5 lectura evaluación del riesgo a la salud

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45Evaluacin del riesgo

a la saludMchael J. DBartolomes, PhD, DABT

peligrosos en cualquiera de los ambientes, ya sea en lossuministros de alimentos o de agua o en el lugar de traba-jo. A pesar de estos esfuerzos, algunos creen que no se esthaciendo lo suficiente para limpiar y mantener un am-biente saludable, mientras que otros piensan que estosasuntos son exagerados e injustificables.

Dadas las incertidumbres cientficas involucradas enla evaluacin del impacto de los estresante s ambientalesen la salud humana, es prudente para la prctca de lasalud pblica el reducir o eliminar las exposiciones pre-venibles a sustancias peligrosas cuando una actividadeleva el riesgo de dao a la salud humana o el ambiente,aun si las relaciones de causa y efecto no han sido com-pletamente establecidas. Este es un lineamiento principaldetrs del procedimiento preventivo para el manejo delriesgo, un componente familiar de leyes ambientalesinternacionales y europeas. Adems, los programas deproteccin ambiental deben establecer autorizacionesdentro de sus individuos y en sus comunidades y elevar laconciencia acerca de su salud, su ambiente, as como de suscaracteristicas multiculturales. En EUA, stos son particu-larmente importantes dados el rpido cambio demogr-fico en la nacin, los problemas actuales asociados con lacontaminacin ambiental y el aumento en la producciny la utilizacin de qumicos.

El riesgo como un factorde toma de decisiones

La toma de decisiones ambientales es un proceso rnul-tidimensional. Las polticas y las leyes promulgadas paradirigir 10 concerniente a la contaminacin ambiental,peligros ocupacionales y la proteccin de la salud hu-mana usualmente confan en la informacin tomada deinnumerables fuentes, algunas de las cuales se basan en elproceso, otras, en el valor, o en un anlisis sistemtico.

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La mayoria de la gente generalmente conoce que la ex-posicin voluntaria o involuntaria a. qumicos y a otrassustancias peligrosas puede causar dao a su salud o a lasalud de sus hijos y en sus fetos. Tomndose en las dosisadecuadas, sin embargo, algunos qumicos, como los me-dicamentos, tambin son benficos para la salud hu-mana. La manufactura con quimicos ha resultado, enalgunos productos nuevos y tecnologas, benfica para lasociedad en conjunto por la creacin de nuevos empleos,desarrollo de productos de consumo y de materiales deconstruccin de menor costo y ms duracin, y mejoriaen las comunicaciones y la transportacin. Sin embargo, elverdadero costo de la produccin, uso y disposicin deesos quimicos sintetizados en el ambiente y la salud hu-mana se desconoce. Adems, se sabe que los riesgos enel lugar de trabajo asociados con exposicin a qumicosa menudo son mayores que los riesgos de la exposicin alos contaminantes ambientales. Muchos otros factorestambin desempean un papel, incluyendo el estado depobreza y de empleo, los cuales afectan la nutricin y elacceso al cuidado de la salud, violencia, tabaquismo yuso de drogas. Los cientficos an no conocen el gradoexacto para el cual los problemas de salud humana pue-dan atribuirse a los contaminantes ambientales, y cuntodebe ser atribuido a otros factores ambientales o prefe-rencias en el estilo de vida.

Al inicio del decenio 1970-1979; en 10 que concier-ne al nivel de la seguridad de los alimentos suministra-dos, aire, agua potable, ambiente de trabajo, ste se haintensificado en las ltimas tres dcadas, nuevas leyesfueron promulgadas para ayudar al control y restringirel nivel de contaminantes liberados en el ambiente (US.Envronmental Protection Ageney, www.epa.gov/epaho-mellaws.htm). Muchas de estas reglamentaciones estu-vieron basadas en la observacin y en la prediccin de losefectos en la salud humana de la exposicin a materiales

836 Diagnstico y tratamiento en medicina laboral y ambiental (Captulo 45)

El cuadro 45-1 muestra ejemplos de algunos factoresque deben considerarse en la formulacin de una deci-

_sin en un problema ambiental.Aunque sta es slo una herramienta que podria ser

utilizada en el proceso para toma de decisiones general,las oficirias gubernamentales no consideran, con frecuen-cia, primero el riesgo cuando .se toman decisiones acercade mitigacin, control, aplicacin o reglamentacin delos qumicos liberados en el ambiente. Por definicin, elriesgo es la probabilidad u azar de que una accin, cir-cunstancia o un suceso deseado o no resulte en prdidao dao. Se pueden aplicar a casi cualquier actividad osuceso, como la probabilidad de lesin cuando se realizaalgn deporte, o se maneja un automvil, la oportunidadde desarrollar una enfermedad por exposicin a patge-nos o qumicos, o la posibilidad del dao a la propiedadpor una catstrofe natural. Este captulo se enfoca a losriesgos en la salud humana y cmo evaluar el riesgo. (Sedebe mencionar, de cualquier forma, que la metodologapara evaluar el riesgo tambin ha sido desarrollada y apli-cada para evaluar el impacto de la contaminacin en elambiente y ecosistemas, y en un menor grado en la ca-lidad de vida. Un anlisis en estas aplicaciones de laevaluacin del riesgo est ms all del''imbito de estecaptulo.) En el contexto de la salud humana, el riesgo esla probabilidad de efectos adversos en la salud, desde lamuerte hasta cambios bioqumcos sutiles, pueden tenerlugar por la exposicin a una sustancia peligrosa. El riesgopodria tambin ser considerado como voluntario o invo-luntario. El tabaquismo, por ejemplo, es un riesgo tanto

voluntario como involuntario. Es voluntario porque elfumador puede elegir el comenzar a fumar. Es involun-tario porque indirectamente el humo puede causar daoa un no fumador, y tambin porque la nicotina es adicti-va y es difcil detener el consumo aun cuando el fuma-dor lo desea.

La evaluacin del riesgo es una forma o una metodo-loga para cuantificar el riesgo, pero es importante recono-cer que esto es un proceso y no una ciencia. El proceso dela evaluacin del riesgo utiliza informacin cientfica, me-todologa estadistica y matemtica, y una opinin expertapara caracterizar la probabilidad de un resultado adver-so. En su forma ms bsica, la evaluacin del riesgo es elproceso a travs del cual la recoleccin de datos toxico-lgicos obtenidos de estudios animales y estudios de expo-sicin humana se combina con informacin acerca delgrado de exposicin para predecir la probabilidad de queuna respuesta adversa en particular pueda ser observadaen un individuo o en una poblacin.

Histricamente, los resultados de la evaluacin delriesgo han sido utilizados para reglamentar la produc-cin qumica, el uso y la liberacin hacia el ambiente o lossuministros de alimentos. Por ejemplo, los mtodos parala evaluacin del riesgo han sido utilizados para colocarestndares para los residuos de pesticidas en los alimen-tos, los contaminantes qumicos en el agua potable, losestndares del aire interior y ambiental, as como los l-mites de exposicin para los contaminantes encontradosen productos de consumo u otros medios. Sin embargo,el riesgo puede ser evaluado de manera diferente entre

Cuadro 45-1. Ejemplos de los factores en la toma de decisiones que pueden tomarse en cuentaen la formulacin de polticas ambientales

Proceso Basado en valor Anlisis

Negociacin (consenso y compromiso) Opinin popular (p. ej., por medio de infor- Disponibilidad o carencia de informacinmes, encuestas y exmenes cientfica pertinente

Votacin (p. ej. nmero de votos, mayora Diversidad cultural (p. ej., tradiciones, creen- Demogrficos del rea impactadaversus miriora) cias religiosas)

Aplicacin o de leyes existentes, mandatos Consideraciones ticas (p. ej., quines son Localizacin geogrfica del rea impactadaestatutarios o precedencia legal los beneficiados y quines los afectados?)

Presin poltica (p. ej. cabildeo, contribu- Percepcin pblica -Cuantificacin de la exposicin (medicin deciones de campaa) los niveles ambientales, biovigilancia)

Precaucin (tomar todas las acciones Educacin (presentacin de materiales ver- Riesgo (absoluto, excesivo, o relativo). necesarias para proteger de lesiones daderos que eleven, el nivel de conoci-conocidas o potenciales) miento acerca de un problema particular) -

Sustentabilidad (conservacin de los abas- Calidad de vida (p. ej., esttica, tranquilidad Econmico (anlisis, costos y beneficios)tecimientos para futuras generaciones) mental, nivel de salud)

Urgencia (p. ej. respuesta ante una Voluntaria versus involuntaria (en trminos Posibilidad tcnica (p. ej. capacidad de labo-emergencia) de la exposicin usada) ratorio, existencia de tecnologa de mitiga-

cin eficiente)

Unificacin (p. ej. labor y activismo Justicia (aplicacin de leyes y prcticas sin Prevencin (p. ej., reducir o eliminar las expo-comunitario) hacer caso del estado socioeconmico, siciones)

raza, gnero, etc.)

