Un enfoque para este problema es llevar a cabo un estudio epidemiológico. Éste presenta la ventaja de usar resultados médicos en personas expuestas para establecer la relación dosis-efecto sin necesidad de conocer el mecanismo de acción, con lo cual se evitan los problemas de extrapolar los resultados de estudios en animales a seres humanos. Sin embargo, todos los estudios epidemiológicos son retrospectivos y es probable que un cáncer aparezca varias décadas después de la exposición. Además, el cálculo del nivel de exposición en tales estudios retrospectivos puede ser insatisfactorio y en un contexto práctico las personas están expuestas más frecuentemente a mezclas de sustancias que a una forma pura, lo que implica posibles variables de confusión. Por último, es posible que el estudio de cohorte tenga que ser muy extenso para identificar un carcinógeno débil, por ejemplo.

Por estas razones, generalmente es esencial adoptar un enfoque toxicológico que incluya la experimentación animal. Éste presenta varias ventajas obvias, pero posee la incertidumbre de extrapolar los resultados de una especie a otra. Las diferencias de estas especies pueden ser considerables incluso entre especies estrechamente relacionadas, por ejemplo, las dosis en la dieta de la toxina fúngica aflatoxina B1 en una proporción tan alta como 10 000 ppb, no produjo cáncer hepático en ratones, mientras que en las ratas una proporción de 15 ppb produjo un aumento significativo. Probablemente en muchos casos estas variaciones surgen de las diferencias cuantitativas o cualitativas del metabolismo. En la planificación del programa es necesario decidir si los estudios deben ser utilizando exposiciones agudas (de corto plazo), subcrónicas (de mediano plazo) o crónicas (de largo plazo) y las vías de exposición. El cuadro 4 presenta las ventajas y desventajas de los datos de estudios en animales.

Además, los estudios sobre toxicidad reproductiva o del desarrollo, inmunotoxicidad o carcinogenicidad presentan algunas incertidumbres. Obtener los resultados de un estudio de un carcinógeno potencial puede tomar hasta dos años; y para obtener resultados estadísticamente significativos con el número mínimo de animales, es posible que éstos tengan que estar expuestos a altas dosis desde el principio hasta el fin de sus vidas (dosis mucho mayores que las de la exposición humana). Usualmente, en la extrapolación de los resultados esperados de la exposición a una baja dosis, se obtiene una relación lineal con un nivel umbral cero: pero bien podría no ser el caso. Por último, el potencial carcinógeno de una sustancia puede estar relacionado con el tipo de exposición; la inyección de una sustancia puede producir resultados diferentes de los obtenidos por otras vías de exposición más naturales, como la ingestión, ingreso a través de las vías respiratorias o de la piel.

Las relaciones estructura-actividad (SAR/Structure-activity relationships) son los métodos de estimación desarrollados y usados para predecir algunos efectos o propiedades de las sustancias químicas basadas en sus estructuras. En lo que concierne a la evaluación de riesgos en humanos, ésta es una técnica todavía imperfecta que se encuentra en etapa de desarrollo. Como enfoque, es particularmente útil para sustancias nuevas con datos de humanos o animales aún limitados y que están estructuralmente relacionados con otras sustancias de propiedades toxicológicas conocidas. Sin embargo, por su misma naturaleza, el enfoque sólo se puede usar para sustancias orgánicas discretas y no para las sustancias de composición desconocida o variable, mezclas de reacción compleja o materiales biológicos.

Efectos con umbral y sin umbral

Los efectos de un producto químico sobre un organismo se pueden dividir en dos tipos: aquellos que alcanzan un nivel umbral antes de que se produzca algún efecto adverso y aquellos que pueden tener un efecto adverso en cualquier nivel, es decir, cuando no hay ninguna dosis inocua.

Se cree que los compuestos que tienen un nivel umbral son inocuos en concentraciones bajas, es decir, que pueden metabolizarse o excretarse satisfactoriamente. Sin embargo, se pueden observar efectos cada vez más severos en cualquier individuo que recibe altas dosis mayores al nivel umbral (figura 1).

