CENTRO PANAMERICANO DE INGENIERÍA SANITARIA Y CIENCIAS DEL AMBIENTE (CEPIS) MANUAL DE EVALUACIÓN Y MANEJO DE SUSTANCIAS TÓXICAS EN AGUAS SUPERFICIALES

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1 OPS/CEPIS/PUB/01.66 CENTRO PANAMERICANO DE INGENIERÍA SANITARIA Y CIENCIAS DEL AMBIENTE (CEPIS) MANUAL DE EVALUACIÓN Y MANEJO DE SUSTANCIAS TÓXICAS EN AGUAS SUPERFICIALES SECCIÓN 2 EVALUACIÓN Y MANEJO DEL RIESGO Diciembre l988 (Versión revisada, marzo 1990) (Versión Actualizada, enero 2001) Dr. Roy Hickman Health and Welfare Canada Dr. Robert V. Thomann, Manhattan College Estados Unidos Anexo 2.I preparado por: Dr. D. Murdoch Health and Welfare Canada Organización Panamericana de la Salud (OPS) - División de Salud y Ambiente Oficina Regional de la Organización Mundial de la Salud (OMS)

2 Se agradece la colaboración de: Dr. Peter Toft Health and Welfare Canada Ing. Henry J. Salas Coordinador del Proyecto, CEPIS Ing. José E. Lobos Profesional Joven Residente, CEPIS INCYTH, Argentina Ing. Enrique Ortíz Profesional Joven Residente, CEPIS SEDUE, México Dra. Paloma Martino Oficial Profesional Asociado, CEPIS España así como el apoyo de: Sra. Sonia Queija de Victorio Secretaria, CEPIS Sr. Luis Torres Alache Dibujante

3 ÍNDICE Página 2.1 Introducción El concepto del riesgo Identificación del peligro debido a sustancias químicas contaminantes en el agua Establecimiento de la relación entre la dosis y el efecto Estudios de toxicidad animal Toxicidad aguda Toxicidad subcrónica Toxicidad crónica Estudios metabólicos y farmacocinéticos Toxicidad de las fases de reproducción y de desarrollo Efectos genéticos Observaciones en seres humanos Dosis-respuesta Estimación del riesgo en seres humanos Ingestión diaria aceptable Factores de incertidumbre (factores de seguridad) Extrapolación a baja dosis "Riesgo aceptable" El empleo de los límites de confianza Evaluación de la exposición El riesgo en los ecosistemas acuaticos Efectos agudos Efectos crónicos Criterios para unidades de toxicidad El riesgo dentro de un contexto comparativo Riesgos elevados: comparación con los niveles de base Riesgos balanceados: comparación de alternativas Riesgos comparativos: análisis de otros riesgos Riesgo-beneficio Manejo del riesgo Manejo integral del riesgo El mundo de sustancias químicas Bibliografía... 36

4 Figuras Figura 2.1 Una comparación de modelos para evaluación y manejo del riesgo... 2 Figura 2.2 Un modelo para la evaluación y manejo del riesgo (Krewski)... 3 Figura 2.3 Un modelo para la evaluación y manejo del riesgo (OMS)... 4 Figura 2.4 Componentes del riesgo a la salud... 5 Figura 2.5 Resultados de un ensayo Figura 2.6 Curva de dosis-respuesta Figura 2.7 Estimación de la dosis virtualmente segura "d*" Figura 2.8 Linealidad, sub-linealidad y supra-linealidad a dosis bajas Figura 2.9 Relación para cálculo de criterio de calidad de agua para consumo humano Figura 2.10 Diferentes maneras de comparar el riesgo Figura 2.11 Interdependencia de los estándares de calidad de agua Figura 2.12 Factibilidad para llevar a cabo evaluaciones del peligro a la salud de sustancias en siete categorías del universo seleccionado Tablas Tabla 2.1 Ejemplos del modelo, monitoreo y técnicas de prueba utilizadas para estimar los riesgos ambientales y a la salud humana... 7 Tabla 2.2 Algunos tipos de estudios de toxicidad... 9 Tabla 2.3 Factores de incertidumbre Tabla 2.4 Factores de percepción pública del riesgo Tabla 2.5 Probabilidades comparativas de muerte por diferentes actividades Tabla 2.6 Riesgo de muerte de uno en un millón Tabla 2.7 Algunas opciones de manejo de riesgo usadas frecuentemente en situaciones de contaminación de aguas superficiales Anexos Anexo 2.I Un ejemplo de los cálculos de la evaluación del riesgo Anexo 2.II Criterios de calidad del agua Tabla 2.A.II.1 Vida acuática de agua dulce Tabla 2.A.II.2 Vida acuática de agua dulce Tabla 2.A.II.3 Salud humana Tabla 2.A.II.4 Algunas concentraciones máximas permitidas en Tabla 2.A.II.5 pescado ("límites de acción") Criterios de la organización mundial de la salud para la calidad del agua de abastecimiento Tabla 2.A.II.6 Constituyentes orgánicos de importancia para la salud Tabla 2.A.II.7 Calidad estética Tabla 2.A.II.8 Guías de calidad del agua potable en Canadá - salud humana Tabla 2.A.II.9 Criterios para la vida acuática de agua dulce (resumen) Tabla 2.A.II.10 Criterios de calidad del agua de irrigación Tabla 2.A.II.11 Resumen de las guías de calidad de agua de bebida para ganado Tabla 2.A.II.12 Objetivos de calidad de agua para los grandes lagos bajo el acuerdo de 1978 de calidad del agua de Canadá/Grandes Lagos de Estados Unidos (incluyendo las últimas correcciones y adicionales)... 66