Historia o costumbre (continuar las prcticas Directo al conocimiento (el conocimiento es Desarrollo y uso de tecnologas altemativasque han sido usadas en el pasado) poderoso) (seguras)

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Evaluacin del riesgo a la salud 837

las oficinas gubernamentales, y existen actualmente s-lo unas cuantas "oficinas ambientales" que evalan losriesgos a la salud ambientales o laborales. Estas ofici-nas tratan de tomar decisiones basadas en informacincon opinin cientfica. Algunas oficinas estn obligadas aconsiderar riesgos futuros o mltiples, Con la excepcinde la aplicacin de pesticidas en agricultura, la evalua-cin del riesgo no ha sido ampliamente utilizada parapromulgar los estndares de exposicin en los lugares detrabajo.

PROCESO GENERAL DEEVALUACiN DEL RIESGO

Elementos del modelo

El modelo de riesgo para el conjunto de prioridades am-bientales generalmente sigue dos caminos. El primero espara evaluar el tamao y la extensin de la situacin poten-cialmente peligrosa y cuantificar el nivel de riesgo planteadopor el peligro (evaluacin del riesgo). La NationalAcademyoj Sciences defini la evaluacin del riesgo como un proce-so de cuatro pasos desarrollado pard ayudar en la evalua-cin de la seguridad del uso de quimicos sintticos, o laexposicin de los humanos a qumicos en el ambiente. Loscuatro pasos de evaluacin del riego son: identificacin delpeligro, evaluacin de la dosis-respuesta, evaluacin de laexposicin y caracterizacin del riesgo. Al dirigir las evalua-ciones del riesgo en la salud, se formula una gran cantidadde preguntas representativas acerca de cada problema am-biental (cuadro 45-2).

Los resultados de la evaluacin del riesgo son enton-ces utilizados para ayudar a determinar cules riesgosnecesitan ser administrados o controlados. El segundocamino es llamado manejo del riesgo, el cual es un pro-ceso basado en el valor utilizado para determinar qunivel de riesgo para la salud humana debe ser conside-rado significativo, y para formular opciones para la iden-tificacin, la seleccin y la implantacin de acciones para

prevenir, reducir y mantener los riegos por debajo de esenivel. El manejo del riesgo considera al riesgo junto conotros factores tcnicos, econmicos, legales y sociales.

Un tercer elemento del proceso de evaluacin del ries-go, comunicacin del riesgo, se agreg con el propsitode unir a los asesores del riesgo con el pblico para lapresentacin de la informacin de la forma ms efectiva.En la comunicacin del riesgo para el pblico, algunaspreguntas que pueden realizarse son: Es la informacinclaramente pertinente y entendible para el pblico afec-tado? La informacin dada responde a 10 que le intere-sa al pblico? Qu son las limitaciones de la evaluacindel riesgo? A pesar de los mejores esfuerzos de los aseso-res de riesgo para comunicar los resultados de la evalua-cin del riesgo al pblico, es claro que la comunicacindel riesgo es un propsito tardo en el proceso. Ms re-cientemente, conforme el nfasis para controlar la emi-sin de contaminantes ambientales se ha ubicado enlas comunidades afectadas (p. ej., desproporcin del ries-go y justicia ambiental) la importancia de involucrar alpblico de forma temprana en el proceso se ha hechoevidente.

Amplitud de la evaluacin del riesgo

Las evaluaciones del riesgo para la salud pueden serrealizadas para cualquier peligro para el cual exista infor-macin toxicolgica (de exposicin animal o humana)o epidemiolgica adecuada, y tambin haya exposicinmedida o estimada en un individuo o en la poblacin. Elespectro de los efectos en la salud que se describen en es-tudios toxicolgicos y epidemiolgicos son ampliamenteextensos y pueden incluir efectos agudos, subcrnicosy/o crnicos posteriores a la exposicin a un quimico o unamezcla de qumicos. Los efectos adversos agudos en lasalud son usualmente observados algunas horas despusde una sola exposicin con alto nivel (o dosis), o despus devarias exposiciones de alto nivel durante un breve periodo.Aunque algunos efectos en la salud, como la neuropata

Etapa de la evaluacin del riesgo

Cuadro 45-2. Etapas estndar para dirigir una evaluacin saludable del riesgo

Identificacin del riesgo

Ejemplos de preguntas respondidas por el asesor de riesgo

Qu sustancias daan al humano, y qu tipo de dao causan? De todas las sustancias inclui-das en un rea problema (p. ej., contaminacin del aire) cules sustancias sern vistas en esteanlisis?

Evaluacin de la dosis-respuesta Qu puede pasar a los humanos si son expuestos a diferentes niveles de esos componentes?Qu son los efectos cancergenos y los efectos no cancergenos?

Evaluacin de la exposicin Cules son las fuentes y la duracin de las exposiciones a estas sustancias? Cuntas personasestn expuestas a la sustancia peligrosa? Qu rango de dosis reciben?

Dado todo lo que se ha aprendido hasta ahora, cules son los impactos a la salud humana conlas exposiciones actuales? Cul es el riesgo de un individuo? Cul es el riesgo de la pobla-cin entera? Hay alguna subpoblacin con ms impacto que otras? Qu seguridad tiene elanlisis general?

Caracterizacin del riesgo


tarclia o el desarrollo de toxicidad, se pueden observar cliaso incluso meses despus de una simple exposicin de alto

~ivel a un qumico, los efectos' crnicos en la salud seobservan usualmente despus de exposiciones repetidasde bajo nivel por varios aos (hasta toda una vida en losanimales), y los efectos sub crnicos en la salud se obser-van usualmente por las dosis repetidas durante 30 a 90das en animales y por arriba de un ao en humanos.

El cuadro 45-3 presenta algunas tipicas conclusionestoxicolgicas usadas para la evaluacin del riesgo. Se debemencionar que para algunos efectos txicos, la extensin yel nivel de exposicin puede no ser delimitado en algunacategora, y de hecho, algunas veces hay sobreposicin.Como regla general, una evaluacin del riesgo no debeexcluir ningn efecto toxicolgico que est claramentecausado por la exposicin qumica. En los casos donde lainformacin es ambigua o los datos son incompletos,generalmente es prudente asumir que el efecto en la sa-lud est relacionado con la exposicin quirnica hasta quese disponga de ms datos que muestren claramente unacausa alternativa de los efectos adversos en la salud.

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PASOS EN LA EVALUACiNDEL RIESGO

Identificacin del peligro

Para comenzar una evaluacin del riesgo, la identifica-in del riesgo es el paso en el cual se determina si laexposicin a un agente puede (en cualquier dosis) cau-sar un incremento en la incidencia de los efectos adver-sos en la salud (p. ej., cncer, malformaciones congnitaso neurotoxicidad) en los humanos. En esta determinacinse toman en cuenta muchos factores, y dependiendo delas conclusiones toxicolgicas que interesan, puedenexistir factores especficos adicionales que hay que con-siderar. Si la exposicin y la toxicidad en humanos estnbien documentadas, la identificacin del riesgo es relati-vamente fcil; es ms complicado cuando solamente sedispone de informacin experimental en animales. Engeneral, el criterio utilizado en la evaluacin del riesgopara identificar una amenaza a la salud humana tomadode informacin en animales incluye el nmero de espe-cies animales afectadas, la dosis en la cual los animalesson afectados, la existencia de una relacin dosis-res-puesta, la severidad del efecto y, para algunos agentes, sila toxicidad observada en los animales es pertinente paralos humanos.

Para los quimicos individuales y las mezclas qumi-cas hay frecuentemente mltiples efectos en la saludobservados despus de la administracin en animales ode la exposicin en humanos. Por ejemplo, como 10 exi-ge el Federal lnsecticide, Fungcide and Rodentcde Act(FIFRA), los solicitantes de registro deben presentar 'lainformacin de un grupo estn dar de pruebas de toxi-

~ cidad experimentales que incluyan estudios agudos, sub--crnicos y crnicos para todos los ingredientes activosde los pesticidas. Cada pesticida usualmente muestra

algunos efectos toxico1gicos consistentes en diferentesespecies que estn o no relacionados con la accin pesti-cida del quimico. Adems, tambin puede haber ya seauna toxicidad inespecfica o efectos especficos en las es-pecies que pueda presentarse con dosis comparables o endosis mayores o menores a las consistentes para los efec-tos toxicolgicos. El espectro de la toxicidad mostradopor un quimico en ungrupo de pruebas puede ser con-siderado un "perfil de riesgo" que puede o no ser consis-tente con otros quimicos estructuralmente relacionadoso con qumicos que muestran mecanismos de accincomparables.

