Kwantificering van gezondheidsrisico s aan de hand van DALYs en externe gezondheidskosten

Transcriptie

1 Kwantificering van gezondheidsrisico s aan de hand van DALYs en externe gezondheidskosten Rudi Torfs Vito Studie uitgevoerd in opdracht van de Vlaamse Milieumaatschappij, MIRA MIRA/2003/02 april 2003

2 Dit rapport verschijnt in de reeks MIRA Ondersteunend Onderzoek van de Vlaamse Milieumaatschappij. Deze reeks bevat resultaten van onderzoek gericht op de wetenschappelijke onderbouwing van het Milieu- en natuurrapport Vlaanderen. Dit rapport is ook beschikbaar via Contactadres: Vlaamse Milieumaatschappij MIRA Van Benedenlaan Mechelen tel. 015/ Wijze van citeren: Torfs R. (2003), Kwantificering van gezondheidsrisico s aan de hand van DALYs en externe gezondheidskosten, studie uitgevoerd in opdracht van de Vlaamse Milieumaatschappij, MIRA, MIRA/2003/02, Vito.

3 (Contract ) 2003/IMS/R/077 VERSPREIDINGSLIJST VMM: Vito: 3 ex. 5 ex.

4 INHOUDSTABEL 0 SAMENVATTING INLEIDING Doel van de studie DALYS VOOR MILIEUVERSTORINGEN De plaats van DALYs in risicobeoordeling DALYs: basisprincipes en opbouw Verloren levensjaren door vroegtijdige sterfte (YLL) Levensjaren doorgebracht in ziekte (YLD) Toepassing Voorbeeld Resultaat Interpretatie en discussie KWANTIFICERING VAN DALYS Inleiding Economische waardering van gezondheidseffecten Morbiditeit Sterfte Leeftijdsafhankelijheid Verdiscontering Resultaten Waardering van één DALY in monetaire termen BESLUITEN EN AANBEVELINGEN REFERENTIES...42 AFKORTINGEN EN BEGRIPPEN Bijlage 1: Methoden voor onzekerheidsanalyse bij risico-evaluatie Bijlage 2: Health impact assessment Bijlage 3: Overzicht van de gebruikte data

5 LIJST VAN TABELLEN Tabel 2-1: Indeling van stoffen volgens hun kankerverwekkend vermogen Tabel 2-2: verloren levensjaren door voortijdige sterfte in Vlaanderen voor specifieke oorzaken, situatie Tabel 2-3: Overzicht van de gebruikte wegingsfactoren en van de duur van de effecten om de milieu-gerelateerd ziektelast te berekenen Tabel 2-4: Voorbeeld: niet-accidentele sterfte ten gevolge van korte termijn blootstelling aan PM Tabel 2-5: Berekening van het aantal verloren gezonde levensjaren voor de beschouwde polluenten voor een bepaald jaar, zonder verdiscontering en met 3% verdiscontering (volgens formules in paragraaf 2.2)...20 Tabel 2-6: vergelijking van de fijn stof attributieve gevallen (uitgedrukt per miljoen inwoners en per 10 µg/m³ PM 10 )...22 Tabel 2-7: Totaal aantal verloren gezonde levensjaren (in DALY) met en zonder verdiscontering (het 10de en 90ste percentiel van het totaal staan tussen haakjes)...23 Tabel 2-8: Totaal aantal verloren gezonde levensjaren (in DALY) in de veronderstelling dat drempels voor sommige gezondheidseffecten bestaan, met en zonder verdiscontering Tabel 3-1: Overzicht van de externe gezondheidskosten uit de ExternE literatuur, en aangevuld met eigen data...32 Tabel 3-2: Berekening van het aantal verloren gezonde levensjaren en de milieuschadekosten voor de beschouwde polluenten voor een bepaald jaar, zonder verdiscontering en met 3% verdiscontering (volgens formules in paragraaf 2.2) Tabel 3-3: Totaal externe gezondheidskosten (in euro) met en zonder verdiscontering Tabel 3-4: De externe gezondheidskost per verloren gezond levensjaar op basis van de beschouwde polluenten en effecten in deze studie...37 LIJST VAN FIGUREN Figuur 1-1: De plaats van DALYs en milieuschadekosten in DPSIR....5 Figuur 2-1: voorstelling van de waarschijnlijkheidsverdeling van het resultaat...17 Figuur 2-2: De waarschijnlijkheidsverdeling van het aantal verloren levensjaren ten gevolge van niet-accidentele sterfte door korte termijn blootstelling aan PM

6 1 0 SAMENVATTING De impact van milieuverstoringen op mens, natuur en economie is vaak de moeilijkst in te schatten stap in de DPSI-R keten. De mogelijke invloed van milieuverstoringen, emissies van polluenten of concentraties aan stoffen op de gezondheid is in vele gevallen slechts kwalitatief te vatten. Indicatoren die de hinder begroten, die mensen ondervinden ten gevolge van maatschappelijke activiteiten, zijn nog onvoldoende uitgewerkt. Deze studie is een eerste aanzet tot het meer algemeen gebruiken van zowel verloren gezonde levensjaren, uitgedrukt in DALYs of disability adjusted life years, als externe gezondheidskosten als indicator voor gevolgen voor de mens resp. gevolgen voor economie in MIRA-T. Ze komt hiermee tegemoet aan de nood om de set van indicatoren voor gevolgen op gezondheid en gevolgen op economie uit te breiden in toekomstige MIRA rapporten. Op basis van de bestaande kennis over de bepaling van verloren gezonde levensjaren in termen van DALYs hebben we in deze studie een methode ontwikkeld om impacts op gezondheid te vertalen in een geschikte indicator. De methode is flexibel zowel in het berekenen van verschillend polluenten en effecten als in het evalueren van alternatieve scenario s. Het invoeren van drempels of concentraties waaronder geen effecten voorkomen kan bijvoorbeeld, indien verschillende scenario s op hun impacts op gezondheid worden vergeleken. Onzekerheid en variabiliteit is zoveel mogelijk geïntegreerd in de basisdata. De indicator die de gezondheidsimpacts vertaald in economische termen is gestoeld op de Europese ExternE methode. De berekening van de externe gezondheidskosten in deze studie vertrekt van dezelfde basisdata als de berekening van DALYs. Hierdoor worden de indicatoren die de impact op economie en gezondheid evalueren meer consistent. Voor een beperkte set van milieu-impacts worden de DALYs en externe gezondheidskosten bepaald. De totale ziektelast van de beschouwde milieufactoren bedraagt DALYs of verloren gezonde levensjaren in Vlaanderen. Deze zijn in hoofdzaak terug te brengen tot cardiorespiratoire effecten, kankers en ernstige hinder van geluid. Op een totaal van ongeveer 1,2 miljoen DALYs voor Vlaanderen is dit slechts 3%. Wanneer we het resultaat vergelijken met de DALYs voor Vlaanderen, beperkt tot cardiovasculaire en respiratoire aandoeningen en leukemie, dan is dit milieu-aandeel goed voor 25% van de beschouwde ziektelast. Uitgedrukt in externe gezondheidskosten is de milieulast van de beschouwde polluenten en concentraties ongeveer 3 miljard, en van de orde van 2% van het BBP van Vlaanderen voor In de loop van de studie zijn volgende aandachtspunten naar voor gekomen: 1. Het ontwikkelen van een set van gezondheidseffecten om een evenwichtige evaluatie van polluenten mogelijk te maken, is nodig. 2. Systematisch uitbreiden van de set van polluenten wanneer genoeg data beschikbaar is. Nog meer informatie over de milieuverstoringsketen is hiervoor nodig. Belangrijke polluenten zoals bvb. dioxines zijn hierdoor nog niet opgenomen. 3. Het is noodzakelijk om gezondheidsdata bvb. jaarlijks beschikbaar te hebben om een jaarlijkse update te kunnen maken.