5 2.1 Introducción El objetivo general del Programa Regional de Manejo y Control de Sustancias Tóxicas en Aguas Superficiales es el de proporcionar una base sólida y racional para el desarrollo de una política pública relacionada con la prevención y el control de actividades contaminantes. En un principio, sin embargo, se debe reconocer que todas las descargas de sustancias químicas en aguas superficiales no crean necesariamente "problemas"; ni que tampoco todos los problemas de contaminación de aguas superficiales son iguales en términos de su impacto potencial sobre la salud humana, calidad ambiental o capacidad para causar daño material. En esta sección se dará a conocer un breve resumen de algunos de los métodos con los cuales los riesgos de este tipo pueden ser analizados y sus prioridades relativas establecidas, de forma de contribuir al desarrollo de una política que armonice los múltiples intereses públicos. 2.2 El concepto del riesgo El concepto del riesgo implica la probabilidad de un efecto adverso sobre la salud humana, el medio ambiente y/o la propiedad así como el grado de peligro que está involucrado. A fin de reducir los riesgos asociados con la contaminación del agua de una manera racional, el análisis del riesgo debe llevarse a cabo de forma que se entienda la naturaleza y magnitud de las consecuencias no deseadas y negativas de la contaminación en la salud humana, en la calidad del medio ambiente y en la propiedad. El análisis del riesgo incluye una serie de pasos que se resumen en la Figura 2.1 para varias metodologías disponibles. Los detalles de los modelos adoptados por el "Health and Welfare" de Canadá y por la Organización Mundial de la Salud se presentan en las Figuras 2.2 y 2.3, respectivamente. Desde el punto de vista de la salud pública, el riesgo asociado con un contaminante ambiental depende del tipo de peligro presente y de la probabilidad de su ocurrencia (Figura 2.4). Los peligros pueden describirse en términos del efecto adverso que inducen sobre la salud. Tales efectos son a su vez caracterizados por su naturaleza, severidad, tiempo de inicio y grado de reversibilidad. Raramente las decisiones acerca del control del riesgo están estructuradas de una manera simple. Ellas son tomadas por gran variedad de personas, cada una con su punto de vista del problema y juzgando los riesgos desde una perspectiva diferente. Como ha expresado la Sociedad Real del Reino Unido: "la gente usualmente toma decisiones en base a lo que le parece que es correcto" (The Royal Society, 1983). Aunque las filosofías y procedimientos utilizados no son nuevos, "la evaluación del riesgo" ha surgido en años recientes como un procedimiento más formalizado para ganar mayor aceptación y entendimiento de las decisiones tomadas, ya sea en términos del riesgo para los individuos, o en términos de los riesgos totales tomados dentro de un contexto nacional más amplio. Uno de los adelantos más significativos de años recientes ha sido el delimitar la amplia diferencia entre evaluación del riesgo y manejo del mismo. Evaluación del riesgo involucra el establecimiento del riesgo general en relación a la identificación de los peligros que entraña, estimación del riesgo y consideración de factores tales como aceptabilidad del mismo, percepción del riesgo por el público, impactos socioeconómicos, beneficios y factibilidad técnica para evaluarlo. Esto conduce a la decisión de si un riesgo debe o no ser controlado en función del interés público y, si debe serlo, hasta qué grado debe llegar tal control. El manejo del riesgo, por otro lado, incluye el paso siguiente, o sea, la selección e implementación de una estrategia para controlarlo. Asimismo, incluye consideraciones para comprometer los recursos, a fin de implementar programas, y la selección de las opciones de costo-beneficio más adecuadas entre las estrategias alternativas que puedan existir. También incluye el desarrollo de estrategias apropiadas de comunicación con las partes afectadas, y el inicio de actividades de seguimiento para monitorear la efectividad de las medidas tomadas (por ejemplo, monitoreo ambiental, epidemiología prospectiva, análisis de nueva información sobre riesgo a la salud), así como los esfuerzos para asegurar el cumplimiento de las decisiones y estrategias de manejo.

