996.
Quadro II.3 - ESTUDOS DE TOXICIDADEQuadro II.3 - ESTUDOS DE TOXICIDADE
EM ANIMAISEM ANIMAIS
Se baseiam no fato de que, em alguns
casos, os efeitos em humanos podem ser
inferidos a partir dos efeitos observados em
estudos com animais de laboratório.
Fonte: OPS/EPA, 1996.
Quadro II.4 - ALGUNS TIPOS DE ESTUDOS DEQuadro II.4 - ALGUNS TIPOS DE ESTUDOS DE
TOXICIDADETOXICIDADE
Tipo de estudo Período de
exposição
Objetivo
Agudo Usualmente uma
dose única
Determinar a dose letal
Identificar órgãos que podem ser alvos potenciais
Indicar toxicidade comparativa
Subcrônico Doses repetidas
durante várias
semanas
Identificar órgãos ou sistemas que podem ser
lesados e o nível de exposição no qual não são
observados efeitos adversos
Crônico Doses repetidas
durante a maior
parte do ciclo de
vida
Identificar anormalidades e/ou doenças que
podem ser produzidas por substâncias e
caracterizar as condições de exposição e a dose
para produzir formas específicas de doenças ou
danos
Metabólico e
Farmacocinético
Dose única ou
repetida, usualmente
durante curtos
períodos.
Identificar as características da absorção,
distribuição e eliminação de uma substância no
organismo e identificar os processos metabólicos
que as afetam
Fonte: OPS/EPA, 1996.
 I. ESTUDOS AGUDOS (dose única)
 A. Determinação da DL50 (prova de 24 horas e acompanhamento dos
sobreviventes durante 7 dias)
 1. Duas espécies (geralmente camundongos e ratos)
 2. Duas vias de administração (uma das quais pela via de
administração/via de exposição provável)
 B. Efeitos tópicos em pele de coelho (se a via de administração/via de
exposição é a tópica, deve-se avaliar em 24 horas e nos 7 dias
Quadro II.5 - PERFIL DE PROVASQuadro II.5 - PERFIL DE PROVAS
TOXICOLÓGICAS EM ANIMAISTOXICOLÓGICAS EM ANIMAIS
Fonte: OPS/EPA, 1996.
Quadro II.6 - DL 50 ORAL EM RATOS PARA UM
GRUPO DE SUBSTÂNCIAS BEM
CONHECIDAS*,**
Substância DL 50 (mg/kg)
Sacarose (açucar comum) 29 000
Álcool etílico 14 000
Cloreto de sódio (sal comum) 3 000
Vitamina A 2 000
Vanilina 1 580
Aspirina 1 000
Clorofórmio 800
Sulfato de cobre 300
Cafeína 192
Fenobarbital, sal sódico 162
DDT 113
Nitrito de sódio 85
Nicotina 53
Aflatoxina B1 7
Cianeto de sódio 6,4
Estriquinina 2,5
* Selecionado de NIOSH, Registry of Toxic Effects of Chemical
Substances, 1979. Os resultados de outros informes podem ser diferentes.
** Os compostos estão listados em ordem crescente de toxicidade, ou
seja, a sacarose é menos tóxica e a estriquinina mais tóxica.
Fonte: EPA, 1991 
 II. ESTUDOS SUBCRÔNICOS (doses diárias)
 A. Duração - três meses
 B. Duas espécies (geralmente camundongos e cães)
 C. Três níveis de dose
 D. Via de administração de acordo com a via de administração ou via de
exposição provável
 E. Avaliação do estado de saúde
 1. Pesar todos os animais semanalmente
 2. Realizar exame físico semanalmente
 3. Realizar análise bioquímicas em sangue e urina, exame hematológico
e provas funcionais em todos os animais doentes
 4. Realizar autopsia completa de todos os animais, incluindo histologia
de todos os órgãos
Quadro II.7 - PERFIL DE PROVASQuadro II.7 - PERFIL DE PROVAS
TOXICOLÓGICAS EM ANIMAISTOXICOLÓGICAS EM ANIMAIS
Fonte: OPS/EPA, 1996.
 III. ESTUDOS CRÔNICOS (doses diárias)
 A. Duração - 2 a 7 anos, dependendo da espécie
 B. Espécies - Selecionadas segundo os resultados dos estudos crônicos,
estudos farmacodinâmicos em várias espécies, possíveis estudos com
uma dose única em humanos.
 De forma alternativa, usar duas espécies
 C. No mínimo dois níveis de dose
 D. Via de administração de acordo com a via que se pretende usar
 E. Avaliação do estado de saúde
 1. Realizar exame físico semanalmente em todos os animais
 2. Realizar análise bioquímicas em sangue e urina, exame hematológico
e provas funcionais em todos os animais em intervalos de 3 a 6 meses
 F. Realizar autopsia completa de todos os animais, incluindo histologia de
todos os órgãos
Quadro II.8 - PERFIL DE PROVASQuadro II.8 - PERFIL DE PROVAS
TOXICOLÓGICAS EM ANIMAISTOXICOLÓGICAS EM ANIMAIS
Fonte: OPS/EPA, 1996.
Estudo de caso-controle. É um estudo retrospectivo no qual os
indivíduos com a doença em estudo (casos) são comparados com os
indivíduos sem a doença (controles), com a finalidade de avaliar o
antecedente de exposição entre os dois grupos.