Para algunas conclusiones toxicolgicas, necesitanproporcionarse consideraciones adicionales para carac-terizar completamente o dar el perfil del riesgo. Para loscancergenos tambin es importante tomar en cuenta elnmero y los tipos de tumores que se presentan en losanimales, los rganos blanco afectados, la incidenciade antecedentes (usualmente considerado como un controlhistrico), el tiempo de respuesta del tumor, la forma-cin de lesiones preneoplsicas y quiz la genotoxici-dad del quimico. Para los cancergenos puede no haberconsistencia entre las especies para el tipo de tumor ypuede haber datos positivos en una especie y datos nega-tivos en otra. Dependiendo del uso final de la evalua-cin del riesgo, frecuentemente es prudente aceptar losresultados de los estudios positivos, incluso si hay estu-dios negativos para tomar precauciones que protejan lasalud pblica.

Debe tomarse en cuenta una forma basada en el"peso de la evidencia" para dirigir lo relativo a la infor-macin equvoca. Un forma basada en el peso de la evi-dencia considera el grupo completo de informacin(incluyendo todos los resultados positivos o negativos)como un todo en forma de apreciar la importancia de laseguridad cientfica del proceso de identificacin. Esteproceso incluye toda la informacin disponible, a pesardel origen, y evala los resultados de los estudios de unaforma cualitativa para desarrollar un sentido de consis-tencia o inconsistencia en este grupo de informacin. Porotra parte, una forma de meta anlisis incluye una com-pilacin de informacin de experimentos comparables(p. ej., diseo experimental similar, poder estadstico, re-porte minucioso y calidad total) y la evaluacin de lainformacin en un contexto cuantitativo y estadstico.La informacin epidemiolgca de diversos estudioscomparables, algunas veces es examinada utilizando elrnetaanlisis, como 10 es la informacin de mltiples bio-anlisis con cancerigenos en animales.

En la fase de identificacin del riesgo en la evalua-cin del riesgo a la salud, a menudo es necesario separarla importancia estaclistica de la biolgica. La importanciaestadistica puede excluir efectos con importancia bio-lgica, y en el caso donde hay diversos estudios que de-muestran efectos biolgicos comparables con importanciaestadstica variable, el efecto puede ser tomado en cuen-ta por la evaluacin del riesgo. En el paso de la evalua-cin de la dosis-respuesta, debe aplicarse otro criteriopara ayudar a discernir el mecanismo de accin del tx-

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Cuadro 45-3. Puntos finales toxicolgicos comunes reportados en estudios de exposicin animal y humanautilizados para la evaluacin cuantitativa del riesgo a la salud

Duracin de la exposicin

Puntos finales toxicolgicos Aguda Subcrnica Crnica

Signos clnicos y apariencia anormal general en pruebas animales (malestar general) ++ ++ ++

Signos clnicos y sntomas (reportados en exposiciones humanas) ++ ++ +

Resultados anormales de exmenes gruesos patolgicos e histopatolgicos + ++ ++

Efectos neurolgicos: ++ ++ ++a) Signos colinrgicos, inhibicin de la colinesterasa, tremor, incoordinacinb) Neuropata tarda 1e) Efectos en el comportamiento (p. ej., dficit de atencin, letargia)

Cambios en el peso corporal absoluto, o ganancia de peso corporal + ++ +

Disfuncin de la va areas respiratoria y/o irritacin ++

Abrasin o irritacin drmica u ocular ++ + -

Sensibilizacin (drmica o de va area sperior) + +

Cambio en el peso absoluto o relativo del rgano - ++ ++

Desarrollo (p. ej., defecto del nacimiento, franca toxicidad, peso corporal bajo, aborto _2 ++ espontneo)

Efectos reproductivos (p. ej., disminucin de la fertilidad, atrofia o degeneracin - ++ ++testicular)

Cambios en la fisiologa y funcin normal (p. ej., cambios en la produccin hormonal, - ++ ++efectos transitorios o irreversibles en el sistema inmunolgico)

Alteracin en los valores clnicos de laboratorio: - ++ ++a) Bioqumicos (p. ej., cambios en los niveles de enzimas hepticas)b) Sangre (p. ej., aumento en la cuenta de leucocitos)c) Orina (p. ej., proteinuria o hematuria)

Evidencia de degeneracin celular, cambios en la actividad metablica celular - + ++

Genotoxicidad 3 +

Incremento en la incidencia de tumores _4 _5 ++

Disminucin de la supervivencia: ++ + +a) Estudios de letalidadb) Incremento de la morbilidad, muerte prematura (disminucin de la supervivencia)

Leyenda: += parte comn en la prueba y frecuentemente observada en los resultados de este tipo de estudios; ++= parte comn de la prueba y frecuentemen-te observada en los resultados de este tipo de estudios y el punto final es a menudo el de mayor sensibilidad para la evaluacin del riesgo; = debe ser partede la prueba y el resultado debe ser reportado para este tipo de estudio pero no frecuentemente; - ~ o es usualmente parte de la prueba y usualmente no sereporta en este tipo de estudio. ' (>

1 Por definicin, el efecto es retardado pero usualmente es el resultado de una exposicin aguda de alto nivel.

2 Usualmente no es reportado/observado despus de una exposicin aguda, sin embargo, una nica exposicin in utero durante un tiempo especfico en el emba-razo puede resultar en un defecto de nacimiento.

3 Punto final de toxicidad gentica a menudo utilizado en la evaluacin del riesgo como informacin complementaria pero no como un punto final cuantitativo. Sinembargo, hay numerosos ensayos in vitro e in vivo para evaluar el potencial genotxico de un qumico que usualmente cae dentro de tres categoras: (1) muta-ciones en genes usualmente en clulas de mamferos, bacterias, moscas de la fruta o levadura, (2) efectos cromosmicos usualmente en clulas de mamfe-ros; y (3) dao al DNA (usualmente examinados por mediciones de la tasa de reparacin no planeada del DNA).

4 Dosis nica de radiacin puede ser oncognica (p. ej., leucemia en las vctimas de la bomba atmica en Hiroshima).

5 Incidencia inusual, pero puede ser de inicio temprano, por ejemplo, causado por la exposicin in utero al dietilestilbestrol (DES).

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co y el uso de informacin para propsitos cuantitativos.Adems, hay conclusiones toxicolgicas para las cuales laimportancia biolgica no es conocida o difcilmente sedefine (p. ej., actividad inmunolgica incrementada sinsignos clnicos obvios de toxicidad). Por tanto, la evalua-cin del riesgo debe tratar de definir el trmino efectoadverso o al menos separar un efecto que es claramenteadverso de uno en donde la informacin est equivocada.La validez de este ejercicio est abierta al debate cient-fico y hay muchos ejemplos donde la diferencia entreefectos adversos y no adversos no est completamenteclara para una conclusin toxicolgica.

Evaluacin de la dosis-respuesta

La evaluacin de la dosis-respuesta define la relacin queexiste entre la dosis de un agente y la observacin u in-cidencia esperada de un efecto toxicolgco especfico.Una evaluacin de la dosis-respuesta usualmente requiereextrapolar las dosis administradas de forma experimentala animales a la exposicin esperada en el humano con elagente en el ambiente o en su lugar de trabajo. Cuando seevalan los efectos toxicolgicos en anmaies, se asumegeneralmente que en una dosis determinada la respuestaanimal a un qumico puede ser casi idntica a la respues-ta del humano. Esta aproximacin es razonablementeexacta para los qumicos que muestran un umbral en lacurva de dosis-respuesta, y los cuales son eliminados delorganismo rpidamente, (p. ej., vida media biolgica corta).Si est disponible, la informacin de la exposicin/dosisen humanos provenientes de exposiciones ocupacionalesy ambientales puede ser til para la mejor caracterizacinde la relacin dosis-respuesta de un qumico y su efectotxico. La informacin de estudios en voluntarios paraexposicin a sustancias riesgos as es menos deseable porquegeneralmente tiene un diseo de estudio pobre, un sesgoinherente por los investigadores, bajo poder estadstico yun contexto tico cuestionable.

Se cree que los qumicos muestran dos tipos de re-lacin dosis-respuesta, las que muestran el umbral paratoxicidad y las que no. Para los qumicos que muestranumbral para toxicidad, el principio bsico es que un ni-vel de dosis especfica pueda identificarse por debajodel cual ningn efecto txico ser observado. La apro-ximacin convencional para seleccionar los niveles dedosis para evaluar el riesgo de los qumicos que mues-tran el umbral para la toxicidad es para identificar pri-mero la conclusin con ms sensibilidad de todos losestudiosy entonces identificar el ms alto ni~el de efectosadversos no observados (NOAEL, del ingls no observedadverse effect leveD para esa conclusin proveniente de lainformacin. Si el NOAEL no puede identificarse (de-bido a que la seleccin. de una dosis que no encuentraun nivel en la cual ningn efecto es observado), entoncesel nivel ms bajo de efecto adverso observado (LOAEL,del ingls lowest observed adverse effect leveD es sustitui-do. En el caso donde el LOAEL y no un NOAEL se usapara la evaluacin del riesgo, una incertidumbre adicionales inherente en el clculo del riesgo que debe ser inclu-

da en el paso de la caracterizacin del riesgo (veseCaracterizacin del riesgo, ms adelante).