Algunos efectos dañinos sobre los individuos, como los cánceres producidos por la radiación o productos genotóxicos, parecen actuar a través de un mecanismo en el que el nivel umbral no se puede identificar y, en consecuencia, se supone que no tendrá ninguna dosis umbral debajo de la cual pueda aparecer un efecto. En estos casos la probabilidad de la ocurrencia del efecto depende de la dosis absorbida, por lo que se denominan efectos estocásticos.

Efectos umbral

Exposición ocupacional

Al evaluar un nivel aceptable de una determinada sustancia, generalmente se recurre a una base de datos sobre experimentos con animales o (de preferencia) con humanos (estudios epidemiológicos) lo que da lugar a un nivel de efecto adverso no observable (NOAEL) o un nivel de mínimo efecto adverso observado (LOAEL) para derivar un límite de exposición ocupacional a un valor de exposición inferior, a fin de compensar la incertidumbre en los datos. Luego, la comparación de este límite de exposición con un nivel de exposición medido o calculado se usa para juzgar si la situación es satisfactoria o si es necesario tomar medidas para la gestión del riesgo. Aunque estos límites ocupacionales por lo general no incluyen la determinación de ningún "factor de incertidumbre" específico (en contraposición a los enfoques no ocupacionales), en la práctica la razón del NOAEL o LOAEL para el límite parece estar en el rango de 1 al 10 para la mayoría de las sustancias cuya base de datos proviene de estudios con animales, y de 1 al 2 cuando proviene de estudios con humanos3.

Uno de los intentos más recientes para realizar una evaluación de criterios cuantitativos para juzgar la aceptabilidad de los niveles medidos de exposición fue el desarrollo de los valores umbral límite (TLV/Threshold Limit Values) en los años cuarenta por la American Conference of Governmental Industrial Hygienists (ACGIH). El TLV se define como la concentración en el aire a la que la mayoría de los trabajadores pueden estar expuestos diariamente sin efecto adverso (es decir el umbral eficaz entre las concentraciones seguras y peligrosas). La ACGIH estableció los valores (que se revisan anualmente) y son concentraciones ponderadas de tiempos para una jornada de trabajo de 7 u 8 horas y una semana laboral de 40 horas. Estos TLVs se basan exclusivamente en consideraciones de salud y tienen la categoría de límites recomendados (no son obligatorios mientras no sean adoptados por un organismo regulador).

Este concepto ha ido desarrollado progresivamente y actualmente está presente en la legislación de los países más desarrollados. En los Estados Unidos existe el sistema de Límites de Exposición Permisible (PEL/Permissible Exposure Limits) del National Institute for Occupational Safety and Health (NIOSH)/Occupational Safety and Health Administration (OSHA), originalmente basado en los TLVs de la ACGIH. El OSHA se encarga de promulgar y hacer cumplir estos límites. En Alemania, existen el Maximale Arbeitsplatzkonzentrationen (MAK, valores de la concentración máxima en el lugar de trabajo) y Technische Richtkonzentrationen (TRK, límites de exposición técnica), y en los Países Bajos hay la Nationale MAC-lijst (Maximale Aanvaarde Concentratie). El Reino Unido tiene un sistema de estándares de exposición ocupacional (OES/Occupational Exposure Standards) y de límites de exposición máxima (MEL/Maximum Exposure Limits), y la Unión Europea está desarrollando un sistema de límites de exposición ocupacional (OEL) que se aplicará en toda la Unión.