7 2 4. De ontwikkeling van een externe kost per verloren levensjaar gebaseerd op nieuwe studies is noodzakelijk. De hypotheses en inschattingen van het risico die in deze studie gehanteerd werden zijn eerder conservatief, waardoor het gevaar voor overschatting van de impact van milieufactoren klein is. Bovendien is in grote mate de onzekerheid op de parameters in rekening gebracht..

8 3 1 INLEIDING Menselijke activiteiten beïnvloeden het milieu. Deze antropogene ingrepen op de omgeving kunnen in een milieuverstoringsketen beschreven worden en gekwantificeerd. In een milieurapport zoals MIRA-T worden hiertoe indicatoren gedefinieerd en berekend voor elk niveau van de verstoringsketen (of DPSI-R keten). Indicatoren voor de driving forces zoals bvb. productie in industrie, consumptiepatroon en koopkracht van de huishoudens en transport van goederen en mensen zijn vrij goed gekend. Druk ( pressure ) indicatoren zoals de emissies van verontreinigende stoffen naar lucht en water, per sector of voor alle sectoren in Vlaanderen samen worden jaarlijks opgevolgd en zijn bijgevolg redelijk nauwkeurig. De toestand ( state ) zoals water-, bodem- en luchtkwaliteit wordt via meetnetten en gerichte onderzoeken bewaakt. De impact van vorige stappen op mens, natuur en economie is vaak de moeilijkst in te schatten stap in de keten. De mogelijke invloed van milieuverstoringen, emissies van polluenten of concentraties aan stoffen op de gezondheid is in vele gevallen slechts kwalitatief te vatten. Indicatoren die de hinder begroten, die mensen ondervinden ten gevolge van maatschappelijke activiteiten, zijn nog onvoldoende uitgewerkt. Door de milieuverstoring doorheen de keten te kwantificeren wordt de evolutie van een bepaald probleem meetbaar. Een beleidsactie die ingrijpt op de verstoring kan aan de hand van de verschillende indicatoren geëvalueerd worden (retrospectief). Men kan bovendien prospectief de invloed van beleidskeuzes aftasten. Om een adequate beleidsrespons op milieuverstorende activiteiten te bepalen, of om de invloed van verschillende alternatieven op de mens af te wegen, zijn er zeker maatstaven nodig die alle mogelijke effecten op de mens (hinder zowel als lichte en zware gezondheidsklachten, als sterfte) op eenzelfde noemer brengen. Meer en meer verschuift immers het accent in milieu- en gezondheidsbeleid van brongerichte naar doelgerichte (i.e. op de mens gerichte) acties en normering. De meest gebruikte meetbare en geïntegreerde indicatoren voor impacts op de mens zijn: - aantal verloren levensjaren of aantal sterftegevallen, - QALYs, quality adjusted life years, - DALYs, disability adjusted life years, - gezondheidsimpacts omgezet in geldtermen. De meest eenvoudige en herkenbare indicator is de bepaling van het aantal voortijdige overlijdens, die te wijten is aan een bepaalde (milieu-)factor. Op basis hiervan kunnen ook verloren levensjaren berekend worden. Het aantal verloren levensjaren wordt gebruikt om het belang van een bepaalde doodsoorzaak te meten. QALYs en DALYs zijn beide geïntegreerde gezondheidsindicatoren die zowel ziekte en sterfte samen nemen, en zijn gegroeid vanuit gezondheidsbeleid en de behoefte om niet-fatale aandoeningen te betrekken in beslissingen omtrent volksgezondheid. Beslissingen werden voordien in hoofdzaak gedragen door het aantal voortijdige sterftegevallen dat kon vermeden worden. Zij bouwen dus voort op de eenvoudige indicator aantal sterftegevallen of levensverwachting van een populatie.

9 4 QALYs worden in deze studie niet verder uitgewerkt. QALYs combineren veranderingen in kwantiteit en kwaliteit van leven (mortaliteit en morbiditeit) in een gemeenschappelijke maat. Een QALY, één kwaliteitsgecorrigeerd levensjaar, staat voor één levensjaar doorgebracht in een toestand van volmaakte gezondheid, of voor twee jaren doorgebracht in een gezondheidstoestand die half zo wenselijk is, enzovoort. QALYs zijn sterk verwant aan DALYs, zijn zelfs in bepaalde omstandigheden het inverse van DALYs. Deze laatste indicator meet het aantal gezonde levensjaren die een populatie verliest door ziekte. Het is de optelsom van de jaren verloren door sterfte aan de betreffende ziekte (verloren levensjaren) en de jaren geleefd met de ziekte, rekening houdend met de ernst ervan (ziektejaarequivalenten). Om het verlies aan gezonde levensjaren in te schatten, en om vergelijkingen tussen regio s te maken, is in de Global Burden of Disease studie (Murray, 1996; Murray, 1999) van de Wereldbank en de WHO het DALY concept ontwikkeld en toegepast om in 8 regio's van de wereld een totale en vergelijkbare gestandaardiseerde ziektelast te berekenen. De indicator combineert het verlies aan levensjaren met het aantal jaren dat geleefd wordt met een ziekte of handicap, en is uitgedrukt in de dimensie tijd. Het gebruik van DALY kan dus toegepast worden op verschillende gezondheidstoestanden, mits er een adequate weging van de verschillende ziektebeelden is gebeurd. DALYs zijn dus expliciet opgezet om enerzijds op nationaal of regionaal niveau de globale ziektelast die te wijten is aan verschillende oorzaken (ziekte, ongevallen, levensomstandigheden) te meten en te vergelijken. Bij uitbreiding zijn milieu gerelateerde factoren voor ziekte of vroegtijdige sterfte eenvoudig en op consistente manier te vatten in DALYs. Een belangrijke aanzet voor het berekenen van DALYs voor milieuverstoringen is gegeven in de studie van de Hollander (1999). Deze laatste vormt in grote lijnen de basis voor ons onderzoek. Aan de hand van deze indicator kan men ook interventies en hun efficiëntie beoordelen of trade-offs van bepaalde beslissingen objectiveren. Door gebruik te maken van het concept van disability adjusted life years wordt een betere vergelijking en prioriteitzetting van verschillende milieu- en gezondheidsproblemen dus mogelijk. Niet enkel fysische impacts kunnen uitgedrukt worden in DALY, ook hinder (bvb. geluidshinder) kan op deze manier vertaald worden in eenzelfde indicator. Externe milieukosten of milieuschadekosten, of de monetaire implicaties van emissies naar de omgeving, die niet in de prijs van de milieuverstorende activiteit vervat zit, zijn gegroeid vanuit het milieubeleid en de noodzaak om een maat te hanteren waartegen kosten om emissies te reduceren kunnen afgewogen worden. De filosofie dat elk goed aan een juiste prijs moet aangeboden worden ( getting the prices right ) impliceert dat zowel interne als externe kosten moeten gekend zijn. In deze studie wordt enkel ingegaan op de externe gezondheidskosten die polluenten en milieuverstoringen teweegbrengen. Naast schade aan de gezondheid, kunnen milieu-verstoringen ook schade veroorzaken aan gebouwen, natuur en ecosystemen, waterwinning, effecten voor recreatie, esthetische effecten. Beide soorten van geïntegreerde indicator kunnen het resultaat zijn van eenzelfde ketenbenadering waarbij van bron van de milieuverstoring tot blootstelling, de toegenomen gezondheidseffecten of sterfte wordt berekend en vervolgens via een weging van de ernst van de impact vertaald wordt in een indicator. Zowel de health adjusted life years (DALY of QALY) als de verloren levensjaren en kosten kunnen op deze wijze in een health impact assessment berekend worden op basis van de kennis over blootstellings-effect of dosis-effect relaties. Omwille van de verschillende uitgangspunten en methodes bij weging zal het aantal DALYs voor een bepaalde impact in