Alternativamente, para qumicos que muestran unumbral de toxicidad, una metodologa de dosis de refe-rencia (BMD, del ingls benchmark dose) puede adap-tarse mejor con ciertos grupos de informacin en loscuales un OAEL no puede ser claramente establecido.En este mtodo, un efecto toxicolgico es identificadoprimero, como un porcentaje de animales que muestranuna respuesta o un porcentaje de aumento o disminu-cin de una actividad enzimtica. Segundo, se seleccionaun nivel de dosis de referencia (p. ej., una tasa de respues-ta de 5 o 10%) y un modelo matemtico aplicado para lainformacin. Se usa entonces la curva ajustada para asig-nar a la correspondiente BMD. Un lmite bajo en el nivelde confianza de BMD es a menudo elegido como el equi-valente de NOAEL. Este nivel de confianza de BMD esentonces utilizado para calcular la evaluacin d1 ries-go aplicando los factores de seguridad/incertidumbreapropiados.

Los mtodos para la extrapo1acin de dosis-respues-ta empleados para los cancergenos son diferentes. Esampliamente aceptado que para los qumicos que indu-cen tumores no existe umbral de toxicidad. Mientrastanto, no se entienden completamente el o los mecanis-mos de accin de todos los qumicos cancergenos. Losiniciadores y los promotores qumicos han sido identi-ficados en estudios experimentales, y por eso se ha pos-tulado un mecanismo de accin genotxica que podraser razonable. Para otros quimicos que inducen la turno-rognesis en animales de laboratorio, la evidencia queapoya un mecanismo de accin genotxico es equvocao negativa; adems, se han postulado otros mecanismos,como la citotoxicidad o la interrupcin de los procesosfisiolgicos que causan efectos en los niveles hormona-les o una respuesta inmunolgica.

Para describir la curva de la dosis-respuesta para loscancergenos con las dosis bajas esperadas para la exposi-cin humana laboral o ambiental, es a menudo necesarioextrapolar las dosis relativamente altas utilizadas en losboanlisis de cncer (tpicamente en ratones). La ma-yora de los modelos extrapo1ados con dosis bajas son de-rivados de la suposicin de la distribucin estadsticade la informacin (p. ej., log-probit, Mantel-Bryan, logit,WeibulD, el mecanismo establecido de carcinogenicidad(p. ej., los modelos lineal one-hit, gamma multihit, o elmultietapas Armitage-Doll) o algunos otros parmetros(tiempo de formacin del tumor, farmacocintica, basa-dos biolgicamente}, El proceso cancergeno es tpi-camente descrito de forma matemtica por un grupo desucesos biolgicos elementales, muchas de las veces co-mo parte del proceso de multietapas, y el efecto de loscancergenos en este proceso es considerado que seael ms simple posible (p. ej., descrito por una tasa dereaccin qumica). Adems, la relacin de la dosis-res-puesta descrita por esos modelos matemticos usual-mente ser tan arbitraria como las hiptesis hechas paralos procesos biolgicos.

EXisten diversos modelos matemticos que usual-mente son aptos para los datos de los boanlsis de

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cncer en animales. Debido a que estos modelos utilizandiferentes modelos e hiptesis para predecir el poten-cial cancergeno de los qumicos, pueden producir dife-rentes resultados en las dosis en las cuales los humanosestn expuestos, dependiendo de las caractersticas dela curva de dosis-respuesta y el mecanismo de carcino-genicidad asumido (figura 45-1). Para la mayora de loscancergenos, los modelos one-hit y multietapas linealesse aplican en los datos de los bioanlisis de cncer enanimales con el fin de estimar el potencial de cnceren humanos. Estos modelos fueron desarrollados basa-dos en el entendido de que la radiacin ionizante y los qu-micos genotxicos muestran una dosis-respuesta linealo casi lineal en la zona de dosis baja. Cuando se presen-tan los resultados de la evaluacin de la dosis-respues-ta para los cancergenos, el lmite superior de riesgo decncer de los modelos es proporcionado, lo mismo quelos lmites altos y bajos del riesgo. El objetivo de las tc-nicas de lmites es procurar explicar la incertidumbreestadstica en los resultados de las pruebas en animales.

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Existen qumicos para los cuales hay datos positi-vos en los bioanlisis de cncer, pero datos negativoso equvocos de genotoxicidad. Existe un debate en lacomunidad cientfica por el mecanismo de la gnesis deltumor para esos agentes. Por ejemplo, los herbicidas clo-ro-s-triazina, (p. eL atrazina, simazina y cianazina) in-ducen tumorognesis mamara, pero la informacin de latoxicidad gentica es equivocada. Hay algunas evidenciasde que esos qumicos alteran la funcin endocrina al ni-vel del eje hipotlamo-hipfisis-ovario, aunque no seunen a receptores estrognicos. Adems, se ha propuestoel umbral de la dosis-respuesta de los herbicidas triazina,pero no se ha aclarado su mecanismo de accin. Otrosejemplos de qumicos cancergenos para los cuales es-t en debate su mecanismo de accin incluyen los sol-ventes clara dos, como el cloroformo, y los compuestosaromticos policclicos clara dos, como el 2,3,7,8-tetra-clorodibenzo-p-dioxina.

Los modelos farmacocinticos basados fisiolgicamen-te son usados por algunos asesores de riesgo para predecir larespuesta humana con base en los datos de los roedores.

Rango de respuestano observable

1Dosis (mg/kg/da)

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Dosis (mg/kg/da)

Figura 45-1. El ajuste de la mayor parte de modelos de dosis-respuesta para la informacin en el rango observable es ge-neralmente similar (grfica izquierda). Sin embargo, debido a las diferencias entre las hiptesis acerca de las cuales lasecuaciones estn basadas, el riego estimado en dosis bajas puede variar drsticamente entre los diferentes modelos (gr-fica derecha).

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Estos modelos intentan explicar cuantitativamente lasdiversas diferencias entre las pruebas en especies ani-males y en humanos considerando el peso corporal, lacapacidad rnetablica y los resultados, la frecuencia res-piratoria, el flujo sanguneo, el contenido graso y otrosnumerosos parmetros (figura 45-2). La confianza enlos resultados de los modelos farmacoci-nticos basadosfisiolgicarnente a menudo dependen de algunas supo-siciones no confirmadas, como la dosis liberada de unmetabolito inestable hacia un rgano blanco. Mientraslos modelos farmacocinticos basados en 10 fisiolgico sehan desarrollado para una variedad de qumicos indus-triales, (p. ej., solventes clara dos) y pesticidas (p. ej., ma-latin) la aplicacin de resultados de esos anlisis para laevaluacin del riesgo an no han sido claramente defini-da. Las tcnicas basadas biolgicamente para estimar elriesgo de cncer tambin se han desarrollado para permi-tir la incorporacin de factores biolgicos, como el nmerode mutaciones necesarias para neoplasia y el papel en elproceso de nacimiento y muerte de las clulas blanco enla acumulacin de estas mutaciones. Un elemento clavees una descripcin cuantitativa de cmo los cancergenosafectan las tasas de nacimiento celular, .wuerte y muta-ciones. En este momento, sin embargo, la mayora de lainformacin necesaria para desarrollar estos anlisis anno se encuentra disponible.

Los resultados de los estudios de exposicin huma-na (p. ej., epidemiologa) tambin pueden proveer infor-macin til para complementar la informacin en losbicanlisis de cncer en animales u ofrecer una evalua-cin independiente de la dosis-respuesta de un quimicoy su efecto en humanos. El diseo de estudios de expo-sicin humana, sin embargo, a menudo limita el uso deresultados de estos estudios para propsitos de evalua-cin del riesgo debido a que el grado de incertidumbreen la estimacin de la exposicin es mayor y el poder es-tadstico de los estudios es usualmente ms bajo que elde los estudios experimentales en animales.

ReferenciasEPA: Guidelines for Carcinogen Risk Assessment, 2005, http://

cfpub.epe.gov/ncea/ cfmlrecordisplay.cfm? deid= 116283.