Exposición no ocupacional

Los esquemas más estructurados se han desarrollado al derivar límites en situaciones no ocupacionales, la mayoría con aplicación de factores de incertidumbre para el NOAEL apropiado más bajo para derivar una ingesta diaria tolerable (IDT) en los humanos, definido como un cálculo de la ingestión diaria de una sustancia durante una vida sin que haya riesgo significativo para la salud. Por lo general, se expresa en mg por persona-1 por día-1 y supone un peso corporal de 60 kg. Es equivalente a la ingestión diaria admisible (IDA); normalmente usada para los aditivos alimentarios, cuyas unidades, no obstante, se expresan a partir de una determinada masa corporal (generalmente mg kg-1 por día-1). Los términos análogos a la IDT, además de la IDA, son la dosis de referencia (RfD) o la concentración de referencia (RfC).

El enfoque de la Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos.

Después de considerar todos los estudios toxicológicos disponibles sobre una sustancia, se elige el NOAEL característico más bajo. Se da primera prioridad a los estudios realizados en seres humanos; los estudios de toxicidad realizados con animales generalmente sirven para complementarlos. Sin embargo, la mayoría de los análisis se basan en estudios de mamíferos no humanos.

También se da por sentado que cualquier efecto tóxico es generalmente independiente de la ruta de exposición.

Cuando es posible, se consideran estudios toxicocinéticos de la sustancia y esto podría ser significativo en la selección del conjunto de datos críticos usados para estimar el NOAEL. Por ejemplo, en la selección de un animal apropiado, el NOAEL se puede basar en las semejanzas entre las características toxicocinéticas humanas y animales.

Cuando no es posible decidir cuál especie tiene características más pertinentes para el ser humano, se eligen los resultados de las especies animales más sensibles a la sustancia.

Luego, se usa el NOAEL para determinar la dosis de referencia (RfD) mediante el uso de factores de incertidumbre (FI) que reflejan la confianza general en los diversos conjuntos de datos. En algunos casos, se usan los factores de modificación (FM), basados en el conocimiento científico.

El factor de incertidumbre (FI) se determina de la siguiente manera:

• Si se extrapolan datos de estudios realizados con seres humanos sanos expuestos durante períodos prolongados, se utiliza un factor de 10. Este factor considera las variaciones de sensibilidad individual en la población humana.
• Si los datos se obtienen de estudios de largo plazo con animales debido a la falta de datos sobre humanos, se debe usar un factor mayor de 10. Esto es para compensar la variación entre las especies.
• Si los datos usados provienen sólo de estudios de corto plazo con animales, se usa un factor mayor de 10. Esto es para compensar la incertidumbre al extrapolar un NOAEL menos crónico a un NOAEL crónico.
• Por último, si la RfD se deriva de un LOAEL en lugar de un NOAEL, se usa un factor mayor de 10 para compensar la incertidumbre al extrapolar un LOAEL a un NOAEL.

El factor de modificación (FM) es mayor de cero y puede variar hasta 10. Este depende de la evaluación profesional de las incertidumbres científicas del estudio y de la base de datos no considerada anteriormente, como el alcance de la base general de datos y el número de especies probadas. El valor preasignado es 1.

Por lo tanto, la relación entre el NOAEL y la RfD es:

O

Según la EPA, "...la RfD, indicada en mg/kg pc/día, es un cálculo (con incertidumbre que puede abarcar un orden de magnitud) de la exposición diaria de una población humana (incluidos los subgrupos sensibles) que puede estar sin riesgo apreciable de efectos nocivos durante una vida". Sin embargo, la EPA también sostiene que no todas las dosis inferiores a la RfD son aceptables, pero todas las dosis superiores a la RfD son inadmisibles o producirán efectos adversos.

