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7.5: Metodología de evaluación de riesgos para opciones de sustentabilidad convencionales y alternativas

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    Objetivos de aprendizaje

    Después de leer este módulo, los estudiantes deben ser capaces de

    • comprender el contenido y los objetivos del proceso de evaluación de riesgos en cuatro pasos
    • saber cómo estimar la dosis recibida a través de cada vía de exposición
    • saber integrar la información sobre exposición y toxicidad para caracterizar los riesgos para la salud
    • comprender cómo estimar cuantitativamente los riesgos acumulados de cáncer y no cáncer
    • comprender cómo identificar/evaluar incertidumbres en la evaluación de riesgos

    Introducción

    La evaluación de riesgos es un proceso científico utilizado por las agencias federales y los tomadores de decisiones de gestión de riesgos para tomar decisiones informadas sobre las acciones que se pueden tomar para proteger la salud humana al determinar posibles riesgos para la salud humana o riesgos para la salud asociados con la exposición a productos químicos en el medio ambiente.

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    La figura muestra las emisiones que se ondean de una pila de humo a la atmósfera. La evaluación de riesgos ayuda a las agencias federales y a los tomadores de decisiones de gestión de riesgos a tomar decisiones informadas sobre las acciones que deben tomar para proteger la salud humana de peligros como la contaminación del aire, Fuente: Alfred Palmer vía Wikipedia

    Algunos de los ejemplos reales de evaluación de riesgos incluyen: establecimiento de normas nacionales de calidad del aire ambiente y agua potable para la protección de la salud pública (por ejemplo, ozono, partículas en el aire exterior; cromo, cloroformo o benceno en el agua); establecimiento de niveles de limpieza para desechos peligrosos remediación del sitio; desarrollo de recomendaciones de consumo de pescado para mujeres embarazadas y población general (por ejemplo, PCB, mercurio); evaluación de riesgos y beneficios de diferentes combustibles alternativos para el desarrollo de políticas energéticas sólidas (por ejemplo, gasolina oxigenada, biodiesel); y estimación de riesgos para la salud asociados con residuos de plaguicidas en los alimentos. El riesgo estimado es una función de la exposición y toxicidad, como se describe en detalle en NAS (1983) y EPA (1989). La evaluación del riesgo regulatorio sigue un paradigma de cuatro pasos utilizando enfoques cualitativos y/o cuantitativos. En la evaluación cuantitativa del riesgo utilizando enfoques deterministas o probabilísticos, las estimaciones de riesgo pertenecientes a un escenario de exposición son particularmente útiles al comparar una serie de medidas de exposición o reducción de riesgo entre sí como un protocolo de optimización para determinar las mejores opción viable para la protección de la salud pública y el medio ambiente. Con la sustentabilidad ambiental y el análisis del ciclo de vida a la vanguardia de la innovación tecnológica verde, la energía y el ahorro económico en el siglo XXI, la evaluación de riesgos desempeñará un papel fundamental en el discernimiento de la (s) opción (s) con mayor beneficio en la protección de la salud y, por lo tanto, será parte integral de cualquier análisis de sustentabilidad ambiental. Dicha evaluación comparativa de riesgos se puede realizar para enfoques tradicionales vs. enfoques ambientalmente sustentables. También se pueden realizar entre diferentes opciones ambientalmente sustentables para un problema de contaminación ambiental como la remediación y remodelación de sitios de desechos peligrosos, manejo de la calidad del aire en áreas urbanas, prácticas de manejo de plagas, salud e inocuidad agrícola, fuentes alternativas de energía para fuentes de transporte y entre otras.

    Los cuatro pasos de la evaluación del riesgo son i) identificación de peligros ii) evaluación de toxicidad (o dosis-respuesta); iii) evaluación de la exposición; y iv) caracterización del riesgo, que se describen a continuación en detalle. Se da énfasis en documentar los recursos necesarios para realizar con éxito cada paso.

    Identificación de peligros

    En la etapa de identificación de peligros, se realiza un análisis científico del peso de la evidencia para determinar si una sustancia o sustancia química en particular está o no relacionada causalmente con algún efecto en la salud en concentraciones ambientalmente relevantes. La identificación de peligros se realiza para determinar si, y en qué grado, los efectos tóxicos en un entorno ocurrirán en otros entornos. Por ejemplo, ¿es probable que una sustancia química que cause carcinogenicidad en especies animales de prueba (por ejemplo, rata, ratón) sea carcinógeno en humanos expuestos? Para evaluar el peso de la evidencia de efectos adversos para la salud, los analistas de riesgo siguen los siguientes pasos (EPA, 1993): (1) Compilar y analizar todos los datos toxicológicos disponibles sobre la sustancia de interés; (2) Pesar la evidencia de que la sustancia causa un efecto tóxico (cáncer de puntos finales de salud no cancerosos); y (3) Evaluar si el efecto adverso para la salud (o toxicidad) podría ocurrir por la exposición humana en un entorno de la vida real.