Evaluacin de la exposicin

Para que haya un riesgo de salud, debe haber toxicidadinherente y exposicin a un qumico. En otras palabras,la prevencin o eliminacin de la exposicin a una sus-tancia txica resultara en cero riesgos. Debido a que laeliminacin total de la exposicin al qumico a menudoes considerada no factible o prctica, el paso de evalua-

. cin de la exposicin en la evaluacin del riesgo esutilizado para estimar la magnitud y la probabilidadde tomar del ambiente por cualquier combinacin de vas deexposicin, como oral, inhalada y cutnea. Los resultadosde la evaluacin de la exposicin son dosis cuantitativaspresentadas en la cantidad de qumico por unidad de pe-so corporal por unidad de tiempo (p. ej., mg/kg/ da].

Al inicio del proceso de evaluacin de la exposicin,la poblacin en riesgo necesita ser identificada paradeterminar quines se expondrn al qumico de inters.El tamao de la poblacin expuesta depende de laproximidad de la poblacin a la fuente. Por ejemplo, hayun alto potencial de exposicin en un gran nmero depersonas si el qumico se encuentra en el agua potable o enel aire. Por otro lado, si el contaminante se encuentra lo-calizado en un rea cerrada (p. eL en el interior del1u-gar de trabajo), la poblacin afectada probablemente seapequea. Para caracterizar a la poblacin expuesta, esimportante considerar la edad, el gnero, el estado de sa-lud, la raza y la diversidad cultural dentro de la poblacindebido a que los individuos difieren en sensibilidad y sus-ceptibilidad a un peligro qumico. .

Las vas primarias de exposicin a los qumicos en elambiente son la inhalacin de partculas, polvo y va-pores, el contacto drmico con superficies contaminadas(p. eL tierra o vegetacin contaminada), el uso de pro-ductos de consumo (p. ej., contenedores plsticos y pin-tados) y la ingestin de alimentos yagua contaminadosy las superficies contaminadas (p. ej., transmisin mano-boca). La exposicin en los lugares de trabajo tambinresulta de la inhalacin, ingestin y contacto no slo con me-dios contaminados, sino tambin con soluciones concen-tradas o mezclas de qumicos industriales. A pesar de losrecientes avances en ropa y equipo de proteccin, las ins-trucciones rotuladas y los sistemas en ingeniera de ven-tilacin adecuados, el potencial para la exposicin en loslugares de trabajo es todava ms elevado que la mayorparte de las exposiciones ambientales.

La exposicin estimada en humanos debe estar basa-da en medidas analiticas de muestreos tomados de la vi-gilancia del ambiente o del lugar de trabajo, medicionesdirectas de la exposicin humana o de modelos matem-ticos (predctvo]. Aunque las mediciones directas de laexposicin en humanos son los mtodos ms precisospara deteccin de la exposicin en un individuo o en lapoblacin, esos mtodos son costosos, requieren instru-mentos especializados y son consumidores de tiempo. Laexposicin estimada se basa ms en modelos matemti-cos. Numerosas metodologas para la estimacin de lacaptacin humana de contaminantes se han propuesto ymejorado en aos recientes. Los modelos han sido des-arrollados y utilizados para predecir el movimiento delos qumicos en el ambiente (p. ej., aire, agua subterrneao agua de la superficie), la transferencia de las superficiescontaminantes (p. ej., alfombras o ropa, mano-boca) yeldepsito sobre frutas y verduras. Los modelos farmaco-cinticos basados fisio1gcamente tambin son utili-zados para predecir la tasa de absorcin, el metabolismoy la distribucin de un qumico en el organismo. Algunosestudios retrospectivos de la exposicin humana se ba-san en exmenes y en la llamada de las personas expues-tas. Este ltimo mtodo, aun cuando es necesario, es elmenos confiable, y una razn de que la informacin dealgunos estudios epidemiolgcos no siempre puede uti-lizarse en la evaluacin cuantitativa del riesgo.

En la cuantificacin de la exposicin a dosis, se des-cribe el nmero de personas expuestas en cada uno de

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Figura 45-2. Diagrama simplificado de un modelo compar-timental basado fisiolgicamente. La (a) absorcin, (b) ladistribucin, (e) el metabolismo, (d) el almacenamiento, y (e)la eliminacin de un xenobitico internado son descritos poruna serie de interrelaciones matemticas. Los modelos far-macocinticos basados fisiolgicamente producen informa-cin, como la prediccin del cambio en la cantidad de unqumico en un rgano dado a travs del tiempo dependien-do de la entrada de datos (p. ej., tasas constantes de trans-porte, distribucin, respiracin, metabolismo, excrecin, ascomo las propiedades qumicas y fsicas del qumico). Loscompartimientos intentan representar, como mejor sea po-sible, las estructuras anatmicas, definidas con respecto asus volmenes, flujos sanguneos (tasa de perfusin). ca-ractersticas de unin qumica (repartimiento) y habilidadpara metabolizar y excretar el qumico de inters. Para lospropsitos de evaluacin de riesgo, estos modelos se utili-zan principalmente para predecir y comparar la dosis a teji-dos blanco para diferentes situaciones de exposicin endiferentes especies animales.

PUNTO DE ENTRADA(Pulmn, piel, tubo digestivo)

AIREEXHALADO

RGANOS RICAMENTEPERFUNDIDOS(p. ej., vsceras) ,,:

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RGANOS POBREMENTE ePERFUNDIDOS ~.(p. ej., msculo) :>

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844 Diagnstico y tratamiento en medicina laboral y ambiental. (Captulo 45)

los niveles de dosis anticipadas, tambin se estima elnivel superior y la media de la exposicin. El mejor enfo-que es desarrollar escenarios expuestos para examinarun rango de exposiciones potenciales o actuales para losindividuos, poblaciones y subpoblaciones. Dependiendodel uso de la evaluacin del riesgo, debe ser adecuado es-timar solamente dosis de exposicin a un solo qumicode una fuente particular del quimico. Ms a menudo, de-ben evaluarse y agregarse mltiples exposiciones qumicasde mltiples fuentes, a pesar de la relativa complejidad derealizarlo.

Las frmulas para estimar la exposicin de qumicosdel ambiente y de los lugares de trabajo pueden aplicar-se para cuantificar los niveles de dosis para la evaluacin delriesgo. Esas frmulas requeren la integracin de valores deparmetros de actividad y fisiolgicos, como la frecuen-cia respiratoria (en reposo y/o bajo ejercicio), ingestindiaria de agua, ingesta de alimentos, peso corporal o tallay otros factores que dependen de la edad, gnero, estadofsico y de los hbitos individuales. Factores como la in-teraccin de frmacos, la debilidad fsica, el estado del

___ desarrollo (p. eL etapa fetal, perinatal, infancia) y el ni-vel de tabaquismo, p. eL pueden incrementar la suscep-tibilidad y la sensibilidad a la exposicin qrnica y debendocumentarse y considerarse en la evaluacin de la ex-posicin, si es posible. Los valores de peso corporal, fre-cuencia respiratoria y tamao corporal se obtienen de lastablas de normalidad de datos y presentan la media ylos limites estadsticos de los datos. Los valores para par-metros como ingestin de agua y de alimentos, con fre-cuencia se obtienen de las observaciones del rea regio-nal o aun nacionales y por tanto no son especficos parauna comunidad en particular, etnia o estilo de vida. Pa-ra una evaluacin de la exposicin ms precisa o definidapara una poblacin especfica o individual, es necesariorecabar ms informacin especfica para incluirla en lafrmula para la exposicin.

Es necesaria la aplicacin del anlisis estadistico algrupo de datos de la exposicin para determinar la dis-tribucin de la informacin, porque la informacin am-biental y laboral debe distribuirse en un logaritrno normalantes que conformar una distribucin de Gauss.

Dependiendo de la poblacin expuesta y del proble-ma, las estimaciones de la exposicin deben hacerse paradiferentes subpoblaciones (p. ej., nios e infantes, mujeresembarazadas, los enfermizos) porque estos individuos sondiferencia1mente susceptibles, muestran diferentes pa-trones de actividad, o son particularmente sensibles poruna variedad de razones. Para una descripcin estadisticapura de una poblacin, se desarrollaron las tcnicas esto-csticas o "probabilidad de riesgo" para caracterizar lasexposiciones utilizando modelos de duplicacin aleatori-zada de la exposicin. Las tcnicas probabilsticas pue-den caracterizar un rango de exposicin potencial y susprobabilidades de incidencia. _

Algunos quirnicos persisten en el ambiente por mu-chos aos, mientras que otros se degradan rpidamente.El destino .ambiental de los qumicos depende de diversosfactores, por ejemplo, las propiedades fsicas y qumicasde la sustancia, la capacidad de movimiento entre dfe-

rentes medios ambientales (como el agua subterrnea ola tierra porosa) o el almacenamiento (p. ej., unin de losqumicos a sedimentos), la tasa de degradacin en elambiente (por los rayos solares, los microbios de la tierray del agua y la evaporacin), y el potencial de la bioacu-mulacin y la biomagnficacin. Algunos qumicos, comolos hidrocarburos policlorados aromticos (p. ej., bife-nilos policlorados, dclorodifeniltrcloroetano [DDT]),pueden persistir en el ambiente por 50 aos o ms, mien-tras que otros como los pesticidas organofosforados sedegradan relativamente rpido y pueden persistir porsemanas o pocos meses. Los qumicos lipofilicos ambien-tales (como el metil mercurio) son almacenados en lostejidos de animales, ms notablemente en el pescado, y atravs de un proceso llamado biomagnificacin se incre-menta (algunas veces en concentraciones cientos de vecesmayores que los niveles ambientales originales) confor-me los quirnicos almacenados se mueven hacia arriba enla cadena a1imentaria. Adems, aunque las exposicionesdirectas en humanos a contaminantes quimicos puedenser reducidas cuando los qumicos son rpidamente de-gradados, existe ciertamente un potencial de exposicinsignificativo aun para esos qumicos que existen slo poralgunos dias en el ambiente (p. ej., los trabajadores agrco-las), o los que inician con una baja concentracin pero sebioacumu1ari en la cadena alimentara (p. ej., pescadocontaminado) .