10 5 verhouding tot de milieuschadekost geen constante zijn. In deze studie proberen we beide methodes te verzoenen en de verschillen te verklaren. Response Response Driving Driving forces forces Pressure Pressure State State Impact Impact I D I D Emissies Emissies (vb. X g SO (vb. X g SO 2 /MWh 2 /MWh e voor e voor technologie Y & lokatie Z) technologie Y & lokatie Z) I P I P Verspreiding Verspreiding toename in concentraties(vb. X toename in concentraties(vb. X I S I µg/m³ PM S µg/m³ PM 10 in Europa) 10 in Europa) Impact I Impact I I (vb. PM (vb. PM 10 : toewijsbare sterfteof 10 : toewijsbare sterfte of ziekte) ziekte) WEGEN van Impacts Kosten Kosten (externe (externe Gezondheids- Gezondheids- kost, ) kost, ) indicatoren indicatoren (DALY) (DALY) Indicatoren Indicatoren Health Health Impact Impact Assessment Assessment Impacts Impacts op op natuur, natuur, landbouw, landbouw, bebouwde bebouwde omgeving, omgeving, werkgelegenheid. werkgelegenheid. Figuur 1-1: De plaats van DALYs en milieuschadekosten in DPSIR. Deze maatstaven kunnen vervolgens gebruikt worden in Life Cycle Impact Assessment (LCIA), kosten-baten analyse (CBA), (vergelijkende) risico analyse (RA) of methodes voor Health Impact Assessment (HIA). Al deze methodes of instrumenten zijn inzetbaar om beleidsbeslissingen te ondersteunen. De nood om andere effecten en impacts (op natuur, biodiversiteit, gebouwde omgeving of landbouw) ook op dezelfde noemer te brengen is evident. Dit vereenvoudigt het beslissingsproces nog verder, maar draagt in sterke mate ook bij tot de onzekerheid of de spreiding op de uitkomst. Dit aspect wordt in deze studie niet verder behandeld. Er bestaan methodes om dergelijke andere impacts in beperkte mate mee te nemen in een consistent model. De externe kosten methode (ExternE, EC, 1995 en 1999a) is hiervan een voorbeeld waarbij uiteenlopende milieuschade gemonetariseerd wordt. Bijkomende parameters in een beslissingsmodel zoals kosten, werkgelegenheid of welvaart zijn uiteraard van belang bij strategische beleidsbeslissingen en kunnen op het einde van een (milieu-) analyse bij de voorgaande informatie gevoegd worden, bvb. aan de hand van een multi-criteria decision analysis (MCDA). 1.1 Doel van de studie Deze studie is een eerste aanzet tot het meer algemeen gebruiken van zowel DALYs als externe gezondheidskosten als indicator voor gevolgen voor de mens resp. gevolgen voor economie in MIRA-T. De verschillen en overeenkomsten moeten duidelijk naar voor komen. Voor een beperkte set van milieu-impacts worden de DALYs (hoofdstuk 2) en externe gezondheidskosten

11 6 (hoofdstuk 3) bepaald. Er wordt aangegeven welke verbeteringen en verdere stappen nodig zijn om het gebruik van beide indicatoren in de toekomst te bestendigen en te verbeteren. DALYs zijn oorspronkelijk ontwikkeld met als doel een consistente en globale vergelijking van de ziektelast in verschillende werelddelen of landen te maken. In functie hiervan zijn ziektebeelden en gezondheidseffecten door expertenpanels gewogen en voorzien van een score. Later zijn deze scores uitgebreid en toegepast op milieu gerelateerde impacts. Een eerste taak is een duidelijke oplijsting te maken van de wegingsfactoren die voor milieuproblemen van toepassing kunnen zijn, en om hieruit een set van geschikte wegingsfactoren samen te stellen. Op basis van literatuur onderzoek van bestaande studies over de omrekening naar DALYs van milieu-impacts wordt getracht een berekening van DALYs te maken voor een aantal milieufactoren, rekening houdend met de beschikbare informatie en met de onzekerheid. Het aantal kan niet vastgelegd worden, want dat is afhankelijk van de beschikbare informatie. Niet alleen moeten wegingsfactoren beschikbaar zijn, ook de geschikte blootstellings-effect relaties moeten bestaan. Voor een beperkte set van gezondheidsimpacts kunnen zowel DALYs als milieuschadekosten berekend worden. Op basis van deze set kan dus een monetaire waarde voor een DALY geanalyseerd worden. Onzekerheden kunnen in kaart gebracht worden via Monte- Carlo Methodes.