    En la primera tarea de identificación de peligros, el analista de riesgos examina la literatura de toxicidad utilizando las siguientes herramientas analíticas en el orden de importancia:

    • Estudios epidemiológicos
    • Experimentos controlados con cámara de exposición humana
    • Bioensayos animales in vivo
    • Bioensayos in vitro de cultivo celular y tisular
    • Estructura Cuantitativa-Análisis de Relación de Actividad (QSAR)

    Entre estos, los bioensayos animales in vivo son, con mucho, la fuente de información más utilizada para la identificación de peligros para productos químicos y, en raras ocasiones, para mezclas químicas (por ejemplo, diesel). Cuando están disponibles, los estudios epidemiológicos bien realizados son considerados como la fuente más valiosa de información de identificación de riesgos para la salud humana, ya que proporcionan evidencia humana directa de posibles efectos en la salud. La epidemiología es el estudio de la ocurrencia y distribución de una enfermedad o condición fisiológica en poblaciones humanas y de los factores que influyen en esta distribución (Lilienfeld y Lilienfeld, 1980). Las ventajas de los estudios epidemiológicos para la identificación de peligros son (EPA, 1989; EPA, 1993): no es necesaria la extrapolación animal a humano, condiciones de exposición real y una amplia gama de sujetos con diferentes patrones genéticos y de estilo de vida. Sin embargo, los estudios epidemiológicos presentan una serie de deficiencias, que limitan su utilidad en la identificación de peligros. Algunas de estas desventajas incluyen dificultad para reclutar y mantener un grupo control; no tener control sobre algunas de las variables no estadísticas relacionadas con exposiciones, estilos de vida, coexposición a otros químicos, etc.; ausencia de mediciones de exposición real junto con sesgo de memoria para retrospectiva estudios; largos períodos de latencia para efectos crónicos en la salud como el cáncer; y baja sensibilidad e incapacidad para determinar las relaciones causa-efecto de manera concluyente.

    Los bioensayos en animales remedian algunas de las debilidades de los estudios epidemiológicos al permitir un mayor control sobre el experimento y se consideran una medición confiable de los efectos tóxicos, aunque requieren una extrapolación de “dosis alta en animales, a dosis baja en humanos”. La selección de parámetros de diseño de bioensayos animales es de vital importancia para observar o faltar un peligro real. Estos parámetros incluyen: especies animales seleccionadas para el experimento (rata, ratón); cepa de la especie de prueba; edad/sexo de la especie de prueba; magnitud de las concentraciones de exposición/dosis aplicadas o administradas; número de niveles de dosis estudiados; duración de la exposición; controles seleccionados; y vía de exposición. Los estudios en animales se caracterizan como agudos (una dosis única o exposiciones de corta duración), crónicos (exposiciones durante toda la vida de las especies de prueba — aproximadamente dos años en ratas/ratones) y subcrónicos (generalmente 90 días) en función de la duración de la exposición. En la etapa de identificación de peligros, comúnmente se compilan las siguientes medidas de toxicidad:

    • LD 50/LC 50/EC 50: La dosis o concentración en un estudio de toxicidad en el que se observó causar 50 por ciento de mortalidad en las especies de prueba. El EC 50 es la concentración efectiva que causa efectos adversos o deterioro en el 50% de las especies de prueba.
    • NOAEL (No Observable Adverse Effect Level): La dosis o concentración más alta en un estudio de toxicidad en el que no se observó ningún efecto adverso.
    • LOAEL (Nivel Mínimo de Efectos Adversos Observables): La dosis o concentración más baja en un estudio de toxicidad en el que se observó un efecto adverso.
    • MTD (Dosis Máxima Tolerada): La dosis más grande que un animal de prueba puede recibir durante la mayor parte de su vida sin demostrar efectos adversos para la salud distintos de la carcinogenicidad.

    Los científicos de riesgo confían en una serie de fuentes acreditadas para recopilar, compilar y analizar información de identificación de peligros para poder realizar análisis de peso de evidencia y concluir si un químico puede causar un efecto en la salud en humanos. Algunas de estas fuentes son:

    • Banco de Datos sobre Sustancias Peligrosas (HSDB) mantenido por la Biblioteca Nacional de Medicina: Este banco de datos científicamente revisado por pares proporciona datos de toxicidad humana y animal para cerca de 5,000 químicos y se puede acceder a través de toxnet.nlm.nih.gov/cgi-bin/sis/htmlgen? HSDB
    • Base de datos ChemicidPlus Advanced mantenida por la Biblioteca Nacional de Medicina: Esta base de datos permite a los usuarios buscar en la base de datos NLM ChemidPlus de más de 370,000 químicos. Los identificadores de compuestos como el nombre químico, el número de registro CAS, la fórmula molecular, el código de clasificación, el código de localización y la estructura o subestructura se pueden ingresar para mostrar los datos de toxicidad a través de chem.sis.nlm.nih.gov/chemidplus/
    • Programa Nacional de Toxicología (NTP) del Departamento de Salud y Servicios Humanos:
      • Reporte de Carcinógenos (RoC): El RoC es un documento informativo científico y de salud pública que identifica y discute agentes, sustancias, mezclas o circunstancias de exposición que pueden representar un peligro para la salud humana en virtud de su carcinogenicidad. El RoC se publica cada dos años y sirve como una compilación significativa y útil de datos sobre: a) la carcinogenicidad (capacidad de causar cáncer), genotoxicidad (capacidad de dañar genes) y mecanismos biológicos (modos de acción en el cuerpo) de la sustancia listada en humanos y/o animales; b) el potencial para humanos exposición a estas sustancias; y c) Normativa federal para limitar las exposiciones. Se puede acceder al enlace a la versión más reciente del RoC vía ntp.niehs.nih.gov/? objectId=B... F8CBFACF0FC7EF
      • Pruebas de Toxicidad NTP Resultados del Estudio y Áreas de Investigación: NTP prueba químicos para determinar su toxicidad en sistemas humanos y animales. Los resultados de estos estudios de pruebas de toxicidad junto con las áreas de investigación actuales se pueden obtener en: ntp.niehs.nih.gov/index.cfm? o... CC2DE0A230C920
    • Bases de datos de identificación de riesgos del Instituto Nacional de Salud Ocupacional y de Seguridad (NIOSH): El siguiente sitio web de NIOSH alberga una multitud de bases de datos e información sobre productos químicos y sus peligros bajo un solo paraguas, incluida la “Guía de bolsillo sobre peligros químicos” de NIOS www.cdc.gov/niosh/database.html
    • Agencia para Sustancias Tóxicas y Registro de Enfermedades (ATSDR) Perfiles Toxicológicos y Declaraciones de Salud Pública: La ATSDR produce "perfiles toxicológicos" de sustancias peligrosas que se encuentran en sitios del Superfondo de la Lista de Prioridades Nacionales (NPL) Hasta el momento se han publicado o están en desarrollo alrededor de 300 perfiles toxicológicos. Se puede acceder a los perfiles toxicológicos específicos químicos a través de www.atsdr.cdc.gov/toxprofiles/index.asp
    • Programa Internacional de Seguridad Química (IPCS) de la Organización Mundial de la Salud (OMS): ICPS publica “Criterios de Salud Ambiental” (EHC) para sustancias químicas, que proporcionan revisiones críticas sobre los efectos de los químicos o combinaciones de químicos y agentes físicos y biológicos en la salud humana y el medio ambiente. Se puede acceder al sitio del IPCS a través de http://www.who.int/ipcs/assessment/en/
    • Hojas de Datos de Seguridad de Materiales (MSDS): Las MSDS son un recurso invaluable para obtener datos de composición para productos y mezclas.