Nuevas tecnologas y avances en la instrumentacinanaltica y en las metodologas permiten ahora la de-teccin de muy pequeas cantidades de quirnicos exge-nos (xenobiticos) en la sangre, orina, cabello, heces, aireexhalado, grasa y otros tejidos (p. ej., biovigilancia). Lamedicin de los residuos qumicos en niveles de partes portrilln (ppt) y aun menores es ahora posible en los teji-dos biolgicos (as como en el ambiente). Para muchosqumicos, los resultados de la biovigilancia representanun indicador directo de la exposicin aguda o crnicaal qumico. Esas mediciones directas ofrecen una mejor al-ternativa para evaluar la exposicin que utilizar cualquiermodelo matemtico. Adems, la vigilancia ambiental tam-bin se ha visto beneficiada con esos avances tecnolgicos,aunque la presencia de mezclas de qumicos y las matricesen las cuales estos quimicos residen tienden a compli-car e interferir con las mediciones ambientales de bajosniveles. Conforme el campo de las tcnicas de medicinest siendo ms refinado, menor confianza ser necesariaen los modelos matemticos para predecir la distribucin delos qumicos en eLambiente.

Caracterizacin del riesgo

En la caracterizacin del riesgo, el asesor de riesgo resu-me e interpreta la informacin obtenida de los tres pasosanteriores, presenta una estimacin cuantitativa del [los)riesgo(s) a la salud humana, e identifica (y cuantifica cuan-do es posible) las incertidumbres en estas estimaciones deriesgo. Este proceso permite al asesor de riesgo identificarlos mayores riesgos individuales y pob1aciona1es de lossucesos de salud, y establecer la respuesta o los niveles de


accion en salud para proteger a los individuos y a laspoblaciones de exposiciones adicionales, o para prevenirlesiones inmediatas o a largo plazo. Los riesgos calcula-dos dependen de la medicin o estimacin de la duracinde la exposicin y pueden calcularse retrospectivamente(p. ej., cuando ya tuvo lugar la liberacin del qumico o laexposicin), o prospectivamente (p. ej., como un mediopara prevenir que se presente una liberacin o exposi-cin). Es apropiado y a menudo necesario en la caracte-rizacin del riesgo estimar tanto los riesgos diferentes alcncer y los riesgos de cncer por una exposicin qumi-ca y evaluar los mltiples escenarios de exposicin paraayudar en la determinacin de los pasos necesarios demitigacin.

Para los puntos finales de toxicidad qumica que cla-ramente muestran un umbral en la curva de dosis-res-puesta, pueden calcularse los niveles de exposicin dereferencia, definidos como el umbral de niveles de expo-sicin por debajo de los cuales no se anticipan efectosadversos en la salud. Estos niveles de referencia son com-parables para las dosis de referencia de la EPA (Environ-mental Protection Ageney) (DsRf) o las concentracionesde referencia (CsRf).

Los niveles de referencia se drivan por identifica-cin y separacin de los NOAEL (o BMD) por facto-res de incertidumbre para contar las insuficiencias en labase de datos, el conocimiento cientfico incompleto,y para la proteccin de individuos ms sensibles (cuadro45-4). La aplicacin de factores de incertidumbre ofreceun margen de seguridad para considerar cundo desa-rrollar opciones atenuantes o desarrollar estndares re-guladores. Algunos factores de incertidumbre pueden serconsiderados valores perdidos cuando la informacin fisio-lgica o toxicolgica no existe para otorgar un estimadode incertidumbre ms preciso.

Para los cancergenos, a menos que un umbral detoxicidad sea claramente demostrado, se considera que ladosis-respuesta es lineal con nivel sin "no riesgo". Paraesos agentes qumicos, la potencia de cncer se calcula,

as como la probabilidad para un exceso individual deriesgo de cncer con base en estimados de exposicin. Ladeterminacin en cuanto a que es un riesgo de cncer"aceptable" (o de minimis) es una decisin basada en elvalor y frecuentemente se presenta un rango de riesgopara propsitos de comparacin.

Las diferencias documentadas en fisiologa y toxico-loga entre las especies pueden ser utilizadas para mo-dificar los niveles de exposicin de referencia y para unmenor grado estimado de riesgo de cncer para reflejarmejor la exposicin humana y predecir la respuesta alqumico. Sin embargo, el concepto para garantizar unmargen de seguridad entre la exposicin y la toxicidaddebe aplicarse todava, aun cuando pueda realizarse unclculo ms preciso de incertidumbre. En particular, al-gunas subpoblaciones (p. ej., el feto en desarrollo, infan-tes y nios) pueden ser ms sensibles o diferencialrnentesusceptibles a una exposicin qumica. Es dificil predecircon exactitud el efecto de la exposicin qumica para unindividuo comparado con el promedio de adultos sa-ludables en la poblacin. Frecuentemente el gnero, laraza u otros rasgos genticos pueden tambin afectarla sensibilidad individual. La etapa de caracterizacin delriesgo debe tomar en cuenta las diferencias entre indivi-duos, subpoblaciones e incertidumbres en los datos y lametodologa.

En general, una minuciosa caracterizacin del riesgotambin debe analizar los antecedentes de concentracio-nes del qumico en el ambiente y en los tejidos huma-nos, las diferencias farmacocinticas entre las pruebas deespecies animales y en humanos (aqu son de utilidad losresultados de un modelo farmacocintico fisiolgico uotro modelo biolgico), el efecto de seleccin de par-metros de exposicin especficos, el nivel de incertidum-bre en los mtodos (anlisis estadsticos, clculos), ascomo otros factores que pueden influir la magnitud delriesgo calculado. Adems, deben identificarse muy bienlas reas para las cuales son necesarias investigacionesadicionales (p. ej., brechas de informacin).

Cuadro 45-4. Factores de incertidumbre que pueden aplicarse en el clculo de los nivelesde exposicin basados en el riesgo

Brechas de informacin o consideraciones metodolgicas Factor de incertidumbre (Rango)

Extrapolacinde la informacinde agudo a crnicoExtrapolacinde la informacinde subcrnico a crnicoVariabilidadhumana (intraespecies)Variabilidadanimal a humano (interespecies)Aumentode la sensibilidado susceptibilidad (p. ej., nios)Conversinde LOAELa NOAELEvidenciade genotoxicidad(no informacinde cncer)ElNOAELreportado puede ser LOAELExtrapolacinde subcrnico a agudoRelacinde la actividadestructuralDiseo experimentalinadecuadoCorrecciones farmacocinticas

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10

10

10

(1 a 10)(3 a 10)(1 a 10)(1 a 10)

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(1 a 10)vara con los parmetros medidos o modelados

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EJEMPLO DE LA APLICACiNDE LA METODOLOGA DE -EVALUACiN DEL RIESGO

El enfoque general para el clculo del-punto final de ries-go de cncer y no cncer es ilustrado lneas adelante parael pesticida y contaminante ambiental dibromocloropro-pano (DBCP). California regula los niveles mximos decontaminantes (NMC) para e! agua potable, los cualesestn basados en metas de salud pblica. Debe tomarseen cuenta el establecer un NMC, el cual es un estn darregulador, los costos, los beneficios y la viabilidad tc-nica (p. ej., de deteccin o atenuacin). Una meta de lasalud pblica es desarrollar, con base en e! clculo de!riesgo, la consideracin de la incertidumbre en los mto-dos y en la informacin, y tomar en cuenta los individuosms sensibles o susceptibles (p. ej., infantes y nios). Lameta de la salud pblica es desarrollarse correctamentepara proteger la salud, pero esto no es un estndar re-gulador como un NMC, y por tanto no se cumple.

