| a) |
En
el ejemplo previo de cálculo de
dosis, para una población de 500
mil personas expuestas a un promedio de
30 µg/m³ benceno en aire, se
obtuvo una dosis de 0,005 mg/kg/día.
No podemos usar este dato sobre dosis
pues no tenemos a mano el FPC del benceno,
pero sí tenemos el valor de su
UR en aire, que es de 0,000004. El benceno
es un carcinógeno humano, produce
leucemia.
Riesgo
individual = 0,000004 x 30 = 0,00012
Riesgo poblacional = 0,00012 x 500.000
= 60 casos de leucemia atribuibles a este
nivel de contaminación del aire
con benceno. |
| b) |
Una
población de 50 mil habitantes
que viven por larga data cerca de una
fundición, se expone regularmente
por vía respiratoria a una concentración
promedio anual de arsénico de 0,48
µg/m³. La UR de arsénico
para aire es de 0,0043.
Riesgo
individual = 0,0043 x 0,48 = 0,00206
Riesgo poblacional = 0,00206 x 50.000
= 103 casos de cáncer pulmonar
atribuible a este nivel de contaminación
del aire con arsénico.
¿Cómo
se interpreta el hecho que una concentración
de benceno en aire 62 veces mayor que
la del arsénico produzca 60 casos
de cáncer en comparación
con los 103 casos que produce el arsénico
en una población que es la décima
parte en tamaño? Además
de las diferencias en fisiopatología
y en órganos afectados, estas cifras
estarían diciendo que la potencia
carcinogénica del arsénico
por unidad de exposición es significativamente
más alta que la del benceno. |
|
Finalmente
y a modo de ejemplos genéricos, las siguientes son
dos situaciones extremas posibles de caracterización
del riesgo, de tipo cualitativo y cuantitativo respectivamente:
Primera:
El equipo evaluador del riesgo concluye que la sustancia A
causa cáncer en animales de laboratorio y recomienda
como prudente limitar la exposición en humanos, incluso
si no se tienen pruebas de carcinogenicidad en humanos.
Segunda:
A partir de la información científica publicada,
un equipo de terreno en una localidad sabe que la sustancia
B es un probable carcinógeno humano con una unidad
de riesgo de 0,003. Después de un estudio hecho en
la localidad, se concluye que la población enfrenta
un exceso de riesgo de cáncer del orden de 1 en 100.000.
En
el primer caso se requiere de mucho trabajo adicional para
poder disponer de un nivel de riesgo que ayude al manejo del
problema. En el segundo caso la situación está
mucho mejor definida.
En
el Anexo
8 se presenta el desarrollo de un ejercicio en
que se abordan cálculos de dosis y de riesgos no carcinogénico
y carcinogénico para una sustancia contaminante del
aire.
| La
caracterización del riesgo es el proceso
para conocer la magnitud de un riesgo atribuible
a condiciones específicas de contaminación
ambiental. |
|
Particularidades
del proceso evaluador de los contaminantes del aire urbano
Para
la OMS, para fines de exposición segura a los contaminantes
clásicos del aire exterior, los valores guía
establecidos deben reflejar concentraciones que no signifiquen
riesgo alguno para la población. Para establecer un
nivel de concentración que dé alta seguridad,
se necesita conocer las relaciones dosis-respuesta o en su
defecto las relaciones concentración-respuesta, el
tipo de efecto tóxico del contaminante solo o en mezclas,
la existencia o no de umbral, y las variaciones en la sensibilidad
y en los niveles de exposición de las poblaciones expuestas.
Por lo tanto y por las peculiaridades de los contaminantes
clásicos, sus valores guía han resultado de
un proceso evaluativo muy particular y algo diferente del
esquema convencional de evaluación recientemente presentado
para las sustancias específicas. Este proceso de fijación,
revisión y actualización de las normas de calidad
del aire se encuentra descrito en una publicación reciente
de la OMS (WHO,1999).
Información sobre lo mismo para el contexto de los
países del continente americano también está
disponible en una publicación sobre estas normas de
la OPS (CEPIS,
2000).