    Toxicidad (Evaluación Dosis-Respuesta)

    La evaluación dosis-respuesta toma los datos de toxicidad recopilados en la etapa de identificación de peligros de estudios en animales y estudios de poblaciones humanas expuestas y describe la relación cuantitativa entre la cantidad de exposición a un químico (o dosis) y el grado de lesión o enfermedad tóxica (o respuesta). Generalmente, a medida que aumenta la dosis de un químico, la respuesta tóxica aumenta ya sea en la gravedad de la lesión o en la incidencia de respuesta en la población afectada (EPA, 1989; EPA, 1993). En la etapa de evaluación de toxicidad, se determina la relación entre la magnitud de la dosis administrada, aplicada o absorbida y la probabilidad de ocurrencia y magnitud de efecto (s) en la salud (por ejemplo, incidencia tumoral en el caso de cáncer).

    La evaluación dosis-respuesta para carcinógenos y no cancerígenos difiere en los valores de toxicidad utilizados y en cómo se derivan estos valores de toxicidad. En general, los valores de toxicidad proporcionan una medida de la potencia tóxica del químico en cuestión. Estos valores de toxicidad son:

    • Dosis de referencia (rFd) para vías orales/dérmicas o Concentración de referencia (rFC) para la vía de inhalación - No carcinógenos: Una rFD crónica se define como una estimación (con incertidumbre que abarca quizás un orden de magnitud o mayor) de un nivel de exposición diaria para la población humana, incluyendo sensibles subpoblaciones, es decir, probablemente sin un riesgo apreciable de efectos nocivos durante toda la vida. Tiene la unidad de mg de contaminante por kg de peso corporal al día (mg/kg-día). Los RFD crónicos se desarrollan específicamente para ser protectores para la exposición a largo plazo a un químico, generalmente, para períodos de exposición entre siete años (aproximadamente el 10 por ciento de la vida humana) y toda la vida. Después de seleccionar un estudio de efecto crítico en la salud y un efecto crítico en la salud mediante la revisión de la literatura de toxicidad en la etapa de identificación de peligros, la rFd se deriva dividiendo el NOAEL (o LOAEL) para el efecto tóxico crítico por factores de incertidumbre (UF) y un factor modificador (MF). Los factores de incertidumbre generalmente consisten en múltiplos de 10, representando cada factor un área específica de incertidumbre inherente a la extrapolación a partir de los datos disponibles (por ejemplo, 10 para extrapolación de animales a humanos; 10 para variabilidad interhumana; 10 cuando se usa LOAEL en lugar de NOAEL para derivar rFd; 10 cuando NOAEL se obtiene de un estudio subcrónico en lugar de un estudio crónico). Se incluye un factor modificador que va de >0 a 10 para dar cuenta de incertidumbres adicionales en el estudio crítico y en la totalidad de los datos a partir de una evaluación profesional cualitativa. El valor por defecto para el MF es 1.El NOAEL se selecciona con base en el supuesto de que si se previene el efecto tóxico crítico, entonces se previenen todos los efectos tóxicos (EPA, 1989). La derivación del valor de toxicidad, RFD/rFc, para los no carcinógenos asume que son sustancias químicas umbral, lo que significa que hay un umbral por debajo del cual no se observan efectos adversos en las especies de prueba. Este nivel de dosis (es decir, NOAEL) en animales se ajusta simplemente por una serie de factores (UF y MF) para determinar el nivel de dosis segura en humanos (es decir, rFd) como se muestra por la siguiente ecuación:

    \[ RfD = \frac{NOAEL}{UF_{1} \times UF_{2} \times UF_{3}...\times MF} \nonumber\]