El DBCP fue ampliamente utilizado como un fumi-gador de tierra y nematocida en EUA hasta 1977, cuan-do se suspendi su registro como pesticida. Aunque steya no es manufacturado comercialment&o utilizado enese pas, la contaminacin del agua subterrnea an exis-te en el valle de San Joaqun y en otras regiones agricul-toras en California. La exposicin para e! DBCP tienelugar por uso de agua de la llave como una fuente deagua potable 10 mismo. que en la preparacin de alimen-tos y bebidas. sta es tambin utilizada para e! sanitarioo la ducha, y para lavar, y para el agua de inodoros,y otros usos domsticos que resultan en una exposicinpotencial, por va drmica e inhalada.

Efectos no cancergenos en la salud

El DBCP produce dao testicu1ar e infertilidad, como seevidencia en numerosos estudios de exposicin laboral,descritos como reduccin en la cuenta (oligospermia) oausencia de espermatozoides (azoospermia), alteracinde la motilidad espermtica, dao a los tbulos sernin-feros y alteraciones hormonales. La toxicidad testicu1ares reportada muy frecuentemente y parece presentarsecon puntos finales de exposicin menores que aquellosotros no cancerosos (p. ej., es el punto final de toxicidadms sensible no canceroso). En estudios experimenta-les en animales, e! NOAEL mayor de 0.025 rng/kg/da esidentificado para efectos adversos testicu1ares en e! cone-jo macho. Utilizando esta informacin, el clculo de unnivel de exposicin de referencia (o meta de salud p-blica), que en este caso se define como "C" en mg/L paraun efecto no canceroso del DBCP se hace con la siguien-te ecuacin:

C = NOAEL x PC x CRFFI xA

0.025 mglkglda x 70 kg x 0.81000 x 6 EqL

= 2.3 x 10"4 mgIL = 0.2 ppb (redondeada)

en donde NOAEL = nivel de efecto adverso no obser-vado; PC= peso corporal (se usa un valor de 70 kg en unhombre adulto); CRF= contribucin relativa de la fuen-te [la nica fuente anticipada de exposicin es e! aguadel sub suelo y por esto 80% es utilizado como entra-da del DBCP); FI= factor de incertidumbre (la para ex-plicar la extrapo1acin entre las especies, la para el usosub crnico del NOAEL, y la para las subpob1acioneshumanas potencialmente sensibles); A = tasa diaria deconsumo de agua (una tasa diaria de consumo de aguade 6 L equivalentes (Eq/L) se utiliza porque la ingestindirecta cuenta para aproximadamente un tercio de la ex-posicin total del uso casero de agua contaminada conDBCP y los dos tercios restantes son de la exposicin drm-ca y la inhalacin).

El riesgo para los efectos no cancerosos de agua con-taminada con DBCP puede determinarse por el clculodel ndice de riesgo, e! cual es la relacin de exposicinhumana para el NER. Si el ndice de peligro es menorde 1, existe un adecuado margen de seguridad. Si el n-dice de riesgo es igualo mayor que 1, la exposicin es-timada es igual o mayor que el NER y son requeridasevaluaciones adicionales de las implicaciones en la saludpblica. Aplicando este mtodo para el DBCP, un ndi-ce de riesgo mayor de 1 ser alcanzado cuando los nive-les de agua ingerida excedan 0.2 partes por miles demilln (ppmm).

Efectos cancergenos

El DBCP tambin puede causar cncer en los animalesde experimentacin y existen evidencias sugestivas enlos estudios de exposicin humana. Para los propsitosde la evaluacin del riesgo, el desarrollo de carcinoma declulas escamosas en el estmago en hembras de ratnes utilizado para calcular un potencial cancerigeno de 7[mg/kg/daj-t. Para calcular el potencial cancergeno, elmodelo de multietapas fue adecuado para los datos de ladosis-respuesta cancergena en animales y se us 95%superior dellirnite de confianza en trminos lineales. Es-te clculo en animales se ajusta para un potencial detiempo de toda la vida, asumiendo que la potencia tien-de a aumentar con el tercer nivel del tiempo de observa-cin en un boanliss, El clculo del potencial cancergenodurante toda la vida del animal se convierte a un clculodel potencial en humanos por el factor (70 kg/peso cor-poral animal)(l/3). Esta conversin procede de la supo-sicin de que una tasa de dosis calculada como la ingestindiaria de DBCP dividida entre (peso corporal) (2/3) tieneel mismo potencial en ratones y en humanos. Utilizandoeste potencial cancergeno, el clculo de un nivel de ex-posicin de referencia (C) para el DBCP en el agua potableutiliza la siguiente ecuacin:

C = R x PCPC x A

10-6 X 70 kg

7 (mglkglda)'1 x 6 EqUda

= 1.7 x 10.6 mglL = 1.7 ppt

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donde PC = peso corporal en un adulto (70 kg paraun hombre adulto); R= de minims nivel para el excesode riesgo individual de por vida de cncer (10-6); PC =potencial cancergeno (ql *) de 7 (mg!kg/da)-l para eldesarrollo de carcinomas de clulas escamosas del est-mago en los ratones hembras; f\. = volumen diario deagua consumida de 1 L equivalentes (EqL) por da.

Por tanto, para el DBCP un exceso del riesgo indi-vidual de cncer de 1 x 10-6 (l en un milln) ser ex-cedido cuando los niveles del agua potable estn porencima de 1.7 ppt. Est claro de los resultados de estaevaluacin del riesgo que el nivel de ingesta de agua po-table considerado el ms protector de la salud es aquelbasado en el punto final del cncer.

ANLISIS

La evaluacin cuantitativa del riesgo ha sido el funda-mento para la toma de decisiones en torno del ambienteen EUA por ms de 30 aos. Si la evaluacin y el mane-jo del riesgo son para continuar los factores clave en latoma de decisiones del ambiente, "el valor" escogido enel proceso de evaluacin de riesgddebe ser explcito, ylos creadores de las reglas deben reconocer las limitacio-nes de la evaluacin de riesgo cuantitativa. Adems, eldiseo y los resultados de la evaluacin del riesgo debenser claramente descritos en el contexto del problema am-biental. En otros trminos, el contexto dentro del cualla "ciencia" de la evaluacin de riesgo se desarrolla debedeterminar cmo es utilizada e interpretada la informa-cin cientfica.

Limitacin del uso de la evaluacin delriesgo para la elaboracin de decisionesambientales

Existe un debate creciente en relacin con las limitacio-nes de los procesos de evaluacin y del manejo del ries-go y su uso en la elaboracin de decisiones ambientales.Las primeras objeciones incluyen:

1. La evaluacin del riesgo no est solamente "basadaen ciencia", sino que incorpora los jucios y valoresque estn limitados por un alto grado de incerti-dumbre.

2. Los mtodos convencionales de la evaluacin delriesgo no explican el riesgo desproporcionado deafecciones sufridas por ciertas comunidades, no ex-plica el impacto de las acurnulativas y mltiplesexposiciones a txicos por grupos de personas quetrabajan en sitios txicos o a grupos de personas co-mo los trabajadores de las granjas y sus familias.

3. La evaluacin del riesgo tienen enfoques doblesque separan la evaluacin de riesgo del manejo co-mo un medio para aislar la "objetividad" de la eva-luacin de riesgo del manejo de decisiones. Esteenfoque es criticado por los cientficos y filsofos dela ciencia por ser irrealista en aquello donde ningu-

na prctica de la ciencia es puramente objetiva. Al-gunos cientficos sociales argumentan que los eva-luadores del riesgo no pueden ser completamenteinmunes a los factores polticos de las institucionesdentro de las cuales se desarrollan.

4. La evaluacin del riesgo conduce a retardos en lareglamentacin; esto es, "parlisis por anlisis".

5. El enfoque en los aspectos cuantitativos del riesgo noprovee informacin suficiente en los aspectos cua-litativos, como la ansiedad acerca del futuro, invo-luntariedad de exposicin y equidad de intereses.

6. La evaluacin del riego es utilizada principalmentepara justificar ciertas cantidades de contaminantes,mientras que la meta debera ser la eliminacin decontaminantes, la prevencin o la sustentabilidadambiental (p. ej., dejar fuentes suficientes y un am-biente limpio para las futuras generaciones).

7. El proceso no es libre para todos (no dernocrti-ea) y frecuentemente descuida la participacinpblica y los valores sociales necesarios para tomardecisiones adecuadas acerca de las prioridades am-bientales. La inclusin de la "comunicacin delriesgo" en las etapas avanzadas del proceso de eva-luacin no es solamente un pobre uso de una fuen-te importante de informacin (p. ej., la comunidadimpactada por s misma), tambin oscurece el pro-ceso hacindolo difcil de entender y de reproducir.

8. Las decisiones ambientales basadas en comparacinde riesgos con puntos de referencia reguladores, seven a menudo con escepticismo por aquellos queestn ms afectados.