12 7 2 DALYS VOOR MILIEUVERSTORINGEN 2.1 De plaats van DALYs in risicobeoordeling Zonder te diep te willen ingaan in het theoretische kader voor risico analyse of health impact assessment geven we hier kort de voornaamste stappen van het proces weer. De klassieke manier van risicobeoordeling gaat uit van de hieronder beschreven opeenvolgende stappen. 1, Gevaarsidentificatie Dit is de bepaling van de inherente capaciteit van een stof om nadelige effecten te veroorzaken. Voor elke polluent kan een reeks van effecten opgesomd worden, kwalitatief en al dan niet onafhankelijk van elkaar. In deze studie is nog niet getracht een juist evenwicht te brengen tussen polluenten waarvoor vele gezondheidseffecten kunnen gekwantificeerd worden (zoals voor ozon en fijn stof) en polluenten waar slechts één of twee effecten kunnen berekend worden (zoals voor kankerverwekkende stoffen). Hierdoor krijgt men een vertekend beeld van de belangrijkheid van bepaalde polluenten. Het is aangewezen om hierover verder na te denken. Men zou bijvoorbeeld kunnen trachten voor elke polluent zijn impact op sterfte, op ernstige morbiditeitseffecten (chronische bronchitis, niet-terminale kanker ) en op kleine symptomen en effecten te begroten, waardoor een meer evenwichtige vergelijking zal ontstaan. Men is internationaal nog niet zo ver om dit evenwicht in de vergelijking van polluenten tot stand te brengen. Ook de inschatting, gemaakt door de Hollander et al. (1999), gaf meer aandacht aan fijn stof en ozon, in vergelijking tot andere polluenten (zoals organische stoffen met enkel carcinogene effecten vermeld). Meer toxicologische en medisch onderzoek is hiervoor in eerste instantie nodig, als voorbereiding op het kwantificeren van gezondheidseffecten in deze studie. Op dit ogenblik is de best mogelijke vergelijking tussen polluenten enkel op basis van mortaliteit te maken, alhoewel ook hier lacunes zijn. Enerzijds is de kennis over de invloed op voortijdige sterfte van verschillende polluenten beperkt, anderzijds zijn er aspecten van synergie en competitieve risico s die te weinig gekend zijn en waardoor de allocatie van sterfte aan een bepaalde polluent een overschatting of dubbeltelling kan zijn. We pleiten er dan ook sterk voor om resultaten van een dergelijke kwantificatie oefening steeds geduid worden, en dat de onzekerheden transparant aan bod komen. 2. Blootstellingsbepaling Dit is de bepaling van de emissies en verspreiding van een stof, haar transformatie of degradatie, met als doel de concentraties of dosissen te schatten waaraan mensen kunnen worden blootgesteld. Blootstelling is in deze studie bepaald op basis van de beschikbare informatie in MIRA-T (2002). Er is hoofdzakelijk uitgegaan van jaargemiddelde concentraties van een polluent, en het aantal mensen in Vlaanderen dat een risico loopt via externe blootstelling. Blootstellinggegevens zijn in het algemeen beperkt. Hoeveel mensen aan welke niveau s van luchtverontreiniging worden blootgesteld is vaak niet in detail gekend. We gaan meestal uit van gemiddelde concentraties aan een polluent over een groot gebied, en van het aantal mensen dat binnen dat gebied woont. In sommige gevallen stemt deze informatie overeen met de epidemiologische studies op basis van dewelke het risico gedefinieerd is. M.a.w. in deze gevallen is impliciet rekening gehouden met variaties in persoonlijke blootstelling. Maar voor andere polluenten zoals carcinogene stoffen zou een bijkomende kennis van de persoonlijke blootstellingverdeling over een populatie de berekening van het risico verbeteren. In eerste instantie

13 8 vereist dit bijkomend wetenschappelijk onderzoek. Bepaalde aspecten, zoals bijkomende metingen en modellering, worden ondervangen door het steunpunt Milieu&Gezondheid. Bij een uitgebreide en consistente set aan data kunnen verschillende vragen beantwoord worden: a. Wat is het belang van een verhoging (verlaging) van de blootstellingniveau s met bvb.10%? b. Wat is het belang van drempels, waaronder geen effecten meer optreden of tot waar in het beste geval kan gereduceerd worden? c. Wat is de impact van polluenten, elk op zijn groep van meest blootgestelde personen? 3. Bepalen van de gezondheidseffecten via blootstellings-effect relaties Het vaststellen van de relatie tussen de toegediende of ontvangen dosis en het voorkomen van een nadelig effect. Klassieke aandachtspunten in verband met het extrapoleren van blootstellings-effect relaties naar lage blootstellingniveaus s, de transfereerbaarheid van epidemiologische resultaten naar Vlaanderen enz. gelden in deze studie ook. Het kwantificeren van de risico s en het inschatten van de bijdrage van milieufactoren tot de voorkomende ziektes en overlijdens kan slechts bij benadering gebeuren omdat ook leefstijlfactoren en socio-economische factoren hierbij een rol spelen. 4. Risicotoetsing Hier wordt het voorkomen en de ernst van nadelige effecten, die waarschijnlijk zullen optreden in een populatie als gevolg van actuele of voorspelde blootstelling aan een stof, ingeschat. Elementen die in een risicoschatting een rol spelen zijn: (sub)populatie, gevoelige groepen in de populatie duur van de impact ernst van de impact De bepaling van de DALYs steunt op al deze elementen, en bevindt zich dus in de fase van de risicotoetsing. De berekening van DALYs of van de milieuschadekosten houdt rekening met het aantal gevallen per jaar (incidentie of prevalentie), met de duur van de specifieke gezondheidstoestand en met de ernst van de toestand. 5. Onzekerheidsbepaling In alle stappen van de risico analyse of health impact assessment wordt de betrouwbaarheid zover mogelijk gekwantificeerd. Het is evident dat deze stappen in een risico analyse parallel verlopen met de stappen die doorlopen worden in de milieuverstoringsketen (zie hierboven) om indicatoren te berekenen. Deze studie past het concept toe op die milieuverstoringen waar genoeg kwantitatieve informatie voorhanden is. Dit geeft uiteraard een onvolledig beeld van de invloed van milieufactoren op volksgezondheid. Een belangrijke aanbeveling is dan ook om systematisch de set van polluenten uit te breiden wanneer genoeg data beschikbaar is. Nog meer informatie over de milieuverstoringsketen is hiervoor nodig.

14 9 2.2 DALYs: basisprincipes en opbouw Over de ontwikkeling van het systeem van disability adjusted life years door WHO en de Harvard School of Public Health (Murray and Lopez, 1996 ), en de kritieken op deze methode om de ziektelast op nationaal, regionaal of globaal niveau te beschrijven bestaan genoeg publicaties. Deze studie beoogt niet om aan de methode zelf of de kritiek erop iets toe te voegen. We bekijken de DALYs als een gegeven, dat veelvuldig gebruikt wordt in studies en rapporten met betrekking tot volksgezondheid (WHO, 2002 bijvoorbeeld). Aan de basis van de ontwikkeling van DALYs in de Global Burden of Disease studie van Murray en Lopez (1996) in het begin van de jaren negentig, in samenwerking met de Wereldbank en de WHO, lagen drie factoren: 1. De nood om meer dan alleen sterfte en verloren levensjaren te meten en te gebruiken in gezondheidsbeleid. Een gelijkwaardige behandeling van niet-fatale aandoeningen. 2. De behoefte om objectieve gegevens en data te hanteren, steunend op de epidemiologische en wetenschappelijke kennis over ziekten en de risico factoren.die een rol spelen 3. De vaststelling dat een meetbare eenheid nodig was om beleidsbeslissingen en interventies m.b.t. volksgezondheid te evalueren. De uitwerking van de DALYs in een mathematische formule gaat uit van de aanname dat gelijkaardige gezondheidseffecten eenzelfde ziektelast (in DALY) moeten geven en dat afgezien van leeftijd en geslacht geen persoonlijke kenmerken in rekening gebracht worden. Door dit egalitaire standpunt in te nemen vermijdt men de ethische discussie over de waarde van een ziekte of van een mensenleven voor verschillende socio-economische groepen (rijk versus arm, ontwikkelde landen versus onderontwikkelde. Om DALYs te berekenen moet men 5 essentiële zaken in acht nemen (Murray et al., 1997; Baert et al., 2002): 1. Het verlies aan levensjaren is best gebaseerd op standaard levenstabellen omwille van de consistentie die nagestreefd wordt bij de vergelijking van verschillende regio s in de wereld. In Nederland werd geopteerd om de nationale sterftetabellen en levensverwachting te hanteren (Melse, 2000), omdat dit beter aansloot bij de opzet van de Nederlandse studie. In het kader van een analyse van de invloed van milieufactoren op gezondheid in Vlaanderen is het ook beter om de Vlaamse data te hanteren. 2. Het gewicht of de ernst van de aandoening (disability weight). Het bepalen van wegingsfactoren voor verschillende ziektebeelden is geen onderwerp van deze studie. Dit is in het verleden al gebeurd op basis van de voorgeschreven methode, zowel in Nederland (Stouthard, 1997) als in België (Baert, 2002). De ernst wordt gewogen volgens standaard procedures. In het kort komt de wegingsprocedure erop neer dat medische expertenpanels een beoordeling maken van een aantal indicator gezondheidstoestanden. De gehanteerde methode om deze beoordeling te maken bestaat erin te bepalen in hoeverre een jaar ziekte inwisselbaar is met een jaar in gezonde toestand. In deze person trade-off methode (PTO) gaat men als panel vastleggen hoeveel personen N in gezondheidstoestand X geruild kunnen worden tegen 1000 gezonde personen, zowel in