Enfoque Renwick

Otro enfoque alternativo para abordar este problema es el de Renwick4, 5. El procedimiento de este enfoque propone el potencial para modificar los dos factores de 10 en el esquema de la EPA que representan la variación en la población humana y entre las especies. Estos valores preasignados se pueden modificar según el grado de distribución de la sustancia en el lugar de la toxicidad (toxicocinética) y la actividad o potencia de la sustancia en el lugar de la toxicidad (toxicodinámica). Se sabe que entre los seres humanos y los animales comunes de laboratorio hay un mayor potencial de diferencia en la cinética que en la dinámica, por lo cual se propuso una división desigual en los valores preasignados de 2,5 (es decir 100,4) para la dinámica y 4 (100,6), para la cinética. Para las diferencias entre los seres humanos, la Organización Mundial de la Salud (OMS) a través del Programa Internacional de Seguridad de Sustancias Químicas (IPCS)6, en una revisión del enfoque de Renwick, recomendó que al menos hasta el momento lo más apropiado era una distribución equitativa: 3,2 (100,5) para la cinética y 3,2 (100,5) para la dinámica.

Bajo el encabezamiento de toxicocinética estarían incluidos los datos que describen factores como:

• tasa y grado de absorción de la sustancia (biodisponibilidad);
• concentración plasmática máxima (Cmax) y el área bajo la curva de
• concentración plasmática-tiempo (AUC) de la sustancia;
• patrón de distribución en el organismo;
• tasa y ruta de cualquier bioactivación;
• tasa, vía y grado de eliminación.

Es importante definir qué descripción de la concentración plasmática de la sustancia, la concentración plasmática máxima (Cmax) o el área bajo la curva de concentración plasmática-tiempo (AUC), es relevante: en algunos casos el parámetro relevante es Cmax en lugar de la AUC (por ejemplo la teratogenicidad del ácido valpróico), mientras que en otros puede ser el AUC.

Los factores toxicodinámicos de importancia incluirían:

• la identificación del agente tóxico (compuesto padre o metabolito);
• la presencia y actividad de los mecanismos de protección y de reparación;
• sensibilidad in vitro del tejido diana.

Para modificar los valores predeterminados entre las especies, es necesario disponer de información sobre estos diversos factores toxicocinéticos y toxicodinámicos para las pruebas en especies y en humanos. La modificación similar de diez veces el factor para la variabilidad entre los individuos requiere el acceso a datos toxicocinéticos y toxicodinámicos de una muestra grande y representativa de la población humana expuesta. Para obtener límites para toda la población, incluidos los grupos vulnerables como niños, enfermos y ancianos, estos factores pueden ser más estrictos que los aplicables a la situación ocupacional, compuesta por un grupo menos vulnerable expuesto a situaciones más controladas y monitoreadas.

La figura 2 muestra la propuesta de la OMS para extrapolar de una base de datos sobre toxicidad a una ingesta tolerable basada en el procedimiento de Renwick.

El anexo 5 contiene un ejemplo simplificado de este tipo de extrapolación.

Márgenes de seguridad o de exposición

Varios países han abandonado el concepto de factores de incertidumbre y lo han sustituido por el de margen de seguridad (MOS/Margin of Safety) o margen de exposición (MOE/Margin of Exposure). En este procedimiento, el NOAEL determinado en animales y expresado en mg kg-1 por día-1 se compara con el nivel al cual el humano está expuesto:

Por ejemplo, suponiendo que la exposición predominante de la población humana a una sustancia se da a través del agua potable a una concentración de 1 ppm, para una mujer de 60 kg con un consumo promedio de 2 L de agua diarios, sería:

Es decir 0,03 mg kg-1 por día-1

Si el NOAEL para neurotoxicidad es 100 mg kg-1 por día-1, el margen de seguridad (MOS) será 100/0,03, es decir 3333, que es un valor alto no alarmante. Sin embargo, si este valor fuera mucho menor, indicaría un margen de seguridad inadecuado sobre el NOAEL -los valores del MOS inferiores a 100 han sido interpretados por las entidades normativas como una indicación de que se requiere una evaluación más integral. Observe que este procedimiento no toma en cuenta las diferencias de susceptibilidad entre humanos y animales ni entre los mismos animales o seres humanos, por ello, el MOS que indica niveles aceptables es relativamente alto.