La
metodología para sustancia específica es más
factible de aplicarse a otros de los contaminantes del aire
exterior que no sean los clásicos, ya que por causar
efectos sistémicos se dispone con mayor frecuencia
de las dosis de interés obtenidas en animales. Hay
algunas características que separan distintivamente
los contaminantes del aire clásicos y no clásicos,
como se aprecia en la tabla siguiente:
| CONTAMINANTES
CLÁSICOS |
CONTAMINANTES
NO CLÁSICOS |
| Pocos |
Numerosos |
| No
se bioacumulan (excepto el plomo) |
Algunos
se bioacumulan |
| El
pulmón es el blanco primario (excepto del monóxido
de carbono y el plomo) |
Hay
muchos órganos que son su blanco |
| En
general se conocen muy bien sus efectos en la salud (excepto
para los óxidos de nitrógeno) |
Datos
sobre dosis-respuesta en humanos raramente disponibles |
| Producen
efectos agudos (minutos) y crónicos (años) |
Producen
efectos agudos (minutos) y crónicos (años) |
Fuente:
WHO, 1999.
Las
particularidades del proceso antes señalado se centran
en los contaminantes clásicos, vale decir, bióxido
de azufre, bióxido de nitrógeno, monóxido
de carbono, ozono, material particulado en suspensión
y plomo. El monóxido de carbono y el plomo se absorben
en los alvéolos, pasan a la sangre y se puede estimar
sus dosis. El resto produce en gran medida sus efectos adversos
primarios localmente a nivel del árbol respiratorio,
por lo que sus antecedentes sobre dosis-efecto tanto en humanos
como en animales son escasos y poco confiables; por lo tanto,
los criterios de la relación dosis-respuesta se reemplazan
por los relativos a curvas exposición-respuesta, usando
la concentración del contaminante en el aire como reflejo
de la exposición. Se usaron las mejores curvas disponibles
para derivar los niveles ambientales guía recomendados.
La
evaluación de los efectos adversos de tipo agudo y
de tipo crónico de estas sustancias se ha desarrollado
en función de los niveles de contaminación del
aire y se ha hecho dando prioridad a los relativamente abundantes
datos obtenidos de estudios de exposición experimental
controlados tanto en animales como en humanos voluntarios
y de estudios epidemiológicos poblacionales. Los primeros
se vienen efectuando desde la década de 1980 con la
meta de identificar valores de LOAEL y de entre los segundos
destacan en la década de 1990 los estudios de series
temporales y los estudios de cohortes.
Dado que
no se ha dispuesto de dosis procedentes de estudios en animales
ni se ha usado los criterios de dosis peligrosas y seguras
en la curva dosis-respuesta, los factores de incertidumbre
aplicados no fueron los del conjunto ya presentado de dividir
el NOAEL por 10, 100, etc. Los evaluadores analizaron cuidadosamente
los antecedentes epidemiológicos de estos contaminantes
para identificar el nivel de concentración en aire
que produjo consistentemente un primer efecto considerado
como razonablemente adverso y de acuerdo con la calidad de
la base de datos sometieron las concentraciones ambientales
de este grupo de contaminantes a factores de incertidumbre
del orden de 0,5 y de 2.
Destaca
el hecho de que no fue posible establecer para las partículas
un nivel umbral respecto a efectos adversos observados, ya
que éstos se manifiestan incluso a niveles de contaminación
extremadamente bajos. Igualmente, para el ozono tampoco se
pudo identificar un nivel de efecto observado (LOAEL), ya
que incluso a concentraciones muy bajas se detectaron alteraciones
en la función respiratoria; aun así, se fijó
un valor de referencia para efectos de carácter agudo.Destaca
el hecho de que no fue posible establecer para las partículas
un nivel umbral respecto a efectos adversos observados, ya
que éstos se manifiestan incluso a niveles de contaminación
extremadamente bajos. Igualmente, para el ozono tampoco se
pudo identificar un nivel de efecto observado (LOAEL), ya
que incluso a concentraciones muy bajas se detectaron alteraciones
en la función respiratoria; aun así, se fijó
un valor de referencia para efectos de carácter agudo.
