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, nenhumcrescimento na freqüência ou severidade dos efeitos tóxicos vistos na população exposta comparada com umapopulação apropriada não exposta (EPA, 1989).

efeito desaparecerá quase que imediatamente após o término da exposição. Num outro

extremo, algumas exposições acarretarão em um dano permanente, pôr exemplo, um

defeito grave de nascimento pôr ação de uma substância que danifica irreversivelmente o

feto, em um momento crítico do seu desenvolvimento. A maioria das respostas tóxicas se

dá dentro desses dois extremos. Entretanto, em muitos experimentos, o grau de

reversibilidade não pode ser observado pelo investigador (EPA, 1991).

A gravidade é outra característica de uma resposta tóxica. Certos tipos de dano

tóxico são claramente adversos e são uma ameaça definitiva contra a saúde. Entretanto,

outros tipos de efeitos observados durante os estudos de toxicidade não tem uma

importância clara para a saúde. Pôr exemplo, para uma determinada dose, pode não ficar

claro se ocorreu uma verdadeira resposta adversa. Determinar se estas alterações leves

são significativas para a saúde, é um dos temas críticos ao avaliar a segurança, e até hoje

não foi totalmente esclarecido (EPA, 1991).

III.3 Modelos de Curva Dose-Resposta

Qualquer que seja a resposta selecionada para a medida, a relação entre o grau

da resposta do sistema biológico e a quantidade da substância tóxica a qual este sistema

foi exposto, é referida como a relação dose-resposta. Este tipo de relação tem como

exemplo clássico a DL502 (índice de letalidade), uma dose única estatisticamente derivada,

de uma substância, que causa o óbito de 50% da população exposta. Em toxicologia, a

resposta quântica é usada com frequência, ou seja, um efeito específico é identificado

(óbito, no exemplo), e a dose requerida para produzir este efeito, para cada indivíduo na

população, é determinada. A determinação da dose letal média (DL50), tomada como

exemplo, é geralmente o primeiro experimento realizado com uma substância química. Se

um grande número de doses é usado com um grande número de animais pôr dose, uma

curva dose resposta sigmoidal é observada, como mostram os Quadros III.2 e III.3 (EPA,

1991).

Neste tipo de curva, os valores que estão no eixo da abcissa (doses) são

transformados para valores logarítmicos. A ordenada é geralmente expressa em

2 A dose letal (DL50) – que se relaciona à absorção de substâncias pelo organismo via dérmica e oral – e aconcentração letal (CL50) – que se relaciona à absorção de substâncias pelo organismo por inalação – sãoparâmetros toxicológicos que correspondem à dose necessária para provocar o óbito de 50% da populaçãoexposta, de modo que, quanto mais baixa a DL50, maiores são o perigo da substância e a probabilidade deóbitos imediatos em caso de exposição. Geralmente estes parâmetros toxicológicos são baseados naextrapolação de resultados obtidos em testes de laboratórios como animais in vivo – freqüentemente sãoempregados 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 taxametabólica (Smith, 1992; IPCS, 1992b).3 Corresponde a dose experimental mais alta na qual não há, estatisticamente e biologicamente, aumentosignificativo na freqüência ou severidade de um efeito adverso à saúde na população exposta comparando-secom uma apropriada população não exposta. Efeitos podem ser produzidos neste nível, porém não sãoconsiderados como adversos (EPA, 1989)

que um número pequeno de alterações moleculares pode produzir alterações em uma só

célula, a qual pode desencadear uma proliferação celular descontrolada. Este mecanismo

é conhecido como sem limiar, já que teoricamente não há um nível de exposição para tal

substância que não represente uma probabilidade pequena, mas finita de gerar uma

resposta carcinogênica (EPA, 1991).

O conceito de limiar é importante no contexto da regulamentação. A hipótese de

limiar individual sustenta que uma gama de exposições desde zero até certo valor finito,

pode ser tolerada pelo organismo com essencialmente nenhuma probabilidade de

expressão do efeito tóxico. Além disso, é necessário focalizar os membros mais sensíveis

de uma população, e para tanto, os esforços reguladores geralmente são feitos no sentido

de manter as exposições abaixo do limiar que a população mais sensível apresenta, o

qual se define como o mais baixo dos limiares dos indivíduos dentro de uma população

(EPA, 1991).