Quadro II.9 - ESTUDOS EPIDEMIOLÓGICOSQuadro II.9 - ESTUDOS EPIDEMIOLÓGICOS
Fonte: OPS/EPA, 1996
Quadro II.10 - ESTUDOS EPIDEMIOLÓGICOSQuadro II.10 - ESTUDOS EPIDEMIOLÓGICOS
Estudo de Coorte. É um estudo prospectivo no qual um grupo de
indivíduos que compartilha uma experiência em comum em um período
definido (ex.: a exposição a uma substância) é comparado com outro
grupo não exposto. É utilizado para determinar se um risco elevado de um
efeito na saúde está associado com a determinada exposição
Fonte: OPS/EPA, 1996
Sem limiar Com limiar
Câncer Sem alteração
T
e
m
p
o
Quadro II.11 - EFEITOS CARCINOGÊNICOSQuadro II.11 - EFEITOS CARCINOGÊNICOS
Câncer
Fonte: OPS/EPA, 1996
Q u a d r o I I . 1 2 - F a t o r e s p a r a a t r i b u i r p e s o à s
e v i d ê n c i a s h u m a n a s
A u m e n t a o p e s o d a s e v i d ê n c i a s D i m i n u i o p e s o d a s e v i d ê n c i a s
• N ú m e r o d e e s t u d o s i n d e p e n d e n t e s c o mr e s u l t a d o s c o n s i s t e n t e s
• P o u c o s e s t u d o s
• M a i o r i a d o s c r i t é r i o s c a u s a i s s a t i s f e i t o s : • P o u c o s c r i t é r i o s c a u s a i s s a t i s f e i t o s
• R e l a ç ã o t e m p o r a l
• F o r t e a s s o c i a ç ã o
• R e l a ç ã o d o s e r e s p o s t a
• A u s ê n c i a d e v i e s e s e c o n f u n d i m e n t o s
• P l a u s i b i l i d a d e b i o l ó g i c a
• A l t a s i g n i f i c â n c i a e s t a t í s t i c a
 s
F o n t e : E P A , 1 9 9 6 .
Q u a d r o I I .1 3 . - F a t o r e s p a r a a t r i b u i r p e s o à s
e v i d ê n c i a s a n i m a i s
A u m e n t a o p e s o d a s e v i d ê n c i a s D i m i n u i o p e s o d a s e v i d ê n c i a s
• N ú m e r o d e e s t u d o s i n d e p e n d e n t e s c o m
r e s u lt a d o s c o n s i s t e n t e s
• P o u c o s e s t u d o s
• R e s u lt a d o s i n c o n s i s t e n t e s
• M e s m o lo c a l e n t r e e s p é c i e s , a n á lo g o s
e s t r u t u r a is
• M ú lt ip la s o b s e r v a ç õ e s
E s p é c ie s
L o c a is
S e x o s
• Ú n ic o lo c a l /e s p é c ie s e x o
• S e v e r id a d e e p r o g r e s s ã o d a s le s õ e s
M a lig n id a d e
R e la ç ã o d o s e r e s p o s t a
• S o m e n t e t u m o r e s b e n ig n o s
 P r o g r e s s ã o d a le s ã o
 T u m o r in c o m u m A lt a in c id ê n c i a n o r m a l m e n t e
e n c o n t r a d o s d e t u m o r e s
V ia d e a d m in i s t r a ç ã o ig u a l a e x p o s iç ã o
h u m a n a
V ia d e a d m in i s t r a ç ã o d i f e r e n t e
d a e x p o s iç ã o h u m a n a
 s
F o n t e : E P A , 1 9 9 6 .
Q u a d r o I I . 1 4 - F a t o r e s p a r a a t r i b u i r p e s o à s o u t r a s e v i d ê n c i a s
A u m e n t a o p e s o d a s e v i d ê n c i a s D i m i n u i o p e s o d a s e v i d ê n c i a s
• U m v a s t o c o n ju n t o d e o u t r a s e v id ê n c i a s
c h a v e s ã o d i s p o n í v e i s
• P o u c o s o u p o b r e s d a d o s o u u s o d e
d a d o s i n a d e q u a d o s p a r a s u p o s iç õ e s
• D a d o s f í s i c o - q u í m i c o s
• D a d o s i n d i c a m r e a t i v id a d e c o m
m a c r o m o lé c u l a s
• D a d o s r e v e la m q u e o s
a c h a d o s c o m a n i m a i s n ã o
s ã o r e le v a n t e s p a r a
h u m a n o s
• R e l a ç ã o e n t r e a t i v i d a d e e e s t r u t u r a d á
s u p o r t e a o p o t e n c i a l d e p e r ig o
• M e t a b o l i s m o e t o x ic o c i n é t ic a
c o m p a r á v e i s e n t r e e s p é c i e s
• D a d o s t o x ic o ló g ic o s e c l í n i c o s e m
h u m a n o s d ã o s u p o r t e a o s a c h a d o s d e
t u m o r
• 
• D a d o s d e b io m a r c a d o r e s d ã o s u p o r t e a
a t r i b u i ç ã o d o s e f e i t o s a o a g e n t e
• D a d o s d e m o d o d e a ç ã o s u p o r t a m
i n t e r p r e t a ç ã o c a u s a l d e e v i d ê n c i a h u m a n a
o u r e le v â n c i a d a e v i d ê n c i a a n i m a l
 s
F o n t e : E P A , 1 9 9 6 .