Otros enfoques

Enfoque ECETOC

El procedimiento propuesto por el European Centre for Ecotoxicology and Toxicology of Chemicals (ECETOC)9, organismo establecido en 1978 por algunas empresas químicas principales como un organismo científico no comercial, sostiene que incluye los mejores elementos de los procedimientos disponibles actualmente. Éste apunta a proveer un método que permite inferir el mejor estimado científico de un nivel sin efecto adverso en humanos, referido como Nivel sin efecto adverso pronosticado (PNAEL/Predicted No Adverse Effect Level), tomando en cuenta la vía y duración de la exposición y puede ser aplicado tanto en situaciones ocupacionales como no ocupacionales.

El primer paso es decidir cuáles PNAELs se requieren. Esto incluirá la evaluación de:

• la naturaleza de la población expuesta (trabajadores, consumidores, público general)
• patrón y vía de exposición (oral, inhalatoria, dérmica);
• exposición aguda o crónica
  • exposiciones únicas u ocasionales (agudas)
  • exposiciones repetidas a largo plazo
  • exposiciones continuas a largo plazo

De esta evaluación será posible determinar el tipo(s) de PNAEL requeridos para el humano. Éste dependerá de la extensión, duración y vía de exposición. Cuando una sustancia causa varios efectos, es importante distinguir el efecto menos severo (por ejemplo, inflamación) del muy severo (por ejemplo, necrosis) y el efecto reversible (por ejemplo, hipertrofia del órgano adaptativo) del irreversible (por ejemplo, efectos teratogénicos).

De estas propiedades de una sustancia, se elige un efecto crítico para el PNAEL humano. Este NOAEL no necesariamente tiene que ser el valor más bajo, pero debe ser el más apropiado y relevante para la situación.

Se proponen procedimientos para extrapolar de exposiciones subcrónicas a crónicas, de LOAEL a NOAEL y de vía a vía; también para realizar extrapolaciones inter e intra especies. Cuando sea conveniente, se pueden usar los valores recomendados del factor predeterminado y un PNAEL humano obtenido al dividir el NOAEL(s) o LOAEL(s) por el producto de estos factores (el "factor de ajuste" total). (El anexo 6 contiene una discusión complementaria sobre los procedimientos sugeridos en el documento de ECETOC para la extrapolación entre las especies de los efectos de las sustancias que ingresan por la vía oral).

El siguiente paso es asignar un grado de confianza o incertidumbre científica a los PNAEL(s) derivados anteriormente al evaluarlos en relación con un grado alto, medio o bajo de confianza. Luego, los PNAEL(s) se dividen en factores apropiados: 1 para un alto grado de confianza; el rango de 1 a 2 para un grado medio de confianza; y un factor de incertidumbre mayor para un grado bajo de confianza.

Este enfoque se resume en el cuadro 5; y el cuadro 6 presenta el ejemplo de una hoja de trabajo de evaluación de riesgos mediante el procedimiento de ECETOC.

Diferencias de enfoque entre la situación ocupacional y la situación no ocupacional

Existen varias diferencias entre las situaciones ocupacionales y las no ocupacionales que se deben tener presente. Estas incluyen las siguientes:

• Los PNAEL(s) requeridos en una situación ocupacional pueden ser muy diferentes a los requeridos en una situación no ocupacional. Por lo general, la exposición ocupacional es a menudo por inhalación, por lo cual requiere un PNAEL para la exposición repetida por esa vía; mientras que la exposición por vía oral, menos probable en el lugar de trabajo, es muy probable en una situación no ocupacional y requiere un PNAEL diferente.
• Los efectos críticos pueden ser diferentes para estas vías de exposición. Por ejemplo, en muchas situaciones ocupacionales el efecto crítico puede ser la irritación de las vías respiratorias. Es probable que este efecto no sea relevante en exposiciones por vía oral en el caso del público general.
• Si se consideran las exposiciones repetidas de corto plazo, es probable que un factor de ajuste menor sea apropiado en una situación ocupacional. En el contexto ocupacional la exposición seguirá un patrón diferente y tendrá menos duración que una exposición vitalicia continua no ocupacional.
• Un factor de ajuste más bajo para la extrapolación entre especies es generalmente apropiado cuando los límites provienen de estudios de inhalación en lugar de estudios por la vía oral. Esto se aplica particularmente a la situación ocupacional, en donde la vía de exposición más común es la inhalación y se trata más detalladamente en el anexo 6.
• La población trabajadora es menos "heterogénea" y saludable en comparación con la población general. El último grupo incluye a personas que pueden ser particularmente sensibles a los efectos de una sustancia, por ejemplo niños, enfermos crónicos y ancianos.