6 2 Figura 2.1 Una comparación de modelos para evaluación y manejo del riesgo (La línea punteada indica división entre evaluación y manejo del riesgo)

7 3 Figura 2.2 Un modelo para la evaluación y manejo del riesgo (Krewski, 1986)

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10 6 2.3 Identificación del peligro debido a sustancias químicas contaminantes en el agua Las sustancias químicas pueden, y de hecho lo hacen, llegar al medio ambiente acuático por muchas vías. Estas incluyen efluentes industriales, descargas de plantas de tratamiento de aguas residuales (industriales y municipales), escorrentía superficial directa, lixiviado de suelos, desechos de industria minera - como resultado de erosión - y deposición directa desde la atmósfera. Muchas de estas sustancias químicas y sus productos de degradación son tóxicas, aún cuando se encuentran presentes a nivel de trazas. La estimación del riesgo está relacionada con la recopilación de información sobre: 1. La naturaleza y extensión de la fuente; 2. La cadena de eventos, rutas y procesos que conectan las causas con los efectos; y 3. La relación entre las características del impacto (dosis) y los tipos de respuesta (efectos). Debe hacerse una distinción muy clara entre el "efecto", siendo esta la reacción biológica en sí, y la "respuesta", que se refiere al número de personas que reaccionan con un efecto específico. Las evaluaciones del riesgo, por su naturaleza, son raramente precisas, debido a las incertidumbres inherentes a la información en la que se basan. Por lo tanto, es importante recolectar tanta información como sea posible antes de comenzar el análisis de los peligros potenciales y sus consecuencias. La estimación del riesgo es un proceso caro y los errores iniciales en el diseño de los programas de monitoreo o sondeo son costosos, consumen tiempo, y pueden conducir a la obtención de información que todavía resulte inadecuada a los efectos de la evaluación adecuada del riesgo. Algunas de las consideraciones básicas que por sí mismas conducirán a la selección de un esquema racional y apropiado para las investigaciones son: 1. Qué se sabe, o sospecha, acerca de causa y efecto? 2. Cómo está distribuido el problema en forma geográfica? (altamente localizado, regional, nacional, asociado con áreas urbanas, actividades industriales, etc.) 3. La preocupación es por efectos inmediatos o de largo plazo? Cuánto tiempo hay disponible para evaluar el riesgo? 4. Son los efectos reversibles o irreversibles? 5. Es probable que los subgrupos de población estén sometidos a riesgos mayores que los normales? Si es así, Cuáles son sus características demográficas, etc.? Mediante la especificación del problema en términos de preguntas tales como éstas, el funcionario que deberá tomar la decisión podrá lograr algunos estimados de la magnitud de la tarea, dónde comenzar, y cuánto tiempo hay disponible (Whyte y Burton, 1980). Las respuestas ayudarán a la selección de técnicas apropiadas de monitoreo o prueba, así como a la provisión de un modelo rudimentario sobre qué es lo que está sucediendo. Estas deberán definirse en términos de: 1. Los métodos principales a ser empleados (monitoreo, prueba, modelado); y 2. El foco de atención (sistemas acuáticos ecológicos, procesos ambientales, biología humana y comportamiento). La tabla 2.1 da ejemplos de las técnicas disponibles de acuerdo con las aproximaciones principales. Basados en los resultados obtenidos en estudios similares a éstos, es posible hacer inferencias significativas acerca del grado de riesgo sobre la salud del ser humano y sobre los receptores no humanos en el medio ambiente.

11 7 2.4 Establecimiento de la relación entre la dosis y el efecto La información necesaria sobre las propiedades tóxicas de las sustancias químicas para la evaluación de efectos sobre la salud humana se puede obtener de los siguientes tipos de investigaciones: 1. Estudios con animales 2. Investigaciones epidemiológicas controladas 3. Estudios clínicos o reportes de casos de seres humanos expuestos Tabla 2.1 Ejemplos del modelo, monitoreo y técnicas de prueba utilizadas para estimar los riesgos ambientales y a la salud humana Aproximación Técnica Medio Ambiente Biología y Comportamiento humano Modelo Anál. de eventos Modelos hidrológicos Modelos demográficos Anál. de defectos y epidemiológicos Anál. de los procesos Intercambio agua- Modelos de comportamiento en corrientes de agua sedimento metabólico Infiltración en agua subterránea Erosión y sedimentación Modelos de líquidos oleosos inmisibles Modelos de cadena alimenticia Monitoreo y Monitoreo de Monitoreo de calidad Mortalidad y morbilidad Vigilancia efluentes de agua Investigaciones Inventarios de Vigilancia de agua epidemiológicas procesos industriales de bebida Monitoreo de alimentos acuáticos Sondeo y Características Pruebas de toxicidad Pruebas de toxicida aguda y prueba fisicoquímicas de biológica crónica en mamíferos los productos y Pruebas de sondeo Mutagenicidad subproductos para persistencia, Teratogenicidad productos de Carcinogenicidad transformación, Neurofisiología etc. Evaluaciones clínicas