Quadro II.15 - Fatores para atribuir peso à totalidade das evidências
Aumenta o peso das evidências Diminui o peso das evidências
• Evidência de causalidade em humanos • Dados não disponíveis ou não
apresentam causalidade
• Evidência de relevância para humanos
dos dados obtidos com animais
• Dados não relevantes ou não
disponíveis
• Coerência das deduções • Dados conflitantes
• Metabolismo e toxicocinética
comparáveis entre as espécies
• Metabolismo e toxicocinética não
comparáveis
• Modo de ação comparável entre as
espécies
• Modo de ação não comparável
entre as espécies
 s
Fonte: EPA, 1996.
Quadro II.16 - Categorização dos Pesos das Evidências de Carcinogenicidade
Baseada em Informação Humana e Animal
Evidência
 Animal
 Evidência
 Humana
Suficiente Limitada Inadequada Sem
Informação
Negativa
 Suficiente A A A A A
 Limitada B1 B1 B1 B1 B1
 Inadequada B2 C D D D
 Sem Informação B2 C D D E
 Negativa B2 C D D E
Fonte: EPA, 1996
Quadro III.1 - Componente 2. Avaliação dasQuadro III.1 - Componente 2. Avaliação das
Relações Dose-RespostaRelações Dose-Resposta
Dose Resposta?
Fonte: OPS/EPA, 1996
R = f (D)
Quadro III.2 - Relação Quadro III.2 - Relação LogarítimicaLogarítimica da da
Dose- EfeitoDose- Efeito
Efeito
Dose
Variabilidade
Efeito Máximo
Potência
Inclinação
Fonte: OPS/EPA, 1996
Quadro III.3 - Curvas de Distribuição deQuadro III.3 - Curvas de Distribuição de
FrequênciaFrequência e Curvas de Dose-Resposta e Curvas de Dose-Resposta
100
80
60
40
20
0
50 70 100 200
Distribuição de
Frequência
Cumulativa
Distribuição de
Frequência
Dose (mg) Dose (mg)
100
80
60
40
20
0
4
DE50 DL1 DE99 DL50
50 100 200 400 800
Hipnose
Morte
Índice Terapêutico
DL 50
DE 50
==
400
100
Fonte: OPS/EPA, 1996
Quadro III.4 - Avaliação de Riscos paraQuadro III.4 - Avaliação de Riscos para
Substâncias Não CancerígenasSubstâncias Não Cancerígenas
Avaliação da relação dose-resposta
•utilização do efeito de limiar
•identificação do NOAEL utilizando o estudo crítico
realizado na espécie mais sensível
•calcular a DRf ou CRf dependendo da via de exposição
Fonte: OPS/EPA, 1996
Fonte: OPS/EPA, 1996
Quadro III.5 - Alguns Princípios Gerais para aQuadro III.5 - Alguns Princípios Gerais para a
Avaliação das Relações Dose-RespostaAvaliação das Relações Dose-Resposta
Na ausência que indique o contrário, para o caso de substâncias
específicas , as seguintes suposições têm sido feitas :
1. A informação obtida em seres humanos é preferida à obtida em
animais.
2. Os seres humanos são tão sensíveis como a espécie animal mais
sensível.
3. O risco significativo de sofrer algum efeito tóxico sistêmico só ocorre
quando se extrapola a dose limiar para este efeito.
4. A implicação normativa do conceito de dose de limiar é a DRf para o
caso de substâncias que causam efeitos não carcinogênicos .
Fonte: OPS/EPA, 1996
Quadro III.6 - Para Efeitos NãoQuadro III.6 - Para Efeitos Não
CarcinogênicosCarcinogênicos
R
e
s
p
o
st
a
NOEL NOAEL
Diminuição do
ganho de peso Dano hepático
NOEL = Nível onde não se
observa efeito
NOAEL = Nível onde não se
observa efeito adverso
Fonte: OPS/EPA, 1996
Quadro III.7 - Determinação do Efeito CríticoQuadro III.7 - Determinação do Efeito Crítico
% da
resposta
Diminuição do
ganho de peso
Esteatose
hepática
Convulsões
Alterações
enzimáticas
DRf NOEL NOAEL LOAEL FEL
FIxFP
Quadro III.8 - Estimativa daQuadro III.8 - Estimativa da DRf DRf
•Requer a escolha do NOAEL mais apropriado,
selecionado a partir do efeito crítico.
 Geralmente obtido em estudos com animais.
•Requer a eleição dos fatores de incerteza adequados, com
base nas limitações das informações disponíveis.