En el
caso del plomo y el monóxido de carbono, se pudo determinar
con más facilidad las concentraciones ambientales que
se corresponden con niveles biológicos de estas sustancias,
los que se asumen como dosis que reflejan los niveles de exposición;
tales indicadores biológicos son microgramos de plomo
por litro de sangre (µgPb/L) y porcentaje de carboxihemoglobina
en sangre (% COHb).
Los
valores guía que se han recomendado son para diversas
situaciones: exposición muy alta y breve, de entre
10 a 30 minutos; exposiciones moderadas durante lapsos de
entre 1 y 24 horas y exposiciones a bajas concentraciones
promediadas para durante un año. El análisis
de los factores de confusión ha sido de importancia
en la evaluación de los efectos a largo plazo, no así
en exposiciones agudas a corto plazo en que los efectos son
más fácilmente identificables y claramente atribuibles
al alto nivel de contaminación identificado.
Para
fijar los niveles guía en las otras sustancias que
no son los contaminantes clásicos, se recurrió
en general a usar también la información de
concentraciones ambientales y su correlación con valores
de NOAEL y LOAEL, ya sea de humanos o de animales según
el caso, y se les aplicó factores de incertidumbre
que en esta ocasión fueron tan diversos como 20, 25,
40, 60, 200, 400, 1.260, etc. Para definir el nivel de riesgo
carcinogénico de los 12 contaminantes del aire seleccionados
para fines de establecerles guías y que se consideran
cancerígenos para el humano, también se recurrió
a usar sus concentraciones en el aire y a aplicar sus respectivos
valores de la unidad de riesgo (UR).
Un
problema mayor no resuelto en el proceso de establecimiento
de guías, es que en los estudios epidemiológicos
poblacionales la exposición de los grupos ha sido a
mezclas complejas de contaminantes y se ha hecho difícil
definir claramente el grado en que los efectos se deben al
contaminante específico evaluado y cuál es la
participación de la mezcla.
Una
recomendación del grupo evaluador para los encargados
nacionales que establecen normas ambientales de exposición
para contaminantes clásicos es que, si los resultados
de la realidad epidemiológica local se alejan significativamente
del perfil de la base de datos que la OMS usó para
derivar los valores guía, estudien cuidadosamente dicha
base de datos, especialmente la información de las
curvas exposición-respuesta, así como las premisas
y precauciones que se adoptaron en el proceso evaluador. La
información epidemiológica a menudo procede
de condiciones muy particulares tanto de la contaminación
como de las poblaciones que originaron los estudios y puede
que las condiciones locales para donde se está considerando
la aplicación de una norma, difieran significativamente
de la realidad de donde surgió el valor guía.
Por
la importancia que en el contexto recién señalado
tiene la determinación de la exposición y la
magnitud de su impacto en la salud, se ha puesto especial
énfasis en desarrollar métodos para evaluar
específicamente la exposición. Uno de ellos
es el método genérico de la ATSDR
que se presenta un poco más adelante, otros más
específicos se refieren a la exposición a contaminantes
del aire (Krzyzanowski, 1997). La OMS elaboró recientemente
un programa especializado para computadora, con el propósito
de facilitar a los usuarios locales la evaluación de
la exposición a un contaminante determinado en un área
urbana definida en un periodo dado. En este programa, el impacto
en salud se evalúa en función de mortalidad
(total, total por grupos de edad, cardiovascular para todas
las edades y respiratoria para todas las edades), en función
de morbilidad crónica (hospitalizaciones por enfermedades
crónicas respiratorias y cardiovasculares según
grupos de edad) y en función de morbilidad aguda (infarto
cardíaco, cuadros respiratorios agudos). Considera
los contaminantes clásicos del aire. La expresión
cuantitativa del impacto en salud se hace mediante el riesgo
atribuible, que corresponde a la determinación de la
proporción del efecto adverso en salud que se puede
atribuir a la exposición medida, para un cierto periodo.
El detalle del software está disponible en un documento
ad hoc (WHO,
2001).