Ao se avaliar uma relação dose-resposta surgem certas dificuldades. Pôr exemplo,

se deve decidir acerca do resultado crítico que se vai medir como “resposta”. Também se

deve decidir a medição correta da “dose”, levando-se em consideração a dose

administrada versus a dose absorvida versus a dose que alcança o órgão alvo.

Atualmente estas questões têm sido alvo de numerosas investigações (EPA,1991).

III.4.1. Efeitos Com Limiar

Para a avaliação da relação dose-resposta de efeitos com limiar um dos primeiros

passos é identificar o NOAEL utilizando-se o estudo crítico realizado com a espécie mais

sensível, para a partir daí calcular a Dose de Referência (DRf) ou Concentração de

Referência (CRf), dependendo da via de exposição (Quadro III.4). Os princípios gerais

que orientam a avaliação da relação dose-resposta baseiam-se nas seguintes suposições

(ver Quadro III.5) (EPA, 1991):

• as informações obtidas a partir de estudos epidemiológicos em seres humanos

são preferíveis do que as obtidas a partir de estudos experimentais de laboratório com

animais;

• os seres humanos são tão sensíveis como a espécie animal mais sensível;

• o risco significativo de sofrer algum efeito tóxico sistêmico só ocorre quando se

extrapola a dose limiar para o dito efeito;

• a implicação normativa do conceito de dose limiar para as substâncias que não

causam efeitos carcinogênicos é a Dose de Referência (DRf) ou a Concentração de

Referência (CRf).

Seleção do Estudo Crítico

O estudo crítico é aquele que determina o NOAEL que será utilizado como base

para o cálculo da DRf. Ao avaliar dados provenientes de estudos em animais, geralmente

se faz uma série de julgamentos profissionais que incluem, entre outros, a consideração

da qualidade científica dos estudos. Quando são apresentados dados de vários estudos

em animais, o avaliador do risco deve verificar primeiro o modelo animal que é mais

pertinente para os seres humanos, utilizando para isso os dados biológicos mais bem

fundamentados e contundentes (pôr exemplo, os dados farmacocinéticos comparativos).

Na ausência da espécie claramente mais pertinente, os avaliadores usam a espécie mais

sensível, ou seja, a que apresentou um efeito tóxico decorrente da dose mais baixa

administrada, uma vez que não há nenhum segurança de que os seres humanos não

sejam, intrinsecamente, tão sensíveis quanto a espécie mais sensível testada. Este

processo de seleção é mais difícil quando as vias de exposição em estudos com animais

são distintas daquelas associadas a situação humana sob investigação. Para utilizar

dados de estudos controlados ou de animais geneticamente homogêneos, o avaliador

deve também extrapolar de animais para seres humanos, e de altas doses experimentais

até exposições ambientais comparativamente baixas, levando em consideração a

heterogeneidade humana e as possíveis exposições múltiplas em seres humanos (EPA,

1991).

Em termos simplificados, um nível de exposição experimental é selecionado a

partir do estudo crítico, representando o nível mais alto testado que não produziu nenhum

"efeito adverso". Na prática, isto corresponde ao fato de, quando se tem vários NOAELs

igualmente confiáveis, se eleger o valor mais baixo encontrado. Este NOAEL é a

informação chave extraída do estudo da relação dose-resposta e tradicionalmente é a

base primária para avaliação científica do risco que os tóxicos sistêmicos representam

para os seres humanos. Este enfoque se baseia na suposição de que se o efeito tóxico

crítico é evitado, também serão evitados todos os outros efeitos tóxicos. Mais

formalmente, o NOAEL é definido como a dose experimental mais alta de uma

substância, na qual não há um aumento estatísticamente importante na frequência ou

gravidade de um efeito adverso, em indivíduos de um grupo exposto, quando se compara

com indivíduos de um grupo controle apropriado. Como pode se observar, podem haver

diferenças profissionais de opinião ao julgar se uma resposta particular é adversa ou não.