Fonte: OPS/EPA, 1996
Fonte: OPS/EPA, 1996
Quadro III.9 - Determinação do Efeito CríticoQuadro III.9 - Determinação do Efeito Crítico
FIxFP
Resposta
NOAELDRf
Dose
(mg/kg/.dia)
DRf = Dose de Referência
NOAEL = Nível de Efeito Adverso Não observado
FI = Fatores de Incerteza
FP = Fator de Ponderação
Fonte: OPS/EPA, 1996
Quadro III.10 - Para Efeitos NãoQuadro III.10 - Para Efeitos Não Carcinogênicos Carcinogênicos::
Fatores de Incerteza
Tema Valor
Considera variações na sensibilidade da população humana. 10
Ao extrapolar para o homem a informação obtida com animal. 10
Quando para calcular a DRf se utiliza um NOAEL derivado
de um estudo subcrônico, ao invés de um obtido com um
estudo crônico. 10
Quando se utiliza um LOAEL ao invés de NOAEL 10
Fatores de Ponderação
Tema Valor
Considera fatores de incerteza não incluídos anteriormente >0 a 10
Quadro III.11 - Fator de Ponderação (FP)Quadro III.11 - Fator de Ponderação (FP)
Substância A Substância B
No de animais por
experimento
5 por sexo e
por dose
240 por sexo e
por dose
NOAEL 150mg/kg-dia 150 mg/kg-dia
FI 10H x 10A 10H x 10A
FP 3 0,3
FS = FI x FP 100 x 3 100 x 0,3
DRf = NOAEL
 FS
150
300
150
30
DRf 0,5 mg/kg-dia 5 mg/kg-dia
Fonte: OPS/EPA, 1996
Quadro III.12Quadro III.12
DRfDRf
IDAIDA
•Dose de referência (DRf) =
•Fator de incerteza (FI)
•Fator de ponderação (FP)
NOAEL
FI x FP
•Ingresso Diário Aceitável (IDA) =
•Fator de Segurança (FS)
 NOAEL
FS
Fonte: OPS/EPA, 1996
Fonte: OPS/EPA, 1996
Quadro III.13 -Quadro III.13 - Categorização Categorização da Evidência da Evidência
11
Deve avaliar a informação proveniente dos estudos
disponíveis, sendo estes indicativos ou não de efeitos
tóxicos potenciais, com o propósito de avaliar a solidez da
evidência científica e realizar uma avaliação de riscos
completa.
Fonte: OPS/EPA, 1996
Quadro III.14 -Quadro III.14 - Categorização Categorização da Evidência 2 da Evidência 2
Elementos de Julgamento
A) Qualidade da informação.
B) Poder estatístico dos estudos.
C) Número e tipo de efeitos estudados.
D) Consistência das observações em diferentes estudos.
E) Relevância da duração e das vias de exposição
utilizadas, tanto para a espécie animal como para a situação
humana.
F) Relevância dos níveis de dose e das espécies utilizadas
para a situação humana.
G) Informação sobre toxicocinética.
Fonte: OPS/EPA, 1996
Quadro III.15 -Quadro III.15 - Categorização Categorização da Evidência 3 da Evidência 3
Evidência Suficiente
Esta categoria inclui resultados que, coletivamente,
proporcionam informação suficiente para decidir se existe a
probabilidade de que a substância produza efeitos adversos
para a saúde.
Evidência Suficiente em Humanos
Esta categoria inclui informações provenientes de estudos
epidemiológicos, que proporcionam evidências suficientes
permitindo à comunidade científica decidir se existe uma
relação causal entre exposição e efeito adverso.
Sem limiar Com limiar
Câncer Sem mudança
T
e
m
p
o
Quadro III.16 - EFEITOS CARCINOGÊNICOSQuadro III.16 - EFEITOS CARCINOGÊNICOS
Câncer
Fonte: OPS/EPA, 1996
Fonte: OPS/EPA, 1996
Quadro III.17 - Problemas na Extrapolação deQuadro III.17 - Problemas na Extrapolação de
Altas para Baixas DosesAltas para Baixas Doses
Escolha de Modelos para Carcinogênicos
Resposta
Dose (mg/kg/dia)
0,001
Modelo de Etapas Múltiplas Linearizado
(Limite Superior de Confiança) Linear
Etapas
Múltiplas
Weibull
Quadro III.18Quadro III.18
Doses diárias durante
o tempo de vida
mg/kg/dia
Incidência de câncer
hepático em ratas
durante a vida
Probabilidade de
câncer hepático
durante a vida
0 0/50 0,0
125 0/50 0,0
250 10/50 0,2
500 25/50 0,5
1 000 40/50 0,8
Fonte: EPA, 1991
Quadro III.19 - Diferenças na Estimativa de DosesQuadro III.19 - Diferenças na Estimativa de Doses
Virtualmente Seguras em um Nível de Risco de 10 Virtualmente Seguras em um Nível de Risco de 10 -6-6
Utilizando Diversos Modelos. O Modelo de Dose Única FoiUtilizando Diversos Modelos. O Modelo de Dose Única Foi
Utilizado como Unidade de ComparaçãoUtilizado como Unidade de Comparação
Carcinógeno Impacto
Único
Multifásico
Linearizado
Weibull Impactos
Múitiplos
Cloreto de
Vinila
1 (0,03) 1 (0,03) 1x10-7 (0.56) 2x10-8 (0,32)
Aflatoxina 1 (0,07) 20 (0,49) 1,000 (0,64) 8,000 (0,54)
Ácido
Nitriloacético
1 (<0,0001) 10 (0.09) 30,000 (0,48) 40,000 (0,48)
Dimetilnitro
samina
1 (0,04) 600 (0,57) 600 (0,63) 200 (0,72)
Os valores entre parênteses representam o valor de p da BONDAD do ajuste dos resultados ao
modelo utilizado
Fonte: Food Cosmet. Toxicol.: 18: 711-734, 1980
Quadro III.20 - Modelos MatemáticosQuadro III.20 - Modelos Matemáticos
Fonte: EPA, 1991
Modelo Aplicado Risco durante a vida a 1,0 mg/kg/dia
Impacto único 6,0 x 10 -5 (um em 17 000)
Multifásico 6,0 x 10 -6 (um em 167 000)
Impactos Múltiplos 4,4 x 10 -7 (um em 230 000)
Weibull 1,7 x 10 -8 (um em 59 milhões)
Probit 1,9 x 10 -10 (um em 5 200 milhões)
Quadro IV.1 - Componente 3. AvaliaçãoQuadro IV.1 - Componente 3. Avaliação
da Exposiçãoda Exposição
Agente População?