Dosis estándar

El enfoque del NOAEL ha sido criticado por tener limitaciones en los siguientes aspectos:

• El NOAEL debe, por definición, ser una de las dosis experimentales probadas (el NOAEL generalmente se determina como la siguiente dosis inferior al LOAEL).
• Una vez identificado el NOAEL, se ignora la información contenida en los datos restantes.
• Mientras menor sea el número de pruebas en animales de laboratorio, mayor puede ser el NOAEL aparente, lo que acentúa la incertidumbre asociada con procedimientos de prueba menos adecuados. (El NOAEL representa un nivel estadístico "de efecto no adverso").
• En el enfoque del NOAEL, no se define el "efecto adverso", en consecuencia, el NOAEL dependerá del diseño experimental específico que se use.

Para contrarrestar estas objeciones se ha propuesto un enfoque alternativo en el cual se usan todos los datos experimentales para establecer una o varias curvas de dosis-respuesta. Luego, éstos se usan para calcular una dosis estándar (benchmark), definido como el límite estadístico inferior para una dosis correspondiente a un nivel específico de riesgo10.

La figura 2 ilustra este procedimiento. Se modela una curva de dosis-respuesta y se adapta a los datos experimentales. Se obtiene el límite máximo de confianza en la curva estimada. La curva de dosis-respuesta se usa para estimar la dosis que produce un bajo nivel de riesgo en el rango de la dosis experimental, por ejemplo en la ED10, la dosis efectiva corresponde a un riesgo excesivo de 10%. (Muchas veces hay problemas para estimar con precisión adecuada un riesgo excesivo de menos de 10% superior al nivel de fondo). Del límite máximo de confianza en esa curva se puede obtener un límite mínimo de confianza en la dosis que produce un riesgo de 10% (el LED10).

Si F representa un factor de seguridad (por ejemplo 100), en una dosis de LED10/F el verdadero riesgo desconocido previsto en la región de dosis baja es menor de 0,1/F, mientras la curva de dosis-respuesta sea ascendente, como en el ejemplo. Esta suposición lineal dará resultados conservadores desde el punto de vista de seguridad.

Este procedimiento se ha aplicado al estudio de varias áreas de la toxicología no relacionadas con el cáncer, incluida la toxicidad sobre el desarrollo y la reproducción y se ha descubierto que da resultados similares a los del NOAEL obtenido estadísticamente. La ventaja de este procedimiento es que hace mucho mayor uso de la información disponible, en lugar de simplemente observar el nivel mínimo de dosis en el que se observan efectos y también considera la variabilidad experimental de los datos en el límite de confianza.

Efectos sin umbral

Los ejemplos de los procesos que se postulan con efectos "sin umbral" son los carcinógenos genotóxicos y mutágenos de células germinales. Sin embargo, no hay ningún acuerdo general sobre la metodología apropiada para tratar estos efectos sin umbral. Algunos de los enfoques aplicados han sido:

• la extrapolación cuantitativa con modelos matemáticos de la curva dosis-respuesta para calcular el riesgo en posibles ingestas o exposiciones humanas;
• la jerarquización relativa de las potencias determinadas experimentalmente;
• la modificación del nivel máximo de "no efecto" al dividirlo entre un "factor de incertidumbre" arbitrario.