Além disso, o NOAEL é uma função do tamanho da população em estudo. Nos estudos

com um número pequeno de animais, é menos provável que sejam detectados efeitos

com doses baixas que em estudos que utilizem grandes números de animais. Também,

se o intervalo entre doses em um experimento é grande, é possível que o NOAEL

determinado experimentalmente, seja menor que o que se observaria em um estudo que

utilize doses sobrepostas (EPA,1991).

O resultado crítico é o efeito tóxico utilizado como base para o cálculo da DRf. Em

estudos com determinadas substâncias, pode-se obter mais de um efeito tóxico, até em

um mesmo animal em estudo ou em testes de mesma ou diferentes durações de

exposição (estudos de exposição aguda, sub-crônica e crônica). Em geral, os NOAELs

para estes efeitos serão diferentes. O resultado crítico utilizado na avaliação de dose-

resposta é aquele efeito que mostre o menor NOAEL (Quadros III.6 e III.7) (EPA, 1991).

Estabelecimento da Dose de Referência (DRf)

A DRf é uma dose derivada operacionalmente do NOAEL através da aplicação

consistente de fatores de incerteza (FI), geralmente em várias ordens de magnitude, que

refletem os diversos tipos de critérios utilizados para calcular as DRfs (Quadros III.8 e

III.9). Pôr exemplo, um NOAEL crônico e válido para animais, se divide normalmente

entre um FI de 100. Além disso, as vezes se utiliza um fator de ponderação (FP) baseado

em um julgamento profissional sobre a base da qualidade dos dados que levaram ao

NOAEL (OPS/EPA, 1996)

A abordagem padrão tradicional, para estabelecer níveis “aceitáveis” de

exposição para substâncias que produzem efeitos com limiar, determina que o NOAEL

deve ser reduzido de um FI, que leve em consideração diferenças intra e interespécies.

Um FI de 10 foi proposto nos raros casos onde dados válidos de exposição crônica em

seres humanos são disponíveis. Este fator de 10 é geralmente utilizado para contemplar

a variabilidade interindividual entre seres humanos, embora seja insuficiente para proteger

a maioria de indivíduos susceptíveis, na existência de idiossincrasias (Klaassen et al.,

1991).

Na maioria das vezes, dados confiáveis de exposição em seres humanos, não são

disponíveis para uma determinada substância, devendo-se então extrapolar estes dados

a partir de estudos de exposição crônica em animais. Um FI de 100 é geralmente

empregado, sendo que um fator de 10 refere-se a diferenças interindividuais na

população humana e um fator de 10 refere-se a diferenças interespécies (10 x 10).

Quando são analisadas substâncias para as quais não existem dados confiáveis de

exposição crônica em animais, adiciona-se um FI de 10 ao fator 100 anterior, e portanto,

um FI de 1000 deve ser utilizado. O objetivo principal do uso de fatores de incerteza (FI) é

estabelecer níveis de exposição que sejam “protetores” para a saúde humana (Klaassen

et al., 1991)).

Estes fatores e as indicações de como utilizá-los ao derivar a DRf são

apresentados nos (Quadros III.10 e III.11)

A DRf é determinada através da equação(Quadro III.12):

DRf = NOAEL / (FI x FP)

Em geral, a DRf é o cálculo (com uma incerteza que talvez ultrapasse uma ordem

de magnitude) de uma exposição diária na população humana (incluindo grupos

sensíveis) que pode ocorrer durante a vida sem um risco apreciável de efeitos deletérios.

A DRf em geral se expressa em unidades de mg pôr kilograma de peso corpóreo pôr dia

(mg/kg-dia) (ver Quadro III.9) (Klaassen et al., 1991).

A DRf é útil como um ponto de referência a partir do qual é possível medir efeitos

potenciais da substância em outras doses. Geralmente, não se associam doses menores

da DRf com riscos adversos para a saúde, e portanto, é menos provável que estas

tenham um interesse normativo. A medida que aumenta a frequência ou a magnitude de

exposições que excedam a DRf, aumenta a probabilidade de efeitos adversos em uma

população humana. Entretanto, não se deve concluir categoricamente que todas as doses

abaixo das DRfs sejam aceitáveis (ou estejam livres de risco) e que todas as doses acima

da DRf sejam "inaceitáveis" (ou que resultem em efeitos adversos) (EPA, 1991; Klaassen

et al., 1991).