15 termen van één jaar levensverlenging als in termen van volledige genezing. Andere ziektetoestanden worden daarna geïnterpoleerd. We hanteren in deze studie de gewichten die door Nederlandse en Vlaamse panels van deskundigen zijn afgeleid in het kader van DALY studies in beide landen (Stouthard et al. 1997; Baert et al. 2002). De wegingsfactor voor een bepaalde ziekte houdt rekening met de evolutie van de ernst van de ziekte. Een gemiddelde over alle fases van de ziekte op basis van de prevalentie van elke fase wordt gebruikt. Een voorbeeld uit de Nederlandse studie van Melse et al. (1997) verduidelijkt dit direct: chronische bronchitis wordt onderverdeeld in een licht/matig obstructief longlijden en een stadium dat het lijden ernstig wordt. De prevalentie voor stadium 1 is 60% en voor stadium 2 40%, met wegingsfactor 0,17 resp 0,53. Het volgens de prevalentie gewogen gemiddelde voor een chronische bronchitis is dan 0,315. De betrouwbaarheid en geloofwaardigheid van de wegingsfactoren is in de Nederlandse studies uitvoerig getest. Het gebruiken ervan is vrij robuust gebleken. De variatie van de ernst binnen zijn onzekerheidsinterval veroorzaakt geen belangrijke wijzingen in de rangschikking van de effecten. Voor kleine gezondheidseffecten echter is de variantie relatief gesproken vrij groot. Hier is een juiste bepaling van de ernst veel belangrijker. Daarom is bijkomend gebruik gemaakt van weegfactoren uit de Australische global burden of disease (GBD) studie (Mathers et al., 1999). Hinder en lichte luchtwegaandoeningen zijn hiervan een typisch voorbeeld. 3. Men moet beslissen of een leeftijdscorrectie wordt doorgevoerd. Men kan rekening houden met de vaststelling dat de maatschappij meer bereid is tot investeren in het verbeteren van de gezondheid van kinderen. Deze leeftijdsgroep krijgt een hoger gewicht toegekend in de formule om DALYs te berekenen. Het niet toepassen van deze correctie zoals in deze studie- is evenwel transparanter. 4. Tijdscorrectie: de mens heeft een zekere tijdspreferentie, waardoor het heden en de directe toekomst hoger gewaardeerd worden dan de verre toekomst. Bijgevolg zouden toekomstige impacts verdisconteerd moeten worden, en zo een lager gewicht moeten krijgen. In de GBD studies is 3% arbitrair de standaard discount rate. Net als in Nederland wordt in onze studie een evaluatie gemaakt van de toestand in één bepaald jaar, waardoor verdiscontering wegvalt. Voor effecten op gezondheid die toegeschreven worden aan lange-termijn blootstelling wordt vereenvoudigd aangenomen dat de huidige jaargemiddelde concentratie en blootstelling aan de polluent het risico bepaalt. In een situatie met dalende omgevingsconcentraties is dit een onderschatting van de werkelijke blootstelling. Omwille van een tekort aan informatie over de historische blootstelling is deze steady state aanname de best mogelijke. Effecten ten gevolge van chronische of langetermijn blootstelling worden zowel zonder als met een 3% verdiscontering behandeld. Zoals verder zal blijken stemt dit over een met de externe kosten methode. 5. DALYs zijn additief, en onderling uitwisselbaar. Er wordt geen rekening gehouden met het feit dat dezelfde groepen van de populatie verschillende ziektes of gezondheidseffecten kunnen oplopen, en dat de resultante van beide effecten samen niet simpelweg de som van beide effecten is. 10

16 11 De meest algemene formulering voor DALY ( r+ β )( D+ a) ( r+ β ) a [ e [ ( r + β )( D + a) 1] e [ ( r + β ) a 1 ] ra KCe + 2 ( r + β ) DALY ( r, K ) = S 1 K rd (1 e ) r met r = discount rate, K = parameter die leeftijdsafhankelijke weging bepaalt (K=1 is met weging), C = constante i.v.m. de leeftijdscorrectie = 0,16243, a = leeftijd bij begin (bij overlijden, of bij begin van de ziekte), β = constante i.v.m. de leeftijdscorrectie = 0,04, S = gewicht of ernst van de aandoening (disability weight), waarbij de ernst (S) gelijk aan 1 is bij sterfte. D = levensverwachting op leeftijd a of duur van de aandoening herleidt zich al snel tot DALY ( 0,0) = S D, zonder verdiscontering en leeftijdscorrectie, of exp( 0,03 D) DALY(3%,0) = S, met 3% verdiscontering en zonder leeftijdscorrectie. 0,03 DALYs voor een ganse bevolking, voor een bepaalde ziekte of voor een bepaalde veroorzakende factor voor ziekte zijn opgebouwd uit een som van het totaal aantal verloren levensjaren door vervroegde sterfte in die bevolking (YLL, years of life lost) en het totaal aantal zieken, gewogen door de duur en de ernst van elke ziekte (YLD years lived with a disability): DALY = YLL + YLD YLL worden bepaald aan de hand van levenstabellen en analyse van leeftijdspecifieke levensverwachting. YLD worden bepaald aan de hand van incidentiedata, of mid-jaar prevalentie data, vermenigvuldigd met de wegingsfactor en de duur van een ziekte Verloren levensjaren door vroegtijdige sterfte (YLL) Verschillende polluenten worden geassocieerd met sterfte. Voor kankerverwekkende stoffen bestaan er expertevaluaties van o.a. de Wereldgezondheidsorganisatie (WHO), US-EPA en de IARC (International Agency for Research on Cancer) die het kankerverwekkend vermogen van stoffen beoordelen. Stoffen worden door deze officiële instanties ingedeeld in carcinogeniteitsklassen (Tabel 2-1).