    • Factor de pendiente del cáncer (CSF) para la vía oral/dérmica o factor de riesgo unitario (URF) para la vía de inhalación — Carcinógenos: A diferencia de los no cancerígenos, se supone que los carcinógenos son químicos no umbral basados en la suposición de la Agencia de Protección Ambiental (EPA) de que un pequeño número de eventos moleculares pueden evocan cambios en una sola célula que pueden conducir a una proliferación celular incontrolada y eventualmente al cáncer. Al derivar factores de pendiente, en primer lugar, se selecciona un conjunto de datos dosis-respuesta apropiado. En este ejercicio, siempre que estén disponibles, los datos humanos de alta calidad son preferibles a los datos animales. Sin embargo, si solo se dispone de datos de animales, se prefieren los datos de dosis-respuesta de especies que respondan de manera más similar a los humanos con respecto al metabolismo, fisiología y farmacocinética. Cuando no es posible una elección clara, se elige la especie más sensible. En segundo lugar, se aplica un modelo al conjunto de datos disponible y se realiza la extrapolación de las dosis relativamente altas administradas a las especies de prueba en bioensayo animal (o las exposiciones registradas en estudios epidemiológicos) a los niveles de exposición ambiental más bajos esperados para los humanos usando el modelo. Aunque se han desarrollado varios modelos para este propósito (por ejemplo, probit, logit, Weibull), el modelo multietapa linealizado ha sido comúnmente utilizado por la EPA. Después de ajustar los datos al modelo apropiado, se calcula el límite de confianza superior del 95 º por ciento de la pendiente de la curva dosis-respuesta resultante, la cual se conoce como el Factor de Pendiente del Cáncer (CSF). Representa un límite de confianza superior del 95 por ciento sobre la probabilidad de una respuesta por unidad de ingesta de un químico durante toda la vida (es decir, dosis). Así, sus unidades son (mg/kg-día) -1. Esto indica que sólo hay un cinco por ciento de probabilidad de que la probabilidad de una respuesta pueda ser mayor que el valor estimado de CSF. Debido a que la curva dosis-respuesta generalmente es lineal solo en la región de dosis bajas, la estimación del factor de pendiente solo es válida para dosis bajas. Los valores de toxicidad para los efectos cancerígenos también pueden expresarse en términos de riesgo por unidad de concentración del químico, que se denominan factores de riesgo unitarios (URF). Se calculan dividiendo el LCR por el peso corporal del adulto (70 kg) y multiplicando por la tasa de inhalación del adulto (20 m 3 /día), por riesgo asociado a concentración unitaria en el aire (EPA, 1989).

    Varias agencias reguladoras responsables de la protección ambiental y de la salud pública han dedicado recursos a desarrollar y documentar valores de toxicidad para no carcinógenos (RFS/RFC) y carcinógenos (CSF/ URF). La EPA recomienda la siguiente jerarquía de fuentes para evaluar la toxicidad química para sitios Superfund (EPA, 2003):

    • Sistema Integrado de Información de Riesgos (IRIS) y referencias citadas, que es la principal fuente de información sobre el valor de toxicidad específica de productos químicos y se puede acceder a través de: http://cfpub.epa.gov/ncea/iris/index.cfm
    • Los valores provisionales de toxicidad revisados por pares (PPRTV) y referencias citadas desarrolladas para los programas de la Oficina de Desechos Sólidos y Respuesta a Emergencias (OSWER) de la Oficina de Superfondo de Remediación e Innovación Tecnológica (OSRTI) de la EPA (no disponibles públicamente).
    • Otros valores de toxicidad, que incluyen las siguientes fuentes de valores de toxicidad que suelen ser consultados por el Programa Superfondo de la EPA cuando un valor de toxicidad relevante no está disponible en la base de datos IRIS o PPRTV:
      • Base de Datos de Criterios de Toxicidad de la Agencia de Protección Ambiental de California (Cal EPA) http://www.oehha.ca.gov/risk/chemicalDB/index.asp
      • La Agencia de Sustancias Tóxicas y Registro de Enfermedades (ATSDR) Niveles Mínimos de Riesgo (LMR, abordando únicamente los efectos no cancerosos). El LMR es una estimación de la exposición humana diaria a una sustancia peligrosa que probablemente no tenga un riesgo apreciable de efectos adversos no cancerosos para la salud durante una duración específica de la exposición. Estas estimaciones específicas de sustancias, que están destinadas a servir como niveles de cribado, son utilizadas por los evaluadores de salud de la ATSDR y otros respondedores para identificar contaminantes y posibles efectos en la salud que puedan ser motivo de preocupación en sitios de desechos peligrosos. Hasta la fecha, se han derivado 137 LMR por inhalación, 226 LMR orales y 8 LMR de radiación externa, que pueden consultarse en: http://www.atsdr.cdc.gov/mrls/index.html;
      • La base de datos de tablas resumidas de evaluación de efectos en la salud (HEAST) del Superfondo EPA y referencias citadas;
      • Fuentes adicionales de valores de toxicidad.