Os FI e FP servem para categorizar a qualidade e a solidez das evidências

disponíveis e a partir daí estabelecer a DRf (Quadro III.13). Os elementos de juízo para

esta categorização são (Quadro III.14) (OPS/EPA, 1991):

a) a qualidade da informação;

b) o poder estatístico dos estudos;

c) a quantidade e o tipo de efeitos estudados;

d) a consistência das observações nos diferentes tipos de estudos;

e) a relevância da duração e das vias de exposição utilizadas, tanto para as

espécies animais utilizadas em estudos experimentais, quanto para seres

humanos;

f) a relevância das doses administradas e das espécies utilizadas para a situação

humana;

g) as informações sobre toxicocinética.

Estes elementos de juízo para avaliação e categorização das evidências permitem

categorizá-las como (Quadro III.15) (OPA/EPA, 1991)

1) suficientes - aquelas que incluem resultados que coletivamente proporcionam

informações suficientes para decidir se existe a probabilidade de que a

substância produza efeitos adversos para a 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

incluem informações obtidas a partir de estudos experimentais em animais e/ou

evidências limitadas provenientes de estudos em seres humanos, que

proporcionem evidências convincentes sobre o potencial de uma substância

produzir efeitos adversos. As evidências mínimas necessárias para julgar o

potencial de riscos incluem a demonstração do efeito de um estudo bem

realizado em pelo menos uma espécie animal. A evidência mínima necessária

para julgar que o potencial de risco não existe, inclui a informação proveniente

de estudos bem realizados em pelo menos duas espécies diferentes de

animais;

4) insuficientes - aquelas em que não há a evidência mínima suficiente(Quadro

III.15).

III.4.2. Efeitos Sem Limiar

Atualmente, somente as substâncias que mostram propriedades carcinogênicas

são tratados como se não mostrassem níveis de tolerância (ainda que alguns cientistas

sugiram que alguns teratogênicos e mutagênicos podem se comportar de forma similar).

Em outras palavras, a curva de dose resposta para carcinogênicos na população humana

somente chega à risco zero se as doses de exposição forem zero; conforme a dose

aumenta acima de zero, o risco se torna imediatamente finito e pôr tanto aumenta em

função da dose. O risco é a probabilidade de câncer, e em doses muito baixas o risco

pode ser extremamente pequeno (isto variará de acordo com a potência da substância

carcinogênica). A este respeito, as substâncias carcinogênicas não são muito diferentes

de outras substâncias (EPA, 1991).

O Processo Carcinogênico

Se ocorre algum tipo particular de dano ao material genético (ADN) de até uma só

célula, esta pode sofrer uma série de mudanças, que em um dado momento, terá como

resultado a produção de um tumor; entretanto o tempo requerido para todas as mutações

necessárias que culminam no câncer pode ser uma porção substancial da vida de um

animal ou de um humano (Quadro III.16). As substâncias carcinogênicas também podem

afetar em número variável as etapas de transição no desenvolvimento do câncer.

Algumas substâncias carcinogênicas parecem capazes somente de iniciar o processo (se

chamam ”iniciadores“). Outros cuja natureza ainda não se conhece bem, atuam somente

em etapas posteriores (os chamados promotores, que podem atuar em uma ou mais

etapas). Existem substâncias carcinogênicas que podem atuar em várias etapas. Alguns

cientistas postulam que uma quantidade arbitrariamente pequena de uma substância

carcinogênica, até uma só molécula, poderia afetar a transição de células normais em

células cancerosas em uma ou várias das diversas etapas, e que uma quantidade maior

da mesma substância somente aumenta a probabilidade de que ocorra uma dada

transição. Sob estas circunstâncias, há poucas possibilidades de um nível de tolerância

absoluto sob o qual não haja efeito no processo (inclusive se o efeito fosse sumamente

pequeno) (EPA, 1991).