Riesgos individuales versuspoblacionales

Algunas evaluaciones del riesgo o decisiones basadas enevaluaciones de riesgo confan en las mediciones de ries-gos en la poblacin, esto es, las mediciones de la inciden-cia adicional de algunos impactos adversos en la poblacinafectada. En esta situacin, la asesoria y la comparacin deriegos de una situacin potencialmente peligrosa utili-zando slo los riesgos poblacionales pueden no iden-tficarlo como una prioridad ambiental. Por ejemplo, siel arsnico se filtrara de un sitio abandonado de depsitostxicos hacia vas acuticas cercanas, esto puede presen-tar un riesgo individual muy alarmante. Sin embargo,el riesgo total poblacional asociado con esta situacinpuede ser muy pequeo si solamente un nmero peque-o de personas depende de este abastecimiento de agua.Una construccin circular hace surgir: lugares de desper-dicios y residuos industriales que a menudo se localizanen comunidades de bajos recursos y comunidades de co-lor, que no son sujetos a intervenciones estrictas o accinteraputica porque los riesgos poblacionales (contrario alos riesgos individuales de aquellos expuestos) son vistoscomo mnimos. Mediante el uso del riesgo poblacional comopunto de referencia, los que dictan las leyes pueden jus-tificar no actuar basados en los menores beneficios pa-ra la poblacin total. Utilizando el riesgo poblacional

=


promedio para clasificar sin tambin mirar el mximoriesgo individual es una eleccin econmica o poltica,no una decisin" cientfica".

El uso de estadsticas y mediciones del riesgo poblaco-nal no cuentan rutinariamente para '10s sitios calientes", estoes, reas geogrficas donde los residentes experimentanmayores riesgos ambientales, o sitios donde mltiples ex-posiciones a sustancias peligrosas y riesgos asociadostienen lugar a lo largo del tiempo. Adems, la evaluacindel riesgo no cuenta rutinariamente para las diferentessusceptibilidades individuales a sustancias txicas e inte-racciones qumico-qumico en las mezclas. La EPA harealizado algunos intentos para desarrollar guas paraincorporar estas y otras consideraciones en el proceso deevaluacin del riesgo. No obstante, la inclusin de esospuntos no es ampliamente practicada.

Participacin pblica

Se necesita la colaboracin entre la comunidad de ne-gocios y el sector industrial, la poblacin general y lasoficinas de gobierno para la participacin efectiva delpblico. Aunque la participacin pblicases ahora acep-tada generalmente en diversos campos de la poltica,todava no es adecuadamente dirigida a realizar decisionesambientales basadas en la ciencia, como la evaluacin deriesgo y el manejo del riesgo.

Las oficinas ambientales deben desarrollar y ejecutarplanes para involucrar al pblico en el proceso de elabo-racin de decisiones y reconocer que la participacinpblica se puede ver como una solucin a algunos pro-blemas ambientales en y por s mismos, pero slo cuan-do el pblico es involucrado como un todo de formaequitativa, no como un adversario. Esto incluye maximi-zar la participacin significativa de las actividades y delos progresos de las oficinas en cumplimiento de los ob-jetivos de promocin del planeamiento a largo plazo parael sostenimiento de un ambiente y de un lugar .de trabajosaludables. Para realizarlo, la participacin pblica requiereiniciarse de forma temprana en el proceso de evaluacindel riesgo e incorporarla en el proceso de toma de deci-siones. Adems, la educacin es un componente clavepara la participacin pblica efectiva, y adems, la informa-cin tcnica debe ser fcilmente accesible para el pblicoy debe traducirse, si es necesario, entre los residentes ytrabaj adores a su idioma.

Necesidades de investigacin

Se requiere ms investigacin para entender completa-mente los riesgos que posee la contaminacin ambiental,incluyendo:

1. Completar la base de datos de toxicidad paramuchas sustancias liberadas en grandes cantidadeshacia el aire, agua, tierra y lugares de trabajo o co-mo contaminantes en los alimentos y otros produc-tos de consumo.

2. Poner disponible la informacin que describa laexposicin humana actual para la mayoria de loscontaminantes.

3. Desarrollar mtodos adicionales de evaluacin delriesgo. Por ejemplo, mtodos para evaluar el ries-go acumulado de la exposicin a mltiples qumi-cos y los efectos de los qumicos en los sistemasendocrino, nervioso e inmunolgico son necesariospara entender mejor el espectro completo del pe-ligro que representan los contaminantes ambien-tales y los riesgos laborales.

4. Considerar las subpoblaciones que soportan ries-gos desproporcionados (esto es, "sitios calientes"),las cuales deben incorporarse dentro de algn sitioespecfico nuevo y/o ya existente de evaluacin delriesgo.

5. Desarrollar mtodos para evaluar la distribucinsocial del riesgo ambiental y de salud ocupacionalen el contexto de alcanzar justicia ambiental.

6. Dedicar fuentes para medir las exposiciones pobla-cionales a txicos, incluyendo los microambien-tes, de liberaciones accidentales, y entre los gruposaltamente expuestos.

7. Incrementar, la capacidad para identificar y pre-venir los impactos futuros en la salud pblica yen el ambiente de los riesgos surgidos.

Otros modelos de toma dedecisiones ambientales

Aplicando el conocimiento y el criterio cientfico paradirigir los problemas ambientales se requieren estrategiasuniversales, lo mismo que algunos cambios fundamen-tales en el statu quo de la toma de decisiones ambienta-les. En otras palabras, se debe dar ms importancia a laciencia alternativa o a los procesos basados en el valor,propuestos o usados para dirigir los riesgos ambientales ylaborales.

Un modelo alternativo usado para apoyar la reali-zacin de decisiones ambientales, predominantementeen los pases europeos, es el principio precautorio. Es-te enfoque no excluye realizar estimaciones del riesgo,pero el peso de la evidencia recae en el contaminadorms que en el pblico que lo realiz. En efecto, se haargumentado que el efecto precautorio debe ser vistocomo un complemento a la ciencia, y se debe recurrir aella cuando una falta de evidencia cientfica significa quelos resultados son inciertos. En la aplicacin del principioprecautorio, los aspectos ticos y basados en valores de-ben tener un peso equiparable con la ciencia. La claveelemental para el principio precautorio es que la accindebe tomarse ante la incertidumbre ms que demorar laaccin hasta que sea generada ms "evidencia".

Otras opciones incluyen los enfoques basados en latecnologa que requiere la reformulacin de los procesosindustriales para usar pocos o menores cantidades demateriales peligrosos o por sustitucin de ellos con alter-nativas seguras. La EPA ya ha ordenado incorporar laprevencin de la contaminacin dentro de sus planesde ejecucin bajo las Toxic Substance ControlActs y CleanAr Act, mientras que se ha retrasado la reduccin o la

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eliminacin de los pesticidas peligrosos an en uso. Estosenfoques aplican los principios de la identificacin deriesgos sin necesariamente confiar en la evaluacin ba-sada en el riesgo, porque la meta final es alcanzar laeliminacin de materiales peligrosos y la prevencin delas exposiciones ambientales y en los lugares de trabajo.Al prohibir los quimicos DDT, bfenl policlorado (BPC)y el plomo en la gasolina, la prevencin de la contami-nacin es alcanzada sin permitir algunos niveles de "ries-go despreciable".

La presin pblica, las leyes pblicas de derecho aconocer y los juicios civiles tambin han alcanzado uncierto grado de sucesos de influencia de las decisionesambientales. Por ejemplo, la Proposition 65 de Califor-nia, aprobada por un amplio margen en 1986 como unainiciativa para controlar el crecimiento relativo a la expo-sicin a qumicos txicos, es un ejemplo de una ley p-blica de derecho a conocer que autoriza a los ciudadanosllamar la atencin a los contaminadores. Actualmente,ms de 700 qumicos estn listados como txicos re-

productivos o del desarrollo, o como cancergenos. La Pro-position 65 es un mecanismo efectivo para reducir ciertasexposiciones que pueden ser adecuadamente controla-das bajo las leyes federales o estatales existentes. Estotambin provee un incentivo basado en el mercado paralos fabricantes a eliminar los quirnicos listados de susproductos. Adems, debido a que en la Proposition 65la informacin respecto de los peligros de la exposicina ciertos quirnicos en las subpoblaciones ms suscepti-bles est ampliamente difundida.

ReferenciasOEHHA: Proposition 65, www.oehha.ca.gov/prop65.htm1.OEHHA: Public health goal for 1,2 dibromo-3-chloropro-

pane in drinking water, www.oehha.ca.gov/water/phg/allphgs.htm1).

United Nations Educational, Scientifc and Cultural Organiza-tion: The precautionary principle, 2005, http://unesdoc.unesco.org/images/0013/0013951139578e.pclf

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5 lectura evaluación del riesgo a la salud

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