17 12 Tabel 2-1: Indeling van stoffen volgens hun kankerverwekkend vermogen. Indeling IARC Omschrijving 1 Humaan carcinogeen 2A Waarschijnlijk (probably) humaan carcinogeen: beperkt bewijs bij mensen en voldoende bewijs bij dieren 2B Mogelijk (possibly) humaan carcinogeen: - beperkt bewijs bij mensen en niet voldoende bewijs bij dieren, OF - gebrek aan bewijs bij mensen, maar voldoende bewijs bij dieren 3 Niet indeelbaar met betrekking tot humane carcinogeniteit 4 Waarschijnlijk niet carcinogeen bij mensen WHO beschouwt stoffen van de klasse 1 en 2A als carcinogeen voor mensen. Voor deze stoffen zijn er eenheidsrisico s (unit risk factors, URF) vastgelegd door o.m. WHO en US EPA, die het potentiële risico op kanker sterfte bij levenslange blootstelling aan een eenheidsconcentratie van de polluent begroten. Op basis van een dergelijk eenheidsrisico kan dan een richtwaarde worden vastgelegd op een aanvaardbaar risico, dit is de concentratie van de polluent die bij levenslange blootstelling, één extra kankergeval kan veroorzaken op of op 1 miljoen mensen. We beschouwen in deze studie de IARC 1 stoffen benzeen, arsenicum, nikkel, en de indicator B(a)P voor de groep van de poly-aromatische koolwaterstoffen. B(a)P heeft geen IARC quotering maar wordt door WHO als een kankerverwekkende stof behandeld (WHO, 2000). De invloed van ioniserende straling op het ontstaan van kankers is reeds lang vastgelsteld. Het risico van blootstelling aan radon in woningen is in Vlaanderen door Vanmarcke et al. (2002) begroot op basis van studies van de BEIR VI comissie (Biological Effects of Ionising Radiation). Radon draagt bij tot het ontstaan van longkanker, versterkt het effect van roken, maar veroorzaakt ook bij niet-rokers longkanker. Zowel fijn stof als ozon zijn in epidemiologische studies gecorreleerd met sterfte. Voor fijn stof zijn er indicaties van vervroegde (cardio-respiratoire) sterfte in functie van variaties in dagelijkse gemiddelde concentraties en ook van sterfte ten gevolge van een langdurige blootstelling. Toxicologische plausibiliteit die de omvang van het effect kan verklaren is beperkt; er zijn wel indicaties dat verschillende biologische mechanismen een rol spelen en elkaar enigszins versterken. De toxische effecten van ozon zijn beter gekend. De risico s op sterfte ten gevolge van kortdurende verhoogde blootstelling zijn gebaseerd op epidemiologische studies. Er is eerder sprake van een adaptieve respons (d.w.z. men past zich aan) dan van een lange-termijn effect op sterfte bij ozon. Tot slot is er getracht een analyse te maken van de invloed van verhoogde UV straling op het ontstaan en de sterfte aan huidkankers of melanoom. Kwantitatieve risico s ontbreken hier echter. Verschillende vormen van sterfte zijn dus beschouwd als eindpunt in de studie. Voor elk van deze sterfte oorzaken bestaan er Vlaamse statistieken, opgesteld door de afdeling Epidemiologie van het Wetenschappelijk Instituut voor de Volksgezondheid. Deze oorzaakspecifieke sterfte is raadpleegbaar op het internet ( Op basis van analyses met SPMA (Standardized procedure for Mortality Analysis) van de potentieel verloren

18 13 levensjaren in de populatie van 1 tot 74 jaar voor het jaar 1997 hebben we een distributie van het aantal verloren levensjaren per sterfte geval voor de specifieke ziekte opgesteld en het gemiddeld aantal verloren levensjaren bepaald. De beperking tot 74 jaar is eerder pragmatisch, omdat bvb. lange termijn studies over fijn stof slechts uitspraken doen over een cohorte tot ongeveer 70 jaar, of omdat vanaf hoge leeftijden andere competitieve risico s de associaties tussen polluent en effect verstoren. We hebben voor bijvoorbeeld cardio-respiratoire sterfte onderzocht in welke mate een uitbreiding tot de ganse populatie (inc. boven de 74 jaar) de gemiddelden beïnvloed. We zien dat voor cardio-respiratoire sterfte in het algemeen de uitbreiding tot 95+ jaar geen grote invloed heeft op het gemiddeld aantal verloren levensjaren per sterftegeval. De resultaten zijn samengevat in Tabel 2-2. Tabel 2-2: verloren levensjaren door voortijdige sterfte in Vlaanderen voor specifieke oorzaken, situatie 1997 Oorzaak ICD9 code 1 Gemiddeld aantal verloren levensjaren (YLL) Cardio-respiratoir , ,2 P10 P Leukemie , Melanoom , Huidkanker , Longkanker ,1 8,1 8, Ischemische hartziekten , Chronische bronchitis 491 4,7 0,5 11,5 1 : De ICD9 code: international classification of disease 9de versie 2 : 10de percentiel tot 90ste percentiel van de verdeling van verloren levensjaren. Dit beschrijft de variabiliteit in verloren levensjaren van de populatie ten aanzien van de doodsoorzaak. De ondergrens wordt bepaald door sterfte op jonge leeftijd, de bovengrens door sterfte op late leeftijd. Leukemie is een ziekte die ook bij kinderen optreedt. Hierdoor is het gemiddeld aantal verloren levensjaren vrij hoog, en de spreiding breed. Huidkanker komt voor op middelbare leeftijd en de cijfers worden ook beïnvloed door één overlijden in de groep 1-4 jarigen, waardoor de YLL ook hoog is. Een meer uitgebreide analyse over verschillende jaren, kan de cijfers enigszins verbeteren, en is ook meer aanvaard. Het voorbeeld voor longkanker toont echter aan dat dit geen belangrijke invloed heeft. Voor vervroegde sterfte, ten gevolge van langdurige blootstelling, is de wegingsfactor 1. Nietaccidentele sterfte door een korte-termijn blootstelling (de sterfte ten gevolge van dagelijkse variaties in concentraties), zoals bijvoorbeeld voor fijn stof en ozon, beschouwt men als een soort harvesting effect. Patiënten met een zwakke gezondheidstoestand, waarvan de levensverwachting door toedoen van hun gezondheidstoestand al verkort was, zullen onder invloed van kortdurende