Fonte: OPS/EPA, 1996
Quadro IV.2 - O que é a Avaliação da Exposição ?Quadro IV.2 - O que é a Avaliação da Exposição ?
Fonte: OPS/EPA, 1996
• A avaliação da exposição é a determinação ou
estimativa da magnitude, frequência, duração e via de
exposição
• Exposição é o contato de um agente químico, físico
ou biológico com os limites exteriores de um
organismo
Fonte: Sexton et al., 1995
Quadro IV.3 - Aspectos do contato entre a população e os poluentes que são
importantes na Avaliação da Exposição
Agentes
-biológicos - único
-químicos -vários
-físicos - misturas
Fontes
- antropogênico / não antropogênico
- área/ponto
- estácionário/móvel
- interna/externa
Transporte/Meio
- ar - lixo
- água - comida
- solo - produto/item
Vias de Exposição
- comer peixe contaminado
- respirar ar do ambiente de trabalho
contaminado
- contato com áreas domésticas
contaminadas
Concentração da
Exposição
- mg/kg - µg/cm2
(comida) (área contaminada)
- mg/L - % de peso
(água) (produto consumido)
- µg/m3 - fibras/m3
(ar) (ar)
Rotas de Exposição
- inalação - contato dérmico
- ingestão - múltiplas vias
Duração da Exposição
- segundos - semanas
- minutos - meses
- horas - anos
- dias - vida inteira
Frequência da Exposição
- contínua - intermitente
- cíclica - randômica
- rara
Tipo de Exposição
- ocupacional/ não ocupacional
- residêncial/ não residêncial.
- interna/externa
População Exposta
- população geral
- subgrupos da população
- individual
Escala Geográfica
- local/fonte específica
- local - nacional
- regional - internacional
- global
Escala de tempo
- passado - futuro
- presente - tendências
Quadro IV.4 - Avaliação da Exposição em HumanosQuadro IV.4 - Avaliação da Exposição em Humanos
Fonte: OPS/EPA, 1996
CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
• Onde se encontra a substância?
• Como a população pode estar exposta?
• Através de que vias?
• Qual o grau de absorção através das diversas vias de
exposição?
• Quem está exposto? Existem grupos de alto risco?
• Qual é a magnitude, duração e frequência da exposição?
Quadro IV.5 - Aspectos e Suposições sobre a ExposiçãoQuadro IV.5 - Aspectos e Suposições sobre a Exposição
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
• Examina o grau e frequência da exposição em humanos
Quanto?
Com que frequência?
Com quanta certeza?
• Modelo versus monitoramento
• Identifica o número de pessoas expostas
• Calcula o grau de absorção por diversas vias de exposição
• Utiliza indivíduos médios ou típicos, assim como grupos de
alto risco
QadroQadro IV.6 - Avaliação da Exposição IV.6 - Avaliação da Exposição
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
• A EPA avalia as informações sobre a exposição
utilizando diferentes situações possíveis de exposição
(cenários) e diversas suposições sobre a taxa de
absorção das substâncias pelo homem
• Existem dois tipos principais de avaliação para
abordar esta margem de exposição
- Tendência central
- Extremo superior
Quadro IV.7 - Deve ser ApresentadoQuadro IV.7 - Deve ser Apresentado
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
• Monitoramento e análise dos dados
• Destino e transporte de substâncias
• Populações expostas
•Caracterização do risco
•Incertezas
Monitoramento e Análise de DadosMonitoramento e Análise de Dados
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
Os dados devem ser organizados segundo:
•Compartimento ambiental (meio)
•Localização
•Período
Quadro IV.8 - Organização da Informação
MonitoramentoMonitoramento e Análise de Dados e Análise de Dados
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
Sempre deve-se considerar:
•Controle da qualidade
• Rotas ambientais de exposição (ar, água, solo
e cadeia alimentar)
•Distribuição de frequências•Concentrações de níveis basais
Quadro IV.9 - Análises da Informação
MonitoramentoMonitoramento e Análise de Dados e Análise de Dados
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
Os níveis basais podem ser definidos como:
•As concentrações em áreas remotas não
contaminadas
•As concentrações causadas por fontes de caráter
regional, mas não aquelas de tipo local
•Qualquer concentração de áreas vizinhas
Quadro IV.10 - O que é Nível Basal?