12 8 También se puede encontrar información adicional de estudios experimentales en sistemas distintos a aquellos que emplean la totalidad del animal (por ejemplo, en cultivos de bacterias, en células y tejidos aislados, y en especies animales no mamíferas) o mediante el análisis de las relaciones entre las estructuras moleculares y las propiedades biológicas en series químicas homólogas, por ejemplo. Sin embargo, aunque los resultados de dichos estudios proveen una información adicional muy útil, se considera que los mismos son de una utilidad limitada como indicadores primarios de toxicidad en el ser humano y no se han considerado en esta sección en detalle Estudios de toxicidad animal La estimación del riesgo frecuentemente incluye el uso de datos derivados de estudios de toxicidad en animales de laboratorio. Tales estudios, de los cuales existen diferentes tipos específicamente diseñados para dilucidar distintas clases de información acerca de toxicidad (véase la tabla 2.2), pueden ser de gran utilidad en la comprensión de la naturaleza de los efectos inducidos por la sustancia de prueba. Sin embargo, existen dificultades para intepretar los resultados de estos estudios, incluyendo la extrapolación al hombre de aquellos obtenidos en animales, y también de los resultados de los animales que están expuestos a niveles de dosificación relativamente altos para predecir los efectos probables de la exposición a dosis mucho más bajas debido a fuentes ambientales. En los siguientes párrafos se revisan brevemente algunos procedimientos de las pruebas de toxicidad comúnmente usadas haciendo una referencia particular a su interpretación para la estimación del riesgo. Para una descripción más detallada de los métodos toxicológicos el lector puede referirse a otras fuentes (Paget y Thomson, 1979a, 1979b; Gart et al., 1986; World Health Organization, 1978) Toxicidad aguda Los resultados de estudios de toxicidad aguda en roedores están disponibles para un gran número de sustancias químicas. Estos resultados están usualmente expresados en términos de la concentración letal media, que mata el 50% de los organismos (LC50, por sus siglas en inglés), la cual provee un estimado primario de la toxicidad relativa del material. El valor principal de este tipo de estudios con referencia a contaminantes, es que proveen de información útil sobre las características de dosis-respuesta de la sustancia en la cual se pueden basar los estudios de exposición a más largo tiempo. Estudios agudos bien planeados también brindan información sobre los organismos objetivos, como se determina por exámenes post-mortem e histológicos Toxicidad subcrónica Los estudios subcrónicos usualmente se llevan a cabo durante un período de aproximadamente 10% del tiempo de vida promedio de las especies de prueba. Se eligen varios niveles de dosificación, y por lo menos uno deberá revelar efectos tóxicos observables y otro no deberá causar toxicidad demostrable bajo las condiciones de la prueba. Estos estudios proporcionan información extremadamente útil acerca de los órganos o sistemas específicos que puedan ser afectados, y sirven para establecer relaciones de dosis-respuesta, bajo condiciones de exposición prolongada. Debido a que los períodos latentes involucrados para la mayoría de las respuestas carcinogénicas son más largos, los estudios subcrónicos no detectan tales efectos. Ellos dan, sin embargo, por lo menos indicaciones de cambios primarios asociados con la mayor parte de otras condiciones patológicas. Asimismo es posible conservar algunos de los animales afectados sin volver a someterlos a una exposición, luego de finalizado el estudio. Este hecho proporcionará información útil sobre la reversibilidad y los efectos que puedan ser observados.