Esta descrição do processo carcinogênico está ainda sob uma extensa

investigação científica e de nenhuma forma está confirmado. Entretanto, é o modelo

dominante e tem bastante suporte. Este modelo multifásico tem influenciado o

desenvolvimento de alguns dos modelos usados para a avaliação de dose-resposta

(Quadro III.17). Antes de analisar estes modelos, é útil revisar a informação experimental

sobre dose-resposta obtida dos bio-ensaios e estudar porque se necessitam tais modelos

(EPA, 1991).

Potência e Extrapolação de Doses Altas a Doses Baixas

Suponhamos que uma substância tenha sido administrada em ratos e

camundongos de ambos os sexos e se encontrou câncer hepático em ratos machos. Um

resumo típico dos dados de tal experimento seria o seguinte (Quadro III.18) (EPA, 1991):

A incidência de câncer hepático se expressa como uma fração, e é o número de

animais que foram encontrados com tumores hepáticos dividido pelo número total de

animais sob risco. A probabilidade (P) de câncer é simplesmente a fração expressada

como um decimal (pôr exemplo, 25/50 = 0,5).

Ainda que se tenha um “não-efeito” com uma exposição de 125 mg/kg/dia, deve-se

considerar que, de qualquer forma, a resposta é compatível com um risco em torno de

0,05 (5%), devido as incertezas estatísticas associadas com o pequeno número de

animais usados.

Este experimento revela que se os seres humanos e os animais são mais ou

menos igualmente suscetíveis à substância, uma exposição de 250 mg/kg/dia em seres

humanos aumentará seu risco durante a vida em 20% . Se 1.000 pessoas forem

expostas à esta dose da substância em questão durante sua vida, se esperara que 200

delas desenvolvam câncer. Este é um risco extremamente alto e obviamente nada o

justificaria. Entretanto, está perto do extremo inferior da margem de riscos que podem ser

detectados em experimentos com animais (EPA, 1991). Para continuar com a ilustração,

suponhamos que é possível estimar a dose diária de uma substância na população

humana. Para este exemplo, suponhamos que a população humana exposta receba uma

dose de 1,0 mg/kg/dia. Deste modo surge o interesse de saber o risco para ratos com 1,0

mg/kg/dia (EPA, 1991).

Há uma grande diferença entre as doses usadas experimentalmente e a dose de

interesse. Os riscos que provavelmente existiriam em uma dose de 1,0 mg/kg/dia são

bastante pequenos e para determinar se existem, se necessitariam de muitos animais

(talvez centenas ou milhares). No entanto, sob estas circunstâncias, para estimar o risco

potencial é necessário se basear em outros meios que não sejam a experimentação

(EPA, 1991).

Os cientistas tem desenvolvido vários modelos matemáticos para estimar os riscos

em doses baixa a partir de riscos em doses alta. Tais modelos descrevem a relação

quantitativa esperada entre risco (P) e doses (d), e se usam para estimar um valor para P

(o risco) a dose de interesse (em nosso exemplo, a dose de 1,0 mg/kg/dia). A exatidão de

P projetada para a dose de interesse, d , é uma função de o quanto exatamente o modelo

matemático descreve a verdade, porém não é medido, a relação entre dose e risco em

níveis de dose baixa (EPA, 1991).

Estes modelos matemáticos são bastante complexos para serem expostos

detalhadamente em um material introdutório. Os diversos modelos podem conduzir a

estimação de riscos muito diferentes. Nenhum é específico para uma determinada

substância; isto quer dizer que cada um está baseado em teorias gerais de

carcinogenicidade. Nenhum pode ser aprovado ou desaprovado através da informação

científica atual, ainda que os resultados futuros da investigação possam aumentar nosso

entendimento de carcinogenicidade e ajudar a refinar estes modelos. As agências

regulamentadoras atualmente usam os modelos de impacto único (ou de um evento),

multifásico e próbit. Entretanto, geralmente as decisões regulamentadoras se baseiam

geralmente nos resultados de modelos de impacto único ou multifásico. Também se

utilizam os modelos de impactos múltiplos (ou de múltiplos eventos), o weibull e o lógit

para a avaliação de risco (Quadro III.17). De um modo geral, a escolha do modelo

implicará em resultados diferenciados para uma mesma substância, conforme pode se

verificar no Quadro III.19 (EPA, 1991).