    Existen otras fuentes valiosas para los valores de toxicidad (RFS/RFC para no cancerígenos y URFS/CSF para carcinógenos), que pueden compilarse a través de las siguientes fuentes:

    • La Región 9 de la EPA tabuló "Objetivos Preliminares de Remediación (PRG)” o “Niveles Regionales de Cribado (RSL)” para Contaminantes Químicos en Sitios Superfund”, que también enumera los valores de toxicidad (rFD oral/inhalación y LCR oral/inhalación) utilizados en el cálculo de PRG/RSL específicos del medio para cada químico. Se puede acceder a esta tabla a través de www.epa.gov/region09/residuos/sf... prg/index.html
    • Las Directrices de Hot Spot publicadas por la EPA de California para el Programa de Tóxicos Aéreos incluyen documentación técnica de antecedentes para los criterios/valores de toxicidad para los productos químicos (es decir, Factores de Potencia del Cáncer (CPF), que es equivalente a los CSF de la EPA y los Límites de REL), que son similares a los RFC de la USEPA). La versión más reciente de REL Table se encuentra en: www.oehha.org/air/allrels.html. El Documento de Apoyo Técnico para CPF que contiene riesgos de unidades de cáncer y factores de potencia para 121 de las 201 sustancias cancerígenas o grupos de sustancias se puede acceder a través de http://www.oehha.ca.gov/air/cancer_guide/TSD2.html.
    • El Laboratorio Nacional Oak Ridge (ORNL) del Departamento de Energía mantiene el sitio web del Sistema de Información de Evaluación de Riesgos (RAIS), que contiene información útil para la evaluación de riesgos, incluidos los valores de toxicidad específicos de productos químicos. Se puede acceder a la información del RAIS a través de http://rais.ornl.gov/.
    • Toxicology Excellence in Risk Assessment (TERA), una organización sin fines de lucro, administra y distribuye una base de datos gratuita en Internet de valores de riesgo para la salud humana y clasificaciones de cáncer para más de 600 químicos de interés ambiental de múltiples organizaciones Esta base de datos, Estimaciones Integradas de Toxicidad por Riesgo (ITER), se puede acceder a través de: http://www.tera.org/iter/ o a través de la base de datos TOXNET de NLM en: toxnet.nlm.

    Los RFD y CSF dérmicos pueden derivarse de RFD orales y CSF, ajustados para la eficiencia de absorción gastrointestinal específica de químicos, con base en la metodología recomendada en la Guía para la Evaluación del Riesgo Dermal (EPA, 2004a) de la EPA.

    Evaluación de la exposición

    En el tercer paso de la evaluación del riesgo, la magnitud de la exposición se determina midiendo o estimando la cantidad de un agente al que están expuestos los humanos (es decir, la concentración de exposición) y la magnitud de la dosis (o ingesta) se estima tomando la magnitud, frecuencia, duración y vía de exposición en cuenta. Las evaluaciones de exposición pueden considerar exposiciones pasadas, presentes y futuras.

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    La figura muestra los efectos en la salud humana de la contaminación ambiental desde la fuente de contaminación hasta el receptor. Fuente: Mikael Häggström vía Wikimedia Commons

    Si bien las estimaciones de la concentración/dosis de exposición pasada o actual pueden basarse en mediciones o modelos de condiciones existentes, las estimaciones de la concentración/dosis de exposición futura pueden basarse en modelos de condiciones futuras. En el caso de exposiciones por inhalación, se puede emplear monitoreo personal o de área a muestra para detectar contaminantes en el aire. Los datos de muestreo se pueden aumentar con esfuerzos de modelado usando parámetros de entrada predeterminados y/o específicos del sitio. La aplicación del modelo puede comenzar con modelos simples de dispersión de nivel de cribado y/o puede utilizar modelos 2-D o 3-D de nivel superior dependiendo de la complejidad del problema de contaminación ambiental en cuestión.

    En cualquier evaluación de la exposición, los científicos del riesgo hacen una serie de preguntas para plantear la hipótesis del escenario de exposición relacionado con la contaminación ambiental que afecta a la población o a un subgrupo. Algunos de estos son:

    • ¿Cuál es la fuente de contaminación en el sitio? (por ejemplo, fugas en tanques de almacenamiento subterráneos, emisiones de una planta industrial, escorrentía de aguas superficiales de campos agrícolas)
    • ¿Qué compartimentos ambientales es probable que estén contaminados? (es decir, aire, agua, sedimentos, suelo, plantas, animales, peces)
    • ¿Cuáles son los químicos de preocupación (COC) originados de la fuente de contaminación?
    • ¿Cuáles son el destino y las propiedades de transporte de estos químicos que pueden informar el envejecimiento de la contaminación en el medio ambiente a lo largo del tiempo y la firma química resultante en cada medio ambiental?
    • ¿Quién está expuesto? (por ejemplo, niños, ancianos, asmáticos, población general, trabajadores)
    • ¿Cuántas personas están expuestas?
    • ¿Dónde están expuestas las personas? (por ejemplo, hogar, lugar de trabajo, ambiente exterior, comunidades de retiro, escuelas)
    • ¿Cómo están expuestas las personas? (es decir, vía de exposición: inhalación, contacto dérmico o ingestión)
    • ¿Con qué frecuencia están expuestas las personas? (es decir, frecuencia de exposición)
    • ¿Cuánto tiempo están expuestas las personas? (es decir, duración de la exposición)