MonitoramentoMonitoramento e Análise de Dados e Análise de Dados
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
Resumir os dados sobre a exposição e cálculo de dose
para:
•Exposição aguda
•Exposição crônica
Quadro IV.11 - Resumo da Informação
Quadro IV.12 - Resumo dos ResultadosQuadro IV.12 - Resumo dos Resultados
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
Completar a caracterização para determinar a
necessidade de:
•Amostragem de outras substâncias
•Nova série de amostragens
•Novos lugares
•Técnicas analíticas especiais
Destino e Transporte de SubstânciasDestino e Transporte de Substâncias
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
Quadro IV.13 - Vias de Transferência entre os
Meios
Ar
Solo Água
Biota Sedimento
Destino e Transporte de SubstânciasDestino e Transporte de Substâncias
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
Quadro IV.14 - Mecanismo de Transporte
Ambiental
• Volatização
• Escorrimento superficial/erosão
• Depósito seco e úmido
• Lixiviação/transporte por água subterrânea
• Transporte por água superficial/ressuspensão e depósito
de sedimentos
• Bioacumulação
Destino e Transporte de SubstânciasDestino e Transporte de Substâncias
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
Quadro IV.15 - Processos de Transformação
• Hidrólise/fotólise
• Oxidação/redução
• Biodegradação
• Reações de precipitação
• Metilação/alquilação
Quadro IV.16 - Fatores que Influem nos Processos de TransporteQuadro IV.16 - Fatores que Influem nos Processos de Transporte
e Transferência das Substâncias no Ambientee Transferência das Substâncias no Ambiente
Das Substâncias
•Estado físico
•Solubilidade
•Pressão de vapor (volatilidade)
•Constante de ionização
•Reatividade química
•Tamanho da partícula
•Coeficiente de partição
•Biodegradabilidade
•Adsorção a partículas do solo
•Sedimentação
•Tamanho molecular
•Interação com outras substâncias
Do Ambiente
•Temperatura
•Quantidade de oxigênio
•Radiação UV
•pH
•Intensidade luminosa (fotólise)
•Ação microbiana
•Degradação química (hidrólise oxidação)
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
Destino e Transporte de SubstânciasDestino e Transporte de Substâncias
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
Quadro IV.17 - Mecanismos de Destino e Transporte
Biota
bioacumulação
metabolismo
Solo
fotólise/hidrólise
biodegradação
oxidação/redução
Ar
fotólise
reações com OH-
reações com ozonio
outras reações
Água
fotólise/hidrólise
biodegradação
oxidação/redução
Sedimento
hidrólise
degradação microbiana
oxidação/redução
Cálculo da DoseCálculo da Dose
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
Quadro IV.18 - O que é a Dose Potencial?
É a quantidade de uma substância contida no
material ingerido, no ar respirado ou no material
aplicado à pele
Quadro IV.19 - Cálculo da ExposiçãoQuadro IV.19 - Cálculo da Exposição
1º Medir as concentrações ambientais da substância
2º Identificar o compartimento ambiental de exposição
3º Estabelecer a duração e frequência do contato humano com o
meio contaminado (água, ar)
4º Conhecer a taxa de absorção para cada via de exposição
5º Identificar através de quais vias de exposição está ocorrendo o
ingresso da substância
6º Assumir os valores-padrão para estimar o ingresso do meio
contaminado no organismo (2L água/dia, 23m3 ar/dia, etc.)
7º Aplicar as equações para estimar a dose diária
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
Cálculo da DoseCálculo da Dose
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
Quadro IV.20 - Equações para Doses em Estado Estável
Cálculo da Dose Absorvida a partir da Dose Potencial
Dose Potencial =
Dose Absorvida = Dose Potencial x FA
C: Concentração do contaminante
DE: Duração da exposição
PC: Peso corpóreo
FA: Fração da dose potencial que é absorvida
TI: Taxa de ingresso
PT: Ponderação temporal
C x TI x DE
PT x PC
Quadro IV.21 - Fórmulas para o Cálculo da Dose deQuadro IV.21 - Fórmulas para o Cálculo da Dose de
ExposiçãoExposição
Dose (mg/kg/dia) = C x TI x TA x DE
 PC
C: Concentração do contaminante no meio (mg/m3, mg/L, mg/kg, etc)
TI: Taxa de ingresso no organismo do meio contaminado (m3de ar por dia, litros de
água por dia, gramas de alimento por dia, gramas de terra por dia, etc.)