13 9 Tabla 2.2 Algunos tipos de estudios de toxicidad Tipo de estudio Período de exposición Propósito Agudo Usualmente una dosis simple Determinar la dosis letal Identificar órganos que pueden ser objetivos potenciales Indicar toxicidad comparativa Subcrónicos Dosis repetidas durante varias Identificar órganos o sistemas semanas específicos que puedan ser dañados y el nivel de exposición al cual no se pueden observar efectos adversos Crónicos Dosis repetidas durante la Identificar anormalidades mayor parte del ciclo de específicas y enfermedades que vida pueden ser producidas por sustancias químicas y caracterizar las condiciones de exposición y dosis para producir formas específicas de daño o enfermedad Estudios Dosis simple o repetida, Identificar cómo y a qué velocidad metabólicos y usualmente durante cortos penetra una sustancia química en farmacocinéticos períodos de tiempo cuerpo humano, cómo se distribuye y es eliminada del mismo Identificar cómo es metabolizada la sustancia química en el cuerpo Toxicidad crónica Estos estudios incluyen la exposición por un período de por lo menos dos tercios de la vida media normal. En la mayor parte de los estudios crónicos se emplean roedores (ratas y ratones) debido a que su vida media es relativamente corta. Otra ventaja de estas especies es que su patología geriátrica está mucho mejor establecida que para otras especies de animales experimenales. De las diferentes pruebas de toxicidad existentes, los estudios crónicos son los que mejor reflejan la situación del ser humano en relación a la contaminación del agua. No obstante lo anterior, los altos costos de los estudios, los largos períodos de duración de las pruebas y su relativa insensibilidad, han ocasionado que se efectúen estudios de este tipo solamente para un número reducido de sustancias químicas, incluidas las que los requieren por legislación (por ejemplo, plaguicidas, drogas, aditivos para alimentos, etc.).

14 10 Los estudios de toxicidad crónica constituyen actualmente la única vía aceptada para evaluar los fenómenos tóxicos relacionados con la edad, los cuales se caracterizan por cambios patológicos progresivos e irreversibles. Los animales más viejos pueden ser especialmente sensitivos a ciertas sustancias, debido al funcionamiento reducido de sus órganos vitales tales como el hígado y el riñón. En otros casos, algunas lesiones pueden requerir una exposición prolongada para desarrollarse y pueden, por lo tanto, manifestarse en animales de edad más avanzada (por ejemplo, cáncer). Existen muchas dificultades para interpretar los resultados de los estudios de toxicidad crónica. Un factor de complicación es la pregunta de cómo considerar los tumores benignos. Otro está relacionado con el establecimiento de la importancia del incremento experimental en una lesión observada, cuando hay un antecedente de alta incidencia de la misma lesión. Para obtener mayores detalles de preguntas como éstas, el lector puede consultar las publicaciones del "International Programme on Chemical Safety" (IPCS, 1987) y de la Agencia Internacional de Investigación de Cáncer (Gart et al., 1986) Estudios metabólicos y farmacocinéticos Las diferentes sensibilidades observadas entre las especies de prueba pueden ser debidas a las diferencias en las rutas metabólicas, o en las tasas de absorción, en el metabolismo y excreción de una sustancia o sus metabolitos. Tales diferencias pueden comprometer la extrapolación de los resultados de una especie a otra. Los estudios metabólicos y farmacocinéticos han adquirido una importancia adicional en el establecimiento de los alcances y propiedades de las pruebas de toxicidad. Estos pueden jugar dos papeles distintos: 1. Determinar las especies apropiadas y los niveles de dosificación para el diseño de las pruebas de toxicidad; y 2. Conocer los mecanismos de toxicidad que en última instancia se manifiestan a sí mismos como un efecto observable. La importancia de los datos metabólicos y farmacocinéticos en la planificación adecuada y la interpretación de estudios "in vivo" es obvia pero, de hecho, dichos datos raramente se encuentran disponibles para la mayoría de las sustancias químicas Toxicidad de las fases de reproducción y de desarrollo El objetivo de los estudios de toxicidad en las fases de reproducción y de desarrollo es el de evaluar si el organismo es más sensible a un determinado agente bajo prueba, durante sus fases reproductivas y de desarrollo que durante su edad adulta. La toxicidad puede afectar los procesos reproductivos de los machos y las hembras, manifestando tales efectos por la imposibilidad de concebir, por la muerte fetal o embrionaria, o por nacimientos anormales (teratogénesis). Se pueden obtener muchos datos útiles de la toxicidad en las fases de reproducción y de desarrollo mediante el empleo de ensayos de generaciones simples y múltiples, incluyendo exposiciones de largo tiempo. Sin embargo, debido al largo tiempo de exposición inherente a estos estudios, las enzimas destoxificantes pueden ser inducidas en las madres antes que la embriogenesis tenga lugar.