19 14 verhogingen van concentraties van een polluent nog iets vroeger sterven. Dit wil bvb. zeggen dat de getroffenen patiënten zijn die reeds lijden aan cardio-respiratoire ziekte, wiens overlijden door toedoen van de pollutie nog iets meer naar voor geschoven wordt in de tijd. Men is van oordeel (de Hollander et al., 1999) dat de wegingsfactor hiervoor 0,7 is in plaats van Levensjaren doorgebracht in ziekte (YLD) In het geval dat milieuverontreiniging aanleiding tot ziekte geeft is het nodig om de duur van de aandoening te kennen om DALYs te berekenen. De duur van een ziekte is afgeleid uit studies in Nederland en Australië (De Hollander et al., 1999; Melse et al., 1997, Mathers et al., 1999). Het model voor de berekening van DALYs is echter flexibel genoeg om een andere duur van een aandoening in te geven. Een voorbeeld is acute bronchitis: de Nederlandse studies hanteren een duur van 2 weken per jaar, de Australische studie beperkt de duur tot een halve week en de oorspronkelijke GBD studies gingen uit van een gemiddelde duur van één week. Dit betekent dus ook dat de resulterende DALYs ten gevolge van acute bronchitis kan variëren met een factor 4. Ook hier zijn dus betere data nodig om de variabiliteit van de duur van een aandoening in Vlaanderen te vatten. In Tabel 2-3 zijn wegingsfactoren en duur voor de verschillende morbiditeits- en mortaliteitseffecten, die in deze studie gebruikt zijn, samengebracht. De tabel geeft enkel de gemiddelden weer. Voor een overzicht van de onzekerheidsdistributies op de wegingsfactoren, de variabiliteit op de duur van een ziekte en de referenties wordt verwezen naar bijlage 1.

20 15 Tabel 2-3: Overzicht van de gebruikte wegingsfactoren en van de duur van de effecten om de milieu-gerelateerd ziektelast te berekenen. Aandoening ICD9 code 1 Wegingsfactor 2 (S) Leukemie sterfte ,9 Duur (D) Opmerking Melanoom sterfte ,8 Cardio-respiratoire sterfte ,7 Longkanker sterfte ,1 Niet-accidentele sterfte ,7 0,25 Korte termijn blootstelling. Voor het beschouwde effect is de duur gemiddeld 3 maanden. Ziekenhuisopnames wegens astma en COPD ,65 0,038 Gemiddelde duur is 2 weken per hospitalisatie. Ziekenhuisopnames wegens algemene luchtwegklachten ,65 0,038 Ziekenhuisopnames wegens hartklachten ,71 0,038 Gebruik van bronchodilatoren tegen astma 0,080 0,0027 Prevalentie van acute bronchitis 466 0,026 1,0 Geen ICD code. Gemiddelde duur voor het extra gebruik ten gevolge van milieufactoren is één dag, want de epidemiologische studie van Roemer et al., 1993 is opgebouwd rond de kans op extra bronchodilatorgebruik per dag. Gemiddelde wegingsfactor op basis van Melse et al., 2000 en Mathers et al., In beide studies is de wegingsfactor bepaald aan de hand van een jaarprofiel (bvb. 2 weken ziek en 50 weken gezond). Bijgevolg is de duur 1 jaar Chronische bronchitis 491 0,32 8,4 Duur afgeleid uit prevalentie/incidentie in Nederland Restricted activity days (RAD) 0,005 0,0027 Geen ICD code. Een RAD duurt per definitie één dag. Astma aanvallen 493 0,360 0,0027 Gemiddelde duur voor aanvallen ten gevolge van milieufactoren is één dag. Symptoomdagen ,0417 0,0027 IQ vermindering 0,01 70 Leukemie morbiditeit ,83 2,7 1 : De ICD9 code: international classification of disease 9de versie 2 : Ernst van het effect (Severity) of disability weight Gedefinieerd volgens infecties van de bovenste luchtwegen, maar omvat ook andere symptomen zoals irritatie van ogen.

21 Toepassing De resultaten zijn samengevat in Tabel 2-5. Op basis van de relatieve risico s of de eenheidsrisico s voor kankerverwekkende stoffen is het aantal gevallen omgerekend naar DALYs. De blootstelling is bepaald aan de hand van jaargemiddelde concentraties van de polluent in kwestie. Deze gegevens zijn in grote mate afgeleid uit MIRA-T. Waar mogelijk, bijvoorbeeld voor benzeen en voor enkele zware metalen, is de variabiliteit in blootstelling in rekening gebracht. Voor blootstelling door ingestie van lood is teruggegrepen naar gemiddelde WHO cijfers (WHO, 1995). De incidentie of prevalentie is afgeleid uit Vlaamse statistieken. Hierbij is gebruik gemaakt van oorzaakspecifieke sterftecijfers, kankerregistratiecijfers, minimaal klinische gegevens en resultaten van de gezondheidsenquêtes. Waar cijfermateriaal ontbrak, is teruggegrepen naar de incidentie of prevalentie in de oorspronkelijke studie. Het aantal attributieve gevallen is bepaald op een conservatieve manier, nl. aan de hand van de at least approach zoals beschreven in bijlage 2. In deze benadering wordt de incidentie of prevalentie nog verminderd naar een situatie zonder pollutie. Voor kankerrisico s wordt eenvoudigweg het eenheidsrisico toegepast op de volledige populatie en het aantal potentieel extra kankers berekend (vandaar dat de kolom Y 0 niet is ingevuld in Tabel 2-5 voor deze stoffen). Het model dat hiertoe gebouwd is, is flexibel genoeg om elke variabele of elke onzekerheidsverdeling aan te passen. De mogelijkheid om drempels in te bouwen in de omgevingsconcentraties van polluenten is ook opengelaten. In de tabel zijn alle resultaten doorgerekend zonder drempel waaronder geen effecten meer zouden voorkomen (of waaronder de effecten als verwaarloosbaar beschouwd worden). Enkel voor lood in bloed is de conservatieve aanname gemaakte dat 10 µg/dl bloed een drempel vormt, en zo de gevoelige groep van kinderen beperkt Voorbeeld Aan de hand van een voorbeeld in deze paragraaf wordt de berekeningswijze en aanpak verduidelijkt. We bepalen het attributief aantal gevallen op basis van de blootstelling en het attributief risico of de attributieve fractie in de blootgestelde groep (zie ook bijlage 2). De blootgestelde groepen zijn fracties van de totale populatie (ouderen, kinderen, astmatici, +30 jaar enz ). De blootstelling is de jaargemiddelde concentratie van de polluent (tenzij anders vermeld), zonder spreiding. Een mogelijke verbetering is om fracties van de blootgestelde bevolking toe te wijzen aan verschillende concentraties. In de figuur is het resultaat van de probabilistische analyse weergegeven. Het model laat toe om een monte-carlo berekening te maken die de onzekerheid en de variabiliteit in rekening brengt in het eindresultaat (voor meer informatie: bijlage 1). Tabel 2-4: Voorbeeld: niet-accidentele sterfte ten gevolge van korte termijn blootstelling aan PM 10. Jaargemiddelde concentratie: 40 µg/m³ Drempel: 0 µg/m³ Relatief risico (RR): 1,006 bij toename met 10 µg/m³ (1,004 1,008) Attributief aantal gevallen (N): 1264 vroegtijdige overlijdens per jaar Wegingsfactor S (severity of ernst): 0,7 (0,4 1,0 uniforme spreiding)

22 17 D (duur): 0,25 jaar (gemiddelde) Resultaat: DALY = N x S x D 221 Statistiek µ (gemiddelde) 221 P 50 (50 percentiel) 189 σ (standard deviatie) 148 P 10 (10 percentiel) 62 P 90 (90 percentiel) 423 Forecast: PM Acute cardiopulmonaire sterfte 100,000 Trials Frequency Chart 100,000 Displayed Certainty is 80.00% from 62.0 to DALY Figuur 2-1: voorstelling van de waarschijnlijkheidsverdeling van het resultaat. Het relatief risico is bepaald op basis van de meta-analyse van 29 Europese steden in de APHEA2 studie (Katsouyanni, 2001). De distributie van D is gebaseerd op 3 maanden als gemiddelde en 2 maanden als meest waarschijnlijke duur (met een minimum van 1 dag, en maximum 5 jaar volgens de Hollander, 1999). COMEAP (2000) en ook Schwartz (2001) nemen eerder aan dat het maximum minder dan één jaar bedraagt. Een passende waarschijnlijkheidsverdeling is gekozen (Figuur 2-2).