    Las respuestas a estas preguntas enmarcan el problema que nos ocupa. En el siguiente paso, una serie de parámetros de exposición se integran en una estimación de la dosis diaria recibida por un individuo expuesto a través de cada vía de exposición (ingestión, contacto dérmico o absorción cutánea, e inhalación). La magnitud de las exposiciones humanas, en general, depende de la concentración de COC en el suelo, los parámetros de exposición que describen la fisiología humana (por ejemplo, tasa de ingestión del suelo, peso corporal) y parámetros específicos de la población que describen el comportamiento de exposición (frecuencia de exposición, duración). Al evaluar exposiciones subcrónicas o crónicas a sustancias químicas no cancerígenas, la dosis se promedia a lo largo del período de exposición, denominada “Dosis Media Diaria” (ADD). Sin embargo, para los carcinógenos, la dosis se promedia a lo largo de toda la vida (es decir, 70 años), así denominada “Dosis Media Diaria de por Vida” (LADD). Tanto ADD como LADD representan la tasa de exposición normalizada en las unidades de mg de sustancia química por kg de peso corporal por día (mg/kg-día). El ADD para los AOC no cancerígenos y el LADD para los AOC cancerígenos se estiman para las cuatro vías de exposición más comúnmente estudiadas en las evaluaciones de riesgo de EPA, particularmente para sitios de desechos peligrosos, como se muestra a continuación (Erdal, 2007):

    Ingestión de Suelo:\(L(ADD)_{o}= \frac{C_{1} \times IR_{0} \times EF \times ED \times CF}{BW \times AT} \nonumber\)

    Contacto dérmico:\(L(ADD)_{d}= \frac{C_{1} \times SA \times AF \times ABS \times EV \times EF \times ED \times CF}{BW \times AT} \nonumber\)

    Inhalación de Partículas:\(L(ADD)_{ip}= \frac{C_{s} \times IR_{i} \times EF \times ED \times \frac{1}{PEF}}{BW \times AT} \nonumber\)

    Inhalación de Volátiles:\(L(ADD)_{iv}= \frac{C_{s} \times IR_{i} \times EF \times ED \times \frac{1}{VF}}{BW \times AT} \nonumber\)

    C s: Concentración de exposición (es decir, 95º Límite de Confianza Superior sobre la Media) de COC en suelo (mg/kg) — (específico de producto químico; puede estimarse usando EPA 2004b)

    IR o: Tasa de ingestión de suelo (mg/d)

    IR i: Tasa de inhalación (m 3 /d)

    SA: Superficie de la piel (cm 2)

    AF: Factor de adherencia del suelo a la piel (mg/cm 2)

    ABS: Fracción de absorción dérmica (sin unidad — específica del producto químico)

    EV: Frecuencia de eventos (eventos/d)

    EF: Frecuencia de exposición (d/y)

    ED: Duración de la exposición (y)

    PEF: Factor de emisión de partículas (m 3 /kg) — 1.36 x 10 9 m 3 /kg por (EPA 2002a)

    VF: Factor de volatilización de suelo a aire (m 3 /kg - específico del producto químico)

    BW: Peso corporal (kg)

    AT: Tiempo promedio (días) — (ED*365 d/y para no carcinógenos; 70 y*365 d/a para carcinógenos)

    CF: Factor de conversión — 10 -6 kg/mg

    En la evaluación determinista del riesgo, las estimaciones ADD y LADD se realizan para un escenario de exposición máxima razonable (RME) y un escenario de exposición de tendencia central (CTE), lo que resulta en un rango. La dependencia de la EPA en el concepto de RME para estimar riesgos se basa en un escenario de exposición conservador pero plausible (que se define como la exposición del percentil 90 al 95°, lo que significa que se esperaría que experimente menos del cinco por ciento al 10 por ciento de la población mayores niveles de riesgo), y ha sido desafiado científicamente a lo largo de los años. Por ejemplo, Burmaster y Harris (1993) mostraron que el uso de los valores de los parámetros de exposición por defecto recomendados por la EPA resultó en estimaciones de exposición y riesgo muy superiores al percentil 99 debido a la multiplicación de tres valores de límite superior (es decir, percentiles 95) para IR, EF y ED. Los autores argumentaron que esto conduce a decisiones de limpieza de sitios de desechos peligrosos basados en riesgos para la salud que prácticamente nadie en la población circundante se espera que experimente. Aconsejaron a la EPA refrendar y promover el uso de métodos probabilísticos (por ejemplo, la simulación de Montecarlo) como una forma de complementar o reemplazar los métodos actuales de evaluación de riesgos, con el fin de superar el problema del “conservadurismo compuesto” y permitir el cálculo de riesgos utilizando una estimación más estadísticamente defendible del RME. En la evaluación probabilística del riesgo, los parámetros de entrada se caracterizan por su distribución de probabilidad única. El Programa de Factores de Exposición de la EPA proporciona información sobre el desarrollo de distribuciones de parámetros de exposición en apoyo de distribuciones probabilísticas y se puede acceder a través de: http://cfpub.epa.gov/ncea/cfm/recordisplay.cfm?deid=20563.

    Los valores de los parámetros de exposición correspondientes a escenarios RME o CTE a menudo se compilan del Manual de Factores de Exposición (EFH) de la EPA:

    • General Exposure Factors Handbook (EPA, 1997) proporciona a los evaluadores de exposición los datos necesarios sobre los factores estándar para calcular la exposición humana a productos químicos tóxicos como parte de las evaluaciones de riesgo. Estos factores incluyen: consumo de agua potable, ingestión de suelo, tasas de inhalación, factores dérmicos que incluyen el área de la piel y factores de adherencia al suelo, consumo de frutas y verduras, pescado, carnes, productos lácteos, alimentos de cosecha propia, ingesta de leche materna, factores de actividad humana, uso de productos de consumo y residenciales características. Los valores recomendados son para la población general y también para diversos segmentos de la población que pueden tener características diferentes a la población general. Se puede acceder a la versión más reciente de la EFH a través de http://cfpub.epa.gov/ncea/cfm/recordisplay.cfm?deid=209866.
    • La EFH específica para niños (EPA, 2002b) proporciona un resumen de los datos estadísticos disponibles y actualizados sobre diversos factores que evalúan la exposición infantil, a los que se puede acceder a través de http://cfpub.epa.gov/ncea/cfm/recordisplay.cfm?deid=56747.