15 Efectos genéticos Los mutágenos son agentes químicos y físicos capaces de inducir cambios hereditarios en el material genético, ADN. Se tiene ahora muy claro que un gran número de sustancias químicas puede causar mutaciones (Health and Welfare Canada, 1986); sin embargo, es importante distinguir entre aquellas sustancias químicas que pueden inducirlas, y aquellas que sí tienen riesgos mutagénicos para las personas. Esto requiere del entendimiento del metabolismo del compuesto mismo, y de los mecanismos de la mutagénesis. Que una célula expuesta a un mutágeno sobreviva y se reproduzca, y su progenie incluya mutantes, depende no sólo de los defectos estructurales producidos en el ADN sino también en la eficiencia de la reparación del ADN. Además, la investigación sobre mutaciones ha demostrado que las mismas pueden ser resultado de los efectos sobre las estructuras celulares, tales como la mitosis, más que un efecto directo sobre el ADN. Se ha desarrollado un gran número de pruebas para investigar varias facetas de la toxicidad genética; para un recuento detallado de aquellas más ampliamente aceptadas, y su interpretación en la evaluación del peligro para el ser humano, el lector se puede referir a la publicación "Guide to short-term tests for detecting mutagenic and carcinogenic chemicals" (IPCS, 1986) Observaciones en seres humanos Existen dos problemas principales al usar los resultados de los estudios de toxicidad, realizados en animales de laboratorio, para investigar el riesgo sobre la salud humana (Willes et al., 1985). 1. El primer problema lo constituye el extrapolar al ser humano los riesgos estimados, determinados en animales experimentales; y 2. La extrapolación a partir de efectos observados a niveles de dosificación relativamente altos en animales de estudio, realizada bajo rigurosas condiciones de control en el laboratorio, a posibles efectos en poblaciones humanas expuestas a dosis relativamente bajas e incluyendo una heterogeneidad considerable (por ejemplo, estado nutricional, incidencia de enfermedades, etc.). El uso de estudios epidemiológicos en poblaciones que han estado expuestas a bajos niveles de contaminantes ambientales parece ser una alternativa atractiva; sin embargo, debido a la falta de sensibilidad de tales estudios y a las dificultades en indentificar una población adecuada de control, raramente se logran resultados definitivos. En epidemiología se emplean dos aproximaciones generales: la descriptiva y la analítica. Los estudios descriptivos son principalmente observacionales por naturaleza. Ellos incluyen la identificación y distribución de enfermedades en poblaciones y frecuentemente se llevan a cabo intentos de correlacionarlos con las diferencias en la exposición ambiental. Mientras que dichas investigaciones son útiles para sugerir posibles relaciones (y para generar hipótesis para pruebas posteriores), raramente son adecuadas para la identificación de las relaciones causa-efecto. Los estudios analíticos prueban hipótesis específicas ya sea por el estudio prospectivo de cohortes (en los cuales una población expuesta a un agente sospechoso y otra no expuesta, pero igualmente comparable, son seguidas por un período de tiempo para asegurar diferencias en mortalidad y/o morbilidad) o mediante estudios de casos de control en los cuales las exposiciones pasadas son medidas o estimadas en una muestra de individuos con o sin la enfermedad en cuestión. En ambos estudios, de cohortes y de casos de control, es posible determinar, con varios grados de exactitud, si hay una asociación estadística entre la exposición y la enfermedad humana. Se pueden aplicar modelos matemáticos de relación de dosis-respuesta a los resultados a fin de estimar las relaciones cuantitativas entre exposición e incidencia de la enfermedad.

16 12 Sin embargo, estos estudios también tienen limitaciones significativas. Aparte del diseño de estudio elegido, existen varias consideraciones importantes a tomar en cuenta a fin de determinar si una asociación estadística proviene de una relación causal verdadera. Los estudios epidemiológicos carecen del control experimental necesario de factores extraños que puede lograrse en la experimentación animal. En muchos casos, resulta difícil excluir la posibilidad que factores incontrolables sean responsables de, o que contribuyan a, los resultados observados. Por supuesto, cuando se dispone de la información sobre las variables de complicación (por ejemplo, los factores de riesgo de cáncer asociados con el hábito de fumar) se podrán hacer ajustes, teniendo en cuenta dichos factores para el análisis estadístico de los datos. Otras dificultades incluyen: 1) La eliminación del sesgo en la forma de recolección de datos, 2) La validez de la estimación de las exposiciones anteriores y 3) Los períodos largos de latencia para muchos tipos de enfermedades crónicas, incluyendo cáncer. A pesar de estas dificultades y limitaciones, existe una necesidad de observaciones en seres humanos expuestos a fin de dilucidar la realidad de los riesgos sobre la salud humana. Existen tres razones principales: 1. Es concebible que algunos peligros puedan ser únicos al Homo Sapiens; 2. Un modelo puede no representar la realidad debido a que está basado en un conocimiento incompleto del peligro (por ejemplo, debido a los efectos que no fueron probados en animales); y 3. Los mecanismos que resultan en manifestaciones tóxicas pueden ser diferentes en los seres humanos y en las especies animales empleadas en las pruebas de toxicidad. La Real Sociedad (Royal Society, 1983) agregó dos razones adicionales a la necesidad de observaciones en el ser humano: 4. Con el objeto que la efectividad de las medidas de control que podrían ser introducidas puedan ser monitoreadas para corroborar que el riesgo está contenido dentro de los límites aprobados; y 5. Para proporcionar un sentido de perspectiva, asegurando de esta manera que no se dediquen recursos desproporcionados a problemas relativamente menores mientras que se dejan de lado otros que pueden ser más importantes Dosis-respuesta En términos generales, en la medida en que la dosis se incremente también lo hace la toxicidad. En algunos casos, es la incidencia del efecto la que se incrementa con el aumento de la dosis. En otros casos, es la severidad del efecto la que se observa que se incrementa con el aumento de la dosis. En muchos casos, tanto la severidad como la incidencia se incrementan a medida que el grado de exposición crece. Las curvas de dosis-respuesta muestran la relación existente entre la dosis y la proporción de individuos que responden con un efecto cuantificable (WHO, 1978). En general las curvas de dosisrespuesta tienen forma de "S" alargada, con la parte superior e inferior de forma asintótica, las cuales usualmente, pero no siempre, corresponden al 100% y 0% respectivamente. La forma de una curva típica de dosis-respuesta ha sido explicada de la siguiente manera: en ella cada individuo de la población tiene una única "tolerancia", requiriendo una cierta dosis antes de responder con un efecto.