23 18 Verloren levensjaren door acute sterfte Mean = Figuur 2-2: De waarschijnlijkheidsverdeling van het aantal verloren levensjaren ten gevolge van niet-accidentele sterfte door korte termijn blootstelling aan PM 10. Het gemiddelde aantal DALY ten gevolge van niet-accidentele sterfte door korte termijn blootstelling aan PM 10 bedraagt ongeveer 221 DALYs. De mediaan is 189 en de standaard afwijking ongeveer 148 DALYs. Het 80% betrouwbaarheidsinterval is [62, 423]. Dit is iets hoger dan de 204 DALY door de korte termijn sterfte door PM 10 in de Hollander et al (1999) voor 15 miljoen Nederlanders. Verschillen kunnen verklaard worden door de keuze van relatief risico en de blootstellingsbepaling. Voor dit effect is er dus een gemiddeld jaarlijks verlies aan 211 gezonde levensjaren op een totaal van bijna 6 miljoen inwoners (of ongeveer 3,5 verloren gezonde levensjaren per inwoners) ten gevolge van 40 µg/m³ PM 10. Er is door de keuze van de wegingsfactor en de veronderstelling over de verkorting van het leven in dit specifieke geval een duidelijk verschil tussen het aantal jaarlijkse overlijdens dat toegewezen kan worden aan de korte termijn blootstelling (nl. 1264), het aantal verloren (maar niet-gezonde) levensjaren (nl x 0,25 = 316) en het aantal verloren levensjaren die door weging gelijkgesteld zijn met gezonde levensjaren (nl. 316 x 0,7 = 221). Het is belangrijk dit onderscheid te kunnen maken. We hanteren het resultaat DALYs als indicator voor de impact op gezondheid, omdat deze kunnen opgeteld en vergeleken worden met andere effecten Resultaat In Tabel 2-5 leest men de resultaten dus als volgt. De eerste kolom geeft aan welke polluent en welk effect we beschouwen. Ook is hier te vinden bij welke eenheidsconcentratie (X) de relatieve risico s (RR) of eenheidsrisico s (UR) in kolom 3 gegeven zijn. De tweede kolom geeft aan bij welke jaargemiddelde concentratie de berekening gemaakt is. Deze is uiteraard aan te passen indien wenselijk. Kolom P geeft aan welke doelgroep in de bevolking beschouwd wordt en Y 0 is de basis incidentie of prevalentie, bepaald aan de hand van

24 19 Y 0 = 1+ ( RR10 Y 1) ( C T ) /10 in deze groep. Y is hierin de gemeten incidentie of prevalentie (uit statistieken en enquêtes), T een eventuele drempel (Threshold), c de concentratie en RR 10 het relatieve risico bij een toename van 10 µg/m³ aan de beschouwde polluent. Y wordt dan berekend door Y-Y 0 te bepalen. Ten slotte wordt op basis van de wegingsfactor S en de duur D het aantal verloren gezonde levensjaren of DALYs berekend voor 0% en 3% verdiscontering.

25 20 Tabel 2-5: Berekening van het aantal verloren gezonde levensjaren voor de beschouwde polluenten voor een bepaald jaar, zonder verdiscontering en met 3% verdiscontering (volgens formules in paragraaf 2.2). EFFECT C a RR b per X µg/m3 of UR per µg/m³ P c Y 0 d DY e S f D g DALY DYxSxD DALY 3% PM 10 acute effecten (X = 10 µg/m³) Niet-accidentele sterfte 40 1,006 (1,004 1,008) totaal 0,89% ,7 0, Ziekenhuisopnames wegens algemene luchtwegklachten 40 1,010 (1,006 1,013) 65+ 0,062% 24 0,65 0,038 0,6 0,6 Ziekenhuisopnames wegens hartklachten 40 1,005 (1,002 1,008) totaal 1,44% ,71 0, Gebruik van bronchodilatoren tegen astma 40 1,024 (1,007 1,04) astmatische kinderen ,4% 228 0,226 0,0027 0,14 0,14 Prevalentie van acute bronchitis 40 1,4 (1,09 2,0) kinderen ,65% ,025 1, PM 2,5 chronische effecten (X = 10 µg/m³) Cardio-respiratoire sterfte 15 1,06 (1,04 1,08) 30+ 0,36% ,0 7, Longkanker sterfte 15 1,08 (1,06 1,10) 30+ 0,06% 275 1,0 8, PM 10 chronische effecten (X = 10 µg/m³) Incidentie van chronische bronchitis 40 1,10 (1,01 1, ,35% ,32 8, ozon, acute effecten (X = 50 µg/m³) Niet-accidentele sterfte 80 1,03 (1,01 1,05) totaal 0,84% ,7 0, Restricted activity days 80 1,06 (1,02 1,09) 15+ 6, ,005 0, ,4 42,4 Ziekenhuisopname voor luchtwegklachten 80 1,019 (1,005 1,033) ,8% 989 0,65 0,038 24,4 24,4 Ziekenhuisopname voor luchtwegklachten 80 1,03 (1,015 1,047) 65+ 0,06% 31 0,65 0,038 0,8 0,8 Extra astma aanvallen 80 1,04 (1,01 1,07) astmatici ,36 0, Symptoomdagen 80 1,02 (1,0 1,04) , ,8 0,041 0,0027 0,5 0,5 UV/stratosferisch ozon Melanoom sterfte 1% totaal 1,6 1,0 14, Benzeen leukemie sterfte 3,7 6E-6 (2,2E 6-7,5E-6) totaal 1,25 1,0 14, Benzeen leukemie morbiditeit 0,62 0,83 2,7 1,4 1,3 PAKs (B(a)P) longkanker sterfte 0,5 ng/m³ 8,7E-5 totaal 3,7 1,0 8, As longkanker sterfte 0,03 1,5E-3 totaal 3,6 1,0 8, Ni longkanker sterfte 0,025 3,8E-4 totaal 0,8 1,0 8,1 6,5 6,0 Rn longkanker sterfte 35 Bq/m³ 4,2E-4 (7,2E-5 4,6E-4) totaal 376 1,0 8, Pb inhalatie & IQ vermindering 1 2,63x2,57 h kinderen 1 jaar 2% 835 0,