    Caracterización del Riesgo

    En el último paso, se calcula un cociente de peligro (HQ) como indicador de riesgos asociados con efectos en la salud distintos del cáncer y el riesgo excesivo de cáncer (ECR) como la probabilidad incremental de que una persona expuesta desarrolle cáncer a lo largo de su vida, se calculan integrando información de toxicidad y exposición, como se muestra a continuación. Si HQ > 1, puede haber preocupación por posibles efectos sistémicos adversos en la salud en los individuos expuestos. Si HQ ≤ 1, puede que no haya preocupación. Cabe señalar que los HQ son factores de escalado y no se basan estadísticamente. El criterio aceptable de la EPA para los riesgos cancerígenos se basa en la política pública descrita en el Plan Nacional de Contingencia (PNC) y es la concentración de exposición que representa una ECR en el rango de 10 -4 — 10 -6, es decir, 1 de cada 10,000 a 1 en 1,000,000 casos de exceso de cáncer (EPA, 1990).

    Riesgo de no cáncer: cociente de peligro (HQ) =\( \frac{ADD}{RfD} \)

    Exceso de riesgo de cáncer (ECR): ECR =\(L(ADD) \times CSF\)

    Para tener en cuenta las exposiciones a múltiples AOC a través de múltiples vías, se suman los HQs individuales para proporcionar un Índice de Peligro (HI) general. Si HI >1, los AOC se segregan en función de su punto final de salud crítico y se calculan las HIS específicas del órgano objetivo separadas. Solo si el HI específico del órgano objetivo > 1, existe preocupación por los posibles efectos en la salud para ese punto final (por ejemplo, hígado, riñón, sistema respiratorio).

    Riesgo Acumulado No Cáncer: HazardIndex=Hi=\( \sum_{COC_{NC}=1}^{n} (HQ_{o} + HQ_{d} + HQ_{i} ) \nonumber\)

    Exceso acumulativo de riesgo de cáncer:\( \sum_{COC_{c}=1}^{n} ECR= \sum_{COC_{c}=1}^{n} (ECR_{o} + ECR_{d} + ECR_{i} ) \nonumber\)

    Aquí, los subíndices o, d e i expresan vías orales (ingestión), contacto dérmico e inhalación.

    Como se discutió anteriormente, las estimaciones de HQ, HI y ECR se realizan para escenarios RME y CTE por separado en el caso de la evaluación determinista del riesgo. Aunque la EPA publicó las pautas probabilísticas de evaluación de riesgos en 2001 (EPA, 2001), su aplicación hasta ahora ha sido limitada. La evaluación adecuada de las incertidumbres, que están asociadas con un conservadurismo compuesto y una posible subestimación de las estimaciones cuantitativas de riesgo (por ejemplo, debido a la presencia de AOC sin valores de toxicidad establecidos), es intrínseca a cualquier evaluación científica basada en el riesgo. En general, las incertidumbres y limitaciones están asociadas con el muestreo y el análisis, el destino y el transporte químicos, los parámetros de exposición, los modelos de exposición y la evaluación de la dosis-respuesta humana o la toxicidad (derivación de CSFs/RFD, extrapolación de dosis altas de animales a dosis bajas en humanos) y específicos del sitio incertidumbres.

    Conclusión

    La mejora en la calidad científica y la validez de las estimaciones de riesgos para la salud depende de los avances en nuestra comprensión de la exposición humana y los efectos tóxicos asociados con los productos químicos presentes en entornos ambientales y ocupacionales. Por ejemplo, el ciclo de vida y los riesgos para la salud asociados con los productos farmacéuticos en el medio ambiente son poco conocidos debido a la falta de datos de concentración ambiental y exposición humana a pesar de los extensos datos toxicológicos sobre medicamentos. Existen muchos otros ejemplos para los que aún no se han desarrollado datos sobre exposición o toxicidad o ambos, impidiendo la evaluación cuantitativa de los riesgos para la salud y el desarrollo de políticas que protejan el medio ambiente y la salud pública al mismo tiempo. Por lo tanto, es importante continuar desarrollando datos de investigación para refinar futuras evaluaciones de riesgos para la toma de decisiones regulatorias informadas en sustentabilidad ambiental y para asegurar que los costos asociados a diferentes alternativas tecnológicas y/o de ingeniería estén científicamente justificados y la salud pública- protector. Un área que, particularmente, requiere avanzar es la evaluación de los riesgos para la salud de las mezclas químicas. Los enfoques actuales de evaluación de riesgos consideran un químico a la vez. Sin embargo, los químicos están presentes en mezclas en el ambiente. Además, las transformaciones físicas, químicas y biológicas en el ambiente y las interacciones entre los químicos en el ambiente pueden cambiar el potencial tóxico de la mezcla a lo largo del tiempo. Por lo tanto, la evaluación de riesgos es una disciplina científica en evolución que tiene muchas incertidumbres en los cuatro pasos. Estas incertidumbres deben documentarse y discutirse a fondo y los resultados de la evaluación de riesgos deben interpretarse en el contexto de estas incertidumbres.