17 13 En principio, existe una dosis baja frente a la cual nadie responde, y una dosis alta frente a la cual todos lo hacen. La exposición mínima, o la dosis de una sustancia química para provocar un efecto adverso, es la llamada dosis de umbral. El umbral es un concepto teórico el cual tiene significado práctico solamente en relación a dosis mayores y menores a dicho umbral, donde los efectos tóxicos pueden ser y no ser observados, respectivamente. Existe una firme evidencia experimental y teórica de la existencia de un nivel de umbral para muchas sustancias tóxicas. Por ejemplo, pequeñas dosis de un agente tóxico pueden no llegar a su lugar receptor debido a su absorción, metabolismo y excreción, pero estos procesos pueden ser menos efectivos para remover dosis mayores antes que el agente llegue a su lugar receptor. En otros casos, es conocido que existen mecanismos de reparación que pueden contrarrestar efectivamente los efectos de pequeñas dosis de un agente, pero que pueden ser sobrepasados por dosis mayores. De una forma práctica, los toxicólogos intentan identificar dos niveles de dosis; uno por encima del umbral el mismo que corresponde al nivel de dosis más bajo de los probados experimentalmente y al cual se observan efectos tóxicos (el nivel de efecto más bajo observado, o LOEL, por sus siglas en inglés) y otro que es el nivel de dosis más alto por debajo de LOEL en el que no se observan efectos adversos (el nivel de efectos no observados, o NOEL, por sus siglas en inglés). Este último es usado generalmente como un estimado conservativo de la dosis de umbral. Se reconoce, por supuesto, que la ausencia de algunos efectos observados, en una pequeña muestra de animales de experimento, no da garantía de riesgo cero, pero, sin embargo, esta aproximación ha probado ser útil en la práctica. La existencia de un umbral para algunos tipos de efecto es, sin embargo, materia de considerable discusión. Para cancerígenos y mutágenos en particular, mucho expertos postulan que una molécula simple de una sustancia química puede ser suficiente para iniciar un proceso que puede conducir finalmente a un efecto dañino observable. En otras palabras, dichas sustancias químicas presentan un riesgo finito a todos los niveles de dosificación, por ejemplo, no existe dosis de umbral. 2.5 Estimacion del riesgo en seres humanos Excepto en aquellas circunstancias en las cuales existe una buena razón para creer que no hay un nivel de umbral, el NOEL, determinado en estudios de toxicidad bien diseñados en animales, frecuentemente provee la información más confiable para la estimación del riesgo potencial sobre el ser humano. Debido a las incertidumbres incluidas en la extrapolación de resultados de animales al hombre, y teniendo en cuenta un amplio rango de exposiciones que pueden ser empleadas en las pruebas de toxicidad de laboratorio, es usual el empleo de factores de seguridad o de incertidumbre en la interpretación de los datos Ingestión diaria aceptable Desde un punto de vista toxicológico clásico, un parámetro fundamental empleado en la evaluación del riesgo es la ingestión diaria aceptable, o ADI, por sus siglas en inglés. El concepto de usar la ADI ha probado ser de gran ayuda en la estimación del riesgo sobre la salud humana representado por residuos de plaguicidas en alimentos y agua, de drogas y aditivos para alimentos, y de una variedad de contaminantes ambientales. Este concepto ha provisto los medios para llegar a obtener una medida de la uniformidad de la estimación en el control de regulación de sustancias químicas y de áreas problemáticas relacionadas.