TA: Taxa de absorção, expressa em % (0,20; 0,50; etc)
DE: Duração da exposição, em horas no caso de cálculo para um dia, também pode
ser dias, meses ou anos
PC: Peso corpóreo, em kg
DE: Número de dias nos quais realmente ocorreu exposiçào
PT: Ponderação temporal, geralmente é o total de dias do período no qual
ocorreram exposições intermitentes
Dose = C x TI x TA
 PC
x
DE
PT
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
Cálculo da DoseCálculo da Dose
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH - ENSP - FIOCRUZ - MS
Quadro IV.22 - Fatores Médios de Exposição por
Inalação
Recomendação: Usar 20 m3/dia como ingresso médio diário ou
quando não se conhece os padrões de atividade (EPA, 1989)
Adultos Crianças (6 anos)
Repouso - 0,5 m3/h Repouso - 0,4 m3/h
Atividade Moderada - 2,1
m3/h
Atividade Moderada - 2,0
m3/h
Cálculo da DoseCálculo da Dose
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH - ENSP - FIOCRUZ - MS
Quadro IV.23 - Unidades de Exposição por Ingestão
DE: Subcrônica/Crônica =
 sucessão ou dias/dias durante a vida ou
 365 dias/dia x ano/tempo de vida
TI: litros/dia; gramas/dia; etc
C: mg/L (água), mg/kg (alimento), mg/kg (terra)
Cálculo da DoseCálculo da Dose
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
Quadro IV.24 - Dependência Temporal das
Variáveis
* C, TI, SC e PC variam com o tempo
* As constantes, ponderadas de acordo com a duração da
exposição simplificam a análise e podem proporcionar
estimativas adequadas da exposição e da dose
Quadro IV.25 - Avaliação da Exposição: Tendência CentralQuadro IV.25 - Avaliação da Exposição: Tendência Central
• Cálculo da dose média experimentada pela população afetada
• Geralmente usa valores como a média ou a mediana para
representar as concentrações das substâncias no meio ambiente
• Geralmente usa fatores médios de exposição e absorção
Inalação 20 m3/dia
Ingestão de água
criança 1 L/dia
adulto 1,4 L/dia
Duração da exposição 9 anos
Peso corporal
criança 15 kg
adulto 70 kg
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
Quadro IV.26 - Avaliação da Exposição: Tendência doQuadro IV.26 - Avaliação da Exposição: Tendência do
Limite SuperiorLimite Superior
• Cálculo da dose mais alta, ou exposição máxima experimentada por alguns indivíduos:
não é análise do pior caso.
• Geralmente utiliza o limite superior de confiança de 95% da média da concentração da
substância nos meios contaminados.
• Geralmente usa valores do percentual 95 para fatores de exposição e absorção das
substâncias
Inalação 30 m3/dia
Ingestão de água
criança 1 L/dia
adulto 2 L/dia
Duração da exposição 30 anos
Peso corporal
criança 15 kg
adulto 70 kg
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
Populações ExpostasPopulações Expostas
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
Quadro IV.27 - Identificação de Populações
Expostas
* Localização
* Demografia
* Atividades
* Condição saúde/enfermidade
Quadro V.1 -Quadro V.1 -
Caracterização do RiscoCaracterização do Risco
Identificação do Perigo
Dose-Resposta
Exposição
Perfil Qualitativo
e/ou Quantitativo
de Risco
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
Quadro V.2 -Quadro V.2 -
Caracterização do RiscoCaracterização do RiscoFonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
* Integrar e resumir a identificação do perigo, a
avaliação da dose-resposta e a avaliação da
exposição
* Desenvolver estimativas de risco para a saúde
pública
* Desenvolver um marco para definir o significado do
risco
* Apresentar suposições, incertezas e julgamentos
científicos
Quadro V.3 - Caracterização do RiscoQuadro V.3 - Caracterização do Risco
Objetivo
Caracterizar qualitativa e/ou quantitativamente o excesso de risco em humanos
devido a exposição a substâncias tóxicas
Para não carcinogênicos
1. Comparar a exposição atual com IDA ou DRf
IP =
2. Estimar a margem de exposição (ME)=
Para carcinogênicos
1. Conhecer a “unidade de risco” para a substância
2. Estimar o excesso de risco individual para toda a vida
 Unidade de dose * exposição atual (dose medida)
 Unidade de risco * concentração atual da substância no ambiente
3. Estimar o risco populacional de câncer
 Risco individual * população exposta
Descrição qualitativa do Risco
exposição medida
IDA ou DRf
NOAEL (estudo crítico)
exposição atual
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
Dose medida
Quadro V.4 - Cálculo do Risco Individual de CâncerQuadro V.4 - Cálculo do Risco Individual de Câncer
Potência da substância segundo
“unidade de dose” (FPC) x
Potência da substância segundo
“unidade de risco” (UR) x
Concentração da substância
no meio específico
Cálculo do Risco Populacional de CâncerCálculo do Risco Populacional de Câncer
Incidência de
Câncer
= Risco Individual x População
Exposta
Quadro V.5 -Quadro V.5 -
Caracterização do RiscoCaracterização do Risco
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
* Para carcinogênicos, considerar que os riscos são
aditivos
* Para não carcinogênicos, somar os Índices de
Perigo (IP) para cada manifestação toxicológica:
 IP = + + .......
Somando os Riscos de Diferentes Substâncias
Dose a
DRf a
Dose b
DRf b
Quadro V.6 -Quadro V.6 -
Caracterização do RiscoCaracterização do Risco
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
* Verificar a suposição de que o indivíduo está
exposto através de múltiplas rotas
* Quando as rotas que levam a ingestão compreendem
várias substâncias, corrigir segundo as diferentes
taxas de absorção
* Para riscos não carcinogênicos, somar somente as
rotas que afetam o mesmo órgão
* De modo geral, usar modelos farmacocinéticos
Somando os Riscos de Diferentes Vias e Rotas
Quadro V.7 - Caracterização do Risco -Quadro V.7 - Caracterização do Risco -
Possível ExemploPossível Exemplo
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
* A substância A é um provável carcinógeno humano
com um risco unitário de câncer de 5 x 10-3. Os
cidadãos expostos a substância A nesta população
enfrentam um excesso de risco de câncer de 1 x 10 -5
ou de 1 em 100.000.