    Preguntas de revisión

    1. ¿Cuáles son los peligros para la salud humana del cloruro de vinilo?
    2. ¿Cuáles son los valores de toxicidad humana (RfD, CSF) del cloruro de vinilo y cómo se estiman estos valores?
    3. ¿Cómo se calcula la dosis que reciben niños y adultos a través de la ingestión de agua potable contaminada con cloruro de vinilo bajo el escenario RME? Documente y explique sus suposiciones junto con sus referencias para los parámetros de exposición para cada receptor de interés
    4. ¿Cómo se calculan los riesgos de cáncer RME y no cancerosos para niños y adultos para el escenario de exposición anterior?
    5. ¿Qué significa el exceso de riesgo de cáncer de tres casos de cada diez mil expuestos (3x10 -4)?
    6. Si el agua potable también estuviera contaminada con benceno, ¿cómo calcularía los riesgos acumulativos de cáncer y no cáncer asociados con la exposición al agua potable contaminada con cloruro de vinilo y benceno para niños y adultos bajo el escenario RME?

    Referencias

    Burmaster, D.E. & Harris, R.H. (1993). La magnitud de los conservadurismo compuestos en las evaluaciones de riesgo de Superfund. Análisis de Riesgos, 13, 131-34.

    EPA (Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos). (1989). Orientación de evaluación de riesgos para Superfondo, volumen I: Manual de evaluación en salud humana (Parte A) (Final provisional) (EPA/540/1-89002). Oficina de Respuesta a Emergencias y Remedios, Washington, DC

    EPA (Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos). (1990, 8 de marzo). Plan Nacional de Contingencia. Registro Federal, 55, 8848. Washington, DC.

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    EPA (Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos). (1997, agosto). Manual de factores de exposición, volumen I — Factores generales (EPA/600/P-95/002fa). Centro Nacional de Evaluación Ambiental, Oficina de Investigación y Desarrollo, Washington, DC.

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    EPA (Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos). (2002b, septiembre). Manual de factores de exposición específicos para niños (EPA-600-P-00-002B). Informe Interino. Centro Nacional de Evaluación Ambiental, Oficina de Investigación y Desarrollo, Washington, DC.

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    EPA (Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos). (2004a, julio). Guía de evaluación de riesgos para Superfondo, volumen I: Manual de evaluación en salud humana (Parte E, guía complementaria para la evaluación del riesgo dérmico) (EPA/540/R/99/005). Final. Oficina de Remediación de Superfondos e Innovación Tecnológica, Washington, DC.

    EPA (Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos). (2004b, abril). Guía de usuario y software ProUCL Versión 3.00.02 (EPA/600/R04/079). Elaborado por Anita Singh y Robert Maichle con Lockheed Martin Environmental Services y Ashok K. Singh de la Universidad de Nevada para la Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos.

    Erdal, S. (2007). Estudio de caso: Evaluación de riesgo multivía para adultos y niños que viven cerca de un sitio de desechos peligrosos. En M.G. Robson & W.A. Toscano (Eds.), Evaluación de Riesgos en Salud Ambiental para la Salud Pública (pp. 523-530). Asociación de Escuelas de Salud Pública.

    Lilienfeld A.M. & Lilienfeld, D.E. (1980). La influencia francesa en el desarrollo de la epidemiología. Henry E Sigerist Suppl Bull Hist Med, 4, 28-42.

    NAS (Academia Nacional de Ciencias). (1983). Evaluación de riesgos en el gobierno federal: Gestionar el proceso. Prensa de la Academia Nacional, Washington, DC.

    Glosario

    bioensayo
    Un ensayo para determinar la potencia (o concentración) de una sustancia que provoca un cambio biológico en animales experimentales.
    carcinogenicidad
    Define la capacidad o tendencia a producir cáncer.
    dosis crónica de referencia (rFd)
    Una estimación (con incertidumbre que abarca quizás un orden de magnitud) de una exposición oral diaria durante una duración crónica (hasta la vida) a la población humana (incluidos los subgrupos sensibles) que probablemente no tenga un riesgo apreciable de efectos nocivos durante toda la vida. Se puede derivar de una dosis NOAEL, LOAEL o de referencia, con factores de incertidumbre generalmente aplicados para reflejar las limitaciones de los datos utilizados. Generalmente se usa en las evaluaciones de salud no cancerosas de la EPA.
    Evaluación determinista del riesgo
    Evaluación de riesgos que implica el cálculo y expresión de riesgos como valores numéricos únicos o estimaciones de riesgo “punto único”, con incertidumbre y variabilidad discutidas cualitativamente.
    epidemiología
    El estudio de la distribución y determinantes de estados o eventos relacionados con la salud en poblaciones específicas.
    método monte-carlo
    Un muestreo aleatorio repetido a partir de la distribución de valores para cada uno de los parámetros en una ecuación genérica (exposición o dosis) para derivar una estimación de la distribución de (dosis o riesgos en) la población.
    evaluación probabilística del riesgo
    Evaluación de riesgos que implica el cálculo y expresión de riesgos utilizando múltiples descriptores de riesgo para proporcionar la probabilidad de varios niveles de riesgo. Los resultados probabilísticos de riesgo se aproximan a un rango completo de posibles resultados y la probabilidad de cada uno, que a menudo se presenta como una gráfica de distribución de frecuencias, permitiendo así que la incertidumbre o variabilidad se exprese cuantitativamente.