18 14 El cálculo del ADI incluye la estimación del NOEL a partir de observaciones de poblaciones expuestas o a partir de estudios experimentales en animales de laboratorio. Debido a que no todos los efectos observables son necesariamente dañinos, se hace frecuentemente una distinción entre el nivel de efecto no observado (NOEL) y el nivel al cual no se observa efecto adverso (NOAEL, por sus siglas en inglés). Este nivel, expresado usualmente en términos de mg/kg de peso del cuerpo, se divide por los "factores de seguridad" (algunas veces llamados también "factores de incertidumbre"). Un ejemplo de los cálculos realizados para determinar la ADI se presenta en el anexo 2.I Factores de incertidumbre (factores de seguridad) El factor de incertidumbre utilizado depende de la calidad y extensión de los datos experimentales disponibles, y de la naturaleza y severidad de la respuesta. Frecuentemente, se aplica un factor de 10 a los resultados obtenidos en animales, basado en la suposición de que el ser humano puede ser hasta diez veces más sensible, y se aplica otro factor de 10 para proteger a los miembros más sensibles de la población, cuando se emplean datos de grupos (animales o humanos). Esto conduce a un factor de incertidumbre de 100 (10 x 10) que ha sido usado frecuentemente. Sin embargo, un factor de incertidumbre de 100 no debe ser considerado inmutable. Los factores de incertidumbre empleados por el "Department of National Health and Welfare", de Canadá, para establecer los criterios para agua de bebida se muestran en la tabla 2.3. Tabla 2.3 Factores de incertidumbre Fuente de incertidumbre Factor Variación entre especies 10 Variación intra especies 10 Naturaleza y severidad de los efectos 1-10 Adecuación de los estudios 1-10 Efectos interactivos 1-5 Un factor mayor de incertidumbre puede ser apropiado cuando se emplea una base inadecuada de datos toxicológicos, cuando la sustancia química tiene propiedades aditivas o sinergéticas con otra sustancia química tóxica, o cuando puede incrementar la toxicidad de sustancias químicas menos dañinas. A pesar de que la aproximación del factor de seguridad para la estimación del riesgo es aplicada generalmente sólo para efectos no estocásticos, para los cuales la existencia de un nivel de umbral es una presunción razonable, ha sido sugerido que un factor de seguridad bastante grande (por ejemplo, 5000) podría ser usado, en algunos casos, para cancerígenos. Aún cuando esta aproximación no ha sido muy empleada, podría ser apropiada si se demostrara que los efectos carcinogénicos dependen de la ocurrencia previa de eventos no estocásticos.

19 Extrapolación a baja dosis Como se ha expresado anteriormente, el concepto del nivel de umbral ha sido cuestionado para algunos carcinógenos y mutágenos. Es necesario mencionar, sin embargo, que existe evidencia de la presencia de nivel de umbral para algunos elementos cancerígenos y mutagénicos dependiendo del papel del agente en el proceso de estado múltiple que conduce al cáncer, o de la efectividad de los mecanismos de recuperación. En ausencia de un nivel de umbral, cualquier dosis distinta a cero está asociada con algún grado de riesgo, por ejemplo, la seguridad completa puede ser asegurada a través de la eliminación total de la exposición. Este es un objetivo claramente imposible cuando se trata de contaminantes ambientales. Para superar esto se ha desarrollado un principio mediante el cual los riesgos son considerados en términos de su "aceptabilidad", en vez de en términos de "seguridad" o "inseguridad". El primer paso en la aplicación de este principio es estimar los riesgos asociados con las exposiciones a bajas dosis por extrapolación de las curvas de dosis-respuesta a un rango de dosis por debajo de aquel en que los efectos adversos son normalmente demostrados por medio de estudios toxicológicos, especialmente dentro de aquellos rangos que representan las exposiciones humanas potenciales de fuentes ambientales. Esto requiere normalmente la extrapolación sobre varios órdenes de magnitud en los niveles de dosificación. La Figura 2.5 muestra los resultados de un experimento típico en animales en el cual la frecuencia relativa de ocurrencia de un tipo particular de tumor ha sido medida a un número diferente de dosis. Se requiere determinar el rango de valores de la dosis (d) que correspondería a las probabilidades, P(d), asociada con la exposición ambiental. Esto se realiza ajustando la curva de dosis-respuesta a los resultados experimentales y asumiendo que esta curva es capaz de representar la relación no sólo en el rango de dosis del experimento sino también en el rango desde ahí hasta cero (Figura 2.6). Figura 2.5 Resultados de un ensayo

20 16 Figura 2.6 Curva de dosis - respuesta

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