Se estes modelos se aplicam aos dados registrados anteriormente para uma

substância hipotética, se obtém diferentes estimativas de risco durante a vida dos ratos

machos4 utilizados no experimento à uma dose de 1,0 mg/kg/dia (Quadro III.20) (EPA,

1991).

Pode não haver base experimental para decidir que estimativa é a mais próxima

da realidade. Entretanto, é possível mostrar que o risco real, pelo menos para os animais

submetidos à exposição, dificilmente será maior que o risco mais alto previsto pelos

diversos modelos (EPA, 1991).

Em casos em que existam dados pertinentes sobre mecanismos de ação

biológicos, a seleção de um modelo deve ser coerente com esses dados. Entretanto, em

muitos casos, tais dados são muito limitados, tendo pôr resultado uma grande

insegurança na seleção de um modelo para a extrapolação em doses baixa. Atualmente,

o entendimento dos mecanismos do processo de carcinogenicidade é ainda bastante

4 De acordo com o exemplo apresentado no texto da EPA (1991), todos os riscos são para uma exposiçãodiária durante toda a vida. O tempo de vida é a unidade de medida porque os dados experimentais refletem orisco experimentado por animais durante suas vidas completas. Os valores demonstrados são limites deconfiança 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 efeitosdeletérios para a saúde durante todo o período de vida. É obtida através dos dados de efeitos, obtidosempiricamente, divididos por fatores de incertezas que levam em consideração as variabilidades entre e intra-

relacionada a carcinogenicidade é operacionalmente análoga. A diferença está no fato de

que a linearidade para as respostas de câncer não é necessariamente presumível. Se, em

um caso particular, a evidência indica um limiar, como no caso onde a carcinogenicidade

é um efeito secundário em relação à outro efeito tóxico que apresenta limiar, a análise do

limite de exposição para a toxicidade é a mesma que aquela realizada para uma resposta

de não câncer, e o DRf ou CRf para esta toxicidade também pode ser estimado e

considerado na avaliação de câncer (EPA, 1996).

Para dar sustentação às suposições do gerenciador de risco sobre o limite de

exposição, são utilizadas informações obtidas na avaliação de risco sobre os

conhecimentos do fenômeno que pode estar acontecendo com o decréscimo substancial

da dose (exposição) observado nos dados. O objetivo é fornecer um grande número de

informações sobre a redução do risco que acompanha a diminuição da exposição. É

necessário que se atinjam alguns pontos para que se cumpra este objetivo. São eles

(EPA, 1996):

• a inclinação da curva de dose-resposta observada no ponto de partida e suas

incertezas e implicações na redução do risco associada à redução da exposição

(pouca inclinação sugere menos redução que uma inclinação mais

pronunciada);

• a natureza da resposta utilizada para avaliação dose-resposta;

• a natureza e extensão da variabilidade humana na sensibilidade ao fenômeno

envolvido;

• a persistência da substância no corpo;

• a sensibilidade humana ao fenômeno, comparada com a dos animais em

experimentação;

Como uma suposição padrão para dois destes pontos, um fator não menor que 10

vezes pode ser empregado para dar conta da variabilidade humana e das diferenças na

sensibilidade entre as espécies, quando seres humanos podem ser mais sensíveis que

animais. Quando os seres humanos são considerados menos sensíveis que os animais,

um fator padrão não menor que 1/10 pode ser empregado para dar conta desta diferença.

Caso exista disponibilidade de informações sobre a variabilidade humana ou diferença

entre as espécies, estas informações são utilizadas no lugar dos padrões ou para

modificá-los, caso seja apropriado. No caso da análise baseada em estudos com seres

espécies, estendidas a dados de todos os resultados de toxicidade de exposições crônicas, e quando possível osdados 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 seusefeitos nos organismos vivos. Os estudos de toxicodinâmica (farmacodinâmica é um sinônimo), tem porobjetivo 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.