* A substância A tem causado câncer em animais de
laboratório e é prudente limitar a exposição no
homem, inclusive se não temos provas de
carcinogenicidade em humanos
Quadro V.8 -Quadro V.8 -
Caracterização do RiscoCaracterização do Risco
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH - ENSP - FIOCRUZ - MS
Cálculos de Tendência Central
* Média
* Mediana
* Ambos
Descritores de Risco Individual
Quadro V.9 -Quadro V.9 -
Caracterização do RiscoCaracterização do Risco
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH/ ENSP/ FIOCRUZ/ MS
Cálculos de Extremo Superior
* Descrever a exposição, a dose e o risco para
os indivíduos a nível de ou acima do percentil
90 na distribuição populacional
* Não maior que no indivíduo com a
exposição, dose ou risco mais alto
Descritores de Risco Individual
Quadro V.10 -Quadro V.10 -
Caracterização do RiscoCaracterização do Risco
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH - ENSP - FIOCRUZ - MS
O risco populacional é uma projeção
probabilística da incidência do efeito na
população exposta por toda a vida (70 anos),
a qual deve ser dividida por 70 para obter o
risco anual.
Risco Populacional = Somatório de riscos
individuais = Tamanho da população x Média
de risco individual
 Risco Populacional
Quadro V.11 -Quadro V.11 -
Caracterização do RiscoCaracterização do Risco
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH - ENSP - FIOCRUZ - MS
* Estimar o número de indivíduos afetados em
uma população durante um período
específico
* Estimar a porcentagem da população ou o
número de pessoas expostas que estão
acima de um nível específico de risco, da
DRf, da CRf ou de um nível especial de
interesse
 Descritores do Risco Populacional
Quadro V.12 -Quadro V.12 -
Caracterização do RiscoCaracterização do Risco
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH - ENSP - FIOCRUZ - MS
A incerteza deve se explicitada para:
* Localizar os resultados em um contexto
* Dar integridade às análises
* Orientar uma nova coleta de dados
 Incerteza
Quadro V.13 -Quadro V.13 -
Caracterização do RiscoCaracterização do Risco
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH - ENSP - FIOCRUZ - MS
A incerteza é a falta de conhecimento sobre o
quanto uma medida ou um cálculo estão
corretos
A variabilidade é a diferença nos níveis de
exposição entre os indivíduos
 Incerteza versus Variabilidade
Quadro V.14 -Quadro V.14 -
Caracterização do RiscoCaracterização do Risco
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH - ENSP - FIOCRUZ - MS
* Calcular medidas de tendência central e de
dispersão da exposição
* Cálculos da exposição no extremo superior
* Cálculos da exposição em um limite
superior teórico
 Expressões de Variabilidade
Quadro V.15 -Quadro V.15 -
Caracterização do RiscoCaracterização do Risco
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH - ENSP - FIOCRUZ - MS
* Análises muito limitadas da rota ou da exposição
* Não avaliar todos os contaminantes presentes em
uma mistura
* Limites de detecção não sensíveis
* Desconhecimento de outras possíveis rotas de
exposição
O que pode subestimar o risco?
Quadro V.16 -Quadro V.16 -
Caracterização do RiscoCaracterização do Risco
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH - ENSP - FIOCRUZ - MS
* Parâmetros de exposição muito conservadores
* Apresentar possíveis exposições como exposições
reais
* Usar a forma linear da equação de risco para riscos
altos
O que pode superestimar o risco?
Quadro V.17 -Quadro V.17 -
Caracterização do RiscoCaracterização do Risco
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH - ENSP - FIOCRUZ - MS
* Quantidade inadequada de algarismos significativos
* Erros de computador
* Uso inadequado de fatores de exposição
* Descrição insuficiente das incertezas
O que pode representar de forma
errada o risco?
Quadro V.18 -Quadro V.18 -
Caracterização do RiscoCaracterização do Risco
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH - ENSP - FIOCRUZ - MS
* Fatores de absorção inadequados
* Definições inadequadas do risco
 - não apresentar as estimativas de excesso de risco
por toda a vida
 - predição das mortes por câncer
 - não apresentar o peso da evidência
O que pode representar de forma
errada o risco?
Quadro V.19 -Quadro V.19 -
Caracterização do RiscoCaracterização do Risco
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH - ENSP - FIOCRUZ - MS
* Quantidade inadequada de algarismos significativos
* Erros de computador
* Uso inadequado de fatores de exposição
* Descrição insuficiente das incertezas
O que pode representar de forma
errada o risco?
Quadro V.20 -Quadro V.20 -
Caracterização do RiscoCaracterização do Risco
Fonte: OPS/EPA, 1996 CESTEH - ENSP - FIOCRUZ - MS
* Fatores de absorção inadequados
* Definições inadequadas do risco
 - não apresentar as estimativas de excesso de risco
por toda a vida
 - predição das mortes por câncer
 - não apresentar o peso da evidência
O que pode representar de forma
errada o risco?
 QUADRO VII.1 - PROPRIEDADES FÍSICO-QUÍMICAS DO BENZENO
 Nome Químico e Sinônimos Benzeno, Ciclo-hexatrieno, benzol, pirobenzol
 Fórmula Molecular C6H6
 Estado Físico Líquido, incolor, volátil
 Peso Molecular 78,11 (C - 92,25%; H - 7,75%)
 Ponto de Fusão 5,5oC
 Ponto de Ebulição 80,1oC (1 atm = 760 mmHg)